0371-60972711
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2016-11-16 14:49:23 來源： 點(diǎn)擊：
好氧顆粒污泥是廢水生物處理中的一種新技術(shù). 與目前普遍使用的活性污泥法中的活性污泥絮體相比，好氧顆粒污泥優(yōu)勢(shì)在于活性污泥絮體在一定條件下生長成為顆粒，在水中沉降速度遠(yuǎn)大于活性污泥絮體，因此，采用好氧顆粒污泥處理廢水，曝氣池中生物濃度可大大提高，沉淀時(shí)間則可大大縮短[1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9, 10]. 普通活性污泥法曝氣池中活性污泥濃度約為3000 mg ·L-1，沉淀時(shí)間30 min到2 h. 而采用好氧顆粒污泥技術(shù)，曝氣池中污泥濃度可達(dá)10000～14000 mg ·L-1，沉淀時(shí)間只需1~3 min[11, 12, 13, 14, 15, 16]. 與普遍應(yīng)用于處理高濃度廢水及難降解廢水的厭氧顆粒污泥相比，好氧顆粒污泥的培養(yǎng)時(shí)間約為1個(gè)星期到1個(gè)月，遠(yuǎn)小于厭氧顆粒污泥啟動(dòng)時(shí)間6個(gè)月[17]. 因此，好氧顆粒污泥技術(shù)有望為當(dāng)今污水生物處理技術(shù)帶來突破性的進(jìn)展.但是，有關(guān)好氧污泥顆?；难芯繒r(shí)間尚短，人們對(duì)好氧顆粒污泥的形成過程、 形成機(jī)制、 各種環(huán)境因素對(duì)好氧顆粒污泥的影響及顆粒污泥微生物學(xué)等，還缺乏深入的研究. 另外，有關(guān)好氧顆粒污泥的研究中，大部分是在實(shí)驗(yàn)室規(guī)模下、 采用較高有機(jī)物濃度的人工配水(如葡萄糖等)作為基質(zhì)，較少利用低有機(jī)物濃度的城鎮(zhèn)生活廢水培養(yǎng)好氧顆粒污泥. 另一方面，城鎮(zhèn)生活廢水中含有各類污染物，COD含量較低，通常小于200 mg ·L-1. 目前這類廢水的處理多采用傳統(tǒng)活性污泥法，廢水的處理效果較好，但傳統(tǒng)活性污泥法處理系統(tǒng)普遍占地面積大，建設(shè)成本高，剩余污泥量大，運(yùn)行費(fèi)用高，而且容易發(fā)生污泥膨脹.
本研究建立中試試驗(yàn)裝置，利用實(shí)際城市污水培養(yǎng)好氧顆粒污泥，并采用共聚焦激光掃描顯微鏡、 X射線衍射等現(xiàn)代分析手段研究所培養(yǎng)顆粒污泥的特性，以期為好氧顆粒污泥技術(shù)的實(shí)際應(yīng)用奠定基礎(chǔ).
1 材料與方法
1.1 試驗(yàn)裝置
中試試驗(yàn)采用圓柱型 SBR 反應(yīng)器，上半部材質(zhì)為有機(jī)玻璃，下半部材質(zhì)為鋼，內(nèi)部刷漆防腐. 反應(yīng)器內(nèi)徑為 1 m，有效高度為4.5 m，有效容積均為 3.5 m3. 采用空氣壓縮機(jī)供氣，通過流量計(jì)控制曝氣量，曝氣量為12.5 m3 ·h-1，反應(yīng)器內(nèi)表面氣體流速為 0.44 cm ·s-1. 反應(yīng)器內(nèi)表面氣體流速定義如下：
反應(yīng)器內(nèi)表面氣體流速(cm ·s-1)=反應(yīng)器內(nèi)的氣體流量(m3 ·s-1)/反應(yīng)器的截面積(m2) ×100
試驗(yàn)裝置見圖 1. SBR 單周期循環(huán)時(shí)間為180 min，其中進(jìn)水8 min，曝氣160 min，沉淀6 min，出水6 min; 整個(gè)運(yùn)行程序利用微電腦時(shí)控開關(guān)控制. 人工模擬廢水由計(jì)量泵從反應(yīng)器上部泵入反應(yīng)器內(nèi)，出水從反應(yīng)器中間的排水口排出，排水比為50%. 在3 h的循環(huán)周期中，反應(yīng)器中的DO濃度始終保持在2 mg ·L-1以上.
圖 1 中試裝置示意 1.原水水池; 2.進(jìn)水泵; 3.微電腦時(shí)間控制器; 4.空氣壓縮機(jī); 5.空氣流量計(jì); 6.曝氣頭; 7.出水泵; 8.排水口
1.2 接種污泥與培養(yǎng)
接種污泥為實(shí)際污水處理廠二沉池回流污泥.該污泥呈黃色松散絮狀結(jié)構(gòu)，性質(zhì)見表 1. 取種泥曝氣24 h后，沉淀30 min，排出上清液，使接種污泥量為總體積的50%，再注入培養(yǎng)污水至正常水位. 接種后，反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度約為3000 mg ·L-1.
試驗(yàn)用水采用污水廠實(shí)際城市污水，進(jìn)水水質(zhì)如表 2.
表 1 接種污泥的性質(zhì)
表 2 進(jìn)水水質(zhì)
1.3 分析方法
(1)常規(guī)分析
COD、 NH+4-N采用快速密閉分光光度法，NO-2-N、 NO-3-N、 TP、 混合液懸浮固體濃度(mixed liquor suspended solid,MLSS)、 混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(mixed liquor volatile suspended solid,MLVSS)，出水懸浮物(suspended solid,SS)濃度均采用標(biāo)準(zhǔn)方法[18]測(cè)定. 采用 Olympus CX31光學(xué)顯微鏡和配套的Olympus 數(shù)碼相機(jī)進(jìn)行圖像采集.
(2)CLSM分析
冷凍切片：將反應(yīng)器中的好氧顆粒污泥取出，用PBS清洗，置于冷凍介質(zhì)Tissue-Tek OCT (Miles,Elkhart,IN)中，-40℃冷凍一夜. 將冷凍的顆粒污泥在旋轉(zhuǎn)冷凍切片機(jī)(CM 1510-Cryostat,Leica,Germany)上切成50 μm厚度的切片[19].
CLSM分析：采用核酸染料SYTO9(25 mmol ·L-1,Molecular Probe,Eugene,OR)對(duì)切片中的細(xì)菌進(jìn)行染色，采用凝集素?zé)晒馊旧珓〤onA-TRITC(250 mg ·L-1,Sigma)對(duì)切片中的EPS進(jìn)行染色. 染色20 min后，用PBS清洗切片樣品. 將清洗后的染色切片樣品置于共聚焦激光掃描顯微鏡(CLSM，LSM 5 Pascal,Zeiss,Jena,Germany)下觀察[19, 20].
(3)好氧顆粒污泥無機(jī)物組成分析
采用X射線衍射(XRD)分析儀分析好氧顆粒污泥中無機(jī)物的組成. 具體方法為：先將樣品在550℃灼燒30 min以上，冷卻，干燥，然后將樣品研磨成粉末，利用Bruker D8 Advance X-ray powder diffractometer采集圖譜(Cu-Kα射線，LynxEye檢測(cè)器，光管電壓40 kV，電流40 mA，2θ測(cè)角范圍10°~80°，步長0.02°，掃描速度為0.3 s ·步-1)，Eva XRD Pattern Processing software (Bruker Co. Ltd.)進(jìn)行數(shù)據(jù)分析.
2 結(jié)果與分析
2.1 好氧顆粒污泥的形成
在顆粒污泥形成過程中，用光學(xué)顯微鏡對(duì)反應(yīng)器中顆粒污泥的形態(tài)進(jìn)行了觀察，其變化如圖 2所示. 可見，隨著培養(yǎng)時(shí)間的進(jìn)行，分散的絮狀污泥逐漸轉(zhuǎn)化成為細(xì)小不規(guī)則的小顆粒，然后慢慢長大為個(gè)體較大、 形狀飽滿的較大顆粒，最終形成橢球形、 邊界清晰的深褐色成熟好氧顆粒污泥. 反應(yīng)器中顆?；勰嗨嫉谋壤饾u增加，由40 d時(shí)的20%左右逐漸增加至100 d時(shí)的85%左右.
圖 2 好氧顆粒污泥的形態(tài)變化
好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中，反應(yīng)器的沉降時(shí)間從30 min逐漸降低到6 min. 減少沉降時(shí)間過程中，由于過量排泥，反應(yīng)器中的污泥濃度(MLSS)從2.13 g ·L-1降低到0.94 g ·L-1(圖 3)，接著顆粒污泥能夠得到更多營養(yǎng)物質(zhì)用于生長，反應(yīng)器內(nèi)的污泥濃度隨著顆?；M(jìn)程逐漸增加，MLSS開始緩慢增加. 運(yùn)行至 40 d時(shí)，顆粒粒徑較以前增大，基本趨于成熟. 好氧顆粒污泥粒徑可達(dá)1.0 mm左右. 此時(shí)反應(yīng)器中MLSS濃度在1.2 g ·L-1左右.
污水廠的進(jìn)水為河水. 第75 d時(shí)，由于大量降雨，河水中的懸浮物急劇增加，使反應(yīng)器中的MLSS濃度隨之增加; 降雨停止后，反應(yīng)器中的MLSS濃度回落至正常.
圖 3 中試SBR反應(yīng)器中MLSS、 MLVSS隨運(yùn)行時(shí)間變化
2.2 對(duì)污染物的去除
中試反應(yīng)器出水SS的濃度變化如圖 4所示. 隨著運(yùn)行時(shí)間增加，中試反應(yīng)器中顆粒污泥所占比例越來越高，反應(yīng)器出水中的SS濃度逐漸降低. 但是，與污水處理廠出水一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)相比(出水SS<10 mg ·L-1)，好氧顆粒污泥中試反應(yīng)器由于沉降時(shí)間短(6 min)，導(dǎo)致出水SS仍偏高(平均為60 mg ·L-1).
圖 4 中試SBR反應(yīng)器中出水SS隨運(yùn)行時(shí)間變化
對(duì)COD、 TN、 TP的去除結(jié)果見圖 5. 反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行后，出水COD均維持在50 mg ·L-1以下，較好地實(shí)現(xiàn)了COD的去除; 出水NH+4-N小于2 mg ·L-1，實(shí)現(xiàn)了絕大部分NH+4-N的轉(zhuǎn)化，達(dá)到了實(shí)際污水處理廠的NH+4-N出水指標(biāo); 隨著污泥顆?；倪M(jìn)行，出水TN的濃度逐漸降低，3個(gè)月后出水TN小于15 mg ·L-1. 出水COD、 NH+4-N、 TN均達(dá)到一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn). 好氧顆粒污泥反應(yīng)器對(duì)TP 的去除為50%左右，在系統(tǒng)運(yùn)行的末期階段，出水TP維持在0.57~1.09 mg ·L-1范圍內(nèi).
圖 5 中試SBR反應(yīng)器對(duì)COD、 N、 P的去除
好氧顆粒污泥反應(yīng)器運(yùn)行的完整周期為：進(jìn)水8 min、 曝氣160 min、 沉淀6 min、 出水6 min，沒有缺氧和厭氧階段. 在3 h的循環(huán)周期中，好氧顆粒污泥反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)對(duì)TN和TP的去除率均為50%左右. 圖 5表明，好氧顆粒污泥反應(yīng)器能夠在3 h的周期中，實(shí)現(xiàn)同步N 的硝化和反硝化、 TP的去除. 但由于缺乏缺氧和厭氧階段，雖然出水TN和NH+4-N達(dá)到一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)，但仍可在未來的優(yōu)化研究中，在周期中增加缺氧或厭氧階段，進(jìn)一步提高TN、 TP去除率.
2.3 好氧顆粒污泥中細(xì)菌和EPS的分布
圖 6為一典型的好氧顆粒污泥表面的共聚焦激光掃描顯微鏡(CLSM)圖像. 其中紅色和綠色分別表示EPS和細(xì)菌的分布區(qū)域. 可見，在顆粒污泥表面處，細(xì)菌均勻地分布在EPS構(gòu)成的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)中.
圖 6 好氧顆粒污泥表面的CLSM圖像
圖 7顯示了好氧顆粒污泥的中心橫斷面上的CLSM圖像，紅色和綠色分別代表EPS和細(xì)菌的分布區(qū)域. 可以看出，從整個(gè)好氧顆粒污泥的橫斷面上來看，細(xì)菌主要分布在好氧顆粒污泥表面約50~80 μm的區(qū)域，此后隨著顆粒內(nèi)部深度的增加，菌體分布逐漸越少，而EPS則分布在整個(gè)顆粒污泥中.
圖 7 好氧顆粒污泥中心橫斷面的CLSM圖像
2.4 好氧顆粒污泥的無機(jī)物組成分析 圖 8為好氧顆粒污泥中物質(zhì)的XRD圖譜，通過XRD圖譜分析可以看出，其成分比較復(fù)雜，主要成分有：SiO2、 CaSO4、 Ca(Al2Si2O8)、 Fe2O3. 其中最高波峰為SiO2.
圖 8 好氧顆粒污泥XRD圖譜
3 討論
好氧顆粒污泥培養(yǎng)初期，為了促進(jìn)好氧顆粒污泥的產(chǎn)生，改變運(yùn)行方式，增加曝氣時(shí)間，減少沉淀時(shí)間，加大選擇壓，這有利于排除一些沉降速率慢的污泥. 此時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)污泥的沉降性能得到了明顯的改善，但是由于沉淀時(shí)間縮短，反應(yīng)器的出水SS變大，反應(yīng)器內(nèi)的 MLSS 有所降低(圖 3). 經(jīng)過將近20 d的培養(yǎng)，反應(yīng)器內(nèi)都出現(xiàn)了好氧顆粒污泥，污泥濃度也開始逐漸增加，MLSS維持在1200 mg ·L-1左右. 由于實(shí)際污水濃度較低，且其中含有30%~40%左右的工業(yè)廢水，污泥顆?；螅勰酀舛炔]有大幅度的提高.
中試系統(tǒng)的接種污泥也為實(shí)際污水廠中的二沉池剩余污泥，MLVSS/MLSS比例約為50%，污泥活性較低，初期培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥的MLVSS/MLSS比例也為50%左右，與實(shí)際污水廠活性比相當(dāng); 隨著運(yùn)行時(shí)間的增加，MLVSS/MLSS比例有所增加，達(dá)到60%以上，反映出培養(yǎng)的好氧顆粒污泥活性增加.
好氧顆粒污泥中試反應(yīng)器由于沉降時(shí)間短(6 min)，導(dǎo)致出水SS偏高(圖 4). 因此在未來實(shí)際應(yīng)用時(shí)，需要增加過濾工藝.
圖 5顯示50%的TN得到去除，表明培養(yǎng)的好氧顆粒污泥具有同步硝化和反硝化的能力. 這是由于好氧顆粒污泥的多菌種結(jié)構(gòu)，且基質(zhì)和O2的傳質(zhì)阻力隨著粒徑的增加而增大、 大顆粒的孔隙率也隨著顆粒的深度而減小，好氧顆粒污泥內(nèi)部形成多種微環(huán)境，可同時(shí)滿足脫氮所需的不同條件：O2作為電子受體時(shí)，可進(jìn)行氨氧化; NO-3-N作為電子受體時(shí)，可在缺氧區(qū)脫氮[21, 22]. 傳統(tǒng)活性污泥法中，通常在不同區(qū)域需要使用回流泵，因此具有同步硝化和反硝化功能的好氧顆粒污泥有望大大提高廢水生物處理的效率，節(jié)省能耗.
圖 5同時(shí)顯示好氧顆粒污泥反應(yīng)器對(duì)TP的去除效率約為50%. 好氧顆粒污泥對(duì)磷的去除主要通過聚磷菌(PAOs)厭氧釋磷和好氧吸磷將磷以胞內(nèi)多聚磷酸鹽的方式通過排泥去除. 中試試驗(yàn)過程中沒有進(jìn)行排泥，但由于反應(yīng)器沉降時(shí)間短(6 min)，導(dǎo)致出水SS較高(平均為65 mg ·L-1，圖 4)，TP主要由出水中的SS帶走. 另外有研究表明，好氧顆粒污泥對(duì)磷的去除除了傳統(tǒng)的生物除磷途徑外，還有一部分是由于磷在顆粒污泥內(nèi)部的化學(xué)沉淀作用而被去除[23, 24].
圖 6反映了好氧顆粒污泥表面EPS和細(xì)菌的分布，圖 7則顯示了EPS和細(xì)菌在整個(gè)好氧顆粒污泥中心橫斷面上的分布. 可以看出，好氧顆粒污泥中EPS均勻分布在整個(gè)顆粒污泥中，而細(xì)菌則主要分布在表面50~80 μm處，越靠近顆粒內(nèi)部，由外到內(nèi)逐漸減少. 文獻(xiàn)[25, 26]發(fā)現(xiàn)EPS中的藻多糖具有很強(qiáng)的凝聚能力，好氧顆粒污泥中的藻多糖通過形成具有三維空間結(jié)構(gòu)的細(xì)菌藻酸鹽-金屬凝膠而對(duì)顆粒污泥的形成起骨架作用. 從顆粒污泥的整體結(jié)構(gòu)(圖 6、 7)可以推斷好氧顆粒污泥主要骨架結(jié)構(gòu)為EPS，各種菌群鑲嵌在EPS組成的凝膠網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)內(nèi).
顆粒污泥的VSS/SS比例為50%~60%左右，顆粒污泥中含有較多的無機(jī)物. XRD圖譜顯示，這些無機(jī)物以SiO2為主，以及一些金屬離子鐵、 鋁、 鈣等. 中試試驗(yàn)中的實(shí)際城市污水的成分十分復(fù)雜，含有很多泥沙，還包含30%~40%的工業(yè)廢水，這些基本在XRD譜圖中得以體現(xiàn). 一些學(xué)者[27]曾提出顆粒污泥形成的“晶核假說”原理. 該假說認(rèn)為好氧顆粒污泥的形成過程類似于結(jié)晶過程. 在晶核的基礎(chǔ)上，好氧顆粒污泥不斷發(fā)育，最終形成成熟的好氧顆粒污泥. 該原理所指的晶核一般為接種污泥中的惰性載體或無機(jī)雜質(zhì)等微粒物質(zhì). 圖 8中無機(jī)晶體的存在與“晶核假說”一致，在好氧顆粒污泥形成初期，這些無機(jī)微粒提供晶核，促進(jìn)了好氧顆粒污泥的形成; 在顆粒污泥形成的后期，這些晶核與EPS一起共同維持好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性.
4 結(jié)論
(1)采用實(shí)際城市污水在序批式反應(yīng)器(SBR)中成功培養(yǎng)出性能良好的好氧顆粒污泥. 培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥在3 h的一個(gè)好氧循環(huán)周期中，反應(yīng)器出水COD<50 mg ·L-1，NH+4-N<5 mg ·L-1，TN<15 mg ·L-1，對(duì)TN和TP的去除率達(dá)50%，顯現(xiàn)出較好的污染物去除效果.
(2) 成熟的顆粒污泥對(duì)COD具有較強(qiáng)的吸附與降解性能，實(shí)現(xiàn)了N的同步硝化反硝化和P的去除.
(3)在好氧顆粒污泥表面處，細(xì)菌均勻分布在EPS構(gòu)成的網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)中; 而從整個(gè)好氧顆粒污泥的三維結(jié)構(gòu)看，細(xì)菌主要分布在好氧顆粒污泥表面約50~80 μm的區(qū)域，越往內(nèi)部細(xì)菌的分布越少，EPS則分布在整個(gè)顆粒污泥中，構(gòu)成了好氧顆粒污泥的骨架.
(4)XRD分析顯示，好氧顆粒污泥中的無機(jī)物以SiO2為主，以及一些金屬離子鈣、 鐵、 鋁等. 這些無機(jī)微?？赡茉诤醚躅w粒污泥形成初期為好氧顆粒污泥的形成提供晶核，促進(jìn)了好氧顆粒污泥的形成，在顆粒污泥形成后期，這些晶核與EPS一起維持好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性.
