不同曝氣剪切條件下活性污泥絮體特性研究

郭昌梓， 王 凱， 蘇朋娟， 劉富宇， 王 旭， 彭黨聰， 金鵬康

(1.陜西科技大學(xué) 資源與環(huán)境學(xué)院， 陜西 西安 710021; 2.西安盛賽爾電子有限公司, 陜西 西安 710075； 3.西安建筑科技大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院， 陜西 西安 710055)

0 引言

活性污泥是由初級粒子和絮體組成的二級體系.粒徑在0.5～5μm的顆粒被稱為初級粒子(Primary Particles)，多為游離的細(xì)菌或其它膠體物質(zhì)；粒徑在25～1 000μm的顆粒稱為絮體(Flocs)，主要是由大量細(xì)菌與胞外聚合物質(zhì)(EPS)等組成.初級粒子常常由于絮體的吸附或聚集作用而粘附于絮體的表面，因此離散在污泥中的初級粒子含量較少[1,2].目前關(guān)于污泥絮體的形成機理尚沒有定論，但是普遍認(rèn)為在絮體形成過程中EPS具有重要作用[3].

在污水生物處理中，微生物一般是處在不斷地曝氣攪拌過程中而達到代謝和降解污染物.由于曝氣、機械混合以及液體流化等作用都會造成一定的水力剪切作用，而水力剪切對絮體結(jié)構(gòu)的形成和細(xì)胞的固定化，具有重要影響[4,5].目前關(guān)于曝氣條件對污泥絮體的形成及穩(wěn)定性的影響鮮有涉及，而曝氣系統(tǒng)是一個氣、液、固三相混雜的體系，相對于普通的水力剪切更為復(fù)雜[6].在曝氣過程中，氣泡的剪切作用，以及因氣泡而引起的水力剪切作用等都將影響絮體的形成和穩(wěn)定[7].

本文針對污水生物處理中兩種不同曝氣方式下污泥絮體的性質(zhì)進行了研究，以進一步認(rèn)識不同生物處理工藝的運行特點，這為改善和提高污泥處理效果提供了理論指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

本試驗研究中，SBR采用輪流攪拌-曝氣運行方式模擬兩種不同曝氣方式：一種為分散瞬時曝氣，本文稱為“分點曝氣”，另一種為分段連續(xù)曝氣，本文稱為“分段曝氣”.

試驗裝置如圖1所示，包括2個反應(yīng)器.1#反應(yīng)器為分點曝氣，每個循環(huán)曝氣4次，每次曝氣1 min，每個循環(huán)包括4個交替缺氧-好氧區(qū)；2#反應(yīng)器為分段曝氣，每個循環(huán)曝氣1次，連續(xù)曝氣約5 min，包括1個缺氧-好氧區(qū).正常運行時,兩反應(yīng)器的曝氣強度為0.75 m3/h.反應(yīng)器的有效容積均為15 L，運行程序由微電腦自動控制.

圖1 反應(yīng)器結(jié)構(gòu)示意

1.2 試驗用水

試驗采用人工配水，水質(zhì)模擬城市污水，其組成成分為： 葡萄糖(以COD計)300 mg·L-1，NH4Cl(以N計)40 mg·L-1，KH2PO4(以P計)6 mg·L-1.配水時堿度用NaHCO3調(diào)節(jié).

微量元素溶液的投加量為1 mL·L-1(配水).微量元素溶液用蒸餾水配制，其主要組分為：CuCl2·2H2O 35 mg·L-1,NiCl2·6H2O 36 mg·L-1,MgSO4·7H2O 5 000 mg·L-1,FeCl2·4H2O 6 000 mg·L-1,CoCl2·4H2O 880 mg·L-1,ZnSO4·7H2O 100 mg·L-1,MnCl2·4H2O 500 mg·L-1.

1.3 污泥培養(yǎng)與馴化

本試驗初始污泥取自西安市某污水處理廠曝氣池中.首先將取回的污泥悶曝1周左右，消除污泥中原有菌群特征對試驗的影響[8]，然后再將污泥移入兩反應(yīng)器中，進行培養(yǎng)馴化.經(jīng)過3周左右的調(diào)試，使兩反應(yīng)器的進水流量和進氣流量相同，系統(tǒng)運行正常并進入試驗研究階段.

1.4 分析方法

分析項目包括水質(zhì)指標(biāo)，如COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN、MLSS、MLVSS等;污泥指標(biāo)，如SS、VSS、SV、SVI、EPS、粒徑分布、污泥比阻等，并定期進行污泥鏡檢.水質(zhì)指標(biāo)的監(jiān)測方法參考文獻[9]進行.

DO、pH、ORP采用相應(yīng)的測定儀測定;粒徑分布采用激光粒度儀(Mastersizer 2000型, 英國)測定，測量粒徑范圍為0.04～2 000μm;EPS采用陽離子交換樹脂(Cation Exchange Resin,CER)法測定[10];污泥比阻采用布氏(Buchner)漏斗定壓抽濾法[11]測定.

2 結(jié)果與討論

2.1 兩種運行條件下污泥的沉降性能和絮體尺度

試驗過程中對兩反應(yīng)器中污泥的SVI進行連續(xù)測定，以判定兩種不同曝氣方式下污泥的沉淀性能.圖2為試驗期間1#和2#反應(yīng)器污泥的SVI值歷時變化.從圖2可以看出， 1#反應(yīng)器(分點曝氣)污泥的SVI值低于2#反應(yīng)器(分段曝氣).1#反應(yīng)器SVI的最大值為148.26 mL/g，最小值為122.68 mL/g，平均SVI為133 mL/g左右；2#反應(yīng)器SVI的最大值為245.63 mL/g，最小值為186.47 mL/g，平均SVI值為202 mL/g左右，比1#反應(yīng)器大得多，即在同樣的缺氧好氧區(qū)比例下，分點曝氣系統(tǒng)的污泥沉降性能比分段曝氣系統(tǒng)好.

圖2 兩種曝氣條件下SVI的歷時變化

兩反應(yīng)器污泥絮體的粒徑分布如圖3所示.1#和2#反應(yīng)器平均粒徑分別為74.26μm和53.46μm，中間粒徑分別為92.4μm和68.56μm.所以,1#反應(yīng)器污泥絮體的尺度大.1#和2#反應(yīng)器中絮體的最大比例顆粒粒徑分別為116.3μm和105.9μm，體積分?jǐn)?shù)分別為4.8%和4.9%.從圖3中2#反應(yīng)器粒徑分布曲線可看出,其曲線峰值的右側(cè)陡然下降，而左側(cè)緩慢下降，這表明2#反應(yīng)器中大顆粒絮體較少，粒徑趨向于小顆粒分布；而1#反應(yīng)器的分布曲線峰值的右側(cè)曲線表明1#反應(yīng)器還有一些較大粒徑的絮體.所以，從粒徑分布來看，不僅1#反應(yīng)器的絮體尺度比2#大，而且大顆粒絮體所占的比例也比2#多.

(1#)

(2#)圖3 兩種曝氣條件下污泥絮體的粒徑分布

試驗期間,還定期對反應(yīng)器中的污泥進行了鏡檢，圖4和5分別為第65 d和第236 d的鏡檢結(jié)果.從鏡檢結(jié)果也可以明顯看出，1#污泥絮體大且結(jié)實，2#污泥絮體較小、松散.在城市污水處理中,通常認(rèn)為SVI值為100～150時，污泥的沉降性能良好；而當(dāng)SVI值大于200時，污泥沉降性能差[12].但是對于實驗室自配水來說，其污泥的SVI值一般比城市污水處理系統(tǒng)污泥的SVI值大，這是因為配水成分單一，雜質(zhì)少，故沉降慢，故SVI偏大.如在分段曝氣中,SVI的平均值為202 mL/g，但污泥的沉降性能也不是很差，污泥也沒有膨脹.

(a)1#

(b)2#圖4 1#和2#反應(yīng)器第65 d鏡檢結(jié)果

(a)1#

(b)2#圖5 1#和2#反應(yīng)器第236 d鏡檢結(jié)果

2.2 兩種運行條件下污泥絮體的穩(wěn)定性研究

在污水處理中，活性污泥絮體在曝氣擾動下仍能保持完整的絮體結(jié)構(gòu)而不破碎，說明絮體具有一定的穩(wěn)定性.在包含初級粒子與絮體的活性污泥組成中，絮體破碎或剝離主要表現(xiàn)在兩個方面：一是絮體表面初級粒子的脫附或解離；二是絮體分解成小絮體.Parker等[13]發(fā)現(xiàn)，初級粒子的解離是絮體破碎的主要結(jié)果.對于活性污泥絮體，初級粒子的解離是反映污泥絮體穩(wěn)定性的重要指標(biāo).

目前,關(guān)于污泥絮體穩(wěn)定性的研究較少，但是曝氣剪切比普通的攪拌剪切對絮體的穩(wěn)定性影響更大.本試驗在正常運行時,兩反應(yīng)器的曝氣強度為0.75 m3/h.為了研究兩種運行條件下污泥絮體的穩(wěn)定性，取反應(yīng)器一定量污泥在0.75 m3/h的曝氣條件下連續(xù)運行3小時，每隔一定時間取樣，測定初級粒子的含量，以此判斷連續(xù)曝氣對污泥絮體的影響及污泥絮體的穩(wěn)定性.連續(xù)曝氣條件下初級粒子的變化曲線如圖6所示.在曝氣過程中,初級粒子很快釋放，雖然1#的初級粒子濃度上升得較慢些，但最終和2#基本相同.因此，曝氣對絮體的破壞程度大.

圖6 曝氣條件下初級粒子的變化

連續(xù)曝氣3 h后絮體的粒徑分布如圖7所示.對于1#反應(yīng)器，經(jīng)過曝氣脫附后，平均粒徑和中間粒徑分別為55.0μm和66.19μm，皆小于原始絮體的粒徑，其最大比例顆粒粒徑為105.9μm，最大比例為4.19%，亦比原來小些，但從圖7粒徑分布曲線可以看出，連續(xù)曝氣后仍然還存在一些大粒徑的絮體;對于2#反應(yīng)器，絮體脫附后平均粒徑只有31.73μm，中間粒徑為33.99μm，比原來小得多，最大比例絮體粒徑只有41.68μm，絮體破壞程度比1#大得多.連續(xù)曝氣作用不僅使初始粒子解離，而且大絮體也遭受破壞，形成小絮體，2#表現(xiàn)尤為明顯.

從圖7連續(xù)曝氣條件下絮體的解離曲線還可知，雖然連續(xù)曝氣后兩者的初始粒子濃度基本相同，但是1#絮體的粒徑仍然比2#大，且仍然存在一些大粒徑絮體.因而,從曝氣剪切對絮體的破壞程度來看，1#反應(yīng)器絮體強度大，穩(wěn)定性更好，2#反應(yīng)器污泥的穩(wěn)定性較差.

(a)1#

(b)2#圖7 連續(xù)曝氣3 h后1#和 2#污泥絮體粒徑分布

在好氧生物處理中，為了達到處理效果，需要一定的溶解氧，所以必須進行一定強度的曝氣.但是從曝氣剪切對污泥絮體的影響來看，采用間歇曝氣比連續(xù)曝氣對絮體的形成和穩(wěn)定更為有利.采用間歇曝氣時，曝氣是為了提供一定的DO，不曝氣絮體可以進行絮凝，集結(jié)壯大，更有利于污泥沉降和污水的澄清，出水懸浮物(ESS)更小.從1#和2#絮體的特性來看，采用多級間歇曝氣更有利于絮體的成長壯大，這也是氧化溝分點曝氣的優(yōu)點之一.

2.3 兩種運行條件下污泥的胞外聚合物(EPS)含量分析

研究表明[14]，EPS對保持污泥絮體的結(jié)構(gòu)和強度具有重要作用.但是在一定的剪切強度下，絮體表面的EPS會大量釋放，從而減小外層微生物間的作用力，導(dǎo)致初級粒子解離.為此，本節(jié)對兩種運行條件下污泥的EPS及連續(xù)曝氣3 h后污泥的EPS進行了進一步分析.其測定結(jié)果如圖8所示.

圖8 不同污泥胞外聚合物含量

兩種運行方式下污泥的EPS含量和組成皆不同.1#反應(yīng)器為分點曝氣，每個循環(huán)包括4個A/O分區(qū)，其EPS含量為31.21 mg/gVSS;2#反應(yīng)器為分段曝氣，每個循環(huán)包括1個A/O分區(qū)，其EPS含量為21.6 mg/gVSS.從EPS的組成來看，1#反應(yīng)器EPS中的多糖、蛋白質(zhì)和DNA分別為9.72 mg/gVSS、16.87 mg/gVSS和4.62 mg/gVSS；2#反應(yīng)器EPS中的多糖、蛋白質(zhì)和DNA分別為6.94 mg/gVSS、10.8 mg/gVSS和3.86 mg/gVSS，各組分皆比1#反應(yīng)器小.這可能是由于在分點曝氣中，細(xì)菌處于不斷紊動變化的環(huán)境中，為了適應(yīng)或防御外界頻繁變化的環(huán)境條件，細(xì)菌會分泌較多的EPS，將自身包裹起來以保護自己，增強其絮凝性，因而形成較大的絮體，而2#反應(yīng)器的運行條件相對溫和，故污泥中的EPS少[15].

Mikkelsen[1]也認(rèn)為,微生物在受到反復(fù)剪切的條件下會大量釋放膠體與可溶性物質(zhì)，對維持污泥絮體結(jié)構(gòu)起著重要作用.膠體物質(zhì)即為胞外聚合物(EPS)，在微生物聚集體內(nèi)部起著橋接和纏結(jié)作用.Houghton等[16]研究發(fā)現(xiàn)，對于活性污泥，當(dāng)EPS小于35 mg/gVSS時，EPS的存在有助于污泥絮凝，從而使絮體粒徑增大.當(dāng)絮凝達到一定程度后，在EPS大于35 mg/gVSS時，隨著EPS的增加使絮體中挾持的水分增多，會削弱污泥絮體的絮凝作用，絮凝性變差，從而使絮體結(jié)構(gòu)松散，易破碎.所以，污泥絮體中EPS含量過大或過小，皆不利于絮體的成長和絮凝.

本試驗中兩者的EPS皆不是很大，且1#反應(yīng)器的EPS比2#大，有利于絮凝，故1#反應(yīng)器污泥的絮凝性比2#好，絮體容易成長增大，這也應(yīng)證了前面測定的1#反應(yīng)器絮體尺度大的結(jié)果.

在連續(xù)曝氣3小時后，1#和2#的EPS分別為37.88 mg/gVSS和37.75 mg/gVSS，兩者基本一樣，且皆比初始值大.可見，在曝氣剪切作用下，微生物釋放的EPS較多，初級粒子與絮體間的作用力減弱，受曝氣剪切作用而解離.從曝氣前后EPS各組分來看，對于1#曝氣前EPS中的多糖、蛋白質(zhì)和DNA分別為9.72 mg/gVSS、16.87 mg/gVSS和4.62 mg/gVSS，曝氣后分別為15.38 mg/gVSS、17.29 mg/gVSS和5.21 mg/gVSS，蛋白質(zhì)和DNA增加不大，但是多糖增加較多，曝氣后比曝氣前增加了5.16 mg/gVSS；2#反應(yīng)器曝氣前EPS中的多糖、蛋白質(zhì)和DNA分別為6.94 mg/gVSS、10.8 mg/gVSS和3.86 mg/gVSS，曝氣后分別為16.31 mg/gVSS、16.08 mg/gVSS和5.36 mg/gVSS，多糖增加了9.19 mg/gVSS，其它兩種物質(zhì)增加較少.可見曝氣作用使多糖的釋放多于蛋白質(zhì)，因為多糖一般處于絮體外部，容易脫離和氧化，故受曝氣的影響較大.蛋白質(zhì)和DNA增加較少說明曝氣作用對細(xì)胞破壞很小，主要使初級粒子解離及大絮體受曝氣剪切而變小.

2.4 兩種運行條件下污泥的脫水性能研究

在污水處理系統(tǒng)中，污泥不僅要具有良好的沉降性能，還要具有較好的脫水性能.脫水性能優(yōu)良，不僅減少污泥處理的費用，而且還可以使污泥的體積減少得更多，便于運輸和處置.表征污泥脫水性能的指標(biāo)主要有比阻(SRF)和毛細(xì)吸水時間(CST)[17].但是由于CST的測定對濾紙的質(zhì)量要求較高，國產(chǎn)濾紙一般達不到要求[18,19].所以，本試驗采用比阻表征兩種運行條件下污泥的脫水性能，同時也測定了連續(xù)曝氣3 h后的污泥比阻，以便于對比.其測定結(jié)果如圖9所示.

圖9 不同污泥的比阻

1#和2#反應(yīng)器污泥比阻分別為5.21 ×1012m/kg和7.94×1012m/kg.1#污泥比阻小，脫水性能較好；兩種污泥在連續(xù)曝氣3 h后的污泥比阻分別為9.04×1012m/kg和13.57×1012m/kg，比初始值要大得多.這主要是由于在曝氣條件下初級粒子的解離及小絮體增多，在過濾時容易阻塞絮體的空隙，使濾餅更加緊密，因而過濾困難.

在污水生物處理系統(tǒng)中，污泥中水分的存在形式基本上分為三種：(1)游離水或間隙水.是存在于污泥顆粒間隙中的水分，約占污泥水分的70%左右;(2)毛細(xì)水.存在于污泥顆粒間的毛細(xì)管中，或在高度密集的細(xì)小污泥顆粒間隙中，由毛細(xì)管現(xiàn)象而形成的，約占污泥水分的20%左右;(3)顆粒表面吸附水和內(nèi)部結(jié)合水.約占污泥水分的10%左右.表面吸附水是污泥顆粒表面附著的水分，附著力較強.內(nèi)部結(jié)合水是污泥顆粒內(nèi)部結(jié)合的水分及生物細(xì)胞內(nèi)的水分.污泥中水分的存在形式如圖10所示[20].

圖10 污泥中水分的存在形式

通常,污泥脫水就是要去除其中的游離水和毛細(xì)水.其中,游離水受絮體的結(jié)構(gòu)影響不大，可以較容易去除，而毛細(xì)水與污泥的結(jié)構(gòu)和組成緊密關(guān)聯(lián).當(dāng)絮體的穩(wěn)定性受到破壞，使小絮體增多，必然使毛細(xì)水增多，增加了脫水的難度.從1#和2#反應(yīng)器污泥絮體大小來看，1#絮體大，大粒徑絮體多，因而容易脫水，2#粒徑小，毛細(xì)水含量增多，脫水困難.雖然1#EPS中多糖含量比2#大，但是對含水率并沒有影響，因為1#和2#反應(yīng)器EPS的組成中多糖含量并不高，且不是EPS的主要成分，兩種污泥的含水率基本相同，皆為99.4%.在連續(xù)曝氣3 h后，部分絮體被打碎，小絮體增多，絮體粒徑變小，同時細(xì)菌釋放的EPS增多，多糖含量增加，污泥中附著水的含量增多，皆對污泥脫水產(chǎn)生不利影響，因而連續(xù)曝氣3小時后的污泥比阻比初始污泥比阻大得多.

3 結(jié)論

(1)在其它運行條件相同的情況下，分點曝氣污泥絮體的平均尺度比分段曝氣大，兩者的平均粒徑分別為74.26μm和53.46μm，而且分點曝氣中擁有更多的大顆粒絮體.分點曝氣污泥的沉降性能比分段曝氣好，兩者的SVI平均值分別為133 mL/g和202 mL/g.

(2)分點曝氣污泥絮體密實、強度大，而分段曝氣污泥絮體松散、穩(wěn)定性差、容易破碎.在連續(xù)曝氣條件下，兩種污泥絮體均受到剪切破碎，不僅初始粒子被剝離，而且絮體也被打碎變小，分段曝氣被破碎的程度更大.

(3)分點曝氣和分段曝氣所形成的污泥絮體的EPS含量分別為31.21 mg/gVSS和21.6 mg/gVSS，且前者EPS中的多糖、蛋白質(zhì)和DNA組分皆比后者多，兩者EPS的主要組分是以蛋白質(zhì)為主.兩種污泥經(jīng)連續(xù)曝氣3 h后，EPS皆增大，且多糖含量增加較多.

(4)分點曝氣和分段曝氣形成的污泥比阻分別為為5.21 ×1012m/kg和7.94×1012m/kg，前者污泥的脫水性能較好.經(jīng)連續(xù)曝氣3 h后，兩種污泥的比阻明顯增大，脫水性能變差.

[1]Mikkelsen L H.The shear sensitivity of activated sludge:Relations to filterability,rheology and surface chemistry[J].Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects,2001,182(1-3):1-14.

[2]Sheng G P,Yu H Q,Li X Y.Stability of sludge flocs under shear conditions[J].Biochemical Engineering Journal,2008,38(3):302-308.

[3]王紅武.細(xì)胞聚合物在廢水生物處理過程中的作用研究[D].上海:華東理工大學(xué),2004.

[4]Mikkelsen L H,Keiding K.The shear sensitivity of activated sludge: an evaluation of the possibility for a standardized floc strength test[J].Water Research,2002,36(12):2 931-2 940.

[5]趙 燕，趙保全.板框式壓濾機在催化劑污水裝置中的應(yīng)用[J].陜西科技大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版),2013,31(3):29-32.

[6]Murthy S N,Novak J T.Factors affecting floc properties during aerobic digestion:implication for dewatering[J].Water Environment Research,1999,71(2):197-202.

[7]Mikkelsen L H,Keiding K.The shear sensitivity of activated sludge:an evaluation of the possibility for a standardized floc strength test[J].Water Res.,2002,36(12):2 931-2 940.

[8]劉艷臣.Carrousel氧化溝單溝脫氮優(yōu)化條件及其控制策略研究[D].北京:清華大學(xué),2008.

[9]國家環(huán)境保護總局．水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,2002:243-284,368-370.

[10]龍騰銳,羅太忠.超聲波-樹脂法提取活性污泥胞外聚合物的研究[J].給水排水,2008,34(5):34-39.

[11]陳澤堂.水污染控制工程實驗[M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2009.

[12]彭黨聰.水污染控制工程[M].3版.北京:冶金工業(yè)出版社,2010.

[13]Parker D S,Kaufman W J,Jenkins D.Characteristics of biological flocs in turbulent regimes[R].California:Berkeley Sanitary Engineering Research Laboratory,University of California,1970.

[14]鞏文信.剪切與曝氣條件下活性污泥絮體穩(wěn)定性研究[D].濟南:山東大學(xué),2008.

[15]Dumaz B,Sanin F D.Effect of carbon to nitrogen ratio on the composition of microbial extracellular polyers in activated sludge[J].Water Science and Technology,2001,44(10):221-229.

[16]Houghton J I,Quarmby J,Stepenson T.Municipal wastewater sludge dewaterability and the presence of microbial extracell ularpolymer[J].Water Science and Technology,2001,44(2-3):373-379.

[17]方靜雨,馬增益,嚴(yán)建華,等.污泥脫水性能指標(biāo)的比較分析[J].能源工程,2011(4):51-53.

[18]俞庭康,劉 濤,沈 洪.污泥比阻實驗中幾個問題的探討[J].實驗室研究與探索,2009,28(1):68-70.

[19]孫根行，路建萍，孫緒博，等.煉油廠“三泥”脫水工藝優(yōu)化研究[J].陜西科技大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版),2014,32(2):20-25.

[20]高廷耀,顧國維,周 琪.水污染控制工程(下冊)[M].3版.北京:高等教育出版社,2007.