摘要：為探究運行溫度與活性污泥沉降性能之間的關系,采用5個帶有自控設備的序批式反應器考察了不同的運行溫度(15,20,25,30和35℃)對活性污泥沉降性能及微生物種群結構的影響。結果表明,采用短時進水,由于運行溫度對污泥沉降性能的影響遠遠弱于底物濃度的影響,且系統中的優勢絲狀菌以Type 0041和Type 0092為主,所以5個系統均未發生污泥膨脹現象;采用長時進水,5個系統均發生了絲狀膨脹現象,溫度與低底物濃度的相互作用導致污泥的SVI值隨運行溫度(15~30℃)的增加而升高,而運行溫度為35℃時污泥的SVI值要低于30℃的情況。同時不同的運行溫度下污泥胞內胞外貯存特性及優勢絲狀菌的種類差異較大。

活性污泥法工藝是國內外污水處理廠中最常用的污水處理工藝[1],該工藝的運行性能對絲狀菌和菌膠團的平衡性依賴極大。這兩種菌群的平衡性一旦遭到破壞,絲狀菌便可能得到大量增殖從而引發污泥膨脹問題,嚴重威脅污水處理廠的長期穩定運行[2]。因此探究污泥膨脹問題發生的運行條件至關重要。目前對污泥膨脹誘發因素的研究主要集中在pH值,溶解氧(DO),污泥齡(SRT),污泥負荷(F/M)等方面,楊雄等[3-4]探究了碳源類型和氮/磷缺乏對污泥沉降性能及絲狀菌生長的影響,也有人考察了不同的溫度與污泥膨脹的關系[5],通常認為低溫下微生物的代謝速率降低,使部分有機碳源不能被充分氧化而在胞外形成大量胞外聚合物(EPS),從而引起高粘性膨脹,而高溫則有利于絲狀菌的生長,從而導致絲狀菌膨脹[6]。但Knoop等[7]通過觀察M。parvicella在5,12,20℃下的生長狀況則認為低溫有利于絲狀菌生長。溫度對污泥沉降性能的影響及發生的膨脹類型尚未得到統一定論,且已有的研究僅對不同溫度下污泥的沉降性能和出水水質作出分析,并未涉及污泥胞內胞外貯存特性及絲狀菌種群結構的變化情況,因此該方面的內容仍需進一步明確。本試驗以帶有自控設備的SBR 系統探究了運行溫度分別為15,20,25,30,35℃時污泥沉降性能的變化情況,污泥胞內胞外貯存特性以及絲狀菌種群結構的差異,從而為實際污水處理廠的長期穩定運行提供理論支撐,并對污泥膨脹誘發因素的理論體系作出進一步完善。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及運行方式

試驗在5 個有效容積為5L,具有自動控制系統的序批式反應器(SBR)中進行(圖1)。SBR 的進水泵,攪拌器,曝氣泵,排水泵的啟停均由可編程控制器(PLC)控制,采用IKA REO basic C 型磁力攪拌器使系統混合均勻,采用鼓風曝氣充氧,好氧期間DO 濃度維持在(2。0±0。2)mg/L。試驗設定5個反應器的運行溫度分別為15,20,25,30,35℃,通過加熱棒對系統加熱。運行過程中DO 探頭及溫度探頭將SBR 內的溶解氧(DO)濃度值和溫度值實時反饋給PLC,PLC 根據上位機軟件設定參數值對曝氣泵和加熱棒進行調節,以維持系統內DO 濃度和溫度的恒定。試驗共進行78d,分兩個階段:階段Ⅰ(0~56d)采用5min 進水以模擬具有高底物濃度梯度的系統,考察該種情況下不同的運行溫度能否造成污泥沉降性能的差異;階段Ⅱ(56~78d)改為長時進水(5h)以模擬完全混合式系統,考察低底物濃度梯度下不同的運行溫度對污泥沉降性能的影響。兩個階段均采用先厭氧后好氧的運行方式,每天運行4 個周期,其中厭氧攪拌時間為120min,曝氣時間為180min,沉淀時間為50min,排水及閑置時間為10min。運行過程中SBR 每周期進水2。5L,排水比為50%。

1.2 試驗水質及接種污泥

5個SBR 均采用人工配水作進水水質,如表1 所示,進水COD(NaCH2CH3)為400mg/L, C:N:P= 400:40:8,此外進水中還加入了微生物生長所必須的痕量元素(表1)。系統的接種污泥取自高碑店某污水處理廠二沉池剩余污泥,該污泥具有良好的脫氮除磷能力且污泥的SVI 值低于100mL/g。

1.3 試驗指標及分析方法

試驗期間,測定了污泥體積指數(SVI),混合液懸浮固體濃度(MLSS),混合液揮發性懸浮固體濃度(MLVSS),聚-β-羥基烷酸酯(PHA),胞外聚合物(EPS),PH,DO 等。SVI, MLSS, MLVSS 按照標準方法測定[8]。污泥中PHA 測定前先用三氯甲烷和酸化甲醇在100℃下消解20h,然后對有機相中的PHA 成分進行檢測,主要檢測聚-β-羥基丁酸(PHB)和聚-β-羥基戊酸(PHV),PHA 以PHB 和PHV之和計。PHB 和PHV按照Oehmen[9]所述的操作方法測定,采用Agilent 6890N 型氣相色譜以及 Agilent DB-1 型氣相色譜柱,分別以3-羥基丁酸和3-羥基戊酸(兩種物質比例為95%:5%, Fluka,Buchs SG, Switzerland)作為標準物質測定。EPS 采用陽離子樹脂交換法提取[10],多糖采用蒽酮法測定[11],蛋白質采用修正的Lowery 法測定[10],DNA 采用二苯胺法測定[12], EPS 為3 種組分的測定值之和。試驗過程中污泥形態結構的觀察,革蘭氏鈉氏染色鏡檢均采用Olympus_BX61 型顯微鏡在微分干涉模式下進行。絲狀菌豐度(FI)的鑒定根據Eikelboom 所提出的方法進行認定[13]。2 結果與討論

2.1 不同的運行溫度對污泥沉降性能的影響

不同的運行溫度對污泥沉降性能的影響如圖2 所示。由圖2 可以看出,系統在5min 短時進水(階段Ⅰ)的情況下,不同的運行溫度并未對污泥的沉降性能產生較大影響,5 個系統中除了25℃的系統外污泥的SVI 值均維持在50mL/g 左右,污泥絮體結構密實,絮體之間僅有極少量的絲狀菌出現,這些絲狀菌構成了污泥絮體的骨架,使絮體相互連接形成菌膠團。5 個系統在不同的運行溫度下均表現出良好的沉降性能(圖3a)。這是因為采用缺好氧模式運行,反應器前10min 的進水階段起到缺氧選擇器的作用[14],運行溫度對污泥沉降性能的影響要遠遠弱于高底物濃度的影響,根據Chudoba 的動力學選擇理論[15],高底物濃度下絲狀菌的最大比增長速率(μmax)比菌膠團小,而飽和常數(Ks)則大于菌膠團,菌膠團在系統中呈優勢生長,同時菌膠團在高底物濃度下能將大量有機物貯存為胞內的PHA和多糖等物質,使菌膠團在與絲狀菌的底物競爭中占據優勢,從而抑制絲狀菌的大量生長,防止污泥膨脹的發生。而25℃的系統在35d 的運行后SVI 值有所上升,之后穩定維持在100mL/g 左右,該SVI 值要高于其他各系統,分析認為25℃屬于常溫環境,無論是絲狀菌還是菌膠團對這一溫度都有較好的適應性,絲狀菌在這一環境下得到一定生長,但由于運行條件對菌膠團更為有利,因此系統并未發生膨脹現象。由此可見,僅僅通過調節運行溫度的高低并不能引起污泥沉降性能的惡化,而溫度的突變或溫度與其他運行環境的相互作用則可能是造成實際污水處理廠在不同的季節發生周期性污泥膨脹的原因。

經過近56d的運行,在5個SBR內污泥的沉降性能仍維持在穩定水平,于是將5個系統的進水時間延長為5h(階段Ⅱ),以考察不同的運行溫度與低底物濃度共同作用時污泥沉降性能的變化情況。在調整后的僅僅一周之內,5個SBR的沉降性能均迅速惡化,尤其是當溫度為30℃時,污泥的SVI值達到350mL/g以上,污泥結構松散,絮體周圍可見大量絲狀菌呈網狀蔓延,絲狀菌豐度為5(圖3e),系統發生了嚴重的膨脹。同時其他溫度下的系統也發生了不同程度的膨脹(圖3b~f)。事實上,污泥的SVI值與運行溫度呈現出較高的相關性,當系統的運行溫度為15℃時,污泥的SVI值在157mL/g左右,隨著運行溫度的升高,系統的SVI值也繼續升高,當運行溫度為30℃時污泥的SVI值達到356mL/g。但當運行溫度為35℃時,污泥的SVI值卻低于30℃的系統,SVI值維持在300mL/g。Dilek[16]采用半連續流系統探究不同的運行溫度對污泥沉降性能的影響時發現,在15~30℃的溫度范圍內,污泥的沉降性能隨著溫度的升高而降低,但并未發生膨脹問題,當運行溫度為35℃時,污泥的SVI值達到120mL/g,表現出較大的膨脹趨勢。本試驗在階段Ⅰ的運行過程中同樣未發現污泥膨脹現象,而在階段Ⅱ中系統的SVI 值隨運行溫度的變化具有與上述類似的趨勢。也就是說溫度引起的污泥沉降性能的惡化大多是與其他因素(如低底物濃度)相互作用的結果。階段Ⅱ采用長時進水,反應器在流態上類似完全混合式,5 個系統的底物濃度均較低,這時不同的運行溫度便會對污泥的沉降性能產生顯著影響。經過分析認為,溫度對污泥沉降性能的影響主要體現在以下幾個方面,首先運行溫度影響微生物體內的酶活性,而微生物體內的酶活性與微生物的生長速率關系密切[16]。當底物濃度較低時,絲狀菌對底物具有更強的親和力,隨著運行溫度的升高,微生物體內的酶活性也隨之增強,絲狀菌的生長速率就更快,但并非溫度越高酶的活性越強,當超過一定溫度時,酶的活性開始下降,絲狀菌的生長速率也隨著下降,這就解釋了低底物濃度的情況下,當運行溫度為15~30℃時,污泥的SVI 值逐漸升高,而當運行溫度為35℃時,污泥的SVI 值要低于30℃的情況。其次不同的運行溫度影響微生物的新陳代謝能力,從而使微生物胞內胞外的貯存特性產生差異。Shin[17]指出較低的蛋白質/多糖(PN/PS)比會導致污泥的沉降性能變差,本試驗在階段Ⅱ的運行中觀察到,隨著運行溫度的升高(15~35℃),系統內的PN/PS 比與污泥的沉降性能具有明顯的負相關關系。同時, Van den Eijnde[18]指出,菌膠團對糖原具有較大的貯存能力,而絲狀菌僅有有限的貯存能力,這必然造成不同的運行溫度下微生物對有限底物的競爭,從而引起污泥沉降性能的差異。

2.2 不同的運行溫度對活性污泥合成PHA、糖原及EPS 特性的影響圖 4(a)和(c)為系統在第Ⅰ階段穩定運行后(50d)的一個周期內底物貯存情況的變化規律;圖4(b)和(d)為系統在第Ⅱ階段穩定運行后(70d)的一個周期內底物貯存情況的變化規律.由圖4(a)和(c)可以看出,階段Ⅰ期間5 個系統均存在較明顯的PHA 和糖原的貯存,消耗現象,PHA 的貯存和消耗規律與糖原的相反且不同的運行溫度下PHA 和糖原的貯存量和消耗量不同.這是因為缺氧階段存在較高的底物濃度梯度,菌膠團能夠迅速利用底物并將大量底物以PHA 的形式儲存起來[3],所以不同運行系統(除35℃的系統)的PHA 最大積累量出現的時間均在120min 的缺氧末期.當運行溫度由15℃升高到30℃時,系統的PHA 最大貯存量由15.3mmolC/gVSS 下降到.09mmolC/ gVSS,PHA 最大貯存量隨運行溫度的升高而降低.但當運行溫度為35℃時,系統的PHA 最大貯存量和最大貯存量出現的時間與15~30℃系統有所不同,其最大貯存量明顯高于上述4 個系統,達到15.91mmolC/gVSS, 其最大貯存量出現的時間為60min.Krishna[19]指出在營養豐盛期運行溫度的升高會導致微生物新陳代謝的旺盛,微生物將大量有機物用來維持生命活動,從而使合成PHA 的量減少.但當溫度升高到一定程度(35℃),微生物體內的酶活性受到抑制,新陳代謝量降低,從而合成大量PHA.

由圖 4(c)可知糖原在120min 的消耗量達到最大值,且不同的運行溫度下糖原的消耗量不同,糖原的消耗量與系統的運行溫度具有一定的相關性,但并不十分明顯.總體來說隨著運行溫度的升高,糖原的最大消耗量表現出降低的趨勢.進入好氧階段后,菌膠團貯存的PHA 開始消耗,各系統內的PHA貯存量不斷下降,與此同時胞內糖原開始積累.雖然PHA的貯存和消耗情況與糖原具有相反的趨勢,但PHA和糖原的貯存量和消耗量差異較大.糖原的消耗量和貯存量要遠遠高于PHA 的貯存量和消耗量.Mino 模型[20]認為PHA的合成能量來源于糖原的降解,同時也有文獻指出,PHA 至少有30%的合成能量可能來源于三羧酸(TCA)循環過程[21],因此PHA 貯存和糖原消耗的變化規律可能出現與本文不一致的現象.由圖4(b)和(d)可以看出,在階段Ⅱ的運行期間,系統內并不存在明顯的PHA 和糖原的貯存和消耗現象,但不同的運行溫度,PHA 和糖原的基值差異較大.這是因為,階段Ⅱ采用長時進水,系統流態類似完全混合式,即使存在缺氧階段,但系統內較低的底物濃度梯度對菌膠團的生長不利,絲狀菌在低底物濃度下迅速生長,導致5 個系統均出現污泥膨脹現象.由2.1 節可知,系統的運行溫度越高,污泥的膨脹程度越嚴重,系統內絲狀菌的種類和數量就越多.由于菌膠團具備貯存PHA的能力而絕大多數的絲狀菌不具備,所以污泥的膨脹程度越嚴重,說明系統內的絲狀菌種類和數量越多,則系統貯存能力越低.因此在階段Ⅱ中,5 個系統PHA 和糖原的貯存基值均隨著運行溫度的升高呈現出下降的趨勢.表2 不同的運行溫度下系統中EPS 及PN/PS 比的變化情況

表 2 為不同的運行溫度下系統EPS及PN/PS比的變化情況.由表可以看出,階段Ⅰ和階段Ⅱ運行穩定后EPS 的分泌量差距較大,階段I 不同運行系統的EPS 分泌量均在30mg/gVSS 以上,而階段II5 個運行系統的最大分泌量僅為25mg/gVSS.國內外有關研究顯示EPS 含量與污泥的沉降性能存在直接關系,這可能是因為,EPS 成分通常顯示負電性,其更容易與系統內的Ca2+,Mg2+離子相結合以增加絮體疏水性能和沉降性能[22].由于階段I 各系統的污泥沉降性能遠優于階段Ⅱ,所以階段I 各系統的EPS 總量均高于階段II 的各系統.但污泥的沉降性能與EPS 單成分如多糖和DNA 的分泌量并無直接聯系.本試驗各階段EPS單組分的變化情況與污泥的沉降性能較差的相關性即驗證了這一點.值得注意的是,本試驗中階段I 的PN/PS 比普遍低于階段II 的PN/PS 比,且同一階段PN/PS 比隨運行溫度的升高而降低,這可能是因為溫度越高越有利于多糖的合成,而對蛋白質的合成不利,當PN/PS 比較高且EPS 分泌量較低時會導致污泥較差的沉降性能.Liao[23]發現EPS 組分中多糖含量對污泥表面的疏水性及表面電荷有負面影響,Morgon[24]亦報道EPS組成之間的比例關系對厭氧和好氧污泥絮體比單個EPS組分在決定污泥表面疏水性及表面電荷方面更加重要.由此可見,階段Ⅱ期間污泥的沉降性能隨著溫度的升高而惡化與系統EPS單組分PN/PS比的逐漸減小關系極大.也有相關研究指[22-25]出,EPS的存在不利于污泥的沉降性能,EPS各單成分含量均與SVI成正比,沉降性能惡化與高濃度EPS有關.目前對EPS及其單成分對污泥沉降性能的影響并無定論,仍需進一步探究.

2.3不同的運行溫度對絲狀菌種類的影響

表 3 絲狀菌鑒定結果

不同的運行溫度下活性污泥微生物種群結構差異較大,活性污泥微生物種群結構的差異尤其是絲狀菌種類的不同是造成活性污泥系統沉降性能差異的根本原因[13].表3 為不同的運行溫度下絲狀菌的鑒定結果.由表3 可以看出,階段Ⅰ期間不同的運行溫度下系統的FI 幾乎全部為0,污泥的沉降性能良好.然而在沉降性能良好的活性污泥系統中仍能發現一些絲狀菌,這些絲狀菌以Type 0041 和Type 0092 為主,構成活性污泥的骨架. 根據Eikelboom[13]記,Type 0041,Type0092 是市政污水處理系統中的常見絲狀菌,適應能力較強,其為優勢絲狀菌時一般不會導致污泥沉降性能嚴重惡化,這是因為Type 0041 為附著型生長的絲狀菌,其構型有利于菌膠團的附著,而Type 0092 通常生長在菌膠團的內部,對污泥沉降性能沒有太大影響.由表3 還可以看出,階段Ⅱ期間系統的 FI 隨著運行溫度的升高逐漸升高且不同系統中絲狀菌的種類差異較大.低溫系統絲狀菌種類比較單一,說明很多絲狀菌在低底物濃度下不能適應低溫環境而逐漸從系統中淘洗出去.15℃的系統以Type 0581 型絲狀菌為主,且5個系統中幾乎都存在Type 0581,由此可知該類絲狀菌對溫度的適應性極強, Eikelboom[13]指出Type 0581 容易在低負荷非連續流系統中生長且一般不會引起較高的SVI 值(120~130mL/g),因此該類絲狀菌在15℃的系統中雖然呈優勢生長趨勢,但并不會引起污泥沉降性能的嚴重惡化,FI=2(圖5a).當運行溫度為20℃時,系統的優勢絲狀菌為Type 1701,據報道Type 1701 的大量增殖容易引起較高的SVI 值,但該系統的SVI 值穩定維持在200mL/g 左右.經過考察發現系統中還存在較多的Type 0092 和Type 0581,這兩種絲狀菌的存在通常不會引起污泥沉降性能的惡化,所以該系統并沒有發生惡性污泥膨脹.25℃的常溫系統下Type 0041 和Type 0092 型絲狀菌得到了優勢生長(圖5c),這與實際污水處理廠的情況類似.采用30℃的運行溫度時,污泥系統發生了嚴重的膨脹現象,其中Thiothrix.spp 型絲狀菌大量增殖,經過革蘭氏和鈉氏染色后發現,該類絲狀菌呈現蓮花叢型生長,且具有很多分生體,FI=5(圖5d).根據記載,若絲狀菌呈蓮花叢型生長則意味著該類絲狀菌新陳代謝旺盛,正在快速增殖.因此可以認為Thiothrix.spp 型絲狀菌的最適生長溫度為30℃,并能引發嚴重的污泥膨脹問題.同時還發現系統中存在大量antinomycetes 菌屬,該類菌屬對溫度的依賴性極強,所以其他系統中并未出現類似菌屬.當運行溫度為35℃時系統的優勢絲狀菌為S.natans. S.natans 的大量增殖能夠引起較高的SVI 值,這與試驗結論一致.此外該系統中還存在少量的M.parvicella,Type 0092 和Type 0581.

3 結論

3.1 運行溫度對活性污泥沉降性能的影響要遠

遠弱于高底物濃度的影響,僅僅改變系統的運行溫度并不能引起活性污泥沉降性能的變化.

3.2 當運行溫度與低底物濃度共同作用時,活性污泥的SVI 值隨著運行溫度的升高而增大.

3.3 階段Ⅰ系統具有明顯的底物貯存和消耗現象,其胞內貯存物PHA和糖原的貯存和消耗具有相反的規律,而階段Ⅱ不存在底物貯存和消耗現象,但PHA和糖原的貯存基值隨運行溫度的升高呈下降的趨勢;

3.4 運行溫度較低時,絲狀菌種類較單一.階段Ⅰ系統均未發生污泥膨脹問題,絲狀菌以Type0041 和Type 0092 為主,階段ⅠI 五個系統發生了不同程度的污泥膨脹問題,不同的運行溫度導致優勢絲狀菌的種類不同.參考文獻：

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