污泥颗粒（精选10篇）
污泥颗粒 篇1
摘要：采用好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术对焦化废水中的氨氮进行处理, 研究了其去除效果及影响因素, 结果表明, 微氧颗粒污泥+好氧污泥工艺对焦化废水中的氨氮有很好的去除效果, 去除率可达80%以上;好氧阶段曝气时间和pH值对氨氮去除效果的影响较大, 而整个系统运行稳定后停止运行1个月, 对氨氮的去除效果无明显影响。
关键词：焦化废水,氨氮,EGSB反应器,微氧颗粒污泥,好氧污泥
焦化废水中氨氮污染物的含量较高, 我国焦化产业每年排放的氨氮量达到数万吨。众所周知, 氨氮是水体富营养化的主要因素;此外, 废水中氨氮具有不稳定性, 在亚硝化菌的作用下会转化成具有致畸、致癌作用的亚硝酸盐[1,2,3]。因此, 焦化废水中氨氮的去除至关重要。然而, 目前国内外常用的焦化废水的处理方法仍采用普通生物处理, 这些处理方法虽然能保证酚、氰等污染物处理效果基本达标, 但对出水中化学需氧量 (COD) 和氨氮的排放, 却很难达到排放标准[4,5,6]。颗粒膨胀污泥床 (EGSB反应器) 设有的回流系统和高效的传质效果, 对焦化废水中难降解污染物质的去除起到重要作用。同时, 采用微氧技术向EGSB反应器中充入适量氧气, 使EGSB反应器内形成厌氧与好氧共存的微氧环境, 这种微氧颗粒膨胀污泥床技术对焦化废水中难降解污染物质以及氨氮的去除提供了可能[7,8]。本课题组前期采用两级微氧EGSB反应器系统对焦化废水进行处理, 实验结果表明:该工艺对COD的去除效果较高, 但是对氨氮的去除效果不理想[7]。分析原因可能是微氧EGSB反应器中的微氧条件以及相对较高上升流速, 不能保证反应器内足够的硝化菌。考虑到硅藻土对废水中氮污染物有吸附作用, 因此本实验采用微氧颗粒污泥与硅藻土结合的技术, 并由好氧活性污泥与其协同处理的技术研究对焦化废水中的氨氮进行去除。
1 实验材料与方法
1.1 实验装置
本研究采用微氧颗粒污泥 (加有硅藻土) +好氧活性污泥的技术, 去除废水中的氨氮。将适量硅藻土加至图1的EGSB反应器 (微氧) 中, 焦化废水首先由该EGSB反应器处理后, 取部分处理水注入图2的量筒进行第二阶段的好氧去除研究。实验所用EGSB反应器高度为2.3 m, 有效容积为18 L。其中, 反应区高为1.7 m, 内径为100 mm, 有效容积为12 L;沉淀区高为0.6 m, 内径为140 mm, 有效容积为6 L。具体的工艺流程如图1所示。该工艺的曝气头设在回流柱中, 借助回流作用保证反应器内的微氧条件。实验的好氧处理阶段是在量筒小实验中完成, 如图2所示。
1.2 实验材料
1) 微氧颗粒污泥。实验所用微氧颗粒污泥包括两种:一种是本课题组在前期微氧EGSB反应器处理焦化废水研究中已经培养驯化成功的颗粒污泥;另一部分是后期培养的消化污泥。前期污泥由市政消化污泥经焦化废水驯化所得;后期污泥由焦化厂泥饼及污水处理厂消化污泥共同培养所得。
2) 焦化废水。取自太原煤气化集团第二焦化厂的调节池内焦化废水, 该水质基本参数为:COD浓度为1 100 mg/L~2 900 mg/L, 氨氮浓度为50 mg/L~260 mg/L, p H值为8.3~9.2。
3) 好氧活性污泥。实验所用好氧活性污泥是在温度选取35℃时, 将焦化厂泥饼和市政消化污泥, 以及生活污水接种所得的种泥, 经过20 d培养出的消化污泥, 该活性污泥呈棕褐色, 并且呈絮状体。
注:1—进水桶;2—上水提升泵;3—高位水桶;4—进水蠕动泵;5—EGSB反应器;6—保温棉;7—取水样口;8—气体吸收瓶;9—回流柱;10—出水;11—曝气头;12—回流泵
1.3 分析项目及方法
氨氮 (NH3-N) :纳式试剂光度法;溶解氧 (DO) :碘量法。
2 实验结果及讨论
1) 好氧污泥协同微氧颗粒污泥对焦化废水中氨氮去除效果的研究。
颗粒污泥 (微氧) 处理阶段, 采用连续进水、连续出水的运行方式, p H控制在8.7~9.2, MLSS平均值取31.7 g/L, 进水T取23℃~29℃, 曝气量取10 000 m L/min, 反应器内水温由水浴锅控制在25℃左右。另外, 第1天向反应器中投加硅藻土60 g, 第2天开始每天投加6 g, 当整个微氧、好氧系统将氨氮去除效果达标后, 中止继续加入硅藻土。在好氧活性污泥系统中, 采用间歇进水、间歇出水的方式, MLSS平均值取21.65 g/L, 实验T取30℃, 进水p H设定为8, 曝气量取2 000 m L/min, 每天连续曝气18 h以保证反应器中DO浓度大于2 mg/L。停止曝气后静沉30 min, 取上清液分析。实验结果见图3, 图4。该实验结果显示, 好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术对氨氮的总去除率达到87%~99%, 出水中氨氮浓度降至0.2 mg/L~10 mg/L, 满足氨氮浓度低于15 mg/L该一级排放标准。因此, 采用好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术处理焦化废水, 可使出水中氨氮浓度达标。
2) 曝气时间在好氧污泥处理阶段对氨氮处理效果的影响。
取微氧EGSB反应器出水500 m L, 将其p H值调至8.0, 注入好氧量筒内进行好氧处理, 反应温度控制在30℃, 曝气量取2 000 m L/min, 曝气T依次取2 h, 6 h, 18 h及24 h。研究曝气时间长短不同, 好氧系统对氨氮去除效果的影响。同样的方法取3次水样做该实验, 实验结果见图5。
实验结果显示, 曝气时间为2 h, 6 h, 18 h, 24 h, 氨氮去除率分别为15%~22%, 24%~47%, 88%~97%, 96%~99%。在好氧系统中, 氨氮的去除率跟曝气时间有关, 并随曝气时间的增加而提高, 当曝气时间为18 h~24 h时, 氨氮的去除效率高, 去除效果好。分析该原因为:反应过程中曝气时间的适度增加, 可以提高好氧系统中DO的含量, 当该含量达到适宜的范围, 将利于好氧阶段硝化细菌的硝化作用, 最终达到氨氮得以高效去除的效果。
3) p H值在好氧活性污泥系统中对氨氮去除效果的影响。
从微氧EGSB反应器中取出水水样1 500 m L, 将该水样平均分为3份, 3份水样的p H值分别调为5.8, 8.0, 9.5之后, 注入3个相同的好氧系统中。反应T均取30℃, 曝气量取2 000 m L/min, 曝气T取18 h。观察研究好氧处理系统中, 不同p H值对氨氮去除效果有无影响。同样的方法取3次水样做该实验, 实验结果见图6。
实验结果显示p H值取5.8, 8.0, 9.5时, 氨氮去除率分别为52%~59%, 86%~93%, 53%~62%。当p H值取8.0时, 系统对氨氮的去除率明显超出p H值取5.8或9.5。分析该原因为:在好氧反应过程中, 硝化菌发挥作用的最佳p H范围为8.0~8.4。若p H值低于或者高于这个范围, 硝化菌的活性都会大幅度降低, 从而降低好氧阶段对氨氮的去除率。
4) 短期的系统停止运行, 对好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术去除氨氮效果的影响。
当好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术去除氨氮的效果达到高效、稳定运行后, 继续运行1周, 之后将整个系统停止运行1个月。再次重新启动该系统, 观察系统停止运行对氨氮去除效果的影响。实验结果见图7, 该数据是系统重启3 d后开始取水样测得。
实验结果显示, 微氧颗粒污泥阶段氨氮的去除率为8%~36%, 好氧污泥阶段氨氮的去除率为76%~99%, 好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术对氨氮的总去除率为87%~99%。测定数据开始的前3天, 好氧阶段对氨氮的去除率低于80%, 而从第4天起, 氨氮去除率提高至80%以上, 去除率也保持稳定。分析该原因为:1个月对整个系统的停止运行, 对微氧颗粒污泥处理效果没有明显影响, 但会影响到好氧污泥的活性, 该好氧污泥会在短时间内恢复其活性。总的来说, 好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术在短期内停止运行, 对整个系统去除氨氮效果没有明显影响。
3 结语
1) 好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术处理焦化废水时, 对废水中氨氮的去除效果较好, 并能保证出水氨氮浓度满足GB 8978-1996污水综合排放标准一级排放标准。2) 在好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术处理焦化废水时, 好氧系统曝气时间对氨氮去除效果的影响较大, 当曝气时间为18 h~24 h时, 氨氮去除效果最佳。3) 在好氧污泥协同微氧颗粒污泥技术处理焦化废水时, 好氧系统p H值对氨氮去除效果的影响较明显, 好氧系统最适宜的p H值应控制在8.0~8.4。4) 当整个系统运行稳定后停止运行1个月, 对整个工艺的再次启用及处理效果不会产生明显影响, 并且好氧污泥活性的恢复比较快。
参考文献
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污泥颗粒 篇2
好氧颗粒污泥研究进展
介绍了好氧颗粒污泥的特征及形成机制,并对影响好氧颗粒污泥形成的.因素如水力剪切力、胞外聚合物(EPS)、投加多价阳离子或载体、溶解氧(DO)、C/N比、反应器构型、底物组成、有机负荷率、污泥表面疏水性进行了分析,通过对好氧颗粒污泥的简介,提出了好氧颗粒污泥的发展趋势.
作 者：张天爽 ZHANG Tian-shuang 作者单位：山西省城乡规划设计研究院,山西,太原,030001刊 名：山西建筑英文刊名：SHANXI ARCHITECTURE年，卷(期)：35(7)分类号：X703关键词：好氧颗粒污泥 影响因素 形成机制
污泥颗粒 篇3
关键词城市污水;颗粒化;动力学;好氧颗粒污泥
中图分类号X703文献标识码A文章编号1673-9671-(2010)031-0093-01
1材料与方法
1.1试验装置与启动
试验采用圆柱型SBR反应器,反应器内径均为7cm,高为120cm,有效容积4.6L,容积交换比分别为50%。采用空气压缩机供气,通过玻璃转子流量计控制曝气量,微孔粘砂曝气头曝气。 SBR单周期循环时间为4h,其中进水5min,曝气210min-227min,沉淀3min-20min,出水5min。整个过程采用微电脑时间控制器控制。
1.2试验用水及接种污泥
进水为合肥市某污水处理厂城市污水,试验阶段进水COD 100-200 mg/L、NH-N 15-30 mg/L、PO43--P(mg P/L) 1-10 mg/L、pH 6.5-7.5。接种污泥为该污水处理厂回流污泥。污泥呈深灰色,结构松散,外形不规则呈絮状。接种后反应器中MLSS为4300mg/L,SVI 为100 mL/g。
1.3分析项目和方法
COD、SV、SVI、MLSS、MLVSS均采用国家标准方法,污泥形态通过奥林巴斯CX31型光学显微镜观察并用奥林巴斯数码相机采集图像。
2结果与分析
2.1 好氧颗粒污泥的培养
运行前5d,反应器中的污泥颜色均逐渐变浅至浅灰色。在第16d取泥样,发现细小的好氧颗粒污泥出现。随着沉降时间的调整,各反应器中污泥颜色逐渐为黄褐色,好氧颗粒数量增多,粒径有所增大,运行至40 d后,基本趋于成熟。成熟的颗粒污泥粒径可达0.7 mm左右,与其它文献[5-6]相比,本实验培养的好氧颗粒粒径较小,原因可能与本实验中城市污水水质波动大且有机物浓度较低有关。好氧颗粒污泥的结构相对较为密实,较低有机负荷条件下,使扩散进入颗粒污泥内部一定深度的有机物数量受限,处于内部较深层的微生物无法获得满足自身生长繁殖所需要的足够碳源,从而限制了好氧颗粒污泥粒径的增大。
2.2好氧颗粒污泥对基质降解动力学研究
基质降解的动力学涉及基质降解与基质浓度、生物量等因素之间的关系,主要描述决定底物降解速度的各项因素及其相互间的关系。有研究表明在反应系统中,基质降解速率与颗粒中的微生物浓度及颗粒周围的底物浓度密切相关,一般地,这种关系可用类似于Monod’s方程描述:
(1)
式中,为比降解速率 ,为最大比降解速率,为饱和常数,为基质浓度。
对等式(1)两边同时取倒数:
(2)
分别选取5组不同体积成熟好氧颗粒污泥2L、1L、0.7L、0.5L、0.4L;取污水厂进水10L作为试验进水,每组2L。取好氧颗粒与污水各一组倒入反应器中,曝气1.5h后取出水,测其COD。以为纵轴,为横轴,将试验中所得各组数据作图(如图1),所得直线斜率为,纵轴截距为。求得动力学参数为:为739.87mg/L,为18.172,有机底物降解动力学方程为:
(3)
图1好氧颗粒污泥降解动力学
试验所得的结果与相关报道中的常数有些差别,该好氧颗粒污泥的与明显高于普通活性污泥相应的(2-10)与(15 mg/L -70mg/L),这说明微生物活性高于普通活性污泥,并可看出好氧颗粒污泥具有处理高浓度有机废水的能力。
2.3好氧颗粒污泥生长动力学研究
根据微生物增长与基质利用的关系,可推出微生物增长动力学方程::
= (4)
其中,为污泥龄,为污泥负荷率,污泥产率系数,污泥衰减系数(微生物的自身氧化率)。
在反应器中,以不同进水COD浓度,控制不同的污泥龄和污泥浓度连续运行,监测出水COD,以及MLVSS。以1/为纵坐标, 为横坐标作图(如图2),求出颗粒污泥生长动力学系数Y(污泥产率系数)为0.183 kgMLVSS / kgCOD,(污泥衰减系数(微生物的自身氧化率))为0.0109 d-1。
图2好氧颗粒污泥增长动力学
与普通活性污泥的污泥产率系数(0.25-0.4 kgMLVSS / kgCOD)相比,好氧颗粒污泥的产率系数较小,这说明好氧颗粒污泥剩余污泥量少的原因,大大减少了剩余污泥的处置费。
3结论
1)在SBR反应器中,采用有机物濃度低的城市污水,以好氧絮状活性污泥为接种污泥,通过对剪切力、沉降时间等运行参数的调控,反应器中第16d出现细小颗粒,40d后趋于成熟,成熟后的颗粒污泥粒径可达0.7 mm。成功实现了好氧颗粒污泥的培养。
2)动力学模拟结果表明,相应的动力学参数(最大比降解速率)、(半饱和常数)、Y(污泥产率系数)(污泥衰减系数)分别为18.172、739.87mg/L、0.183 kgMLVSS / kgCOD 、0.0109 d-1。与普通活性污泥相比,好氧颗粒污泥最大比降解速度相对较大,产率系数相对较小,这充分说明好氧颗粒污泥降解速度快,剩余污泥量少。由此可见,该技术有着良好的应用前景。
参考文献
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好氧颗粒污泥废水处理技术 篇4
特点:
1. 有机物、COD、氨氮、总氮、TP同时达标, 重金属得到有效去除。
2. 好氧颗粒污泥反应装置具有超出普通活性污
泥反应器3～5倍的污泥浓度 (6～10g/L) , 能承受较大的冲击负荷, 并能很好地抵御有毒物质对微生物的破坏。
3. 由于好氧颗粒污泥具有极佳的沉降性能, 可将处理量提高50%, 大大提高废水处理效率, 降低处理成本。
4. 好氧颗粒污泥含水率较低, 对于相同干重的污
好氧颗粒污泥的特点及其研究进展 篇5
综述了好氧颗粒污泥的基本特征和微生物相、好氧颗粒污泥形成的主要影响因素及其颗粒化反应器等.好氧颗粒污泥是近几年发现的在好氧条件下自发形成的`细胞自身固定化过程,是生物膜特殊的生长形式.颗粒污泥具有良好的沉降性能、较高的生物量和在高容积负荷条件下降解高浓度有机废水的良好生物活性.污泥颗粒化过程是一个多阶段的过程,取决于废水组成及其操作条件的选择.在气提式内循环间歇反应器(internal circulate sequencing batch airlift reactor,IC SBAR)中易于培养出性能良好的好氧颗粒污泥.
作 者：张兴文 王芳 杨凤林 宋欣欣 作者单位：张兴文,王芳,杨凤林(大连理工大学环境与生命学院,大连,116024)
宋欣欣(大连民族学院化学工程系,大连,116024)
污泥颗粒 篇6
好氧颗粒污泥是一种较高密度的球型细菌团体,里面的微生物都是很常见的,如碳、氢、氧、氮、硫、磷等元素,还有钙、镁、等,但是经过这些元素的自身互相反应之后变得非常稳定密实。与其他污泥不同的是,它的活性较高、沉降性能好、受有机负荷高。近年来,好氧颗粒污泥在生活污水和工业废水处理方面得到了重视,好氧颗粒污泥本身浓度较高,所以在反应的时候可以减小反应器容积,减轻冲击压力。好氧颗粒污泥的形成过程是长期又复杂的生态学过程。有学者将好氧颗粒污泥的形成比喻为水滴汇成流、河流再汇入大海的过程,久而久之,最后形成一个庞大不可分割的系统,通过群落和环境互相作用,形成了稳定性非常高的产物。
1好氧颗粒污泥的现状
好氧颗粒污泥优点很多,基于其本身的优势,国内外都非常重视这一物质的研究,厌氧颗粒污泥的优点主要是沉淀性能好、高浓度,但也会增高实验反应器的负荷。此外,好氧颗粒污泥需要在无氧环境下才能发挥出其吸附作用,要创造无氧环境需要较高的运行温度。因此,该种物质处理低浓度的废水效果并不明显。科学家们开始研究,是否有比厌氧颗粒污泥处理废水效果更加理想的活性污泥,此后,好氧颗粒污泥由此进入人们视线,好氧颗粒污泥最大的优点就是其稳定性高,对反应器的压力也远远低于厌氧颗粒污泥。
在1999年,我国学者竺建荣等科学家在《环境科学》上发表的《好氧颗粒活性污泥的培养及理化特性研究》,首次提出关于好氧颗粒污泥的概念。清华大学教授胡林林在《好氧颗粒活性污泥的培养、特性及应用研究》中报道了利用厌氧颗粒污泥为接种污泥培养出了好氧颗粒污泥,通过这一方式培养出的好氧颗粒污泥呈白色球状,表面有绒毛,而且直径也比之前更大,最大可达到5 mm。同年,华南理工大学学报也报道了有关好氧颗粒活性污泥的研究,之后有大量学者研究了沉淀时间对好氧颗粒污泥系统的启动影响,关于好氧颗粒污泥的研究在全国盛行,推动了好氧颗粒污泥研究工作的迅速发展。
2好氧颗粒污泥的应用
虽然国内外已经针对好氧颗粒污泥进行了初步研究,但是关于这一产业的技术尚未发展成熟,缺乏系统的理论知识,没有绝对权威的研究理论。而且真正应用在工业废水处理系统中风险很大,要考虑很多问题,能否达到模拟时的高密度和良好活性,对有害物质和难降解的物质去除率到底能达到多少,这些都是不能确定的。造成这个问题的主要原因是由于学界对于好氧颗粒污泥的研究虽然很多,但是缺乏一套系统的理论,很多报道都是讨论了单个因素对好氧颗粒污泥的影响,比如水力、沉降时间及沉降速度、反应器的循环周期、有机负荷、溶解氧、p H值和温度等等。但是什么是影响好氧颗粒污泥关键的因素并没有得出最终的结论。
目前的理论认为,好氧颗粒污泥在处理高浓度有机废水中有很大的优势,是因为其结构紧密,这就可以保证反应器中微生物存活量,而且耐受程度很强。此外,由于特殊的结构,好氧颗粒污泥不易被冲散,而且在废水中与高浓度的有毒物质接触面少,可以减少有毒物质对好氧颗粒污泥的危害。国外研究显示,好氧颗粒污泥对重金属离子的去除率很有效,就目前来看,我国在处理重金属废水时,依然采用传统的方法,比如化学沉淀法等,这些方法有一定的效果,但是同样存在成本高、处理效果不尽人意等问题,假若将好氧颗粒污泥应用到重金属废水的处理中,效果是非常理想的,好氧颗粒污泥最大去除率可以达到95.9%。吸附时间并不长,种种实践显示,颗粒污泥是一种经济有效的处理重金属的吸收物。
3发展展望
综上所述,好氧颗粒污泥的优势非常显著,如果将其应用到生活废水和工业废水的处理过程中,将会收获到良好的效果。现阶段研究好氧颗粒污泥的最重要的就是形成一套完整的理论,研究好氧颗粒污泥在由颗粒化到群体化过程中发生的化学变化和自身特性发生的反应。好氧颗粒污泥必然会有更显著的应用成效,也会取得更为理想的吸附效果。
摘要：好氧颗粒污泥是常见的球型细菌团体,好氧颗粒污泥稳定性高,沉淀性能好,如果可以将其应用到生活废水和工业废水的处理过程中,将会收到很好的效果。主要针对好氧颗粒污泥的吸附效应与应用现状进行分析。
关键词：好氧颗粒污泥,吸附效应,应用现状
参考文献
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污泥颗粒 篇7
随着近几十年来厌氧反应器和微生物理论的发展，污水的厌氧处理技术在实际应用方面表现出了很强的竞争力，同时因其高效的处理能力及可以产生生物能源沼气，引起了国内外普遍关注，被广泛研究和应用。厌氧颗粒污泥作为厌氧反应器中生物的主体，在厌氧生物处理过程中占据了非常重要的地位，然而厌氧颗粒污泥在ABR反应器中的形成机理目前仍不是十分明确，影响污泥颗粒化进程的因素很多。本文总结了可能影响厌氧污泥颗粒化进程的因素，以期对颗粒污泥培养的工业化发展有所借鉴。但是通常颗粒污泥形成的时间长，反应器初次启动过程往往需要2～3个月时间，长者达半年甚至一年之久[1]。因此促进颗粒污泥的形成，加速反应器启动成为国内外研究的热点，本文也将对加速颗粒化的问题进行简要综述。
2 ABR反应器的污泥颗粒化
2.1 ABR反应器中污泥颗粒化现象
尽管Stuckey认为在ABR反应器中即使不形成颗粒污泥也能获得良好的处理效果，但是许多研究结果表明，在处理效果良好的ABR反应器中，只要条件合适都是存在颗粒污泥的。一些研究者[2,3,4]在研究ABR反应器时，虽然反应器接种物浓度不同、运行条件不同、处理的废水不同，他们都观察到污泥颗粒化的现象，这说明控制在合适的条件下，ABR反应器是能够培养出颗粒污泥的。Boopathy和Tilche[5]用带有沉淀池的三隔室复合式厌氧折流板反应器(HABR)处理高浓度糖浆废水，仅过了30 d就在三隔室中发现了灰色的球形颗粒污泥，且第1隔室中甲烷八叠球菌属为优势菌，第3隔室中以甲烷丝菌属为主。ABR反应器在处理有毒、难降解有机废水时也发现了污泥颗粒化的现象。Holt等[6]研究了5隔室的ABR反应器处理含酚废水时污泥的颗粒化问题，发现前面几个反应室中分别出现了粒径在1～4mm范围内的颗粒污泥(没有给出出现的时间)，并且颗粒污泥的粒径沿程递减。戴友芝用ABR反应器(5隔室、16 L、11 g VSS/L)处理含有五氯酚钠(PCP-Na)的人工废水，运行3个月后，反应器前3个隔室开始出现颗粒污泥，而且颗粒化程度沿程递减，第4、5隔室的颗粒污泥则较少。反应器第1、2隔室的菌种较类似，以丝状菌、球菌和短杆菌为主，第4、5隔室则以竹节杆菌为优势菌。沈耀良等[7]研究ABR反应器处理垃圾渗滤液与城市废水的混合废水，在负荷达到4.171 kg COD/(m3·d)时，在ABR各个隔室发现了棒状或球状颗粒污泥，粒径在0.15～5mm范围内，颗粒污泥浓度和粒径呈现中间2、3隔室高，两头1、4隔室低的趋势。该结果与Barber的研究结果有相似之处，Barber用8隔室的ABR反应器培养出的颗粒污泥粒径在反应器的中部达到最大，然后又开始沿程递减。徐金兰等研究了ABR反应器(4隔室、15 L、15 g VSS/L)的启动与颗粒污泥的形成情况，运行40 d后在反应器的4个隔室中均发现了颗粒污泥。同时讨论了颗粒污泥的形成影响因素，指出水流特性、适宜菌群、水力负荷、适宜碱度是颗粒污泥形成的条件。
2.2 ABR反应器污泥颗粒化机理
到目前为止，还没有一种理论可以全面、清楚地阐明颗粒污泥形成的机理，比较有代表性的假说是Lettinga的晶核假说[8]。周律、王宝泉[9]研究了颗粒活性碳在UASB反应器污泥颗粒化过程中的作用，他指出在试验初期活性炭以“晶核”的方式参与到污泥颗粒化的进程中，颗粒活性炭确实起到吸附、粘附核心的作用。在相同的试验条件下，投加颗粒活性炭的反应器颗粒污泥出现时间仅为不投加对照反应器的一半左右，颗粒污泥的粒径也大，最大容积负荷为对照反应器的1.6倍，反应器的稳定性和耐水力冲击负荷性优于对照反应器，而且缩短了水力停留时间。
2.3 影响ABR颗粒污泥形成的因素
2.3.1 废水性质
废水的性质对启动效果影响较大[10]。对可生化性较差的废水，启动时可以适当补充易生化降解的物质，如生活污水或淀粉[11]。
2.3.2 营养元素和微量元素
当废水中N、P等营养元素不足时，不易于形成颗粒，而且对于已经形成的颗粒污泥会发生细胞自溶，导致颗粒破碎，因此要适当加以补充。N源不足时，可添加氮肥、含氮量高的粪便、氨基酸渣及剩余活性污泥等;P源不足时，可适当投加磷肥。铁、镍、钴和锰等微量元素是产甲烷辅酶重要的组成部分，适量补充可以增加所有种群单位质量微生物中活细胞的浓度以及它们的酶活性[12,13]。
2.3.3 接种污泥
接种污泥的种类和浓度均对厌氧污泥颗粒化的进程有影响。从接种污泥的种类来看，接种来自UASB反应器的颗粒污泥将大大缩短反应器的启动时间，但若待处理废水的种类和浓度与培养颗粒时的水不同，则可能影响接种颗粒污泥的稳定性，同时这种稳定性也受到操作条件(如负荷和温度等)变化的影响。这些影响可以导致微生物种群在组成和结构上的变化，严重时会导致颗粒污泥的完全解体[14,15]。对于此种情况，值得借鉴的研究经验是：在接种颗粒污泥的最初阶段(一般是一个星期)，控制污泥的负荷率在较低的水平，以使污泥能够充分适应新的环境。如无颗粒污泥作为接种污泥，也可使用其它类型的非颗粒污泥。在这种情况下，厌氧消化污泥是最常用的。其他类型的污泥包括：新鲜的或经过消化的牛粪、泥浆以及好氧活性污泥。非颗粒污泥的接种浓度对能否形成颗粒污泥没有影响，但对其形成速度有影响。具有较低产甲烷活性(<0.05 g COD·g VSS-1d-1)的高浓度种泥(TS>60kg TS·m-3)有利于加速颗粒化进程[17]。一般情况下，采用较粘稠的污泥进行接种培养的过程中可以有选择地洗出部分生物物质;而接种低浓度的污泥则会导致污泥膨胀，进而造成相当多生物物质的非选择性洗出，从而延缓了污泥颗粒化的进程。当采用非颗粒污泥作为种泥时，最好是选择具有处理实际废水能力的污泥。此外，接种污泥活性较高时，应当小心控制启动过程以免污泥洗出。
2.3.4 温度
温度是影响污泥颗粒化的一个重要因素。在实验室规模的UASB反应器中，以乙酸、丙酸和丁酸为混合基质培养出嗜热(53～55℃)厌氧颗粒污泥。其中，丙酸的降解受温度波动的影响很大，温度降至30～48℃之间时，丙酸的降解大幅下降，温度稳定恢复至53～55℃时，丙酸的降解效率得到有效恢复。丙酸降解效率的恢复导致反应器中大约90%的污泥增长量，并显著增加了颗粒污泥的体积，这表明适当的温度条件对污泥的颗粒化过程是非常重要的。Lauand Fang等人[16]研究了在UASB反应器中，温度变化对处理蔗糖废水的嗜热厌氧颗粒(55℃)污泥活性的影响，温度升高至65℃和降低至37℃都会降低COD的去除效率，COD的去除率分别从原来的90%降低到60%和40%。同时，会出现严重的生物物质洗出和挥发酸(特别是丙酸)积累问题，但反应器可以在较短时间内完全恢复，产甲烷活性测试表明产甲烷菌没有其他细菌那么敏感。
2.3.5 碱度
碱度对污泥颗粒化的影响表现在两方面：一是对颗粒化进程的影响;二是对颗粒污泥活性的影响。后者主要表现在通过调节p H值(即通过中和部分中间体脂肪酸，保持pH值的变化幅度较小)使得产甲烷菌利于生长、维持活性，而前者主要表现在对污泥颗粒分布及颗粒化速度的影响。在一定的碱度范围内，进水碱度高的反应器污泥颗粒化速度快，但颗粒污泥的产甲烷活性低;进水碱度低的反应器其污泥颗粒化速度慢，但颗粒污泥的产甲烷活性高。因此，在污泥颗粒化过程中进水碱度可以适当偏高(但不能使反应器体系的pH>8.2，这主要是因为此时产甲烷菌会受到严重抑制)以加速污泥的颗粒化，使反应器快速启动;而在颗粒化过程基本结束时，进水碱度应适当偏低以提高颗粒污泥的产甲烷活性[16]。
一般认为，对于以碳水化合物为主的废水，进水碱度：COD>1∶3是必要的。徐金兰控制ABR出水碱度Ca CO3在500 mg/L以上，成功的培养出颗粒污泥。Mc Carty建议的碱度应维持在Ca CO3在20～5000 mg/L的范围内，如果反应器内的碱度小于Ca CO31000 mg/L时，就会导致pH值的下降。唐一等人研究认为，保证UASB反应器内污泥颗粒化，应当保证出水碱度Ca CO3在750mg/L。
2.3.6 水利条件
液体上升流速和沼气的表面速率对ABR反应器中污泥颗粒化过程有很大的影响，较高的水力负荷率和沼气产生速率可以洗出沉降性能差的絮状物、从颗粒污泥表面解吸附的细小粒子以及不能形成颗粒的细菌，从而促进污泥的颗粒化。液体的上升流速过高时，流体剪切力增加，会造成生物物质的解吸附，从而降低颗粒污泥的平均粒径，甚至造成颗粒污泥的解体。然而，关于液体升流速度对污泥颗粒化的影响也有不同的研究结果，这也许是由于研究条件不同。Kosaric[18]等人发现较低的液体上升流速(0.25和0.5m·h-1)对中温污泥颗粒化来说是最有利的，而液体上升流速较高(1.0和1.5 m·h-1)时，可以观察到颗粒污泥发生解体。Guiot等[19]证明，中温条件下，增加液体上升流速可以加快污泥颗粒化的速度，只有在线速度超过4.3 m·h-1时才会导致颗粒污泥体积的减小。
3 加速ABR污泥颗粒化的方法
3.1 投加无机絮凝剂或高聚物
为了保证反应器内的最佳生长条件，必要时可改变废水的成分，其方法是向进水中投加养分、维生素和促进剂等。Macarie和Guyot[20]研究发现，在处理生物难降解有机污染物亚甲基安息香酸废水时，向废水中投加Fe SO4和生物易降解培养基后，可以有效地降低原系统的氧化还原能力，达到一个合适的亚甲基源水平，加速污泥颗粒化，缩短UASB的启动时间。
王林山等人[21]向厌氧接种污泥中投加膨润土和聚丙烯酰胺，采用常温间歇式进料，在一个月内获得了颗粒污泥。Imai[22]研究了向接种污泥中添加吸水性聚合物(WAP)的作用，研究表明：在颗粒污泥形成过程中，向反应器内投加WAP量约为750 mg/L时，明显强化了以葡萄糖为基质的实验室规模和中试规模UASB反应器的颗粒化过程。
Tiwari等人[22]用UASB处理低浓度有机废水时，在反应器中投加壳聚糖、带负电Reetha、带正电Reetha，与不投加任何物质对比，产生的颗粒污泥粒径分别为：投加壳聚糖的粒径最大，带正电Reetha次之，接着是带负电Reetha，不投加任何物质的粒径最小。颗粒污泥粒径分别为0.15、0.144、0.139、0.128 mm。
韩洪军等[23]发现投加颗粒活性碳和阳离子聚丙烯酰胺可以加速颗粒污泥的生成，通过聚丙烯酰胺的架桥作用形成絮凝体，颗粒活性炭又为颗粒污泥的形成提供了一级生长核心，从而实现了反应器的快速启动。王林山等[24]发现在UASB反应器中加入的膨润土和聚苯烯酰胺和污泥絮凝成团，成为颗粒污泥的生长核心，絮凝团内的菌体生长最终形成颗粒污泥。其他研究者发现聚合物(Kymene SLK-2)、发泡多孔性藻朊酸钙胶体、吸水性聚合物颗粒和絮凝剂三氯化铝可以促进悬浮性污泥形成絮状体，并增加污泥之间的接触造粒机率，加快反应器的启动和颗粒污泥的培养，提高颗粒污泥的产甲烷活性与沉降性能。另外一些研究者发现金属阳离子(Ca2+、Mg2+、Fe2+)对污泥颗粒化也有促进作用。由于可电离羧基的胞外聚合物的存在使细菌体带负电荷，而这些多聚物能够吸引胞外的阳离子，从而产生一种将细胞束缚在一起的多聚物基质，有利于加速颗粒污泥的形成，改善颗粒污泥的活性。
3.2 投加金属离子
适量惰性物如Ca2+、Mg2+和CO32-、SO42-等离子的存在，能够促进颗粒污泥初成体的聚集和粘结。多位研究者研究了颗粒化中惰性颗粒的作用。
王长辉[25]研究微量元素在厌氧生化处理中的应用时发现，Fe2+、Zn2+、Co2+和Ni2+对厌氧微生物生长有促进作用，适量添加这些离子可大大缩短UASB反应器中厌氧污泥颗粒化的时间。
一些二价的重金属离子如Cu2+，不但不能提高厌氧颗粒污泥的产甲烷活性，反而产生较强的抑制作用，影响颗粒化进程[26]。
4 总结
ABR中颗粒污泥的颗粒化直接影响着ABR的启动。在启动过程中，根据特定废水的性质运用合理的加速颗粒污泥形成的方法，促进颗粒化，有效缩短启动时间。在运行过程中，充分考虑影响颗粒污泥的因素，避免颗粒污泥的破碎，从而有效地提高了ABR的反应效率。
(1)控制合适的条件(容积负荷碱度等)能够在ABR反应器中培养出颗粒污泥，提高反应器的去除效率和运行稳定性。
(2)在颗粒污泥培养过程中添加无机惰性物质对颗粒污泥的形成起到积极作用。
污泥颗粒 篇8
1 EGSB反应器的工艺特征
Lettinga教授和其同事自1974年研发了UASB之后,在80年代后期,又针对UASB工艺的缺点,开始研究EGSB。EGSB与UASB反应器结构相似,细高型,采用处理水回流,通过高的水流上升速度,污泥床处于膨胀化状态,从而保持了进水与颗粒污泥的充分接触。资料表明,EGSB可在1~2 h的水力停留时间下,取得UASB工艺需要8~12 h才能达到的效果[2]。EGSB反应装置如图1所示。
EGSB反应器的工艺特点主要表现在以下几个方面:
(1)专门设置的出水回流对进水具有良好的稀释作用,可最大限度地提高其对进水水质变化的适应性,具有极强的抗冲击负荷能力;同时由于水流负荷的加大,使颗粒污泥处于膨胀状态,从而增强了泥水的混合接触,加快了传质过程,提高了反应速率和处理能力,使其HRT大大缩短(一般在2~3 h),同时也有效地消除了反应器内的死区,提高了容积利用率。
(2)由于具有与UASB反应器相比极高的水流上升速度[3],因而其采用高径比较大的构造形式,占地面积可大大缩小。与IC反应器一样,适用于场地较为紧张的场合。
(3)EGSB反应器中特殊设计的三相分离器允许在比UASB反应器高得多的上升流速下获得良好的分离效果,同时还大大提高了对进水SS的适应性。
2 EGSB的热点研究领域
2.1 低浓度废水的处理
低浓度废水通常是指CODCr的质量浓度低于1000 mg/L的废水[4],主要包括生活污水、市政污水和一些工业废水。
据Monod方程可知,低浓度的进水基质会使有机物降解速率减小,污泥的活性降低,产气量也随之减少,有机物和污泥间的传质作用很差,反应器负荷受到限制。EGSB在处理低浓度废水时,由于具有高的表面负荷所形成的良好水力条件,能最大程度地减少传质阻力,因此可以取得较好的效果。
城市生活污水是低浓度废水的重要组成部分,由于具有成本低、效果较好、管理方便等优点,生活污水的厌氧处理工艺正逐渐受到各国的重视。Lettinga认为选择合适的后处理方法与之相配合,厌氧技术必将成为分散型生活污水处理模式的核心手段[5]。由于对低浓度废水加热和保温的能耗很高,因此低浓度废水的厌氧处理一般都在常温下进行。Letingga等在4℃处理低浓度VFA混合废水时仍取得了90%的去除率,这就说明EGSB在低浓度废水尤其生活污水的处理上应该具有较大的潜力。
由于甲烷菌是严格的厌氧菌,低浓度有机废水中往往含有较多的溶解氧(DO),这可能会形成潜在的危险[6]。事实上,在厌氧条件下兼性菌的耗氧呼吸能够减弱DO对甲烷菌的毒害作用。Kato认为即使在无足够基质供给,兼性菌有氧呼吸受限制的情况下,甲烷菌本身对氧仍有一定的承受力,另外颗粒结构中菌落的分布优势,甲烷菌生长在颗粒的中心,也保证了其尽可能地避免与氧接触[7]。Kato在30℃采用不含DO和含DO的EGSB处理酒精废水进行平行对比试验时,发现两反应器的处理效果和出水氧化还原电位均无太大差异,这就说明了反应器中DO能够很快的被兼性菌消耗,不致造成恶劣影响,同时反应器的去除率主要还是取决于EGSB中的混合状况,而与低基质浓度无太大关系,这点从进水CODCr的质量浓度低至163~196 mg/L时,两反应器的去除率仍可达97%可以证实[8]。
2.2 EGSB反应器对高浓度废水的处理
EGSB在有机负荷的承受能力(最高可达30 kg CODm-3d-1)方面具有UASB(一般为10 kg CODm-3d-1)无法比拟的优势。George.R.Zoutberg等研究了EGSB反应器对药厂和酒厂的高浓度废水的处理,结果表明总COD去除率均可达99%以上。L.A.Nunez等人也研究了中温条件下EGSB处理屠宰场废水的效果,结果表明在HRT为5 h的条件下,总COD去除率可达67%,总SS去除率达90%,脂类物质去除率达85%。D.Jeison等人以啤酒废水和乙醇废水为基质比较了UASB和EGSB对高浓度和低浓度有机废水的处理能力,结果表明在高浓度啤酒废水的处理方面,EGSB反应器优于UASB。
2.3 EGSB反应器对含有毒物质和难降解物质废水的处理
一般地,有毒物质会对微生物的代谢和活性有抑制和毒害作用,而难降解物质由于不能直接被微生物转化,故传统的厌氧反应器包括UASB反应器都很难获得较好的处理效果。由于EGSB反应器的设计思想包含高出水回流比,可将原水中的毒性物质稀释,而且高升流速度改善了传质效果,可以促进微生物对基质的降解。Gonzalez等人研究EGSB反应器处理甲醛废水时,毒性对产甲烷活性的影响,结果是乐观的。而Rinzema采用EGSB反应器处理月桂酸和癸酸钠废水,结果表明,在升流速度达7.2~7.7 m/h时COD去除率可达91%。同时也有研究发现EGSB反应器不适合处理油酸废水。
2.4 EGSB与其他工艺的组合研究
EGSB在上述特型废水处理上确实具有独到的优势,但是其本身作为一种厌氧工艺,不能有效地去除氮、磷及病源微生物等,从而可能会达不到水质排放的要求,因此采用EGSB与其他工艺的组合来提高整个系统的高效性也就成为近年来的研究热点。
可供选择的厌氧后续处理工艺种类较多,如物理法中的砂滤、紫外照射,化学法中的氯气、臭氧氧化,以及物化法中的絮凝、吸附等等,但从处理成本等方面考虑,生物法仍不失为首选。EGSB与好氧工艺的结合在实际废水工程上也己经有了一定的应用,如任洪强[9]采用的EGSB-CASS(膨胀颗粒污泥床一好氧复合生物反应器)工艺处理茶多酚工业废水,颜智勇等[10]的EGSB-稳定塘工艺处理木薯淀粉废水,均有效地实现了厌氧和好氧串联的过渡,彻底净化污染物。鉴于EGSB联合好氧工艺的成本、效果优势,联合工艺必会在工程上得到更为广泛的应用。
厌氧氨氧化(ANAMMOX)是生物处理含氨氮废水的全新理念,ANAMMOX是指NH3-N作为电子供体在厌氧条件下被亚硝态氮直接氧化生成N2的过程,它可以使硝化所需的氧化能耗节省50%以上,而且不需要有机碳源,因此对于高氨氮、低碳源的废水(如生活污水厌氧处理后出水)处理具有很大的吸引力[11]。Wang通过对EGSB中的颗粒污泥脱氮特性的研究证实了EGSB中ANAMMOX反应的发生,其中氨氮的去除率可达40%,而亚硝态氮的去除率则高达98%。ANAMMOX反应对环境条件(如进水基质、pH值、温度等)要求较高,而且工艺上对于如何保证亚硝态氮的来源并维持ANAMMOX反应中亚硝态氮与氨氮的浓度比例等都不是很清楚,因此对ANAMMOX的研究目前仍停留于实验室规模,但其应用前景仍很乐观。
膜生物反应器(MBR)也是近年来颇受关注的新兴反应器,但膜污染的问题一直限制了MBR的发展和推广。Chu等将EGSB和MBR组合成一体式反应器,位于三相分离器的上部的U型中空纤维膜,能够有效截留EGSB中的病源微生物以及颗粒污泥等,同时EGSB中高的上升水流(流速5 m/h)对膜表面进行着反复冲洗,有效地避免了膜污染。两种先进反应器巧妙的“共生”结合节省了空间,功能互补,在低温条件下(11~25℃)处理生活污水时,亦取得了很好的效果(出水CODCr的浓度小于50 mg/L)。
3 总结与展望
在厌氧工艺中,EGSB是高效节能的典型代表在实际工程中稳定运行的EGSB反应器,自身产生沼气所创造的的价值,除去工程运转的资金消耗外,还会有一定的剩余,非常适合我国现在的国情。虽然我国学者近几年对EGSB工艺进行了较深入的研究,但与国外相比尚有一定差距,还应加强对EGSB工艺在工程应用上的探索与实践。并力求能在EGSB的基础上开发出有我国自主知识产权的新型厌氧反应器。
摘要：介绍了膨胀颗粒污泥床的结构工艺特性;综述了膨胀颗粒污泥床较其它厌氧反应器具有优势的应用领域,如处理低浓度废水特别是生活污水等;同时介绍了为了达到水质排放要求,膨胀颗粒污泥床与其它新型工艺组合的研究现状与成果。
关键词：厌氧处理,膨胀颗粒污泥床反应器,废水处理
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污泥颗粒 篇9
如何将反硝化聚磷颗粒污泥在SBR反应器中有效培养, 以及了解影响好氧颗粒污泥反硝化聚磷性能的因素对于优化好氧颗粒污泥脱氮除磷工艺至关重要。本文结合近些年来国内外相关研究成果, 就以上两个方面进行了主要讨论, 旨在为好氧颗粒污泥反硝化聚磷的深入研究提供一些参考。
1 好氧颗粒污泥同步脱氮除磷的机理
好氧颗粒污泥同步脱氮除磷主要是利用反硝化聚磷菌 ( DPB) 的代谢特性。适当的培养条件下, 可在好氧颗粒污泥中培养出反硝化聚磷菌菌群。反硝化聚磷菌群在厌氧区将外源碳转化为胞内储存物 ( PHAs) , 在缺氧区以硝态盐或亚硝态盐进行呼吸作用, 同时完成了过量吸磷和反硝化, 即利用了反硝化聚磷菌的代谢达到除磷脱氮双重目的[4]。此种处理工艺不仅简化了脱氮除磷处理流程, 还减少了污泥产量。
2 培养反硝化聚磷颗粒污泥的常见方式
常见的反硝化聚磷颗粒污泥的培养方式主要是通过对好氧、缺氧、厌氧三种阶段的组合调控, 使普通活性污泥或已富含聚磷菌 ( PAOs) 的污泥转化为富含反硝化聚磷菌 ( DPB) 的颗粒污泥。DAE SUNG LEE等[5]采用厌氧/好氧/缺氧/好氧 ( A/O/A/O) 的培养方式, 使反硝化聚磷菌的比例从11% 上升到64% , 氮去除率88% , 磷去除率100% 。
3 好氧颗粒污泥反硝化聚磷的影响因素
3. 1 溶解氧 ( DO)
在同步反硝化除磷系统中, 厌氧段溶解氧浓度的控制是非常重要的, 主要是由于DPB释放磷时需要绝对的厌氧环境, 并且厌氧区释放磷的程度将会决定后续磷的吸收程度, 磷的释放越彻底, 磷的吸收量会越大。李雪飞等[6]的研究中提出: 反硝化除磷效率具有临界点, 且其临界值即溶解氧DO的浓度为2. 0 mg/L;如果溶解氧DO浓度大于2. 0 mg/L时, 反硝化除磷效率会明显降低; 如果溶解氧DO浓度小于2. 0 mg/L时, 反硝化除磷效率将高于60% 。
3. 2 C / N, C / P值
在实际情况下, 进水C/N仍是限制反硝化除磷效果的因素。进水C/N较高时, 反硝化聚磷菌在厌氧区便不能全部吸收和转化废水中的COD, 进而会导致硝化反应的恶化, 使得缺氧吸磷所必需的电子受体减少, 最终使得系统脱氮除磷率降低。进水C/N较低时, 反硝化聚磷菌由于无法储存足够量的PHB来满足缺氧区的反硝化除磷, 导致硝酸氮浓度过高, 影响了厌氧区的释磷, 进而对后续的除磷和脱氮效果产生了影响。吕冬梅等[7]在采用静态试验考察厌氧反应时间和厌氧段COD对A2O-BAF工艺反硝化聚磷效果的影响研究时, 发现在试验范围内, 随着厌氧反应时间和厌氧段COD的增加, 厌氧释磷量均增加, 反硝化聚磷量, 净聚磷量和硝氮去除量亦都随之增加, 但是反硝化聚磷量与释磷量的比值基本维持不变。白少元等[8]的研究表明在污水处理厂的处理系统中, 要达到较高的反硝化聚磷效率, 须满足进水的COD值为200 mg / L左右, 这主要是因为在这种情况下, 既满足了厌氧区释磷所需要的碳源, 同时又能够让缺氧区残留的碳源量较少, 而在这些条件下更有益于反硝化聚磷反应发生。
3. 3 亚硝酸盐
越来越多的实验表明, 一定实验条件下, NO2--N可作为DPB缺氧吸磷的电子受体。周康群等[9]的研究表明利用亚硝酸盐为电子受体的反硝化聚磷菌存在于A2/ O厌氧段污泥中, 并且以厌氧/好氧、厌氧/缺氧的方式运行结束后, 聚磷菌的总数会由原来的1 400 个/m L增加到现在的32 000 个/m L, 并且反硝化聚磷菌占聚磷菌总数的百分比也从原来的14. 5% 上升到81% , 另外, 磷酸盐的去除率由起始的8. 65% 上升到91% , 亚硝酸盐的去除率由起始的7. 55% 上升到95. 62% 。
3. 4 硝酸盐
徐微等[10]的研究发现当硝酸盐电子受体缺乏时, 将会影响反硝化聚磷的效率, 而当硝酸盐电子受体十分充足时, 反硝化聚磷过程受到硝酸盐浓度的影响又微乎其微。白少元等[8]的研究表明在污水处理厂的处理系统中, 厌氧区的硝酸盐氮浓度须满足低于10 mg/L, 这主要是由于在这种情况下, 既确保磷得到了充分的释放, 又确保缺氧区回流到了足够浓度的硝酸盐氮 ( 40 mg/L) 作电子受体, 从而使得反硝化聚磷反应顺利发生。
3. 5 温度
利用反硝化聚磷菌对污水同步脱氮除磷须在一定温度范围内才能取得良好的处理效果。白少元等[8]的研究发现反硝化聚磷过程会由于低温受到明显的抑制作用, 在温度低于15 ℃ 时, 活性污泥便不会再出现聚磷的情况, 但厌氧释磷过程由于低温受到的影响却较小。另外, 反硝化聚磷过程也会由于高温受到明显的抑制作用, 这主要是由于高温会抑制有机物的代谢, 从而不利于其发生。因此, 研究发现25 ℃ 是最适合反硝化聚磷反应发生的温度。
3. 6 p H
周康群等[11]的研究表明p H值对释/聚磷有不同程度的影响, 因此对于反硝化除磷系统而言, 应当确保其p H值在7. 0 ~ 7. 5的范围内, 这种条件有利于反硝化除磷反应。王娟等[12]用乙酸钠作为碳源, p H控制在7 ± 0. 1, 初始硝酸盐浓度为5 mg/L, 或初始亚硝酸盐控制在15 mg/L ~ 30 mg/L时, 有较理想的脱氮除磷效果。
3. 7 SRT
污泥龄长短也会对颗粒污泥系统的脱氮除磷效果产生直接影响。一般认为, 较长的污泥龄有利于脱氮, 而较短的污泥龄有利于除磷。常飞等[13]的研究表明污水处理系统中同化除磷能力的提高可以通过缩短污泥龄实验; 污泥龄较长的生物除磷处理系统中要想达到完全除磷的效果, 依靠单纯的生物作用是办不到的。
4 结语
污泥颗粒 篇10
关键词：EGSB反应器,甲烷化动力学
EGSB反应器是在UASB反应器的基础上发展起来的第三代高效厌氧生物反应器。与UASB反应器相比, 它增加了出水再循环部分, 使反应器内的液体上升流速远远高于UASB反应器, 强化了废水与微生物之间的接触, 提高了反应速率。目前EGSB反应器已经广泛应用于处理低温低浓度生活污水、高浓度工业污水、含硫酸盐废水、有毒、难降解废水等, 是未来厌氧生物处理领域内极有发展前景的工艺[1]。
基于EGSB所形成的具有甲烷化、反硝化和厌氧氨氧化功能的厌氧颗粒污泥[2], 在试验中控制试验温度为中温条件 (33±1℃) , 加入简单并无抑制性的基质 (乙酸和乙酸盐混合物) , 通过 (1) 测定不同基质浓度下比基质降解速率; (2) 测定不同基质浓度下甲烷生成速率; (3) 推导产甲烷化的动力学模型:假设产甲烷化符合Monod模型, 推导出相关参数; (4) 建立产甲烷速率与基质降解速率之间的关系式;来考察该种污泥产甲烷菌的产率特性, 建立一个合适的甲烷化反应动力学方程, 有利于这项技术的开发和应用。因而对EGSB特殊功能颗粒污泥甲烷化动力学模式进行了推导, 得出甲烷化动力学的各种动力学参数, 希望能为该工艺在实际工程应用中提供理论依据和工艺设计参数。
1 试验装置、材料与方法
1.1 试验装置
反应器是体积为1.2升的玻璃瓶。为保证试验所需温度, 反应器被放入33±1℃的BI2000型呼吸仪的恒温水槽中。反应器产生的气体, 通过集气瓶经含有饱和KOH溶液的过滤, 收集到甲烷气体, 并引起升降柱内的液面差, 导致升降柱顶探头产氧以平和液面差, 产氧量经数据线传至BI2000型呼吸仪软件并实时记录, 从而间接获得产甲烷量的实时监测记录。反应装置及流程如图1所示。
1.2 试验材料
试验所用废水为人工配制废水, 水量为1L, 其水质为:加入乙酸和乙酸盐混合物配制不同的COD浓度, 加入少量的Na HCO3, 将水质碱度调至1000~2000mg/L (Ca CO3) , 控制p H值在7.0~7.5, 同时加入2ml微量元素液以保证产甲烷菌活力正常, 从而维持甲烷化过程的稳定性, 微量元素组分见表1。
试验所用污泥为EGSB反应器富集培养的具有甲烷化、反硝化和厌氧氨氧化功能的厌氧颗粒污泥[2]。该污泥在中温条件下 (33±1℃) , 用合成废水在EGSB反应器中驯化培养了一年而获得。EGSB反应器中污泥培养废水的组分见表2。
1.3 试验方法
取一定量的具有甲烷化、反硝化和厌氧氨氧化功能的厌氧颗粒污泥, 人工配制废水1L, 放入BI2000型呼吸仪配件之一玻璃瓶中, 加入磁力转子, 混均后取样测定混合液的VSS, PH值以及静置上部清夜的COD。然后, 定时取样测定混合液的PH值, 离心上部清夜的COD和甲烷产量。此过程中, 发生反应的玻璃瓶始终置于恒温水浴槽中, 维持温度在33±1℃, 从而保证温度条件的稳定性。
其中分析方法方法如下:
COD:重铬酸钾法。
VSS:重量法。
甲烷产量:BI2000型呼吸仪记录。玻璃瓶中加入的基质为乙酸和乙酸盐混合物, 故而其发生的反应为:CH3CHOOH———CH4+CO2产生的气体为甲烷和二氧化碳混合气体, 但集气瓶中是含有饱和的KOH溶液, 因而CO2被该溶液吸收, 所收集到的气体即为甲烷气体。因此, 呼吸仪所记录的数据应为甲烷气体产量引起的产氧量。由于甲烷和氧气的体积相同, 氧气的摩尔量是甲烷的2倍, 即实际甲烷产量为氧气产量的1/2。从而实时获得甲烷产量。
碱度:酸碱滴定法。
p H值:精密p H计。
2 结果与讨论
2.1 比基质降解速率与基质浓度之间的关系
由S=At+B可知 (S为基质浓度, t为时间) , 基质降解速率为
进而比基质降解速率为 (X为微生物量)
根据试验数据, 对比基质去除速率 (单位质量微生物单位时间的基质去除质量) 与基质浓度的关系做图, 如图2。
从图2的趋势表明, 该特殊功能颗粒污泥符合Monod动力学中关于基质降解速率与基质浓度关系的描述, 即当基质浓度很大时, 比基质去除速率接近最大比基质去除速率, 即为零级反应时的比基质去除速率, 其大小与基质浓度无关。而当基质浓度很小时, 则降解速率很低, 且反应速率与基质浓度之间几乎成正比。
2.2 基质降解动力学
(1) 假设
1) 投加碳源瞬间完成, 并且在反应器的磁力搅拌器的作用下, 反应器中混合溶液达到完全混合;2) 产甲烷化菌不发生内源呼吸, 其内源呼吸系数Kd=0;3) 试验中, 产甲烷菌的性质和数量稳定, 不随时间变化而变化。
(2) 模型的推导
试验采用单一的可降解可溶性限制基质和特殊功能颗粒污泥做降解试验, 由以上基质降解速率与基质浓度的关系分析及假设知其符合Monod模型, 故而该种特殊功能颗粒污泥甲烷化过程遵从Monod方程[3]:
式中:ν——比基质降解速率;νmax——最大比基质降解速率;S——基质浓度 (mg COD/L) ;Sm——难生物降解基质浓度 (mg COD/L) ;Ks——半饱和常数 (mg/L) ;X——厌氧微生物浓度 (mg/L) 。
(3) 动力学参数的确定
厌氧条件下微生物的增殖速率很低, 试验时间内可认为微生物量为一常数。由于只有一种限制基质为生长限制因子, 即乙酸-乙酸盐混合物, 不存在其它难降解的限制基质, 故上述公式 (1) 可简化为如下形式:根据以上推导出的公式 (5) , 再结合基质降解动力学试验数据对1/ν-1/S进行直线拟合, 如图3所示, 根据图解即可求得该Monod修正式的相关参数νmax和Ks。
由图可见, 各数据点的相关性良好, 表明所求参数能够反映限制基质的降解过程, 由图可解得参数值为:νmax=0.158 h-1=3.803 d-1Ks=464.27 mg/L
进一步对所得参数值进行线性回归显著性检验:线性相关系数 (r) =0.99>R0.01 (5) =0.875, 说明了线性相关程度很高。
结果表明, EGSB反应器中的特殊功能颗粒污泥甲烷化过程中的基质降解过程可以用Monod模型的修正式来拟合。将所得参数值代入公式 (2) , 即得比基质降解过程方程式:。由此可见, 在温度和p H值一定的情况下, 基质降解速率仅是基质浓度的函数。其他研究者所得的动力学参数见表3。由此可以看出, 本文用Monod模型的修正式模拟试验结果所得到的动力学参数与其他研究者的部分结果相近似, 所得结果落在一个大致的范围之内, 从而进一步证明, 该基质降解过程可采用Monod模型来描述。
另外, 从表中可以看到, 在类似的基质和接近的温度条件下, 本试验所得到的Ks相对较大, Vmax则相对较小, 这可能是由于所取颗粒污泥的特性所导致的。因为本试验所采用的微生物菌群并不是单一菌群, 除有产甲烷菌之外, 还有反硝化菌和厌氧氨氧化菌, 因此, 产甲烷菌在数量上受到制约, 其降解限制基质的速率受到影响有所降低, 从表中对比可见, 最大比基质降解速率大约为单一菌种的一半, 而降解限制基质的难易度也有所增加, 表现为Ks值显著增加, 延长基质的降解时间。
2.3 产甲烷速率与基质降解速率之间的关系
甲烷和二氧化碳是基质降解的最终产物, 由于在试验设计中, 二氧化碳已经被吸收, 故而所得产气试验数据即为产甲烷相关数据。在试验过程中忽略衰减微生物对产甲烷速率的影响时, 比产甲烷速率与比基质降解速率之间的关系为[3]:
式中, d G/Xdt——比产甲烷速率, 单时间内单位污泥量的甲烷产量 (ml/mg VSS.h) ;
y——甲烷产率系数, 去除单位COD量的甲烷产量 (ml/mg) ;
d S/Xdt———比基质降解速率 (mg-COD/mg VSS.h) .
根据公式 (7) 和基质降解动力学试验数据, 对比产甲烷速率和比基质降解速率作图, 可得甲烷产率系数y。
由图可见, 各数据点的相关性较好, 经线性回归后, 得甲烷产率系数为
将其代入公式 (7) , 得比产甲烷速率与比基质降解速率之间得关系式为:
进而, 对其进行线性回归显著性检验:线性
相关系数 (r) =0.984>R0.01 (6) =0.834, 可见相关程度很好。
以上结果表明, 产甲烷速率与基质降解速率之间具有显著的相关性。因此, 该厌氧条件下的消化仍然可以根据产气情况来确定反应器内的基质降解状况。
根据分析结果, 甲烷的产率系数为0.254ml/mg。与其他研究者所得参数 (见表3) 相比, 大致相当。但此结果与理论值 (0.35ml/mg) 相比, 还有一定差距, 大致约为理论值的72.57%。可知, 试验EGSB反应器中具有甲烷化、反硝化和厌氧氨氧化的颗粒污泥的甲烷化能力并不特别突出, 这可能是由于该种颗粒污泥集成了多种功能所造成的均衡平和效应所引起的。在保证污泥的多种消化功能和温度不变的前提下, 要提高其甲烷化能力, 只能从污泥的驯化着手考虑, 进一步提高进水有机负荷, 并延长每次改变负荷后的驯化培养时间。
3 小结
该EGSB反应器中特殊功能颗粒污泥的基质降解过程可以用Monod方程进行模拟。本究所得动力学参数为:
参考文献
[1]郑元景, 沈永明, 沈光范.污水厌氧生物处理[M].北京:中国建筑工业出版社, 1988, 91-92.
[2]白玉华, 张代钧, 祖波, 等.低COD浓度废水启动EGSB反应器[J].环境工程学报, 2007, 01 (04) :29-33.
[3]顾夏声.废水生物处理数学模式[M].北京:清华大学出版社, 1993, 56.
[4]徐向阳, 冯孝善.厌氧附着膨胀床反应器稳态运行的过程动力学[J].环境科学学报, 1989, 9 (3) :267-275.