污泥负荷对处理高浓度有机废水好氧颗粒污泥稳定性的影响外文翻译资料

 2022-08-02 11:12:01

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污泥负荷对处理高浓度有机废水好氧颗粒污泥稳定性的影响

Rania Ahmed Hamza , Zhiya Sheng, Oliver Terna Iorhemen, Mohamed Sherif Zaghloul, Joo Hwa Tay

Department of Civil Engineering, University of Calgary, 2500 University Drive NW, Calgary, AB, T2N 1N4, Canada

摘要

本次实验在小型序批式反应器（SBR）中研究了处理高浓度有机废水好氧颗粒污泥的长期稳定性。本反应器在不同的运行条件下运行了316天，发现污泥负荷（F/M）是影响颗粒形成与稳定的一个重要参数。本次实验研究了三种选择机制，分别是：（1）在进水COD为浓度2500mg/L时培养成熟，然后将进水COD浓度提高到7500mg/L；（2）在进水COD浓度为4500mg/L时胁迫培养和运行，（3）交替进料负荷方法，每天进水COD浓度的变化按照峰值浓度5000mg/L的50%，75%和100%循环。实验发现在反应器启动时采用高有机负荷率可以加速颗粒形成。但高有机物浓度时的污泥过度增长对颗粒的稳定性有消极影响而且会因为颗粒中心存在产甲烷菌导致颗粒解体。在高浓度有机物环境下培养会造成快速失去微生物多样性和反应器启动失败。进料负荷交替循环的情况下，维持了对微生物群落的适当选择并使其性能稳定。试验还观测到F/M与颗粒沉降性能之间的强相关性。F/M超过1.5gCOD/gSS·d时污泥颗粒表现出较差的沉降性能，在污泥负荷很高（约为2.5）时，污泥膨胀并且短沉降时间的强选择压导致污泥流失。反应器在F/M处于0.5-1.4gCOD/gSS·d区间运行似乎有利于长期稳定的颗粒稳定性。

关键词 好氧颗粒污泥 污泥负荷 高浓度有机废水 微生物多样性 污水处理厂

1 引言

由于好氧颗粒污泥（AGS）工艺的反应器设计简洁、沉降性能出色、对高有机负荷率耐冲击的能力以及同时去除有机物和营养物质的潜力，好氧颗粒污泥工艺的发展近来已经超过了传统活性污泥处理工艺(Adav et al., 2008)。虽然很多生产规模的好氧颗粒污泥反应器已经应用于城市污水处理，但在工业废水生产规模应用方面的竞争力仍然较低。尤其是在处理高浓度有机废水时，与诸如上流式厌氧污泥床（UASB）等高效厌氧反应器相比，AGS的竞争力低，原因在于AGS的运行成本高而且在OLRsgt;5-7kg/m3·d时存在传质限制 (Gao et al., 2011)。然而在过去的25年里，好氧颗粒化工艺已经进化并且被证实是高浓度有机废水的最有效和适合的生物处理技术之一。AGS克服了厌氧处理过程的缺陷例如微生物增长率低，对有毒物质负荷、低温、pH值变化和周围环境的波动的高敏感度，污泥沉降率低，需要对含有NH4 和HS-的厌氧出水进行后处理(Chan et al., 2009; Grady et al.,2011; Rajeshwari et al., 2000; Leitatilde;o et al., 2006)。此外，AGS工艺的出水可以达到排放标准(Ahammad et al., 2013; Loacute;pez-Palau et al., 2012 )。与传统活性污泥法相比，AGS的好氧颗粒（相比而言，厌氧颗粒形成需要几个月）形成速度快，沉降性能强，污泥持留量高，耐毒性，抗冲击负荷，占地面积小，因此AGS在高浓度有机废水处理的工业应用是一种非常有前途的技术(Tay et al., 2002a; Lv et al., 2014; Show et al., 2012; Ivanov et al., 2006; Abdullah et al., 2013; Moy et al., 2002; Show et al.2012, 2012; Liu et al., 2015; Kocaturk and Erguder, 2016; Adavet al., 2010; Long et al., 2015)。但是颗粒解体依然是好氧颗粒污泥技术的一个难题(Sarma et al.,2017)。

针对AGS的形成已经提出了几种理论，包括：水流剪切力的重要作用(Liu and Tay, 2002)，缩短沉淀时间(Adav et al., 2009; Liu and Tay,2004)，饥饱交替的条件或者周期性饥饿及其对细胞疏水性的影响 (Loacute;pez-Palau et al., 2012; Beun et al., 2002; Tay et al., 2001)。为了维持颗粒稳定性建议选择诸如聚磷菌或聚糖菌等生长缓慢生物 (de Kreuk and Van Loosdrecht, 2004)。颗粒不稳定和解体的原因也有研究，原因包含很多影响因素：高底物负荷率造成的丝状菌的增殖(Moy et al., 2002; Liu and Liu, 2006; Liu et al., 2007; Liu and Tay, 2012)，大颗粒内死亡和溶解细胞的厌氧发酵 (Tay et al 2002a, 2002b; Ivanov et al., 2005; Lv et al., 2014)，胞外聚合物的结构破坏——胞外聚合物的蛋白质在维持颗粒稳定上有重要作用(Tay et al 2002a, 2002b; Ivanov et al., 2005; Lv et al., 2014)。

不同于传统活性污泥工艺，AGS反应器稳定可靠运行的确切参数缺失是阻碍AGS技术的全面工业化应用的重要挑战。多数好氧颗粒污泥研究运行期短。此外，尽管对反应器不稳定性提出了各种理论，但是对过程优化和工程方面与基础微生物学之间联系的没有给与足够重视。已知的不同运行策略侧重于将有机负荷率作为一个关键的运行参数，有研究表明好氧颗粒在SBR反应器中可以承受高达15kgCOD/m3·d的有机负荷率 (Moy et al., 2002; Show et al., 2012; Kocaturk and Erguder, 2016)，在有机负荷率为21.3 kgCOD/m3·d时解体， 由于在高有机负荷率环境下菌株蛋白质合成率下降，颗粒解体的COD临界值是3000-4000mg/L (Adav et al., 2010; Long et al. (2015)，有机负荷率为18kg/m3·d时因颗粒尺寸增大而造成好氧颗粒失去稳定性，这是颗粒中心大量细胞死亡现象形成的原因，最终造成颗粒结构解体。采用厌氧进料方式控制颗粒尺寸，通过将易生物降解的底物转化为好氧阶段使用的储存聚合物，使聚磷菌或聚糖菌生长速率相对较低，从而保持有利于颗粒稳定性的相对低的生长速度 (Pronk et al., 2015; de Kreuk and Van Loosdrecht, 2004)。在未出现厌氧进料时，饥饱交替的条件对颗粒稳定性起着重要作用。在底物充足的阶段，有机物被氧化并以聚羟基脂肪酸酯的形式储存在细胞内部，底物不足时依靠储存的化合物生长。底物不足的持续时间比底物充足时间长两倍的周期性饥饿对细胞疏水性有很强的影响(Loacute;pez-Palau et al.,2012)而且可以提高颗粒稳定性(Liu et al., 2016a)。最近的研究强调了F/M对颗粒稳定性的影响，并建立了F/M为0.4-0.5gCOD/gSS·d的比例以获得沉降性能好，污染物去除效率高，微生物多样性的稳定颗粒(Wu et al., 2018)。

F/M在传统活性污泥法的研究中是关键的实用参数(Jenkins et al., 2003)。F/M率的定义是反应器中单位重量（kg）污泥单位时间（1d）施加的底物负荷。对于传统活性污泥法和上流式厌氧污泥床，F/M通常在0.25-0.5 kgBOD/kgMLVSS·d，而延时曝气时为0.07-0.15 kgBOD/kgMLVSS·d (Metcalf and Eddy, 2014; Sperling,2007)。高F/M比时，与丝状菌相比，絮状菌具有同化高负荷底物的能力使得絮状菌占优势(Sperling, 2007)。然而，当可生物降解的有机物超过了系统中生物的消耗能力时，F/M比高会造成出水中存在剩余底物。固体停留时间（SRTs）高与低F/M比有关，反之亦然，最佳固体停留时间具有良好的生物絮凝性和较低的出水COD，其范围是2-8天 (Rittmann,1987)。传统活性污泥法控制F/M比值的方法是根据进水底物负荷，通过控制回流污泥或剩余污泥或两者同时进行来调节固体浓度。

目前大多数AGS应用是采用SBR反应器模式，在这种模式下，取消了沉淀池，沉淀阶段被包括在反应器的运行程序中。因此，回流污泥管道不再适用，反应器根据排水后反应器中保留的污泥量运行。这样的选择机制决定了反应器污泥浓度和微生物种类从而控制F/M。理论上可以得到无限长的固体停留时间（污泥龄）。但是排水阶段污泥的冲刷动力学在反应器中保留的微生物种群和固体停留时间上起到决定性作用，这一点Liu et al., (2016b)已经证明，其中与沉淀时间短造成压力相比水力停留时间和固体停留时间造成的选择压力是可以忽略不计的。此外，研究指出，由于被冲蚀的污泥，微生物种群的变迁主要存在于反应器开始阶段（前六天），从而导致反应器微生物群落和出水微生物群落不同。随着实验进行，反应器中的微生物与出水中的微生物没有明显差异(Liu et al., 2016b)。此外，在研究F/M对SBR反应器中好氧颗粒污泥的影响时很难避免水力选择压力的影响（沉降速度主要决定于沉降时间）。Li et al. 2008a,b发现与传统活性污泥法相比，SBR反应器中的好氧颗粒污泥不太可能依赖固体停留时间，在缺少强烈的水力选择压力的情况下，所有研究的固体停留时间（3-40天）中都未达到颗粒化。但是长期的系统性能没有研究。

而且，在大部分关于好氧颗粒污泥的研究中，反应器运行的F/M比与传统活性污泥法的类似：0.13-0.29gCOD/gSS·d(Janga et al., 2007)，0.33 gCOD/gSS·d (Tay et al., 2004)，0.2-0.4 gCOD/gSS·d (Kang and Yuan, 2017)。Li et al. 2008a,b发现在不同F/M（0.3-1.0,4.2和6.0 gCOD/gSS·d）下培养的颗粒成熟后都在污泥负荷率为0.5 gCOD/gSS·d时稳定。Li et al. (2011)早期采用更高的F/M比（1.1gCOD/gSS·d）刺激颗粒快速形成，后期将F/M降至0.3gCOD/gSS·d来维持小而健康的颗粒。Wu et al. (2018)表明要当通过排出一定量的污泥将F/M控制在0.4-0.5gCOD/gSS·d（0.4plusmn;0.02 gCOD/gSS·d）时，可以获得沉降性好，污染物去除率高，具有微生物多样性的稳定颗粒。但是AGS稳定F/M比值边界仍不清楚。F/M对AGS反应器内的微生物种群动态和工艺性能的长期影响尚待研究。在不同运行环境和污水组成成分的条件下，对好氧颗粒污泥的微生物群落构成和动态的研究并未对不同微生物群在颗粒稳定和工艺性能上的影响给出明确结论(Wilen et al., 2018)。

因此，本实验目的是测定不同运行条件下F/M对好氧颗粒长期稳定性的影响，以确定处理高浓度有机废水的AGS反应器的稳定F/M边界。此外，在现有文献中能够获取的关于良好运行条件，AGS反应器中微生物种群的动态和工艺性能的信息不足以预测用于处理高浓度有机废水的AGS反应器启动和运行。研究考查了F/M对微生物种群动态的长期影响，以及不同微生物种群对颗粒稳定性和工艺性能的影响。本研究的四个主要目的：（1）确定F/M对好氧颗粒污泥沉降性的影响及其统计意义，（2）研究F/M对冲刷动力学，微生物选择和物种变迁，反应器内微生物 群落的相对丰富度和功能的影响及其统计意义，（3）确定用于处理高浓度有机废水的好氧颗粒污泥长期稳定运行的F/M临界值，（4）在出水质量参数方面评价反应器的表现。

2 材料及方法

2.1 实验装置、种泥和基质

采用内径为150mm，有效容积为18L的圆柱形亚克力反应器作为实验的SBR反应器。通过位于反应器底部的微气泡扩散器进行曝气，空气流量为28L/min，使表面上升气流速度为2.8cm/s。反应器底部进水，通过位于中间高度的出水口出水。反应器按以下顺序循环运行：进水（8分钟），曝气（180-222分钟），静置（8-22分钟），出水（2分钟）。进水与出水时间在整个实验期间保持不变。静置时间在培养阶段（运行的第一周）由20分钟缩短为8分钟，其余时间为曝气阶段，Ⅱ、Ⅲ阶段循环时间的改变是因为曝气时间延长。

以卡尔加里的松溪污水处理厂回流污泥为接种物来启动该系统，再接种多种群落以增加污泥。收集了整个运行期间的种泥进行周期性变化测试。污泥是灰棕色的，平均悬浮固体（SS）浓度为7.2plusmn;0.8g/L（80%为挥发性物质），SVI值为136plusmn;18mL/g，平均颗粒尺寸为118.6plusmn;4.5mu;m。

人工配制的污水中以乙酸钠作为碳源。补充NH4Cl，K2HPO4, KH2PO4以及其他必要基本元素，与其他地方详细列出的相似(Tay et al., 2002b)。实验在室温（18plusmn;2℃）下进行。实验活动按照如下五个阶段运行，反应器详细运行参数见表1：

  • 阶段Ⅰ（1-30天）：反应器启动，颗粒培养到成熟。
  • 阶段Ⅱ（34-105天）：进水COD浓度提高到7500mg/L，根据剩余COD和NH3-N浓度调整水力停留时间和COD/N比。
  • 阶段Ⅲ（106-217天）：降低COD（和OLR）浓度，根据阶段Ⅱ的结果调

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