以脫水污泥為接種污泥促進(jìn)好氧污泥顆?；?/h1>
2016-12-20 08:17:14王良杰湛含輝中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測繪學(xué)院江蘇徐州221116
中國環(huán)境科學(xué) 2016年11期
王良杰,湛含輝,孫 璨 (中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測繪學(xué)院,江蘇 徐州 221116)
以脫水污泥為接種污泥促進(jìn)好氧污泥顆粒化
王良杰,湛含輝*,孫 璨 (中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測繪學(xué)院,江蘇 徐州 221116)
以脫水造粒形成的物理顆粒污泥為接種污泥,明顯提高了好氧污泥顆?；俣?研究結(jié)果表明： 在第 20d,接種物理顆粒污泥的 R2中 90%以上的污泥粒徑即大于 0.2mm,而接種絮狀污泥的 R1中只有 26.7%.顆?；^程中,接種物理顆粒污泥的 R2中 SVI始終小于80mL/g沉降性能良好,第25d時污泥濃度為6300mg/L,而R1為3200mg/L.脫水過程未對污泥活性造成明顯影響,培養(yǎng)期間兩者COD去除率均大于90%,但培養(yǎng)后期R2中TN的去除率約為70%,明顯優(yōu)于R1的55%,其主要原因為R2中的污泥粒徑大于R1.經(jīng)過5d的曝氣剪切后仍有39.8%的物理顆粒污泥大于0.2mm, 為顆?；峁┝舜罅空T導(dǎo)核,同時物理顆粒污泥內(nèi)部營養(yǎng)傳輸孔道的形成與EPS的內(nèi)源消化和反硝化產(chǎn)氣有關(guān).
好氧顆粒化；物理顆粒污泥；誘導(dǎo)核；EPS內(nèi)源消化
污泥顆?；夹g(shù)具有剩余污泥排放量少,對污泥沉降系統(tǒng)要求低,可在高容積負(fù)荷下降解高濃度有機(jī)廢水,所需占地面積小,能實現(xiàn)同時硝化反硝化等特點,因而在污水處理工藝中受到普遍關(guān)注[1-3].
但好氧顆粒污泥的形成過程復(fù)雜,影響因素多.近年來,有大量關(guān)于促進(jìn)好氧污泥顆?；难芯?Liu等[4]根據(jù)多種顆?；Ｐ?提出污泥顆?；煞譃樗膫€過程,包括：微生物與微生物或非生物顆粒接觸;在物理化學(xué)作用力(范德華力靜電力,疏水作用)下發(fā)生穩(wěn)定附著;在微生物作用下發(fā)生不可逆附著;在水力作用下成形.微生物表面多由胞外聚合物(EPS)包裹,其橋聯(lián)黏結(jié)作用對于形成不可逆的附著有重要作用[5-8],但胞外聚合物表面因帶負(fù)電荷,會形成壁壘(雙電層,水化膜)阻礙EPS的橋聯(lián)粘結(jié)作用,即阻礙有效碰撞的發(fā)生.為增加有效碰撞,可采用添加多價金屬離子,如Ca2+、Al3+和Fe3+等,中和EPS表面的負(fù)電荷,減弱雙電層和降低水化膜來促進(jìn)顆?；痆9-12];提高曝氣剪切力或反應(yīng)器高徑比,可增加污泥動量來克服壁壘(雙電層,水化膜),可增大污泥間的碰
撞幾率[13-15].
而通過污泥脫水可讓污泥緊密接觸,直接克服雙電層斥力,擠壓水化膜,使EPS相互交錯充分發(fā)揮其橋聯(lián)粘結(jié)作用,同時脫水污泥可作為誘導(dǎo)核促進(jìn)顆粒化.韓豐波以厭氧脫水污泥作為接種污泥快速培養(yǎng)出了生物活性良好的厭氧顆粒污泥[16],但污泥顆?；皇呛唵蔚念w粒聚團(tuán),涉及到復(fù)雜的生物作用,脫水后形成的顆粒并不是真正的顆粒污泥.本研究以新鮮好氧脫水污泥為接種污泥來促進(jìn)好氧污泥顆?；?通過粒徑分布、顆粒形態(tài)及活性、污泥濃度及沉降性來判斷其顆?；Ч?
1 材料與方法
1.1 接種污泥預(yù)處理
接種污泥取自徐州某污水處理站A/A/O工藝段好氧池污泥,過100目篩去除絲狀和大顆粒物后,作為試驗所用污泥.本試驗研究以脫水污泥為接種污泥來促進(jìn)好氧污泥顆粒化,圖1為其脫水造粒過程.脫水污泥泥餅經(jīng)篩網(wǎng)(孔徑 1.5mm)切割造粒后,稱其為物理顆粒污泥,含水率為81%.
圖1 脫水造粒過程Fig.1 The pretreatment process of seed sludge
1.2 實驗裝置及運行
設(shè)置兩組SBR(R1、R2)培養(yǎng)好氧顆粒污泥,柱高45cm,內(nèi)徑8cm,有效容積2.0L.R1接種絮狀污泥,R2接種物理顆粒污泥,起始污泥濃度約3000mg/L.每個運行周期為 4h,包括 5min 的進(jìn)水,3～8min的沉淀和 5min 出水,剩余時間為曝氣降解時間.進(jìn)水和出水由蠕動泵完成,曝氣量為 2L/min.進(jìn)水為模擬廢水,由 CH3COONa, NH4Cl, KH2PO4和自來水配制而成,表1為詳細(xì)參數(shù).
表1 進(jìn)水水質(zhì)變化Table 1 The change of influent water
1.3 檢測分析
粒徑分布：濕式篩分法[17];完整系數(shù)：采用Tay等采用的方法[18];MLSS：重量法;COD：重鉻酸鉀法( GB11914-89);TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法( GB11894-89);微生物相觀察：數(shù)碼相機(jī)及掃描電鏡;污泥中EPS的提取采用熱提取法,多糖和蛋白質(zhì)的測定分別采用蒽酮法和修正的Lowry[19].
2 結(jié)果與討論
2.1 粒徑與形態(tài)變化
粒徑大于0.2mm的污泥可稱為好氧顆粒污泥[20],判斷好氧污泥實現(xiàn)顆?；姆椒?常用的有兩個：一是 90%以上的污泥顆粒徑大于0.2mm[21];二是SVI5/SVI30＞0.9[13],在此以前者為判斷依據(jù),由圖2可知,以物理顆粒污泥為接種污泥,可在短時間內(nèi)實現(xiàn)好氧污泥顆?；?第 15d, R2中粒徑大于 0.2mm的顆粒已經(jīng)達(dá)到 85.5%,而在第20d超過了90%,實現(xiàn)了好氧污泥快速顆粒化;而接種絮狀污泥的 R1,顆?；俣染徛?一直到第20d粒徑大于0.2mm的只為26.7%.但在20～30d的范圍內(nèi),R1中的污泥粒徑增長顯著,到第30d時,有85%左右的污泥粒徑大于0.2mm,基本實現(xiàn)顆?；?R2中的顆粒污泥總量未發(fā)生明顯變化,但大于 1.5mm的顆粒污泥量,有明顯增加,說明經(jīng)過長時間培養(yǎng)R1中污泥的粒徑逐步接近R2.R2接種的物理顆粒污泥初始粒徑為 1.5mm左右,到第5d時污泥粒徑全部小于1.5m,且只有39.8%的污泥粒徑大于 0.2mm,說明在曝氣剪切作用下,物理顆粒污泥破碎為絮體和小粒徑物理顆粒污泥.而到第10d時,雖然未出現(xiàn)大于1.5mm的顆粒,但此時粒徑大于0.2mm的污泥升到70%以上,而R1中只有10%左右,意味著破碎的物理顆粒污泥作為良好的誘導(dǎo)核供微生物附著生長,
加快污泥顆?；?這與添加成熟好氧顆粒污泥促進(jìn)顆粒化相似[21-22],兩者本身都為污泥聚集體,作為誘導(dǎo)核有很好的生物附著性.
圖2 粒徑分布Fig.2 Particulars size distribution
表2 好氧顆粒污泥特性Table 2 Characteristics of granules in two reactors
以物理顆粒污泥為接種污泥培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥結(jié)接構(gòu)密實,沉降性能良好.由表2可知,在15d和30d時,其與正常培養(yǎng)的好氧顆粒污泥的完整系數(shù)和含水率相近,但沉降速度差別明顯,主要是因為R2中的污泥顆粒粒徑大,而R1中的顆粒污泥隨著粒徑的增加,其含水率有明顯的降低,完整系數(shù)有所提高.說明以物理顆粒污泥接種培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥與正常培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥,物理性質(zhì)相似.
由圖3可清晰地觀察到,物理顆粒污泥在顆?；薪?jīng)歷了一個特殊地變化過程.圖 3(a)為物理顆粒污泥初始形態(tài),其顏色深;第5d時,顆粒破碎,顏色變淺;第 10d時,顏色進(jìn)一步變淺,并出現(xiàn)大量顆粒污泥,其顏色明亮;第15d時,物理顆粒污泥消失,顆粒狀污泥全部為顏色明亮的污泥.特別是在第 10d,部分顆粒狀污泥出現(xiàn)一半顏色深一般顏色明亮的狀態(tài),說明物理顆粒污泥作為誘導(dǎo)核時,是有活性的誘導(dǎo)核,除了供微生物附著外,其自身也在經(jīng)歷一個過程轉(zhuǎn)變?yōu)槌墒祛w粒污泥.
圖3 顆粒化過程中物理顆粒污泥形態(tài)變化Fig.3 Morphologic change of physical granular sludge
2.2 沉降性與污泥濃度
圖4 SVI變化趨勢Fig.4 SVI profile
由圖4可知,接種物理顆粒污泥的R2可在顆?；^程中一直保持較好的沉降性,其沉降性能一直優(yōu)于R1,運行期間R1中的最高SVI為165mL/g,而R2為78mL/g,運行末期R1的SVI為50mL/g左右,R2約為90mL/g.運行初期,沉淀時間較長為 8min,此時污泥增長速度大于污泥流失速度,污泥濃度呈增長趨勢.隨著絮狀污泥的生長,在5～10d,R1-R2中SVI升高,污泥沉降性變差,為及時排走沉降性差的懸浮生長型污泥,為附著型生長的污泥提供良好的環(huán)境,在第8d,將沉降時間由8min縮短為3min.此時,R2中因物理顆粒污泥的存在,沉降性能良好,污泥未大量流失;R1的沉降性能差,污泥大量流失,污泥濃度急劇下降,在 15d后才出現(xiàn)增長趨勢.在快
速顆粒化的培養(yǎng)中,因采用短時間沉降來排掉懸浮生長型微生物,減少與附著生長型微生物的競爭,基本都會在運行初期出現(xiàn)污泥流失現(xiàn)象,但在后期會顯著增長[23-24].由圖 5可知,顆?；陂g,R2的污泥濃度從第8d開始就顯著高于R1,到第25d時,R2中的污泥濃度約6300mg/L,而R1只有3200mg/L左右.說明物理顆粒污泥,在顆?；^程中,可保持良好的沉降性能,減少污泥流失,增加污泥濃度.
圖5 污泥濃度變化Fig.5 MLSS profile
2.3 生物活性
由圖6可知,運行初期,接種脫水污泥的R2,其COD去除率未明顯小于R1,說明脫水對污泥活性未造成明顯影響.韓豐波在以厭氧脫水污泥為接種污泥促進(jìn)厭氧顆?；瘯r,也發(fā)現(xiàn)脫水未對厭氧污泥的活性有很大影響[16].由圖7可知,在運行后期R2的TN去除率明顯高于R1,R2近70%,而R1為55%左右,因為R2中的顆粒污泥多且粒徑大,可以限制氧的傳遞,為反硝化提供所需的缺氧環(huán)境,R2中的有6.8%的污泥大于1.0mm,而R1中沒有,而Wang等人[25]提到只有顆粒粒徑大于 1.0mm時,污泥內(nèi)部的氧傳質(zhì)才受明顯限制,形成較好的缺氧環(huán)境.而R2的COD去除率效果未明顯優(yōu)于 R1,兩者的去除率都可達(dá)95%以上,雖然R2中污泥濃度高,但有機(jī)物在顆粒內(nèi)部的傳遞受限,且由勞-麥方程可知,當(dāng)有機(jī)物濃度低時,反應(yīng)速率主要受限于有機(jī)物濃度,而不是微生物量.
圖6 COD去除效果Fig.6 COD removal performance
圖7 TN去除效果Fig.7 TN removal performance
2.4 TN去除效果對比
在第25d,將R1和R2中的污泥各等分成兩組,一組用于對比R1和R2在同MLSS(3000mg/L)時的TN去除效果(圖8(a)),以判斷污泥粒徑對脫氮效果的影響;另一組不做處理繼續(xù)培養(yǎng)觀察兩者粒徑、污泥濃度變化和溶解氧(DO)的變化,并在31d時,取兩者0.7～1.5mm之間的顆粒態(tài)污泥,在同MLSS(5000mg/L)下進(jìn)行TN去除效果對比(圖8(b)).
結(jié)果表明,在相同 MLSS不同粒徑的情況下,R2的TN去除效果明顯優(yōu)于R1,而同MLSS同粒徑范圍時 TN去除效果差別不大,表現(xiàn)為好氧顆粒污泥的脫氮效果與粒徑有關(guān),安鵬等的試驗結(jié)果表明,在一定范圍內(nèi),顆粒越大脫氮效果越好,1.0～1.5mm范圍內(nèi)的顆粒污泥脫氮效果要優(yōu)于0.5～1.0mm和1.5mm以上的顆粒污泥[26].經(jīng)過
31d的培養(yǎng),R1中的污泥濃度與粒徑(圖2)一樣在逐步接近 R2,31d時 R2中的 MLSS達(dá)到4500mg/L左右,而R2只增長到6700mg/L左右(此數(shù)據(jù)未在圖 5中給出),綜上說明以物理顆粒污泥為接種污泥主要是加快了顆?；M(jìn)程;此時進(jìn)水后2h測DO,R1為7.1mg/L,R2為6.3mg/L,雖然污泥濃度的不同導(dǎo)致兩者 DO有較明顯的差距,但DO濃度遠(yuǎn)高于同步硝化反硝化所需的低DO濃度(＜4mg/L[27]),說明前期R2脫氮效果優(yōu)于 R1主要是因為顆粒污泥粒徑較大,而 Bella等[28]研究也表明,在高 DO(7～8mg/L)的條件下,顆粒平均粒徑大于1.5mm的好氧顆粒污泥系統(tǒng)依然有良好的脫氮效果.
圖8 同MLSS不同粒徑和同MLSS同粒徑下脫氮效果Fig.8 Comparison of TN removal performance at both same and different granular sizes in the same MLSS concentration.
2.5 脫水污泥顆?；瘷C(jī)理
在污泥顆?；?EPS起到橋聯(lián)粘結(jié)作用,當(dāng)利用藥劑將PN或PS水解后,顆粒污泥會發(fā)生破碎[5].通過污泥脫水,克服水化膜等,使EPS發(fā)生緊密接觸,充分發(fā)揮其粘結(jié)作用,使污泥在形態(tài)上首先成為具有一定強(qiáng)度和活性的物理顆粒污泥.物理顆粒污泥作為接種污泥,除起到誘導(dǎo)核的作用外,其本身也在經(jīng)歷一個由物理性顆粒污泥到成熟好氧顆粒污泥轉(zhuǎn)變的過程,圖3可以說明此點.圖9為R2中初始物理顆粒污泥和成熟顆粒污泥的電鏡圖,由圖 9(a)可知,初始物理顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊密,沒有豐富的孔隙;而圖9(b)中的成熟顆粒污泥,由其截面可知,存在豐富的孔隙,說明作為誘導(dǎo)核的物理顆粒污泥,其結(jié)構(gòu)也發(fā)生了變化,變得多孔適合微生物生長.
圖9 物理顆粒污泥和成熟顆粒污泥的掃描電鏡圖Fig.9 SEM of physical and mature granule sludge
由圖10中EPS的變化可知,1～10d內(nèi),R1中的EPS呈上升趨勢,而R2中顆粒態(tài)污泥的EPS先減少,后又增加.第 1～5d,胞外多糖(PS)由18.8mg/L降低到15.3mg/L,而胞外蛋白質(zhì)(PN)由21.8mg/L降低到19.4mg/L,說明初始物理顆粒污泥內(nèi)部緊密傳質(zhì)差,缺少營養(yǎng),而EPS作為碳源被微生物消耗[19,29],且主要消化的是 PS.顆粒內(nèi)部的反硝化菌等在消化EPS的同時產(chǎn)氣,在部分微生物和EPS的消融及氣體的溢出作用下,營養(yǎng)傳輸孔道慢慢形成,物理顆粒污泥逐步轉(zhuǎn)變?yōu)槌墒斓念w粒污泥,圖11反映出其過程.此外,從圖9可知,在第5d～10d時,PN量大大增加,PN/PS由1.16升至1.31, PN為疏水性,而PS為親水性,PN/PS的增加有利于顆?；痆8].
圖10 1～10d的PN與PS變化Fig.10 The change of PN and PS from day 1 to day 10
在上述過程中,脫水后污泥接觸緊密,在疏水作用、范德華力和 EPS的橋聯(lián)粘結(jié)等作用下不易破碎,起到了一個物理化學(xué)“傳質(zhì)”過程,在后續(xù)微生物的作用下(EPS組分及含量的變化,微生物信號分子的調(diào)控),該物理化學(xué)“傳質(zhì)”過程慢慢成為生物“傳質(zhì)”,形成成熟好氧顆粒污泥.此外,脫水后微生物間的距離大大縮短,微生物間的信息交流和物質(zhì)傳遞過程也可能被大大增強(qiáng),加快顆?；?
圖11 物理顆粒污泥內(nèi)部營養(yǎng)孔道的形成過程Fig.11 The formation of nutrient pores inside physical granule
3 結(jié)論
3.1 以物理顆粒污泥作為接種污泥,在20d內(nèi)完成了顆粒化,與正常培養(yǎng)出顆粒污泥物理性質(zhì)相似.第20d時,接種物理顆粒污泥的R2,粒徑大于0.2mm的顆粒為90.7%,R1為26.7%,且R2中有6.8%的顆粒大于1.5mm,R1中沒有.
3.2 在 25d的培養(yǎng)下,R2中的 MLSS達(dá)到6300mg/L,R1為3200mg/L.兩者COD去除都大于95%,但TN去除率差別明顯,R2可達(dá)70%,R1為55%,其主要原因為R2中的污泥粒徑大于R1.
3.3 物理顆粒污泥在好氧污泥顆?；^程中,一方面經(jīng)過曝氣剪切后能有 39.8%的粒徑大于0.2mm的物理顆粒污泥作為誘導(dǎo)核,為微生物提供附著生長點;另一方面通過物理顆粒污泥內(nèi)部的EPS內(nèi)源消化和反硝化產(chǎn)氣,促使?fàn)I養(yǎng)傳輸孔道的形成.
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Enhancing aerobic granulation by seeding dewatered sludge.
WANG Liang-jie, ZHAN Han-hui*, SUN Can (School of Environment Science and Spatial Informatics, China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3405～3411
Physical granular sludge formed by dewatering as seed sludge, significantly enhanced aerobic granulation. On day 20, there was 90% of sludge larger than 0.2mm in R2 seeded with physical granular sludge,and only 26.7% was in R1 seeded with flocculent sludge. The SVI of R2 maintained below 80mL/g meaning better settleability.Compared with 3200mg/L of MLSS in R1, R2 had a much higher MLSS at 6300 mg/L on day 25.In the whole process, COD removal rate of both reactor exceeded 90%, suggesting sludge activity was not obviously decreased by dewatering, but TN removal rate was about 70% in R2 superior than the 55% in R1on account of the lager particles size in R2. Experienced 5 days shearing, 39.8% of physical granular sludge were still larger than 0.2 mm providing plentiful cores for aerobic granulation, and nutrition transmission channel was formed inside physical granular sludge by endogenous digestion of EPS and gas escaping of denitrification.
aerobic granulation；physical granular sludge；core；EPS endogenous digestion
X703.5
A
1000-6923(2016)11-3405-07
王良杰(1991-),男,山東壽光人,中國礦業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污泥顆?；芯?
2016-03-07
國家自然科學(xué)基金資助項目(51574238);中國礦業(yè)大學(xué)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)基金立項大學(xué)生創(chuàng)新項目(201562)
* 責(zé)任作者, 教授, zhanhhh@263.net
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王良杰,湛含輝,孫 璨 (中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測繪學(xué)院,江蘇 徐州 221116)
以脫水污泥為接種污泥促進(jìn)好氧污泥顆粒化
王良杰,湛含輝*,孫 璨 (中國礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測繪學(xué)院,江蘇 徐州 221116)
以脫水造粒形成的物理顆粒污泥為接種污泥,明顯提高了好氧污泥顆?；俣?研究結(jié)果表明： 在第 20d,接種物理顆粒污泥的 R2中 90%以上的污泥粒徑即大于 0.2mm,而接種絮狀污泥的 R1中只有 26.7%.顆?；^程中,接種物理顆粒污泥的 R2中 SVI始終小于80mL/g沉降性能良好,第25d時污泥濃度為6300mg/L,而R1為3200mg/L.脫水過程未對污泥活性造成明顯影響,培養(yǎng)期間兩者COD去除率均大于90%,但培養(yǎng)后期R2中TN的去除率約為70%,明顯優(yōu)于R1的55%,其主要原因為R2中的污泥粒徑大于R1.經(jīng)過5d的曝氣剪切后仍有39.8%的物理顆粒污泥大于0.2mm, 為顆?；峁┝舜罅空T導(dǎo)核,同時物理顆粒污泥內(nèi)部營養(yǎng)傳輸孔道的形成與EPS的內(nèi)源消化和反硝化產(chǎn)氣有關(guān).
好氧顆粒化；物理顆粒污泥；誘導(dǎo)核；EPS內(nèi)源消化
污泥顆?；夹g(shù)具有剩余污泥排放量少,對污泥沉降系統(tǒng)要求低,可在高容積負(fù)荷下降解高濃度有機(jī)廢水,所需占地面積小,能實現(xiàn)同時硝化反硝化等特點,因而在污水處理工藝中受到普遍關(guān)注[1-3].
但好氧顆粒污泥的形成過程復(fù)雜,影響因素多.近年來,有大量關(guān)于促進(jìn)好氧污泥顆?；难芯?Liu等[4]根據(jù)多種顆?；Ｐ?提出污泥顆?；煞譃樗膫€過程,包括：微生物與微生物或非生物顆粒接觸;在物理化學(xué)作用力(范德華力靜電力,疏水作用)下發(fā)生穩(wěn)定附著;在微生物作用下發(fā)生不可逆附著;在水力作用下成形.微生物表面多由胞外聚合物(EPS)包裹,其橋聯(lián)黏結(jié)作用對于形成不可逆的附著有重要作用[5-8],但胞外聚合物表面因帶負(fù)電荷,會形成壁壘(雙電層,水化膜)阻礙EPS的橋聯(lián)粘結(jié)作用,即阻礙有效碰撞的發(fā)生.為增加有效碰撞,可采用添加多價金屬離子,如Ca2+、Al3+和Fe3+等,中和EPS表面的負(fù)電荷,減弱雙電層和降低水化膜來促進(jìn)顆?；痆9-12];提高曝氣剪切力或反應(yīng)器高徑比,可增加污泥動量來克服壁壘(雙電層,水化膜),可增大污泥間的碰
撞幾率[13-15].
而通過污泥脫水可讓污泥緊密接觸,直接克服雙電層斥力,擠壓水化膜,使EPS相互交錯充分發(fā)揮其橋聯(lián)粘結(jié)作用,同時脫水污泥可作為誘導(dǎo)核促進(jìn)顆粒化.韓豐波以厭氧脫水污泥作為接種污泥快速培養(yǎng)出了生物活性良好的厭氧顆粒污泥[16],但污泥顆?；皇呛唵蔚念w粒聚團(tuán),涉及到復(fù)雜的生物作用,脫水后形成的顆粒并不是真正的顆粒污泥.本研究以新鮮好氧脫水污泥為接種污泥來促進(jìn)好氧污泥顆?；?通過粒徑分布、顆粒形態(tài)及活性、污泥濃度及沉降性來判斷其顆?；Ч?
1 材料與方法
1.1 接種污泥預(yù)處理
接種污泥取自徐州某污水處理站A/A/O工藝段好氧池污泥,過100目篩去除絲狀和大顆粒物后,作為試驗所用污泥.本試驗研究以脫水污泥為接種污泥來促進(jìn)好氧污泥顆粒化,圖1為其脫水造粒過程.脫水污泥泥餅經(jīng)篩網(wǎng)(孔徑 1.5mm)切割造粒后,稱其為物理顆粒污泥,含水率為81%.
圖1 脫水造粒過程Fig.1 The pretreatment process of seed sludge
1.2 實驗裝置及運行
設(shè)置兩組SBR(R1、R2)培養(yǎng)好氧顆粒污泥,柱高45cm,內(nèi)徑8cm,有效容積2.0L.R1接種絮狀污泥,R2接種物理顆粒污泥,起始污泥濃度約3000mg/L.每個運行周期為 4h,包括 5min 的進(jìn)水,3～8min的沉淀和 5min 出水,剩余時間為曝氣降解時間.進(jìn)水和出水由蠕動泵完成,曝氣量為 2L/min.進(jìn)水為模擬廢水,由 CH3COONa, NH4Cl, KH2PO4和自來水配制而成,表1為詳細(xì)參數(shù).
表1 進(jìn)水水質(zhì)變化Table 1 The change of influent water
1.3 檢測分析
粒徑分布：濕式篩分法[17];完整系數(shù)：采用Tay等采用的方法[18];MLSS：重量法;COD：重鉻酸鉀法( GB11914-89);TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法( GB11894-89);微生物相觀察：數(shù)碼相機(jī)及掃描電鏡;污泥中EPS的提取采用熱提取法,多糖和蛋白質(zhì)的測定分別采用蒽酮法和修正的Lowry[19].
2 結(jié)果與討論
2.1 粒徑與形態(tài)變化
粒徑大于0.2mm的污泥可稱為好氧顆粒污泥[20],判斷好氧污泥實現(xiàn)顆?；姆椒?常用的有兩個：一是 90%以上的污泥顆粒徑大于0.2mm[21];二是SVI5/SVI30＞0.9[13],在此以前者為判斷依據(jù),由圖2可知,以物理顆粒污泥為接種污泥,可在短時間內(nèi)實現(xiàn)好氧污泥顆?；?第 15d, R2中粒徑大于 0.2mm的顆粒已經(jīng)達(dá)到 85.5%,而在第20d超過了90%,實現(xiàn)了好氧污泥快速顆粒化;而接種絮狀污泥的 R1,顆?；俣染徛?一直到第20d粒徑大于0.2mm的只為26.7%.但在20～30d的范圍內(nèi),R1中的污泥粒徑增長顯著,到第30d時,有85%左右的污泥粒徑大于0.2mm,基本實現(xiàn)顆?；?R2中的顆粒污泥總量未發(fā)生明顯變化,但大于 1.5mm的顆粒污泥量,有明顯增加,說明經(jīng)過長時間培養(yǎng)R1中污泥的粒徑逐步接近R2.R2接種的物理顆粒污泥初始粒徑為 1.5mm左右,到第5d時污泥粒徑全部小于1.5m,且只有39.8%的污泥粒徑大于 0.2mm,說明在曝氣剪切作用下,物理顆粒污泥破碎為絮體和小粒徑物理顆粒污泥.而到第10d時,雖然未出現(xiàn)大于1.5mm的顆粒,但此時粒徑大于0.2mm的污泥升到70%以上,而R1中只有10%左右,意味著破碎的物理顆粒污泥作為良好的誘導(dǎo)核供微生物附著生長,
加快污泥顆?；?這與添加成熟好氧顆粒污泥促進(jìn)顆粒化相似[21-22],兩者本身都為污泥聚集體,作為誘導(dǎo)核有很好的生物附著性.
圖2 粒徑分布Fig.2 Particulars size distribution
表2 好氧顆粒污泥特性Table 2 Characteristics of granules in two reactors
以物理顆粒污泥為接種污泥培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥結(jié)接構(gòu)密實,沉降性能良好.由表2可知,在15d和30d時,其與正常培養(yǎng)的好氧顆粒污泥的完整系數(shù)和含水率相近,但沉降速度差別明顯,主要是因為R2中的污泥顆粒粒徑大,而R1中的顆粒污泥隨著粒徑的增加,其含水率有明顯的降低,完整系數(shù)有所提高.說明以物理顆粒污泥接種培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥與正常培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥,物理性質(zhì)相似.
由圖3可清晰地觀察到,物理顆粒污泥在顆?；薪?jīng)歷了一個特殊地變化過程.圖 3(a)為物理顆粒污泥初始形態(tài),其顏色深;第5d時,顆粒破碎,顏色變淺;第 10d時,顏色進(jìn)一步變淺,并出現(xiàn)大量顆粒污泥,其顏色明亮;第15d時,物理顆粒污泥消失,顆粒狀污泥全部為顏色明亮的污泥.特別是在第 10d,部分顆粒狀污泥出現(xiàn)一半顏色深一般顏色明亮的狀態(tài),說明物理顆粒污泥作為誘導(dǎo)核時,是有活性的誘導(dǎo)核,除了供微生物附著外,其自身也在經(jīng)歷一個過程轉(zhuǎn)變?yōu)槌墒祛w粒污泥.
圖3 顆粒化過程中物理顆粒污泥形態(tài)變化Fig.3 Morphologic change of physical granular sludge
2.2 沉降性與污泥濃度
圖4 SVI變化趨勢Fig.4 SVI profile
由圖4可知,接種物理顆粒污泥的R2可在顆?；^程中一直保持較好的沉降性,其沉降性能一直優(yōu)于R1,運行期間R1中的最高SVI為165mL/g,而R2為78mL/g,運行末期R1的SVI為50mL/g左右,R2約為90mL/g.運行初期,沉淀時間較長為 8min,此時污泥增長速度大于污泥流失速度,污泥濃度呈增長趨勢.隨著絮狀污泥的生長,在5～10d,R1-R2中SVI升高,污泥沉降性變差,為及時排走沉降性差的懸浮生長型污泥,為附著型生長的污泥提供良好的環(huán)境,在第8d,將沉降時間由8min縮短為3min.此時,R2中因物理顆粒污泥的存在,沉降性能良好,污泥未大量流失;R1的沉降性能差,污泥大量流失,污泥濃度急劇下降,在 15d后才出現(xiàn)增長趨勢.在快
速顆粒化的培養(yǎng)中,因采用短時間沉降來排掉懸浮生長型微生物,減少與附著生長型微生物的競爭,基本都會在運行初期出現(xiàn)污泥流失現(xiàn)象,但在后期會顯著增長[23-24].由圖 5可知,顆?；陂g,R2的污泥濃度從第8d開始就顯著高于R1,到第25d時,R2中的污泥濃度約6300mg/L,而R1只有3200mg/L左右.說明物理顆粒污泥,在顆?；^程中,可保持良好的沉降性能,減少污泥流失,增加污泥濃度.
圖5 污泥濃度變化Fig.5 MLSS profile
2.3 生物活性
由圖6可知,運行初期,接種脫水污泥的R2,其COD去除率未明顯小于R1,說明脫水對污泥活性未造成明顯影響.韓豐波在以厭氧脫水污泥為接種污泥促進(jìn)厭氧顆?；瘯r,也發(fā)現(xiàn)脫水未對厭氧污泥的活性有很大影響[16].由圖7可知,在運行后期R2的TN去除率明顯高于R1,R2近70%,而R1為55%左右,因為R2中的顆粒污泥多且粒徑大,可以限制氧的傳遞,為反硝化提供所需的缺氧環(huán)境,R2中的有6.8%的污泥大于1.0mm,而R1中沒有,而Wang等人[25]提到只有顆粒粒徑大于 1.0mm時,污泥內(nèi)部的氧傳質(zhì)才受明顯限制,形成較好的缺氧環(huán)境.而R2的COD去除率效果未明顯優(yōu)于 R1,兩者的去除率都可達(dá)95%以上,雖然R2中污泥濃度高,但有機(jī)物在顆粒內(nèi)部的傳遞受限,且由勞-麥方程可知,當(dāng)有機(jī)物濃度低時,反應(yīng)速率主要受限于有機(jī)物濃度,而不是微生物量.
圖6 COD去除效果Fig.6 COD removal performance
圖7 TN去除效果Fig.7 TN removal performance
2.4 TN去除效果對比
在第25d,將R1和R2中的污泥各等分成兩組,一組用于對比R1和R2在同MLSS(3000mg/L)時的TN去除效果(圖8(a)),以判斷污泥粒徑對脫氮效果的影響;另一組不做處理繼續(xù)培養(yǎng)觀察兩者粒徑、污泥濃度變化和溶解氧(DO)的變化,并在31d時,取兩者0.7～1.5mm之間的顆粒態(tài)污泥,在同MLSS(5000mg/L)下進(jìn)行TN去除效果對比(圖8(b)).
結(jié)果表明,在相同 MLSS不同粒徑的情況下,R2的TN去除效果明顯優(yōu)于R1,而同MLSS同粒徑范圍時 TN去除效果差別不大,表現(xiàn)為好氧顆粒污泥的脫氮效果與粒徑有關(guān),安鵬等的試驗結(jié)果表明,在一定范圍內(nèi),顆粒越大脫氮效果越好,1.0～1.5mm范圍內(nèi)的顆粒污泥脫氮效果要優(yōu)于0.5～1.0mm和1.5mm以上的顆粒污泥[26].經(jīng)過
31d的培養(yǎng),R1中的污泥濃度與粒徑(圖2)一樣在逐步接近 R2,31d時 R2中的 MLSS達(dá)到4500mg/L左右,而R2只增長到6700mg/L左右(此數(shù)據(jù)未在圖 5中給出),綜上說明以物理顆粒污泥為接種污泥主要是加快了顆?；M(jìn)程;此時進(jìn)水后2h測DO,R1為7.1mg/L,R2為6.3mg/L,雖然污泥濃度的不同導(dǎo)致兩者 DO有較明顯的差距,但DO濃度遠(yuǎn)高于同步硝化反硝化所需的低DO濃度(＜4mg/L[27]),說明前期R2脫氮效果優(yōu)于 R1主要是因為顆粒污泥粒徑較大,而 Bella等[28]研究也表明,在高 DO(7～8mg/L)的條件下,顆粒平均粒徑大于1.5mm的好氧顆粒污泥系統(tǒng)依然有良好的脫氮效果.
圖8 同MLSS不同粒徑和同MLSS同粒徑下脫氮效果Fig.8 Comparison of TN removal performance at both same and different granular sizes in the same MLSS concentration.
2.5 脫水污泥顆?；瘷C(jī)理
在污泥顆?；?EPS起到橋聯(lián)粘結(jié)作用,當(dāng)利用藥劑將PN或PS水解后,顆粒污泥會發(fā)生破碎[5].通過污泥脫水,克服水化膜等,使EPS發(fā)生緊密接觸,充分發(fā)揮其粘結(jié)作用,使污泥在形態(tài)上首先成為具有一定強(qiáng)度和活性的物理顆粒污泥.物理顆粒污泥作為接種污泥,除起到誘導(dǎo)核的作用外,其本身也在經(jīng)歷一個由物理性顆粒污泥到成熟好氧顆粒污泥轉(zhuǎn)變的過程,圖3可以說明此點.圖9為R2中初始物理顆粒污泥和成熟顆粒污泥的電鏡圖,由圖 9(a)可知,初始物理顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊密,沒有豐富的孔隙;而圖9(b)中的成熟顆粒污泥,由其截面可知,存在豐富的孔隙,說明作為誘導(dǎo)核的物理顆粒污泥,其結(jié)構(gòu)也發(fā)生了變化,變得多孔適合微生物生長.
圖9 物理顆粒污泥和成熟顆粒污泥的掃描電鏡圖Fig.9 SEM of physical and mature granule sludge
由圖10中EPS的變化可知,1～10d內(nèi),R1中的EPS呈上升趨勢,而R2中顆粒態(tài)污泥的EPS先減少,后又增加.第 1～5d,胞外多糖(PS)由18.8mg/L降低到15.3mg/L,而胞外蛋白質(zhì)(PN)由21.8mg/L降低到19.4mg/L,說明初始物理顆粒污泥內(nèi)部緊密傳質(zhì)差,缺少營養(yǎng),而EPS作為碳源被微生物消耗[19,29],且主要消化的是 PS.顆粒內(nèi)部的反硝化菌等在消化EPS的同時產(chǎn)氣,在部分微生物和EPS的消融及氣體的溢出作用下,營養(yǎng)傳輸孔道慢慢形成,物理顆粒污泥逐步轉(zhuǎn)變?yōu)槌墒斓念w粒污泥,圖11反映出其過程.此外,從圖9可知,在第5d～10d時,PN量大大增加,PN/PS由1.16升至1.31, PN為疏水性,而PS為親水性,PN/PS的增加有利于顆?；痆8].
圖10 1～10d的PN與PS變化Fig.10 The change of PN and PS from day 1 to day 10
在上述過程中,脫水后污泥接觸緊密,在疏水作用、范德華力和 EPS的橋聯(lián)粘結(jié)等作用下不易破碎,起到了一個物理化學(xué)“傳質(zhì)”過程,在后續(xù)微生物的作用下(EPS組分及含量的變化,微生物信號分子的調(diào)控),該物理化學(xué)“傳質(zhì)”過程慢慢成為生物“傳質(zhì)”,形成成熟好氧顆粒污泥.此外,脫水后微生物間的距離大大縮短,微生物間的信息交流和物質(zhì)傳遞過程也可能被大大增強(qiáng),加快顆?；?
圖11 物理顆粒污泥內(nèi)部營養(yǎng)孔道的形成過程Fig.11 The formation of nutrient pores inside physical granule
3 結(jié)論
3.1 以物理顆粒污泥作為接種污泥,在20d內(nèi)完成了顆粒化,與正常培養(yǎng)出顆粒污泥物理性質(zhì)相似.第20d時,接種物理顆粒污泥的R2,粒徑大于0.2mm的顆粒為90.7%,R1為26.7%,且R2中有6.8%的顆粒大于1.5mm,R1中沒有.
3.2 在 25d的培養(yǎng)下,R2中的 MLSS達(dá)到6300mg/L,R1為3200mg/L.兩者COD去除都大于95%,但TN去除率差別明顯,R2可達(dá)70%,R1為55%,其主要原因為R2中的污泥粒徑大于R1.
3.3 物理顆粒污泥在好氧污泥顆?；^程中,一方面經(jīng)過曝氣剪切后能有 39.8%的粒徑大于0.2mm的物理顆粒污泥作為誘導(dǎo)核,為微生物提供附著生長點;另一方面通過物理顆粒污泥內(nèi)部的EPS內(nèi)源消化和反硝化產(chǎn)氣,促使?fàn)I養(yǎng)傳輸孔道的形成.
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Enhancing aerobic granulation by seeding dewatered sludge.
WANG Liang-jie, ZHAN Han-hui*, SUN Can (School of Environment Science and Spatial Informatics, China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3405～3411
Physical granular sludge formed by dewatering as seed sludge, significantly enhanced aerobic granulation. On day 20, there was 90% of sludge larger than 0.2mm in R2 seeded with physical granular sludge,and only 26.7% was in R1 seeded with flocculent sludge. The SVI of R2 maintained below 80mL/g meaning better settleability.Compared with 3200mg/L of MLSS in R1, R2 had a much higher MLSS at 6300 mg/L on day 25.In the whole process, COD removal rate of both reactor exceeded 90%, suggesting sludge activity was not obviously decreased by dewatering, but TN removal rate was about 70% in R2 superior than the 55% in R1on account of the lager particles size in R2. Experienced 5 days shearing, 39.8% of physical granular sludge were still larger than 0.2 mm providing plentiful cores for aerobic granulation, and nutrition transmission channel was formed inside physical granular sludge by endogenous digestion of EPS and gas escaping of denitrification.
aerobic granulation；physical granular sludge；core；EPS endogenous digestion
X703.5
A
1000-6923(2016)11-3405-07
王良杰(1991-),男,山東壽光人,中國礦業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污泥顆?；芯?
2016-03-07
國家自然科學(xué)基金資助項目(51574238);中國礦業(yè)大學(xué)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)基金立項大學(xué)生創(chuàng)新項目(201562)
* 責(zé)任作者, 教授, zhanhhh@263.net
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