A/O系統(tǒng)中不同缺氧/好氧體積比對活性污泥沉降性能的影響

王 杰,薛同來,彭永臻,楊 雄,王淑瑩,張健偉 (北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

?

A/O系統(tǒng)中不同缺氧/好氧體積比對活性污泥沉降性能的影響

王 杰,薛同來,彭永臻*,楊 雄,王淑瑩,張健偉 (北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

摘要：為探究A/O系統(tǒng)中不同的缺氧與好氧體積比與活性污泥沉降性能的關(guān)系,以實際生活污水為進(jìn)水水質(zhì),考察了不同的A/O比(2/6,4/4,6/2)對污泥沉降性能和絲狀菌生長的影響.結(jié)果表明,當(dāng)A/O比為2/6時,系統(tǒng)能夠維持良好的沉降性能,優(yōu)勢絲狀菌為Type 0041;當(dāng)A/O比為4/4時,系統(tǒng)的沉降性能惡化,SVI最高達(dá)到357mL/g,優(yōu)勢絲狀菌為Type 0041,Type 1701;當(dāng)A/O比為6/2時,系統(tǒng)發(fā)生了微膨脹現(xiàn)象并實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化反硝化,優(yōu)勢絲狀菌為Thiothrix.nivea.可見不同的A/O比對活性污泥沉降性能影響較大,同時污泥胞內(nèi)胞外貯存特性及系統(tǒng)的脫氮除磷性能也受到嚴(yán)重影響.

關(guān)鍵詞：污泥沉降性能；A/O比；絲狀菌；污泥膨脹；SVI；PHA；EPS

* 責(zé)任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

活性污泥工藝中的A/O工藝是目前應(yīng)用最廣泛的污水處理工藝之一,而污泥膨脹問題在該工藝中時常暴發(fā),嚴(yán)重影響污水處理廠的穩(wěn)定運行.污水處理廠絕大部分的污泥膨脹問題都是由于采用不合理的運行條件引發(fā)絲狀菌過量生長所致[1-2],所以研究導(dǎo)致絲狀菌過量生長的運行條件能夠有效地從根源上預(yù)防和控制污泥膨脹的發(fā)生,從而維持污水處理廠的長期穩(wěn)定運行.近年來的研究證實,污泥泥齡(SRT),水力停留時間(HRT),污泥負(fù)荷(F/M)等的差異對絲狀菌的選擇作用及污泥的沉降性能均有較大影響[3-4].但實際污水處理廠缺氧池和好氧池的不同體積比與污泥膨脹的關(guān)系并未得到詳細(xì)探究.事實上,實際污水處理廠都有缺氧池和好氧池, A/O比的不同會直接影響污水處理廠的出水水質(zhì),進(jìn)而影響污水處理廠的處理效果[5-6].同時缺氧池和好氧池體積比的差異必然會導(dǎo)致不同的微生物對有機底物的競爭及微生物胞內(nèi)胞外貯存物的差異,活性污泥的絮凝狀態(tài)和絲狀菌種群結(jié)構(gòu)也將隨之發(fā)生變化,污泥膨脹問題就有可能發(fā)生.所以在A/O工藝中A/O比這項參數(shù)至關(guān)重要.鑒于目前這方面的研究少見報道,且已有的研究主要考察了不同的A/O分區(qū)對污水水質(zhì)處理效果的影響,例如,王振國[5]探究了不同缺/好氧體積比對A2O工藝脫氮除磷性能的影響,曹貴華[6]考察了體積比對分段進(jìn)水工藝處理低濃度廢水性能的影響,郭昌梓[7]研究了生物選擇器的體積比對氧化溝運行效果的影響研究.很少有文獻(xiàn)對不同A/O比引發(fā)的污泥沉降性能和絲狀菌種群結(jié)構(gòu)的差異進(jìn)行系統(tǒng)探究.本研究在實驗室條件下的A/O工藝中,以實際生活污水作進(jìn)水水質(zhì),考察了不同的A/O比對活性污泥沉降性能及絲狀菌種群結(jié)構(gòu)的長期影響,并對微生物胞內(nèi)胞外貯存物的特性進(jìn)行分析,其結(jié)果有助于污泥膨脹理論體系的完善,也可為污水處理廠的工藝設(shè)計提供直接參考和借鑒,具有重要的研究意義.

1 材料和方法

1.1 試驗裝置及運行方式

A/O裝置如圖1所示.整套裝置由有機玻璃制成,生化池有效容積為79.2L,二沉池有效容積為37.2L,進(jìn)水箱容積為198L.生化池分為8個格室,通過移動格室擋板,增減攪拌裝置及曝氣裝置來調(diào)整缺氧池和好氧池的體積比.運行過程中缺氧池采用IKA REO型電動攪拌器使系統(tǒng)混合均勻,好氧池采用鼓風(fēng)曝氣充氧,通過流量計來調(diào)整曝氣量的大小,以維持好氧池溶解氧(DO)濃度在(2.5±0.2)mg/L.通過加熱棒使系統(tǒng)溫度維持在(25±1)℃ .進(jìn)水流量設(shè)定為9.9L/h,以維持8h的水力停留時間(HRT);每天從好氧區(qū)最后一格排出5.28L的泥水混合物,以維持生化池15d左右的污泥齡(SRT),污泥回流比和硝化液回流比分別為100％和150％.混合液懸浮固體濃度維持在2000～3000mg/L.

試驗分為三個階段,階段Ⅰ,階段Ⅱ和階段Ⅲ的A/O比分別為2/6,4/4和6/2,以考察這三種條件下活性污泥的沉降性能及絲狀菌種群結(jié)構(gòu)的變化.各階段活性污泥的特性不同.若某一階段發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象,則需要在下一階段運行之前增設(shè)污泥沉降性能恢復(fù)期.因此,各階段的運行時間間隔隨著試驗的推進(jìn)而變化.

圖1　A/O試驗裝置示意Fig.1 Set-up diagram of A/O reactor　1—進(jìn)水箱; 2—蠕動泵; 3—缺氧池; 4—好氧池; 5—攪拌器; 6—流量計; 7—鼓風(fēng)機; 8—電源; 9—二沉池; 10—出水; 11—剩余污泥; 12—閥門; 13—污泥回流; 14—硝化液回流; 15—曝氣頭; 16—加熱棒

1.2 試驗水質(zhì)及接種污泥

采用學(xué)校附近某小區(qū)的實際生活污水為進(jìn)水水質(zhì),其水質(zhì)情況如表1所示.試驗過程中每天14:30從小區(qū)化糞池取水,貯滿水箱備用.每天測定進(jìn)水COD 和氨氮濃度,并通過物料衡算向水箱中投加一定量的乙酸鈉,以維持進(jìn)水的C/N比在5:1左右.污泥取自北京市高碑店污水處理廠A2O系統(tǒng)的二沉池剩余污泥,該污泥具有良好的脫氮除磷能力和沉降性能,SVI 值在100mL/g左右.

表1　進(jìn)水水質(zhì)Table 1 Characteristic of influent

1.3 檢測指標(biāo)及分析方法

試驗期間測定了污泥體積指數(shù)(SVI),混合液懸浮固體濃度(MLSS),混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS),化學(xué)需氧量(COD),NO2--N,PO43--P,胞外聚合物(EPS),聚-β-羥基烷酸酯(PHA)和糖原等指標(biāo).SVI,MLSS,MLVSS采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法測定[7];COD,NH4+-N,NO2--N,NO3--N,PO43--P采用流動注射快速測定儀(Quick Chem 8500,Lacht instrument,USA)測定;EPS采用陽離子交換樹脂法[8]提取,以蛋白質(zhì),多糖和DNA之和計,其中蛋白質(zhì)以牛血清蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì),用修正的Lowry法測定,多糖以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì),用蒽酮法測定,DNA以小牛胸腺DNA作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì),采用二苯胺法測定[9];污泥中的PHA測定前先用三氯甲烷和酸化甲醇在100℃條件下消解20h將微生物體內(nèi)的PHA成分溶出,然后對有機相(三氯甲烷)中的PHA成分進(jìn)行檢測,PHA含量以聚-β-羥基丁酸(PHB)和聚-β-羥基戊酸(PHV)之和計[10],PHB和PHV采用Agilent 6890N 型氣相色譜以及Agilent DB-1型氣相色譜柱,按照Oehmen[11]改良后的方法操作;糖原采用蒽酮法[9]測定.

活性污泥絮體形態(tài),結(jié)構(gòu)和絲狀菌豐度(FI)用Olympus_BX61 型顯微鏡在微分干涉100倍的放大倍數(shù)下進(jìn)行觀察,FI根據(jù)Eikelboom所編手冊[12]中的方法判斷.通過革蘭氏染色,納氏染色以及分子熒光原位雜交技術(shù)(FISH)對絲狀菌菌種進(jìn)行鑒定,所用到的FISH操作依據(jù)Amann等[13]所述的方法進(jìn)行,FISH探針包括MPmix(包含MP60, MP223,MP645,針對Microthrix parvicella); TN1(針對Thiothrix.nivea);SNA 23a (針對Sphaerotilus Natans);HHY(針對Haliscomenobacter hydrossis);N1,N2,N3(均針對Nostocoida Limicola),所有探針序列的詳細(xì)信息見參考文獻(xiàn)[14].

2 結(jié)果與討論

2.1 不同A/O比對活性污泥沉降性能的影響

圖2　不同A/O比下污泥沉降性能的變化情況Fig.2 Variations of SVI during different phases

不同階段系統(tǒng)中SVI的變化情況如圖2所示.接種污泥的SVI約為100mL/g,污泥沉降性能良好(圖3a).在階段Ⅰ(0～45d)采用2/6的A/O比,由圖2可以看出,A/O系統(tǒng)接種初期污泥的沉降性能出現(xiàn)了短暫的惡化現(xiàn)象,而繼續(xù)運行一段時間,污泥的沉降性能穩(wěn)定在100mL/g的水平,并未出現(xiàn)污泥膨脹現(xiàn)象.分析認(rèn)為,系統(tǒng)在階段Ⅰ的初期出現(xiàn)沉降性能惡化,是因為污泥取自污水處理廠A2O系統(tǒng),當(dāng)接種到實驗室條件下的A/O系統(tǒng)時,其運行系統(tǒng)和水質(zhì)條件都發(fā)生了變化,污泥需要短暫的適應(yīng)過程,絲狀菌對不穩(wěn)定環(huán)境的適應(yīng)程度要優(yōu)于菌膠團,所以會出現(xiàn)污泥沉降性能暫時惡化的現(xiàn)象.當(dāng)環(huán)境條件穩(wěn)定,系統(tǒng)前端較小的缺氧體積起到生物選擇器的作用,這樣入流污水中的部分易降解有機物作為NO3--N還原的碳源被消耗[15],系統(tǒng)沿程具有較高的底物濃度梯度,根據(jù)Chudoba等[16]提出的動力學(xué)選擇理論,高底物濃度梯度下絲狀菌的最大比增長速率(μmax)要小于菌膠團,該環(huán)境有利于菌膠團在與絲狀菌的種群競爭中占優(yōu)勢;同時由于具備缺氧階段,并且存在較高的底物濃度梯度,菌膠團能夠迅速利用底物并將大量底物以PHA的形式貯存起來,較高的底物貯存能力有利于抑制絲狀菌在好氧條件下的優(yōu)勢生長[15],從而能夠維持系統(tǒng)良好的沉降性能.

圖3　不同階段污泥形態(tài)鏡檢結(jié)果Fig.3 Morphological observation results(100X)　圖(a),(b),(c)分別代表A/O比為2/6,4/4,6/2時的鏡檢結(jié)果

通過移動擋板將A/O比調(diào)整為4/4進(jìn)入階段Ⅱ(45～106d)后,系統(tǒng)的SVI值迅速上升,在短短的15d內(nèi)達(dá)到320mL/g,系統(tǒng)發(fā)生了嚴(yán)重的膨脹現(xiàn)象(圖3b),SVI值最高達(dá)到357mL/g,根據(jù)鑒定手冊確定絲狀菌豐度(FI)為3,由圖可以看出絲狀菌從污泥絮體內(nèi)部延伸至外圍,污泥絮體松散,絮體與絮體之間相互交聯(lián),污泥沉降性能惡化.這是因為污泥在缺氧區(qū)和好氧區(qū)停留時間相同,絲狀菌與菌膠團對底物和DO競爭激烈.與階段Ⅰ相比進(jìn)一步增大的缺氧體積導(dǎo)致系統(tǒng)缺氧選擇器和高底物濃度梯度的作用消失,進(jìn)水有機物被反硝化菌和聚磷菌充分利用,從而使菌膠團對有機物的貯存能力大大降低,而較低的底物貯存能力不利于菌膠團的優(yōu)勢生長[15],因此系統(tǒng)難以維持良好的沉降性能.在階段Ⅱ′(106～140d)將系統(tǒng)的A/O比重新調(diào)整至2/6,待系統(tǒng)的沉降性能恢復(fù)且穩(wěn)定維持在100mL/g左右,進(jìn)行階段Ⅲ(140～ 178d).

調(diào)整A/O比為6/2,污泥沉降性能惡化,但不嚴(yán)重.值得注意的是,在該A/O比下,系統(tǒng)有一定濃度的NO2--N積累現(xiàn)象,且SVI值維持在250mL/g左右,發(fā)生了污泥微膨脹現(xiàn)象(150mL/ g

圖4　不同A/O比下污染物質(zhì)沿程變化情況Fig.4 Effect of different A/O volume ratio on pollutant along the way　圖(a),(b),(c)分別代表A/O比為2/6,4/4,6/2時污染物質(zhì)沿程的變化情況

2.2.1 不同A/O比下污染物變化情況對比 由圖4(a)可知,A/O比為2/6時進(jìn)水中的COD和NH4+-N一旦進(jìn)入缺氧區(qū)便會被迅速稀釋,一部分有機物被回流的NO3--N反硝化利用,另外一部分有機物被菌膠團貯存為胞內(nèi)物質(zhì).在該階段較小的缺氧體積起到缺氧選擇器的作用,這也是系統(tǒng)能夠維持良好的沉降性能的原因.進(jìn)入好氧區(qū)后,A/O比為2/6的體積比保證了系統(tǒng)充分的好氧時間,NH4+-N幾乎全部被氧化為NO3--N,所以NH4+-N的平均去除率達(dá)到97.05％,但較小的缺氧體積導(dǎo)致系統(tǒng)反硝化不完全,出水NO3--N濃度較高.而嚴(yán)格的厭氧條件和充足的碳源是良好的除磷效果的保障,同時聚磷菌釋磷只有在缺氧反硝化結(jié)束之后才能進(jìn)行,因系統(tǒng)無法充分完成缺氧反硝化,所以該階段系統(tǒng)不具備除磷能力.由圖4(b)可知,缺氧區(qū)幾乎檢測不到NO3--N的存在,這是因為增大的缺氧體積保證了反硝化反應(yīng)的順利進(jìn)行,且該環(huán)境有利于聚磷菌對PO43--P的大量釋放,因此PO43--P的濃度保持在較高水平.在好氧區(qū)NO3--N的濃度隨著NH4+-N的氧化而不斷升高,出水NH4+-N濃度幾乎為0,而出水NO3--N的濃度也由階段Ⅰ的28.01mg/L降低到7.98mg/L.同時聚磷菌大量吸磷,使得PO43--P的出水濃度較低.雖然該階段發(fā)生了污泥膨脹,但有機物的出水濃度并沒有增大,這主要是因為絲狀菌同樣具有高效降解有機物的能力,所以即使發(fā)生膨脹的污泥其有機物的去除效果也不會惡化.由圖4(c)可知當(dāng)A/O比增大到6/2時出水NH4+-N和NO2--N濃度升高,而出水PO43--P濃度卻進(jìn)一步降低.這是由于好氧體積大大減少,NH4+-N不能得到充分氧化,同時NH4+-N氧化為NO2--N后沒有足夠的時間繼續(xù)被氧化為NO3--N,所以NH4+-N大部分轉(zhuǎn)化為NO2--N,一部分NO2--N回流到缺氧區(qū)進(jìn)行反硝化反應(yīng),另一部分NO2--N便得到積累,系統(tǒng)實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化反硝化.而進(jìn)一步增大的缺氧體積使聚磷菌釋磷更加充分,所以PO43--P的去除效果得到提高.

由表2可以看出,3種A/O比下COD去除率均在80％左右,當(dāng)A/O比為2/6(以階段Ⅰ代替) 時NH4+-N的平均去除率達(dá)97.05％,當(dāng)A/O比為4/4時(以階段Ⅱ代替)NH4+-N的平均去除率為92.21％,而當(dāng)A/O比為6/2時(以階段Ⅲ代替)NH4+-N的平均去除率下降到76.56％.階段Ⅰ和階段Ⅱ中NO3--N出水濃度較高,平均出水濃度分別為28.01mg/L和7.98mg/L,而階段Ⅲ中存在明顯的NO2--N積累現(xiàn)象,平均積累率為87.25％.隨著A/O比的增加,總氮去除率不斷增加, PO43--P的平均去除率也由階段Ⅰ的零去除增加到階段Ⅲ的69.83％.由此可見,不同A/O比對系統(tǒng)去除COD影響較小,但對系統(tǒng)去除氮和磷的影響較大.綜合本文中污泥沉降性能及污染物質(zhì)去除情況,若考慮采用A/O系統(tǒng)進(jìn)行脫氮,建議采用的A/O比為2/6.該A/O比下系統(tǒng)既維持了良好的沉降性能又具有相對較高的脫氮率.若考慮采用A/O系統(tǒng)脫氮除磷,建議采用的A/O比為6/2,該A/O比下污泥的沉降性能不會惡化,且具有短程硝化反硝化現(xiàn)象,除磷效果也為最佳.

表2　不同A/O比下污染物去除情況對比Table 2 Nutrients removel efficiencies of different A/O ratio

2.2.2 不同A/O比下活性污泥胞內(nèi)貯存物特性對比 活性污泥在不同A/O比的培養(yǎng)下,其胞內(nèi)PHA和糖原的貯存情況如表3所示.由表可知,在階段Ⅰ(A/O=2/6)和階段Ⅲ(A/O=6/2)中的PHA貯存量相對較高,分別為15.82mmolC/L 和13.23mmolC/L,階段Ⅱ(A/O=4/4)中污泥發(fā)生嚴(yán)重的膨脹問題,其PHA貯存量相對較低,為9.31mmolC/L.三個階段的PHA貯存量與污泥的沉降性能呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系.這是因為菌膠團具有貯存PHA的能力而絕大多數(shù)絲狀菌不具備,所以PHA貯存量的多少在一定程度上能夠反映系統(tǒng)內(nèi)部菌膠團與絲狀菌競爭的優(yōu)勢水平.本試驗3個階段都存在缺氧階段,且系統(tǒng)具有一定的底物濃度梯度,菌膠團能夠迅速的利用底物,并且將底物以PHA的形式存儲起來[15].不同的A/O比不僅影響微生物種類的變化,也會影響微生物的新陳代謝.階段Ⅰ的微生物以菌膠團為主,菌膠團能夠充分利用大部分碳源合成PHA物質(zhì),而高效的碳源貯存能力有利于抑制絲狀菌的增殖,這也是系統(tǒng)在階段Ⅰ期間保持良好的沉降性能的原因之一.階段Ⅱ和階段Ⅲ發(fā)生了不同程度的污泥膨脹問題,由于絲狀菌的貯存能力明顯低于菌膠團[15],所以這兩個階段的PHA貯存量要低于階段Ⅰ,而膨脹嚴(yán)重的階段Ⅱ中污泥的PHA貯存量要低于發(fā)生微膨脹的階段Ⅲ.然而糖原的貯存情況與PHA的貯存情況有所不同.階段Ⅰ中污泥的PHA貯存量要高于階段Ⅲ,而糖原的合成量卻低于階段Ⅲ,楊雄等[21]在試驗過程中也發(fā)現(xiàn)PHA和糖原合成量不一致.這可能是因為,一方面PHA 的合成能量來源于糖原的降解,而糖原的降解還有其他去路;另一方面三羧酸(TCA)循環(huán)過程也可能提供至少30％的PHA合成能量,因此PHA 貯存和糖原的合成會出現(xiàn)不一致的現(xiàn)象,而其他研究也可能出現(xiàn)與本試驗結(jié)果不一致的現(xiàn)象.PHA和糖原的合成量具體受哪些因素影響仍需進(jìn)一步的試驗驗證.

表3　胞內(nèi)貯存物的變化情況(mmolC/L)Table 3 PHA and glycogen storage performances of each phase (mmolC/L)

2.2.3 不同A/O下活性污泥胞外聚合物分泌特性對比 由圖5可以看出,不同A/O比下污泥的沉降性能與EPS,PN/PS比(蛋白質(zhì)/多糖比)呈現(xiàn)明顯的相關(guān)性.階段Ⅰ的污泥沉降性能良好,其EPS在10mg/(gVSS)左右,且PN/PS在0.8左右;階段Ⅱ在第66d時污泥的沉降性能已經(jīng)惡化,到第100d時污泥已經(jīng)發(fā)生嚴(yán)重的膨脹問題,EPS從29.96mg/(gVSS)增大到68.76mg/ (gVSS),PN/PS比值隨著污泥沉降性能的惡化增大到6.42,與階段Ⅰ相比增長了8倍;經(jīng)過階段Ⅱ的穩(wěn)定期(該階段與階段Ⅰ情況類似,不再討論)進(jìn)入階段Ⅲ,污泥發(fā)生微膨脹現(xiàn)象,EPS從156d 的27.93mg/(gVSS)升高到178d的38.78mg/ (gVSS),PN/PS比也從2.14增到4.16,與階段Ⅰ相比增大了5倍.在階段Ⅲ期間雖然污泥的沉降性能差異不大,但EPS和PN/PS比卻差別較大,這可能是因為系統(tǒng)在第156d時的沉降性能剛剛惡化,微生物本身并未適應(yīng)新的階段,所以分泌的EPS并不穩(wěn)定. Liao等[22]報道污泥沉降性能的惡化與高濃度的EPS含量有關(guān),本試驗得出了類似的結(jié)論.Yon等[23]指出EPS是通過影響污泥表面的電負(fù)性來影響污泥的沉降性能,EPS含量過高,導(dǎo)致污泥表面電負(fù)性增大,引起污泥絮體間斥力增大,從而引起沉降性能惡化.本試驗中PN/PS比值也與污泥沉降性能呈現(xiàn)明顯的正相關(guān)關(guān)系.根據(jù)Keiding等[24]的研究,EPS的表面電荷與蛋白含量存在聯(lián)系,而Morgan[25]的研究表明PN/PS比值對EPS表面電荷影響更加顯著.這可能是因為蛋白質(zhì)表面帶負(fù)電荷,而多糖表面帶正電荷,EPS表面電荷是由蛋白質(zhì)和多糖共同決定的,當(dāng)PN/PS比值增大時,EPS電負(fù)性增大,從而引起污泥沉降性能惡化.由圖5可以看出污泥的沉降性能與EPS各單組分也呈現(xiàn)出明顯的相關(guān)性.污泥的沉降性能與蛋白質(zhì)和DNA呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系,而與多糖呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)關(guān)系.可能是因為多糖中帶負(fù)電的官能團與二價陽離子之間形成絮橋作用,對污泥沉降性能具有改善作用.Nielsen指出SVI隨多糖物質(zhì)增加而增加[26]; Bura等[27]則認(rèn)為核酸的增加導(dǎo)致污泥SVI升高,而蛋白質(zhì)的作用不明顯;Liao等[28]稱EPS中多糖含量與SVI之間不存在相關(guān)性,而蛋白質(zhì),DNA和EPS總量與SVI具有顯著的正相關(guān)關(guān)系.目前對EPS總量及其各組分對污泥沉降性能的影響尚無統(tǒng)一定論,仍需進(jìn)一步的研究.

圖5　不同階段EPS,各單組分含量及PN/PS比值情況Fig.5 EPS, EPS components storage performances and PN/PS ratio condition of different phases

2.3 不同A/O比對絲狀菌種類的影響

表4　絲狀菌鑒定結(jié)果Table 4 Filamentous identification results

圖6　不同階段系統(tǒng)內(nèi)的絲狀菌染色和FISH結(jié)果Fig.6 Staining and FISH results of filamentous identification in different phases　(a)階段Ⅰ,Type 021N,革蘭氏染色; (b)階段 Ⅱ, Type 0041,革蘭氏染色; (c)階段Ⅱ,Type 1701,革蘭氏染色; (d)階段 Ⅲ, Thiothrix.nivea, FISH

表4為A/O系統(tǒng)中不同A/O比下絲狀菌種類的鑒定結(jié)果.試驗表明,A/O比的差異會明顯影響微生物的種群結(jié)構(gòu),尤其是影響優(yōu)勢絲狀菌的種類變化,進(jìn)而影響污泥的沉降性能.由于本試驗的進(jìn)水水質(zhì)為生活污水,絲狀菌的種類較多.階段Ⅰ的A/O比為2/6,此時污泥沉降性能良好.通過革蘭氏染色和鈉氏染色發(fā)現(xiàn),系統(tǒng)中存在的優(yōu)勢絲狀菌為Type 0041,也有少量的Type 0581,Type 0092和Type 021N(圖6a).根據(jù)Eikelboom[12]記載,Eikelboom Type 0041,Type 0092是市政污水處理系統(tǒng)中的常見絲狀菌,其為優(yōu)勢絲狀菌時一般不會導(dǎo)致污泥沉降性能嚴(yán)重惡化,這是因為Type 0041為附著型生長的絲狀菌,其構(gòu)型有利于菌膠團的附著,而Type 0092通常生長在菌膠團的內(nèi)部,對污泥沉降性能沒有太大影響.在階段Ⅱ?qū)/O比調(diào)整為4/4后,污泥沉降性能逐漸惡化.經(jīng)過鑒定,系統(tǒng)中的優(yōu)勢絲狀菌仍為Type 0041(圖6b).說明A/O比為4/4的環(huán)境能夠加快Type 0041的生長.但是Type 0041通常在沉降性能良好的系統(tǒng)中呈優(yōu)勢生長趨勢.于是經(jīng)過進(jìn)一步的染色和FISH鑒定,發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)中還存在大量的Type 1701型絲狀菌,該類絲狀菌生長條件要求苛刻,通常要求污泥負(fù)荷在0.2kgBOD/ (kgMLSS?d)以上,進(jìn)水水質(zhì)需要具有較高濃度的淀粉含量且需處于完全混合曝氣池中,否則很難在活性污泥中觀察到.經(jīng)過考察,生活污水中含有高濃度淀粉,本試驗條件與其適宜生存的條件類似,因此導(dǎo)致該類絲狀菌的大量增殖.根據(jù)Eikelboom[12]記載Type 1701的出現(xiàn)能夠引起較高的SVI.所以不難發(fā)現(xiàn),階段Ⅱ發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象與Type 1701的滋生關(guān)系密切.同時該階段也新增了少量的M. Parvicella, N. Limicola Ⅱ.階段Ⅲ的污泥沉降性能略有好轉(zhuǎn),絲狀菌主要以Thiothrix. nivea(圖6c和圖6d)為主,該類絲狀菌適宜在低DO下生存,而系統(tǒng)2/6的A/O比為該類絲狀菌提供了一個良好的生存環(huán)境,從而能夠大量增殖.據(jù)報道,Thiothrix. nivea很容易引起污泥膨脹問題,但系統(tǒng)并未發(fā)生惡性膨脹現(xiàn)象.這可能是因為系統(tǒng)中存在較多的Type 0041,兩者相互作用從而能夠維持系統(tǒng)的SVI在250mL/g左右.

3 結(jié)論

3.1 A/O比為2/6時因較小的缺氧體積充當(dāng)了缺氧選擇器的功能,同時污泥胞內(nèi)較高的PHA合成量有利于菌膠團的優(yōu)勢生長,污泥胞外較低的EPS分泌量及PN/PS比值則有利于減小污泥絮體之間的靜電斥力,因此系統(tǒng)能夠維持穩(wěn)定的沉降性能,SVI在100mL/g左右,優(yōu)勢絲狀菌為Type 0041.

3.2 在A/O比為4/4的系統(tǒng)中,增加的缺氧體積導(dǎo)致缺氧選擇器作用消失,該環(huán)境刺激污泥分泌大量的EPS,同時PN/PS比值也迅速增大,絲狀菌在對底物的競爭中占據(jù)優(yōu)勢,導(dǎo)致污泥膨脹的發(fā)生,SVI最高達(dá)到357mL/g,優(yōu)勢絲狀菌為Type 0041和Type 1701.

3.3 A/O比為6/2導(dǎo)致系統(tǒng)中NO2--N的平均積累率達(dá)到87.25％,高濃度的NO2--N含量抑制了部分菌膠團的生理活動而對絲狀菌影響較小,同時好氧體積的較小抑制了絲狀菌的過量增殖,使系統(tǒng)處于污泥微膨脹狀態(tài),優(yōu)勢絲狀菌為Thiothrix. nivea.

3.4 不同的A/O比對系統(tǒng)中有機物和NH4+-N的去除率影響較小,但對總氮和磷的去除率影響較大.

參考文獻(xiàn)：

[1] Jenkins D, Richard M G, Daigger G T. Manual on the causes and control of activated sludge bulking and other solids separation problems (3rd edition) [M]. Michigan: IWA Publishing, 2004.

[2] 陳 瀅,彭永臻,劉 敏,等.營養(yǎng)物質(zhì)對污泥沉降性能的影響及污泥膨脹的控制 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2004,25(6):54-58.

[3] 彭趙旭,彭澄瑤,何爭光,等.污泥齡對低氧絲狀菌活性污泥微膨脹系統(tǒng)的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2015,35(1):245-251.

[4] 彭永臻,高春娣,王淑瑩.運轉(zhuǎn)條件及營養(yǎng)物質(zhì)對污泥沉降性能的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2001,21(S1):137-142.

[5] 王振國,何爭光,彭趙旭,等.體積比對分段進(jìn)水改良A2O工藝脫氮除磷性能的影響 [J]. 河南科技大學(xué)學(xué)報, 2015,36(5): 100-104.

[6] 曹貴華,王淑瑩,彭永臻,等.體積比對分段進(jìn)水工藝處理低濃度廢水性能的影響 [J]. 北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2014,40(3):428-435.

[7] 郭昌梓,程 飛,孫根行,等.生物選擇器的體積比對氧化溝運行效果的影響研究 [J]. 工業(yè)水處理, 2011,31(11):27-30.

[8] State Environmental Protection Administration of China. Monitoring and analysis methods of water and wastewater [M]. 4th. Beijing: China Environmental Science Press, 2002:200-281.

[9] Liu H, Fang H H P. Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludges [J]. Journal of Biotechnology, 2002, 95(3):249-256.

[10] Frolund B, Palmgren R, Keiding K, et al. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin [J]. Water Research, 1996,30(8):1749-1758.

[11] Oehmen A, Keller-Lehmann B, Zeng R J, et al. Optimisation of poly-beta-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorus removal systems [J]. Journal of Chromatography A, 2005,1070(1/2):131-136.

[12] Eikelboom D H. Process control of activated sludge plants by microscopic investigation [M]. UK: IKA Publishing, 2000:43-47.

[13] Amann R I, Krumholz L, Stahl D A. Fluorescent-oligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogenetic, and environmental studies in microbiology [J]. Journal of bacteriology, 1990,172(2):762-770.

[14] 王 萍,余志晟,齊 嶸,等.絲狀細(xì)菌污泥膨脹的FISH探針研究進(jìn)展 [J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報, 2012,18(4):705-712.

[15] Martins A M P, Pagilla K, Heijnen J J, et al. Filamentous bulking sludge: a critical review [J]. Water Research, 2003,38(4):793-817.

[16] Chudoba J. Operational experience with an anoxic selector treating rendering-plant wastewaters [J]. Water Science and Technology, 1991,24(7):1-7.

[17] 彭永臻,郭建華,王淑瑩,等.低溶解氧污泥微膨脹節(jié)能理論與方法的發(fā)現(xiàn),提出及理論基礎(chǔ) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(12):3342-3347.

[18] Van Hulle S, Volcke E, Teruel J L, et al. Influence of temperature and pH on the kinetics of the Sharon nitritation process [J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2007,82(5): 471-480.

[19] Borisov V B, Forte E, Giuffre A, et al. Reaction of nitric oxide with the oxidized di-heme and heme-copper oxygen-reducing centers of terminal oxidases: Different reaction pathways and end-products [J]. Journal of Inorganic Biochemistry, 2009,103(8): 1185-1187.

[20] Casey T G, Wentzel M C, Ekama G A. Filamentous organism bulking in nutrient removal activated sludge systems - Paper 11: A biochemical/microbiological model for proliferation of anoxic-aerobic (AA) filamentous organisms [J]. Water Sa, 1999, 25(4):443-451.

[21] 楊 雄,彭永臻,郭建華,等.氮/磷缺乏對污泥沉降性能及絲狀菌生長的影響 [J]. 化工學(xué)報, 2014,65(3):1040-1048.

[22] Liao B Q, Lin H J and Langevin S P. Effects of temperature and dissolved oxygen on sludge properties and their role in bioflocculation and settling [J]. Water Research, 2011,45(2):509-20.

[23] You K, Wang D and Liu J. Effect of EPS on Flocculation and Settlement of Activated Sludge in MBR [J]. Advanced Materials Research, 2013,1023(5):262-265.

[24] Keiding, Nielsen. Desorption of organic macromolecules from activated sludge: effect of ionic composition [J]. Water Resource, 1997,31(7):1665-1672.

[25] Morgan J W, Forster C F, Evison L. A comparative study of the nature of biopolymers extracted from anaerobic and activated sludges [J]. Water Research, 1990,24(6):743-750.

[26] Nielsen P H, Frolund B, Keiding K. Changes in the composition of extracellular polymeric substances in activated sludge during anaerobic storage [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1996,4(6):823-830.

[27] Bura R, Cheung M, Liao B, et al. Composition of extracellular polymeric substances in the activated sludge floc matrix [J]. Water Science and Technology, 1998,37(4/5):325-333.

[28] Liao B Q, Allen D G, Droppo I G, et al. Surface properties of sludge and their role in bioflocculation and settleability [J]. Water Research, 2001,35(2):339-350.

Effect of different anoxic/aerobic volume ratio on activated sludge settleability in A/O system.

WANG Jie, XUE Tong-lai, PENG Yong-zhen*, YANG Xiong, WANG Shu-ying, ZHANG Jian-wei (Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：443～452

Abstract：In order to reveal the corelations of A/O ratio and sludge settleability, the effect of different volume ratio (2/6,4/4,6/2) on activated sludge settleability and community of filamentous fungus was investigated with domestic wastewater as influent during long-term operation. The resuls showed that good settleability of system was maintained when A/O ratio was 2/6, and the dominant filamentous bacteria was Type 0041.When A/O ratio was increased to 4/4 the system occurred bulking sludge with SVI up to 357mL/g , and the dominant filamentous bacteria were Type 0041,Type 1701. When A/O ratio of 6/2 was adopted, the system occurred slightly bulking sludge and realised stable shortcut nitrification and denitrification. So different A/O ratio had great influence on activated sludge settleability, at the same time the intracellular and extracellular storage characteristics of activated sludge and denitrification and phosphorus removal performance of the system were also severely affected.

Key words：sludge settleability；A/O ratio；filamentous bacteria；sludge buliking；SVI；PHA；EPS

作者簡介：王 杰(1989-),女,河南信陽人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究.

基金項目：“十二五”國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07302002-06);北京市教委資助項目(2012)

收稿日期：2015-07-15

中圖分類號：X703

文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0443-10