好氧顆粒污泥由微生物自凝聚形成, 與絮狀污泥相比, 具有沉速快、生物相豐富、抗沖擊負荷能力強等優(yōu)點, 被認為是*有前景的污水處理技術之一.目前, 好氧顆粒污泥已廣泛運用于處理城市污水、重金屬污水、印染廢水及高濃度食品廢水等.其中, 利用顆粒污泥進行脫氮除磷對研究顆粒污泥形成與穩(wěn)定及同步去除氮磷機制具有重要意義.

  大量研究表明, 碳源對污泥物理性能、菌落結構、脫氮除磷等具有顯著影響.王迪等發(fā)現, 醋酸鈉和葡萄糖為碳源培養(yǎng)的顆粒污泥, 兩者粒徑和污泥容積指數(sludge volume index, SVI)相近(粒徑分別為1.1 mm和1.0 mm, SVI分別為31 mL?g-1和26 mL?g-1), 但前者不含絲狀菌而后者則有少量絲狀菌存在; 高景峰等進一步證明, 以揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acids, VFAs)為碳源時, 短桿菌較多, 球菌較少, 而以葡萄糖為碳源時球菌多, 且存在大量與聚糖菌(glycogen accumulating organisms, GAOs)有關的八疊球菌.但總體而言, 這方面研究較少.

  碳源對生物除磷有重要影響.普遍認為, 以醋酸、丙酸等VFAs為碳源時, 聚磷菌(polyphosphate accumulating organisms, PAOs)易于富集, 而以葡萄糖為碳源時, GAOs會大量富集導致系統(tǒng)非穩(wěn)態(tài)運行, 抑制PAOs生長而導致反應器喪失除磷能力.但也有研究者發(fā)現, 葡萄糖為碳源時PAOs數量遠高于GAOs數量(兩者分別為45.5%和4.26%).相比較而言, 碳源對脫氮影響較小.醋酸鈉反應器脫氮效率在90%以上, 盡管反硝化速率是葡萄糖為碳源的1.37倍, 但葡萄糖反應器脫氮效率也在80%以上.綜上看出, 碳源對除磷的影響有待更進一步研究.

  另外, 研究者發(fā)現, 碳源對污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)、糖原及磷的形態(tài)也有影響. Ye等發(fā)現, 分別以醋酸鈉和葡萄糖為碳源時, EPS中蛋白質(protein, PN)均為主要組成部分且質量分數相當, 但后者多糖(polysaccharide, PS)質量分數較高(PN、PS與污泥穩(wěn)定性有重要聯系[1]), 而其他學者以葡萄糖為碳源時發(fā)現, EPS中PS質量分數顯著高于PN.污泥中總磷(total phosphorus, TP)和總糖是系統(tǒng)中PAOs和GAOs數量重要指示, 醋酸鈉為碳源時, 污泥中總糖較低, 而TP較高, 除磷能力強.近年來, 研究者進一步發(fā)現污泥中磷的形態(tài)與磷去除機制有關, 葡萄糖與醋酸鈉(配比為1:1) 混合碳源時, 無機磷(inorganic phosphorus, IP)中鐵與鋁結合態(tài)磷(Fe/Al-P)為污泥中磷的主要存在形式, 然而一些研究者認為除磷系統(tǒng)中與Ca結合的Ca-P為主要形式, 這可能與其進水組分有關.總之, EPS、TP和總糖及磷組份的差異是否與碳源基質有關, 還有待于深入研究.

  因此, 本試驗在SBR反應器中, 以成熟脫氮除磷顆粒污泥(醋酸鈉為碳源)為研究對象, 逐級增加葡萄糖比例, *終培養(yǎng)成葡萄糖為**碳源的好氧顆粒污泥, 研究此碳源脅迫過程中顆粒污泥物理、生化性能的變化, 深入探究其相互關系, 進一步豐富碳源對顆粒污泥脫氮除磷的影響研究.

  1 材料與方法1.1 試驗裝置及運行方式

  試驗用SBR反應器(圖 1)由圓柱形雙層有機玻璃制成, 總容積5 L, 有效容積4 L, 內層為反應主體部分, 直徑16 cm, 高25 cm, 外層為循環(huán)水用于溫度控制.反應器體積交換率為50%, pH值為7.5~8.5, 溫度為26℃左右, 攪拌轉速為96 r?min-1左右, 好氧段曝氣流量約為0.45~0.80 L?min-1.反應器每周期運行288 min, 其中包括進水1 min、厭氧80 min、曝氣193 min、沉淀5 min、排水5 min及閑置4 min, 好氧末端排出一定量泥水混合物, 控制污泥齡為23 d左右.

  1.進水泵; 2.攪拌電機; 3.攪拌槳; 4.微孔曝氣盤; 5.出水泵; 6.空氣泵; 7.循環(huán)水進水口; 8.循環(huán)水出水口; 9.顆粒污泥

圖 1 SBR反應器裝置示意

  1.2 試驗用水

試驗用水由人工配制, 其組成成分見表 1.

表 1 進水成分

  1.3 試驗方法

本次試驗按進水COD組成成分不同分為5階段, 其中階段Ⅰ以醋酸鈉為**碳源, 階段Ⅱ至階段Ⅳ碳源為醋酸鈉和葡萄糖, 其對COD的貢獻比例分別為3:1、1:1和1:3, 階段Ⅴ以葡萄糖為**碳源, 反應器共運行705 d.通過試驗研究碳源脅迫下, 各階段污泥形態(tài), 氮和磷的去除狀況及其*大反應速率, 污泥中EPS、總糖及TP含量及污泥中磷形態(tài), 探討碳源對微生物形態(tài)、反應速率及污泥形態(tài)的影響, 分析碳源種類與微生物形態(tài)、EPS、磷的形態(tài)之間的關系.

  1.4 分析測試方法1.4.1 SMT法測定污泥中磷的形態(tài)及含量

SMT法將污泥中TP形態(tài)分為4類, 分別為Fe/Al-P、Ca-P、有機磷(organic phosphorus, OP)和IP, 其分析方法如圖 2所示.

圖 2 SMT分析方法

  1.4.2 污泥中EPS提取及測試

本試驗采用加熱法提取污泥中EPS, 其具體方法如下：取適量泥水混合物, 用去離子水離心清洗(6 000 r?min-1, 10 min)3次, 撇去上清液, 向污泥中加EPS提取液(2mmol?L-1 Na3PO4, 4 mmol?L-1 NaH2PO4, 9 mmol?L-1 NaCl和1 mmol?L-1 KCl, pH=7) 恢復至原體積, 置于沸水浴15 min(每5 min取出進行振蕩), 結束后樣品經離心(12 000 r?min-1, 15 min)后, 取上清液測定污泥中EPS; EPS中PS、PN和腐殖酸(humic acid, HA)分別采用蒽酮法和修正的福林酚法測定, 核酸(nucleic acid, NA)采用分光光度計(260 nm)測定.

  1.4.3 污泥反應速率測定

通過燒杯試驗測定污泥去除氮和磷的生化反應速率, 其具體操作如下：從反應器中取一定量顆粒污泥混合液, 經離心清洗后置于燒杯試驗裝置中定容, 然后分別投加特定試驗基質(釋磷試驗投加相應碳源, 吸磷試驗在厭氧釋磷結束后清洗后再投加磷并進行曝氣, 硝化試驗投加氮和碳酸氫鈉并進行曝氣, 反硝化試驗投加碳源和氮, 基質必須充足), 控制反應過程中溫度(25~28℃)和pH值(7.0~7.5), 在不同時刻測定相應的氮和磷的質量濃度, 分別繪制ρ-t曲線, 利用曲線的*大斜率計算得到污泥*大釋磷、吸磷、硝化及反硝化速率.

  1.4.4 常規(guī)指標

NH4 -N、NO2--N、NO3--N、PO43--P、MLSS、MLVSS及SVI等參照文獻測定; 顆粒污泥形態(tài)采用生物顯微鏡(舜宇EX20, 寧波)和掃描電鏡(JSM-IT300, 日本)進行觀察; 顆粒污泥經超聲(新芝JY92-Ⅱ, 寧波)預處理后, 采用蒽酮比色法測污泥中總糖.

  2 結果與討論2.1 醋酸鈉為碳源(階段Ⅰ)顆粒污泥的性能

階段Ⅰ顆粒污泥反應器運行123 d, 該顆粒污泥[圖 3(a)]呈淡黃色, 邊界清晰, 呈球形或橢球形, 平均粒徑在1.0 mm左右, SVI在38.97 mL?g-1以下; 顆粒污泥表面和內部生長著一定數量的絲狀菌(圖 3), 球菌和短桿菌等微生物附著于絲狀菌周圍, 污泥內存在一定數量的孔隙和空腔來傳輸微生物生長需要的營養(yǎng)物質和溶解氧[圖 3(b)].

圖 3 階段Ⅰ顆粒污泥形態(tài)

  顆粒污泥系統(tǒng)在該階段對氮和磷的去除狀況見圖 4(a). 123 d內厭氧末端磷(Pant)由60 mg?L-1緩慢上升到近120 mg?L-1, 而出水磷維持在0.78 mg?L-1左右; 出水NH4 -N維持在0.14 mg?L-1以下, 未檢測出NO2--N, 出水NO3--N開始56 d內較穩(wěn)定(約為1.88 mg?L-1), 之后逐漸上升, 82 d達*大9.42 mg?L-1, 然后逐漸降低至1.0 mg?L-1左右.

圖 4 階段Ⅰ污泥脫氮除磷性能

27d時, 反應器某一周期內顆粒污泥對營養(yǎng)物質的降解特性見圖 4(b).厭氧段期間, 8 min內COD由196.68 mg?L-1迅速下降到61.04 mg?L-1, *后維持至40 mg?L-1左右, *大降解速率為194.07 mg?(g?h)-1.磷在20 min內迅速上升到84.03 mg?L-1, *大釋磷速率為64.68 mg?(g?h)-1, 釋磷總量為74.39 mg?L-1; 好氧開始95 min內磷快速降低到9.38mg?L-1, *大吸磷速率為33.34 mg?(g?h)-1, 吸磷總量83.09 mg?L-1.厭氧段NH4 -N略有下降, 好氧段NH4 -N由21.74 mg?L-1下降到1.85 mg?L-1, 期間*大硝化速率7.27 mg?(g?h)-1, 好氧段結束時, 磷、NH4 -N、NOx--N均在1.0 mg?L-1以下.

  2.2 碳源脅迫下顆粒污泥的性能變化2.2.1 污泥表觀形態(tài)

  碳源脅迫下顆粒污泥形態(tài)及內部菌落的變化見表 2及圖 5.從其中數據看出, 階段Ⅳ為污泥形態(tài)變化拐點, 該階段污泥粒徑、邊界及質地均有顯著變化.內部菌落變化較小, 球菌作為構成主體, 絲狀菌存在于各階段, 階段Ⅴ中觀察到有少量桿菌, 各階段顆粒污泥都具有較好的沉降性能.

表 2 好氧顆粒污泥物理性狀

圖 5 碳源脅迫下顆粒污泥形態(tài)變化

  2.2.2 反應器脫氮除磷效果

  由圖 6(a)可知, 階段Ⅱ到階段Ⅳ, Pant由110 mg?L-1逐漸下降到15 mg?L-1以下, 出水磷在352 d前約維持在1.04 mg?L-1, 之后直到階段Ⅳ末期呈上升趨勢, *高可達21.34 mg?L-1, 階段Ⅴ中, Pant由8.23mg?L-1緩慢上升到45.58 mg?L-1并維持穩(wěn)定, 出水磷則呈下降趨勢, 到644 d降低為0.86 mg?L-1.較高的Pant推斷出, 系統(tǒng)中存在大量PAOs, 有利于除磷.

圖 6 碳源脅迫下脫氮除磷歷時變化

  圖 6(b)看出, 階段Ⅱ到階段Ⅴ, 出水NH4 -N和NO2--N基本維持在1.0 mg?L-1以下, 出水NO3--N變化顯著, 階段Ⅱ到階段Ⅳ呈上升趨勢, 階段Ⅳ結束時, 其值高達21.75 mg?L-1, 階段Ⅴ呈顯著下降趨勢, 由21.75 mg?L-1下降到0.50 mg?L-1.從階段Ⅱ到階段Ⅳ, 系統(tǒng)脫氮除磷性能逐級變差, 而進入階段Ⅴ后經過一定穩(wěn)定時間, 系統(tǒng)同步脫氮除磷性能逐漸恢復.

  上述結果看出, 顆粒污泥在碳源脅迫下, 雖保持良好的沉降性能, 但污泥形態(tài)和內部微生物構成發(fā)生了變化, 其中磷的變化更為顯著.例如, 階段Ⅳ葡萄糖為主要進水碳源, 污泥形態(tài)發(fā)生了顯著變化, 系統(tǒng)除磷能力喪失; 同時污泥粒徑變小, 外部DO滲透破壞顆粒污泥內部微缺氧環(huán)境, 反硝化能力降低.由此可見, 碳源是影響系統(tǒng)效果的重要因素.

  2.3 不同階段顆粒污泥其他性能參數轉變2.3.1 顆粒污泥生化反應性能

取各階段內不同時段污泥進行燒杯試驗, 得到表 3污泥生化特性.反應器由階段Ⅰ到階段Ⅴ運行過程中, 污泥*大釋/吸磷速率、硝化速率和反硝化速率呈先降低后緩慢上升的趨勢, MLSS及MLVSS也有同樣變化趨勢.

表 3 污泥生化反應性能

  結合圖 4和6看出, 階段Ⅰ顆粒污泥*大釋/吸磷速率快, 系統(tǒng)除磷能力強, 相比較而言, 階段Ⅴ系統(tǒng)除磷能力也較強但其*大釋/吸磷速率較慢; 各階段污泥齡在23 d左右, 曝氣量充足的情況下, 系統(tǒng)硝化速率基本維持在7mg?(g?h)-1以上, 出水基本沒有NH4 -N, 在較低出水NOx--N下, 階段Ⅰ相比階段Ⅴ具有更高的反硝化速率; 階段Ⅳ, 污泥濃度及生化反應速率*慢, 此時顆粒污泥結構松散, 微生物易于流失.

  2.3.2 顆粒污泥中總磷和總糖

取各階段好氧末端污泥測定其總糖與TP含量, 其變化見表 4.隨著進水中葡萄糖的增加, 污泥中總糖由63.77 mg?g-1顯著上升到224.18 mg?g-1; 而TP從階段Ⅰ到階段Ⅳ則顯著下降, *低為21.88 mg?g-1, 階段Ⅴ又上升到69.60 mg?g-1, 維持了較高水平.可見, 葡萄糖為基質時有利于糖原的合成.

表 4 不同階段顆粒污泥總糖與TP變化/mg?g-1

  結合圖 4、圖 6和表 4可以看出, 階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅴ中, 污泥中TP在69.60 mg?g-1以上, 此時污泥中總糖雖然差別很大, 但系統(tǒng)平均除磷率均在80%以上, 而階段Ⅳ污泥總糖在200 mg?g-1以上, 低于階段Ⅴ總糖, 其TP*低僅為21.88 mg?g-1, 系統(tǒng)幾乎喪失除磷能力.這可能由于系統(tǒng)中PAOs數量減少, 而以球菌形式存在的GAOs數量增多引起, 導致厭氧段合成胞內儲存物質的種類和途徑發(fā)生了變化, 影響磷的去除; 同時生物除磷污泥總糖含量較高, 間接說明GAOs與PAOs共存, 這一結論與Beer的結果一致.

  *新研究發(fā)現, 污泥中磷組分與污泥除磷有直接關系.為此課題組利用SMT法研究了不同階段污泥中磷組分情況(見表 5), 發(fā)現IP為主要組成, IP中Ca-P質量分數在60%以上, 這與本試驗中進水投加CaCl2有關; 階段Ⅳ中, Ca-P和Fe/Al-P在TP中的質量分數*低分別為40.60%和15.19%, 而對應此時污泥中TP和釋/吸磷速率*低(見表 4和表 3), 系統(tǒng)除磷能力*差; 而階段Ⅰ中其值*高分別為57.34%和21.36%, 此時除磷能力*強.其中, OP與微生物代謝有關, 而Ca-P和Fe/Al-P不僅作為構成顆粒污泥的重要晶核存在, 同時參與了聚磷合成及營養(yǎng)物質的運輸, 影響系統(tǒng)的除磷.

表 5 SMT法測定污泥中磷的構成/%

  2.3.3 顆粒污泥中EPS

   圖 7顯示不同階段顆粒污泥EPS組成情況, 階段Ⅰ和Ⅱ污泥EPS在350 mg?g-1左右, 而階段Ⅳ和Ⅴ污泥EPS維持在200 mg?g-1左右; 各階段污泥EPS中, PN為其主要組成部分, PN與PS是引起EPS變化主要因素.疏水性PN有利于污泥穩(wěn)定, 親水性PS與污泥解體有關, PN/PS反映顆粒污泥的穩(wěn)定性.結合圖 3和圖 5可以看出, PN/PS變化與污泥形態(tài)結構變化呈顯著正相關, PN/PS在4以上時, 顆粒污泥表現出良好的形態(tài)結構.

圖 7 碳源脅迫下顆粒污泥EPS的變化

  綜上所述, EPS作為運輸細胞內外物質的通道, 間接反映了微生物生長狀況.以醋酸鈉為主碳源的系統(tǒng)中, 具有較高釋/吸磷速率, 系統(tǒng)除磷能力較強, EPS分泌量較高, 當葡萄糖為單一碳源時, 雖然系統(tǒng)可以維持較高除磷率, 但污泥釋/吸磷速率顯著減慢, EPS總量也隨之降低; 另外, 階段Ⅰ和Ⅴ中, 污泥中存在一定數量的桿菌(反硝化微生物主要以桿菌為主, 但其極易流失), 反硝化速率較快, 系統(tǒng)具有較高脫氮能力.具體參見污水寶商城資料或http://www.dowater.com更多相關技術文檔。

  3 結論

  (1) 好氧顆粒在碳源脅迫下, 污泥物理形態(tài)和菌種結構發(fā)生了較顯著變化, 絲狀菌和球菌廣泛存在, 尤其以葡萄糖為主的碳源系統(tǒng)中, 球菌數量較多.

  (2) 以醋酸鈉為主碳源系統(tǒng)中, 污泥釋/吸磷速率, 污泥TP均較高, 系統(tǒng)表現出良好的除磷效果; 當增加進水中葡萄糖比例時, 污泥釋/吸磷速率降低至接近零, 污泥中TP降低到21.88 mg?g-1, 系統(tǒng)喪失除磷能力; 當葡萄糖為**碳源時, 污泥釋/吸磷速率和污泥TP均呈現回升, 系統(tǒng)獲得較好的除磷效果.

  (3) 不同運行階段污泥生化反應速率表明, 碳源不影響硝化反應, 而以短桿菌形態(tài)存在的反硝化菌由于顆粒污泥結構的變化而流失, 導致出水NO3--N較高, *高達21.75 mg?L-1.當污泥性能穩(wěn)定, 葡萄糖為**碳源時, 污泥中仍含少量短桿菌, 反硝化速率也提高到18.78 mg?(g?h)-1, 保證系統(tǒng)具有較高的氮去除率.

  (4) 污泥中IP占TP的65%以上, 其中Ca-P是構成IP的主要部分; 另外, 醋酸鈉為主的碳源系統(tǒng)中, 顆粒污泥EPS*高, 隨著進水葡萄糖的增加, EPS逐漸降低, 當葡萄糖為單一碳源時, EPS*低; PN/PS在4以上時, 顆粒污泥結構穩(wěn)定.