李 冬,姜沙沙,张金库,张 杰,2(.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京0024；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 50090)



颗粒活性炭诱导亚硝化污泥快速颗粒化

李 冬1*,姜沙沙1,张金库1,张 杰1,2(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京100124；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

摘要：采用两组平行SBR反应器,R1反应器投加颗粒活性炭,R2反应器不投加,其他运行参数保持一致.在常规生活污水中投加氨氮作为进水,研究颗粒活性炭对亚硝化颗粒污泥形成的影响.结果表明,在颗粒形成初期,投加的颗粒活性炭作为初始晶核,节约了小颗粒的形成时间,R1反应器仅22d便实现污泥颗粒化,而R2反应器运行38d才形成颗粒;同时,在整个运行阶段,R1反应器中的胞外聚合物(EPS)含量,尤其是其中的蛋白质(protein, PN)含量,明显高于R2反应器的,进一步证实颗粒活性炭的投加有利于亚硝化颗粒污泥的快速形成.除此之外,R1反应器中的氨氧化率和亚硝化率相对较高,且波动幅度小,表明颗粒活性炭的投加有助于维持亚硝化颗粒污泥处理效果的稳定性.

关键词：颗粒活性炭；亚硝化颗粒污泥；生活污水；EPS

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn

亚硝化-厌氧氨氧化工艺以其低能耗、无需外加碳源、污泥产率低等优点,成为目前新型脱氮工艺的研究热点.作为该工艺的前置工艺,亚硝化工艺一直受到水处理领域研究者的广泛关注.目前,关于亚硝化工艺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]和颗粒污泥法

[5].而相对于活性污泥法与生物膜法而言,颗粒污泥结构致密、生物量大、负荷高、对不良环境抵抗力强以及其突出的沉淀性能,成了未来亚硝化工艺研究的热点.然而,由于硝化细菌世代周期长,生长缓慢,启动时间较长,一般需要2个月甚至更长时间[6-7],如何快速培养亚硝化颗粒污泥成为其实际工程应用首应解决的问题.

针对该问题,研究者目前大多是通过接种不同类型的颗粒污泥来加快亚硝化污泥颗粒化.Kishida等[8]在连续流搅拌反应器中通过接种好氧颗粒污泥,以无机高氨氮废水为底物,39d成功培养出亚硝化颗粒污泥.魏翔等[9]在连续流上流式好氧反应器中接种厌氧颗粒污泥也成功实现短程硝化,亚硝酸盐氮积累率平均高达83%.可见,通过接种颗粒污泥的启动方式在一定程度上可以加快亚硝化颗粒污泥的形成.但是通过接种颗粒污泥的启动方式却存在一定的局限性.在使用该启动方式时,必须有颗粒污泥作为前提基础,在实际工程中,这相对增加了前期工作,需要先培养一批颗粒污泥,既增加了工作量,也延长了颗粒污泥总启动时间,所以,采用较易获取的絮状污泥启动更具有普遍性意义.

为加快絮状污泥颗粒化,目前有研究者依据”晶核假说”原理[10],提出通过投加载体来加快污泥颗粒化.孙菁等[11]通过在普通絮状污泥中添加钙离子与镁离子,系统分别在29d、23d实现完全颗粒化.Wei等[12]通过投加沸石粉末,90d可成功培养出好氧颗粒污泥.可见,投加载体来加快污泥颗粒化具有一定的可行性.然而,通过投加颗粒活性炭载体来加快亚硝化污泥颗粒化的研究目前在国内还鲜有报道.

本试验采用两组SBR反应器,在常规生活污水投加氨氮作为进水条件下,以不投加任何载体与投加颗粒活性炭作对比,探究颗粒活性炭对亚硝化絮状污泥颗粒化性能的影响及其作用机理.

1 材料与方法

1.1 试验装置

采用两组SBR反应器,分别命名为R1和R2反应器,试验装置如图1所示.反应器由有机玻璃组成,直径D=7cm,高度H=55cm,有效容积为1.7L,容积交换率为50%.反应器设置机械搅拌装置,以保证污泥与颗粒活性炭充分混合,其底部设曝气盘,曝气量的大小由转子流量计控制.本实验在室温条件下进行,不对温度进行控制.SBR反应器通过时间程序控制器控制反应器各阶段的开关.每个周期具体运行如下:进水1min,曝气90min,沉淀(沉淀时间从15min降至2min),排水2min,其余时间为闲置.

1.2 接种污泥与试验用水

接种污泥为本实验室高氨氮低溶解氧(dissolved oxygen, DO)条件下驯化一周得到的亚硝化絮状污泥,其亚硝化率达95%以上,R1和R2反应器接种污泥浓度均为2.5g/L.

图1 反应器装置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment 1进水泵;2曝气泵;3电磁阀;4搅拌装置;5取样口;6曝气盘;7时控开关,其中:a进水;b曝气与搅拌;c出水

试验用水为加入110～130mg/LNH4+-N和1680～2350mg/LNaHCO3的北京市某家属区化粪池水,其进水主要水质指标如表1所示.

表1 进水主要水质指标Table 1 quality of the water

1.3 分析方法

pH、DO及温度的测定采用WTW pH/ Oxi340i便携式多参数测定仪;三氮水质分析方法分别为:NH4+-N采用纳氏试剂光度法,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等指标均采用国家规定的标准方法测定[13];通过定期取两组反应器第三次洗泥时的泥水混合液测量EPS,污泥中EPS的提取采用热提取法[14],多糖测定采用苯酚硫酸法[15],蛋白质测定采用考马斯亮蓝法[16];颗粒粒径测定采用Mastersize 2000型激光粒度分析仪.

2 结果与讨论

2.1 亚硝化颗粒污泥的形成过程

如图2所示,相比于R2反应器,投加颗粒活性炭的R1反应器形成亚硝化颗粒污泥所用的时间大大缩短,且形成的颗粒污泥粒径较大.运行13d时,R1反应器中颗粒平均粒径由接种时145.608µm增长到265.887µm,R2反应器则由接种时的136.01µm增长到161.239µm.随后,R1反应器中的颗粒平均粒径以17.2µm/d左右的速率持续增长,运行至第22d时,粒径>400µm的颗粒占到60%以上,此时,平均粒径为426.1µm,颗粒污泥启动成功[17].而R2反应器运行至第38d,颗粒才基本形成,此时其平均粒径为410.3µm.可见,颗粒活性炭的投加可显著缩短亚硝化颗粒污泥的形成时间.

如图2所示,在运行前13d,R2反应器的颗粒粒径增长速率较慢,其粒径平均增长速率仅为1.9µm/d,而此阶段R1反应器的颗粒平均粒径增长速率竟高达11µm/d.随后,两组反应器的颗粒平均粒径增长速率数值差异不大.可见,相比于R2反应器,R1反应器是在颗粒污泥形成初期缩短了颗粒污泥的形成总时间.

图2 颗粒粒径变化Fig.2 Variations of particle size

氨氧化细菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)生长缓慢、且微生物细胞之间由于带同种电荷而存在静电斥力,导致AOB相互接触和聚集所用时间较长[18].而颗粒活性炭以其吸附容量大、吸附速度快、机械强度高及价格低廉等特点常被应用于水处理工艺[19-20].因此,本实验选取比表面积为1408m2/g,平均大小为200µm的颗粒活性炭来加快污泥颗粒化.如图3所示,颗粒活性炭较大的比表面积可为AOB的吸附生长创造条件,使其在表面进行聚集生长,节约了R1反应器中初始颗粒污泥的形成时间,由此加快了亚硝化污泥颗粒化的进度.

图3 R1反应器中不同时期的颗粒污泥形态Fig.3 Images of sludge in the granulation process at different stage of R1reactor

同时,为了进一步探究颗粒活性炭促进亚硝化污泥颗粒化形成的作用机理.通过定期测量两组反应器中污泥的EPS含量,观测在亚硝化颗粒污泥形成过程中,颗粒活性炭对微生物分泌EPS的影响.

R1和R2反应器的EPS含量如图4和图5所示.在整个运行阶段,R1和R2反应器中的多糖(PS)和蛋白质含量整体均呈逐渐增大趋势.研究表明[21],在颗粒污泥的形成过程中,PN/PS比值的大小与污泥表面的疏水性和带电性有直接的关系.运行至68d时,R1反应器中的PN/PS比值从1.332增长到2.278,而R2反应器的PN/PS比值仅从1.368增长到1.9.由此可见,第一,两组反应器中PN含量均大于PS含量.这与吴青[22]所提及的一致,以生活污水为进水基质培养的亚硝化颗粒污泥,PN为污泥EPS的主要组成成分.第二,相比于R2反应器,R1反应器中的PN含量上升幅度较大.分析认为,在两组反应器的曝气量与搅拌转速相同的条件下,R1反应器中颗粒活性炭的存在加剧了微生物与颗粒活性炭或微生物间的相互摩擦,提高了R1反应器的水力剪切力,进而刺激AOB分泌更多的PN.而胞外聚合物中的蛋白质由于含氨基而带正电荷,导致污泥表面负电荷减少,进而降低微生物间的静电斥力,增加细胞表面的疏水性,使微生物细胞易于从水相中脱离出来而相互聚集在一起或附着在颗粒活性炭表面,进而促进亚硝化颗粒污泥的形成.

图4 R1反应器中EPS变化Fig.4 Variations of EPS in R1reactor

2.2 亚硝化颗粒污泥的沉降性能

图6 R1反应器SVI5和SVI30变化Fig.6 Variations of SVI5and SVI30in R1 reactor

图7 R2反应器SVI5和SVI30变化Fig.7 Variations of SVI5and SVI30in R2 reactor

启动阶段,本实验通过逐渐降低沉淀时间,由15min降至2min,使松散的、沉降性能不好的絮状污泥被排出反应器,而沉降性能较好的污泥被截留在反应器中.污泥容积指数(SVI)则能较好的反映出污泥的沉降性能[23].R1和R2反应器的SVI值变化如图6和图7所示.刚接种时,R1和R2反应器的SVI5值分别为114.2mL/g和和126.1mL/g,而SVI30值相应分别为98.1mL/g和112.2mL/g.第50d时,两组平行SBR反应器的SVI5值分别为48.1mL/g和56mL/g,而SVI30值相应分别为44.4mL/g和54.5mL/g.此后,两组反应器的SVI值保持不变,R1反应器的SVI5和SVI30值分别稳定在(48±0.3)和(44.4±0.3)mL/g左右,R2反应器的SVI5和SVI30值维持在(56±0.3)和(54.5±0.3)mL/g左右.可见,在颗粒形成的过程中,两组反应器的污泥凝聚性和沉降性都在不断提高,而相比于R2反应器,R1反应器的SVI5和SVI30值都要小于同时期R2反应器的,这表明R1反应器中的污泥显示出更好的沉淀性能,即颗粒活性炭的投加可显著提高污泥的凝聚沉降性能.

2.3 亚硝化颗粒污泥的处理效果

在整个运行阶段,R1和R2反应器的进水氨氮浓度均维持在(90±10)mg/L,DO控制在2mg/L左右,水利停留时间(HRT)设为6h.在运行前5d时,为了使微生物适应新的环境,不控制沉淀时间,R1和R2反应器的微生物慢慢适应新的环境,如图8所示,污泥浓度逐渐增加,氨氧化率呈上升趋势.随后,为了形成颗粒污泥,逐渐降低沉淀时间,导致R1和R2反应器中的污泥浓度逐渐减少,氨氧化率随之降低.运行至第16d,R1和R2反应器的沉淀时间降至2min,此时,R1反应器的氨氧化率为86%,R2反应器为83%.此后,沉淀时间不再改变,R1和R2反应器的微生物也慢慢适应了目前的水力选择压,污泥浓度逐渐增加,氨氧化率也随之上升,并始终维持在90%以上,出水氨氮浓度不大于15mg/L.

图8 MLSS变化Fig.8 Variations of MLSS

图9 R1反应器氮素处理效果Fig.9 Nitrogen disposal effects of R1 reactor

图10 R2反应器氮素处理效果Fig.10 Nitrogen disposal effects of R2 reactor

由图9、图10可知,在整个运行过程中,R1和R2反应器的出水亚硝酸盐氮浓度分别为69.2～95mg/L和61.5～96mg/L,硝酸盐氮为0～5.7mg/L和 0.1～6.8mg/L,两组反应器的亚硝化率都能始终维持在90%以上.分析认为:本实验接种的污泥硝化性能良好,亚硝化率高达95%,即在亚硝化颗粒污泥形成的初期,反应器中已有一定数量的硝化细菌;且在运行过程中,为了维持亚硝化率,本实验控制好氧曝气时间,在PH值到达"氨谷”[24]点之前反应器停止曝气,防止亚硝酸盐氮被进一步氧化.但相比于R2反应器,R1反应器的亚硝化率波动幅度小,显示出更加高效稳定的亚硝酸盐积累.可见,颗粒活性炭的投加有助于维持亚硝化颗粒污泥处理效果的稳定性,这对于亚硝化颗粒污泥在实际工程中的长期稳定运行具有重要意义.

3 结论

3.1 R1反应器仅用22d便成功实现亚硝化污泥颗粒化,比R2反应器的启动时间缩短将近二分之一.在亚硝化颗粒污泥形成初期,投加的颗粒活性炭作为初始晶核显著缩短了亚硝化颗粒污泥的形成时间.同时,颗粒活性炭的投加刺激微生物分泌更多的EPS,尤其是其中的PN,进一步促进亚硝化颗粒污泥的快速形成.

3.2 R1反应器的SVI5和SVI30值分别稳定在(48± 0.3)和(44.4±0.3)mL/g;R2反应器的SVI5和SVI30值分别稳定在(56±0.3)和(54.5±0.3)mL/g.R1反应器中的颗粒污泥显示出更好的沉淀性能,表明颗粒活性炭的投加可显著提高污泥的凝聚沉降性能.

3.3 R1和R2反应器的氨氮氧化率和亚硝化率均能维持在90%以上,但R1反应器显示出更加稳定高效的亚硝酸盐氮积累,表明颗粒活性炭的投加有助于维持亚硝化颗粒污泥处理效果的稳定性.

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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)

中图分类号：X703.1

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)01-0050-06

收稿日期：2015-06-12

基金项目：国家重大科技专项-水专项(2012ZX07202-005).

作者简介：李 冬(1976-),女,辽宁丹东人,教授,博士,主要从事污水处理与回用新技术研究.发表论文100余篇.