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间歇式除磷好氧颗粒污泥反应器的快速启动 ＊ 高景峰 郭建秋 毕环宇 陈冉妮 苏 凯 北京工业大学环境与能源工程学院, 北京 100022 摘要 以厌氧 好氧方式运行 SBR 反应器处理实际生活污水, 考察沉淀时间对培养具有除磷功能的好氧颗粒污泥 aerobic granular sludge, AGS 的影响。 在沉淀时间降低为6min时, 出现了 AGS; 在沉淀时间降低为4 min的第 6 天, AGS 培养成熟, 肉眼可见。 从降低沉淀时间到 AGS 培养成熟共耗时28 d。 AGS 培养及稳定运行阶段, 出水磷含量平均在 0. 92 mg L左右, 最低为0 mg L, 最高为3. 34 mg L。 具有除磷功能的 AGS 成熟时, 其周围有大量的浮游累枝虫。AGS 粒径 范围为 0. 0～ 0. 3mm、0. 3～ 0. 6mm及0. 6 mm的质量分数分别为 44. 88, 51. 61及 3. 51, AGS 与絮状污泥共存。 与具有短程硝化功能的AGS 相比, 周期性的厌氧 好氧更有利于 AGS 的稳定维持, 具有除磷功能的 AGS 远比具有短程 硝化功能的AGS 密实。 试验结果表明在沉淀时间选择压的作用下, 具有除磷功能的 AGS 形成的过程可分为 3 阶段 筛选-聚集-成熟。 关键词 除磷 好氧颗粒污泥 实际生活污水 快速启动 沉淀时间 ＊国家自然科学基金项目 50508001 ; 北京市教育委员会科技发展 计划面上项目 KM200510005020 ; 北京市科技新星计划项目 A 类 2006A10 0 引言 虽然传统强化生物除磷工艺取得了较好的除磷效 果,但该工艺存在一些缺点,如污泥膨胀、磷的二次释 放和剩余污泥量大等。而具有除磷功能的好氧颗粒污 泥 aerobic granular sludge, AGS 不仅可以克服上述缺 点,而且具有良好的沉淀性能、抗冲击负荷等明显优 点。竺建荣 [ 1] 采用模拟生活污水历时 7 个月培养出具 有除磷功能的AGS ,除磷率在 90以上; 卢然超 [ 2] 以厌 氧颗粒污泥为种泥, 处理模拟配水,认为适当的 TN TP 2. 36 以及接种污泥的挑选是培养具有除磷功能AGS 的关键; Lin YM [ 3] 在不同 P CODCr条件下历时 2个月培 养获得具有除磷功能的 AGS, 发现 AGS 粒径随着 P CODCr的增加而降低; 虽然荷兰 DHV 公司已经将AGS 工程化 [ 4] ,但是好氧颗粒污泥的快速培养和稳定维持 还存在很多问题, 而且目前大多数研究都是以模拟配 水进行的,不利于好氧颗粒污泥技术扩大应用。本试 验以实际生活污水为研究对象 ,以普通絮状污泥为种 泥,利用SBR初步考察了沉淀时间对除磷AGS 快速培 养、 稳定维持和形成机理的影响。 1 试验材料 1. 1 污泥和污水 试验所用污泥来源于北京市清河污水处理厂污 泥回流井 ; 试验用水为北京工业大学家属区排放的实 际生活污水 , 该水质 CODCr200 ～ 350 mg L 、PO 3- 4-P 3. 34～ 17. 32 mg L 平 均值 7. 4 mg L 、NH 4- N 50 ～ 85 mg L、 pH 7. 4～ 7. 8。 1. 2 试验装置 试验所用SBR为圆柱形 ,直径 D 9 cm ,有效高 度 H 90 cm, 总有效容积6 L , 反应器材料为有机玻 璃。出水口位于反应器下部 1 3 处 。试验采用鼓风 曝气 ,用转子流量计调节并维持曝气量在0. 1 m 3 h, 采用温控仪和加热器调控水温在 25 1 ℃。反应器 的运行方式为 进水 2 min 厌氧 180 min 曝气 120 min 沉淀 依试验条件而定 排水 2 min 闲置 。采用时间程序控制器自动控制各反应段的开 关,1 天 4个周期 。 2 试验结果和讨论 2. 1 具有除磷功能的好氧颗粒污泥的培养过程 图1表示反应器进水、厌氧段结束、 好氧段出水 3 个不同反应阶段的正磷酸盐含量变化。其中第Ⅰ阶段 第1～ 34 周期 为反应器启动调试阶段,第1～ 3天,每 天2 个周期,之后,每天4 个周期 ; 第Ⅱ 阶段 第 35～ 143 周期 为AGS 的培养阶段 ;第Ⅲ阶段 第144～ 280周期 为反应器稳定运行阶段。在第Ⅰ 阶段, 经反复调试,反 应器内的 MLSS 为2 503 mg L, SVI30min降为72 mL g 。 在 第Ⅱ 阶段,逐步降低沉淀时间15、 10、 8、 6、 4 min。 其中,当 沉淀时间为6 min时SBR 系统中开始出现较小的AGS ; 当沉淀时间降低为4 min后的第6 天 第143 周期 ,AGS 培养成熟。试验中, 从实施降低沉淀时间这一步骤到 15 环 境 工 程 2008年 2 月第26 卷第1 期 培养出AGS 共用28 d。 在培养 AGS 过程中,系统MLSS 从2 503 mg L降至894mg L ,并且成熟 AGS 的SVI4min 34 mL g。 图 1 反应器各周期进水、厌氧结束及 出水正磷酸盐含量变化 在第 Ⅱ阶段 , 由于不断降低沉淀时间 , 沉降性能 差的污泥被大量排出反应器; 降低沉淀时间之初, 出 水SS 为578 mg L , 而当 AGS 培养成熟时 第 143 周 期 ,出水 SS 降至134 mg L 。 本阶段没有控制生物固 体平均停留时间 , 该阶段出水磷含量最小值0 mg L, 最大值3. 34 mg L, 平均值0. 84 mg L ,仍然达到一定的 生物除磷目的, 这是由于出水中夹带了一定数量的污 泥。在形成 AGS 后, 控制系统生物固体平均停留时 间在7 d左右,此时出水磷含量平均值为1. 01 mg L ,最 小值0. 20 mg L ,最大值2. 33 mg L。 图 2所示为不同试验 周期磷含量的变化过程 。在 AGS 形成前,即图 2 中第 1、 39 周期的放磷速率分别为0. 007、 0. 046 mg g min , 吸磷速率分别为0. 021、0. 116 mg gmin 。在形成 AGS 过程中及AGS 形成后 ,即图中第 111、 202 周期的 放磷速率分别为0. 029、 0. 090 mg gmin , 吸磷速率 分别为0. 102、 0. 169 mg gmin 。虽然反应系统的除 磷特征类似,均实现了良好的厌氧放磷 ,好氧吸磷 ,达 到了良好的除磷效果 ; 但是 AGS 形成后其放磷和吸 磷速率都大幅提高, 这是由于在具有相同除磷效果的 基础上 , AGS 形成后比 AGS 形成前污泥浓度降低 所致 。 2. 2 污泥颗粒化过程中粒径分布的变化过程 图3 表示污泥颗粒化过程中粒径分布的变化过 程。改变沉淀时间前 ,系统内的污泥絮体80. 67 体 积分数 都在 10. 48～ 103. 58 μ m 第 1周期 ; 到第 109 周期时 改变沉淀时间后的第 74 周期, 沉淀时间为 6 min , 10. 48 ～ 103. 58 μ m 的 污 泥 只 占 26. 86, 103. 58 ～ 222. 28 μ m 的 污 泥 占 41. 83, 222. 28 ～ 555. 71 μ m的污泥占 28. 91,这表明改变沉淀时间后 的第 19天已初步形成了 AGS 在本试验中 ,菌胶团粒 图 2 反应器不同周期正磷酸盐含量变化 径222. 28 μ m时即认为是 AGS 。培养至第 161 周 期 改变 沉淀时间后的第 126 周期, 沉淀时间为 4 min , 10. 48 ～ 103. 58 μ m 的 污泥 降低 至 15. 7, 103. 58～ 222. 28 μ m的污泥降低至 27. 02, 222. 28 ～ 555. 71 μ m的污泥升高至 55. 63,此时AGS 已经肉眼 可见, 其粒径已经超出了激光粒度测定仪的测量范 围, 此后改用湿筛分法测量其粒度分布。图 4 为第 209 周期 改变沉淀时间后的第 174 周期,沉淀时间为 4 min 的粒径分布, 粒径范围为 0. 0 ～ 0. 3 mm 、0. 3 ～ 0. 6 mm及 0. 6 mm 的 质 量分 数 分别 为 44. 88, 51. 61 及 3. 51,此时 AGS 与絮状污泥共存 。通过 粒度分析和显微观察表明 ,本试验中改变沉淀时间后 的第 28 天成功培养出具有除磷功能的 AGS 并且稳 定维持。 图 3 不同周期粒径分布对比 图4 第 209 周期粒径分布 湿筛分法 16 环 境 工 程 2008年 2 月第26 卷第1 期 2. 3 具有除磷功能的AGS 稳定性的初步分析 为了探求AGS 形成的机理 ,在第 285周期对具有 除磷功能的 AGS 进行了 SEM 观察, 见图 5 a～ 图5 e ; 为了进行对比, 图 5 f 为处理同样废水培养 获得的具有短程硝化功能的AGS [ 5] 。 无论是在具有短程硝化功能的AGS 图 5 f 还 是在具 有除 磷功能 的 AGS 图 5 a , 图 5 b , 图5 e ,周围都有大量的原生动物 此例中为浮游 累枝虫 ,它们以 AGS 为根基进行生长 , 这些原生动 物对于稳定出水水质起到了很大的作用 。图 5 c 所 示虽然具有除磷功能的 AGS 很密实 , 但其表面仍有 一些裂痕和孔道 ; 具有短程硝化功能的 AGS 表现的 则更明显 ,这些裂痕和孔道可以作为底物和产物的通 道,为研发单级同步去除 CODCr和脱氮除磷污水处理 系统提供了可能 。 对比图 5 f 短程硝化 AGS 的 SEM 可以明显地看 出,具有除磷功能的 AGS 远比具有短程硝化功能的 AGS 密实,结构更紧凑 。微生物的生长速率是影响颗 粒污泥稳定性的一个主要原因 产甲烷颗粒污泥比产 酸颗粒污泥稳定 。de Kreuk 和 Liu [ 6 -7] 的研究也证明 了这一点 。因此在AGS 的培养过程中引入缺氧 厌氧 段促进生长速率较小的微生物存活有利于 AGS 的稳 定维持。 图 5 好氧颗粒污泥的扫描电镜照片 2. 4 处理实际生活污水除磷好氧污泥颗粒化的机理 探讨 由图 5 c 和图5 d 可以看出本试验中构成具有 除磷功能的 AGS 的细菌多为球形 、 短杆形, 它们相互 结合的很紧密, 并且没有发现大量丝状菌的存在, 说 明胞外聚合物 主要是多糖、蛋白质 在 AGS 的形成 过程中起到了重要作用 。与本试验获得的 AGS 不 同,Tay 以葡萄糖 [ 8] 为底物培养 AGS 的过程中, 丝状 菌起到主要的骨架作用, 但是如果丝状菌过分增殖就 会导致AGS 解体。在本试验中 , 周期性的厌氧段是 抑制丝状菌生长的原因之一; 而生活污水在化粪池中 进行初步水解酸化, 使得废水中有机酸含量较高则是 抑制丝状菌生长的另一个原因 。 由图 3～ 图 5 可以推断, 处理实际生活污水具有 除磷功能的 AGS 形成机理分如下 3 个阶段 筛选 聚集 成熟 。在正常沉淀的情况下 ,污泥之间的聚集 比较松散, 而在沉淀时间选择压的作用下 ,逐步淘汰 沉淀性能差的活性污泥, 留下沉降性能良好 、 尺寸较 大的活性污泥菌胶团 ,这一过程为筛选过程。在不断 缩短沉淀时间这一选择压的作用下 ,活性污泥为了持 留在反应器内 ,通过不同的方式形成初始的 AGS, 这 一过程为聚集过程, 本试验中以菌胶团利用胞外聚合 物自聚集作用为主 ; 初步形成 AGS 后, 污泥不断以 AGS 为中心发生进一步的絮凝沉淀, 并以其为中心进 行生长繁殖 ,同时也包括 AGS 的相互整合, 最后形成 成熟的AGS ,这一过程为成熟阶段。沉淀时间是形成 AGS 的主要选择压, 此外 SBR周期性厌氧 好氧的运 行方式均有利于形成密实稳定的AGS 。 3 结论 1 维持表面流速15. 7 m h的条件下 , 在处理实 际生活污水的 SBR 中, 以具有除磷功能的普通活性 污泥为种泥, 在改变沉淀时间19 d后出现 AGS , 28 d 后,具有除磷功能的 AGS 培养成熟。此时, 粒径范围 为 0. 0 ～ 0. 3 mm 、 0. 3 ～ 0. 6 mm及 0. 6 mm的质量分 数分别为 44. 88, 51. 61及 3. 51 ,AGS 与絮状污 泥共存。本试验说明以沉淀时间作为选择压可以快 速培养获得具有除磷功能的AGS 。 2 与具有短程硝化功能的 AGS 相比, 具有除磷 功能的AGS 远比硝化颗粒污泥密实 。 3 研究结果表明在沉淀时间选择压的作用下, 处理实际生活污水除磷 AGS 的形成过程可分为 3 阶 段 逐步筛选沉降性能良好尺寸较大的菌胶团; 菌胶 团相互自聚集 ; 以初始颗粒为核心互相整合生长, AGS 培养成熟。 参考文献 [ 1] 竺建荣, 刘纯新. 好氧颗粒活性污泥的培养及理化特性研究. 环 境科学, 1999, 20 2 38 -41 [ 2] 卢然超, 张晓健, 张悦, 等. SBR 工艺运行条件对好氧污泥颗粒化 和除磷效果的影响. 环境科学, 2001, 22 2 87-90 17 环 境 工 程 2008年 2 月第26 卷第1 期 [ 3] Lin Y M ,Liu Y,Tay J H.Development and characteristics of phosphorus -accumulatingmicrobialgranulesinsequencingbatch reactors.Applied Microbiology and Biotechnology ,2003, 62 4 430 -435 [ 4] de Bruin LM M , de KreukM K, Giesen A, et al. Biological wastewater treatment using aerobic granules -Nereda. CD -ROM of 2ndWorkshop on Aerobic Granular Sludge . Netherlands TU Delft, 2006 [ 5] 高景峰. 沉淀时间及生物膜对实际生活污水形成好氧硝化颗粒 污泥的影响. 环境科学, 2007,28 6 71 -77 [ 6] de Kreuk M K , van Loosdrecht M C M.Selection of slow growing organisms as a means for improving aerobic granular sludge stability . Water Science Technology, 2004, 49 11-12 9 -19 [ 7] Liu Y, Yang S F, Tay J H. Improved stability of aerobic granules by selecting slow-growing nitrifying bacteria .Journal of Biotechnology, 2004, 108 2 161 -169 [ 8] Tay J H, Liu Q S, Liu Y . Characteristics of aerobic granules grown on glucose and acetate in sequential aerobic sludge blanket reactors. Environmental technology , 2002, 23 8 931 -936 作者通信处 高景峰 100022 北京市朝阳区平乐园 100 号 北京工 业大学环境与能源工程学院 电话 010 67391918 E -mail gao . jingfeng bjut. edu. cn. 2007- 07-18 收稿 pH 值和曝气强度对铁还原预处理硝基苯 废水效果的影响 戴 鹏 浙江大学环境工程系, 杭州 310029 摘要 从反应机理方面分析了 pH 值和曝气强度对铁还原预处理硝基苯废水的影响。 研究表明 pH 值对铁还原的影 响明显, 适当的曝气强度可有效提高铁还原预处理效果。 综合考虑, 最佳 pH 值范围为 2～ 4, 最佳曝气强度为 1. 50 m3 m2h。CODCr去除率达 50～ 60, 硝基苯去除率达 90以上, 出水 BOD5 CODCr由不到 0. 1 提高至 0. 4 以上。 关键词 硝基苯废水 曝气强度 铁还原 0 引言 硝基苯是应用广泛的有机化工原料 ,属于剧毒化 学品, 被我国列为优先控制的环境污染物 [ 1] 。硝基苯 废水是难生物降解的有毒化工废水, BOD5 CODCr值一 般低于0. 1。近年来 , 一种投资少、运行费用低的新 方法 铁屑法已开始用于硝基苯废水的处理 [ 2] 。 利用铁还原技术处理硝基苯废水, 可使硝基苯还原为 苯胺, 使废水可生化性大大提高, 其主要原料来自机 械切削的废铁屑, 不需消耗电力资源 , 具有“以废治 废”的意义 。pH、曝气强度、水力停留时间、 Fe C 比和 铁屑粒径等因素是影响铁还原效果的重要因素。本 文通过改变铁还原反应的主要影响因素 ,即 pH 值和 曝气强度 ,对铁还原处理硝基苯废水的反应机理进行 探讨 。 1 试验材料与装置 试验采用自行设计、加工的铁还原反应柱 内径 10 cm , 内装铁屑和焦炭 ,体积比 1∶ 1。废水经 pH 调 节后由反应柱顶部靠液位差自行流入,从反应柱底部 出水口流出 。在反应柱底部装有一个微孔曝气器 ,压 缩空气从底部通入, 处理流程见图 1 。铁屑为江苏泰 兴某机床厂机床加工车间废料 粒径为2 mm左右 。 焦炭来源于江苏泰兴某热电厂 ,取和铁屑粒径相近的 2 mm左右的颗粒。装填后, 铁碳填料柱高度为60 cm 。 本试验以江苏泰兴某化工公司实际生产废水为 研究对象, 废水中除含硝基苯 、硝基酚外 , 还含有 硫酸钠、 硝酸钠等盐类 , 其中 CODCr3 810 mg L , 硝 基苯1 460 mg L、硝基酚 300 mg L, B C 0. 6 mm was 44. 88, 51. 61and 3. 51 respectively , the floc -like activated sludge and AGS coexisted. The control of alternate anaerobic aerobic conditions made the phosphorus removal AGS more compact than short -cut nitrifying AGS and this is favorable for the stable maintenance of AGS.The results show that under the selective pressure of settling time, aerobic sludge granulation can be divided into three phases selection of good settling zoogloea, self-aggregation and maturation. Keywords phosphorus removal, aerobic granular sludge, real domestic wastewater, rapid start -up and settling time STUDY ON THE EFFECT AND MECHANISM OF pH AND AERATION ON IRON -CARBON REDUCTION PRETREATMENT OF NITROBENZENE WASTEWATERDai Peng 18 Abstract The mechanism was investigated, which indicated the effect of pH and aeration on iron -carbon reduction treatment for nitrobenzene wastewater.Result of this research proved that pH was an important parameter on iron -carbon reduction.Suitable aeration could enhance the result of iron-carbon reduction effectively. Under the conditions of pH 2～ 4 and aeration1. 50 m3 m2h, the CODCrremoval rate of nitrobenzene wastewater was 50～ 60, the removal rate of nitrobenzene concentrationwas ashigh as 90, and the B C ratio enhancedfrom lower than 0. 1 to 0 . 40. Keywords nitrobenzene wastewater, aeration and iron-carbon reduction COMPARATIVE TEST ON THE START-UP OF TWO KINDS PACKING MATERIALS IN BIOLOGICAL AERATED FILTERZeng Zhengzhong Wang Houcheng Li Bo et al 21 Abstract Fly-ash cellular granule and zeolite granule were tested on their start -up in the same conditions. The test results showed that the start-up speed of the fly -ash cellular granule was similar with the zeolite media, and the removal rate of CODCr 60 was slightly higher than the zeolite biofilm 55in the end, but the NH 4-N removal rate of the zeolite biofilm was higher than the fly -ash cellular granule, up to about 70. Keywords packing materials, biological aerated filter, zeolite and fly -ash cellular granule BIOLOGICAL NITROGEN AND PHOSPHORUS REMOVAL IN NEW SEQUENCING BATCH BIOFILM REACTOR SYSTEMJiang Shanquan Xiao Haiwen Zhai Jun et al 24 Abstract A new sequencing batch biofilm reactor SBBR was used to treat real domestic wastewater. The characteristics of simultaneous nitrification and denitrification and removal phosphorus of sequencing batch biofilm reactor SBBR in treating domestic sewage under the condition of anaerobic anoxic processwere studied. Results from the studies were presented that under the optimization situation of treating process, effluent 2 ENVIRONMENTAL ENGINEERING Vol. 26, No. 1,Feb. , 2008