何 理,高大文,2*(.东北林业大学环境科学系,黑龙江 哈尔滨 50040；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点试验室,黑龙江 哈尔滨 50090)

基于反硝化聚磷菌的颗粒污泥的培养

何 理1,高大文1,2*(1.东北林业大学环境科学系,黑龙江 哈尔滨 150040；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点试验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

采用 SBR反应器,利用絮状污泥为接种污泥,培养反硝化聚磷菌颗粒污泥,在提高污泥氮磷去除率的同时,实现污泥的颗粒化.结果表明,经过三个阶段45d的培养,体系达到稳定状态,利用其处理模拟生活废水时,磷的去除率在90%左右,氨氮、COD的去除率在95%左右,单位硝态氮反硝化吸磷量达到 0.876mg/mg,反硝化聚磷菌占聚磷菌的比例为 74.36%.污泥的平均粒径在 1.0～2.0mm之间,平均沉降速度为44～72m/h.由此可以看出,通过调节溶解氧,使污泥处于厌氧、缺氧及好氧状态,可以实现基于反硝化聚磷菌的污泥颗粒化.

反硝化聚磷菌；颗粒污泥；颗粒化；硝酸盐

近年来,随着我国污水排放总量的日益增加,由氮磷污染物引发的水体富营养化现象已经对水体安全造成极大的危害,因此如何经济有效的去除污水中的氮磷便成为当务之急.反硝化除磷工艺被公认为是一种可持续的污水处理工艺[1-2].这种工艺利用反硝化聚磷菌同时完成脱氮和除磷两个过程,除磷和脱氮的结合降低了脱氮对碳源的需求量,在缺氧条件下完成除磷,可节省好氧聚磷曝气所需能源和池容[3].因此,这种工艺具有高效节能、操作简单和污泥产量小等优点.但由于反硝化对氧气的需求量低,所以反硝化聚磷菌不宜生长在溶解氧高的环境中[4],而在较低溶解氧的系统中,好氧颗粒内部会出现厌氧无机化,并且有助于丝状菌的过度生长,从而易导致污泥结构松散或膨胀,不利于污泥的颗粒化以及颗粒污泥的稳定运行[5-6],所以反硝化聚磷菌的培养还停留在絮状污泥的阶段,难形成颗粒状.颗粒污泥具有良好沉降性能和较强的抗冲击负荷能力[7],如果能实现基于反硝化聚磷菌的颗粒污泥的颗粒化,不仅能发挥出反硝化聚磷菌脱氮除磷的作用,还能改善污泥的沉降性能和抗冲击负荷的能力.

本研究利用SBR反应器,采用厌氧/好氧、厌氧/缺氧/好氧和厌氧/缺氧三种不同的运行方式来实现基于反硝化聚磷菌的颗粒污泥的培养,并研究了此过程中颗粒污泥沉降性能和物理性质的变化,为反硝化聚磷菌颗粒污泥脱氮除磷工艺提供参考.

1 材料与方法

1.1 设备与试验用水

试验用SBR反应器为有机玻璃制成,呈圆柱体,高60cm,直径22cm,有效容积12L.反应器采用鼓风曝气,应用转子流量计调节流量使污泥处于好氧、缺氧以及厌氧状态.试验用水采用人工配置模拟废水(表1),厌氧结束后投加不同浓度的硝酸钠作为反应所需的电子受体.

表1 试验模拟废水成分Table 1 Waste water composition used during the experimental period

1.2 试验运行方式

以絮状污泥为接种污泥.用人工配制的废水,分三个阶段实现反硝化聚磷菌的富集和颗粒化.

阶段一采用厌氧/好氧的运行方式,其中厌氧150min,好氧 270min.溶解氧对好氧颗粒污泥的形成和稳定起着重要的作用[8],而聚磷菌必须经历厌氧释磷和好氧吸磷两个阶段才能完成对磷的吸收,所以这一阶段的目的是提高系统的好氧除磷性能,实现聚磷菌的富集和污泥的初步颗粒化,阶段一污泥龄在8d左右,共运行15d,每d两个周期.

阶段二采用厌氧/缺氧/好氧的运行方式,其中厌氧150min,缺氧210min,好氧60min,在厌氧结束后向系统中投加 30mg/L的硝酸钠,作为反应的电子受体,以提高反硝化聚磷菌在聚磷菌中的比例,同时在好氧阶段曝气以继续实现污泥的颗粒化,该阶段共运行了20d,每d两个周期.

阶段三采用厌氧/缺氧的运行方式,其中厌氧段为150min,缺氧段为270min.第二阶段结束后污泥基本实现颗粒化,随着反硝化聚磷菌的比例逐渐增多,其对溶解氧的需求量也大大降低,此阶段有利于确立反硝化聚磷菌在系统中的优势地位.

1.3 分析项目与方法

试验过程中按照每个周期的时间设定定期取样,取出的样品用滤纸过滤后测定.其中磷分析的是正磷酸盐.试验分析项目的测定方法,除测定硝酸盐氮所用的麝香草酚法外,均采用国家颁布的标准方法[9].

污泥沉降比(SV)的测定采用体积法,污泥体积指数(SVI)的测定用 SV/MLSS,混合液悬浮固体浓度(MLSS)、VSS/SS、含水率、湿密度的测定用重量法,完整系数的测定用震荡法,颗粒沉降速度的测定采用重力沉降法,颗粒污泥的粒径分布测定采用湿式筛分析法,污泥中胞外聚合物(EPS)的测定采用加热法,活性污泥反应动力学的测定和计算采用数学定量法[10].

2 结果与讨论

2.1 反硝化聚磷菌的富集与培养

本试验的接种污泥为好氧污泥,在阶段一,运行的前4d系统基本没有出现厌氧释磷(图1),甚至在厌氧段磷酸盐就开始降低,磷的去除主要发生在好氧段,磷酸盐的去除率低于50%.随着系统的不断排泥,厌氧/好氧运行工况促进了反硝化聚磷菌的生长,从第5d起系统厌氧段出现了明显的释磷现象,释磷量逐渐上升,从0.42mg/L(第5d)上升至 6.6mg/L(第 14d),好氧段吸磷量从最初的1.44mg/L(第4d)上升至16.09mg/L(第14d),系统磷的去除率逐渐上升并达到稳定,阶段一末期磷的去除率约为 90%.由于体系中存在其他类型的异养菌,所以整个阶段一厌氧段 COD的去除效果较为良好,COD的去除率平均为87.36%.系统中的氨氮降解主要发生在好氧段,去除率逐渐稳定在 90%以上,其生成的硝态氮能增加反硝化除磷的电子受体.

图1 厌氧/好氧阶段磷酸盐、氨氮和COD的去除情况Fig.1 NH4+-N, P and COD removal rate during anaerobic and aerobic stage

厌氧/缺氧/好氧阶段是反硝化聚磷菌富集与培养的关键阶段.阶段一结束后,系统中聚磷菌的数量大大提高,阶段二目的是要提高反硝化聚磷菌在聚磷菌中的比例.如图2所示,阶段二初期由于好氧时间的减少,好氧吸磷作用受到明显影响,导致厌氧段的释磷量也降低,释磷量和吸磷量分别降至1.78,6.27mg/L,磷的去除率降低到50%左右,经过了约15d的适应期,释磷作用和吸磷作用逐渐增强,第 33d,释磷量和吸磷量分别提升至14.56,26.08mg/L,磷的去除率达到 91.19%,适应期间是逐渐诱导反硝化聚磷菌生长的过程.

图2 厌氧/缺氧/好氧阶段酸盐、氨氮和COD的去除情况Fig.2 NH4+-N, P and COD removal rate during anaerobic, anoxia and aerobic stage

阶段三是厌氧/缺氧阶段,经过阶段二的诱导培养,系统中的反硝化聚磷菌的菌体数目基数已得到保证,此阶段的目的是继续提高反硝化聚磷菌的比例,同时提高反硝化的效率.如图 3所示,由于取消了曝气措施,第 4d,以氧气作为电子受体的除磷作用降低,磷的去除率发生明显的下降,为77.69%.随着反硝化聚磷菌系列逐渐替代其他类型聚磷菌,第 6d以后,释磷作用和吸磷作用逐渐增强,磷的去除率逐步上升,试验未期,稳定在90%以上.而在整个阶段三中,氨氮和 COD的去除率波动不大,稳定在90%以上.

图3 厌氧/缺氧阶段酸盐、氨氮和COD的去除情况Fig.3 NH4+-N, P and COD removal rate during anaerobic and anoxia stage

选取阶段三相对稳定时期(第46d)的一个典型周期,考察体系中COD、氧化态氮和磷酸盐沿反应时间的浓度变化情况,可以明显看出聚磷菌在厌氧段释磷和缺氧段吸磷的代谢特征,如图 4所示.进水阶段 PO43--P浓度为 12.20mg/L,经过150min的厌氧搅拌,体系中PO43--P浓度逐渐升高,厌氧末期PO43--P浓度为26.94mg/L,与此相对应的过程是体系中 COD浓度的降低,由初期的231.03mg/L到厌氧段末期的 26.93mg/L,主要是因为溶解性的有机物被降解成挥发性脂肪酸,被反硝化聚磷菌用于合成自身内碳源,并且伴随着溶解性磷的释放.在厌氧末期,投加 30mg/L的NaNO3溶液,通过诱导污泥在缺氧段以NO3-作为电子受体进行反硝化除磷,体系中 PO43--P和NO3

图4 一个周期中典型物质的浓度变化曲线Fig.4 Variation of tipical substance concentration in a typical cycle

--N含量逐渐降低,分别下降到缺氧末期的1.03,1.38mg/L,消耗单位 NO3--N吸收的磷量达到 0.876mg/mg,缺氧除磷效率为 96.18%.缺氧阶段少量NO3--N由反硝化菌转化为NO2--N,这部分生成的 NO2--N又被氧化,这可能是由于试验后期大气附氧作用,体系中 NOB(亚硝酸氧化细菌)利用短暂厌氧环境中的微量溶解氧,分别将NO2--N氧化为NO3--N,缺氧阶段体系中的COD变化不是特别明显.聚磷菌的活性[13],第一阶段的末期, ΔρP/ΔCOD由0.002上升至0.009mg P/mg COD,说明体系中聚磷菌的活性有所提高.经过阶段二约 20d的进一步培养,体系中的反硝化聚磷菌活性大大提升,第 35d,厌氧释磷量和比释磷速率分别上升至13.46mg/L和1.8mg P/(g SS⋅h), ΔρP/ΔCOD上升至 0.066mg P/mg COD,说明更多的碳源被反硝化聚磷菌转化和合成 PHB,这能更好地促进吸磷作用.阶段三,释磷作用再次得到提高, ΔρP/ΔCOD提升至0.086mg P/mg COD.另外,在阶段二和阶段三,由于降低了碳源浓度,相应 COD降解速率也有所降低,但这并不影响厌氧释磷.

图5 不同运行阶段厌氧释磷特性Fig.5 Characterictics of anaerobic phasphous lelease in differcnt operational phase

对生物除磷的研究发现,PO43--P的去除率与厌氧释磷量有关,释磷量较高,则其去除效果较好[11-12].在厌氧阶段大量释放磷的作用更有利于缺氧阶段的吸磷作用.因为厌氧段磷的释放产生能量可以用于吸收 VFA 和合成 PHB,结果使废水中磷的含量升高,而这有利于反硝化聚磷菌的增长,这样在缺氧段优良的反硝化菌利用 NO-

3以及废水中的有机基质进行反硝化,从废水中摄取更多的正磷酸盐.

2.2 颗粒污泥富集阶段释磷和吸磷特性

在颗粒污泥富集试验阶段的厌氧释磷特性变化较为显著,如图5所示,在接种初期,尽管此时厌氧段 COD降解速率相对较高,但去除部分的COD并非被反硝化聚磷菌利用以合成PHB,因此体系中的厌氧释磷量较低,仅为0.59mg/L,相应的比释磷速率也较低,为0.08mg P/(g SS⋅h).

经过阶段一缺氧/好氧运行工况的初步富集后,阶段末期(第 16d),厌氧释磷量和比释磷速率分别上升至 2.71mg/L和 0.36mg P/(g SS⋅h). ΔρP/ΔCOD为碳源利用效率,它可以指示系统中

系统中的吸磷特性较复杂,既有好氧吸磷作用,也有缺氧反硝化吸磷作用.阶段一占主导的是好氧吸磷作用,而阶段二和阶段三是改变工况逐渐诱导反硝化吸磷代替好氧吸磷的过程.本研究的目的是培养反硝化聚磷颗粒污泥,用缺氧吸磷和好氧吸磷速率能反映反硝化聚磷菌和全部聚磷聚磷菌的比值[14].阶段三结束时,对这两个速率进行测定.将经厌氧释磷后的污泥等分为两份,分别进行好氧和缺氧状态下的吸磷测试,结果如图 6所示.厌氧结束后,体系中磷酸盐的浓度为28.63mg/L,分别经过420min的吸磷作用后,好氧状态下磷的剩余量基本为 0,缺氧状态下磷残余量1.03mg/L,相应的好氧吸磷速率和缺氧反硝化吸磷速率分别为2.73 和2.03mg P/g SS/h,反硝化聚磷菌占聚磷菌的比例为 74.36%,由此可见,本试验所提出的三阶富集策略能培养出反硝化聚磷菌,在实现污泥颗粒化的同时保证理想的释/吸特性.

图6 培养后的污泥在缺氧和好氧条件下的吸磷情况Fig.6 Phosphorus uptake of cultured sludge under anoxic and aerobic condition

2.3 颗粒污泥富集阶段污泥特性

2.3.1 污泥形态及基本物理特性 接种污泥结构松散,边界不清晰,呈深棕色,如图 7所示.运行46d后,实现了较理想的污泥颗粒化,颗粒污泥呈红棕色,呈球形或椭球形,表面光滑,边界清晰,在光学显微镜下能看见清晰的颗粒结构,而接种污泥多以菌胶团的形式存在,颜色发黑.沉降时间和水流剪切力是影响反应器内颗粒污泥粒径分布两个重要因素[15],本研究以逐渐降低沉降时间来促进污泥的颗粒化,如图 8所示.污泥粒径在1.0～2.0mm之间的约占颗粒总数的 60.7%,粒径在 0.8mm以下的和 0.8～1.0mm之间的分别占13.6%和18.3%,粒径在2.0mm以上的约占7.4%,污泥的平均粒径在 1～2.0mm之间,由此可见,本研究培养的污泥为小颗粒污泥.

与接种污泥相比,污泥颗粒化后,污泥的湿密度由1.0038g/cm3上升至1.0448g/cm3(表2),由此可见,颗粒污泥具有更致密,紧凑的结构,这有利于反应器内的固液分离和微生物的停留.而污泥的含水率由98%下降为86%,采用颗粒污泥会大大节约污泥浓缩、消化等剩余污泥处理成本.接种污泥与颗粒化污泥 VSS/SS值分别为 70%和96%,污泥中生物质含量有所提高,即相同干重的污泥中,颗粒污泥微生物数量要高于接种絮状污泥,因此具有更高的生物代谢活性.

图7 接种污泥和颗粒污泥的外观形态Fig.7 Appearance shape of the seed sludge and granule sludgeA,B:接种污泥和颗粒污泥的数码成像图;C,D:接种污泥和颗粒污泥100倍下的光学显微成像图

图8 颗粒污泥的粒径分布情况Fig.8 Particle size distribution of granule sludge

表2 接种污泥和颗粒污泥物理性质Table 2 Physical properties of the seed sludge and granule sludge

2.3.2 沉降性能 试验过程中,沉降时间逐渐缩短,污泥浓度MLSS和出水SS从一定程度上能反映污泥颗粒化的进程.如图9所示,开始前10d,系统主要为絮状污泥,逐渐缩短沉降时间,使一部分结构松散、难沉降的细小污泥从出水中排出,出水SS上升至80mg/L左右,而此时系统内的污泥量明显变少,MLSS不断下降.当污泥的 SVI5和SVI30相差小于 10%的时候,可认为污泥颗粒化成功[16].在本研究中,试验第20d,SVI5和SVI30几乎相同,均约为 20mL/g(图 10),而且此时肉眼可以观察到明显的颗粒化现象,到第25d,出水SS逐渐降低至20mg/L,而MLSS亦恢复至3000mg/L左右,随着沉降时间和污泥龄的合理调控,此后MLSS和SS一直保持在相对稳定的水平.

图9 颗粒化过程中MLSS和出水SS随时间的变化Fig.9 Variation of MLSS and water SS with tiwe in the process of granulation

图10 颗粒化过程中SVI30和SVI5的变化情况Fig.10 Variation of SVI30and SVI5in the process of granulation

试验结束(第46d),考察成熟颗粒污泥的沉降速度,如图11所示,沉速在50～70m/h之间的颗粒占全部颗粒的51.8%,沉速在10～30m/h之间的颗粒占15.6%,沉速在30～50m/h和70～80m/h之间的颗粒分别占 20.9%和 11.7%.单个颗粒的最大自由沉速为79.8m/h,最小沉速为12.5m/h,平均沉速在 44～72m/h之间.由此可见,本试验培养的反硝化除磷颗粒具有良好的沉降性能,污泥的沉降性能决定着固液分离效果,良好的固液分离效果是保证污水生物处理系统长期有效运行的必要条件.

图11 成熟颗粒污泥的沉降速度Fig.11 Settling velocity of mature granular sludge

图12 颗粒化过程中EPS浓度的变化Fig.12 EPS Variation of contrcvtion in the process of granulation

2.3.3 胞外聚合物 EPS被认为在污泥的颗粒化过程中起着重要作用,EPS在颗粒污泥中的含量要明显高于絮状污泥和生物膜[17-18].如图12所示,接种絮状污泥的多糖和蛋白质分别为 10.13,21.36mg/g SS,而培养成熟的颗粒污泥多糖和蛋白质分别为 30.23,54.62mg/g SS.EPS含量随着试验的进行总体呈上升趋势,多糖和蛋白质的含量均有明显提高,但提升幅度不同,这说明在水力剪切和EPS的双重作用下,小絮体持续地凝聚成小颗粒污泥,小颗粒相互黏附形成较大的颗粒污泥. 数据亦显示,污泥的蛋白质含量始终高于多糖含量.

3 结论

3.1 对反硝化聚磷菌颗粒污泥的培养经过了三个阶段:厌氧/好氧阶段、厌氧/缺氧/好氧阶段以及厌氧/缺氧阶段.利用其处理模拟生活废水时,体系中的出水 PO43--P和 NO3--N 浓度都在1mg/L左右,消耗单位 NO3--N吸收的磷量达到0.876mg/mg,缺氧除磷效率为96.18%.氨氮、COD的去除率都在95%左右.

3.2 对颗粒污泥富集阶段释磷和吸磷特性的研究发现,整个体系的厌氧释磷量和比释磷速率由开始的最低值0.59mg/L,0.08mg P/(g SS⋅h),提升至最终的15.41mg/L和 2.05mg P/(g SS⋅h),说明体系的释磷效果有所增强.ΔρP /ΔCOD 也由 0.002提升至0.086mg P/mg COD,污泥对碳源的利用率较高.

3.3 培养成功后的颗粒污泥具有良好的物理特性和沉降性能.污泥平均粒径在1.0～2.0mm之间,平均沉速在44～72m/h之间.EPS的含量随着试验的进行总体呈上升趋势,多糖和蛋白质的含量均有明显提高.培养后的反硝化聚磷菌颗粒污泥具有良好的沉降性能和抗冲击负荷的能力.

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Cultivate of granular sludge based on denitrifying phosphate accumulating bacteria.

HE Li1, GAO Da-wen1,2*

(1.Department of Environmental Science, Northeast Forestry University, Harbin 150040, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Water Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2014,34(2)：383～389

Aerobic granules based on denitrifying phosphate accumulating bacteria were developed in sequencing batch reactors (SBRs) with flocs sludge as seed to improve nitrogen and phosphorus removal rate. The results showed that the denitrifying phosphate accumulating bacteria was successfully cultivated after 45days. During the synthetic domestic wastewater treatment, the phosphate removal rate of this system was around 90%, and the both removal rates of COD and ammonia nitrogen were around 95%. Meanwhile, the unit amount of nitrate denitrifying phosphate uptake reached 0.876mg/mg, and the ratio of denitrifying phosphate accumulating bacteria was 74.36% in phosphorus-accumulating bacterias (PAOs). The highest volume percentage of the granules was in the range of 1.0～2.0mm, and the settling velocity of mature granules in reactor was 44～72m/h. It can be concluded that aerobic granules based on denitrifying phosphate accumulating bacteria can be cultivated by adjusting the dissolved oxygen of SBR.

denitrifying phosphorus removal bacteria；granular sludge；granulation；nitrates

X703

：A

：1000-6923(2014)02-0383-07

何 理(1989-),男,江苏苏州人,东北林业大学硕士研究生,主要从事水污染控制及环境微生物技术研究.

2013-05-20

国家自然科学基金资助项目(21177033)

* 责任作者, 教授, dawengao@gmail.com