王陸璽,周 楠,王晨旭,蘇海佳 (北京化工大學(xué),北京市生物加工過程重點實驗室,北京 100029)

近年來好氧顆粒污泥技術(shù)在實際廢水處理過程中發(fā)揮了重要的作用,其應(yīng)用得到了廣泛關(guān)注.與常規(guī)絮狀污泥技術(shù)相比,該技術(shù)通過微生物間相互作用形成的聚集體結(jié)構(gòu)更加致密,沉降速度更大,對污染物負(fù)荷和環(huán)境條件變化具有高彈性的適應(yīng)性[1].然而,影響這種技術(shù)廣泛應(yīng)用的主要原因是污泥的啟動期長和穩(wěn)定性低[2-3].污泥的顆?；^程受各種因素的影響,如種子污泥,底物組成,pH 值[4],溫度控制[5]、反應(yīng)器操作條件[2,6]、沉降時間[5]及水力剪切力[7]等特性在污泥顆粒化過程中起著非常重要的作用.

研究人員對于反應(yīng)器的高徑比(H/D,即反應(yīng)器的高度與其直徑的比值)對好氧顆粒污泥的形態(tài)及其特性產(chǎn)生的影響進行了較多的研究.高景峰等[8]在H/D分別為1:1 和5:1的SBR反應(yīng)器中進行好氧顆粒污泥的培養(yǎng),通過研究證明,H/D為5:1的反應(yīng)器僅16d就實現(xiàn)了顆?；?而H/D為1:1的反應(yīng)器經(jīng)過36d才實現(xiàn)顆粒化.而且通過觀察粒徑的分布情況和污泥的形態(tài)結(jié)構(gòu),發(fā)現(xiàn)高徑比較高的反應(yīng)器中所培養(yǎng)而成的好氧顆粒污泥相比高徑比較低的反應(yīng)器粒徑更大,結(jié)構(gòu)更密實,性能更穩(wěn)定,形態(tài)更規(guī)則. Long等[9]使用循環(huán)式好氧顆粒污泥反應(yīng)器,有效容積為 24.2L,高徑比為 22.4,底部曝氣,表觀氣速為 1.2～2cm/s.試驗采用成熟好氧顆粒污泥作為接種污泥.穩(wěn)定運行65d后,好氧顆粒污泥出現(xiàn)解體的現(xiàn)象,污泥破碎洗出.張彥灼等[10]利用圓柱形、高徑比為 6.5,有效體積 25L的 SBR進行好氧顆粒污泥的培養(yǎng).體積交換率為 50%;維持水溫在 25℃.穩(wěn)定運行20d后,開始出現(xiàn)好氧顆粒污泥小顆粒,65d后成功培養(yǎng)出成熟穩(wěn)定的好氧顆粒污泥.

同時對于SBR反應(yīng)器,除高徑比與反應(yīng)器形狀的影響之外,由于SBR反應(yīng)器沒有專門的攪拌裝置,主要依靠氣流實現(xiàn)循環(huán),反應(yīng)器的內(nèi)部構(gòu)型會嚴(yán)重影響內(nèi)部泥水混合物的流體特性以及水力剪切力的變化,從而對污泥的生長和顆?；^程產(chǎn)生了一定的影響.牛姝等[11]在連續(xù)流氣提式好氧顆粒污泥流化床(CAFB)反應(yīng)器中,采用逐級遞增負(fù)荷的運行方式培養(yǎng)好氧顆粒污泥.結(jié)果表明,CAFB反應(yīng)器運行 12d后,MLSS達(dá)到6000mg/L,SVI值穩(wěn)定在 35mL/g左右,形成了大量的顆粒污泥.但在運行32d后,絲狀菌大量繁殖,污泥膨脹.這說明CAFB有利于好氧顆粒污泥的形成,但是在維持好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性方面還有待提高.

本文采用擋板式與圓筒式SBR反應(yīng)器,研究了SBR反應(yīng)器的構(gòu)型對泥水混合物的流體特性的影響,從而對顆粒污泥的形成特性以及胞外聚合物(EPS)等產(chǎn)生了一定的影響,能夠更深入的理解外部高剪切力對細(xì)胞顆粒化的作用.

1 材料和方法

1.1 活性污泥和進水水質(zhì)

實驗采用絮狀活性污泥作為種泥,取自北京市高碑店污水處理廠,初始濃度是 7400mg/L.實驗進水采用人工合成的模擬廢水,以乙酸鈉(C2H3NaO2)作為碳源,氯化銨(NH4Cl)為氮源,硫酸鎂(MgSO4·7H2O)為生長因子;磷酸二氫鉀(KH2PO4)和磷酸氫二鉀(K2HPO4)來維持 pH 值,同時提供一定的磷元素和鉀元素;營養(yǎng)液中C:N:P維持在100:5:1.

1.2 實驗裝置

在本研究過程中,分別采用擋板式(R1)和圓筒式(R2)反應(yīng)器作為基本裝置來培養(yǎng)好氧顆粒污泥.圖1所示為二者的結(jié)構(gòu)示意圖.反應(yīng)器高約110cm,直徑約為80mm,高徑比為16,圓筒和擋板高約 75mm,圓筒直徑約為 50mm.實驗過程中采用頂部進水的方式,設(shè)定體積交換率為50%.兩種SBR反應(yīng)器采取相同的工作周期,每個工作周期可分為進水、曝氣、沉降、出水四個階段.根據(jù)污泥生長狀況對進水COD以及沉降時間進行調(diào)節(jié).另外,采用 SG9-ELK型便攜式溶氧儀監(jiān)測溶氧量.如表1所示.

圖1 SBR反應(yīng)器(左:R1-擋板式反應(yīng)器;右:R2-圓筒式反應(yīng)器)Fig.1 Illustration of SBRs (Left: R1-baffle SBR; right:R2-cylinder SBR)

表1 反應(yīng)器運行參數(shù)Table 1 Operation parameters of SBRs

1.3 實驗方法

污泥參數(shù)的測定包括對混合液懸浮固體濃度(mixed liquid suspended solids,MLSS)、沉降體積指數(shù)(Sludge Volume Index,SVI)的測定.測定方法為國標(biāo)法[12]. SVI以沉降30min為標(biāo)準(zhǔn).出水參數(shù)的測定有: COD、氨氮、TN、TP等參數(shù).其中,COD的測定采用重鉻酸鉀法,氨氮的測定采用納氏試劑分光光度法,TN的測定采用堿性過硫酸鉀法,TP的測定采用抗壞血酸法[12].胞外聚合物的提取方法為氫氧化鈉法,蛋白質(zhì)的測定方法為考馬斯亮藍(lán)法,多糖的測定方法為蒽酮法[13].同時,利用MF10- LED型光學(xué)顯微鏡觀測污泥顆粒的形態(tài)及其包含的各種微生物相.

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器結(jié)構(gòu)在污泥顆粒化過程中產(chǎn)生的影響

本實驗采用兩種反應(yīng)器,R1反應(yīng)器中間設(shè)一擋板,左升右降實現(xiàn)循環(huán),R2則在反應(yīng)器內(nèi)設(shè)一小的升流套管,內(nèi)升外降,實現(xiàn)循環(huán),反應(yīng)器容量大致相同.在保證進水負(fù)荷、曝氣速率、沉降時間相同的情況下,經(jīng)過一段時間運行,進行 CFD(Computational Fluid Dynamics)軟件模擬分析.結(jié)果如圖 2所示,擋板式反應(yīng)器內(nèi)平均水流流速為0.32m/s,圓筒式反應(yīng)器為 0.43m/s,圓筒式反應(yīng)中水流流速提高了 34.4%,這表明圓筒式反應(yīng)器提供更高的水力剪切力.

對反應(yīng)器內(nèi)部氣泡分布的模擬計算表明,圓筒式反應(yīng)器內(nèi)部氣泡分布更加均勻,這是由于其內(nèi)部升流管較小,且其截面為圓柱形.而擋板式反應(yīng)器橫截面為半圓形,曝氣過程中會偏移至半圓形的一邊,導(dǎo)致升流管內(nèi)部有湍流,影響整個系統(tǒng)的循環(huán)(圖2).

研究表明剪切力對好氧顆粒污泥的顆?；^程有很大的影響,在 SBR反應(yīng)器中,剪切作用大部分是來自曝氣階段中所激發(fā)的液體傳動.一般來說,剪切作用會隨著SBR反應(yīng)器中表觀氣體上升速率的增大而增大,二者呈正相關(guān)變化[14].魯磊等[15]研究了好氧顆粒污泥在剪切力呈梯度變化下的特征變化,發(fā)現(xiàn)當(dāng)SBR反應(yīng)器中曝氣量為0.3L/min時所產(chǎn)生的水力剪切力較為適宜,此時微生物易于聚集成規(guī)則的顆粒污泥;但將曝氣量提高到0.4L/min則會使污泥遭到?jīng)_刷,污泥的顆粒結(jié)構(gòu)被破壞,在一定程度上加快了顆粒污泥的絮化過程.Wang等[16]發(fā)現(xiàn)好氧顆粒污泥只有在上升流速高于1.2cm/s,甚至高于2cm/s時才能形成. Khan等[17]的研究也表明在剪切力較高的條件下培養(yǎng)得到的好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)和性質(zhì)更為穩(wěn)定.因此,剪切力越大,微生物聚合體形成速率越高,好氧顆粒污泥的形成速率就越快.這和本研究的結(jié)果也是相符的.

圖2 氣泡分布模擬圖(左:R1-擋板式SBR反應(yīng)器;右:R2-圓筒式SBR反應(yīng)器)Fig.2 Simulation diagram of bubble distribution (Left:R1-baffle SBR reactor; right: R2-cylinder SBR reactor)

剪切力是指單位面積流體上的切向力,對于一般的牛頓型流體來說,剪切力在數(shù)值上等于液體動力粘滯系數(shù)和速度梯度的乘積[14].從平均液相流速和氣泡分布的模擬來看,在圓筒式反應(yīng)器內(nèi),平均液相流速更高,氣泡分布更均勻,速度梯度更大.所以反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)會直接影響剪切特性,在相同條件下 R2剪切力更大,循環(huán)更徹底,氣液分布更均勻,更加有利于顆粒污泥的形成.

2.2 污泥顆?；^程中污泥參數(shù)的變化

MLSS以及SVI是表征好氧顆粒污泥顆?；潭鹊闹匾獏?shù).為了解不同類型的 SBR反應(yīng)器對好氧顆粒污泥形成過程中所產(chǎn)生的影響,對上述兩種SBR反應(yīng)器中污泥的污泥參數(shù)進行了追蹤測定,同時利用光學(xué)顯微鏡來檢測污泥的形貌特征,測定結(jié)果如圖3～5所示.

圖3 好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中污泥MLSS的變化Fig.3 The change of MLSS during the cultivation of aerobic granular sludge

圖4 好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中污泥SVI的變化Fig.4 The change of SVI during the cultivation of aerobic granular sludge

兩反應(yīng)器MLSS的變化由圖3可知.

第一階段(2～6d),污泥處于顆粒化過程的啟動期.R1、R2中污泥的 MLSS急劇下降,由初始接種的 7400mg/L分別下降至 3520mg/L和2570mg/L.污泥微生物處于對有氧環(huán)境的適應(yīng)階段,大量被淘汰的厭氧污泥微生物流出,導(dǎo)致MLSS急劇下降.同時由于 R2的液相流速較高,更多的絮狀污泥被淘汰,所以在初始階段,MLSS下降的更快一些.

圖5 好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中污泥形貌的變化(放大4倍)Fig.5 The change of sludge morphology during the cultivation of aerobic granular sludge (4x magnification)

第二階段(7～23d)初期,由于 COD 的升高(500mg/L上升至750mg/L),微生物在充足的營養(yǎng)環(huán)境中大量繁殖,R2中污泥的 MLSS上升至3466mg/L;而此時由于沉降時間的減少,R1中MLSS則繼續(xù)下降至2712mg/L.隨后,絲狀菌在營養(yǎng)豐富的條件下大量繁殖纏繞,R1中污泥在第14d后污泥濃度上升至3281mg/L,之后一直穩(wěn)定維持在3400mg/L左右;而由于R1 和R2結(jié)構(gòu)的差異性,R2中產(chǎn)生的剪切力較大,更容易形成顆粒污泥,在第 10d污泥的 MLSS就上升至3930mg/L,之后一直維持在 3600mg/L左右,此時兩反應(yīng)器中開始出現(xiàn)小顆粒污泥(圖 5(c)(f)),這些小顆粒污泥為微生物附著提供了核心物質(zhì),是污泥顆?；臉?biāo)志.

第三階段(24～40d),將進水中COD負(fù)荷增大至1000mg/L,兩反應(yīng)器MLSS隨之升高.R1中污泥的MLSS在第40d升高至4050mg/L,污泥顆粒穩(wěn)定成熟(圖 5(d)).而 R2中污泥的 MLSS在第26d就達(dá)到 4343mg/L,且污泥在第 36d上升至4622mg/L,形成成熟穩(wěn)定的顆粒污泥(圖 5(h)).微生物大量生長并附著在小顆粒污泥表面,在 SBR反應(yīng)器特定的流體力學(xué)條件下逐步生長成為形狀規(guī)則、結(jié)構(gòu)致密的顆粒污泥,成熟的顆粒污泥粒徑最終達(dá)到1mm左右.

第四階段,污泥的沉降時間由 8min降低至5min之后,由于R1、R2中污泥顆粒化進一步增強,污泥 MLSS繼續(xù)升高至 4324,5023mg/L,污泥SVI進一步下降至63,45mL/g.由于反應(yīng)器的結(jié)構(gòu)不同,R2中液體流速更大,剪切力更高,所以污泥的顆?；潭雀鼜?同時顆粒表面更加光滑.

兩種SBR 反應(yīng)器SVI中污泥沉降系數(shù)的變化趨勢如圖 4所示.啟動階段,兩反應(yīng)器中污泥SVI均急劇上升至147mL/g和58mL/g.之后,兩種SBR 反應(yīng)器中SVI均呈下降趨勢,至好氧顆粒污泥成熟時,R1、R2中SVI分別為66mL/g、52mL/g.同時,由圖4不難發(fā)現(xiàn),R1中污泥的SVI始終高于R2,主要是兩反應(yīng)器結(jié)構(gòu)不同而導(dǎo)致.由于 R2中水流流速高于 R1,所以產(chǎn)生的水力剪切力較大.剪切力作為污泥顆?；^程中重要的影響因子,直接關(guān)系到兩反應(yīng)器中好氧顆粒污泥顆?；俾实目炻?通常,在一定范圍之內(nèi),較大的剪切力能夠?qū)ξ勰嗟念w粒化過程起到促進作用[7].

通常情況下,當(dāng)微生物生長受到某一環(huán)境因素作用時,它們會通過形成一個聚合體達(dá)到自我保護的目的,這些因素包括水力剪切力、毒性物質(zhì)的添加等.因此,SBR反應(yīng)器中所產(chǎn)生的水力剪切力越大,微生物聚合體形成速度越快,好氧顆粒污泥的顆粒化過程所需時間就越短.

2.3 污泥顆?；^程中EPS的變化

此外,好氧顆粒污泥中所含微生物分泌的胞外聚合物(EPS)是影響顆?；勰嘈纬傻牧硪粋€關(guān)鍵因素.原因是EPS能夠改變好氧顆粒污泥中微生物表面的性質(zhì),如表面電荷以及表面疏水性[6].兩反應(yīng)器由于結(jié)構(gòu)差異,造成水力剪切力的不同,也會直接影響微生物胞外聚合物(EPS)的分泌特性.

如圖6所示,培養(yǎng)初期,厭氧活性污泥的蛋白/多糖(PN/PS)極低,EPS的產(chǎn)生量也不高,僅為30mg/g SS左右.在好氧顆粒污泥顆粒化過程中,EPS含量不斷升高,蛋白/多糖(PN/PS)也逐漸增大.顆粒化前期(1～14d),EPS漲幅不大,R1、R2分別上升了18.8mg/g SS和17.9mg/g SS,PN/PS也僅為0.73和0.72,此時污泥的顆?；饕墙z狀菌的骨架形成時期.污泥顆粒化后期(15～40d)隨著 COD 的升高,污泥微生物營養(yǎng)物質(zhì)豐富,在滿足自身營養(yǎng)物質(zhì)需求的情況下將多余的碳源及氮源轉(zhuǎn)化為多糖和蛋白[18], EPS含量不斷升高,污泥顆?；潭纫膊粩嗵岣?此時EPS是污泥能夠顆粒化的主要條件.

研究表明剪切力對 EPS含量以及好氧顆粒污泥中所含微生物細(xì)胞表面疏水性都有著一定程度的影響.一般來說,SBR 反應(yīng)器中剪切力越大,好氧顆粒污泥中EPS含量以及細(xì)胞疏水性就會越高.而細(xì)胞表面疏水性與胞外蛋白的含量變化一致,所以水力剪切力越大,胞外蛋白含量就會越高[19].圓筒式反應(yīng)器中剪切力更大,所以蛋白含量要高于擋板式反應(yīng)器.至好氧顆粒污泥成熟穩(wěn)定時,R1中EPS含量為63.9mg/g SS,所含蛋白為 33.7mg/g SS,多糖為 30.2mg/g SS,PN/PS為1.11.R2中成熟的好氧顆粒污泥 EPS含量為89.9mg/g SS,其 中 蛋 白 57.1mg/g SS,多 糖32.8mg/g SS,PN/PS為1.83,整體優(yōu)于R1,顆?；潭容^高.

圖6 污泥顆?；^程中EPS的變化Fig.6 Change of EPS during the cultivation of aerobic granular sludge

顆粒形成結(jié)構(gòu)示意圖如圖 7所示,顆?；男纬蛇^程既有外因水力剪切力的影響,也有胞內(nèi)聚合物的內(nèi)因影響.通過對圓筒式SBR反應(yīng)器和擋板式SBR反應(yīng)器同時培養(yǎng)好氧顆粒污泥的過程進行對比發(fā)現(xiàn),由于圓筒式反應(yīng)器所提供的水力剪切力更大,污泥顆?；乃俾矢?得到的好氧顆粒污泥更加緊湊密實.同時,由EPS含量也可以看出,圓筒式反應(yīng)器中污泥的代謝更加旺盛.因此更加有利于污泥顆粒的形成.

圖7 顆粒形成過程示意Fig.7 The formation process of granular sludge

2.4 污泥顆粒化過程中污染物降解情況分析

顆粒污泥內(nèi)部微生物的種類及結(jié)構(gòu)與顆粒污泥對污染物的去除能力有很大的關(guān)系[20-21].對污泥顆?；^程中污染物降解情況的研究不僅能反映出污泥內(nèi)部微生物的活性,也能為污泥顆?；Y(jié)構(gòu)的形成及穩(wěn)定提供依據(jù)[22].

在污泥培養(yǎng)啟動期的前3d,微生物正在完成由厭氧菌到好氧菌的轉(zhuǎn)變,微生物群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定,兩種SBR 反應(yīng)器中COD的去除率都比較低,只能達(dá)到 50%(圖 8).隨著好氧菌占主導(dǎo)地位,兩種SBR 反應(yīng)器中COD去除率均高達(dá)90%;且隨COD負(fù)荷升高, COD去除率呈緩慢升高趨勢,至顆粒污泥成熟穩(wěn)定時其去除率能夠達(dá)到 97%以上,出水COD在30mg/L以下,去除效果良好.通過對比R1、R2COD去除率能夠發(fā)現(xiàn),兩種SBR反應(yīng)器對 COD的去除效果相當(dāng),這主要是因為COD的去除可由多種不同類型微生物單獨或共同完成,而好氧顆粒污泥的顆粒化程度與 COD的去除效率無太大關(guān)系.

與COD去除相似,氨氮的去除在前3d僅為48%左右(圖 9),此時厭氧菌濃度較大,氨氧化菌較少.當(dāng)兩種SBR 反應(yīng)器運行到10d時,R2中氨氮去除率為77%,運行到14d時,R1中氨氮去除率達(dá)到 73%,這是污泥開始顆?；?、微生物種類增加的結(jié)果.此后 R2中氨氮去除率持續(xù)升高,高于80%且一度達(dá)到 90%,好氧顆粒污泥穩(wěn)定形成后氨氮去除率達(dá)到86.5%.而R1中氨氮的去除率雖有所提升,但僅為82%,低于R2中氨氮的去除率.這可能是由于不同類型的反應(yīng)器所產(chǎn)生的流體流速不同,使得污泥的顆?；M程不同,導(dǎo)致兩反應(yīng)器中氨氮的去除率有所差異.

圖8 污泥顆粒化過程中COD的變化Fig.8 The change of COD during the cultivation of aerobic granular sludge

圖9 污泥顆?；^程中氨氮的變化Fig.9 The change of ammonia nitrogen during the cultivation of aerobic granular sludge

3 結(jié)論

3.1 對圓筒式和擋板式兩種反應(yīng)器的研究表明:在圓筒式反應(yīng)器內(nèi),平均液相流速更高,氣泡分布更均勻,循環(huán)更徹底,水力剪切力較高.在36d內(nèi)培養(yǎng)得到成熟顆粒,其 MLSS達(dá)到 4622mg/L, SVI為52mL/g;而擋板式SBR反應(yīng)器在40d內(nèi)培養(yǎng)得到顆粒污泥,其 MLSS為 4050mg/L,SVI為66mL/g.

3.2 在同樣的 COD負(fù)荷水平下,圓筒式 SBR反應(yīng)器內(nèi)各底物去除效率高于擋板式 SBR反應(yīng)器.

其中,圓筒式反應(yīng)器中 COD 和氨氮去除率分別達(dá)到97%和86.5%;而擋板式反應(yīng)器中COD和氨氮去除率分別為97%和82%.

3.3 由于二者結(jié)構(gòu)不同,相對于擋板式反應(yīng)器,圓筒式反應(yīng)器所提供的水力剪切力更大,污泥顆?；乃俾矢?得到的顆粒污泥更加緊湊密實.

通過本文的研究能夠更深入的理解,反應(yīng)器的構(gòu)型通過影響外部剪切力和氣液的流態(tài)分布,從而影響污泥顆?；某潭?

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