進(jìn)水COD濃度對(duì)A2/O工藝EPS的影響

史長(zhǎng)東，徐恒鐸，趙瑞芳

(1.吉林市能源測(cè)試檢驗(yàn)所，吉林 吉林 132013;2.東北電力大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，吉林 吉林 132012)

A2/O工藝是厭氧－缺氧－好氧生物脫氮除磷工藝(Anaerobic-Anoxic-Oxic process)的簡(jiǎn)稱(chēng)，因其特有的技術(shù)經(jīng)濟(jì)優(yōu)勢(shì)和環(huán)境效益，越來(lái)越受到人們的高度重視，現(xiàn)已成為具有脫氮除磷要求的城市污水處理廠所廣泛采用的工藝。該工藝運(yùn)行過(guò)程中進(jìn)水負(fù)荷的變化對(duì)微生物產(chǎn)生的EPS有顯著影響。EPS的主要成分是一些不同類(lèi)型的高分子物質(zhì)，如多糖，蛋白質(zhì)，核酸等聚合物，EPS填充并且形成了細(xì)菌之間的空間，形成了絮凝體的結(jié)構(gòu);EPS是生物絮體的主要組成部分，EPS占活性污泥中總有機(jī)物的比例大致在50% ～90%之間，絮體中總的EPS質(zhì)量占活性污泥質(zhì)量的80%左右，EPS被認(rèn)為是決定絮凝體物理化學(xué)性質(zhì)和生物性質(zhì)的關(guān)鍵物質(zhì)。微生物被EPS包埋在里面。因此，EPS為固著的細(xì)胞創(chuàng)造了一個(gè)由其本質(zhì)所決定的微生物環(huán)境。研究顯示在傳統(tǒng)活性污泥法中隨著污泥負(fù)荷的減少，溶解氧的增多，EPS的量有所增加。本文主要從進(jìn)水負(fù)荷對(duì)EPS合成的影響進(jìn)行探討。檢測(cè)中以LB、TB的量來(lái)衡量EPS的含量。LB(Loosely Bound EPS)為松散附著層，TB(Tightly Bound EPS)為緊密粘附層。LB位于外層，它的結(jié)構(gòu)較松散，是可向周?chē)鷶U(kuò)展且沒(méi)有明顯邊緣的粘液層;TB位于LB的內(nèi)層，它與細(xì)胞的表面結(jié)合比較緊密，具有一定外形，并且穩(wěn)定地附著于細(xì)胞壁外。

國(guó)內(nèi)外關(guān)于EPS的研究大多用于膜污染的防治[7]。Morgan J W等[8]研究了EPS與細(xì)胞的相互作用對(duì)微生物絮凝性的影響，證明多價(jià)離子(如鈣離子、鎂離子)與EPS架橋能夠提高微生物聚集體的絮凝性，促進(jìn)絮體形成。Mayer等[9]發(fā)現(xiàn)EPS和離子共存是維持微生物聚體結(jié)構(gòu)的主要作用之一，離子(尤其是二價(jià)離子)可以平衡與掩蔽部分電荷，削弱靜電斥力，與周?chē)l(fā)生架橋作用。Sobeck等[10]研究表明，多價(jià)離子和EPS帶負(fù)電荷的官能團(tuán)發(fā)生架橋作用，有助于絮體聚集，并能加固高聚物和微生物所形成凝聚體的結(jié)構(gòu)，促進(jìn)生物絮凝。國(guó)內(nèi)主要集中在EPS組成成分的確定[11－13]，關(guān)于EPS對(duì)絮體的影響以及EPS對(duì)污泥特性的影響研究較少。

本研究考察進(jìn)水負(fù)荷對(duì)EPS濃度的影響，以達(dá)到提高活性污泥系統(tǒng)的可控性和處理效率，穩(wěn)定運(yùn)行效果的目的。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示，A2/O反應(yīng)器采用有機(jī)玻璃制成，裝置內(nèi)部由隔板分為8個(gè)隔室，折流方式運(yùn)行。其中第一、二隔室為厭氧區(qū)，第三、四隔室為缺氧區(qū)，后四個(gè)隔室為好氧區(qū)，反應(yīng)器有效容積為60 L，其中厭氧區(qū)缺氧區(qū)好氧區(qū)體積比 =112。二沉池采用豎流式，容積為5 L。實(shí)驗(yàn)進(jìn)水、污泥回流及硝化混合液回流均采用蠕動(dòng)泵控制。厭氧區(qū)與缺氧區(qū)內(nèi)安裝有攪拌器將污泥攪拌均勻呈懸浮態(tài)。好氧區(qū)氧氣由氣泵提供，氣體通過(guò)曝氣砂頭鼓出均勻且微小的氣泡以滿足微生物的生長(zhǎng)，供氣量由供氣管路上閥門(mén)控制。

工藝具體反應(yīng)流程為:模擬生活污水經(jīng)蠕動(dòng)泵進(jìn)入?yún)捬鯀^(qū)第一隔室，在厭氧區(qū)內(nèi)進(jìn)行部分微生物自身合成去除氨氮及少量的反硝化作用脫氮，隨后污水依次進(jìn)入缺氧區(qū)和好氧區(qū)，在好氧區(qū)進(jìn)行硝化作用的混合液再由蠕動(dòng)泵回流至缺氧區(qū)進(jìn)行反硝化，最后從好氧區(qū)排出的污水進(jìn)入二沉池沉淀，二沉池下部沉積的污泥部分經(jīng)蠕動(dòng)泵回流至厭氧區(qū)進(jìn)行再利用。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖

1.2 原水水質(zhì)

本實(shí)驗(yàn)采用模擬生活污水，進(jìn)水pH為6.3－8.5，水溫為常溫(25－32℃)，COD為60－500 mg/L，氨氮為0.8－25 mg/L，TN 為10－50 mg/L。

模擬生活污水由無(wú)水乙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鈉、硫酸鎂、氯化鈣等配制而成，見(jiàn)表1所示。根據(jù)實(shí)驗(yàn)研究的要求不同，通過(guò)調(diào)節(jié)無(wú)水乙酸鈉投加量改變進(jìn)水COD濃度。

表1 反應(yīng)器中模擬生活廢水成分

1.3 分析項(xiàng)目及檢測(cè)方法

COD、LB、TB采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[14]，采用物理法提取EPS[15]。每日取樣一次，每次三個(gè)平行樣品。EPS的量采用LB、TB含量衡量，利用胞外聚合物的結(jié)構(gòu)(LB為松散附著層，TB為緊密粘附層)來(lái)表征其組成[3]。

1.3.1 EPS 提取

將污泥樣品采用TGL-16B臺(tái)式離心機(jī)離心5 min(5000 G)后棄去上清液。加入0.9%的NaCl溶液至原體積后，采用HS-120D超聲波清洗機(jī)進(jìn)行超聲波振蕩2 min，再采用TGL-16B臺(tái)式離心機(jī)離心10 min(5000 G)。所得上清液用于測(cè)定LB。

棄去多余的的上清液，加入0.9%的NaCl溶液至原體積后，采用HHS型電熱恒溫水浴鍋在70℃條件下水解30 min后，再利用TGL-16B臺(tái)式離心機(jī)離心15 min(5000 G)。所得上清液用于測(cè)定TB。

1.3.2 EPS 含量分析

分別取1.3.1中用于測(cè)定 LB和TB上清液10 mL，加入10 mL除鹽水混合后，分別依次加入0.4 g HgSO4、10 mL重鉻酸鉀標(biāo)準(zhǔn)溶液、0.3 g Ag2SO4和30 mL濃硫酸后，加入適量沸石，加熱至沸騰后繼續(xù)加熱回流2小時(shí)。冷卻后，用已標(biāo)定的硫酸亞鐵銨溶液進(jìn)行滴定，計(jì)算所得分別為L(zhǎng)B和TB。

2 試驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1 進(jìn)水負(fù)荷對(duì)EPS組分的影響

進(jìn)水COD濃度對(duì)EPS中LB的影響，如圖2所示。當(dāng)進(jìn)水COD濃度為360－420 mg/L時(shí)，LB值大致為200 mg/L;當(dāng)進(jìn)水COD濃度低于360 mg/L時(shí)，LB值呈明顯的上升趨勢(shì);當(dāng)進(jìn)水COD濃度高于420 mg/L時(shí)，LB值大幅下降。這說(shuō)明EPS中LB的量隨著進(jìn)水COD濃度的降低而增加。當(dāng)進(jìn)水COD濃度增加時(shí)，微生物具有較慢的生長(zhǎng)速率和較高的內(nèi)源代謝水平，大量的細(xì)胞發(fā)生自溶，使得LB的含量增加。

圖3表明進(jìn)水COD濃度對(duì)EPS中TB的影響，當(dāng)進(jìn)水COD濃度為360～420 mg/L時(shí)，TB值大致為250 mg/L;當(dāng)進(jìn)水COD濃度小于360 mg/L或大于420 mg/L時(shí)，TB值在200～300 mg/L范圍內(nèi)變化。這說(shuō)明EPS中TB含量隨進(jìn)水COD濃度的變化較小。

圖2 不同進(jìn)水COD濃度下LB值的變化

圖3 不同進(jìn)水COD濃度下TB值的變化

2.2 進(jìn)水負(fù)荷對(duì)EPS含量的影響

如圖4所示，隨著進(jìn)水COD濃度的降低，微生物細(xì)胞發(fā)生自溶現(xiàn)象，EPS的含量增加。當(dāng)進(jìn)水COD濃度較高時(shí)，細(xì)菌增殖速率高，細(xì)菌數(shù)量多，細(xì)菌占優(yōu)勢(shì);此時(shí)細(xì)菌分泌的EPS較少，多糖含量較低，絲狀菌可利用的基質(zhì)少;此外，高負(fù)荷污泥的泥齡短，絲狀菌世代周期長(zhǎng)，故絲狀菌無(wú)法成為優(yōu)勢(shì)菌種;因此，高負(fù)荷污泥的生態(tài)環(huán)境不利于絲狀菌增殖。

隨著進(jìn)水COD的降低，細(xì)菌可利用的基質(zhì)減少，增殖速率降低，細(xì)菌數(shù)量逐漸減少，活性降低。但是，在低基質(zhì)濃度條件下，一方面由于絲狀菌的Ks比細(xì)菌小，絲狀菌增殖速率高，細(xì)菌的分泌和自溶使低負(fù)荷污泥中EPS含量較高，其中細(xì)菌自溶釋放出部分胞內(nèi)EPS;另一方面，低負(fù)荷時(shí)污泥EPS中多糖、DNA及蛋白質(zhì)的含量較高，EPS中的大分子物質(zhì)可以通過(guò)胞外酶的水解轉(zhuǎn)化成為葡萄糖、氨基酸等可生物降解的小分子物質(zhì)，而被絲狀菌利用。因此，在低負(fù)荷污泥中，作為骨架的絲狀菌優(yōu)先利用了部分可生物降解的EPS作基質(zhì)而增殖，這可能是低負(fù)荷時(shí)易發(fā)生污泥膨脹的重要原因。

2.3 EPS對(duì)污泥沉降性能的影響

圖5表明EPS總量對(duì)活性污泥沉降性能的影響。圖5表明，隨著EPS總量的增大，SVI升高，污泥沉降性能逐漸變差。EPS總量與SVI呈正相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)R2分別為0.9652。SVI反映了污泥不同的性質(zhì)，描述了污泥的區(qū)域沉降與壓縮沉降過(guò)程，與活性污泥的沉降性能密切相關(guān)。因此，EPS總量的增加可以導(dǎo)致污泥容積指數(shù)SVI的增大，使泥水分離難度加大，沉降性能變差。

從EPS的結(jié)構(gòu)組分可知，LB與細(xì)胞體結(jié)合不緊密，是一種開(kāi)放的疏松結(jié)構(gòu)，含水分多，密度小，體積大，具有流變性，導(dǎo)致污泥絮體體積增大，并易引發(fā)污泥膨脹，這削弱了污泥絮體的壓縮性，導(dǎo)致SVI增大。另外，LB含量的增加使污泥絮體界面的粗糙度相對(duì)增大，同時(shí)也可能會(huì)使絮體Zeta電位升高，造成絮體與水分離的難度增大，導(dǎo)致污泥的沉降性能變差。這與Forster[16]研究的結(jié)論相一致。

圖4 不同進(jìn)水COD濃度下EPS含量的變化

圖5 EPS對(duì)污泥沉降性能的影響

4 結(jié) 論

(1)進(jìn)水COD濃度對(duì)EPS中LB的量影響比較大，進(jìn)水COD濃度的降低有利于LB的合成，微生物具有較慢的生長(zhǎng)速率和較高的內(nèi)源代謝水平，大量的細(xì)胞發(fā)生自溶，使LB的含量增加;進(jìn)水COD濃度的變化對(duì)EPS中TB的量影響較小。

(2)進(jìn)水COD濃度對(duì)EPS的合成影響較大。隨著進(jìn)水COD濃度的降低，微生物細(xì)胞發(fā)生自溶現(xiàn)象，EPS的含量增加。

(3)EPS的增加導(dǎo)致污泥容積指數(shù)SVI的增大，泥水分離難度加大，污泥沉降性能變差。EPS與SVI、呈線性正相關(guān)。

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