剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响

高春娣, 韩徽, 张娜, 李悦, 王传德, 侯春艳, 彭永臻. 剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097
引用本文: 高春娣, 韩徽, 张娜, 李悦, 王传德, 侯春艳, 彭永臻. 剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097
GAO Chundi, HAN Hui, ZHANG Na, LI Yue, WANG Chuande, HOU Chunyan, PENG Yongzhen. Effect of excess sludge fermentation liquid on the characteristics of viscous bulking sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097
Citation: GAO Chundi, HAN Hui, ZHANG Na, LI Yue, WANG Chuande, HOU Chunyan, PENG Yongzhen. Effect of excess sludge fermentation liquid on the characteristics of viscous bulking sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097

剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响

    作者简介: 高春娣(1973—),女,博士,教授。研究方向:城镇污水深度处理等。E-mail:gaochundi@bjut.edu.cn
    通讯作者: 高春娣, E-mail: gaochundi@bjut.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51478012);北京市重大科技专项(Z181100005318001)
  • 中图分类号: X703

Effect of excess sludge fermentation liquid on the characteristics of viscous bulking sludge

    Corresponding author: GAO Chundi, gaochundi@bjut.edu.cn
  • 摘要: 为了解决剩余污泥碱性发酵液作为低碳氮比生活污水外加碳源时引发的黏性污泥膨胀问题,采用序批式反应器(SBR),以剩余污泥碱性发酵液为进水碳源,对黏性膨胀污泥的沉降性能及其影响因素之间的相关性进行了系统研究。结果表明:当进水COD值为300~350 mg·L−1时,随着运行时间的推移,污泥容积指数(SVI)逐渐升高,最终达到540 mL·g−1,此时发生污泥黏性膨胀现象;黏性膨胀污泥表面负电荷由0.62 mV累积到29.49 mV,相对疏水性(RH)从44%下降至19%,污泥容积指数(SVI)与Zeta电位、相对疏水性(RH)呈负相关(R2分别为0.837 71和0.678 54),与污泥粒径不相关;胞外聚合物总量从31 mg·g−1提高至39 mg·g−1,但LB-EPS/TB-EPS的比例从0.92增加至2.92;与TB-EPS相比较,LB-EPS与污泥容积指数(SVI)、Zeta电位、相对疏水性(RH)具有显著相关性(R2分别为0.892 88、0.885 29和0.776 68)。以上结果揭示了以发酵液为碳源引发的黏性膨胀污泥特性的变化规律,可为实际工程中以发酵液为碳源的黏性污泥膨胀问题提供借鉴。
  • 好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge,AGS)是一种特殊的生物膜结构[1],污水生物处理系统中的微生物在适宜的环境条件下互相聚集,最终能够形成颗粒污泥[2],具有传质条件好、抗冲击负荷和抗毒性能力强、活性高以及沉淀性好等优点[3]。自1997年,MORGENROTH[4]首次在实验室的SBR中培养出好氧颗粒污泥,且发现此类污泥具有较好的降解水中污染物的能力。此后,好氧颗粒污泥法便成为废水处理领域的研究热点。但随着研究的深入发现,好氧颗粒污泥稳定性不好,运行中易出现解体现象,存在一定的工艺难操控性[5],限制了好氧颗粒污泥技术的推广,亟待解决。

    好氧颗粒污泥的培养过程受很多因素影响,如进水C/N比、有机负荷、接种污泥等都对好氧颗粒污泥的快速形成及颗粒性能具有重要影响[6-7]。其中进水中C/N比是影响微生物生长的重要因素,培养微生物所必需的碳源是构成微生物细胞含碳物质和供给微生物生长、繁殖及运动所需要的能量,而氮源是合成微生物体内蛋白质的主要原料。有些学者在研究C/N比对好氧颗粒污泥稳定性的影响时,较多采用的是在培养过程中随培养时间改变进水负荷的方法,如张睿[8]在实验中采用间隔10 d改变一次进水C/N比来观察C/N比对好氧颗粒污泥的影响,以及采用交替改变进水的C/N比来研究污泥的特性,如李亚峰等[9]通过交替改变进水C/N比的方式培养好氧颗粒污泥。

    采用随时间改变进水C/N的方式培养好氧颗粒污泥的方法只能研究不同C/N比对不同颗粒污泥生长阶段的稳定性影响,而无法明确指出在整个污泥生长过程中C/N比对好氧颗粒污泥特性的影响。本研究采用气升式内循环反应器,在3个不同碳氮比条件下分别进行好氧颗粒污泥的培养,探讨了C/N比对好氧颗粒污泥物理性能和降解性能的影响,分析好氧颗粒污泥形成过程中胞外聚合物及其组分的变化,探讨其对维持好氧颗粒污泥稳定性的作用,为促进好氧颗粒污泥的工程应用奠定理论基础。

    磷酸氢二钾(K2HPO4)、七水合硫酸镁(MgSO4·7H2O)、无水氯化钙(CaCl2)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、七水合硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)、葡萄糖、氯化铵(NH4Cl)、蛋白胨、牛肉膏均为分析纯;为保证提供微生物生长所需的必要物质,在废水中加入微量元素,微量元素组分为硼酸(H3BO4)、七水合硫酸锌(ZnSO4·7H2O)、七水合氯化锰(MnCl2·7H2O)、五水合硫酸铜(CuSO4·5H2O)、钼酸钠(MoNa2O4)、氯化镍(NiCl2)、六水合氯化钴(CoCl2·6H2O)、碘化钾(KI)。接种污泥取自哈尔滨市百威啤酒厂污水处理二沉池中的活性污泥,污泥基本性质如表1所示。

    表 1  污泥的基本性质
    Table 1.  Characteristics of sludge
    MLSS/(mg·L−1)SVI/(mg·L−1)粒径小于0.2 mm/%污泥性状
    5 290177.699.8絮状灰褐色
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    实验采用自制式气升式内循环序批式反应器[10],实验装置见图1。反应器为双层有机玻璃柱构成,柱体体积为5.0 L,高径比(H/D)约为15,其中外部管经约为8 cm,高约120 cm,内部管径约6 cm,高约90 cm,出水口距底部40 cm,反应器的进水、曝气、沉降以及排水时间由PLC控制器进行控制,反应器采用外部水浴控温。

    图 1  实验装置示意图
    Figure 1.  Schematic diagram and experimental equipment

    本研究采用3个并列的反应器柱,分别为R1、R2和R3,实验连续运行60 d,反应器运行条件如表2所示。其中0~10 d时曝气时间为335 min,沉降时间为15 min;11~20 d时曝气时间为340 min,沉降时间为10 min;21~60 d时曝气时间为345 min,沉降时间为5 min。

    表 2  SBAR主要运行参数
    Table 2.  Main parameters of SBAR system
    进水时间/min曝气时间/min沉淀时间/min排水时间/min运行周期/h表面气流速度/(m·s−1)曝气量/(m3·h−1)温度/℃
    5335~3455~15562.40.3230
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    COD、NH+4-N、TP、MLSS、和SVI采用标准方法测定[11];颗粒污泥的粒径分布利用激光粒度分布仪测量;胞外聚合物(EPS)采用分光光度法;多糖采用硫酸-蒽酮法测定;蛋白质采用考马斯亮蓝G-250法测定。

    EPS 采用改良型热提取法提取。松散型胞外聚合物(LB-EPS)的提取:取40 mL泥水混合物,在4 ℃,2 100 r·min−1的条件下离心10 min,取上清液,经0.45 μm的微孔膜过滤,所得液体即为LB-EPS。紧密型胞外聚合物(TB-EPS)的提取:用生理盐水将提取过上清液的离心管中剩余泥水混合物补足至40 mL,再80 ℃恒温水浴60 min,冷却后在4 ℃,12 000 r·min−1的条件下离心10 min,取上清液经0.45 μm的微孔膜过滤,所得液体为TB-EPS[14]

    在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的MLSS和SVI值,结果见图2。从图2可以看出,R1在启动后的第17天,污泥颜色从接种时的黄褐色变为淡褐色,并且出现较小颗粒,此时反应器中存在较多絮状污泥,SVI值为49.8 mL·g−1。运行26 d后,R1中污泥颗粒不断增加,反应器中颗粒污泥占主体地位,其SVI值为38.27 mL·g−1。在运行至第35天后,R1中的颗粒略有解体现象,但在8 d之后又重新形成颗粒,至反应器运行结束为止。在整个运行期间MLSS最大值可达6 431 mg·L−1,SVI值可降到30.32 mL·g−1;R2和R3在运行到第17天时,反应器中都出现较多颗粒,SVI值分别为63.05 mL·g−1和76.2 mL·g−1;R2在运行至第26天时,反应器中基本没有絮状污泥,实现颗粒化,此时颗粒SVI值为42.79 mL·g−1,MLSS值为5 609 mg·L−1;反应器继续运行至第55天,SVI值最低降至16.98 mL·g−1;R3在运行至第43天时,SVI降至32.86 mL·g−1,且在运行过程中存在反应器内污泥浓度较低,MLSS值仅为3 347 mg·L−1,导致其对污染物的降解效果明显下降。

    图 2  污泥浓度MLSS和污泥容积指数SVI的变化
    Figure 2.  Change of mixed liquid suspended solids MLSS and sludge volume index SVI

    经分析可知,进水不同C/N比条件下培养的好氧颗粒污泥的性状有较大区别,在C/N比为15时培养的好氧颗粒污泥的稳定性最好。其中R1(C/N=10)在运行阶段有形成颗粒,但是随着反应器的持续运行,出现颗粒大部分解体现象。造成这种现象的原因可能由于C/N比较低,丝状菌长势过度,导致颗粒粒径增大,结构松散,最终好氧颗粒污泥解体,这与赵霞等[12]在SBR中培养好氧颗粒污泥得到的结果一致。R2(C/N=15)在整个污泥培养的过程中颗粒运行稳定,未曾出现颗粒解体的现象。R3(C/N=25)在污泥培养过程中,由于C/N比值较高,氮源不足,菌体繁殖量少,不利于微生物的积累,导致反应器中污泥量较少,不利于对有机物的稳定去除。

    在反应器运行过程中,采用激光粒度分布仪定期对颗粒粒径进行了检测,结果见图3。从图3可以看出,R1中的颗粒粒径大于0.2 mm颗粒分布呈先上升后下降再上升的趋势,颗粒经历解体再形成的过程。在第25天,粒径大于0.2 mm的颗粒占比为49.29%;且粒径范围在0.2~0.6 mm的颗粒占37.89%;0.6~1.0 mm的颗粒占8.88%;1.0~2.0 mm的颗粒占2.52%。虽然R1形成颗粒,但是颗粒粒径较小,很容易解体成絮状污泥。而R2中颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒分布起初一直呈上升的趋势,后期趋于平稳。在第55天时大于0.2 mm的颗粒占比达到76.43%,且粒径范围在0.2~0.6 mm的颗粒占比达到45.24%;0.6~1.0 mm的颗粒占17.56%;1.0~2.0 mm的颗粒占比为13.63%,在颗粒化后,R2反应器中的颗粒粒径主要在0.2~1.0 mm范围内。R3中的颗粒粒径大于0.2 mm的颗粒开始呈增加趋势,在第25天时达到最大,占比为73.56%。粒径范围在0.2~0.6 mm的颗粒占38.39%;0.6~1.0 mm的颗粒占19.32%;1.0~2.0 mm的颗粒占比为15.75%;在之后大于0.2 mm的颗粒略微下降,但依然保持50%以上。

    图 3  颗粒粒径变化
    Figure 3.  Variation of particle size distribution

    由此可见,C/N比为15和25时,好氧颗粒污泥的粒径主要分布在0.2~1.0 mm的范围,R2中占比为62.8%,R3中占比为57.7%,颗粒分布较均匀。

    进水COD值为1 500 mg·L−1,在不同碳氮比情况下,R1、R2和R3的进出水COD值以及对COD的去除率见图4。由图4可知,在反应器运行初期,接种污泥中的微生物处于适应期,对COD的去除率有较大波动。运行13 d后,3个反应器中COD的去除率呈现上升趋势,在17 d后趋于平稳,R1由50%上升到83%;R2由44%上升到88%;R3由68%上升到89%。在运行到第35天时,由于R1内的好氧颗粒污泥出现解体,对COD的去除效果有所下降,但也保持在70%以上,随后经历颗粒再形成,对COD的去除率上升到80%以上,最高可达84%,但是运行到第51天时,R1对COD的去除率又下降到70%,之后到运行结束虽有提高,但是最高只达到77%;R2在经历污泥适应期后,对COD的去除率一直保持在80%以上,最高可达93%;R3在经历污泥适应期后,对COD的去除率达到最大值后略有下降,在此之后虽有波动,但是基本保持在80%以上。

    图 4  反应器进出水COD浓度及去除率
    Figure 4.  Influent and effluent concentration and removal rate of COD in reactor

    由此可见,C/N比为15时好氧颗粒污泥对COD的去除率保持在80%以上,而且运行过程稳定,不存在颗粒解体现象。有研究表明[11],好氧颗粒污泥在C/N比从20降低至10的过程中对COD的去除率保持在87%,这与本研究的结果基本相符。

    在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的TP去除率以及进出水内TP的浓度,结果见图5。从图5可以看出,在反应器运行初期,接种污泥中的微生物处于适应期,对TP的去除率有较大波动。在运行13 d后,R1、R2和R3中的TP去除率呈现上升趋势,在17 d后趋于平稳,R1中的TP去除率由44%上升到92%;R2由54%上升到92%;而R3在第21天后趋于平稳,对TP的去除率由69%上升到89%。其中,在R1在运行35 d后,反应器内好氧颗粒污泥部分解体,对TP的去除率由92%下降到65%,在第37天略微升高后又下降至53%,之后稳定在80%以上;R2对TP的去除率在经历适应期后迅速上升,在第15天之后趋于稳定,始终保持对TP的去除率在80%以上,最高可达91%;R3对TP的去除率在经历20 d左右的适应期后达到平稳,之后有所波动,但保持在80%以上。

    图 5  反应器进出水TP浓度及去除率
    Figure 5.  Influent and effluent concentration and removal rate of TP in reactor

    C/N比为10的条件下由于出现颗粒解体现象,导致对TP去除效果在培养后期呈现较大波动;C/N比为15的条件下,好氧颗粒污泥对TP的去除效果最稳定;C/N比为25的条件下培养的好氧颗粒污泥对TP的去除效果有波动,但也保持在80%以上。在本研究中,由于R1在运行过程中存在污泥解体现象,分析其原因可能是由于反应器内硝态氮的增多,抑制了释磷菌的活性,不利于释磷菌对磷的去除[13],因此,造成R1反应器对TP的去除率呈现较大程度的降低。分析可知,在C/N比为15的条件下培养的好氧颗粒污泥对TP的去除效果最稳定。

    在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的NH+4-N去除率,结果见图6。如图6所示,不同C/N比条件下培养的好氧颗粒污泥对NH+4-N的去除效果有显著差异。在污泥接种阶段,反应器内的污泥微生物处于适应阶段,R1、R2和R3对NH+4-N的去除率有明显的先下降后上升再趋于平稳的趋势,其中R1对NH+4-N的去除率由55%上升到70%,随后略有下降,在第40天时,去除率达到最低,为49%,之后R1对NH+4-N的去除率始终保持在50%以上。在整个培养阶段,R1对NH+4-N的去除率均达到49%以上,最高可达70%;R2在接种阶段对NH+4-N的去除率有明显下降,之后在第9天后迅速回升,对NH+4-N的去除率保持在70%左右,在第9天时达到最高值,为75%;R3对NH+4-N的去除率由21%上升到42%,在之后略有下降,但仍保持在30%以上。

    图 6  反应器进出水NH4+-N浓度及去除率
    Figure 6.  Influent and effluent concentration and removal rate of NH4+-N in reactor

    不同碳氮比条件下培养的好氧颗粒污泥对NH+4-N的去除效果有较大影响,在C/N比为15时效果最好。造成这种显著差异的原因可能是由于在R1中的进水NH+4-N含量要高于R2,而较高的氨氮负荷会抑制硝化菌和反硝化菌的活性,导致对NH+4-N的去除效果下降,这也和刘宏波等[14]的研究结论相符,而R3中的进水NH+4-N的含量过低,导致反应器内微生物量不足,无法对NH+4-N进行有效的去除。

    在好氧颗粒污泥培养过程中,定期测定不同碳氮比条件下好氧颗粒污泥的EPS及其组分变化,结果见图7。从图7中可以看出,在整个好氧颗粒污泥的培养阶段,R1和R3内的EPS总量呈先上升后下降再上升的趋势,R2内的EPS总量呈先迅速上升后缓慢上升的趋势。在污泥培养的前21 d,3个反应器内的EPS总量都呈快速上升的趋势,R1的EPS总量为96.88 mg·g−1;R2的EPS总量为87.89 mg·g−1;R3的EPS总量为108.37 mg·g−1,而这一时期颗粒污泥正处于快速形成期。但在第35天时,R1反应器内污泥的EPS总量由96.88 mg·g−1减少至86.56 mg·g−1,而后呈上升趋势,在第54天时EPS总量为112.17 mg·g−1;R2中颗粒污泥的EPS总量整体呈现缓慢上升的趋势,在第35天时由87.89 mg·g−1减少至82.66 mg·g−1,在43 d时增加至92.55 mg·g−1,在49 d时减少至86.45 mg·g−1,在54 d时增加至99.17 mg·g−1;R3中的EPS总量在21 d后呈快速减少的趋势,在第43天时由108.37 mg·g−1减少至60.58 mg·g−1,之后缓慢上升,在第54天时增加至95.89 mg·g−1。3个反应器内的EPS总量的变化趋势与好氧颗粒污泥的稳定状态一致。由此可知,在好氧颗粒污泥的培养过程中,碳氮比对好氧颗粒污泥中的EPS含量有较大影响,这与孙洪伟等[15]的研究结论一致,且EPS总量的变化与好氧颗粒污泥的稳定性呈正相关关系。

    图 7  运行阶段EPS值的变化
    Figure 7.  Variations of EPS at the operation phase

    R1中的紧密型EPS含量由最初的30.12 mg·g−1增加至第54天的65.62 mg·g−1,随着运行时间呈逐渐增加的趋势,松散型EPS的含量由24.25 mg·g−1增加至第21天的52.03 mg·g−1,随后在43 d时降低至39.72 mg·g−1,而后在第54天时增加至46.55 mg·g−1;R2中的紧密型EPS含量由30.12 mg·g−1增加至第43天的51.01 mg·g−1,在第49天减少至45.76 mg·g−1,而后在第54天又增加至54.20 mg·g−1,松散型EPS的含量由24.25 mg·g−1增加至第21天的44.05 mg·g−1,在第35天时减少至39.60 mg·g−1,而后在第54天增加至44.97 mg·g−1;R3中的紧密型EPS由30.12 mg·g−1增加至第21天的54.79 mg·g−1,随后降低至第49天的30.61 mg·g−1,在第54天时增加至51.43 mg·g−1,松散型EPS的含量由24.25 mg·g−1增加至第21天的53.58 mg·g−1,随后降低至49 d的29.97 mg·g−1,在第54天时增加至44.46 mg·g−1。经分析可知,在好氧颗粒污泥培养过程中,不同碳氮比的条件下紧密型EPS与松散型EPS的含量相差不大。

    分析其变化趋势可知,在污泥培养的前21 d,3个反应器内的松散型EPS含量都呈快速增加的趋势,而在第35天时,R1中的松散型EPS含量迅速降低,随后在第49天时又缓慢增加,这一趋势与R1中的颗粒的粒径变化趋势相一致;R2中的松散型EPS含量在第35天增加至最大值后,呈相对稳定的趋势;R3中的松散型EPS的含量在第35天达到最大值,呈先降后升的趋势。可见,3个反应器中松散型EPS的变化均与其颗粒粒径的变化趋势相吻合,这与夏志红等[16]的研究结论相一致,这说明松散型EPS在促进好氧颗粒污泥形成,维持其稳定性上起到更重要的作用。

    1)在C/N为10、15和25的条件下均能形成好氧颗粒污泥,其中,C/N比为15时污泥颗粒化效果最好,此时,好氧颗粒污泥粒径大于0.2 mm的颗粒占76.43%,SVI值为16.98 mL·g−1

    2)不同碳氮比对好氧颗粒污泥的降解性能均有所影响,在C/N为10时,对COD、NH+4-N和TP的最高去除率为84%、70%和92%;在C/N为15时,对COD、NH+4-N和TP的最高去除率为93%、75%和91%;在C/N为25时,对COD、NH+4-N和TP的最高去除率为95%、43%和92%,其中,C/N比为15时对有机物的去除效果最好。

    3)在好氧颗粒污泥培养过程中,EPS总量的变化与好氧颗粒污泥的稳定性呈正相关关系,而不同碳氮比的条件下紧密型EPS与松散型EPS的含量相差不大,其中松散型EPS在促进好氧颗粒污泥形成,维持其稳定性上起到更重要的作用。

  • 图 1  SBR装置流程图

    Figure 1.  Flow chart of SBR device

    图 2  厌氧发酵装置流程图

    Figure 2.  Flow chart of anaerobic fermentation unit

    图 3  SBR运行方式

    Figure 3.  Operation modes of SBR

    图 4  不同形态污泥革兰氏染色和纳氏染色的镜检结果

    Figure 4.  Microscopic examination results of different forms of sludge by Gram staining and Nessler staining

    图 5  污泥沉降性能的变化

    Figure 5.  Change of sludge sedimentation performance

    图 6  污泥胞外聚合物的变化

    Figure 6.  Change of sludge extracellular polymer

    图 7  SVI与LB-EPS、TB-EPS的关系

    Figure 7.  Relationships between SVI and LB-EPS, SVI and TB-EPS

    图 8  SVI与粒径的关系

    Figure 8.  Relationship between SVI and particle size

    图 9  Zeta电位绝对值和RH的变化

    Figure 9.  Change of Zeta potential absolute value and RH

    图 10  SVI与Zeta电位绝对值、RH的关系

    Figure 10.  Relationships between SVI and the absolute value of Zeta potential, SVIand RH

    图 11  EPS与Zeta电位绝对值、RH的关系

    Figure 11.  Relationships between EPS and the absolute value of Zeta potential, EPS and RH

  • [1] 袁悦, 彭永臻, 金宝丹, 等. 氢氧化镁对剩余污泥碱性发酵及脱水性能的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(7): 1790-1796.
    [2] 苏高强, 王淑莹, 郑冰玉, 等. 温度和污泥浓度对碱性条件下剩余污泥水解酸化的影响[J]. 环境工程学报, 2013, 7(4): 1231-1236.
    [3] TONG J, CHEN Y. Recovery of nitrogen and phosphorus from alkaling fermentation liquid of waste activated sludge and application of the fermentation liquid to promote biological municipal wastewater treatment[J]. Water Research, 2009, 43(12): 2969-2976. doi: 10.1016/j.watres.2009.04.015
    [4] 张超, 李本高, 陈银广. 影响剩余污泥脱水的关键因素研究进展[J]. 环境科学与技术, 2011, 34(S1): 152-156.
    [5] 陈滢, 彭永臻, 刘敏, 等. SBR法处理生活污水时非丝状菌污泥膨胀的发生与控制[J]. 环境科学学报, 2005, 25(1): 105-108. doi: 10.3321/j.issn:0253-2468.2005.01.019
    [6] 高春娣, 彭永臻, 王淑莹. 磷缺乏引起的非丝状菌活性污泥膨胀[J]. 中国环境科学, 2002, 22(1): 41-44.
    [7] GUO P S, HAN Q Y, XIAO Y L. Stability of sludge flocs under shear conditions[J]. Biochemical Engineering Journal, 2007, 38(3): 302-308.
    [8] SATOSHI T, JAEKOOK J, HIROSHI H, et al. Influence of extracellular polymers on electrokinetic properties of heterotrophic bacterial cells examined by soft particle electrophoresis theory[J]. Colloids and Surfaces B: Biointerfaces, 2003, 29(2/3): 181-188.
    [9] MAHENDRAN B, JARED F, STEVEN N L. Protein and polysaccharide content of tightly and loosely bound extracellular polymeric substances and the development of a granular activated sludge floc[J]. Water Research, 2015, 82: 104-117. doi: 10.1016/j.watres.2015.05.014
    [10] LIU X M, SHENG G P. DLVO approach to the flocculability of a photosynthetic H2-producing bacterium, Rhodopseudomonas acidophila[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(13): 4620-4625.
    [11] MIKKELSEN L H, KEIDING K. Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering[J]. Water Research, 2002, 36(10): 2451-2462. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00477-8
    [12] JIN B, WILÉN B M, LANT P. A comprehensive insight into floc characteristics and their impact on compressibility and settleability of activated sludge[J]. Chemical Engineering Journal, 2003, 95(1/2/3): 221-234.
    [13] 龙向宇, 龙腾锐, 唐然. 胞外聚合物对活性污泥表面性质及其絮凝性能的影响[J]. 给水排水, 2008, 34(11): 164-168. doi: 10.3969/j.issn.1002-8471.2008.11.045
    [14] SPONZA D T. Properties of four biological flocs as related to settling[J]. Enzyme and Microbial Technology, 2004, 130 (11): 1289-1300.
    [15] WILÉN B M, JIN B, LANT P. The influence of key chemical constituents in activated sludge on surface and flocculating properties[J]. Water Research, 2003, 37(9): 2127-2139. doi: 10.1016/S0043-1354(02)00629-2
    [16] FELIPE M O, LEMA J, RAMÓN M, et al. Role of exopolymeric protein on the settleability of nitrifying sludges[J]. Bioresource Technology, 2004, 94(1): 43-48. doi: 10.1016/j.biortech.2003.11.010
    [17] SEVIOUR T, YUAN Z, LOOSDRECHT M C M V, et al. Aerobic sludge granulation: A tale of two polysaccharides[J]. Water Research, 2012, 46(15): 4803-4813. doi: 10.1016/j.watres.2012.06.018
    [18] WANG Z C, GAO M C, WANG Z, et al. Effect of salinity on extracellular polymeric substances of activated sludge from an anoxic-aerobic sequencing batch reactor[J]. Chemosphere, 2013, 93(11): 2789-2795. doi: 10.1016/j.chemosphere.2013.09.038
    [19] 王红武, 李晓岩, 赵庆祥. 胞外聚合物对活性污泥沉降和絮凝性能的影响研究[J]. 中国安全科学学报, 2003, 13(9): 31-34. doi: 10.3969/j.issn.1003-3033.2003.09.008
    [20] DIERDONCK J V, BROECK R V D, VANSANT A, et al. Microscopic image analysis versus sludge volume index to monitor activated sludge bioflocculation: A case study[J]. Separation Science and Technology, 2013, 48(10): 1433-1441. doi: 10.1080/01496395.2013.767836
    [21] 李军, 刘国洋, 王昌稳, 等.一种测定颗粒污泥细胞相对疏水性的方法: CN201310172573.8[P]. 2013-08-14.
    [22] LI X Y, YANG S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge[J]. Water Research, 2007, 41(5): 1022-1030. doi: 10.1016/j.watres.2006.06.037
    [23] 朱建平, 彭永臻, 李晓玲, 等. 碱性发酵污泥脱水性能的变化及其原因分析[J]. 化工学报, 2013, 64(11): 4210-4215.
    [24] NEYENS E, BAEYENS J, CREEMERS C. Alkaline thermal sludge hydrolysis[J]. Journal of Hazardous Materials, 2003, 97(1/2/3): 295-314.
    [25] WU R M, LEE D J, WAITE T D, et al. Multilevel structure of sludge flocs[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2002, 252(2): 383-392. doi: 10.1006/jcis.2002.8494
    [26] 张兰河, 李军, 郭静波, 等. EPS对活性污泥絮凝沉降性能与表面性质的影响[J]. 化工学报, 2012, 63(6): 1865-1871. doi: 10.3969/j.issn.0438-1157.2012.06.030
    [27] 龙向宇, 龙腾锐, 唐然. 污泥龄对胞外聚合物组分与表面性质的影响[J]. 中国给水排水, 2008, 24(15): 1-6. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2008.15.001
  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 2.6 %DOWNLOAD: 2.6 %HTML全文: 82.6 %HTML全文: 82.6 %摘要: 14.8 %摘要: 14.8 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 85.2 %其他: 85.2 %Baoding: 0.1 %Baoding: 0.1 %Beijing: 5.4 %Beijing: 5.4 %Brooklyn: 0.1 %Brooklyn: 0.1 %Chang'an: 0.1 %Chang'an: 0.1 %Changchun: 0.1 %Changchun: 0.1 %Chicago: 0.1 %Chicago: 0.1 %Chongqing: 0.1 %Chongqing: 0.1 %Dalian: 0.1 %Dalian: 0.1 %Haidian: 0.1 %Haidian: 0.1 %Hangzhou: 0.5 %Hangzhou: 0.5 %Hankou: 0.2 %Hankou: 0.2 %Hefei: 0.1 %Hefei: 0.1 %Hyderabad: 0.2 %Hyderabad: 0.2 %Jinrongjie: 0.3 %Jinrongjie: 0.3 %Langfang: 0.1 %Langfang: 0.1 %Lanzhou: 0.1 %Lanzhou: 0.1 %Linfen: 0.1 %Linfen: 0.1 %luohe shi: 0.1 %luohe shi: 0.1 %Mountain View: 0.2 %Mountain View: 0.2 %Nanchang: 0.3 %Nanchang: 0.3 %Newark: 0.1 %Newark: 0.1 %Qinnan: 0.1 %Qinnan: 0.1 %Shanghai: 0.1 %Shanghai: 0.1 %Shenyang: 0.1 %Shenyang: 0.1 %Shijiazhuang: 0.1 %Shijiazhuang: 0.1 %Taiyuanshi: 0.1 %Taiyuanshi: 0.1 %Tehran: 0.1 %Tehran: 0.1 %Xi'an: 0.1 %Xi'an: 0.1 %Xianyangshi: 0.1 %Xianyangshi: 0.1 %XX: 4.4 %XX: 4.4 %Yaocheng: 0.1 %Yaocheng: 0.1 %Yingtan: 0.2 %Yingtan: 0.2 %Yuncheng: 0.2 %Yuncheng: 0.2 %Zhengzhou: 0.1 %Zhengzhou: 0.1 %俄克拉何马城: 0.1 %俄克拉何马城: 0.1 %北京: 0.2 %北京: 0.2 %四平: 0.1 %四平: 0.1 %武汉: 0.1 %武汉: 0.1 %深圳: 0.1 %深圳: 0.1 %福州: 0.1 %福州: 0.1 %郑州: 0.4 %郑州: 0.4 %阳泉: 0.1 %阳泉: 0.1 %其他BaodingBeijingBrooklynChang'anChangchunChicagoChongqingDalianHaidianHangzhouHankouHefeiHyderabadJinrongjieLangfangLanzhouLinfenluohe shiMountain ViewNanchangNewarkQinnanShanghaiShenyangShijiazhuangTaiyuanshiTehranXi'anXianyangshiXXYaochengYingtanYunchengZhengzhou俄克拉何马城北京四平武汉深圳福州郑州阳泉Highcharts.com
图( 11)
计量
  • 文章访问数:  5071
  • HTML全文浏览数:  5071
  • PDF下载数:  54
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2020-01-14
  • 录用日期:  2020-03-19
  • 刊出日期:  2020-11-10
高春娣, 韩徽, 张娜, 李悦, 王传德, 侯春艳, 彭永臻. 剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097
引用本文: 高春娣, 韩徽, 张娜, 李悦, 王传德, 侯春艳, 彭永臻. 剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097
GAO Chundi, HAN Hui, ZHANG Na, LI Yue, WANG Chuande, HOU Chunyan, PENG Yongzhen. Effect of excess sludge fermentation liquid on the characteristics of viscous bulking sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097
Citation: GAO Chundi, HAN Hui, ZHANG Na, LI Yue, WANG Chuande, HOU Chunyan, PENG Yongzhen. Effect of excess sludge fermentation liquid on the characteristics of viscous bulking sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 2980-2988. doi: 10.12030/j.cjee.202001097

剩余污泥发酵液对黏性膨胀污泥特性的影响

    通讯作者: 高春娣, E-mail: gaochundi@bjut.edu.cn
    作者简介: 高春娣(1973—),女,博士,教授。研究方向:城镇污水深度处理等。E-mail:gaochundi@bjut.edu.cn
  • 北京工业大学环境与能源工程学院,北京 100124
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51478012);北京市重大科技专项(Z181100005318001)

摘要: 为了解决剩余污泥碱性发酵液作为低碳氮比生活污水外加碳源时引发的黏性污泥膨胀问题,采用序批式反应器(SBR),以剩余污泥碱性发酵液为进水碳源,对黏性膨胀污泥的沉降性能及其影响因素之间的相关性进行了系统研究。结果表明:当进水COD值为300~350 mg·L−1时,随着运行时间的推移,污泥容积指数(SVI)逐渐升高,最终达到540 mL·g−1,此时发生污泥黏性膨胀现象;黏性膨胀污泥表面负电荷由0.62 mV累积到29.49 mV,相对疏水性(RH)从44%下降至19%,污泥容积指数(SVI)与Zeta电位、相对疏水性(RH)呈负相关(R2分别为0.837 71和0.678 54),与污泥粒径不相关;胞外聚合物总量从31 mg·g−1提高至39 mg·g−1,但LB-EPS/TB-EPS的比例从0.92增加至2.92;与TB-EPS相比较,LB-EPS与污泥容积指数(SVI)、Zeta电位、相对疏水性(RH)具有显著相关性(R2分别为0.892 88、0.885 29和0.776 68)。以上结果揭示了以发酵液为碳源引发的黏性膨胀污泥特性的变化规律,可为实际工程中以发酵液为碳源的黏性污泥膨胀问题提供借鉴。

English Abstract

  • 我国城市生活污水普遍存在碳氮比偏低的问题,难以实现深度的脱氮除磷。污水处理厂每天会排放大量的剩余污泥,处置起来比较困难[1]。针对此现象,将剩余污泥在碱性条件下发酵,不仅能解决污泥处置问题,而且发酵产生的挥发性脂肪酸(VFAS)能够提供微生物生长所需的优质碳源[2-3]。但是将剩余污泥在碱性条件下发酵所产生的发酵液脱水性能较差,含有大量黏度极高的有机物质[4],以其作为外加碳源,可以很好地解决生活污水中碳氮比偏低的问题,但往往会使活性污泥絮凝沉降性能恶化,发生黏性污泥膨胀。黏性污泥膨胀是一种由于菌胶团细菌大量累积高黏性物质,或过量繁殖引起的无丝状菌过量生长的污泥沉降性能变差的现象,其发生的主要原因包括含大量黏性物质的污水水质、低温或温度波动较大、某些营养物质的缺乏以及过高或过低的污泥负荷[5-6]

    活性污泥絮凝、沉降性能的好坏与其絮体表面特性、胞外聚合物(EPS)等有关[7-8]。已有研究[9-11]认为活性污泥表面电荷量与其絮凝、沉降性能密切相关,而相对疏水性在活性污泥絮凝沉淀过程的作用目前还没有明确的定论。JIN等[12]认为疏水性的增高会导致沉降性能变差。但是也有与此矛盾的结果,龙向宇等[13]和SPONZA[14]得出污泥絮体疏水性的提高有助于污泥絮体凝聚。EPS在活性污泥絮凝沉降过程中会起到十分重要的作用,其含量和组成会对污泥表面物化性质产生影响[15-16]。EPS可分为松散结合的胞外聚合物(LB-EPS)和紧密结合的胞外聚合物(TB-EPS)[17],LB-EPS位于外层且结构松散,是无明显界限的黏液层;TB-EPS位于内层且具有一定的形状,与细胞表面结合的较为紧密,不易提取。关于EPS含量与污泥絮凝沉降之间的关系还存在许多分歧[18-19]

    目前,实验室和污水厂都有关于黏性膨胀的报道,但以剩余污泥碱性发酵液为碳源引发的黏性污泥膨胀的机理和对黏性膨胀污泥特性的研究[20]还较少。基于此,本研究针对SBR中以剩余污泥碱性发酵液为碳源发生的黏性膨胀现象,分析黏性膨胀产生的原因,考察黏性膨胀污泥絮凝沉降性能与活性污泥表面性质、胞外聚合物之间的相关性,以期为实际工程中以发酵液为碳源的污泥黏性膨胀问题提供参考。

  • 实验期间所用的实验装置主要包括SBR和厌氧发酵装置。如图1所示,SBR有效容积为8 L。4 L的位置设出水口,使得排水比为50%,顶部外侧设进水口,连接蠕动泵控制每周期的进水量。SBR内壁上具有固定DO、pH探头的孔位,在其底部固定曝气盘,由鼓风机压缩空气进入曝气盘,在其顶部安装电动搅拌桨,使液体混合均匀。如图2所示,厌氧发酵装置由有机玻璃制成,总有效容积为3 L,顶部密封,留有进泥口,pH、DO探头,加热棒孔位。厌氧发酵装置上部连接电动搅拌桨,使污泥充分搅拌。用加热棒维持发酵液温度为35 ℃。pH、DO探头实时监测发酵液的pH和DO浓度。每天加入NaOH溶液,维持发酵液的pH为10。发酵装置中投加的污泥浓度为(10 000±500) mg·L−1,控制污泥龄为8 d。

    SBR按照缺/好氧的方式运行(图3),每天运行3个周期,每周期8 h。好氧阶段溶解氧浓度维持在(2.0±0.1) mg·L−1,整个反应过程温度控制在(25±0.1) ℃。

  • 实验分为2个阶段:驯化阶段以某高校家属区实际生活污水为实验用水,水质参数如下:COD为111.5~405.5 mg·L−1NH+4-N为28.56~79.24 mg·L−1NO2-N为0~0.27 mg·L−1NO3-N为0.01~0.27 mg·L−1PO34-P为2.3~7.2 mg·L−1;驯化结束后,投加以污泥碱性发酵液为碳源的配水,投加氯化铵和磷酸二氢钾补充氮源和磷源,同时投加氯化钙和硫酸镁作为营养液以及添加微量元素,配水水质如下:COD为300~350 mg·L−1NH+4-N为40 mg·L−1PO34-P为8 mg·L−1,CaCl2为11.10 mg·L−1,MgSO4·7H2O为91.20 mg·L−1,微量元素浓度为100 mL·L−1

    微量元素配制方法如下:EDTA 10 mg·L−1、KI 0.18 mg·L−1、CoCl2·6H2O 0.15 mg·L−1、Na2CoO4·2H2O 0.06 mg·L−1、MnCl2·4H2O 0.12 mg·L−1、CuSO4·5H2O 0.03 mg·L−1、H3BO3 0.15 mg·L−1、FeCl3·6H2O 1.5 mg·L−1

    接种污泥取自北京某污水处理厂二沉池回流污泥,该污泥呈黄褐色,浓度为10 000 mg·L−1,经过稀释后接种。污泥中几乎无丝状菌,污泥絮体之间结合紧密,压缩、沉降性能和活性较好,SVI为70~90 mL·g−1

  • 在分析过程中,对污泥形态进行了染色镜检观察,对污泥沉降性能(SVI)、污泥粒径、污泥表面电荷(Zeta电位)、污泥相对疏水性(RH)和污泥胞外聚合物(EPS)等内容进行了测定。污泥SVI采用静沉法[6]测定;Zeta电位采用Microtrac Zetatrac电位仪测定;污泥粒径采用Microtrac S3500型激光粒度仪测定。污泥相对疏水性(RH)的测定方法[21]:泥水混合液离心后,用蒸馏水清洗3次;使用玻璃棒研碎颗粒,用蒸馏水稀释至原体积。超声波处理后,静止5~8 min,取上清液在600 nm波长处测定吸光度(A)。取上述步骤中的水样,向其中加入正辛烷或十六烷,振荡;静沉5~8 min后取水相,在600 nm波长处测吸光度(B);根据式(1)计算RH。

    式中:P为污泥的相对疏水性;A为超声波处理后水样在600 nm波长处的吸光度;B为加入正辛烷或十六烷后水样在600 nm波长处的吸光度。

    胞外聚合物(EPS)的提取方法[22]:取泥样(混合态),离心10 min后,上清液倒掉;将0.05%氯化钠溶液水浴加热70 ℃,将该溶液倒入离心之后的泥样中,定容至原体积,用涡旋混合器混合;泥样离心后,上清液过0.45 μm的膜即为LB-EPS;向泥样中加入氯化钠并定容至原体积,放入65 ℃水浴中,消解30 min,中间每5 min振荡一次;泥样离心后,上清液过膜即为TB-EPS;采用革兰氏和纳氏染色法,通过OLYMPUS-BX61显微镜观察污泥形态。

  • 分别对种泥、未膨胀污泥和黏性膨胀污泥进行革兰氏染色和纳氏染色,随后在显微镜下观察污泥形态特征。如图4(a)图4(b)所示,种泥中几乎没有丝状菌伸出菌胶团之外,污泥絮体之间结合紧密,絮凝沉降压缩性能较好。如图4(c)图4(d)所示,目测未膨胀污泥絮体丝状菌丰度值约为1,较种泥中有所增加,但是总量远低于菌胶团细菌,污泥絮体结构较种泥稍开放、松散,沉降压缩性能良好。如图4(e)图4(f)所示,恶性膨胀污泥SVI达到540 mL·g−1,但仅观察到少量的丝状菌从菌胶团中伸出,丝状菌丰度值约为2,污泥从正常的紧凑絮凝物变成更为开放、松散的不规则絮状物,并且有许多游离细菌,表明SBR中SVI的上升不是因为丝状菌的过度增殖,而是由于发生了黏性污泥膨胀。

    图5所示,前15 d为驯化阶段,此阶段每天投加生活污水,SVI维持在70 mL·g−1左右,污泥沉降性能良好。驯化结束后,每天加入以发酵液为碳源的配水,进水COD为300~350 mg·L−1,经过30 d左右的运行,SBR的SVI由最初的70 mL·g−1升高至150 mL·g−1左右,此时未发生污泥膨胀。随着运行时间的推移,SVI逐渐升高,最终达到540 mL·g−1,泥水难以分离,发生严重的黏性膨胀。剩余污泥在碱性发酵时会产生大量有机物,这些有机物主要是强碱条件下剩余污泥中微生物细胞壁破裂,细胞中流出的物质发酵产生的挥发性脂肪酸(VFA),在生物脱氮除磷过程中,VFA是微生物容易利用的有机物。短时进水的运行模式也保障了SBR内具有较高的底物浓度梯度,同时在好氧阶段反应器内溶解氧充足。根据动力学选择理论,在底物含量充足的条件下,绝大多数的菌胶团细菌比丝状菌的KS和Umax值要高,因此,丝状菌生长受到限制,菌胶团细菌生长占优势。与其他强碱相比,用NaOH调节pH时,污泥发酵混合液的脱水性能较差;同种强碱条件下,温度为35 ℃的发酵混合液脱水性能比25 ℃差,虽然产生的有机物含量较高,但是增加了发酵混合液黏性[23-24]。本研究剩余污泥在35 ℃条件下发酵且用NaOH调节pH,故产生的发酵混合液脱水性能差、黏度高。因此,将其作为碳源加入SBR内,会造成泥水分离困难、沉降性能逐渐恶化,最终导致反应器内发生黏性膨胀。

  • 图6所示,在黏性膨胀的过程中,EPS总量变化不大,但LB-EPS含量逐渐增加,TB-EPS含量逐渐降低,且LB-EPS含量变化幅度大于TB-EPS。以上研究结果表明,EPS总量与污泥沉降性能之间没有显著的相关性,应进一步研究LB-EPS和TB-EPS对污泥沉降性能的影响。

    图7所示,SVI与LB-EPS之间呈现出相对较强的相关性(R2=0.892 88),这表明LB-EPS的大量存在会对污泥絮凝沉降产生不利影响。随着发酵液的不断投加,泥水混合液脱水性能变差,泥水分离困难,导致污泥絮体结构松散,产生具有较低密度且高度多孔的污泥絮凝物。LB-EPS位于胞外聚合物的外层,是可以向周围环境扩展的黏液层,此时大量的结合水会进入污泥絮体中,因此,污泥絮体含水率不断增大,LB-EPS含量也会逐渐增高。然而TB-EPS位于胞外聚合物的内层,流变性较小,与细胞之间的结合较为紧密,能稳定地附着在细胞壁上。但是在污泥絮体外层结构逐渐开放、脆弱的过程中,TB-EPS也会受到一定外部水力作用的冲击,造成含量下降。但与LB-EPS相比,其含量的变化相对较小而且对污泥沉降性能的影响不显著。

  • 图8所示,在污泥黏性膨胀的过程中,污泥沉降性能(SVI)与污泥絮体的粒径大小之间没有相关性(R2=0.036 85),这表明在本研究中污泥沉降性能的好坏对粒径大小没有影响。这可能是因为活性污泥絮体的结构、组成成分较为复杂,粒径只是对其表观尺寸的测量,并不能反映其复杂的内部结构[25]

    图9为SBR不同阶段中Zeta电位绝对值的变化情况,在污泥膨胀的过程中污泥絮体具有净负表面电荷,且Zeta电位的绝对值呈现上升的趋势。

    图10为SVI数值与Zeta电位绝对值的比较结果。可以看出,两者呈正相关性(R2=0.837 71),即Zeta电位绝对值越高,污泥絮体表面负电荷越多,絮凝沉降性能越差。在厌氧发酵的过程中,剩余污泥自身的EPS会由细胞相转化为溶解态,溶解态的EPS会携带负电荷,随着发酵液的不断投加,负电荷逐渐积累。本研究以NaOH调节pH,Na+作为一价阳离子,不能中和大量的负电荷,不能压缩污泥絮体表面的双电层,因此,导致污泥表面的负电荷逐渐积累,进一步使颗粒间的静电斥力增加,从而打破静电斥力与范德华引力之间平衡,进而使系统中的细菌和絮状物难以相互吸附,污泥絮体处于扩张的状态,造成沉降性能的恶化。然而经典的DLVO理论[18]是基于粒子表面光滑、形状均匀的这个假设,但实际上,由于EPS的存在,活性污泥絮体表面极其复杂,因此,还应该研究EPS对Zeta电位的影响。

    图11所示,LB-EPS浓度与Zeta电位绝对值有显著相关性(R2=0.885 29),TB-EPS浓度与Zeta电位绝对值相关性较低(R2=0.678 54)。污泥絮体表面电荷的数量取决于离子化基团的数量,LB-EPS位于外层,含有的离子化基团数量较多,直接影响污泥絮体表面电荷的数量,其含量的变化对污泥表面电荷的影响较大。TB-EPS位于内层,其内部各种大分子排列紧密,与污泥絮体表面电荷关联较小,所以其含量变化对Zeta电位影响有限。

    图9为SBR系统内相对疏水性(RH)的变化情况。可以看出,随着污泥的SVI不断提高,污泥的RH逐渐降低。通过比较SVI值与RH(图10)可以发现,两者有一定的负相关性(R2= 0.678 54),这表明RH降低会导致沉降性能变差。当疏水作用克服污泥表面负电荷之间的静电斥力后,污泥中菌胶团或单个细胞才能够相互靠近,絮体才能通过阳离子结合,最终通过氢键稳固絮体结构。以上结果表明,活性污泥的絮凝沉降性能与污泥表面负电荷和污泥絮体的RH三者紧密相关,污泥表面负电荷的积累会对污泥的疏水能力产生不利影响,进而导致污泥沉降性能变差。

    图11可见,与TB-EPS(R2=0.717 82)相比较,LB-EPS(R2=0.776 68)与相对疏水性的相关性稍强。LB-EPS中含有带电或极性官能团数量较多,在氢键的作用下,这些官能团易于与水分子相结合,形成一个含水率较高的黏液层,且会削弱絮凝物之间的结合作用,使污泥絮体处于扩张的状态,此时污泥具有更大的比表面积,疏水能力下降,含水率增加。而TB-EPS在内层,体积小且密度大,与细菌之间结合的较为紧密,而且含有较少量的带电官能团和极性基团,内部含有的结合水较少,其含量的较小变化不足以对污泥的相对疏水性能产生较大的影响[26-27]

  • 1)采用SBR,以剩余污泥碱性发酵液作为进水碳源,经过55 d的运行后,SVI逐渐升高至540 mL·g−1,最终发生黏性污泥膨胀。

    2)在发生黏性膨胀的过程中,EPS总量变化并不大且与污泥沉降性能无显著相关性,但其结构发生显著变化,LB-EPS/TB-EPS比例由0.92增加至2.92,位于外层且结构松散的LB-EPS含量显著增大,位于内层且结构紧密的TB-EPS含量降低,这是导致污泥絮体呈现松散状态的主要原因。与TB-EPS相比较,LB-EPS对污泥沉降性能、表面电荷累积、疏水能力的影响更显著。

    3)在黏性膨胀的过程中,污泥的表面性质对污泥沉降性能也会产生较大的影响,Zeta电位绝对值越大,RH越小,活性污泥的沉降性能越差。黏性膨胀污泥粒径与沉降性能之间并无直接相关性。

参考文献 (27)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回