好氧颗粒污泥的SBR系统处理城市污水的试验研究
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性,平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益,请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间:9:00-18:30)。
好氧颗粒污泥的SBR系统处理城市污水的试验研究Study on Aerobic Granular Sludge in SBR Reactor for Municipal Wastewater Treatment
研究生:苏雷
指导教师:李亚峰教授
学科领域:环境工程
二O一七年三月
分类号:学校代码:10153
U D C:密级:公开
硕士学位论文
好氧颗粒污泥的SBR系统处理城市污水的试验研究
作者姓名:苏雷入学年份:2014年9月
指导教师:李亚峰教授学科领域:环境工程
申请学位:工程硕士
所在单位:市政与环境工程学院
论文提交日期:2016年1月论文答辩日期:2017 年3月学位授予日期:2017年3月答辩委员会主席:潘俊
答辩委员会组成:潘俊、魏炜、陈欣、徐厚生、
徐丽、魏婕、孙剑平
论文评阅人:
声明
本人声明,所呈交的学位论文是在导师的指导下独立完成的。
论文中取得的研究成果除加以标注和致谢的地方外,不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果,也不包括本人为获得其他学位而使用过的材料。
与我共同工作过的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示谢意。
作者签名:
日期:年月
学位论文版权使用授权书
本学位论文作者和指导教师完全了解沈阳建筑大学有关保留、使用学位论文的规定:即学校有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘,允许论文被查阅和借阅。
本人授权沈阳建筑大学(或其授权机构)可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库并通过网络提供检索、浏览。
(如作者和导师同意论文交流,请在下方签名;否则视为不同意。
)作者和导师同意网上交流的时间为作者获得学位后:
不限□半年□一年□一年半□两年□
作者签名:导师签名:
日期:年月日期:年月
摘要
目前城市污水处理多采用活性污泥法及其改进工艺,但絮状污泥存在沉降速率慢,容
易发生污泥膨胀,生物相不够丰富,对氮和磷的处理效果不理想等不足。
近几年好氧颗粒
污泥备受科研人员关注。
好氧颗粒污泥沉降性能好、污泥负荷高、生物量高、生物相丰富,
并具有较好的脱氮除磷能力。
研究好氧污泥颗粒化及其处理城市污水已成为污水处理领域
的研究热点。
本课题主要对好氧颗粒污泥的形成条件及好氧颗粒污泥SBR反应器处理城市
污水的效果进行研究,为好氧颗粒污泥技术的工程化应用奠定基础。
采用SBR反应器,以城市污水为研究对象,在实验室对好氧颗粒污泥的形成条件及其
城市污水处理效果进行试验研究,研究内容主要包括:好氧颗粒污泥的形成与反应器启动
的试验研究;好氧颗粒污泥处理城市污水效果的影响因素试验研究;厌氧/好氧运行方式下
的好氧颗粒污泥脱氮除磷的试验研究。
采用进水负荷交替变化法培养好氧颗粒污泥,经过105d成功培养出好氧颗粒化的污泥,颗粒粒径多数在1.0~1.25mm之间,呈金黄色;颗粒污泥外形轮廓清晰,形状近似圆
形或椭圆形,表面有原生生物、后生动物,颗粒内菌种主要为球菌和杆菌,且有无数条孔
道贯穿于颗粒污泥内外。
好氧颗粒污泥系统在高生物量下也能兼有高的沉降速率,这凸显
颗粒污泥SBR系统的优良特性,混合液浓度从接种时的3000mg/L逐渐升高为5512mg/L,同时SVI值由接种时的105mL/g下降在20.68mL/g左右。
反应器稳定运行一段时间后,COD、氨氮、总氮和总磷的去除率分别为96.47%、97.09%、85.72%和83.06%左右。
试验结果表明,温度、有机负荷、C/N比、曝气量和pH值均对好氧颗粒污泥稳定性及污水处理效果有较大影响。
温度、曝气量的高低直接影响着微生物脱氮率和除磷率,而对COD、氨氮影响不大;有机负荷是好氧颗粒污泥性能的重要影响因素之一,过高或过低都会影响颗粒污泥的稳定性;不同的C/N比和pH值均对好氧颗粒污泥脱氮率影响明显,而对有机物、磷的去除率影响略小。
好颗粒污泥SBR系统适宜的控制条件为:温度为20±2℃,有机负荷在0.48~0.96 kg/(m3·d)范围内,C/N为10,曝气量在2.5~2.8L/min之间,pH值7.0~8.5。
在此条件稳定连续运行21d,COD、氨氮、TN、总磷的平均去除率分别达到97.22%、98.02%、89.61%、89.7%。
厌氧/好氧的交替运行方式比好氧运行方式的好氧颗粒污泥SBR系统对氮磷的去除效果更好。
厌氧段和好氧段的运行时间分别为60min和240min。
反应器稳定运行30d后,对COD、氨氮、总氮、总磷的去除率分别在97.49%、98.11%、92.97%、93%以上。
好氧颗粒污泥摒弃了絮状活性污泥差的沉降性、低负荷运行、易污泥膨胀等一系列的不足,既可以高负荷、低沉降比运行,还具有同步脱氮除磷性能,大大降低了运行成本,对城市污水的处理具有十分广阔的应用前景。
关键词:好氧颗粒污泥;城市污水;进水负荷交替变化;脱氮除磷
Abstract
At present, most of municipal wastewater treatment uses flocculent activated sludge and its improvement process.But the flocculation sludge is slow in settling rate, is prone to sludge bulking, is not rich in biological phase, and is not ideal for nitrogen and phosphorus treatment. Aerobic granular sludge in recent years, researchers have been concerned. Aerobic granular sludge sedimentation performance, high sludge load, high biomass, rich biological phase, and has a good ability of nitrogen and phosphorus removal. Study on aerobic granular sludge and its treatment of municipal sewage has become a hot topic in the field of sewage treatment. In this paper, the conditions of aerobic granular sludge formation and the effect of aerobic granular sludge SBR reactor on the treatment of municipal wastewater were studied, which laid the foundation for the engineering application of aerobic granular sludge technology.
The SBR reactor was used to study the formation conditions of aerobic granular sludge and the effect of municipal wastewater treatment in the laboratory. The main contents of the study included: experimental study on formation of aerobic granualr suldge and reactor start-up; experimental study on influencing factors of aerobic granular sludge for municipal wastewater treatment; experimental study on removal of nitrogen and phosphorus from aerobic granular sludge in anaerobic / aerobic mode.
The results showed that the ordinary flocculent sludge was inoculated and the aerobic granular sludge was cultivated by the method of alternating influent loading.After 105d, aerobic granular sludge was successfully cultivated in the SBR reactor. The particle size of the granular sludge was between 1.0 and 1.25 mm, showing golden yellow color, which was visible to the naked eye. The granular sludge had clear contours and round or elliptical shape by optical microscope observing. The surface of the granular sludge had protozoa and metazoan. Most of the bacteria were found to be cocci and bacilli by scanning electron microscopy. The pore channels pass through the granular sludge. During the process of granular sludge formation, the concentrations of SVI, COD, ammonia nitrogen, total nitrogen and phosphate removal effect were measured periodically in the reactor. The high sedimentation rate of the high levels bioreactor could also be achieved, which conveyed the excellent characteristics of the aerobic granular sludge SBR system. The concentration of the mixture gradually increases from 3000 mg/Lto 5512 mg/L.And the sedimentation of sludge was also improved obviously, SVI value decreased from 105mL/g to 20.68 mL/g. As the reaction proceeded, the flocculent sludge in the reactor was completely replaced by the granular sludge.The removal rate of COD, ammonia nitrogen, total nitrogen and phosphate were 96.47%, 97.09%, 85.72% respectively after a stable operation for a period of time.
The effects of temperature, organic load, C/N ratio, aeration rate and pH value on the operation performance of the reactor were studied by continuous culture and batch culture experiment. The temperature and aeration rate has a directly impact on the nitrogen removal rate and phosphorus removal rate of microorganisms, while little effect on COD, ammonia nitrogen.
Organic loading was one of the important factors affecting the performance of aerobic granular sludge, too high or too low load will affect the granular sludge.The effect of different C/N ratio and pH on the denitrification rate of aerobic granular sludge was obvious, while the removal rate of COD and phosphorus was slightly affected. Therefore, the optimal control conditions for the SBR system are as follows: the temperature was 20±2℃, the organic loading was in the range of 0.48~0.96 kg / (m3·d), the C/N was 10, the aeration amount was 2.5~2.8 L/min, pH = 7.0 to 8.5. The average removal rates of COD, ammonia nitrogen, TN and phosphate reached 97.22%, 98.02%, 89.61% and 89.7% respectively after 21 days of continuous operation.
The anaerobic and aerobic running time of aerobic granular sludge SBR system determined by experiment was 60min and 240min respectively. Anaerobic segment played an important role to improve the phosphorus removal rate, and the removal rate of COD, ammonia nitrogen, TN and phosphate were increased by 97.49%, 98.11 %, 92.97%, 93% or more.
Aerobic granular sludge get rid of a series of deficiency of the flocculent activated sludge, including poor sedimentation, low loading operation, and sludge bulking.It not only can operation in high loading rate and low settlement ratio, but also have peculiarity of simultaneous removal of nitrogen and phosphorus. The advantages of aerobic granular sludge greatly reduce the operating costs, and the treatment of municipal sewage has a very broad application prospects.
Keywords: Aerobic granular sludge; Municipal wastewater; Alternating influent loading;
Nitrogen and phosphorus removal
目次
摘要 (I)
Abstract ......................................................................................................................................... I II 第一章绪论.. (1)
1.1 课题研究背景与意义 (1)
1.1.1 课题研究背景 (1)
1.1.2 课题研究目的与意义 (2)
1.2 好氧颗粒污泥的研究现状及趋势 (2)
1.2.1 国外研究现状 (2)
1.2.2 国内研究现状 (6)
1.2.3 研究热点与存在问题 (9)
1.3 研究内容与技术路线 (9)
1.3.1 研究内容 (9)
1.3.2 技术路线 (10)
第二章试验装置与方法 (11)
2.1 试验装置与设备 (11)
2.1.1 试验装置 (11)
2.1.2 试验设备 (12)
2.2 试验用水与接种污泥 (12)
2.2.1 试验用水 (12)
2.2.2 接种污泥的来源 (13)
2.3 试验方法与分析方法 (13)
2.3.1 试验方法 (13)
2.3.2 分析方法 (14)
第三章好氧颗粒污泥的形成与反应器启动的试验研究 (17)
3.1 好氧颗粒污泥形成条件与物化性质变化的试验研究 (17)
3.1.1 污泥泥种 (17)
3.1.2 培养条件 (18)
3.1.3 颗粒污泥外部形态变化 (19)
3.1.4 颗粒污泥表面的结构和微生物相观察 (21)
3.1.5 MLSS和SVI的变化 (22)
3.1.6 颗粒污泥粒径和污泥颗粒化程度的变化 (23)
3.2 好氧颗粒污泥培养条件分析 (24)
3.3 好氧颗粒污泥的SBR反应器启动过程中污染物变化的试验研究 (26)
3.3.1 COD浓度变化 (26)
3.3.2 氨氮浓度变化 (27)
3.3.3 总氮浓度变化 (27)
3.3.4 总磷浓度变化 (28)
3.4 本章小结 (30)
第四章好氧颗粒污泥处理城市污水效果的影响因素试验研究 (31)
4.1 温度对好氧颗粒污泥反应器运行性能的影响试验研究 (32)
4.1.1 温度对降解COD的影响 (32)
4.1.2 温度对氨氮反应的影响 (33)
4.1.3 温度对脱氮反应的影响 (34)
4.1.4 温度对除磷反应的影响 (35)
4.1.5 温度对颗粒污泥性能的影响分析 (35)
4.2 有机负荷对好氧颗粒污泥反应器运行性能的影响试验研究 (36)
4.2.1 有机负荷对降解COD的影响 (36)
4.2.2 有机负荷对氨氮反应的影响 (37)
4.2.3 有机负荷对脱氮反应的影响 (38)
4.2.4 有机负荷对除磷反应的影响 (39)
4.2.5 有机负荷对颗粒污泥性能的影响分析 (40)
4.3 C/N比对好氧颗粒污泥反应器运行性能的影响试验研究 (40)
4.3.1 C/N比对降解COD的影响 (41)
4.3.2 C/N比对氨氮反应的影响 (42)
4.3.3 C/N比对脱氮反应的影响 (43)
4.3.4 C/N比对除磷反应的影响 (43)
4.3.5 C/N比对颗粒污泥性能的影响分析 (44)
4.4 曝气量对好氧颗粒污泥反应器运行性能的影响试验研究 (45)
4.4.1 曝气量对降解COD的影响 (46)
4.4.2 曝气量对氨氮反应的影响 (47)
4.4.3 曝气量对脱氮反应的影响 (47)
4.4.4 曝气量对除磷反应的影响 (48)
4.4.5 曝气量对颗粒污泥性能的影响分析 (49)
4.5 pH值对好氧颗粒污泥反应器运行性能的影响试验研究 (50)
4.5.1 pH值对降解COD的影响 (51)
4.5.2 pH值对氨氮反应的影响 (51)
4.5.3 pH值对脱氮反应的影响 (52)
4.5.4 pH值对除磷反应的影响 (53)
4.5.5 pH值对颗粒污泥性能的影响分析 (54)
4.6 运行参数优化条件下好氧颗粒污泥处理城市污水的稳定运行效果 (55)
4.7 稳定运行的一个周期内各污染物变化规律的试验研究 (56)
4.8 本章小结 (57)
第五章厌氧/好氧运行方式下的好氧颗粒污泥系统脱氮除磷的试验研究 (59)
5.1 厌氧/好氧方式下好氧颗粒污泥系统运行时间确定 (59)
5.1.1 厌氧运行时间的确定 (59)
5.1.2 好氧运行时间的确定 (61)
5.2 厌氧/好氧运行方式的好氧颗粒污泥脱氮除磷的效果 (61)
5.2.1 氨化反应效果 (63)
5.2.2 脱氮反应效果 (63)
5.2.3 总磷反应效果 (64)
5.3 厌氧/好氧运行的一个稳定的反应周期内氮磷降解规律 (65)
5.4 本章小结 (67)
第六章结论 (68)
6.1 结论 (68)
6.2 创新点 (69)
6.3 建议 (69)
参考文献 (71)
附录 (77)
作者简介 (119)
致谢 (121)
Contents
Abstract(in Chinese) (I)
Abstract(in English) ...................................................................................................................... I II Chapter 1 Introduction .. (1)
1.1 Subject research background and purpose (1)
1.1.1 Research background of subject (1)
1.1.2 Research purpose and significance (2)
1.2 Research situation and tendency of aerobic granular sludge (2)
1.2.1 Research situation abroad (2)
1.2.2 Research situation in China (6)
1.2.3 Research focuses and existing problems (9)
1.3 Context and technical route for the study (9)
1.3.1 Context for the study (9)
1.3.2 Technical route (10)
Chapter 2 Experimental device and method (11)
2.1 Experimental device and equipment (11)
2.1.1 Experimental device (11)
2.1.2 Main experimental equipment (12)
2.2 Experimental water and sludge seeding (12)
2.2.1 Experimental water (12)
2.2.2 Source of inoculated sludge (13)
2.3 Experimental method and analysis method (13)
2.3.1 Experimental method (13)
2.3.2 Analysis method (14)
Chapter 3 Experimental study on formation of aerobic granualr suldge and reactor start-up (17)
3.1 Experimental study on the formation condition and physicochemical properties of
aerobic granular Sludge (17)
3.1.1 Sludge mud species (17)
3.1.2 Culture conditions (18)
3.1.3 External morphological changes of granular sludge (19)
3.1.4 Observation on the structure and microbial phase of granular sludge (21)
3.1.5 Changing of MLSS and SVI (22)
3.1.6 Changing for particle size of granular sludge and degree of granularity (23)
3.2 Analysis of culture conditions of aerobic granular sludge (24)
3.3 Experimental study on the changing of pollutant in the start-up of SBR reactor of
Aerobic Granular Sludge (26)
3.3.1 COD concentration changes (26)
3.3.2 Ammonia nitrogen concentration changes (27)
3.3.3 Total nitrogen concentration changes (27)
3.3.4 Phosphate concentration changes (28)
3.4 Summary (30)
Chapter 4 Experimental study on influencing factors of aerobic granular sludge for municipal wastewater treatment (31)
4.1 Experimental study on the effect of temperature on the performance of aerobic granular
sludge reactor (32)
4.1.1 Effect of temperature on COD removal (32)
4.1.2 Effect of temperature on ammonia nitrogen reaction (33)
4.1.3 Effect of temperature on denitrification (33)
4.1.4 Effect of temperature on phosphorus removal (34)
4.1.5 Influence of temperature on granular sludge performance (35)
4.2 Experimental study on the effect of organic loading on the performance of aerobic
granular sludge reactor (36)
4.2.1 Effect of organic loading on COD removal (36)
4.2.2 Effect of organic loading on ammonia nitrogen reaction (37)
4.2.3 Effect of organic loading on denitrification (37)
4.2.4 Effect of organic loading on phosphorus removal (38)
4.2.5 Influence of organic loading on granular sludge performance (39)
4.3 Experimental study on the effect of C/N ratio on the performance of aerobic granular
sludge reactor (39)
4.3.1 Effect of C/N ratio on COD removal (40)
4.3.2 Effect of C/N ratio on ammonia nitrogen reaction (41)
4.3.3 Effect of C/N ratio on denitrification (41)
4.3.4 Effect of C/N ratio on phosphorus removal (42)
4.3.5 Influence of C/N ratio on granular sludge performance (43)
4.4 Experimental study on the effect of aeration on the performance of aerobic granular
sludge reactor (44)
4.4.1 Effect of aeration on COD removal (44)
4.4.2 Effect of aeration on ammonia nitrogen reaction (45)
4.4.3 Effect of aeration on denitrification (46)
4.4.4 Effect of aeration on phosphorus removal (47)
4.4.5 Influence of aeration on granular sludge performance (47)
4.5 Experimental study on the effect of pH on the performance of aerobic granular sludge
reactor (48)
4.5.1 Effect of pH on COD removal (48)
4.5.2 Effect of pH on ammonia nitrogen reaction (49)
4.5.3 Effect of pH on denitrification (50)
4.5.4 Effect of pH on phosphorus removal (51)
4.5.5 Influence of pH on granular sludge performance (51)
4.6 Stable operation effect of aerobic granular sludge treatment on municipal wastewater
under optimized operating parameters (52)
4.7 Experimental study on variation regularity of pollutants in a period of stable operation
(53)
4.8 Summary (54)
Chapter 5 Experimental study on removal of nitrogen and phosphorus from aerobic granular sludge in anaerobic / aerobic mode (57)
5.1 Determination of running time in anaerobic / aerobic mode (57)
5.1.1 Determination of anaerobic time (57)
5.1.2 Determination of aerobic time (59)
5.2 Analysis of aerobic granular sludge on denitrification and phosphorus removal effect in
anaerobic / aerobic mode (59)
5.2.1 Ammoniation reaction effect (61)
5.2.2 Denitrification reaction effect (61)
5.2.3 Total phosphorus reaction effect (62)
5.3 The variation curves of N and P in one steady cycle of anaerobic and aerobic condition
(63)
5.4 Summary (65)
Chapter 6 Conclusion (66)
6.1 Conclusion (66)
6.2 Subject innovation (67)
6.3 Suggestion (68)
Reference (70)
Appendix (76)
Author introduction (119)
Acknowledgment (121)
第一章绪论
1.1 课题研究背景与意义
1.1.1 课题研究背景
课题来源:国家自然科学基金(51508343),辽宁省教育厅项目(L2012203)。
好氧颗粒污泥是是污水处理领域的研究热点之一[1]。
好氧颗粒污泥是在含有溶解氧和适宜的环境下,由絮状活性污泥经过多个复杂的变化过程而形成的微生物聚集体。
成熟好氧颗粒污泥,外形轮廓清晰,表面光滑、形状规则且肉眼可见的球形或椭圆形的颗粒,粒径一般约为0.3~8.0mm之间[2~4]。
与絮状活性污泥相比,好氧颗粒污泥特质具有明显优势。
①具有较高的污泥浓度和容积负荷,MLSS一般高于5000mg/L,提高了曝气池的容积负荷,进而减少其占地面积;②颗粒污泥生物相更加丰富,具有多类菌种高度密集的微生态系统,多种微生物间的相互共存关系,同时由于氧的传质阻力限制,颗粒污泥内外存在厌氧-缺氧-好氧环境,因而N、P等污染物去除能力提高;③污泥龄增加,减少了污泥产量,因而提高了污泥处理效率,大大降低污泥处理成本。
④颗粒结构密实,沉降性能好,有利于泥水分离减少生物量的损耗,提高出水水质;⑤耐冲击负荷和毒性物质能力强,能够降解难降解污染物质还可以削弱有毒物质对微生物产生的危害。
总之,好氧颗粒污泥高有机负荷和高污泥浓度,生物种类丰富、生物含量高和沉降性好,耐冲击负荷和毒性物质能力强以及同一颗粒中还具有氮、磷的去除能力等特质。
因此,好氧颗粒污泥技术具有重要的研究价值和必要性。
近几年,无载体好氧颗粒化技术引起国内外学者的高度关注。
针对颗粒污泥的培养条件、微生物相组成以及处理污水的效果等已开展了一系列的研究,取得一定的进展[5-7]。
但研究还不够系统,距离工程应用还有一定差距。
存在的主要问题[8-10]包括:颗粒污泥的培养途径不统一;颗粒污泥的形成机理没有统一定论;好氧颗粒污泥稳定运行条件不明确;好氧颗粒污泥处理城市污水的工艺条件不够系统。
因此,开展好氧颗粒污泥形成条件以及处理城市污水工艺条件研究是十分必要的,对推动污水处理技术的发展具有重要意义。
目前,在实验室已能够培养出好氧颗粒污泥,但培养过程复杂,培养出来的颗粒污泥稳定性也不够好,难于应用到实际工程。
好氧污泥颗粒化技术还不成熟,颗粒污泥的形成条件、形成机理以及如何保证颗粒污泥的稳定性、用于污水处理的工艺条件等还需进一步研究。
如果城市污水采用好氧颗粒污泥技术,可以提高污泥浓度,增加生物反应器的容积负荷,进而减少占地面积,节约水厂的建设投资成本。
同时,能够提高有机物和氮磷的处理效果。
因此,该技术的发展与推广应用,具有显著的经济效益、环境效益和社会效益。
我国污水处理的任务非常艰巨,污水处理厂建设的需求越来越多,同时,还有大量的污水处理厂需要升级改造,因此,该项技术推广应用前景广阔。
1.1.2 课题研究目的与意义
本课题主要是好氧颗粒污泥的形成条件及好氧颗粒污泥SBR反应器处理城市污水的效果进行研究。
研究好氧颗粒污泥的形成与SBR反应器的启动;研究好氧颗粒污泥处理城市污水的影响因素试验研究;研究运行模式对好氧颗粒污泥脱氮除磷影响,优化工艺条件,促进好氧颗粒污泥的推广应用。
本课题研究的好氧颗粒污泥技术是目前备受关注的无载体好氧颗粒污泥,能够同时去除城市污水中有机物、氮和磷的一项新技术,其最为突出的特点是具有很好的沉降性能,在有限的空间里可以存留较多的污泥,还具有很高的泥水分离效果,对污染物处理能力高,而且节省了资源和能源上的消耗,降低工程投资和运行成本,因此具有非常重要的研究价值。
本课题的研究有利于好氧颗粒污泥新技术的进一步发展,并提供可靠的理论指导意义和实际应用的价值。
1.2 好氧颗粒污泥的研究现状及趋势
1.2.1 国外研究现状
好氧颗粒污泥的研究开始于1991年,Mishima和Nakamura[11]首次公开发表,在上升气流式好氧污泥反应床(Aerobic Upflow Sludge Blanket,AUSB)中成功培育了好氧颗粒污泥。
在无任何载体的情况下,微生物通过外界环境的刺激不断地适应环境变化,使微生物发生自凝聚现象形成一种高密度的生物聚集体。
但反应需用纯氧曝气环境下形式,运行控制条件严格,且不存在脱氮除磷的能力。
1992年,Shin等[12]教授采用两组AUSB系统研究好氧颗粒污泥的形成,分别调制R1和R2装置中的搅拌速度为3rpm和6rpm,在相同的COD负荷为7kg/(m3·d)下培养得到不同的结果,在R1装置中发生丝状菌膨胀现象,而在R2装置形成粒径为0.5~2.5mm不等的棕褐色颗粒污泥。
20世纪90年代初期对无载体的好氧颗粒污泥的初步研究遇到培养条件严苛、资源浪费等诸多困境。
一直到90年代末期,好氧颗粒污泥的研究有了新的发现。
Morgenroth等[13]借鉴前人在序批式间歇反应器(SBR)中培养厌氧颗粒污泥的经验,以COD为底物基质浓度,采用较短的水力停留时间并缩短出水时间排除反应器内沉降性较差的絮状活性污泥,截留沉降速度较快的活性污泥进行颗粒的初步培养,控制反应器内溶解氧浓度为2mg/L以上,经过40d运行成功培养出好氧颗粒污泥。
序批式SBR反应器具有周期性快速进水的特点,促使微生物分泌PHB(Poly-β-hydroxybutyrate,PHB)等多聚物的积累[14],有利于提高污泥的沉降性能,对微生物发生自凝聚现象起到重要作用。
1999年,Beun等[15]研究者通过在SBR反应器中,有机负荷为7.5kgCOD/(m3·d),采用较短的水力停留时间(HRT)和较大的曝气量(即水力剪切力)的培养方式,成功培育出好氧颗粒污泥,大部分粒径约为3.3mm,基于试验分析认为序批式间歇反应器对于污泥颗粒化的形成具有独特优势,表现在短的沉降时间增加了反应器的选择压力,这样大大提高污泥的颗粒化现象,是促进颗粒化污泥的主要影响因素之一。
2000年,Beun[16]等采用间歇式气升内循环反应器(Sequencing Batch Airlift Reactor,SBAR),在20℃中性条件下,COD负荷为2.3kgCOD/(m3·d),水力停留时间为5.6 h,表面气体流速为86.4m/h,经过50d培养的颗粒污泥粒径为1mm,混合液浓度为48g/L。
在相同的培养条件下分别与序批式曝气塔(Sequencing Batch Bubble Column,SBBC)和气提式生物膜反应器(Batch Airlift Suspension,BAS)对比研究分析,认为SBAR中形成了粒径大、密度高、较规则平滑的颗粒污泥,污泥浓度较高。
这可能是由于SBAR反应器中有较大的水剪切力的作用和较短的沉降时间增加选择压,有利于促进污泥的颗粒化。
2001年,Tay等[17]利用四个相同的SBR反应器(R1~R4)分别在不同的表面气体流速下研究水力剪切力对好氧污泥颗粒化的形成过程、颗粒结构以及微生物的新陈代谢的影响,经试验研究结果表明,在反应器中表面上升气速至少为1.2cm/s才能形成颗粒化污泥,颗粒污泥表面平滑、体积大、密度高的多种微生物聚集体。
同年,Tay等分别在两个同等规格的SBR中,分别以乙酸钠和葡萄糖为基质培养驯化好氧颗粒污泥的形成,通过试验分析发现,以乙酸钠为基质培养的颗粒污泥丝状菌含量较少,形成的成熟颗粒污泥表面主要是杆菌,且颗粒结构密实,而以葡萄糖为基质培养的颗粒污泥大部分为丝状菌,结构较为松散蓬松、粒径较大。
2002年,Tay[18]等研究者们开始对颗粒污泥进入微观层面的深入研究,利用现代的显微技术和分子生物学技术观察发现好氧颗粒污泥结构呈层状分布,但培养基质的不同形成的好氧颗粒污泥的层状结构不同。
Tay等以葡萄糖为培养基质发现,好氧颗粒污泥的结构分为4层,首先最外层主要为好氧菌,大部分为氨氧化菌(Nitrosomonas spp),该层厚度约为70~100μm;靠近最外层的为多糖层,该层距离颗粒表面以下约400μm处;在多糖层以下主要为专性厌氧菌(Bacteroides spp)的厌氧层,该层距离颗粒表面以下约为800~900μm;最内层主要就是一些死亡的微生物和外层微生物的代谢产物组成的。
2003年,Tay[19]、Liu[20]等对好氧颗粒污泥所具有的多孔结构特点,进行吸附性能的研究,并建立了好氧颗粒污泥吸附Cd2+,Cu2+ and Zn2+等模型。
同年,Lin[21]研究了聚磷菌在颗粒污泥的所占的比例对好氧颗粒污泥稳定性的影响。
在SBR反应器中,增加基质中
P/COD比例,促使好氧颗粒污泥中富集更多的聚磷菌。
经实验结果表明,颗粒中聚磷菌所占的比例较高有助于提高好氧颗粒污泥的稳定性。
2004年,Lei等[22]针对沉降时间对好氧颗粒污泥的形成进行了研究。
在四个相同的SBR 反应器中,R1、R2、R3和R4的沉降时间分别设定为20min、15min、10min和5min,其他反应条件相同,经过一段时间的培养,R4反应器中最先出现污泥颗粒化现象,与其他三个反应器相比,R4在较短的时间内形成成熟的颗粒污泥。
R1、R2和R3反应器运行稳定后,依次调整沉降时间为5min、2min和1min,运行两周后,反应器内的絮状污泥已被好氧颗粒污泥取替。
研究结果表明,较短的沉降时间有助于细胞的疏水性,促进污泥颗粒化的形成。
因此,好氧颗粒污泥的培养可采用缩短沉降时间的方法进行培育。
Yang等[23]通过调控基质N/COD比例成功培养出好氧颗粒污泥。
实验结果表明,颗粒污泥中同时存在好氧菌、反硝化菌和硝化菌,然而溶解氧DO浓度对这三类菌也会产生影响,DO较高时有
益于好氧菌的生长,而反硝化菌活性降低从而影响反硝化速率。
但DO较低时,不易于好氧颗粒污泥形成。
同年,Qin等[24]通过研究沉降时间、水力剪切力对好氧颗粒污泥形成的影响提出了“选择压”的概念,认为较强的选择压力下可以改善微生物细胞产生多糖物质、细胞的活性以及细胞表面疏水性等等。
2005年,Cassidy等[25]以屠宰废水为基质在序批式反应器中成功培育出了好氧颗粒污泥。
污泥粒径约为1.7mm,污泥比重为1.035,颗粒密度为62gVSS/L,SVI值为22ml/g,颗粒的沉降速度为51m/h。
成熟的颗粒污泥稳定运行后,COD和P的去除率不小于98%,N的去除率超过97%。
因此,说明好氧颗粒污泥进行了硝化和反硝化作用。
Schwarzenbeck[26]等将好氧颗粒污泥应用于牛奶厂废水的处理,为了使悬浮物能够更好的去除,处理过程加了二次沉淀过程,反应器的反应周期为8h,换水体积比为50,此时COD去除率可以达到90%,TN的去除率可以达到80%,TP的去除率可以达到67%,出水COD值稳定在125mg/L 左右。
2006年,Kreuk等[27]在较高的有机负荷下,以生活污水为培养基质,在SBR反应器中运行20天后,有好氧颗粒污泥的出现,10分钟沉降的SVI值为38mg/L,平均粒径为1.1mm。
经研究表明,污泥颗粒化的形成与有机负荷浓度有关。
因此,若进水浓度较低时,需减少反应器运行周期时间,从而提高有机物的浓度,有利于形成好氧颗粒污泥。
Wang 等[28]以造纸废水作为原水培养基质,在SBR反应器中接种SMF(superior mixed flora)混合菌成为优势菌,系统运行19天后反应器内出现污泥颗粒化现象,取样经过简单的预处理清洗后,通过电子显微镜观察颗粒污泥的形成过程。
观察发现,污泥颗粒化过程主要分为五个阶段,即微生物多样化、絮状污泥产生、凝聚、成熟及颗粒污泥阶段,并认为SMF 对颗粒污泥形成的起到关键性作用,丝状菌在形成过程中也起了非常重要的作用。
2008年,Figueroa等[29]以高含盐量的实际污水为研究对象,SBR反应器在适宜的运行条件下成功培育出好氧颗粒污泥,颗粒粒径约为3.4mm,SVI为30mL/g,MLSS为60gVSS/L。
成熟的颗粒污泥能够去除NaCl浓度高达30g/L的鱼罐头食品加工生产废水,有机负荷可达1.72kgCOD/(m3•d),硝化反硝化脱氮率可达40%。
2009年,N.Kishida等[30]在SBR反应器中,对好氧颗粒污泥处理高浓度的家畜废水的同步脱氮除磷效果进行研究,进水氮磷浓度均较高,分别为650mg/L和125mg/L,由于好氧颗粒污泥所具有的微生态环境,在多类微生物的共同作用下,出水水质NH4+-N、NO x--N 和TP浓度分别小于0.1mg/L、1.4mg/L和1.2mg/L。
试验结果表明,好氧颗粒污泥遇高氮浓度也具有较好的脱氮除磷效果。
2010年,Kuo-Ling Ho等[31]以高浓度的苯酚废水为研究对象,通过聚合酶链式反应和变性梯度凝胶电泳技术检测分析好氧颗粒污泥微生物和普通絮状污泥的活性变化情况。
试验结果表明采用好氧颗粒污泥降解高浓度苯酚废水具有较好的去除效果。
当反应器内苯酚浓度达5000mg/L时,颗粒污泥仍具有较好的苯酚处理效果,而普通絮状活性污泥遇到超过3000mg/L的苯酚时,微生物对苯酚的降解受到抑制。
2011年,缩短好氧污泥颗粒化的启动时间成为研究者的关注,Pijuan,Maite等[32]研究。