CN118005192A - 一种利用菌藻共生颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法 - Google Patents
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Abstract
本发明涉及污水处理技术领域，特别是涉及一种利用菌藻共生颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法。本发明以菌藻共生颗粒为核心，通过不同调控手段，实现高效积累菌藻颗粒中的糖原、脂质和聚羟基脂肪酸酯(PHB)，对新污染物去除具有良好效果。菌藻共生颗粒作为生物催化剂代谢污水中有机物的同时将剩余底物储存为糖原和脂质，进一步转化为PHB形成胞内碳源，从而实现了污水中有机碳的回收和持续利用。通过调控糖原、脂质及PHB的释放进一步为微生物提供碳源，以增加菌藻共生颗粒对新污染物(雌激素)和剩余氮的持续去除提供便利条件。
Description
技术领域
本发明涉及污水处理技术领域，特别是涉及一种利用菌藻共生颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法。
背景技术
目前城镇污水处理面临多种问题，包括资源浪费、能源消耗和药剂投加等，尤其新污染物及氮的高效去除是当前环境领域面临的主要问题。然而，雌激素是一种国内外广泛关注的新污染物，低浓度的雌激素长期暴露即可对水生生物造成不利影响。传统的生物处理方法处理雌激素及氮系物存在效率低、能源消耗高，碳源投加量大及产生二次污染等环境问题。近年来，菌藻共生颗粒对污染物的去除具有低碳排、低能耗等优势受到广泛关注。然而，目前菌藻共生颗粒对雌激素和氮的耦合高效去除存在去除率较低问题。因此，提出提高菌藻共生颗粒处理污水的方法。
发明内容
为了解决上述问题，本发明提供了一种利用菌藻共生颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法。本发明提供的方法可以实现菌-藻中的脂质、糖原和PHB的高效积累及转化，达到对污水中雌激素及碳氮的高效利用，能源消耗低，碳源投加量小。
为了实现上述目的，本发明提供如下技术方案：
本发明提供了一种利用菌藻颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法，包括以下步骤：
将污水处理厂好氧池的污泥接种到模拟污水中，好氧培养，得到好氧颗粒污泥；所述模拟污水中COD浓度为300～1000mg/L，铵态氮(NH4 +-N)浓度为50～55mg/L，磷酸根(PO4 3--P)浓度为5～8mg/L，雌二醇-3-硫酸盐的浓度为0～2μg/L；
将所述好氧颗粒污泥和微藻在所述模拟污水中进行共培养，得到菌藻颗粒；
将所述菌藻颗粒接种到待处理的污水中，进行光照培养；所述待处理的污水的COD浓度为500～1000mg/L；所述光照培养的条件包括：pH值为7～8，光照强度为220～390μmol·s-1·m-2。
优选的，所述好氧颗粒污泥的平均粒径＞0.2mm，SVI30/SVI5＞0.8。
优选的，所述光照培养的运行周期为：依照进水，震荡，沉淀，排水的顺序进行；所述进水的时间为3～5min；所述震荡的时间为1340～1345min；所述沉淀的时间为10～15min；所述排水的时间为10～15min。
优选的，所述光照培养的每个运行周期的排水比为50％～55％，水力停留时间为24h。
优选的，所述好氧培养的周期包括：30～45min进水，5～15min静置，170～202min曝气和3～10min排水。
优选的，所述微藻包括蓝藻。
优选的，所述蓝藻包括颤藻。
优选的，所述好氧颗粒污泥和微藻的体积比为1：2～3。
优选的，所述共培养的条件包括：光照强度为260～390μmol·s-1·m-2，温度为20～25℃，光暗时间比周期比为12h：12h。
优选的，所述菌藻颗粒的直径为2～4mm，SVI30/SVI5＞0.8。
有益效果：
(1)本发明使用菌藻污泥颗粒工艺，以污水中的碳源和氮源为营养物质，将剩余的有机质以糖原、脂质和PHB储存起来。在底物匮乏条件下内碳源储存物进行协同转换以达到对雌激素及无机氮的高效去除，不仅避免了大量物耗和能耗的投入，也有效减轻了污水对环境的雌激素及氮污染。
(2)本发明提供的方法合理的使用底物浓度、pH值及光照强度对工艺运行条件的调控，找到了最佳的菌藻积累转换的调控方法，从而显著提升污水处理的效率和质量。
(3)本发明提供的方法不仅实现了污水中雌激素及无机氮的高效处理，还通过菌-藻共生颗粒储存的糖原和脂质转化为PHB，实现了污水中有机物质的高效资源回收。
(4)本发明提供的方法不仅实现了污水处理，还通过菌-藻共生颗粒的形成与作用，简化了污水处理流程，降低了处理成本，提高了污水处理的经济效益；
(5)本发明提供的方法通过雌激素和氮的高效去除和有机物质资源化利用，有助于降低对环境的污染，符合环保要求；同时，资源的回收与利用符合可持续发展的原则，实现了污水处理过程中的资源循环利用。
(6)本本发明提供的方法可以根据不同污水的特性和处理要求进行调整，具有较高的灵活性和可控性，适用于多种不同类型的污水处理。
附图说明
为了更清楚地说明本发明实施例或现有技术中的技术方案，下面将对实施例中所需要使用的附图作简单地介绍。
图1为菌藻颗粒污泥工艺运行示意图；
图2为不同底物浓度模式下菌藻颗粒内碳源储存物积累图；
图3为不同pH值模式下菌藻颗粒内碳源储存物积累图；
图4为不同光照强度模式下菌藻颗粒内碳源储存物积累图。
具体实施方式
本发明提供了一种利用菌藻颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法，包括以下步骤：
将污水处理厂好氧池的污泥接种到模拟污水中，好氧培养，得到好氧颗粒污泥；所述模拟污水中COD浓度为300～1000mg/L，铵态氮浓度为50～55mg/L，磷酸根浓度为5～8mg/L，雌二醇-3-硫酸盐(E2-3S)的浓度为0～2μg/L；
将所述好氧颗粒污泥和微藻在所述模拟污水中进行共培养，得到菌藻颗粒；
将所述菌藻颗粒接种到待处理的污水中，进行光照培养；所述待处理的污水的COD浓度为500～1000mg/L；所述光照培养的条件包括：pH值为7～8，光照强度为220～390μmol·s-1·m-2。
本发明将污水处理厂好氧池的污泥接种到模拟污水中，进行好氧培养，得到好氧颗粒污泥。本发明所述好氧培养优选在序批式反应器中进行。如图1所示，本发明所述序批式反应器由反应池、排水口、进水口和固定支架组成；反应器进水、排水和曝气均采用自动控制器连接蠕动泵、电磁阀和曝气泵自动运行，反应器保持恒温25℃，曝气装置设置在反应器的底部以提供充足的氧气，所述进水口的进水基质优选为模拟污水；所述模拟污水中COD浓度为300～1000mg/L，优选为500mg/L；所述模拟污水中铵态氮浓度为50～55mg/L，优选为50mg/L；所述模拟污水中磷酸根浓度为5～8mg/L，优选为5mg/L；雌二醇-3-硫酸盐的浓度为0～2μg/L；所述模拟污水优选还包括10mg/L的MgCl2、30mg/L的CaCl2和1.0mL/L的微量元素溶液；所述微量元素溶液优选包括以下组分：H3BO30.094g/L、KI 0.022g/L、MnCl20.075 g/L、CuSO40.086 g/L、CoCl20.09 g/L、FeSO4·7H2O 0.2g/L、Na2MoO40.06 g/L，所述模拟污水的pH值优选为7.5。在本发明中，所述好氧培养的运行周期优选为4h，每个周期优选包括30～45min进水，5～15min静置，170～202min曝气和3～10min排水，更优选为45min进水，10min静置，180min曝气和5min排水，曝气量优选为2L/min；所述好氧颗粒污泥的平均粒径优选为＞0.2mm，SVI30/SVI5优选为＞0.8。
本发明将微藻进行培养，得到藻液。在本发明中，所述微藻优选包括蓝藻；所述蓝藻优选包括颤藻；所述微藻的培养条件优选包括：温度优选为25±1℃，光照强度优选为130～260μmol·s-1·m-2，更优选为220μmol·s-1·m-2；时间优选为12h昼/12h夜，pH值优选为7～7.5。
得到好氧颗粒污泥和藻液后，本发明优选将所述好氧颗粒污泥和所述藻液在所述模拟污水中进行共培养，得到菌藻颗粒。在本发明中，所述好氧颗粒污泥和藻液中的微藻的体积比优选为1：2～3；所述共培养的光照强度优选为260～390μmol·s-1·m-2，所述共培养的温度优选为20～25℃，更优选为25℃；所述共培养的光暗时间比周期比优选为12h：12h；所述菌藻颗粒的直径优选为2～4mm，SVI30/SVI5优选为＞0.8。
得到菌藻颗粒后，本发明将所述菌藻颗粒接种到待处理的污水中，进行光照培养。本发明所述待处理的污水的COD浓度为500～1000mg/L，优选为800～1000mg/L；所述光照培养的条件包括：pH值为7～8，优选为7～7.5；所述光照培养的光照强度为260～390μmol·s-1·m-2，优选为300～390μmol·s-1·m-2。
在本发明中，所述光照培养的运行周期优选为：依照进水，震荡，沉淀，排水的顺序进行；每个运行周期的排水比优选为50％～55％，更优选为50％；每个运行周期优选为24h，其中第一周期运行阶段0～15h，第二周期运行阶段15～24h；所述进水的时间优选为3～5min，进水后震荡优选在光照下静置50～60min；所述震荡的时间优选为1340～1345min，更优选为1345min；所述沉淀的时间优选为10～15min，更优选为15min；所述排水的时间优选为10～15min，更优选为15min。
本发明以菌藻共生颗粒为核心，通过不同调控手段，实现高效积累菌藻颗粒中的糖原、脂质和聚羟基脂肪酸酯(PHB)及对新污染物去除具有良好效果。一方面，菌藻共生颗粒作为生物催化剂与污水中的底物积累糖原和脂质，进一步转化为PHB形成胞内碳源，从而实现了污水中有机碳的回收和持续利用。另一方面，通过调控糖原、脂质及PHB的释放进一步为微生物提供碳源，以增加菌藻工艺硝化/反硝化过程对剩余氮的持续去除提供便利条件。最后，利用新污染物(雌激素)与内源储存物进行共代谢，提高了雌激素的去除效率。利用菌藻共生颗粒的独特特性，为污水处理行业引入了一种高效的生物处理和调控方法，从而在环境保护、资源回收和可持续发展方面具有广泛的应用前景。
为了进一步说明本发明，下面结合附图和实施例对本发明提供的一种利用菌藻共生颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法进行详细地描述，但不能将它们理解为对本发明保护范围的限定。
实施例1
步骤1，序批式(光)生物反应器的构建及菌藻污泥颗粒的混合培养：
(11)如图1所示，好氧颗粒污泥的培养是在序批式生物反应器中进行，运行周期为4h，每个周期包括45min进水，10min静置，180min曝气和5min排水，曝气量设置为2mg/L；所述序批式生物反应器的高径比为100:5，序批式生物反应器进水、排水和曝气均采用自动控制器连接蠕动泵、电磁阀和曝气泵自动运行，曝气装置设置在序批式生物反应器的底部以提供充足的氧气。
颤藻及后续培养均在光序批式生物反应器中进行，所述光序批式生物反应器是由1L的摇瓶、水槽和蠕动泵组成，其运行方式是在光照摇床中进行。
本实施例所用的水为人工配制的模拟生活污水，pH＝7.5，设置进水COD为500mg/L，其它水质组成为：NH4 +-N为50mg/L，PO4 3--P为5mg/L，E2-3S浓度为2μg/L。此外，再加入浓度为10mg/L的MgCl2和30mg/L的CaCl2，以及按照1.0mL/L的比例加入微量元素溶液。微量元素组成成分以及浓度为：H3BO30.094g/L、KI 0.022g/L、MnCl20.075 g/L、CuSO40.086 g/L、CoCl20.09 g/L、FeSO4·7H2O 0.2g/L、Na2MoO40.06 g/L。
(12)蓝藻的富集培养，选用颤藻为目标微藻，其培养条件为：光照培养箱温度设置为25±1℃，光照强度设置为220μmol·s-1·m-2，时间设置为12h昼/12h夜，静置沉淀得到颤藻。
(13)好氧颗粒污泥与颤藻按体积比1:1混合于1L锥形瓶(P-SBR)中并放入光照摇床中，温度为25℃，转速为150rpm。菌藻颗粒的成熟大约需1～2周，成熟时菌藻颗粒粒径＞0.2mm；SVI30/SVI5＞0.8。
步骤2：调控菌藻颗粒污泥工艺的内碳源储存物的运行条件：
运行方式：依照进水-静置-震荡-沉淀-排水的顺序进行，每个周期为24h(包括丰盛和饥饿阶段)，其中：进水时间5min，静置60min，震荡时间1345min，沉淀时间15min，排水时间15min，有效体积为400mL，周期内排水比为50％。
步骤3，光序批式生物反应器运行中对E2-3S及总氮的去除及糖原、脂质和PHB的变化情况：
设置水力停留时间为24h，第一周期运行阶段(0～15h)分别检测E2-3S、总氮及储存物的变化情况，第二周期运行阶段(15～24h)重复检测E2-3S、总氮及内源储存物。
对比例1
与实施例1的不同之处在于，步骤2中所述模拟生活污水中进水COD为300mg/L。
实施例2
与实施例1的不同之处在于，步骤2中所述模拟生活污水中进水COD为1000mg/L。
检测实施例1、实施例2和对比例1的E2-3S、总氮的去除和内储存物的积累，结果如表1和图2所示，测试前取适量水样用0.45μm水系纤维膜过滤，随之进行污染物浓度和储存物质的测定。每个实验重复三次，取平均值±标准偏差进行分析。
表1是营养丰盛/饥饿阶段，不同底物浓度下总氮的去除效率。当水力停留时间为15h时(第一周期运行阶段)，进水COD浓度为300、500和1000mg/L的总氮去除率分别为69.5％、71.2％和73.1％，E2-3S的去除率分别为74.8％、78.6％和81.4％。当水力停留时间为24h时(第二周期运行阶段)，进水COD浓度为300、500和1000mg/L的总氮去除率分别为79.2％、82.6％和83.4％，E2-3S的去除率分别为80.1％、82.3％和86.9％。
表1不同底物浓度模式下总氮的去除率
图2(a)、(b)和(c)分别为COD浓度300、500和1000mg/L菌藻颗粒糖原、脂质及PHB的积累图。实验初始前，300mg/L的底物浓度下糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.03mg/L-VSS、0.37/mg和0.36mg/L，500mg/L的底物浓度下糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.09mg/L-VSS、0.69/mg-VSS和0.75mg/L，1000mg/L的底物浓度下糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.10mg/L-VSS、0.96/mg-VSS和0.86mg/L。实验运行15h后，进水COD浓度为300、500和1000mg/L的去除率分别为89.3％、92.6％和93.1％。其中，300mg/L的底物浓度下糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.08mg/L-VSS、1.03/mg-VSS和0.89mg/L，500mg/L的底物浓度下糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.13mg/L-VSS、1.27/mg-VSS和1.71mg/L，1000mg/L的底物浓度下糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.37mg/L-VSS、1.71/mg-VSS和2.68mg/L。结果表明，高底物浓度有利于微生物储存为糖原、脂质及PHB，但是PHB较糖原和脂质不易分解，易被脂质和糖原相互转化为PHB，而过高的底物浓度会降低出水水质。从结果分析可以看出，COD浓度范围500～1000mg/L是合适的浓度范围。
实施例3
与实施例1的不同在于步骤2中运行的pH值控制在7，即模拟生活污水的pH为7。
实施例4
与实施例1的不同在于步骤2中运行的pH值控制在8，即模拟生活污水的pH为8。
对比例2
与实施例1的不同在于步骤2中运行的pH值控制在5，即模拟生活污水的pH为5。
对比例3
与实施例1的不同在于步骤2中运行的pH值控制在6，即模拟生活污水的pH为6。
对实施例1、实施例3、实施例4和对比例2～3的降解效果进行检测分析，结果见图3和表2。
表2是营养丰盛/饥饿阶段，不同pH模式下总氮的去除效率。当水力停留时间为15h时(第一周期运行阶段)，pH值分别为5、6、7、及8的总氮去除率分别为64.3％、67.1％、72.6％和73.1％，E2-3S的去除率分别为63.3％、67.2％、77.1％和72.1％。当水力停留时间为24h时(第二周期运行阶段)，pH值分别为5、6、7、及8的总氮去除率分别为72.4％、76.5％、82.9％和83.7％，E2-3S的去除率分别为65.8％、70.1％、83.6％和77.8％。从结果分来看，中性及弱碱性有助于菌藻颗粒污泥工艺运行。
表2不同pH模式下总氮的去除率
图3(a)、(b)、(c)和(d)分别设置为pH值5、6、7和8菌藻颗粒糖原、脂质及PHB的积累图。实验初始前，pH值为5时糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.02mg/L-VSS、0.31/mg-VSS和0.27mg/L，pH为6时糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.05mg/L-VSS、0.49/mg-VSS和0.76mg/L，pH为7时糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.09mg/L-VSS、0.72/mg-VSS和0.85mg/L，pH为8时糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.14mg/L-VSS、0.68/mg-VSS和2.21mg/L。实验运行12h后，进水COD浓度500mg/L时，pH值5、6、7和8时COD去除率分别为86.2％、89.6％，93.0％和93.2％。其中，pH值为5时糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.06mg/L-VSS、0.69/mg-VSS和0.54mg/L，pH值为6时糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.11mg/L-VSS、0.82/mg-VSS和1.26mg/L，pH值为7时糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.13mg/L-VSS、1.23/mg-VSS和2.67mg/L，pH值为8时糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.37mg/L-VSS、1.36/mg-VSS和3.92mg/L。结果表明，弱碱性有利于微生物储存为糖原、脂质及PHB，且在此条件下COD转化率高于弱酸性。从结果分析可以看出，本发明设定的pH范围7～8是合适的。
实施例5
与实施例1的不同在于步骤2中系统运行的光照强度控制在260μmol·s-1·m-2。
对比例4
与实施例1的不同在于：步骤1中系统运行的光照强度在130μmol·s-1·m-2。
实施例6
与实施例1的不同在于步骤2中系统运行的光照强度控制在390μmol·s-1·m-2。
对实施例1、实施例5、实施例6和对比例4的降解效果进行检测分析，结果见表3和图4。
表3是营养丰盛/饥饿阶段，不同底物浓度下总氮的去除效率。当水力停留时间为15h时(第一周期运行阶段)，光照强度分别为130、260和390μmol·s-1·m-2的总氮去除率分别为69.2％、71.9％和70.5％，E2-3S的去除率分别为74.3％、80.5％和82.5％。当水力停留时间为24h时(第二周期运行阶段)，光照强度分别为130、260和390μmol·s-1·m-2的总氮去除率分别为80.6％、84.1％和82.5％，E2-3S的去除率分别为73.8％、83.7％和86.4％。
图4(a)、(b)和(c)分别为光照强度为130、260和390μmol·s-1·m-2条件下菌藻颗粒运行下糖原、脂质及PHB的积累图。实验初始前，130μmol·s-1·m-2的光照浓度下糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.04mg/L-VSS、0.35/mg-VSS和0.45mg/L，260μmol·s-1·m-2的光照浓度下糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.11mg/L-VSS、0.61/mg-VSS和0.73mg/L，390μmol·s-1·m-2的光照浓度下糖原、脂质及PHB的浓度分别为0.10mg/L-VSS、0.58/mg-VSS和0.70mg/L。实验运行12h后，进水COD浓度为300、500和1000mg/L的去除率分别为90.1％、92.9％和91.7％。其中，130μmol·s-1·m-2的光照浓度下糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.10mg/L-VSS、0.86/mg-VSS和1.01mg/L，260μmol·s-1·m-2的光照浓度下糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.15mg/L-VSS、1.25/mg-VSS和1.81mg/L，390μmol·s-1·m-2的光照浓度下糖原、脂质及PHB的最大积累浓度分别为0.13mg/L-VSS、0.89/mg-VSS和1.00mg/L。结果表明，增加光照强度有利于微生物储存为糖原、脂质及PHB，但是光照强度过高会抑制菌藻颗粒的生物活性，并会降低出水水质及内源碳储物的积累。从结果分析可以看出，本发明设定的光照强度范围220～390μmol·s-1·m-2是合理的。
表3不同光照强度模式下总氮的去除率
尽管上述实施例对本发明做出了详尽的描述，但它仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部实施例，人们还可以根据本实施例在不经创造性前提下获得其他实施例，这些实施例都属于本发明保护范围。
Claims (10)
1.一种利用菌藻颗粒储存碳源提高污水处理效果的方法，其特征在于，包括以下步骤：
将污水处理厂好氧池的污泥接种到模拟污水中，好氧培养，得到好氧颗粒污泥；所述模拟污水中COD浓度为300～1000mg/L，铵态氮浓度为50～55mg/L，磷酸根浓度为5～8mg/L，雌二醇-3-硫酸盐的浓度为0～2μg/L；
将所述好氧颗粒污泥和微藻在所述模拟污水中进行共培养，得到菌藻颗粒；
将所述菌藻颗粒接种到待处理的污水中，进行光照培养；所述待处理的污水的COD浓度为500～1000mg/L；所述光照培养的条件包括：pH值为7～8，光照强度为220～390μmol·s-1·m-2。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述好氧颗粒污泥的平均粒径＞0.2mm，SVI30/SVI5＞0.8。
3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述光照培养的运行周期为：依照进水，震荡，沉淀，排水的顺序进行；所述进水的时间为3～5min；所述震荡的时间为1340～1345min；所述沉淀的时间为10～15min；所述排水的时间为10～15min。
4.根据权利要求3所述的方法，其特征在于，所述光照培养的每个运行周期的排水比为50％～55％，水力停留时间为24h。
5.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述好氧培养的每个周期包括：30～45min进水，5～15min静置，170～202min曝气和3～10min排水。
6.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述微藻包括蓝藻。
7.根据权利要求6所述的方法，其特征在于，所述蓝藻包括颤藻。
8.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述好氧颗粒污泥和微藻的体积比为1：2～3。
9.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述共培养的条件包括：光照强度为260～390μmol·s-1·m-2，温度为20～25℃，光暗时间比周期比为12h：12h。
10.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述菌藻颗粒的直径为2～4mm，SVI30/SVI5＞0.8。
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