（环境工程专业论文）好氧颗粒污泥快速培养及处理味精废水效果研究.pdfVIP

摘要 摘要 好氧颗粒污泥是在厌氧颗粒污泥工艺基础上发展起来的新技术，由于其同 时具有好氧活性污泥和厌氧颗粒污泥的共同优点，近些年来，得到国内外学者 的关注。本论文采用模拟废水应用选择压法培养好氧颗粒污泥，探讨了好氧颗 粒污泥的快速培养方法及成熟好氧颗粒污泥的性质；对比分析模拟废水培养的 好氧颗粒污泥系统和用味精废水在s b r 反应器内培养好氧颗粒污泥过程中对味 精废水的处理效果，探讨了好氧颗粒污泥处理味精废水的可行性以为好氧颗 粒污泥技术用于实际应用中提供依据；应用p c r - d g g e 技术对处理味精废水的 好氧颗粒污泥反应器、s b r 反应器和s b b r 反应器内的生物群落进行了分析， 为工艺运行提供理论指导。 试验结果表明在s b r 反应器内以厌氧颗粒污泥为接种污泥，利用模拟废水 以沉淀时间和有机负荷为选择压，3 5 d 可快速培养出粒径为1 6 2 8 m m 的成熟好 氧颗粒污泥。随后将采用模拟废水培养的好氧颗粒污泥系统用于处理味精废水， 逐步增加进水中味精废水的比例，此过程中系统对氨氮的去除率基本不变，对 c o d 的去除率逐渐降低，对t n 的去除率略有提高。当模拟废水完全被味精废 水取代时，在体积交换率为5 0 、反应周期6 h 情况下，系统对c o d 、氨氮、 t n 的去除率分别为9 0 、9 9 、9 5 。显微镜观察发现处理味精废水后的好氧 颗粒污泥粒径减小，结构更加密实，未出现解体的现象。 以厌氧颗粒污泥为接种污泥，味精废水为进水采用相同选择压法培养好氧 颗粒污泥，经过6 0 d 的运行，反应器内未培养出成熟好氧颗粒污泥，仅出现了 少量的粒径较小的颗粒污泥和大量块状絮体。 p c r d g g e 结果显示，不同工艺在处理味精废水过程中所形成污泥的生物 群落具有特殊性，各工艺的生物群落内的优势菌种有明显差异，好氧颗粒污泥 系统较其他系统具有较高的生物群落结构。 关键字：好氧颗粒污泥s b r 反应器味精废水脱氮 a b s t r a c t a b s t r a c t a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g ei san e wt e c h n o l o g y , w h i c hd e v e l o p e do nt h eb a s i so f a n a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e c o m p a r ew i t ha n a e r o b i cg r a n u l e s ，t h ea e r o b i cg r a n u l e s s s t a r t - u pp e r i o di sm u c hs h o r t e rt h a nt h a to ft h ea n a e r o b i cg r a n u l e s ，a n dm o r es t a b l e w h e nu s e dt ot r e a tt h eo r g a n i cw a s t e w a t e r c o m p a r e dw i t hc o n v e n t i o n a la c t i v a t e d s l u d g es y s t e m ，t h ea e r o b i cg r a n u l e s sp r o c e s so fe f f l u e n ts e p a r a t i n gi ss i m p l e ，a n dt h e s y s t e mc a n w i t h s t a n dt h eu n f a v o r a b l eh y d r a u l i ce f f e c ta n dt o x i cs u b s t a n c e s r e c e n t l y , i th a sb e e np a l e da t t e n t i o no ft h es c h o l a r s t h i sp a p e rc u l t i v a t e dt h ea e r o b i cg r a n u l a r s l u d g ei n t h es b rr e a c t o r sw h i c hi si n o c u l a t e da n a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g eu s i n g s y n t h e t i cw a s t e w a t e r d i s c o u n tt h er a p i dc u l t u r em e t h o d so fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e a n dt h em a t u r en a t u r eo fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e t h r o u g hc o m p a r a t i v ea n a l y s i st h e d i f f e r e n to fs l u d g eg r a n u l a t i o nb e t w e e ni n o c u l a t e da n a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g ea n d a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e i no r d e rt oi n v e s t i g a t et h ef e a s i b i l i t yo fa e r o b i cg r a n u l a r s l u d g et r e a t m e n tm o n o s o d i u mg l u t a m a t ew a s t e w a t e r , w es t u d yt h ec h a r a c t e r i s t i c so f p o l l u t a n tr e m o v a li nt h ec o u r s eo fg r a n u l a t i o n a n dp r o v i d eat h e o r e t i c a lb a s i sf o r p r a c t i c a la p p l i c a t i o n so fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g er e a c t o r u s i n gs y n t h e t i cw a s t e w a t e ri n o c u l a t e da n a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g ei nt h es b r r e a c t o r s t h es b rr e a c t o rs u c c e e d e di nc u l t i v a t i o no ft h ea e r o b i cg r a n u l a ra f t e ra f t e r t h er e a c t o ro p e r a t e d4 5 d t h em a t u r ea e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e sd i a m e t e ri s1 6 - - 2 8 m m a f t e r s u c c e s s f u l l yc u l t i v a t i n g a e r o b i cg r a n u l a r s l u d g e ，t h r o u g ha d a p t i n g t h e o p e r a t i o n a lc o n d i t i o n so fs b r w ea l s os t u d yc u l t i v a t e dt h ea e r o b i cg r a n u l a rs l u d g ei n t h es a m es b rr e a c t o rw h i c hi si n o c u l a t e da n a e r o b i c g r a n u l a rs l u d g eu s i n g m o n o s o d i u mg l u t a m a t ew a s t e w a t e r t h es b rr e a c t o rc a n ts u c c e e d e di nc u l t i v a t i o no f t h ea e r o b i cg r a n u l a ra f t e rt h er e a c t o r so p e r a t e d4 5 d ，t h e r e so n l yas m a l la m o u n to f p a r t i c l es i z es m a l l e rg r a n u l a rs l u d g ea n dl o t so fm a s s i v ef l o c c u l e n tb o d y u s et h e a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g es y s t e mw h i c hi sc u l t i v a t e db yt h es y n t h e t i cw a s t e w a t e rt o p r o c e s sm o n o s o d i u mg l u t a m a t ew a s t e w a t e r g r a d u a l l yi n c r e a s e t h ep r o p o r t i o no f m o n o s o d i u mg l u t a m a t ew a s t e w a t e ri n t o t h ei n f l o w i nt h i sp r o c e s s ，t h ea m m o n i a n i t r o g e nr e m o v a lr a t eu n c h a n g e d ，t h er e m o v a lr a t eo fc o dg r a d u a l l yr e d u c e ，t h e a b s t r a c t r e m o v a lr a t eo ft ne n h a n c e m e ms l i g h t l y w h e nt h es y n t h e t i cw a s t e w a t e rw a s c o m p l e t e l yr e p l a c e db yt h em o n o s o d i u mg l u t a m a t ew a s t e w a t e r , t h ec o d ，n h 4 + - n a n dt nr e m o v a le f f i c i e n c i e sc o u l dr e a c hm o r et h a n9 0 ，9 9 a n d8 5 n o wt h e s y s t e mr u nu n d e rt h ec o n d i t i o no ft h ec o l u m ee x c h a n g er a t ei s5 0 a n dt h er e s p o n s e c y c l ei s6 h a f t e rd e a lw i t ht h em o n o s o d i u mg l u t a m a t ew a s t e w a t e rt h ea e r o b i c g r a n u l a rs l u d g e sp a r t i c l es i z es m a l l e r , t h eg r a n u l es 咖c t u r ei sm o r es t r e n g t h ，a n dt h e g r a n u l a rs l u d g ei sn o td i s i n t e g r a t i o n t h ep c r d g g es h o w st h a tt h en i t r o m o n a sw e r ev e r yd i s s i m i l a ri nd i f f e r e n t r e a c t o r s t h ep r e d o m i n a n tb a c t e r i aa l s od i f f e r e n c ei nd i f f e r e n tr e a c t o r s t h ea e r o b i c g r a n u l a rs l u d g es y s t e m sn i t r o m o n a sw e r em o r em u l t i f o r m i t yt h a no t h e rr e a c t o r s k e y w o r d s ：a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e ；s b rr e a c t o r ；m o n o s o d i u mg l u t a m a t e w a s t e w a t e r ：d e n i t r i f i c a t i o n 绪论 1 绪论 水是人类赖以生存和社会发展的宝贵自然资源。近年来，随着工业化进程 和城市化程度的不断提高，含氮磷的化肥、农药、洗涤剂的使用量不断上升， 使得氮、磷等营养物质排入水体中的量不断上升，导致水体富营养化日益严重。 水体的富营养化不仅破坏了水体原有的自然生态环境、对周围环境造成严重影 响，还使得水体丧失原有功能，甚至影响水源用水安全与卫生。 由于人类对营养物质污染的认识较晚，虽然对该问题已进行了大量的研究， 却尚未开发出经济高效的针对此类污染物的治理技术。目前纵观国内外的脱氮 技术，发现存在如下缺点：( 1 ) 早期微生物脱氮机理的认识不足，针对脱氮工艺 中氮转移途经过于繁琐，导致工艺复杂、投资大、运行费用高、脱氮效率低等 问题；( 2 ) 由于大部分已建成的废水生物处理装置均未能充分考虑营养物质的脱 除，对这些已有工艺设计的改造较难，且处理效率的提高较有限。因此，开发 经济高效的废水生物脱氮技术已成为近期水污染控制工程领域中的重点和热 点。 本文针对现有的脱氮工艺中存在的问题，采用新型高效脱氮工艺好氧 颗粒污泥技术处理高氨氮味精废水。 1 1 污水生物脱氮理论及技术的发展 国内外常见的对氮素污染的治理，主要包括两类：一类是物理化学法，例 如空气吹脱法、选择性离子交换法、折点加氯法、磷酸氨镁沉淀法等；另一类 为生物脱氮法。与物化法相比生物脱氮法被认为是最经济有效的治理技术。近 几年来，国内外学者对生物脱氮技术进行了大量深入的研究，在脱氮理论和脱 氮工艺两方面上都取得了重大的突破。其中“短程硝化反硝化技术 和“厌氧 氨氧化技术 的出现和应用，不仅弥补了传统硝化反硝化工艺的缺陷，提高了 废水脱氮效率，降低了废水脱氮成本，同时也填补了高氨氮废水没有直接脱氮 技术的空白。我国在氮污染的治理过程中，若能借鉴和应用这些新的科技成果， 无疑具有非常重要的现实意义。 绪论 1 1 1传统生物脱氮理论及工艺1 1 3 l 1 1 1 1 传统生物脱氮机理 传统的二级生物处理技术在处理废水过程中的生物脱氮的基本原理是：在 异养型微生物作用下，废水中的有机氮逐渐被分解转化为n h 4 + n ；随后好氧自 养型硝酸菌和亚硝酸菌在好氧条件下，以氧气为电子受体，n h 4 + - n 为电子供体 将废水中的n h 4 + n 氧化为n 0 2 和n 0 3 ；最后厌氧异养型反硝化菌在缺氧条件 下，利用将n 0 2 和n 0 3 转化为n 2 ，从而达到废水脱氮的目的，如图1 1 所示： 氨氧化菌亚硝酸菌硝酸菌反硝化菌反硝化菌 有机氮n h 4 + n 0 2 啼n 0 3 n 2 0 n 2 异养，氨化作用 厌氧或好氧，需有机物 自养，硝化作用 好氧，不需有机物 异养，反硝化作用 缺氧，需有机物 图1 1生物脱氮工程不恿图 f i g 1 1 s c h e m a t i cd i a g r a mo fb i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a lp r o j e c t ( 1 ) 氨化作用 氨化作用指的是将有机氮转化为氨态氮的生物反应过程。未经处理的废水 中，含氮化合物包括有机氮( 如尿素、氨基化合物、胺类化合物、蛋白质和氨基 酸等形式) 和无机氮( 如n h 3 和n i - 1 4 + 等) 。由脱氮原理可知，有机氮无法被直接脱 去，只有将其转化为氨态氮才能进行随后的脱氮过程，因此脱氮过程的首要步 骤是在氨氧化菌的作用下，将有机氮化合物分解转化为氨态氮。在此，我们以 氨基酸氨化过程为例： r c h n h 2 c o o h + 0 2 一r c o o h + c 0 2 + n h 3 ( 1 1 ) 氨化作用进行的较快，在一般生物处理设备中均能完成。 ( 2 ) 硝化作用 硝化作用指的是在好氧条件下，硝化菌将氨氮氧化为n 0 2 和n 0 3 的过程， 该过程分为自养硝化和异养硝化两类。 自养硝化过程由一群自养好氧微生物完成，其反应过程为： 亚硝酸细菌参与的亚硝化过程： 5 5 n h ；+ 7 6 0 2 + 1 0 9 h c o ；一c 5 h 7 0 n + 5 4 n 0 ；+ 5 7 h 2 d + 1 0 4 h 2 c d 3 ( 1 2 ) 2 绪论 硝酸细菌参与的硝化过程： 4 0 0 n o ；+ m 对+ 4 日2 c 0 3 + h c o ；+ 1 9 5 0 2 专c 5 h 7 q n + 4 0 0 n o ；+ 3 日2 d ( 1 3 ) 总过程： n h ；+ 1 8 6 0 2 + 1 9 8 h c 0 i 一0 0 2 0 6 c 5 h 7 0 2 n + 0 9 8 h 2 d + 1 8 8 h 2 c d 3 ( 1 4 ) 通过上述反应过程的物料衡算可知，将l m g 氨氮氧化为亚硝态氮耗氧量为 3 1 6 m g ，将其氧化为硝态氮的耗氧量为4 2 7 m g 。硝化过程好氧量为1 1 l m g ，于 此同时需要消耗碱度以c a c 0 3 计约7 0 7 m g 。 近些年来，生物学家研究发现了许多对有机氮和无机氮化合物进行异养硝 化的微生物，如：粪产碱菌( a l c a l i g e n e sf a c e a l i e ) 、荧光假单胞菌( p s e u d o m o n a s f l u r e s c e n s ) 、铜绿假单胞菌( p s e u d o m o n a sa e r u g i n o s ) 。与自养硝化菌相比，异养硝 化菌具有生长速率快、细菌产量高、溶解氧浓度要求较低、能在偏酸环境下生 长等特点，除此之外，该菌在好氧条件下进行硝化作用，在厌氧或缺氧条件下 进行反硝化作用，因而这类菌在环境中有较强的竞争优势。 ( 3 ) 反硝化作用 反硝化作用指的是厌氧条件下，硝化过程中产生的n 0 2 。和n 0 3 被还原成n 2 的过程。参与该过程的微生物主要是反硝化细菌，反硝化细菌为化能异养兼性 缺氧型微生物，它们利用各种有机物作为电子供体，以n o r 和n 0 3 为电子受体 进行缺氧呼吸，其反应过程为： n o ；+ 3 h ( 电子供给体) j0 5 ：+ 日，d + o h 一( 1 5 ) n o ；+ 5 h ( 电子供给体) 专0 5 n ：+ 2 h ，0 + o h 一( 1 6 ) 反硝化过程中通过反硝化细菌的同化和异化作用，实现了n 0 2 和n 0 3 的转 化。同化作用是指反硝化菌将亚硝酸盐和硝酸盐还原成氨氮供新细胞合成之用； 异化作用是将亚硝酸盐和硝酸盐还原成氮气和氮的氧化物等气体物质，主要是 氮气，这是废水脱氮的主要过程。异化作用是以废水中的n 0 2 和n 0 3 。中的氧作 为电子接受体，有机物作为电子供给体，从而使n 0 2 和n 0 3 转化为n 2 ，异化作 用去除的氮一般占总去除量的7 0 , - , 7 5 。 通过上述反应过程的物料衡算可知，将l m g 的n 0 2 和n 0 3 转化为n 2 需要 的有机物量分别为1 7 1 m g 和2 8 6 m g ，于此同时产生的碱度以c a c 0 3 计约 3 5 7 m g 。 1 1 1 2 传统生物脱氮工艺 绪论 根据生物脱氮机理，传统生物脱氮工艺将硝化、反硝化两个反应条件不同 的阶段分别放于不同的反应器内进行。主要工艺包括：三级活性污泥脱氮工艺、 a o 、a 2 o ，如图1 2 所示。 这些工艺在废水脱氮方面具有一定的作用，但仍存在一些问题：系统总水 力停留时间较长，有机负荷低；需要外加碳源；需要污泥和硝化液回流等，这 些问题很大程度上增加了废水处理过程中的基建投资及运行费用。 图1 2a a o 工艺：b a 2 o 工艺流程 f i g i 2 at h ea op r o c e s s ；bt h ea 2 op r o c e s s 1 1 2 新型生物脱氮理论及工艺i “i 近些年来，许多研究表明：参加硝化反应的微生物除了自养硝化菌外还有 一些异样硝化菌；参与反硝化反应的微生物除了厌氧异养反硝化菌外还有一些 反硝化菌可在好氧条件下进行反硝化：在好氧条件下可同时实现硝化和反硝化 过程等理论。这些理论促进了生物脱氮技术在理论和工艺上的发展，例如短程 硝化反硝化、同时硝化反硝化、厌氧氨氧化等。 1 1 2 1短程硝化反硝化脱氮理论及工艺 研究发现，硝化过程中参与将n h 4 + 氧化为n 0 2 。，将n 0 2 。氧化为n 0 3 过程 的是两类完全独立的微生物，这两类微生物有明显的特征差异。对于反硝化过 4 绪论 程来说，n 0 2 。和n 0 3 。均可以作为受氢体。因此，将硝化过程控制于n o r 是可行 的。如图所示，短程硝化反硝化脱氮即将硝化过程控制于n o r 阶段，再进行反 硝化。 皿硝酸菌反硝化菌 n h 4 + 啼n 0 2 。n 2 图1 3短程硝化反硝化脱氮原理示意图 f i g 1 3 s h o r t c u tn i t r i f i c a t i o nd e n i t r i f y i n gd e n i t r i f i c a t i o np r i n c i p l ed i a g r a m 短程硝化反硝化工艺具有如下优点：( 1 ) l m o l 按到那转化为亚硝态氮需要 1 5 m o l 氧气，而氧化到硝态氮需要2 0 m o l 氧气，因此硝化阶段可节约2 5 供氧 量：( 2 ) 反硝化l g 亚硝态氮要有机物1 7 2 9 ，反硝化l g 硝态氮需要有机物2 8 6 9 ， 节约外加碳源4 0 ，且对碳氮比较低的废水也具有一定的处理效率；( 3 ) 提高了 反硝化过程的效率，反硝化反应器的容积可节约5 0 ；( 4 ) 减小投加碱量，减少 运行费用；( 5 ) 污泥产量减少，硝化过程可减少3 3 3 5 产泥量，反硝化过程可减 少5 5 产泥量。 目前较有代表性的工艺为荷兰d e l f t 理工大学开发的新工艺s h a r o n ( s i n g l e r e a c t o rf o rh i g ha m m o n i u mr e m o v a lo v e rn i t r i t e ) - f 艺，该工艺的生化反应式为： n h ；+ h c o + o 7 5 0 2 - - ) 0 5 n h 4 4 - o 5 n o ；+ c 0 2 + 1 5 h 2 0( 1 7 ) s h a r o n 工艺根据硝化菌和亚硝化菌的生长温度不同的特征，即在3 0 , - 4 0 条件下亚硝化菌生长速率明显高于硝化菌，通过控制反应器运行过程中的温 度及污泥停留时间，将亚硝化菌截留，将硝化菌洗出反应器，从而实现短程硝 化。荷兰已建成了两座利用短程硝化反硝化工艺的污水处理厂，证实了短程硝 化反硝化脱氮的可行性。但该工艺在运行过程中对温度要求较为严格，因此影 响其在实际工程中的运用。 1 1 2 2同时硝化反硝化脱氮理论及工艺 好氧反硝化菌、异养硝化菌的发现为解决传统生物脱氮过程中硝化和反硝 化过程中的矛盾奠定了基础，于是出现了硝化和反硝化过程同时在同一反应器 内完成的工艺，即同时硝化反硝化工艺。 目前对该工艺的理论研究还处于探索阶段，对该工艺的解释有两种：( 1 ) 溶 解氧分布不均，宏观上由于曝气不均匀使在反应器内形成了缺氧好氧区域，微 绪论 观上由于菌胶团或生物膜的存在使在其内部形成了不同的氧浓度：( 2 ) 好氧反硝 化菌存在于反应器内，为主要脱氮微生物。 同时硝化反硝化工艺具有如下优点：( 1 ) 硝化与反硝化过程可在一反应器内 进行，大大减小反应器容积；( 2 ) 硝化与反硝化过程同时完成，缩短反应时间： ( 3 ) 无需外加碱度。 能够实现同时硝化反硝化工艺较多。填料型生物膜反应器：填料表面形成 一定厚度的生物膜，膜的不同厚度的溶解氧浓度不同，使得硝化菌和反硝化菌 可同时生长，邹联沛掣7 】研究膜生物反应器( m b r ) 系统中的同时硝化反硝化现象 时，当将溶解氧浓度控制于l m c l 时，t n 去除率达到9 2 ，当在一定范围内升 高或降低溶解氧浓度后，t n 去除率均会下降。运用s b r 工艺可在一个反应器内 实现同时硝化反硝化，吕锡武等哺】应用s b r 反应器研究了溶解氧浓度和活性污 泥浓度对同时硝化反硝化的影响，研究结果表明：好氧反硝化效率随溶解氧浓 度降低而提高，反应器内污泥浓度越高出水总氮越低，反硝化现象越明显。 1 1 2 3 厌氧氨氧化理论及工艺 2 0 世纪末，荷兰工业大学开始研究厌氧氨氧化工艺( a n a m m o x ) ，m u l d e r d 、 k l u y v e 等利用该生化原理开发出了实用可行的生物脱氮工艺a n a m m o x 工艺。 a n a m m o x 工艺的反应机理为：亚硝酸盐取代传统硝化反应内的氧成为电子受 体，氨取代传统反硝化反应内的有机碳源成为电子供体，反应式如下： n h ；+ n o ；寸n 2 + 2 h 2 0( 1 8 ) a n a m m o x3 - 艺在厌氧条件下直接利用n h 4 + 为电子供体，以n 0 2 为电子 受体，因此无需供氧、无需添加碱度、无需外加有机碳源，大大节约了运行成 本，避免了二次污染的问题。 1 9 9 8 年比利时g h e n t 大学提出了新型生物脱氮工艺o l a n d ( o x y g e n - l i m i t e d a u t o t r o p h i cn i t r i f i c a t i o n d e n i t r i f i c a n t i o n ) t 艺。该工艺的原理为：自养型亚硝酸菌 厌氧条件下将部分氨氧化为亚硝酸盐后，再以氨为电子供体，将亚硝酸盐还原 为氮气。k u a i 等接种硝化污泥启动o l a n d 工艺，当容积氨负荷为0 1 3 趴l d ) 时， 总氮去除效率为4 9m g ( l d ) ，污泥活性比为1 6m g ( m g d ) ，当容积氨负荷加倍后， 容积总氮去除效率降到3 2m g ( l d ) ，污泥活性降到1 2m g ( m g d ) ，去除效果不明 显。 2 0 0 2 年荷兰d e l f t 工业大学提出了新型自养脱氮工艺c a n o n 工艺。该工艺 6 绪论 的原理为：亚硝酸细菌和厌氧氨氧化菌在一个系统内共存，亚硝酸细菌在好氧 条件下把氨氧化成亚硝酸盐，这一过程中系统内的溶解氧被消耗掉，从而创造 出了厌氧环境，厌氧氨氧化菌在厌氧条件下把氨和亚硝酸盐转化成氮气。 s h a r o n 工艺成功将氨氧化控制于亚硝化阶段，实现了短程硝化反硝化， 但工艺出水亚硝态氮浓度相对较高，且反硝化运行昂贵。a n a m m o x 工艺处理 效率虽高，但对进水n 0 2 n h 4 + 比例要求严格，且在污水处理中通常很少发生亚 硝酸积累。因此，以s h a r o n 工艺作为硝化反应器，以a n a m m o xt 艺为反 硝化反应器的研究日渐增多。j e t t e n 等【9 】利用s h a r o n a n a m m o x 联合工艺处 理污泥消化出水，结果表明s h a r o n 反应器总氮负荷为o 1 8 k g ( m 3 d ) ，5 3 的 总氮被转化，以s h a r o n 反应器出水作为a n a m m o x 流化床反应器的进水， 在a n a m m o x 反应器中n 0 2 被去除，试验中n h 4 + n 的去除率达到8 3 。 1 2 好氧颗粒污泥脱氮技术 1 2 1 好氧颗粒污泥的形成机理 研究者通过对颗粒化过程操作工艺条件、好氧颗粒理化特性、微生物结构 等方面的研究，提出了丝状菌二价阳离子架桥结构模型、三维框架结构模型、 诱导核模型等理论，普遍认为好氧颗粒污泥是一种特殊的生物膜形式。到目前 为止，学术界还未对好氧颗粒污泥的形成机理给出一个合理和公认的解释和定 论【m 1 2 】。对于以普通活性污泥为接种污泥培养形成的好氧颗粒污泥的形成机理， 大多数学者达成了较为一致的结论：( 1 ) 反应器启动初期，反应器内的丝状菌相 互缠绕，成为好氧颗粒污泥形成的初始框架；( 2 ) 框架形成后反应器内的主导菌 真菌吸附在该框架上，从而形成了松散的菌胶团，成为好氧颗粒污泥形成的固 定化载体菌团：( 3 ) 在较短的沉降时间的选择下，反应器内吸附性能较好、沉淀 性能较好的球菌和杆菌吸附在菌胶团上，并在其上不断生长、繁殖、絮集：( 4 ) 随着反应器的不断运行，短的沉淀时间、高的水利剪切力、高的有机负荷率等 多重选择条件下，对反应器内的污泥进行不断的筛选，最终在反应器内形成结 构致密、沉降性能好的颗粒污泥。成熟的好氧颗粒污泥，随着颗粒粒径的不断 扩大，当颗粒粒径达到一定程度时，反应器内的基质和溶解氧无法达到颗粒内 部，使得颗粒内部的微生物发生内源呼吸作用，使得颗粒内核解体。解体后的 颗粒的残骸会成为新的好氧颗粒污泥的核心，从而按照上述过程形成新的好氧 7 绪论 粒污泥。当颗粒解体和颗粒形成的速率达到动态平衡时，反应器内的好氧颗粒 污泥的数量就达到了稳定。如图1 4 所示。 咯岭。酥器 按种 小埠形成 蠢坷作用 ： 臼( r 争 臼 捆蕾井囊控 蒋霄 。 添曩m 韧纲m l , m 图1 4s b r 反应器内好氧颗粒污泥的形成机理 f i g 1 4 f o r m a t i o nm e c h a n i s mo fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g ei ns b r 1 2 2 污泥好氧颗粒化的影响因素 国内外研究表明，s b r 反应器内的生物颗粒化现象可以在不同的生物群落 中发生，包括产酸菌、产甲烷菌、好氧活性污泥、硝化菌、反硝化菌等等。这 些现象表明，无论是好氧颗粒污泥还是厌氧颗粒污泥只是由于外界环境的物理、 化学、生物学等条件的改变，使微生物表面特性和代谢行为发生改变，而引起 的一种复杂的生物现象。因此，好氧颗粒污泥的颗粒化现象与生物类型并无太 大关系，与底物负荷、水力剪切作用、溶解氧、沉淀时间等工艺运行条件有着 密切的关系。 1 2 2 1接种污泥 絮状污泥、厌氧颗粒污泥或好氧颗粒污泥均可作为好氧颗粒污泥培养过程 中的接种污泥，但目前培养的好氧颗粒污泥绝大多数是采用絮状污泥作为接种 污泥。目前厌氧颗粒污泥技术已较为成熟，因此许多研究人员开始尝试着利用 厌氧颗粒污泥作为接种污泥来培养具有同步脱氮除磷功能的好氧颗粒污泥。卢 超然等【i 列就是以厌氧颗粒污泥作为接种污泥，6 0 d 培养出了具有同步脱氮除磷功 能的好氧颗粒污泥。e r g u d e r 等1 1 4 】以厌氧颗粒污泥和好氧活性污泥的混合污泥为 接种污泥成功培养出了好氧颗粒污泥，该污泥具有好氧活性污泥和厌氧颗粒污 8 o 凸o 绪论 泥的共同优点，运行过程中能够产生甲烷，耗氧速率较低，可大幅度节约能源， 降低了运行费用。h u 等【1 5 】以厌氧颗粒污泥为接种污泥培养好氧颗粒污泥，结果 表明，厌氧颗粒污泥经历了破解再聚集生长的过程，且构成好氧颗粒 污泥的优势菌种由最初的球状菌转化为了杆状茵和丝状菌。目前，以好氧颗粒 污泥作为接种污泥来培养好氧颗粒污泥的研究较为鲜见。 1 2 2 2 进水基质类型及有机负荷 近年来，国内外的研究者采用葡萄糖、醋酸盐、苯酚、酿造废水及一些工 业废水等不同基质的进水，在好氧反应器内均成功培养出了成熟的好氧颗粒污 泥。但由于进水基质不同，使得所形成的好氧颗粒污泥在微观结构和颗粒内的 微生物类型有所不同。例如：葡萄糖为碳源时所形成的好氧颗粒污泥，颗粒表 面以球菌和丝状菌为主，存在少量杆菌；醋酸盐为碳源时所形成的好氧颗粒污 泥结构较密实，颗粒表面以杆菌为主1 1 6 j 。 由于颗粒污泥特殊的传质结构，使其相对于活性污泥来说需要克服更高的 传质阻力，因此反应器内需要保持较高c o d 负荷。如果c o d 负荷过高，会引 起反应器内的丝状菌大量繁殖，从而导致污泥沉降性能下降，出水水质恶化。 若在较高c o d 负荷条件下提高水力剪切力，丝状菌将会被打碎随出水排出，从 而形成较致密、沉降性能良好的好氧颗粒污泥。 t a y 等1 1 7 q 剐研究了好氧条件下有机负荷污泥颗粒化的影响，试验对比分析了 分别在i k g c o d ( m 3 d ) 、2 k g c o d ( m 3 - d ) 、4 k g c o d ( m 3 d ) 和8 k g c o d ( m 3 d ) 四个 不同有机负荷条件下好氧颗粒污泥的形成。试验结果表明，有机负荷为 l k g c o d ( m 3 d ) 和2 k g c o d ( m 3 d ) 时，反应器内仍然全部为絮状污泥，没有出现 颗粒污泥；当有机负荷为4 k g c o d ( m 3 d ) 时，反应器内以颗粒污泥为主，标志着 好氧颗粒污泥培养成功，颗粒比重为1 0 6 3 、颗粒强度为9 9 5 、细胞疏水性为 7 3 、p s p n 值为5 m g m g ，对c o d 的去除率达到9 9 以上，将该系统连续运 行8 0 d ，未出现颗粒解体的现象，且对c o d 的去除率保持稳定；当有机负荷为 8 k g c o d ( m 3 d ) 时，1 8 d 后反应器内出现了部分颗粒污泥，但该污泥随着反应器 的运行不断被洗出，未能培养成功。从上述试验结果可以看出，有机负荷对好 氧条件下污泥的颗粒化有较大的影响。z h e n g 等【捞j 以蔗糖为碳源来研究好氧条件 下有机负荷对污泥颗粒化影响，其研究结果也表明，在有机负荷为6 k g c o d ( m 3 d ) 条件下，反应器内极易引起丝状菌的大量繁殖，从而导致好氧条件下污泥的颗 9 绪论 粒化失败。 1 2 2 3 反应器操作参数 ( 1 ) 沉淀时间及沉淀速度 s b r 反应器内，通过控制较短的污泥沉淀时间有利于促进沉降性能较差的 絮状污泥被不断洗出反应器，而沉降性能良好的污泥被截留于反应器内，不断 生长，除此之外，在较短的沉淀时间下，可以促进微生物细胞表面的胞外多聚 物大量产生，从而使细胞表面疏水性能得到了极大的提高。这些都为好氧颗粒 污泥的形成提供了较有利条件。 m o r g e i 妁m 等1 2 0 j 在s b r 反应器内研究了水力停留时间( h r t ) 和污泥沉降时 间对污泥颗粒化的影响，试验结果表明，较短的h r t 和污泥沉降时间有利于好 氧颗粒污泥的形成。l i u 等【2 i 】通过对好氧颗粒污泥的沉降速率的影响因素的研 究，建立了好氧颗粒污泥培养过程中污泥沉淀时间与好氧颗粒污泥系统的s v i 值、污泥浓度和颗粒粒径之间的关系模型。该模型可用于指导研究人员在培养 好氧颗粒污泥的过程中，根据反应器内污泥的沉降性能、污泥的粒径等性能指 标来调节反应器运行过程中的沉降时间，从而促进好氧颗粒污泥的形成，减少 颗粒污泥形成的时间。为了验证该模型在好氧颗粒污泥培养过程中的准确性和 可行性，l i u 等还进行了一组对比试验。在四个完全相同的反应器内，设定污泥 沉降时间分别为2 0 m i n 、1 5 m i n 、1 0 m i n 和5 m i n 的条件下培养好氧颗粒污泥，四 个反应器内的污泥的污泥容积指数( s v i ) 值由1 4 0 m l g 下降至4 0 m l g ，细胞疏水 性由5 0 提高至7 0 ，p s p n 由7 r a g r a g 下降至3 m g m g ，活性污泥比耗氧速率 ( s o u r ) 由2 3 0 m 9 0 2 ( g v s s h ) 提高至2 8 0 m 9 0 2 ( g v s s h ) 。污泥沉降时间小于 1 5 m i n 时反应器内均出现了好氧颗粒污泥，沉淀时间为2 0 m i n 时反应器内未出现 好氧颗粒污泥。试验结果表明，短的沉降时间有利于细胞表面疏水性、p s p n 、 颗粒沉降性能比及微生物活性( 以s o u r 表征) 的提高，从而促进好氧颗粒污泥的 形成。 ( 2 ) 水力停留时间 s b r 反应器在运行过程中，质量较轻的污泥被洗出反应器，质量相对较重 的污泥被截留于反应器内，水力停留时间与污泥被洗出的频率有着密切的关系。 水力停留时间较短时，反应器内的污泥还没有来得及聚集沉淀就被排出反应器， 使反应器内污泥大量流失，颗粒化失败：水力停留时间较长时，反应器内的污 1 0 绪论 泥过量繁殖。因此合适的水力停留时间，不仅需要满足微生物生长和积累，同 时还要抑制悬浮物的生长。 b e u n l 2 2 | 在早期的关于s b r 反应器内的好氧颗粒污泥培养的报道中曾提出， 当反应器的水力停留时间为8 h 时，反应器不能有效洗出悬浮物，导致反应器出 水中含有大量的较轻悬浮微生物。但当反应器的水力停留时间降至6 7 5 h 时，这 种现象不久就消失了，尤其是当表面气体流速较低时，反应器内可形成稳定的 好氧颗粒污泥。可见缩短反应器的水力停留时间可促进活性污泥的颗粒化。w i r z r 2 3 】也认为较低水力停留时间条件，不仅有利于将沉淀性能较差的微生物洗出反 应器，促进沉降性能较好的微生物在反应器内大量生长繁殖，还可提高反应器 的有机负荷，从而从两方面促进好氧颗粒污泥的形成。 ( 3 ) 水力剪切力 水力剪切力是由于液体流、空气流和固相离子间的摩擦所引起，通常以表 面气体流速来表征，它是好氧颗粒污泥形成的一个重要的影响因素。 有研究者 2 4 彩】在s b r 反应器进行好氧颗粒污泥的培养的过程中，设置反应 器的表面气体流速为1 2 c m s ，好氧颗粒污泥培养成功，当不断提高表面气体流 速时，发现好氧颗粒污泥的胞外多聚物含量、细胞表面疏水性、颗粒污泥比重、 活性污泥比耗氧速率等于反应器内的水力剪切力呈正相关性。这充分说明了水 力剪切力与污泥颗粒化现象和颗粒污泥的结构性能密切相关。t a y 等【2 6 】在s b r 反应器中以较低的表面气体流速( 0 0 0 8 m s ) 条件下未能成功培养出好氧颗粒污 泥，但在较高的表面气体流速( o 0 2 5 m s ) 条件下却成功培养出了形状规则的好氧 颗粒污泥，然而，过高的水流剪切力还会引起反应器内好氧颗粒污泥的解体。 d i l a c o n i 等【27 】在序批式填料型生物膜反应器( s b b r ) 内研究水里剪切力与好氧颗 粒污泥形成的关系，试验结果表明，当水力剪切力为l d y n c m 时，填料表面形成 的生物膜结构松散多空，且很容易脱落，但当水力剪切力提高为l o d y n c m 时， 填料表面的生物膜脱落，脱落的生物膜在反应器内不断形成颗粒污泥，该颗粒 污泥表面光滑，且水力剪切力越大则颗粒污泥的数量就越多。 ( 4 ) 溶解氧 如果反应器内的溶解氧浓度过低，液相中的氧分压不足以使氧气到达颗粒 污泥内部，从而使颗粒内部处于厌氧状态，随着颗粒污泥的继续成长，颗粒污 泥的粒径不断扩大，当粒径达到一定程度后，液相中的营养物质也无法到达颗 粒内部，从而使颗粒内部的微生物处于内源呼吸状态，将会出现解体的现象。 绪论 因此溶解氧浓度在污泥颗粒化过程中也起着重要的作用。p e n g 2 9 l 在研究溶解氧 浓度对污泥颗粒化得影响时却得出了不同的结论，他发现若将已培养成功的好 氧颗粒污泥系统的溶解氧浓度降低至0 7 1 0 m g l 时，反应器内原有的颗粒污泥 发生了解体的现象，污泥的沉降性能明显变差，污泥容积指数( s v i ) 达到了 15 0 , - - 2 0 0 m l g ，但当将该反应器在0 7 - 1 0 m g l 溶解氧条件下继续运行一个月后， 反应器内原本解体的颗粒污泥又从新剧集起来形成了新的颗粒污泥，对t n 和 n h 4 + - n 的去除率分别为6 0 和9 5 ，且污泥的沉降性能好转，s v i 值降至 8 0 - - 10 m l g 。 除此之外，很多研究者对溶解氧浓度对好氧颗粒污泥脱氮效果的影响进行 了研究。y a n gs f 等1 2 8 1 研究了溶