低碳源废水培养的好氧颗粒污泥常温储存后活性恢复研究

2018-12-29邹金特何航天潘继杨陶亚强

中国环境科学 2018年12期

邹金特,何航天,潘继杨,陶亚强,李军*

邹金特1,何航天2,潘继杨2,陶亚强2,李军1*

(1.浙江省工业污染微生物控制技术重点实验室,浙江工业大学环境学院,杭州浙江 310014；2.浙江工业大学建筑工程学院,杭州浙江 310014)

通过考察好氧颗粒污泥特征、比耗氧速率(SOUR)、处理效果和菌群的变化,探索常温储存实际低碳源废水培养出的好氧颗粒污泥的可行性.试验结果表明,常温清水储存60d后颗粒结构未出现明显解体;污泥浓度由4960mg/L小幅降低至4740mg/L,但沉降性能保持良好(SVI为24.2mL/g);SOUR整体下降较小(16%),尤其是硝化菌的SOUR;污泥菌群在门和属水平上的相对丰度均发生了变化.在恢复运行后,颗粒形态恢复快且良好,粒径在长期运行后明显增大(200~250μm);污泥沉降性能始终保持良好(SVI﹤20mL/g),SOUR在运行20d后既能恢复;运行11d后COD处理效果完全恢复(平均出水COD为53mg/L),运行5d后NH4+-N处理效果完全恢复(平均出水NH4+-N为0.7mg/L).常温清水储存好氧颗粒污泥不仅操作方便,而且反应器能快速恢复稳定运行,具有显著的实际应用价值.

实际低碳源废水；常温储存；好氧颗粒污泥；活性恢复

好氧颗粒污泥是微生物自凝聚形成的聚集体,具有结构密实,沉降速度快、高耐毒性等优点[1-2].目前,有关好氧颗粒污泥实际工程应用的案例已有报道[3-4].好氧颗粒污泥储存技术对颗粒反应器暂停运行后的活性恢复及颗粒运输至关重要.已有学者对好氧颗粒污泥的常温储存、低温储存、低温营养液储存和脱水储存等开展了相关研究[5-8].但对采用实际低碳源废水培养的好氧颗粒污泥的储存研究仍较少,同时采用连续流工艺恢复储存好氧颗粒污泥活性的研究也仍鲜有报道.本研究针对实际低碳源废水培养出的好氧颗粒污泥,采用常温清水储存的方法,考察储存后的好氧颗粒污泥在两区沉淀池连续流反应器中活性恢复的效果,为好氧颗粒污泥技术的发展提供技术支持.

1 材料与方法

1.1 好氧颗粒污泥的储存

试验采用的好氧颗粒污泥由实际低碳源废水培养而成,其污泥特征和处理效果见文献[2],具体水质和反应器见2.2节.存储好氧颗粒污泥的方法如下:将培养出的好氧颗粒污泥仍置于原反应器中,待曝气池污泥完全沉淀后排去上清液,并用等体积的清水进行置换,使好氧颗粒污泥静置沉淀在清水中,然后放置在室温下保存60d.本试验采用的清水为放置7d的自来水,余氯含量基本为0mg/L.好氧颗粒污泥室温储存期间水温在20~30℃左右.

1.2 好氧颗粒污泥的恢复

1.2.1 试验装置及运行条件采用两区沉淀池连续流反应器,其有效容积为26.8L,由1个曝气池(长40cm,宽15cm,高49cm)、1个回流区(长7.5cm,宽4cm,高49cm)和1个两区沉淀池(两区体积相同,长15cm,宽15cm,高39cm)组成.反应器示意图和实物图如图1所示.好氧颗粒污泥培养的运行方式和条件见文献[2].恢复过程中,反应器的运行方式与颗粒培养过程相同,具体为:进水流量24.5mL/min,好氧池曝气量0.4m3/h,回流区曝气量0.1m3/h,试验温度为20~30℃.恢复试验的水力停留时间约为18h,通过排出第二沉淀池中的污泥来维持反应器一定的污泥浓度.

图1 两区沉淀池连续流反应器

1.2.2 试验用水好氧颗粒污泥活性恢复试验采用的进水为浙江某污水处理厂水解酸化池的实际出水,该厂进水由25%的生活污水和75%的工业废水组成,其中工业废水主要来自化工、纺织、皮革和印染等行业.具体水质指标如下:CODCr为(120± 27)mg/L,NH4+-N为(20±3)mg/L,PO43--P为(3±2)mg/ L,BOD5/CODCr为(0.38±0.08).活性恢复试验的水质与培养阶段相同[2],为实际低碳源废水,有机负荷为(0.16±0.05)kg/(m3·d).

1.3 分析项目及测试方法

混合液悬浮固体(MLSS)、混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)、污泥容积指数(SVI)、COD和NH4+-N采用标准分析方法测定[9].好氧颗粒污泥的粒径采用Motic生物显微镜拍照法测定.污泥的比好氧速率测定方法见文献[10],其中,SOURH表示异氧菌的代谢活性,SOURAOB表示氨氧化菌的代谢活性, SOURNOB表示亚硝酸盐氧化菌的代谢活性,SOURT表示总代谢活性.活性测试的污泥分别为恢复前(清水储存60d)和恢复后(反应器运行20d)的好氧颗粒污泥.

好氧颗粒污泥储存前、恢复前和恢复30d的微生物种群分布采用高通量测序获得.测序样品送浙江天科高新技术发展有限公司进行分析测试,具体流程如下:选用PowerSoil™ DNA分离试剂盒(MoBio,U.S.)提取污泥DNA,并对细菌16S的V3和V4区进行PCR扩增,引物为341F(5’- CCTACGGGNGGCWGCAG-3’)/805R(5’-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3’).扩增程序如下:98℃预变性1min;然后98℃变性10s,50℃退火30s,72℃延伸30s,循环30次;最后72℃延伸5min.PCR反应体系如下:2×Phusion Master Mix 15μL,上下游引物(2μmol/L)各3μL,DNA模板(1ng/μL)10μL,H2O 2μL. PCR产物使用2%的琼脂糖凝胶进行电泳检测.根据PCR产物浓度进行等浓度混样,充分混匀后使用1×TAE,浓度2%的琼脂糖胶电泳纯化PCR产物,选择主带大小在400~450bp之间的序列,割胶回收目标条带,产物用GeneJET凝胶回收试剂盒(Thermo Scientific, U.S.)回收.使用New England Biolabs公司的Next®Ultra™ DNA Library Prep Kit for Illumina建库试剂盒进行文库的构建,构建好的文库经过Qubit定量和文库检测,合格后使用Miseq进行上机测序[2].

2 结果与讨论

2.1 好氧颗粒污泥的特征变化

好氧颗粒污泥活性恢复过程中污泥形态的变化情况如图2所示.常温储存60d后好氧颗粒污泥的颜色由黄褐色变成浅黑褐色,这可能是由于常温储存期间污泥长期处于厌氧饥饿状态,微生物厌氧内源呼吸释放的硫化物形成沉淀沉积在颗粒表面导致的[11].但常温储存期间,颗粒结构基本完整,并没有观察到明显的解体现象.反应器恢复运行7d后,曝气池中的好氧颗粒污泥轮廓清晰,结构形态良好,活性恢复过程中并未发生明显的破损现象.由图2(c)-2(h)可知,活性恢复过程中,两区沉淀池连续流反应器中的颗粒粒径逐渐增大,至52~61d,曝气池中好氧颗粒污泥的平均粒径在200~250μm.

两区沉淀池能够在普通的连续流反应器中创造沉淀选择压,使沉降性能好的颗粒污泥留在第一沉淀区(通过回流返回好氧池),沉降性能较差的絮体污泥留在第二沉淀区(作为剩余污泥排出) (图3),因此长期运行能够促进好氧颗粒化,这与我们前期的研究成果一致[2].本试验好氧颗粒污泥粒径较小主要是由于进水的有机负荷极低[(0.16±0.05)kg/ (m3·d)],微生物生长缓慢导致[2,12].污泥形态变化的结果表明,采用实际低碳源废水在两区沉淀池连续流反应器中培养出的好氧颗粒污泥,经过60d的常温清水储存,在恢复运行后,颗粒形态能快速恢复,颗粒稳定性较佳,长期运行能提高颗粒化程度.

好氧颗粒污泥活性恢复过程中MLSS、MLVSS和SVI的变化如图4所示.由图可知,反应器恢复运行初期,好氧颗粒污泥的MLSS、MLVSS和SVI分别为4740mg/L、1836mg/L和12.7mL/g,与好氧颗粒污泥常温储存前(分别为4960mg/L、2176mg/L和24.2mL/g)相比均有所降低,这主要是由于好氧颗粒污泥常温清水储存期间,污泥处于长期的厌氧饥饿状态,微生物内源呼吸导致污泥浓度有所下降[12].好氧颗粒污泥活性恢复过程中,MLSS在运行前37d逐渐降低至2646mg/L,然后慢慢上升到3200mg/L左右.MLVSS的变化与MLSS的类似,运行前40d呈现小幅下降的趋势(从1836mg/L降低至1276mg/L),然后逐渐升高到1800mg/L左右.这一结果表明,常温清水储存导致的长期厌氧饥饿会使好氧颗粒污泥活性恢复过程中污泥浓度出现下降,但在微生物适应环境后污泥浓度能逐渐恢复.活性恢复过程中,污泥浓度整体不高主要是由于本试验采用实际低碳源废水,进水有机负荷仅为(0.16±0.05)kg/(m3·d).此外,在整个试验过程中,好氧颗粒污泥的SVI值基本都低于20mL/g,这表明恢复过程中好氧颗粒污泥始终保持着良好的沉降性能.

图2 常温储存60d后好氧颗粒污泥活性恢复过程中污泥形态的变化(标尺:200μm)

图3 两区沉淀池连续流反应器恢复运行第70d第一沉淀区和第二沉淀区污泥形态的变化(标尺:200μm)

图4 好氧颗粒污泥活性恢复过程中MLSS、MLVSS和SVI的变化

2.2 好氧颗粒污泥活性恢复

常温清水储存60d的好氧颗粒污泥活性恢复前后污泥的SOUR变化情况如表1所示.由表可知,恢复前好氧颗粒污泥的SOURT为(10.44±0.54)mgO2/ (gVSS·h);恢复运行20d后, SOURT上升到(12.38± 0.02)mgO2/(gVSS·h),与储存前的SOURT[(12.43± 0.12)mgO2/(gVSS·h)]基本相同.这一结果表明,常温清水储存60d的好氧颗粒污泥恢复运行后能很快恢复污泥活性.此外,从SOURT的变化可以发现,常温清水储存60d后好氧颗粒污泥的活性下降仅为16%,这一结果与之前的文献报道不同.Tay[13]的研究结果显示,采用乙酸钠培养的好氧颗粒污泥在4℃下储存4个月后SOURT下降90%,而采用葡萄糖培养的好氧颗粒污泥在相同条件下SOURT下降60%.刘珏等[5]发现用乙酸钠培养的好氧颗粒污泥在常温(8~ 25℃)敞开下储存50d后SOURT下降74%.He等[14]的研究表明,采用乙酸钠培养的好氧颗粒污泥在长期的室温闲置下(58d,15℃),SOURT会降低32%左右.本试验常温清水储存60d污泥活性下降较小的主要原因是由于储存的好氧颗粒污泥采用实际低碳源废水在极低有机负荷下培养而来,其SOURH[(3.07± 0.27)mgO2/(gVSS·h)]远低于人工配水培养的好氧颗粒污泥的SOURH[大约25mgO2/(gVSS·h)][5],因此储存期间异养微生物的活性下降较小[(1.74±0.03) mgO2/(gVSS·h)],致使整体污泥活性下降较低.此外,本试验所用的实际低碳源废水含有较多工业废水,导致由该废水培养成的好氧颗粒污泥对不利环境的抵抗能力较强,这可能也是储存期间污泥活性下降较小的一个原因.

由表1可知,恢复运行前好氧颗粒污泥的SOURAOB和SOURNOB分别为(3.10±0.28)和(5.61± 0.24)mgO2/(gVSS·h);恢复运行20d后, SOURAOB和SOURNOB小幅升高至(3.59±0.14)和(5.73± 0.12)mgO2/(gVSS·h).这一结果表明,常温清水储存60d后AOB和NOB的活性下降较小,恢复运行后污泥的硝化能力能很快恢复.硝化菌是自养型细菌,其在厌氧饥饿条件下的活性衰减速率小于异养型细菌[6,15],这可能是导致储存期间硝化菌活性下降较小的一个原因.此外,由于硝化菌和异养菌会对溶解氧产生竞争,在高有机物浓度下硝化菌的活性会被抑制[16-17],而本试验采用的实际低碳源废水有机物浓度较低,对硝化菌的活性影响较小,这可能是恢复运行后好氧颗粒污泥硝化能力很快恢复的一个原因.总体上,从污泥活性变化的结果可知,实际低碳源废水培养的好氧颗粒污泥常温清水储存后污泥活性下降较低,反应器恢复运行后污泥活性恢复较快,具有较强的适应性.

表1 两区沉淀池连续流反应器恢复运行前后好氧颗粒污泥的活性变化情况

2.3 好氧颗粒污泥处理效果恢复

好氧颗粒污泥活性恢复过程中COD的去除效果如图5(a)所示.由图可知,反应器的出水COD整体呈减小趋势,至恢复运行11d后,出水COD基本小于60mg/L.由前期培养阶段的数据可知,成熟颗粒稳定运行阶段平均出水COD及其去除率分别为59mg/L和38%[2].而本试验恢复运行11d后平均出水COD及其去除率分别为53mg/L和52%,甚至优于储存前好氧颗粒污泥对COD的去除效果.这一结果表明,采用实际低碳源废水在两区沉淀池连续流反应器中培养出的好氧颗粒污泥,经过60d的常温清水储存,在恢复运行11d后,反应器对COD的去除效果即能完全恢复.恢复阶段实际低碳源废水的平均BOD5/CODCr(0.38)略高于培养阶段的平均值(0.33),这是恢复阶段COD去除效果较好的一个原因.此外,好氧颗粒污泥密实的结构使得其对有毒物质具有一定的抵抗能力[1],长期运行有利于提高难降解废水COD的去除效果.

好氧颗粒污泥活性恢复过程中NH4+-N的去除效果如图5(b)所示.由图可知,出水NH4+-N在恢复运行初期快速下降,至恢复运行5d后,出水NH4+-N均小于2mg/L.由前期培养阶段的数据可知,成熟颗粒稳定运行阶段平均出水NH4+-N及其去除率分别为1.2mg/L和93%[2].而本试验恢复运行5d后平均出水NH4+-N及其去除率分别为0.7mg/L和96%,略优于储存前好氧颗粒污泥对NH4+-N的去除效果.这一结果与2.2节硝化菌活性分析的结果相一致,进一步表明实际低碳源废水培养出的好氧颗粒污泥常温清水储存60d对其硝化菌活性的影响较小,且恢复运行5d后就能恢复污泥的硝化能力.

2.4 好氧颗粒污泥微生物菌群变化

对好氧颗粒污泥储存前、恢复前和恢复30d的微生物菌群进行门水平上的分析(图6),发现Proteobacteria和Bacteroidetes在储存前的污泥样品中丰度分别为66.3%和9.1%,而在恢复前的污泥样品中丰度下降至54.2%和5.7%,通过30d的恢复运行,其丰度上升至69.0%和9.8%.这与文献报道的结果一致,即Proteobacteria和Bacteroidetes在污水生物处理工艺中占主要地位,其丰度随着处理效果的提高而增加[18-19].此外,在储存前和恢复运行30d的污泥样品中,Firmicutes(1.1%和2.6%)、Actinobacteria(5.1%和3.8%)、Gemmatimonadetes(2.1%和2.5%)、Chlorolexi(2.2%和1.5%)、Chlorobi(1.1%和0.6%)、Thaumarchaeota(0.6%和0.1%)、Spirochaetae(0.1%和0.1%)的丰度差别均不大;而对比恢复前的污泥样品(常温清水储存60d),其相应门水平上的丰度(3.3%、8.0%、5.7%、4.8%、3.8%、2.2%和1.7%)均出现了升高.这一结果表明,实际低碳源废水培养成的好氧颗粒污泥在常温清水储存60d后,其微生物菌群在门水平上发生了较为明显的变化.

图6 好氧颗粒污泥储存前、恢复前和恢复30d微生物菌群在门水平上的相对丰度变化(至少一个样品中的丰度³0.1%)

图7 好氧颗粒污泥储存前、恢复前和恢复30d微生物菌群在属水平上的相对丰度变化(至少一个样品中的丰度³0.1%)

进一步分析好氧颗粒污泥储存前、恢复前和恢复30d微生物菌群在属水平上的相对丰度变化(图7)可知,储存前的污泥样品中主要的属是(3.6%)、(1.4%)、(1.3%)和(1.2%);恢复前的污泥样品中主要的属是(3.1%)、(2.6%)、(2.1%)、(2.0%)、(1.9%)和(1.1%);而恢复30d的污泥样品中主要的属是(4.0%)、(2.1%)、(2.0%)、(2.0%)、(1.5%)、(1.5%)、(1.2%)和(1.1%).相比储存前和恢复30d的污泥样品,恢复前的污泥样品中、、和的丰度明显增加;而、、和的丰度则明显下降.和被认为与反硝化相关,是一类兼氧或厌氧菌[20-21],其丰度的升高可能是由于常温储存期间颗粒污泥处于厌氧状态导致.被认为是一类氨氧化古菌,更适应贫营养环境[22],而从土壤中分离而来[23],在废水生物处理中报道极少,这两种属在常温储存期间丰度的升高还需进一步研究.是常见的硝化菌[6,14],其在恢复前的污泥样品中丰度为2.6%,恢复运行30d后提高至4.0%,这表明实际低碳源废水培养的好氧颗粒污泥常温储存60d后硝化菌的丰度下降较小,、恢复运行后其丰度又能很快恢复,这一结果与2.2节硝化菌的活性分析结果一致.此外,有文献报道[24]和[25]均为好氧菌,表明其丰度在常温储存期间的下降可能是由于污泥处于厌氧状态导致.

3 结论

3.1 采用实际低碳源废水在两区沉淀池连续流反应器中培养出的好氧颗粒污泥,经过60d的常温清水储存后,颗粒颜色变成浅黑褐色,但颗粒结构完整,并未出现明显解体;污泥浓度出现小幅降低,但沉降性能保持良好;污泥活性整体降低较小,尤其是硝化菌活性;污泥菌群结构发生变化.

3.2 在恢复运行后,颗粒形态恢复快且良好,长期运行粒径增大明显;污泥沉降性能始终保持良好,污泥活性恢复较快;运行11d后COD处理效果完全恢复,运行5d后NH4+-N处理效果完全恢复.

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Reactivation of aerobic granular sludge cultivated by low-strength wastewater after room-temperature storage.

ZOU Jin-te1, HE Hang-tian2, PAN Ji-yang2, TAO Ya-qiang2, LI Jun1*

(1.Key Laboratory of Microbial Technology for Industrial Pollution Control of Zhejiang Province, College of Environment, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China；2.College of Civil Engineering, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China)., 2018,38(12)：4530~4536

To investigate the feasibility of room-temperature storage of aerobic granular sludge (AGS) cultivated by real and low-strength wastewater, the variations of AGS characteristics, specific oxygen uptake rate (SOUR), removal efficiency and microbial community were explored. The experimental results show that after 60days storage using tap water at room-temperature, the structure of AGS was still intact and did not disintegrate obviously. The mixed liquor suspended solids (MLSS) slightly decreased from 4960mg/L to 4740mg/L, but the settling property maintained well (SVI: 24.2mL/g). The decrease in SOUR was very slight (16%), especially for the SOUR of nitrifying bacteria. The abundance of microbial community changed at the phylum and genus level. After restarting the reactor, AGS morphology recovered quickly and the granule size increased after long-term operation (200~250μm). The sludge settling property has always maintained well (SVI<20mL/g), and the SOUR recovered soon after 20days operation. The COD removal efficiency was completely recovered after 11days operation (around 53mg/L in the effluent). The NH4+-N removal efficiency was also completely recovered after 5 days operation (around 0.7mg/L in the effluent). AGS storage at room-temperature has significant value in practical application due to its convenient operation and fast recovery of reactor stable operation.

real and low-strength wastewater；room-temperature storage；aerobic granular sludge；reactivation

X703

1000-6923(2018)12-4530-07

邹金特(1988-),男,浙江宁波人,助理研究员,博士,主要从事高效污水生物处理技术研究.发表论文10余篇.

2018-04-24

国家自然科学基金项目(51478433,51708500);浙江省大学生科技创新活动计划(新苗人才计划)项目(2018R403067)

* 责任作者, 教授, tanweilijun@zjut.edu.cn