存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果

刘前进, 刘立凡. 存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052
引用本文: 刘前进, 刘立凡. 存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052
LIU Qianjin, LIU Lifan. Activity recovery effect of aerobic granular sludge stored in phenol solution[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052
Citation: LIU Qianjin, LIU Lifan. Activity recovery effect of aerobic granular sludge stored in phenol solution[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052

存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果

    作者简介: 刘前进(1995—),男,硕士研究生。研究方向:好氧颗粒污泥的培养。E-mail:2115705783@qq.com
    通讯作者: 刘立凡(1972—),女,硕士,副教授。研究方向:生物处理理论与技术。E-mail:lifan_liu@126.com
  • 中图分类号: X703.1

Activity recovery effect of aerobic granular sludge stored in phenol solution

    Corresponding author: LIU Lifan, lifan_liu@126.com
  • 摘要: 通过调控SBR的进水COD、曝气量和污泥沉淀时间,对储存于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥进行了活性恢复研究,为好氧颗粒污泥活性恢复方法的选择提供参考。结果表明,室温下在60 mg·L−1苯酚溶液中储存150 d的好氧颗粒污泥,经过28 d的培养即可恢复其结构完整性和微生物活性。在活性恢复期间中,好氧颗粒污泥经历了破碎到重塑的演变过程。恢复后的好氧颗粒污泥具有良好的沉降性能,微生物量较大且活性较高,SVI30和SVI5分别为26.1 mL·g−1和27.6 mL·g−1,MLSS和MLVSS分别为16 903 mg·L−1和12 001 mg·L−1,MLVSS/MLSS为0.71,DHA为71.36 μg·(g·h)−1。好氧颗粒污泥的EPS组分在恢复期间不断发生改变,代表酪氨酸/色氨酸类蛋白和芳香族蛋白类物质的荧光强度随颗粒污泥的活性恢复逐渐增强。恢复后的好氧颗粒污泥对COD、TP和TN的去除率分别为97.34%、89.88%和64.37%。
  • 随着社会经济的发展,柴油的使用量增加,但是柴油在生产、运输、装卸、加工及使用过程中的泄露会对土壤环境造成一定的污染,直接或间接地危害人类的生命与健康[1-2]。因此,解决柴油污染土壤问题已成为世界各国所共同面临的问题[3]

    目前,针对柴油污染土壤修复的方法主要包括机械、物理、化学和生物修复方法等[4]。其中,机械、物理、化学修复方法具有费用高、容易产生二次污染等不足[5-7]。而生物修复技术是一种高效、环境友好、低成本的技术,能够将柴油等污染物通过微生物代谢转化成无毒的终产物[8-9],因而被广泛应用于修复柴油污染土壤之中[10]。刘沙沙等[11]已成功利用醋酸钙不动杆菌降解柴油以及污染物,经过62 d的生物修复实验,柴油去除率为69.8%。然而,柴油组成的复杂性决定了其降解需要有不同菌株的参与[12],TAO等[13]研究了土著细菌联合体与外源芽孢杆菌(Bacillus subtilis)共同培养降解原油的实验,细菌群落分析结果表明,在确定的共培养条件下,细菌多样性降低,降解效率提高,同时证明芽孢杆菌对长链烷烃有很好的降解效果。

    大量的研究证明,微生物在修复有机物污染土壤的过程中具有良好的应用前景,但目前对于构建微生物菌群的研究较少,本研究从柴油污染土壤中筛选、分离出能够降解柴油污染物的微生物,采用组合实验构建优势菌群,探究了其柴油生物降解特性,研究分析了该菌群中各菌种之间的互作机制,为构建降解柴油的菌群提供参考。

    紫外分光光度计(UV-2102C,中国上海),GC-MS(Agilent6890/5975I,安捷伦),台式高速冷冻离心机(H-2050R,中国长沙),恒温振荡培养箱(HZQ-X160,中国太仓)。实验所用试剂均为分析纯。

    柴油污染土壤取自上海金山卫金山大道城河路;柴油为市售0#柴油(密度:0.84 kg·L−1);菌种:实验所用菌种均为从柴油污染土壤样品中筛选分离得到。

    1)微生物菌种生物量的测定方法。将菌落接种于灭菌的种子培养基中,每2 h取样,采用分光光度计在波长600 nm下测定吸光度值,绘制柴油降解细菌的生长曲线。

    2)微生物菌种对柴油降解能力的测定方法。残余柴油浓度采用分光光度法[14]进行测定。菌株对柴油的降解能力采用柴油降解率表示。降解率计算公式如式(1)所示。

    R=C0CtC0×100% (1)

    式中:R为柴油降解率;C0为柴油的初始浓度,mg·mL−1Ct为柴油的降解过程测定浓度,mg·mL−1

    3)微生物高效降解柴油的条件优化实验。以构建好的柴油污染物降解菌群为研究对象,考察了初始pH(5.0、6.0、7.0、8.0、9.0)、初始柴油浓度(1.0、3.0、5.0、7.0、9.0 mL·L−1)、初始接种量(体积比5.0%、10.0%、15.0%)对柴油降解率和细菌生物量的影响结果。在30 ℃,150 r·min−1条件下培养5 d,定时取样并测定其中的柴油降解率以及生物量的变化,每组实验重复3次,取其平均值。

    4)微生物多样性测试。将培养24 h的菌群混合液按10%的接种量接种到无机盐培养基中,柴油浓度为7.0 mL·L−1,pH=7.0,在30 ℃,150 r·min−1条件下培养,14 d后,将混合菌进行收集,离心弃上清液,收集菌体,测试微生物多样性,该工作由上海美吉医药科技有限公司完成。

    5)微生物降解柴油产物的检测。将筛选获得的高效单菌种分别接种到种子培养基中,培养24 h后,离心收集菌体,稀释使其OD600=1.50,并按照最佳的体积比混合后接种于无机盐培养基中,以不加细菌为对照组,柴油浓度为7.0 mL·L−1,在30 ℃、150 r·min−1的恒温振荡培养箱中培养14 d。然后将培养基取出加入1∶1(体积比)硫酸5.0 mL酸化水样,继续加入0.2 g·L−1的氯化钠破乳[15],然后加入石油醚20.0 mL(60~90 ℃)超声10 min。将上述溶液8 000 r·min−1离心10 min,将上清液转移至另一干净的三角瓶中,下层溶液倒入原三角瓶并用石油醚重新提取1次。合并2次提取液,过膜,利用GC-MS测定培养基内降解产物组成及含量。

    6)微生物降解十五烷产物的检测。将本研究所构建的混合菌群接种于添加了十五烷(7.0 mL·L−1)的无机盐培养基中,在30 ℃、150 r·min−1的振荡箱里培养14 d,分别取降解3、6、14 d的培养液,按照上述方法处理并检测。

    从柴油污染土壤中筛选获得4株具有较强柴油降解能力的菌株,其菌落形态和柴油降解能力结果见表1

    表 1  菌株的菌落形状及柴油降解能力
    Table 1.  Colony shape and diesel degradability of strains
    菌株号菌落形态菌体形态菌落颜色降解率/%
    1#菌落为扁平、边缘不整齐、表面粗糙皱褶杆状白色27.0
    2#菌落透明、光滑、有光泽球形白色29.0
    3#菌落微黄、表面光滑、边缘整齐杆状微黄色32.0
    4#菌落淡红色、湿润、不规则杆状淡红色35.0
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    微生物初步鉴定结果如表2所示。通过16S rRNA测序结果可知,1#、2#、3#、4#菌株分别与Bacillus sp. VOC18、Enterococcus faecalisLysinibacillusRhodococcus equi有97%、98%、99%、99%的相似性。本研究分别对1#、2#、3#、4#菌株命名为Bacillus sp. VOC18-L1,Enterococcus faecalis-L2,Lysinibacillus-L3,Rhodococcus equi-L4(简称L1,L2,L3和L4)。

    表 2  4种柴油降解菌株的生理生化实验结果
    Table 2.  Physiological and biochemical characteristics of four diesel degrading bacteria
    实验类型菌株号
    1#2#3#4#
    淀粉水解实验
    明胶实验+++
    尿素实验+
    甲基红实验+++
    V-P实验++
    吲哚实验
    柠檬酸盐实验
    硫化氢实验+
    触酶实验++
    葡萄糖发酵实验+++
    乳糖发酵实验
    木糖发酵实验
    麦芽糖发酵实验+++
    蔗糖发酵实验+
      注:“+”表示显阳性,“−”表示显阴性。
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    每种菌的生长曲线如图1所示。由图1可知,4种细菌在24 h均进入指数生长阶段,在该阶段,微生物生长速度快,活性较强,因此,后续实验均采用培养24 h的菌液为接种液。

    图 1  柴油降解菌L1、L2、L3和L4的生长曲线
    Figure 1.  Growth curves of diesel oil degrading bacteria L1, L2, L3 and L4

    菌群构建的结果如表3所示。由表3可知,编号11的菌群组合在5 d内对柴油的降解率最高,可达到39.6%,这可能是由于不同菌种之间的协同作用,使得混合培养的菌群对于柴油污染物的降解效果要优于单菌,因此,选用该混合菌群作为最佳降解菌群进行后续的研究。

    表 3  菌种组合对柴油降解效率的实验结果
    Table 3.  Experimental results of degradation efficiency of diesel oil by species strain combination
    编号组合降解率/%
    1L1+L220.9
    2L1+L326.2
    3L1+L426.1
    4L2+L325.8
    5L2+L430.9
    6L3+L429.3
    7L1+L2+L323.5
    8L1+L2+L431.5
    9L1+L3+L425.0
    10L2+L3+L421.1
    11L1+L2+L3+L439.6
    12空白10.9
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    1)采用正交实验法确定柴油降解菌群的最佳菌种混合比例。菌群中各菌种的相对含量对柴油等有机物的降解效率有显著的影响。因此,本研究通过正交实验研究了不同混合比例的菌种对柴油降解效率的影响关系,结果如表4所示。由表4可知,降解效果最好的菌种比例为L1∶L2∶L3∶L4=3∶1∶3∶4,在5 d时,降解柴油效率为52.5%,本研究将此比例的微生物组合命名为OCDL-3134。由于该菌群中的每种细菌都具有特定的作用,因此,柴油降解效率明显得到提高[16-17]。然而,将培养了14 d的微生物进行多样性分析结果如图2所示,由图2可以看出,OCDL-3134经过14 d的培养后,菌种之间的比例变为2∶6∶5∶1,这说明在降解过程中,4种菌根据环境的变化发挥着协同作用,并自行调整他们之间的相对丰度,以实现充分利用柴油污染物的目的。此时L2和L3菌种变为优势菌种,说明在培养后期,L2和L3菌种发挥了重要作用,这与其自身的功能是相一致的。同时也表明确定各种微生物的初始接种比例的菌群构建方案具有一定的合理性。有研究[18]表明,一旦长链烷烃耗尽,就会缺乏碳源和能量用于其生长,而由长链烷烃降解形成的短链烃类化合物则被其他菌种继续代谢利用而进一步降解。

    表 4  4种柴油降解菌的接种比例和对应的柴油降解效率表
    Table 4.  Inoculation ratio of four diesel oil degrading bacteria and their diesel oil biodegradation efficiency
    接种比例(L1∶L2∶L3∶L4)降解率/%接种比例(L1∶L2∶L3∶L4)降解率/%
    3∶3∶1∶216.52∶4∶3∶214.8
    1∶1∶1∶139.34∶1∶4∶218.5
    2∶1∶2∶315.32∶2∶1∶415.7
    4∶4∶1∶321.44∶3∶2∶419.1
    3∶4∶2∶115.61∶2∶2∶225.5
    2∶3∶4∶113.73∶1∶3∶452.5
    1∶4∶4∶422.33∶2∶4∶313.2
    1∶3∶3∶313.14∶2∶3∶111.7
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    图 2  OCDL-3134降解柴油14 d后的菌群结构示意图
    Figure 2.  Analysis of microbial community structure of OCDL-3134 for diesel oil degradation after 14 d

    2)初始pH对OCDL-3134菌体生长和柴油降解效率的影响。环境pH可引起细胞膜电荷的变化,从而影响微生物对营养物质的吸收,影响代谢过程中酶的活性,改变营养物质的可给性和有害物质的毒性。本研究探讨了初始pH对OCDL-3134菌体生长和柴油降解效率的影响。由图3(a)可知,当环境pH过高或过低时,会对微生物产生抑制,这可能是由于此条件严重影响了细菌利用柴油的能量和物质代谢进程,从而影响菌体生长,因此会显著降低柴油的生物降解效率。当pH为7.0时,OCDL-3134对柴油降解的效率达到最佳,此时生物量也达到最高,如图3(b)所示。因此,OCDL-3134对柴油的降解效率和生物量的最佳初始pH均为7.0。

    图 3  初始pH对OCDL-3134的柴油降解效率和细菌生物量影响
    Figure 3.  Effect of initial pH on the degradation efficiency of diesel oil by OCDL-3134 and bacteria biomass

    3)柴油浓度对OCDL-3134菌体生长和柴油降解效率的影响。柴油浓度是微生物代谢过程的一个重要因素,对微生物降解性能有一定影响[19]。柴油浓度较低时,碳源不足,细菌生长缓慢,对柴油降解效果不佳。随着柴油浓度的增加,碳源可以满足微生物生长,微生物的降解效果也随之增大。但随着柴油浓度继续增加,柴油降解菌的活性受到抑制,同时培养基表面形成一层油膜,使得溶液内的溶解氧浓度降低,抑制微生物的生长繁殖,从而影响对柴油的降解。如图4(a)所示,随着柴油浓度的增大,微生物的柴油降解率呈先上升后下降的趋势,在柴油浓度为7.0 mL·L−1时,降解效果最好,达到50.0%以上。同时,图4(b)为初始柴油浓度对生物量的影响结果,随着柴油初始浓度的增加,生物量呈先增后降的趋势,结果表明OCDL-3134在初始柴油浓度为7.0 mL·L−1时生物量最佳。

    图 4  初始柴油浓度对OCDL-3134降解柴油效率及细菌生物量的影响
    Figure 4.  Effect of initial diesel oil concentration on the degradation efficiency of diesel oil by OCDL-3134 and bacteria biomass

    4)接种量对OCDL-3134菌体生长和柴油降解效率的影响。如图5所示,接种量在体积比为10.0%时,微生物对柴油的降解率较高。此后,再增加接种量反而导致新增细胞减少,进而使菌株整体活性下降,降解柴油的后劲不足。15.0%的接种量虽然生物量最多,但由于微生物大量繁殖,造成菌株集中,短时间内消耗了培养基中大量营养成分,不利于新菌株的持续生长,从而影响了菌株对柴油的降解率,因此,根据实验结果最佳接种量为10.0%。

    图 5  接种量对OCDL-3134降解柴油效率及细菌生物量的影响
    Figure 5.  Effect of inoculation on the degradation efficiency of diesel oil by OCDL-3134and bacteria biomass

    1)菌群OCDL-3134降解柴油过程中的产物分析。各单菌种和OCDL-3134对柴油降解的产物结果如图6所示。图6(a)是原始柴油的组分,由此可知,原始柴油的组分非常复杂,主要包括C13~C24的烷烃。图6(b)是L1培养14 d后的产物,通过与图6(a)对比可发现,L1对短链烷烃降解效果好,推测可能是由于该菌在生长代谢过程中产生了相应的表面活性剂[13],促进了微生物与柴油的接触,从而对短链烷烃具有较好的降解效果;图6(c)是L2培养14 d后的产物,通过与图6(a)对比可发现,整体烃类的含量降低。该菌株具有利用该有机物代谢产酸的能力[20],可以将柴油降解的一些产物分解成小分子的酸,因此,在柴油降解过程中发挥着重要作用;图6(d)是L3培养14 d后的产物。与图6(a)对比可发现,短链以及长链烷烃的含量菌有所减少。该菌能够在好氧条件下代谢简单的碳水化合物,因此,在小分子烃类物质的降解过程具有重要作用,同时在柴油降解的后期可能会具有重要贡献,这一点与图3的结果是一致的;图6(e)是L4培养14 d后产物,与图6(a)对比可发现,整体的烃类含量降低,而环苜蓿烯的含量也有明显的下降。有研究[20]表明,该菌株的主要特性是能够有效降解芳香烃,因此,对于柴油中芳香烃的降解具有重要作用。

    图 6  L1、L2、L3、L4和OCDL-3134降解柴油的产物气相色谱图
    Figure 6.  Gas chromatographic charts of products from diesel oil degradation by L1, L2, L3, L4 and OCDL-3134

    综上所述,L1、L2、L3、L4对柴油污染物中的有机烃类物质具有一定的降解效果,并且不同的菌种对不同链长的烃类物质降解效果也有显著差异。然而,L1、L2、L3、L4却不能将柴油完全降解。而L1、L2、L3、L4混合形成的菌群OCDL-3134对柴油降解效果显著,如图6(f)所示,相同时间内,柴油几乎被完全降解,转化成无毒无害的酸类小分子、二氧化碳和水。这表明混合菌对柴油的降解效率显著优于单菌株。

    2)菌群OCDL-3134降解十五烷过程中的产物分析。使用GC-MS检测了以柴油作为碳源的微生物降解的产物,实验结果表明,混合菌群对柴油的降解效果显著优于单菌种的效果。对此已有大量研究[21]证明了微生物对柴油等有机污染物的降解作用,但是生物降解长链烷烃的机理研究报道并不多见,而且对其降解途径也缺乏了解。由于柴油属于混合物,且主要的烷烃为十五烷和十六烷,因此,本研究选择十五烷作为研究对象,初步探讨微生物降解十五烷的机理,如图7所示。由图7(a)可知,第3天样品中的主要成分是十五烷,这表明在前3 d菌种要先适应新环境,降解效率低。而到第6天,OCDL-3134中的各菌种在协同作用下将十五烷降解为C13H28、C13H26O2等化合物,如图7(b)所示。据报道[15],微生物对直链烷烃最常见的降解途径为烷烃末端氧化,微生物攻击直链烷烃的末端甲基,由加氧酶、脱氢酶、水化酶等混合功能氧化酶催化,生成伯醇,再进一步氧化为醛和脂肪酸,脂肪酸接着通过氧化进一步代谢,被彻底氧化成二氧化碳和水。如图7(c)所示,在第15天,十五烷以及产物被OCDL-3134彻底降解为水和二氧化碳等小分子物质。

    图 7  OCDL-3134降解十五烷在不同时间的产物气相色谱图
    Figure 7.  Gas chromatographic charts of degradation of pentadecane by OCDL-3134 at different time

    3) OCDL-3134降解柴油过程中细菌代谢功能的预测。图8是从KEGG数据库中获得的代谢丰度图,碳水化合物代谢的丰度最好,表明微生物一开始是对柴油的代谢,而氨基酸的代谢功能丰度是其次的,可能发挥的作用是对中间代谢产物脱氨基,从而进一步代谢成醛、酮、酸等小分子物质,因此,细菌首先利用柴油,并将柴油分解成中间代谢产物,然后经过代谢途径分解成酸类小分子物质。其他的代谢途径如能量代谢、辅因子和维生素的代谢、核酸代谢等也参与进来,最终一起合作完成降解柴油的任务。而且可以发现,4种菌种的异质降解和代谢丰度较好,这一代谢丰度说明微生物具有增强降解柴油的能力,这与TAO等[13]的研究结果相一致,但由于是混合菌,故不能判断是哪一种菌种产生的作用。代谢功能预测进一步证明了混合菌在柴油完全降解方面优于单种菌种。

    图 8  OCDL-3134代谢柴油的功能预测
    Figure 8.  Metabolic function prediction of OCDL-3134 metabolizing diesel

    1)通过排列组合的方式将筛选出的微生物菌种进行组合,得出高效柴油降解菌群OCDL-3134,通过正交实验得出它们之间接种量最优比例为3∶1∶3∶4,同时对混合菌柴油降解性能进行优化,实验测得微生物降解柴油的最优条件为pH=7.0,初始柴油的浓度为7.0 mL·L−1,初始接种量为10.0%,在此优化条件下,测得第14天柴油的最佳降解率为89.0%,这说明所筛选的混合菌种具有较高的应用价值。

    2)通过GC-MS检测和微生物多样性功能预测分析证明了微生物对柴油以及十五烷的协同作用高于单菌株的降解效果,4种菌种之间存在协同作用,能够将长链烷烃降解为短链烷烃和小分子物质,并获得自身生长与代谢的能源和碳源。KEGG数据库中获得的代谢丰度图也进一步证明了混合菌在柴油完全降解方面优单种菌种。

  • 图 1  SBR装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of SBR

    图 2  污泥外观随恢复时间的变化

    Figure 2.  Changes of sludge appearance with recovery time

    图 3  恢复后的颗粒污泥SEM图像

    Figure 3.  SEM images of recovered aerobic granular sludge

    图 4  MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS随恢复时间变化

    Figure 4.  Changes of MLSS, MLVSS and MLVSS/MLSS with recovery time

    图 5  沉降性能随恢复时间变化

    Figure 5.  Change of the settleability with recovery time

    图 6  粒径分布随恢复时间变化

    Figure 6.  Change of particle size distribution with recovery time

    图 7  DHA随恢复时间的变化

    Figure 7.  Change of DHA with recovery time

    图 8  3D-EEM随恢复时间的变化

    Figure 8.  Change of 3D-EEM with recovery time

    图 9  COD和TP去除效果随好氧颗粒污泥恢复时间的变化

    Figure 9.  Changes of COD and TP removal efficiency with recovery time

    图 10  脱氮效果随恢复时间变化

    Figure 10.  Change of nitrogen removal with recovery time

    表 1  SBR运行参数

    Table 1.  Operating parameters of SBR

    恢复时间/d各阶段时间/min曝气量/(L·min−1)总氮、总磷及COD/(mg·L−1)
    进水曝气沉淀排水闲置CODTNTP
    1~4434310121.5~2600606
    5~843458123.5~4.0800808
    9~12433914124.5~5.5800808
    13~18434211126.0~7.01 10011011
    19~2343467127.5~8.61 10011011
    24~2843503129.0~9.71 50015015
    恢复时间/d各阶段时间/min曝气量/(L·min−1)总氮、总磷及COD/(mg·L−1)
    进水曝气沉淀排水闲置CODTNTP
    1~4434310121.5~2600606
    5~843458123.5~4.0800808
    9~12433914124.5~5.5800808
    13~18434211126.0~7.01 10011011
    19~2343467127.5~8.61 10011011
    24~2843503129.0~9.71 50015015
    下载: 导出CSV
  • [1] ZHANG Q G, HU J J, LEE D J. Aerobic granular processes: Current research trends[J]. Bioresource Technology, 2016, 210: 74-80. doi: 10.1016/j.biortech.2016.01.098
    [2] ZOU J T, TAO Y Q, LI J, et al. Cultivating aerobic granular sludge in a developed continuous-flow reactor with two-zone sedimentation tank treating real and low-strength wastewater[J]. Bioresource Technology, 2018, 247: 776-783. doi: 10.1016/j.biortech.2017.09.088
    [3] 赵珏, 宣鑫鹏, 程媛媛, 等. 好氧颗粒污泥的储存稳定性研究进展[J]. 工业水处理, 2018, 38(2): 1-5. doi: 10.11894/1005-829x.2018.38(2).001
    [4] 袁京群, 康达, 毛伟华, 等. 温度和储存基质对储存后厌氧颗粒污泥特性的影响[J]. 环境科学学报, 2018, 38(7): 2622-2631.
    [5] 邹金特, 何航天, 潘继阳, 等. 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[J]. 中国环境科学, 2018, 38(12): 4530-4536. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2018.12.017
    [6] 王维红, 康增彦, 董星辽, 等. 番茄酱加工废水的好氧颗粒污泥活性恢复研究[J]. 应用化工, 2020, 49(11): 2743-2747. doi: 10.3969/j.issn.1671-3206.2020.11.015
    [7] GAO D W, YUAN X J, LIANG H. Reactivation performance of aerobic granules under different storage strategies[J]. Water Research, 2012, 46(10): 3315-3322. doi: 10.1016/j.watres.2012.03.045
    [8] 高景峰, 苏凯, 陈冉妮, 等. 不同储存方法对好氧颗粒污泥恢复的影响[J]. 应用基础与工程科学学报, 2011, 19(3): 408-415. doi: 10.3969/j.issn.1005-0930.2011.03.007
    [9] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
    [10] LAGUNG A, OUATTARA A, GONZALEZ R O, et al. A simple and low cost technique for determining the granulometry of up flow anaerobic sludge blanket reactor sludge[J]. Water Science and Technology, 1999, 40(8): 1-8. doi: 10.2166/wst.1999.0371
    [11] 陈琳琳, 闪金华, 吕弈成, 等. 电镀废水物化处理工艺对各阶段出水水质及污泥脱氢酶活性的影响[J]. 净水技术, 2020, 39(5): 134-139.
    [12] 张云霞, 季民, 李超, 等. 好氧颗粒污泥胞外聚合物(EPS)的生化性研究[J]. 环境科学, 2008, 29(11): 3124-3127.
    [13] LIN Y M, DE KREUK M, VAN LOOSDRECHT M C M, et al. Characterization of alginate-like exopolysaccharides isolated from aerobic granular sludge in pilot-plant[J]. Water Research, 2010, 44(11): 3355-3364. doi: 10.1016/j.watres.2010.03.019
    [14] JIANG B, LIU Y. Roles of ATP-dependent N-acylhomoserine lactones (AHLs) and extracellular polymeric substances (EPSs) in aerobic granulation[J]. Chemosphere, 2012, 88(9): 1058-1064. doi: 10.1016/j.chemosphere.2012.04.059
    [15] OLIVEIRA A S, AMORIM C L, RAMOS M A, et al. Variability in the composition of extracellular polymeric substances from a full-scale aerobic granular sludge reactor treating urban wastewater[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2020, 8(5): 104-156.
    [16] WANG Y Y, ZHOU S, WANG H, et al. Comparison of endogenous metabolism during long-term anaerobic starvation of nitrite/nitrate cultivated denitrifying phosphorus removal sludges[J]. Water Research, 2015, 68(1): 374-386.
    [17] ZHANG Y, ZHAO X H. The effects of powdered activated carbon or ferric chloride on sludge characteristics and microorganisms in a membrane bioreactor[J]. Desalination and Water Treatment, 2014, 52(37/38/39): 6868-6877.
    [18] 朱大伟, 武道吉, 孙翠珍, 等. 三维荧光光谱(3D-EEM)技术在溶解性有机质(DOM)分析中的应用[J]. 净水技术, 2015, 34(1): 14-17. doi: 10.3969/j.issn.1009-0177.2015.01.003
    [19] 支丽玲, 马鑫欣, 刘奇欣, 等. 好氧颗粒污泥形成过程中群感效应的作用研究[J]. 中国环境科学, 2020, 40(5): 2148-2156. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2020.05.035
    [20] 邵尤炼. 胞外多聚物在厌氧污泥颗粒化及应用过程中的作用研究[D]. 无锡: 江南大学, 2014.
    [21] ZHU L, QI H Y, LV M L, et al. Component analysis of extracellular polymeric substances (EPS) during aerobic sludge granulation using FTIR and 3D-EEM technologies[J]. Bioresource Technology, 2012, 124: 455-459. doi: 10.1016/j.biortech.2012.08.059
    [22] SWIETLIK J, DABROWSKA A, RACZYKSTANISAWIAK U, et al. Reactivity of natural organic matter fractions with chlorine dioxide and ozone[J]. Water Research, 2004, 38(3): 547-558. doi: 10.1016/j.watres.2003.10.034
    [23] 郝晓地, 周鹏, 曹亚莉. 污水处理中腐殖质的来源及其演变过程[J]. 环境工程学报, 2017, 11(1): 1-11. doi: 10.12030/j.cjee.201606072
  • 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: 2.8 %DOWNLOAD: 2.8 %HTML全文: 88.5 %HTML全文: 88.5 %摘要: 8.7 %摘要: 8.7 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 96.0 %其他: 96.0 %XX: 1.7 %XX: 1.7 %保定: 0.1 %保定: 0.1 %北京: 1.2 %北京: 1.2 %南京: 0.1 %南京: 0.1 %大连: 0.1 %大连: 0.1 %天津: 0.1 %天津: 0.1 %宝鸡: 0.1 %宝鸡: 0.1 %成都: 0.1 %成都: 0.1 %杭州: 0.1 %杭州: 0.1 %柳州: 0.1 %柳州: 0.1 %淄博: 0.1 %淄博: 0.1 %深圳: 0.2 %深圳: 0.2 %衡水: 0.1 %衡水: 0.1 %重庆: 0.1 %重庆: 0.1 %银川: 0.1 %银川: 0.1 %其他XX保定北京南京大连天津宝鸡成都杭州柳州淄博深圳衡水重庆银川Highcharts.com
图( 10) 表( 1)
计量
  • 文章访问数:  3404
  • HTML全文浏览数:  3404
  • PDF下载数:  42
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2021-07-11
  • 录用日期:  2021-08-26
  • 刊出日期:  2021-10-10
刘前进, 刘立凡. 存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052
引用本文: 刘前进, 刘立凡. 存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052
LIU Qianjin, LIU Lifan. Activity recovery effect of aerobic granular sludge stored in phenol solution[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052
Citation: LIU Qianjin, LIU Lifan. Activity recovery effect of aerobic granular sludge stored in phenol solution[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(10): 3400-3409. doi: 10.12030/j.cjee.202107052

存储于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥的活性恢复效果

    通讯作者: 刘立凡(1972—),女,硕士,副教授。研究方向:生物处理理论与技术。E-mail:lifan_liu@126.com
    作者简介: 刘前进(1995—),男,硕士研究生。研究方向:好氧颗粒污泥的培养。E-mail:2115705783@qq.com
  • 1. 广东工业大学土木与交通工程学院,广州 510006
  • 2. 深圳市水务(集团)有限公司,深圳 518000

摘要: 通过调控SBR的进水COD、曝气量和污泥沉淀时间,对储存于苯酚溶液后的好氧颗粒污泥进行了活性恢复研究,为好氧颗粒污泥活性恢复方法的选择提供参考。结果表明,室温下在60 mg·L−1苯酚溶液中储存150 d的好氧颗粒污泥,经过28 d的培养即可恢复其结构完整性和微生物活性。在活性恢复期间中,好氧颗粒污泥经历了破碎到重塑的演变过程。恢复后的好氧颗粒污泥具有良好的沉降性能,微生物量较大且活性较高,SVI30和SVI5分别为26.1 mL·g−1和27.6 mL·g−1,MLSS和MLVSS分别为16 903 mg·L−1和12 001 mg·L−1,MLVSS/MLSS为0.71,DHA为71.36 μg·(g·h)−1。好氧颗粒污泥的EPS组分在恢复期间不断发生改变,代表酪氨酸/色氨酸类蛋白和芳香族蛋白类物质的荧光强度随颗粒污泥的活性恢复逐渐增强。恢复后的好氧颗粒污泥对COD、TP和TN的去除率分别为97.34%、89.88%和64.37%。

English Abstract

  • 好氧颗粒污泥是微生物在一定条件下自凝聚形成的一种颗粒状活性污泥,具有沉降性能优良、微生物种类多样、生物量高、单级同步脱氮除磷等优点[1-2]。因此,好氧颗粒污泥在污水处理领域的应用日益成为研究热点。但是,储存过程中的好氧颗粒污泥易出现的颗粒解体和微生物失活等问题。可见,储存后的好氧颗粒污泥活性能否快速恢复到储存前水平是解决其技术发展的关键。

    相关研究[3-4]表明,储存后的好氧颗粒污泥活性恢复时间受储存基质、储存时间、反应器运行条件以及储存前颗粒污泥特性等诸多因素影响。邹金特等[5]耗时11 d将在常温下使用清水储存60 d后的好氧颗粒污泥活性完全恢复。当好氧颗粒污泥储存在清水中并在−18 ℃环境下存放260 d,需要30 d才可恢复其高效的污染物降解能力[6]。GAO等[7]在室温下将好氧颗粒污泥储存在蒸馏水和400 mg·L−1葡萄糖溶液中8个月,储存后的好氧颗粒污泥经过10 d的活性恢复就可达到储存前的颗粒污泥特性。高景峰等[8]研究发现,在−20 ℃下将好氧颗粒污泥储存在蔗糖和海藻糖溶液中35 d,经过4 d的颗粒污泥再恢复即可达到储存前水平。好氧颗粒污泥储存在有毒溶液中,可使好氧颗粒污泥内部微生物处于存活但不可培养状态,从而有效维持其结构稳定性。然而,有关对有毒溶液储存后的好氧颗粒污泥活性恢复的研究鲜有报道。

    因此,本研究在室温下,将储存于60 mg·L−1苯酚溶液中150 d 的好氧颗粒污泥接种至序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)中,采用增加进水有机物(以COD计)浓度、曝气量,通过减少污泥沉淀时间对储存后的好氧颗粒污泥进行活性恢复研究,考察了其理化特性及其对进水污染物的去除效果影响情况,以期为探索快速恢复好氧颗粒污泥活性方法提供参考。

    • 接种污泥为室温下在60 mg·L−1苯酚溶液中储存150 d后的好氧颗粒污泥,其为淡黄色颗粒状,污泥浓度(MLSS)和混合液挥发性固体质量浓度(MLVSS)分别为13 047 mg·L−1和8 220 mg·L−1,MLVSS/MLSS为0.63,污泥容积指数(SVI30)为39.6 mL·g−1,污泥脱氢酶活性(DHA)为34.02 μg·(g·h)−1

      实验用水为人工配制的模拟废水,以葡萄糖为碳源,氯化铵为氮源,磷酸二氢钾为磷源,并向进水添加1 mL·L−1的微量元素溶液,用NaHCO3调节进水pH 为7~8。COD为600~1 500 mg·L−1,总氮(TN)为60~150 mg·L−1,总磷(TP)为6~15 mg·L−1

    • 1)实验装置。在SBR中对储存后的好氧颗粒污泥活性进行恢复,反应器主体为有机玻璃制成的圆柱体,其内径为9.8 cm,总高度为100 cm,有效高度为98 cm,有效高径比为10,反应器有效容积为 7.39 L。装置如图1所示。

      2)运行方式。在好氧污泥颗粒化过程中,SBR运行过程包括进水、曝气、沉淀、排水和闲置5个阶段,运行周期为6 h,包括进水4 min、曝气339~350 min、沉淀3~14 min、排水1 min、闲置2 min。曝气量为1.5~9.7 L·min−1,各阶段进水碳、氮和磷的质量浓度比控制在100∶10∶1,容积交换率为50%,通过水浴加热使SBR温度维持在25 ℃。采用调控COD、曝气量和污泥沉降时间等参数以恢复好氧颗粒污泥。SBR运行的具体参数见表1

    • 好氧颗粒污泥形态变化和微观结构分别采用数码相机、FIB-SEM双束电镜(LYRA 3 XMU)进行拍摄、记录和观察。MLSS、MLVSS、SVI、TN、TP、硝酸盐(NO3-N)、亚硝酸盐(NO2-N)和氨氮(NH+4-N)均采用国家标准方法[9]测定。粒径分布采用湿式筛分法[10]确定。DHA采用2,3,5-氯化三苯基四氮唑还原法[11]测定。采用热提取法[12]提取好氧颗粒污泥的胞外聚合物(EPS)。

      采用荧光光谱仪(FluoroMax-4, HORIBA Jobin Yvon)对EPS进行分析。激发波长(Ex)和发射波长(Em)分别为240~400 nm和290~500 nm,增量均为 5 nm,激发和发射狭缝宽度为3.6 nm,扫描速度为1 200 nm·min−1,响应时间为0.1 s。使用origin 8.0软件进行数据处理和EPS的三维荧光光谱(3D-EEM)绘制。

    • 好氧颗粒污泥在活性恢复过程的形态变化如图2所示。图2(a)为室温下在60 mg·L−1苯酚溶液中储存150 d后的好氧颗粒污泥(恢复前)形态。其颗粒状的立体结构保持良好,粒径维持在2.26~3.62 mm,大部分好氧颗粒污泥为淡黄色,极少数转化为灰褐色。 储存后的好氧颗粒污泥在活性恢复过程中经历了从破碎到重塑的变化过程。在第3天时,好氧颗粒污泥为橙黄色,灰褐色颗粒消失,但形状并不规则且有少量破碎的颗粒污泥碎片出现(图2(b))。恢复到第8天时,由于长期储存后的好氧颗粒污泥结构强度下降,颗粒表层松散,因此,在SBR曝气量增大的情况下,好氧颗粒污泥所受的水利剪切增大,导致SBR中的碎片和絮状颗粒污泥比例明显增加,颗粒污泥粒径主要集中在1.0~2.0 mm(图2(c))。SBR运行到第15天时,大量乳白色小颗粒污泥出现,同时还伴随着少量黄褐色、形状较为规则的好氧颗粒污泥形成(图2(d))。随着SBR不断运行,小颗粒污泥逐渐生长。第28天时,好氧颗粒污泥活性恢复成功,恢复后的好氧颗粒污泥为黄褐色,呈现规则的球状或椭球状立体结构,大多数颗粒粒径分布在1.43~2.26 mm(图2(e))。

    • 图3为好氧颗粒污泥恢复后的扫描电镜(SEM)图像。如图3(a)所示,恢复后的好氧颗粒污泥为形状规则的颗粒状立体结构,结构较为密实。图3(b)~(d)分别为好氧颗粒污泥表面放大4 000、20 000和20 000倍的SEM图像。由图3(b)可看出,好氧颗粒污泥表面存在一定的褶皱和微小空隙;由图3(c)和图3(d)可看出,好氧颗粒污泥表面生长着大量的球状微生物,还有少量的短杆状和丝状微生物。此外,好氧颗粒污泥表面附着一种透明色物质,推测该物质为微生物分泌的EPS,是微生物细胞菌胶团的主要组分。有研究[13-15]表明,EPS可增强微生物细胞间的凝聚力,促进好氧颗粒污泥的形成并维持其颗粒状立体结构,故其对好氧颗粒污泥的形成具有重要作用。

    • 好氧颗粒污泥活性恢复过程中MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS的变化情况如图4所示。储存前,好氧颗粒污泥的MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS分别为17 400 mg·L−1、12 528 mg·L−1、0.72。由于储存期间的好氧颗粒污泥处于缺氧、营养物质匮乏状态,微生物内源呼吸导致MLSS和MLVSS下降[16]。因此,与储存前相比,储存后(恢复前)的MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS (分别为13 047 mg·L−1、8 220 mg·L−1、0.63)均有所降低。MLSS和MLVSS在恢复实验的前8 d内均逐渐减少。这主要是因为污泥沉淀时间减少(由10 min减少至8 min)导致大量沉降性能较差的颗粒污泥被排出SBR。第8天时的MLSS和MLVSS最低,分别为11 064 mg·L−1和6 518 mg·L−1。在恢复的第9~12天,一方面因为污泥沉淀时间增加至14 min;另一方面因为颗粒污泥中的微生物适应SBR运行环境后,活性得到一定程度的恢复,微生物开始生长繁殖,微生物量增加,所以MLSS和MLVSS处于增加趋势。在第18天时,MLSS为13 832 mg·L−1,高于恢复前的水平;此时的MLVSS为8 852 mg·L−1。随后的19~28 d,污泥沉淀时间由7 min减少到3 min,但MLSS和MLVSS增加显著,表明新的好氧颗粒污泥不断生成,沉降性能良好的好氧颗粒污泥被截留在SBR中且占绝对优势。第28天时的MLSS和MLVSS分别达到16 903 mg·L−1和12 001 mg·L−1,结合图2(e)中的污泥形貌可判断,储存后的好氧颗粒污泥得到恢复。

      MLVSS/MLSS在恢复期间整体呈现先减小后增大的趋势。在第8天时降低到最小值,为0.56。随后因为污泥沉淀时间减少,MLSS增大,而此时微生物适应SBR运行条件后数量增加导致MLVSS增大,所以MLVSS/MLSS急剧增大。随着好氧颗粒污泥不断得到恢复,在第28天时,MLVSS/MLSS为0.71。

    • 好氧颗粒污泥在活性恢复过程中的沉降性能变化如图5所示。恢复前,好氧颗粒污泥的SVI30和SVI5分别为39.6 mL·g−1和41.3 mL·g−1,SVI30/SVI5为95.88%。SBR运行的0~14 d,好氧颗粒污泥处于破碎阶段,即储存后的好氧颗粒污泥因曝气量的增大(由1.5 L·min−1增加到6.0 L·min−1)而发生解体,导致反应器中的细小颗粒污泥和絮状污泥增多,污泥沉降性能变差。所以,该阶段的SVI30和SVI5值均呈现增大的趋势,且SVI30和SVI5在第14天时达到最大值,分别为62.8 mL·g−1和74.3 mL·g−1,SVI30/SVI5下降到84.52%。随着反应的进行,絮状污泥以破碎的颗粒污泥微粒为载体开始向新的好氧颗粒污泥转化,重塑的好氧颗粒污泥在SBR中逐渐占主体。因此,从第16天起,SVI30和SVI5开始急剧下降,在第28 d时,SVI30和SVI5分别为26.1 mL·g−1和27.6 mL·g−1,均低于恢复前水平,而SVI30/SVI5由85.22%(第16天)增大到94.57%(第28天),表明恢复后的好氧颗粒污泥具有良好的沉降性能。

    • 好氧颗粒污泥恢复过程中的粒径分布变化如图6所示。恢复前的好氧颗粒污泥主要以粒径为2.26~3.62 mm的颗粒为主。SBR运行到第7天时,颗粒污泥粒径主要分布在1.43~2.26 mm,占总体的27.6%,部分粒径较大的好氧颗粒污泥破碎,小颗粒污泥数量增多;粒径<1.43 mm的颗粒污泥由恢复前的32.9%增加到59.4%;而粒径为2.26~3.62 mm的颗粒污泥由39.5%减少到10.3%。第15天时,粒径<0.4 mm的颗粒污泥在反应器中占主体,占比达到59.3%;而粒径为0.4~0.8 mm的颗粒污泥占比为30.5%。随后,大粒径(>1.43 mm)的颗粒污泥占比由4.9%(第15天)增加到23.7%(第21天)。恢复后的好氧颗粒污泥粒径主要集中在1.43~2.26 mm,粒径在0.8~3.62 mm的颗粒污泥占比为80.5%。

    • 以脱氢酶活性(dehydrogenase activity, DHA)为表征恢复过程中的好氧颗粒污泥微生物活性[17]图7为活性恢复过程中DHA变化情况。恢复前的DHA为34.02 μg·(g·h)−1,仅为储存前的41.16%。这主要是因为:一是好氧颗粒污泥储存在无溶解氧和营养物的环境中,微生物生理活动能力下降;二是由于苯酚毒性进一步抑制微生物活性,所以储存后DHA降低。在SBR运行的第0~6天,由于好氧颗粒污泥受到因曝气所产生的水力剪切力,导致部分颗粒污泥解体,微生物细胞受到损害,所以DHA下降缓慢。随后,因为颗粒污泥中的微生物对环境条件的逐渐适应,微生物活性逐渐得到改善,所以DHA呈现缓慢增加的趋势。第10天时DHA增加到36.58 μg·(g·h)−1,超过恢复前的活性。第20天时,由于微生物大量生长,MLSS增加,好氧颗粒污泥形成,所以DHA显著增加。第28天时的DHA为71.36 μg·(g·h)−1,约是恢复前活性的2.1倍,储存前的DHA为82.65 μg·(g·h)−1,几乎和储存前的颗粒污泥活性相当,表明好氧颗粒污泥在苯酚溶液储存150 d后,经过28 d的再培养即可完全恢复其微生物活性。

    • 采用3D-EEM技术鉴定好氧颗粒污泥在恢复过程中其EPS的荧光物质的组分,结果如图8所示。由图8可知,EPS中可能具体存在5个荧光区域,其中荧光峰A(Ex/Em=280~295 nm/340~380 nm)为酪氨酸/色氨酸类蛋白;荧光峰B(Ex/Em=315~330 nm/360~390 nm)为多糖类物质[18-19];荧光峰C(Ex/Em=340~380 nm /420~470 nm)为腐殖酸类物质;荧光峰D(Ex/Em=240~280 nm /380~470 nm)为富里酸类物质;荧光峰E(Ex/Em=240~250 nm /290~330 nm)为芳香族蛋白类物质。

      图8可知,与恢复前(图8(a))相比,恢复到第6天时(图8(b))的EPS荧光峰A和C的荧光强度减弱,荧光峰B甚至消失,但富里酸类物质(荧光峰D)形成。第13天时,代表酪氨酸/色氨酸类蛋白的荧光峰A的荧光强度增强,代表芳香族蛋白类物质的荧光峰E出现,这可能是因为,此时颗粒污泥中的微生物适应环境条件后伴随着活性的恢复,微生物细胞开始分泌EPS。有研究[20]表明,色氨酸类蛋白与微生物细胞内蛋白质的新陈代谢相关,具有促进絮状污泥颗粒化的作用。第20天时,代表多糖类物质的荧光峰B出现。这可能是因为荧光峰A所代表的部分物质红移(荧光峰向长波方向移动)的结果,说明EPS基团中的羟基、羧基和烃基增加[21]。代表富里酸类物质的荧光峰D的荧光强度增加且发生蓝移(荧光峰向短波方向移动),说明部分大分子在微生物的作用下转化为小分子[22]。郝晓地等[23]指出,EPS中多糖类物质可为絮状污泥转化为颗粒状污泥提供骨架结构,而富里酸类物质可促进胞内的酶促反应,提高微生物活性。第28天时,代表蛋白质的荧光峰A和E的荧光强度增强且明显高于恢复前对应的荧光强度(图8(a)),而代表多糖类物质的荧光峰B的荧光强度和恢复前的相似。综合以上结果可知:在好氧颗粒污泥恢复过程中,EPS组分不断发生改变;相比于腐殖酸类物质,酪氨酸/色氨酸类蛋白和芳香族蛋白类物质对微生物细胞聚集体的形成以及颗粒污泥的活性恢复具有更重要的作用。

    • 1) COD和TP去除效果。好氧颗粒污泥活性恢复过程中COD和TP去除效果的变化如图9所示。由图9(a)可知,活性恢复初期(第1~10天),进水COD由600.46 mg·L−1增加到873.91 mg·L−1,由于污泥中的微生物在该恢复阶段内正处于环境适应期,微生物活性尚未完全恢复且部分颗粒污泥发生解体,因此,COD去除率降低(由77.33%下降到73.85%),出水COD由136.15 mg·L−1增大到228.53 mg·L−1。随着微生物对SBR运行环境的适应,微生物数量和活性开始增加,破碎的颗粒污泥碎片和絮状污泥逐渐被新生成的好氧颗粒污泥取代,所以从第11天开始,COD去除率不断增大,出水COD不断减小。第28天时,进水COD为1 610.34 mg·L−1,出水COD为42.84 mg·L−1,COD去除率达到97.34%,该COD去除率高于与储存前的COD去除率(95%),说明经过28 d的活性恢复,好氧颗粒污泥降解耗氧有机物(以COD计)的能力即可达到储存前水平。

      好氧颗粒污泥活性恢复过程中TP去除效果的变化如图9(b)所示。恢复第1天时的进水TP为6.14 mg·L−1,出水TP为2.78 mg·L−1,TP去除率为54.72%。在第2~18天,TP去除率由57.64%增加到89.41%。这主要是因为,在曝气条件下,污泥中的聚磷菌具有摄取磷酸盐的功能,当污泥沉淀时间减少(由14 min减少到8 min)时,大量絮状含磷污泥被排出反应器,所以TP去除率增加。由图2(d)可知,恢复第15天时好氧颗粒污泥已经生成,反应器中的好氧颗粒污泥数量逐渐增加。第19天以后,在进水TP增加的情况下,TP去除率没有发生明显变化,基本维持在88.81%~91.62%,因此,可推测颗粒污泥对TP去除效果与恢复初期的絮状或破碎污泥的活化有关,而恢复后期的好氧颗粒污泥生长对TP去除效果没有较大影响。当好氧颗粒污泥完全恢复(第28天)时,TP去除率为89.88%,出水TP为1.54 mg·L−1

      2)脱氮效果。图10为好氧颗粒污泥活性恢复期间脱氮效果的变化。如图10(a)所示,在1~21 d,进水TN由57.48 mg·L−1逐渐增加到118.60 mg·L−1,随着微生物活性和数量的增加和,TN去除率呈增大趋势,由46.50%增大到79.53%。在恢复的第21天前,出水NO3-N和NH+4-N均呈缓慢下降趋势(图10(b)),第21天时的出水NO3-N和NH+4-N分别为10.42 mg·L−1和2.40 mg·L−1。随后,TN去除率随进水TN增加而下降,出水TN开始增加(图10(a))。由图10((b))可知,出水NO3-N从第23天开始出现积累,第28天时的出水NO3-N达到19.27 mg·L−1,出水NH+4-N在第23~28天维持在0.83~1.21 mg·L−1。而在整个颗粒污泥恢复过程中,出水NO2-N波动在8.45~12.73 mg·L−1,未发生积累现象。以上脱氮效果表明,在恢复的前23 d,颗粒污泥中的微生物大量增殖引起同化效应增强,脱氮效果明显。随着好氧颗粒污泥的不断生长、恢复,硝化细菌逐渐富集,SBR内主要是以同步硝化和反硝化为主要脱氮途径。这可能是由于缺乏反硝化碳源,反硝化作用减弱,因此,活性恢复后期的脱氮效果下降。在第28天时,出水TN为57.19 mg·L−1,TN去除率下降到64.37%。

    • 1)好氧颗粒污泥在活性恢复过程中经历了破碎到重塑的演变过程。经过28 d的再培养,好氧颗粒污泥完全恢复其结构完整性和微生物活性。恢复后的好氧颗粒污泥为黄褐色,大多数颗粒粒径集中在1.43~2.26 mm。颗粒污泥表面生长着大量的钟虫、球菌和短杆菌且有EPS分布在其表面。

      2)第28天时,好氧颗粒污泥MLSS和MLVSS分别为16 903 mg·L−1和12 001 mg·L−1,MLVSS/MLSS为0.71,表明恢复后的好氧颗粒污泥浓度高且微生物量大。SVI30和SVI5分别为26.1 mL·g−1和27.6 mL·g−1,DHA为71.36 μg·(g·h)−1。好氧颗粒污泥的EPS组分在恢复期间不断发生改变,相比于腐殖酸类物质,酪氨酸/色氨酸类蛋白和芳香族蛋白类物质对好氧颗粒污泥的活性恢复具有更重要的作用。

      3)恢复后的好氧颗粒污泥对COD和TP的去除率分别为97.34%和89.88%;但脱氮效果不佳,出水NO3-N、NO2-N和NH+4-N分别为19.27、11.72、1.05 mg·L−1,对TN的去除率为64.37%。

    参考文献 (23)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回