顆?；钚蕴空T導(dǎo)亞硝化污泥快速顆?；?/h1>
2016-06-07 06:21:12姜沙沙張金庫北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室北京0024哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室黑龍江哈爾濱50090
中國環(huán)境科學(xué) 2016年1期 關(guān)鍵詞：生活污水
李 冬,姜沙沙,張金庫,張 杰,2(.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室,北京0024；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 50090)
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顆?；钚蕴空T導(dǎo)亞硝化污泥快速顆?；?/p>
李 冬1*,姜沙沙1,張金庫1,張 杰1,2(1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室,北京100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)
摘要：采用兩組平行SBR反應(yīng)器,R1反應(yīng)器投加顆粒活性炭,R2反應(yīng)器不投加,其他運行參數(shù)保持一致.在常規(guī)生活污水中投加氨氮作為進(jìn)水,研究顆?；钚蕴繉喯趸w粒污泥形成的影響.結(jié)果表明,在顆粒形成初期,投加的顆?；钚蕴孔鳛槌跏季Ш?節(jié)約了小顆粒的形成時間,R1反應(yīng)器僅22d便實現(xiàn)污泥顆?；?而R2反應(yīng)器運行38d才形成顆粒;同時,在整個運行階段,R1反應(yīng)器中的胞外聚合物(EPS)含量,尤其是其中的蛋白質(zhì)(protein, PN)含量,明顯高于R2反應(yīng)器的,進(jìn)一步證實顆粒活性炭的投加有利于亞硝化顆粒污泥的快速形成.除此之外,R1反應(yīng)器中的氨氧化率和亞硝化率相對較高,且波動幅度小,表明顆?；钚蕴康耐都佑兄诰S持亞硝化顆粒污泥處理效果的穩(wěn)定性.
關(guān)鍵詞：顆?；钚蕴?；亞硝化顆粒污泥；生活污水；EPS
* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn
亞硝化-厭氧氨氧化工藝以其低能耗、無需外加碳源、污泥產(chǎn)率低等優(yōu)點,成為目前新型脫氮工藝的研究熱點.作為該工藝的前置工藝,亞硝化工藝一直受到水處理領(lǐng)域研究者的廣泛關(guān)注.目前,關(guān)于亞硝化工藝的研究主要集中在以下三方面:活性污泥法[1-2]、生物膜法[3-4]和顆粒污泥法
[5].而相對于活性污泥法與生物膜法而言,顆粒污泥結(jié)構(gòu)致密、生物量大、負(fù)荷高、對不良環(huán)境抵抗力強以及其突出的沉淀性能,成了未來亞硝化工藝研究的熱點.然而,由于硝化細(xì)菌世代周期長,生長緩慢,啟動時間較長,一般需要2個月甚至更長時間[6-7],如何快速培養(yǎng)亞硝化顆粒污泥成為其實際工程應(yīng)用首應(yīng)解決的問題.
針對該問題,研究者目前大多是通過接種不同類型的顆粒污泥來加快亞硝化污泥顆粒化.Kishida等[8]在連續(xù)流攪拌反應(yīng)器中通過接種好氧顆粒污泥,以無機高氨氮廢水為底物,39d成功培養(yǎng)出亞硝化顆粒污泥.魏翔等[9]在連續(xù)流上流式好氧反應(yīng)器中接種厭氧顆粒污泥也成功實現(xiàn)短程硝化,亞硝酸鹽氮積累率平均高達(dá)83%.可見,通過接種顆粒污泥的啟動方式在一定程度上可以加快亞硝化顆粒污泥的形成.但是通過接種顆粒污泥的啟動方式卻存在一定的局限性.在使用該啟動方式時,必須有顆粒污泥作為前提基礎(chǔ),在實際工程中,這相對增加了前期工作,需要先培養(yǎng)一批顆粒污泥,既增加了工作量,也延長了顆粒污泥總啟動時間,所以,采用較易獲取的絮狀污泥啟動更具有普遍性意義.
為加快絮狀污泥顆?；?目前有研究者依據(jù)”晶核假說”原理[10],提出通過投加載體來加快污泥顆粒化.孫菁等[11]通過在普通絮狀污泥中添加鈣離子與鎂離子,系統(tǒng)分別在29d、23d實現(xiàn)完全顆?；?Wei等[12]通過投加沸石粉末,90d可成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥.可見,投加載體來加快污泥顆粒化具有一定的可行性.然而,通過投加顆?；钚蕴枯d體來加快亞硝化污泥顆?；难芯磕壳霸趪鴥?nèi)還鮮有報道.
本試驗采用兩組SBR反應(yīng)器,在常規(guī)生活污水投加氨氮作為進(jìn)水條件下,以不投加任何載體與投加顆?；钚蕴孔鲗Ρ?探究顆?；钚蕴繉喯趸鯛钗勰囝w粒化性能的影響及其作用機理.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置
采用兩組SBR反應(yīng)器,分別命名為R1和R2反應(yīng)器,試驗裝置如圖1所示.反應(yīng)器由有機玻璃組成,直徑D=7cm,高度H=55cm,有效容積為1.7L,容積交換率為50%.反應(yīng)器設(shè)置機械攪拌裝置,以保證污泥與顆?；钚蕴砍浞只旌?其底部設(shè)曝氣盤,曝氣量的大小由轉(zhuǎn)子流量計控制.本實驗在室溫條件下進(jìn)行,不對溫度進(jìn)行控制.SBR反應(yīng)器通過時間程序控制器控制反應(yīng)器各階段的開關(guān).每個周期具體運行如下:進(jìn)水1min,曝氣90min,沉淀(沉淀時間從15min降至2min),排水2min,其余時間為閑置.
1.2 接種污泥與試驗用水
接種污泥為本實驗室高氨氮低溶解氧(dissolved oxygen, DO)條件下馴化一周得到的亞硝化絮狀污泥,其亞硝化率達(dá)95%以上,R1和R2反應(yīng)器接種污泥濃度均為2.5g/L.
圖1 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment 1進(jìn)水泵;2曝氣泵;3電磁閥;4攪拌裝置;5取樣口;6曝氣盤;7時控開關(guān),其中:a進(jìn)水;b曝氣與攪拌;c出水
試驗用水為加入110～130mg/LNH4+-N和1680～2350mg/LNaHCO3的北京市某家屬區(qū)化糞池水,其進(jìn)水主要水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.
表1 進(jìn)水主要水質(zhì)指標(biāo)Table 1 quality of the water
1.3 分析方法
pH、DO及溫度的測定采用WTW pH/ Oxi340i便攜式多參數(shù)測定儀;三氮水質(zhì)分析方法分別為:NH4+-N采用納氏試劑光度法,NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3--N采用紫外分光光度法;MLSS、SV5、SV30等指標(biāo)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測定[13];通過定期取兩組反應(yīng)器第三次洗泥時的泥水混合液測量EPS,污泥中EPS的提取采用熱提取法[14],多糖測定采用苯酚硫酸法[15],蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍(lán)法[16];顆粒粒徑測定采用Mastersize 2000型激光粒度分析儀.
2 結(jié)果與討論
2.1 亞硝化顆粒污泥的形成過程
如圖2所示,相比于R2反應(yīng)器,投加顆?；钚蕴康腞1反應(yīng)器形成亞硝化顆粒污泥所用的時間大大縮短,且形成的顆粒污泥粒徑較大.運行13d時,R1反應(yīng)器中顆粒平均粒徑由接種時145.608μm增長到265.887μm,R2反應(yīng)器則由接種時的136.01μm增長到161.239μm.隨后,R1反應(yīng)器中的顆粒平均粒徑以17.2μm/d左右的速率持續(xù)增長,運行至第22d時,粒徑>400μm的顆粒占到60%以上,此時,平均粒徑為426.1μm,顆粒污泥啟動成功[17].而R2反應(yīng)器運行至第38d,顆粒才基本形成,此時其平均粒徑為410.3μm.可見,顆?；钚蕴康耐都涌娠@著縮短亞硝化顆粒污泥的形成時間.
如圖2所示,在運行前13d,R2反應(yīng)器的顆粒粒徑增長速率較慢,其粒徑平均增長速率僅為1.9μm/d,而此階段R1反應(yīng)器的顆粒平均粒徑增長速率竟高達(dá)11μm/d.隨后,兩組反應(yīng)器的顆粒平均粒徑增長速率數(shù)值差異不大.可見,相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器是在顆粒污泥形成初期縮短了顆粒污泥的形成總時間.
圖2 顆粒粒徑變化Fig.2 Variations of particle size
氨氧化細(xì)菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)生長緩慢、且微生物細(xì)胞之間由于帶同種電荷而存在靜電斥力,導(dǎo)致AOB相互接觸和聚集所用時間較長[18].而顆?；钚蕴恳云湮饺萘看?、吸附速度快、機械強度高及價格低廉等特點常被應(yīng)用于水處理工藝[19-20].因此,本實驗選取比表面積為1408m2/g,平均大小為200μm的顆粒活性炭來加快污泥顆?；?如圖3所示,顆粒活性炭較大的比表面積可為AOB的吸附生長創(chuàng)造條件,使其在表面進(jìn)行聚集生長,節(jié)約了R1反應(yīng)器中初始顆粒污泥的形成時間,由此加快了亞硝化污泥顆?；倪M(jìn)度.
圖3 R1反應(yīng)器中不同時期的顆粒污泥形態(tài)Fig.3 Images of sludge in the granulation process at different stage of R1reactor
同時,為了進(jìn)一步探究顆?；钚蕴看龠M(jìn)亞硝化污泥顆?；纬傻淖饔脵C理.通過定期測量兩組反應(yīng)器中污泥的EPS含量,觀測在亞硝化顆粒污泥形成過程中,顆?；钚蕴繉ξ⑸锓置贓PS的影響.
R1和R2反應(yīng)器的EPS含量如圖4和圖5所示.在整個運行階段,R1和R2反應(yīng)器中的多糖(PS)和蛋白質(zhì)含量整體均呈逐漸增大趨勢.研究表明[21],在顆粒污泥的形成過程中,PN/PS比值的大小與污泥表面的疏水性和帶電性有直接的關(guān)系.運行至68d時,R1反應(yīng)器中的PN/PS比值從1.332增長到2.278,而R2反應(yīng)器的PN/PS比值僅從1.368增長到1.9.由此可見,第一,兩組反應(yīng)器中PN含量均大于PS含量.這與吳青[22]所提及的一致,以生活污水為進(jìn)水基質(zhì)培養(yǎng)的亞硝化顆粒污泥,PN為污泥EPS的主要組成成分.第二,相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器中的PN含量上升幅度較大.分析認(rèn)為,在兩組反應(yīng)器的曝氣量與攪拌轉(zhuǎn)速相同的條件下,R1反應(yīng)器中顆?；钚蕴康拇嬖诩觿×宋⑸锱c顆粒活性炭或微生物間的相互摩擦,提高了R1反應(yīng)器的水力剪切力,進(jìn)而刺激AOB分泌更多的PN.而胞外聚合物中的蛋白質(zhì)由于含氨基而帶正電荷,導(dǎo)致污泥表面負(fù)電荷減少,進(jìn)而降低微生物間的靜電斥力,增加細(xì)胞表面的疏水性,使微生物細(xì)胞易于從水相中脫離出來而相互聚集在一起或附著在顆?；钚蕴勘砻?進(jìn)而促進(jìn)亞硝化顆粒污泥的形成.
圖4 R1反應(yīng)器中EPS變化Fig.4 Variations of EPS in R1reactor
2.2 亞硝化顆粒污泥的沉降性能
圖6 R1反應(yīng)器SVI5和SVI30變化Fig.6 Variations of SVI5and SVI30in R1 reactor
圖7 R2反應(yīng)器SVI5和SVI30變化Fig.7 Variations of SVI5and SVI30in R2 reactor
啟動階段,本實驗通過逐漸降低沉淀時間,由15min降至2min,使松散的、沉降性能不好的絮狀污泥被排出反應(yīng)器,而沉降性能較好的污泥被截留在反應(yīng)器中.污泥容積指數(shù)(SVI)則能較好的反映出污泥的沉降性能[23].R1和R2反應(yīng)器的SVI值變化如圖6和圖7所示.剛接種時,R1和R2反應(yīng)器的SVI5值分別為114.2mL/g和和126.1mL/g,而SVI30值相應(yīng)分別為98.1mL/g和112.2mL/g.第50d時,兩組平行SBR反應(yīng)器的SVI5值分別為48.1mL/g和56mL/g,而SVI30值相應(yīng)分別為44.4mL/g和54.5mL/g.此后,兩組反應(yīng)器的SVI值保持不變,R1反應(yīng)器的SVI5和SVI30值分別穩(wěn)定在(48±0.3)和(44.4±0.3)mL/g左右,R2反應(yīng)器的SVI5和SVI30值維持在(56±0.3)和(54.5±0.3)mL/g左右.可見,在顆粒形成的過程中,兩組反應(yīng)器的污泥凝聚性和沉降性都在不斷提高,而相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器的SVI5和SVI30值都要小于同時期R2反應(yīng)器的,這表明R1反應(yīng)器中的污泥顯示出更好的沉淀性能,即顆?；钚蕴康耐都涌娠@著提高污泥的凝聚沉降性能.
2.3 亞硝化顆粒污泥的處理效果
在整個運行階段,R1和R2反應(yīng)器的進(jìn)水氨氮濃度均維持在(90±10)mg/L,DO控制在2mg/L左右,水利停留時間(HRT)設(shè)為6h.在運行前5d時,為了使微生物適應(yīng)新的環(huán)境,不控制沉淀時間,R1和R2反應(yīng)器的微生物慢慢適應(yīng)新的環(huán)境,如圖8所示,污泥濃度逐漸增加,氨氧化率呈上升趨勢.隨后,為了形成顆粒污泥,逐漸降低沉淀時間,導(dǎo)致R1和R2反應(yīng)器中的污泥濃度逐漸減少,氨氧化率隨之降低.運行至第16d,R1和R2反應(yīng)器的沉淀時間降至2min,此時,R1反應(yīng)器的氨氧化率為86%,R2反應(yīng)器為83%.此后,沉淀時間不再改變,R1和R2反應(yīng)器的微生物也慢慢適應(yīng)了目前的水力選擇壓,污泥濃度逐漸增加,氨氧化率也隨之上升,并始終維持在90%以上,出水氨氮濃度不大于15mg/L.
圖8 MLSS變化Fig.8 Variations of MLSS
圖9 R1反應(yīng)器氮素處理效果Fig.9 Nitrogen disposal effects of R1 reactor
圖10 R2反應(yīng)器氮素處理效果Fig.10 Nitrogen disposal effects of R2 reactor
由圖9、圖10可知,在整個運行過程中,R1和R2反應(yīng)器的出水亞硝酸鹽氮濃度分別為69.2～95mg/L和61.5～96mg/L,硝酸鹽氮為0～5.7mg/L和 0.1～6.8mg/L,兩組反應(yīng)器的亞硝化率都能始終維持在90%以上.分析認(rèn)為:本實驗接種的污泥硝化性能良好,亞硝化率高達(dá)95%,即在亞硝化顆粒污泥形成的初期,反應(yīng)器中已有一定數(shù)量的硝化細(xì)菌;且在運行過程中,為了維持亞硝化率,本實驗控制好氧曝氣時間,在PH值到達(dá)"氨谷”[24]點之前反應(yīng)器停止曝氣,防止亞硝酸鹽氮被進(jìn)一步氧化.但相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器的亞硝化率波動幅度小,顯示出更加高效穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累.可見,顆?；钚蕴康耐都佑兄诰S持亞硝化顆粒污泥處理效果的穩(wěn)定性,這對于亞硝化顆粒污泥在實際工程中的長期穩(wěn)定運行具有重要意義.
3 結(jié)論
3.1 R1反應(yīng)器僅用22d便成功實現(xiàn)亞硝化污泥顆粒化,比R2反應(yīng)器的啟動時間縮短將近二分之一.在亞硝化顆粒污泥形成初期,投加的顆?；钚蕴孔鳛槌跏季Ш孙@著縮短了亞硝化顆粒污泥的形成時間.同時,顆?；钚蕴康耐都哟碳の⑸锓置诟嗟腅PS,尤其是其中的PN,進(jìn)一步促進(jìn)亞硝化顆粒污泥的快速形成.
3.2 R1反應(yīng)器的SVI5和SVI30值分別穩(wěn)定在(48± 0.3)和(44.4±0.3)mL/g;R2反應(yīng)器的SVI5和SVI30值分別穩(wěn)定在(56±0.3)和(54.5±0.3)mL/g.R1反應(yīng)器中的顆粒污泥顯示出更好的沉淀性能,表明顆粒活性炭的投加可顯著提高污泥的凝聚沉降性能.
3.3 R1和R2反應(yīng)器的氨氮氧化率和亞硝化率均能維持在90%以上,但R1反應(yīng)器顯示出更加穩(wěn)定高效的亞硝酸鹽氮積累,表明顆粒活性炭的投加有助于維持亞硝化顆粒污泥處理效果的穩(wěn)定性.
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Induce of Granular activated carbon on partial nitrification granular sludge.
LI Dong1*, JIANG Sha-sha1, ZHANG Jin-ku1, ZHANG Jie1,2(1.Key Laboratory of Beijing For Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 10024, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China).China Environmental Science, 2016,36(1)：50～55
Abstract：Two column-type SBRs were used to investigate the influence caused by granular activated carbon (GAC) on the formation of partial nitrification granular sludge treating domestic sewage.There was not GAC in R2 reactor, but R1reactor had GAC added to the sludge mixture.R1reactor was successfully started-up in 22th day, while R2 reactor was started-up in 38th day.At the beginning of the particle formation, the results showed that GAC could be used as the cores, reducing the initial particle formation time.At the same time, in the whole running stage, EPS content of R1reacor, especially the content of PN, was significantly higher than that of R2 reactor, which further promoted the formation of partial nitrification granular sludge.In addition, the ammonia oxidation rate and the nitrite accumulation rate of R1reactor were higher than of R2reactor, and had small fluctuation, which showed that the dosing of GAC helped maintain the stability of partial nitrification granular sludge treatment effect.
Key words：granular activated carbon；partial nitrification granular sludge；domestic sewage；extracellular polymeric substances (EPS)
中圖分類號：X703.1
文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A
文章編號：1000-6923(2016)01-0050-06
收稿日期：2015-06-12
基金項目：國家重大科技專項-水專項(2012ZX07202-005).
作者簡介：李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要從事污水處理與回用新技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.
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李 冬,姜沙沙,張金庫,張 杰,2(.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室,北京0024；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 50090)
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顆?；钚蕴空T導(dǎo)亞硝化污泥快速顆?；?/p>
李 冬1*,姜沙沙1,張金庫1,張 杰1,2(1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室,北京100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)
摘要：采用兩組平行SBR反應(yīng)器,R1反應(yīng)器投加顆粒活性炭,R2反應(yīng)器不投加,其他運行參數(shù)保持一致.在常規(guī)生活污水中投加氨氮作為進(jìn)水,研究顆?；钚蕴繉喯趸w粒污泥形成的影響.結(jié)果表明,在顆粒形成初期,投加的顆?；钚蕴孔鳛槌跏季Ш?節(jié)約了小顆粒的形成時間,R1反應(yīng)器僅22d便實現(xiàn)污泥顆?；?而R2反應(yīng)器運行38d才形成顆粒;同時,在整個運行階段,R1反應(yīng)器中的胞外聚合物(EPS)含量,尤其是其中的蛋白質(zhì)(protein, PN)含量,明顯高于R2反應(yīng)器的,進(jìn)一步證實顆粒活性炭的投加有利于亞硝化顆粒污泥的快速形成.除此之外,R1反應(yīng)器中的氨氧化率和亞硝化率相對較高,且波動幅度小,表明顆?；钚蕴康耐都佑兄诰S持亞硝化顆粒污泥處理效果的穩(wěn)定性.
關(guān)鍵詞：顆?；钚蕴?；亞硝化顆粒污泥；生活污水；EPS
* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn
亞硝化-厭氧氨氧化工藝以其低能耗、無需外加碳源、污泥產(chǎn)率低等優(yōu)點,成為目前新型脫氮工藝的研究熱點.作為該工藝的前置工藝,亞硝化工藝一直受到水處理領(lǐng)域研究者的廣泛關(guān)注.目前,關(guān)于亞硝化工藝的研究主要集中在以下三方面:活性污泥法[1-2]、生物膜法[3-4]和顆粒污泥法
[5].而相對于活性污泥法與生物膜法而言,顆粒污泥結(jié)構(gòu)致密、生物量大、負(fù)荷高、對不良環(huán)境抵抗力強以及其突出的沉淀性能,成了未來亞硝化工藝研究的熱點.然而,由于硝化細(xì)菌世代周期長,生長緩慢,啟動時間較長,一般需要2個月甚至更長時間[6-7],如何快速培養(yǎng)亞硝化顆粒污泥成為其實際工程應(yīng)用首應(yīng)解決的問題.
針對該問題,研究者目前大多是通過接種不同類型的顆粒污泥來加快亞硝化污泥顆粒化.Kishida等[8]在連續(xù)流攪拌反應(yīng)器中通過接種好氧顆粒污泥,以無機高氨氮廢水為底物,39d成功培養(yǎng)出亞硝化顆粒污泥.魏翔等[9]在連續(xù)流上流式好氧反應(yīng)器中接種厭氧顆粒污泥也成功實現(xiàn)短程硝化,亞硝酸鹽氮積累率平均高達(dá)83%.可見,通過接種顆粒污泥的啟動方式在一定程度上可以加快亞硝化顆粒污泥的形成.但是通過接種顆粒污泥的啟動方式卻存在一定的局限性.在使用該啟動方式時,必須有顆粒污泥作為前提基礎(chǔ),在實際工程中,這相對增加了前期工作,需要先培養(yǎng)一批顆粒污泥,既增加了工作量,也延長了顆粒污泥總啟動時間,所以,采用較易獲取的絮狀污泥啟動更具有普遍性意義.
為加快絮狀污泥顆?；?目前有研究者依據(jù)”晶核假說”原理[10],提出通過投加載體來加快污泥顆粒化.孫菁等[11]通過在普通絮狀污泥中添加鈣離子與鎂離子,系統(tǒng)分別在29d、23d實現(xiàn)完全顆?；?Wei等[12]通過投加沸石粉末,90d可成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥.可見,投加載體來加快污泥顆粒化具有一定的可行性.然而,通過投加顆?；钚蕴枯d體來加快亞硝化污泥顆?；难芯磕壳霸趪鴥?nèi)還鮮有報道.
本試驗采用兩組SBR反應(yīng)器,在常規(guī)生活污水投加氨氮作為進(jìn)水條件下,以不投加任何載體與投加顆?；钚蕴孔鲗Ρ?探究顆?；钚蕴繉喯趸鯛钗勰囝w粒化性能的影響及其作用機理.
1 材料與方法
1.1 試驗裝置
采用兩組SBR反應(yīng)器,分別命名為R1和R2反應(yīng)器,試驗裝置如圖1所示.反應(yīng)器由有機玻璃組成,直徑D=7cm,高度H=55cm,有效容積為1.7L,容積交換率為50%.反應(yīng)器設(shè)置機械攪拌裝置,以保證污泥與顆?；钚蕴砍浞只旌?其底部設(shè)曝氣盤,曝氣量的大小由轉(zhuǎn)子流量計控制.本實驗在室溫條件下進(jìn)行,不對溫度進(jìn)行控制.SBR反應(yīng)器通過時間程序控制器控制反應(yīng)器各階段的開關(guān).每個周期具體運行如下:進(jìn)水1min,曝氣90min,沉淀(沉淀時間從15min降至2min),排水2min,其余時間為閑置.
1.2 接種污泥與試驗用水
接種污泥為本實驗室高氨氮低溶解氧(dissolved oxygen, DO)條件下馴化一周得到的亞硝化絮狀污泥,其亞硝化率達(dá)95%以上,R1和R2反應(yīng)器接種污泥濃度均為2.5g/L.
圖1 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment 1進(jìn)水泵;2曝氣泵;3電磁閥;4攪拌裝置;5取樣口;6曝氣盤;7時控開關(guān),其中:a進(jìn)水;b曝氣與攪拌;c出水
試驗用水為加入110～130mg/LNH4+-N和1680～2350mg/LNaHCO3的北京市某家屬區(qū)化糞池水,其進(jìn)水主要水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.
表1 進(jìn)水主要水質(zhì)指標(biāo)Table 1 quality of the water
1.3 分析方法
pH、DO及溫度的測定采用WTW pH/ Oxi340i便攜式多參數(shù)測定儀;三氮水質(zhì)分析方法分別為:NH4+-N采用納氏試劑光度法,NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3--N采用紫外分光光度法;MLSS、SV5、SV30等指標(biāo)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測定[13];通過定期取兩組反應(yīng)器第三次洗泥時的泥水混合液測量EPS,污泥中EPS的提取采用熱提取法[14],多糖測定采用苯酚硫酸法[15],蛋白質(zhì)測定采用考馬斯亮藍(lán)法[16];顆粒粒徑測定采用Mastersize 2000型激光粒度分析儀.
2 結(jié)果與討論
2.1 亞硝化顆粒污泥的形成過程
如圖2所示,相比于R2反應(yīng)器,投加顆?；钚蕴康腞1反應(yīng)器形成亞硝化顆粒污泥所用的時間大大縮短,且形成的顆粒污泥粒徑較大.運行13d時,R1反應(yīng)器中顆粒平均粒徑由接種時145.608μm增長到265.887μm,R2反應(yīng)器則由接種時的136.01μm增長到161.239μm.隨后,R1反應(yīng)器中的顆粒平均粒徑以17.2μm/d左右的速率持續(xù)增長,運行至第22d時,粒徑>400μm的顆粒占到60%以上,此時,平均粒徑為426.1μm,顆粒污泥啟動成功[17].而R2反應(yīng)器運行至第38d,顆粒才基本形成,此時其平均粒徑為410.3μm.可見,顆?；钚蕴康耐都涌娠@著縮短亞硝化顆粒污泥的形成時間.
如圖2所示,在運行前13d,R2反應(yīng)器的顆粒粒徑增長速率較慢,其粒徑平均增長速率僅為1.9μm/d,而此階段R1反應(yīng)器的顆粒平均粒徑增長速率竟高達(dá)11μm/d.隨后,兩組反應(yīng)器的顆粒平均粒徑增長速率數(shù)值差異不大.可見,相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器是在顆粒污泥形成初期縮短了顆粒污泥的形成總時間.
圖2 顆粒粒徑變化Fig.2 Variations of particle size
氨氧化細(xì)菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)生長緩慢、且微生物細(xì)胞之間由于帶同種電荷而存在靜電斥力,導(dǎo)致AOB相互接觸和聚集所用時間較長[18].而顆?；钚蕴恳云湮饺萘看?、吸附速度快、機械強度高及價格低廉等特點常被應(yīng)用于水處理工藝[19-20].因此,本實驗選取比表面積為1408m2/g,平均大小為200μm的顆粒活性炭來加快污泥顆?；?如圖3所示,顆粒活性炭較大的比表面積可為AOB的吸附生長創(chuàng)造條件,使其在表面進(jìn)行聚集生長,節(jié)約了R1反應(yīng)器中初始顆粒污泥的形成時間,由此加快了亞硝化污泥顆?；倪M(jìn)度.
圖3 R1反應(yīng)器中不同時期的顆粒污泥形態(tài)Fig.3 Images of sludge in the granulation process at different stage of R1reactor
同時,為了進(jìn)一步探究顆?；钚蕴看龠M(jìn)亞硝化污泥顆?；纬傻淖饔脵C理.通過定期測量兩組反應(yīng)器中污泥的EPS含量,觀測在亞硝化顆粒污泥形成過程中,顆?；钚蕴繉ξ⑸锓置贓PS的影響.
R1和R2反應(yīng)器的EPS含量如圖4和圖5所示.在整個運行階段,R1和R2反應(yīng)器中的多糖(PS)和蛋白質(zhì)含量整體均呈逐漸增大趨勢.研究表明[21],在顆粒污泥的形成過程中,PN/PS比值的大小與污泥表面的疏水性和帶電性有直接的關(guān)系.運行至68d時,R1反應(yīng)器中的PN/PS比值從1.332增長到2.278,而R2反應(yīng)器的PN/PS比值僅從1.368增長到1.9.由此可見,第一,兩組反應(yīng)器中PN含量均大于PS含量.這與吳青[22]所提及的一致,以生活污水為進(jìn)水基質(zhì)培養(yǎng)的亞硝化顆粒污泥,PN為污泥EPS的主要組成成分.第二,相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器中的PN含量上升幅度較大.分析認(rèn)為,在兩組反應(yīng)器的曝氣量與攪拌轉(zhuǎn)速相同的條件下,R1反應(yīng)器中顆?；钚蕴康拇嬖诩觿×宋⑸锱c顆粒活性炭或微生物間的相互摩擦,提高了R1反應(yīng)器的水力剪切力,進(jìn)而刺激AOB分泌更多的PN.而胞外聚合物中的蛋白質(zhì)由于含氨基而帶正電荷,導(dǎo)致污泥表面負(fù)電荷減少,進(jìn)而降低微生物間的靜電斥力,增加細(xì)胞表面的疏水性,使微生物細(xì)胞易于從水相中脫離出來而相互聚集在一起或附著在顆?；钚蕴勘砻?進(jìn)而促進(jìn)亞硝化顆粒污泥的形成.
圖4 R1反應(yīng)器中EPS變化Fig.4 Variations of EPS in R1reactor
2.2 亞硝化顆粒污泥的沉降性能
圖6 R1反應(yīng)器SVI5和SVI30變化Fig.6 Variations of SVI5and SVI30in R1 reactor
圖7 R2反應(yīng)器SVI5和SVI30變化Fig.7 Variations of SVI5and SVI30in R2 reactor
啟動階段,本實驗通過逐漸降低沉淀時間,由15min降至2min,使松散的、沉降性能不好的絮狀污泥被排出反應(yīng)器,而沉降性能較好的污泥被截留在反應(yīng)器中.污泥容積指數(shù)(SVI)則能較好的反映出污泥的沉降性能[23].R1和R2反應(yīng)器的SVI值變化如圖6和圖7所示.剛接種時,R1和R2反應(yīng)器的SVI5值分別為114.2mL/g和和126.1mL/g,而SVI30值相應(yīng)分別為98.1mL/g和112.2mL/g.第50d時,兩組平行SBR反應(yīng)器的SVI5值分別為48.1mL/g和56mL/g,而SVI30值相應(yīng)分別為44.4mL/g和54.5mL/g.此后,兩組反應(yīng)器的SVI值保持不變,R1反應(yīng)器的SVI5和SVI30值分別穩(wěn)定在(48±0.3)和(44.4±0.3)mL/g左右,R2反應(yīng)器的SVI5和SVI30值維持在(56±0.3)和(54.5±0.3)mL/g左右.可見,在顆粒形成的過程中,兩組反應(yīng)器的污泥凝聚性和沉降性都在不斷提高,而相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器的SVI5和SVI30值都要小于同時期R2反應(yīng)器的,這表明R1反應(yīng)器中的污泥顯示出更好的沉淀性能,即顆?；钚蕴康耐都涌娠@著提高污泥的凝聚沉降性能.
2.3 亞硝化顆粒污泥的處理效果
在整個運行階段,R1和R2反應(yīng)器的進(jìn)水氨氮濃度均維持在(90±10)mg/L,DO控制在2mg/L左右,水利停留時間(HRT)設(shè)為6h.在運行前5d時,為了使微生物適應(yīng)新的環(huán)境,不控制沉淀時間,R1和R2反應(yīng)器的微生物慢慢適應(yīng)新的環(huán)境,如圖8所示,污泥濃度逐漸增加,氨氧化率呈上升趨勢.隨后,為了形成顆粒污泥,逐漸降低沉淀時間,導(dǎo)致R1和R2反應(yīng)器中的污泥濃度逐漸減少,氨氧化率隨之降低.運行至第16d,R1和R2反應(yīng)器的沉淀時間降至2min,此時,R1反應(yīng)器的氨氧化率為86%,R2反應(yīng)器為83%.此后,沉淀時間不再改變,R1和R2反應(yīng)器的微生物也慢慢適應(yīng)了目前的水力選擇壓,污泥濃度逐漸增加,氨氧化率也隨之上升,并始終維持在90%以上,出水氨氮濃度不大于15mg/L.
圖8 MLSS變化Fig.8 Variations of MLSS
圖9 R1反應(yīng)器氮素處理效果Fig.9 Nitrogen disposal effects of R1 reactor
圖10 R2反應(yīng)器氮素處理效果Fig.10 Nitrogen disposal effects of R2 reactor
由圖9、圖10可知,在整個運行過程中,R1和R2反應(yīng)器的出水亞硝酸鹽氮濃度分別為69.2～95mg/L和61.5～96mg/L,硝酸鹽氮為0～5.7mg/L和 0.1～6.8mg/L,兩組反應(yīng)器的亞硝化率都能始終維持在90%以上.分析認(rèn)為:本實驗接種的污泥硝化性能良好,亞硝化率高達(dá)95%,即在亞硝化顆粒污泥形成的初期,反應(yīng)器中已有一定數(shù)量的硝化細(xì)菌;且在運行過程中,為了維持亞硝化率,本實驗控制好氧曝氣時間,在PH值到達(dá)"氨谷”[24]點之前反應(yīng)器停止曝氣,防止亞硝酸鹽氮被進(jìn)一步氧化.但相比于R2反應(yīng)器,R1反應(yīng)器的亞硝化率波動幅度小,顯示出更加高效穩(wěn)定的亞硝酸鹽積累.可見,顆?；钚蕴康耐都佑兄诰S持亞硝化顆粒污泥處理效果的穩(wěn)定性,這對于亞硝化顆粒污泥在實際工程中的長期穩(wěn)定運行具有重要意義.
3 結(jié)論
3.1 R1反應(yīng)器僅用22d便成功實現(xiàn)亞硝化污泥顆粒化,比R2反應(yīng)器的啟動時間縮短將近二分之一.在亞硝化顆粒污泥形成初期,投加的顆?；钚蕴孔鳛槌跏季Ш孙@著縮短了亞硝化顆粒污泥的形成時間.同時,顆?；钚蕴康耐都哟碳の⑸锓置诟嗟腅PS,尤其是其中的PN,進(jìn)一步促進(jìn)亞硝化顆粒污泥的快速形成.
3.2 R1反應(yīng)器的SVI5和SVI30值分別穩(wěn)定在(48± 0.3)和(44.4±0.3)mL/g;R2反應(yīng)器的SVI5和SVI30值分別穩(wěn)定在(56±0.3)和(54.5±0.3)mL/g.R1反應(yīng)器中的顆粒污泥顯示出更好的沉淀性能,表明顆粒活性炭的投加可顯著提高污泥的凝聚沉降性能.
3.3 R1和R2反應(yīng)器的氨氮氧化率和亞硝化率均能維持在90%以上,但R1反應(yīng)器顯示出更加穩(wěn)定高效的亞硝酸鹽氮積累,表明顆粒活性炭的投加有助于維持亞硝化顆粒污泥處理效果的穩(wěn)定性.
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Induce of Granular activated carbon on partial nitrification granular sludge.
LI Dong1*, JIANG Sha-sha1, ZHANG Jin-ku1, ZHANG Jie1,2(1.Key Laboratory of Beijing For Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 10024, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China).China Environmental Science, 2016,36(1)：50～55
Abstract：Two column-type SBRs were used to investigate the influence caused by granular activated carbon (GAC) on the formation of partial nitrification granular sludge treating domestic sewage.There was not GAC in R2 reactor, but R1reactor had GAC added to the sludge mixture.R1reactor was successfully started-up in 22th day, while R2 reactor was started-up in 38th day.At the beginning of the particle formation, the results showed that GAC could be used as the cores, reducing the initial particle formation time.At the same time, in the whole running stage, EPS content of R1reacor, especially the content of PN, was significantly higher than that of R2 reactor, which further promoted the formation of partial nitrification granular sludge.In addition, the ammonia oxidation rate and the nitrite accumulation rate of R1reactor were higher than of R2reactor, and had small fluctuation, which showed that the dosing of GAC helped maintain the stability of partial nitrification granular sludge treatment effect.
Key words：granular activated carbon；partial nitrification granular sludge；domestic sewage；extracellular polymeric substances (EPS)
中圖分類號：X703.1
文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A
文章編號：1000-6923(2016)01-0050-06
收稿日期：2015-06-12
基金項目：國家重大科技專項-水專項(2012ZX07202-005).
作者簡介：李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要從事污水處理與回用新技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.
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