SBR中好氧颗粒污泥及其脱氮功能的研究进展_牟丽娉

1、第25卷 第2期中国给水排水V o. l 25No. 22009年1月CH I NA W ATER &WA STE WAT ER Jan . 2009SBR 中好氧颗粒污泥及其脱氮功能的研究进展牟丽娉, 黄 钧(中国科学院成都生物研究所, 四川成都610041摘 要: 好氧颗粒污泥技术是近几十年来发展起来的一种新型微生物自固定化技术, 通过特定的培育手段可以实现污泥颗粒化。这种颗粒污泥具有生物密度大、沉降性好、抗冲击能力强等优点, 有的还具有优良的脱氮除磷等功能。简要介绍了SBR 反应器中好氧颗粒污泥的沉降动力学模型, 详细说明了其理化及生物学特性, 并着重分析了好氧颗粒污泥脱氮功能的

2、影响因素, 提出了对好氧颗粒污泥脱氮进行深入研究的方向。 关键词: SBR; 好氧颗粒污泥; 脱氮中图分类号:X703. 1 文献标识码:B 文章编号:1000-4602(2009 02-0021-06R esearch on A erobic G ranul ar Sl udge and Its Denitrificati onFuncti on i n Sequencing Batch R eactorMU L i ping , HUANG Jun(Chengdu Instit u te of B iology, Chinese A cade my of S ciences , Cheng

3、du 610041, ChinaAbst ract : A erobic granu lar sl u dge (AGS techno logy is a ne w m icrob iology se lf i m m ob ilization techno l o gy w hich has pr ogressed i n the recent decades . The granulation can be ach i e ved through spec i a lcu ltivation . This kind of g ranular sl u dge has high m icro

4、bial density , good settleab ility and stronger resist ance to shock l o ad i n g . So m e o fAGS also have good capacity to re m ove n itrogen and phosphor us . The set tling m odel of t h e AGS i n SBR is i n tr oduced , its physicoche m ical and b i o log ica l characteristics are de scri b ed ,

5、the factors affecting the N re m oval f u nction o fAGS are ana l y zed , and the further study trend o f the nitrogen re m ovalw ith AGS is put for ward . K ey w ords : SBR; aer obic granular sl u dge ; nitrogen re m ova l 近年来逐渐发展起来一种新型好氧微生物自固定化技术 好氧颗粒污泥技术, 其特有的颗粒状结构具有相对密度大、沉降速度快、污泥产率低等特点, 可使反应器中保持

6、较高的污泥浓度, 能承受高有机负荷和水质波动带来的冲击, 并可缩小或省去二沉池。国内外学者大多在SBR 类反应器中进行好氧颗粒污泥研究。随着研究的深入, 发现有的好氧颗粒污泥在降解COD 的同时还具有良好的脱氮除磷功能。目前关于好氧颗粒污泥的培育及稳定性影响因素等方面开展的研究工作很多, 但是对于好氧颗粒污泥脱氮功能及其影响因素的研究仍存在许多未知领域。1 好氧颗粒污泥的沉降动力学模型好氧颗粒污泥是一种特殊形式的污泥, 它是以颗粒状存在于反应器中, 由于其粒径往往可以达到几毫米, 因此传统的用来描述活性污泥沉降动力学的方程就不再适用于好氧颗粒污泥。越来越多的证据显示, 施加于污泥微生物上的基金

7、项目:国家高技术研究发展计划(863 资助项目(2006AA 06Z330第25卷 第2期中国给水排水www. w ate rgasheat . com选择压是在SBR 中促成污泥颗粒化的主要原因。选择压包括沉降时间、体积交换率或称排水高度(对于给定直径的反应器, 体积交换率可以换算成排水高度 、排水时间。Yu L i u 等12 好氧颗粒污泥的理化及生物学特性2 1 理化特性成熟的好氧颗粒污泥一般为浅黄色的圆形或椭圆形颗粒, 外层结构较密实, 内层较疏松。在不同试验条件下培养获得的颗粒污泥的粒径变化范围较大(0. 35. 0mm , 在SBR 中经济有效的直径为13mm 。好氧颗粒污泥的含水

8、率多为97%98%, 密3度为1. 00681. 0072g /cm , 具有很高的沉降速率和较小的SV I 值。通过C HNS /O元素分析仪和电感耦合放射光谱仪(I CP 对不同碳氮比培养基和不同培养时间所得到的好氧颗粒污泥所含的大量元素分析结果显示, 好氧颗粒污泥的主要组成元素为C 、H 、O 、N 、S 、P 。2 2 生物学特性好氧颗粒污泥主要由细菌、丝状真菌等微生物及其产生的胞外多聚物等相互嵌合构成, 其微生物菌群存在多样性和较强的适应性。依据荧光原位杂交(FIS H 、变性梯度凝胶电泳(DGGE 、实时荧光定量PCR 等分子生物学技术以及传统的细菌分离鉴定手段发现, 具有脱氮功能

9、的好氧颗粒污泥中含有大量氨氧化细菌(AOB 、亚硝酸盐氧化细菌(NOB 、硝酸盐氧化细菌、反硝化细菌等。它们大多为球菌或杆菌, 在分类学上属于真细菌, 分属假单胞菌属(P seudo m onas 、亚硝化单胞菌属(N itro so m onas 、硝化杆菌属(N itros p ira 、气单胞菌属(A ero m onas 、产碱杆菌属(Alcaligenes 等。在形成好氧颗粒污泥的过程中, 污泥中的微生物在种群和数量上都会发生很大变化。好氧颗粒污泥中的菌群种类与接种的厌氧污泥有显著的差异(见图2 。从图2可以看到, 除了条带Bac-4、8、10(这三类菌为各类污泥中普遍存在的菌 外,

10、 其余的条带在好氧颗粒污泥和厌氧污泥中都只是单独出现。系统达到稳定的亚硝酸盐积累阶段时, RT -11PCR 的结果显示, 细菌的数量从最初的6. 7 10CFU /L增长到1. 2 10CFU /L。颗粒中AOB 和硝123将这三个主要的选择压因素合并成一个统一的参数 最小沉降速率, 并在此基础上提出了SB R 中影响好氧污泥颗粒化进程的模型, 见图1。模型设排水点与水面的距离为L , 预设排水时间为t d , 沉降时间为t s , 颗粒沉降速率为v s , 最小沉降速率为(v s m i n 。v s 越小, 颗粒运动至排水口的时间就越长, 运动时间>t s 的颗粒将被排出反应器,

11、只有沉降速率>(v s m in 的颗粒才能留在反应器中。这一理论模型在实验室得到验证。图1 SBR 中好氧颗粒污泥沉降动力学模型F i g . 1 Se ttling m ode l o f aerob i c g ranu l ar sludge i n SBR实验证明, (v s m in =1. 0m /h是颗粒污泥开始形成的临界点, 低于1. 0m /h的沉降速率是不可能培养出颗粒污泥的。2005年, Yu Liu 等2推导出了公式(1, 其中,d p 为颗粒直径, L 为排水点与水面的距离, X 为污泥浓度, 和 是常系数。公式(1 中临界沉降速率(CST 是SV I 、颗粒

12、平均粒径、污泥浓度的函数。公式(1 为通过调整参数(SV I 、颗粒粒径 来及时有效地选择和调整沉降时间提供了理论指导。CST =d p(1当污泥粒径足够小时, 该公式就简化为式(2 经典的Vesilind 方程(1968年由Vesilind 提出的活性污泥沉降速率方程 。其中v s 为沉降速率, v 0为初始沉降速率, k 为经验沉降参数。v s =v 0e-kX化螺旋菌也分别从接种时的8. 7 10CFU /L和1. 710101010CFU /L增长到2. 4 10CF U /L和2. 1 10CFU /L, 分别占细菌总数的2. 1%2. 4%和0. 8%1. 2%。随着反应器的氨氮负

13、荷逐渐提高, 颗粒污泥中AOB 的相对含量逐渐升高, 当氨氮负荷分别为0、0. 4、1、2. 2kgNH 4-N /(m d, 亚硝化率+339(2分别为0%、35%、50%、99%时, 污泥中AOB 在细www . watergasheat . com 牟丽娉, 等:SBR 中好氧颗粒污泥及其脱氮功能的研究进展第25卷 第2期菌总量中所占比例分别为0. 45%、5. 20%、15. 37%和48. 55%。这些结果显示, 好氧颗粒污泥有能力4 选择特定的微生物种类。(主要是P H B 形式储存; 进入好氧阶段, 在颗粒污泥外层亚硝化菌、硝化菌进行硝化, 在颗粒污泥内部缺氧区反硝化聚糖菌以硝酸

14、盐或亚硝酸盐为电子受体, 胞内P HA s 进行缺氧代谢, 一方面提供能量用于菌体生长, 另一方面合成糖原8。3 好氧颗粒污泥脱氮的影响因素3 1 氧的传输和分布氧在颗粒中的传输和分布主要由充氧浓度、颗粒直径和机械搅拌力决定。好氧颗粒污泥具有的颗粒结构使氧在传递中遇到传质阻力, 颗粒内部形成厌氧区, 而在同等粒径的颗粒中DO 浓度越高、搅拌越充分, 厌氧区就越小, 反之则越大。在DO 浓度较高的情况下, 厌氧区域的减少影响到微生物的反硝化反应, 同样也影响到对氮的去除。微环境理论图2 接种污泥(带1 和好氧颗粒污泥(带2 菌群的比较F i g . 2 Compar i son of bacte

15、r i a community i n seed sludg e(li ne 1 and aerobic g ranu lar sl udge (li ne 2氧的传输与分布对好氧颗粒污泥脱氮能力的影响可以用微环境理论加以解释。DO 浓度和扩散阻力共同决定着氧在颗粒中的渗透深度, 从而在颗粒中产生DO 梯度, 颗粒外表面DO 较高, 硝化菌集中分布于此, 颗粒内部由于氧传递受阻和在透过外层时的大量消耗而产生缺氧环境, 反硝化菌占优势。只有当颗粒中的硝化和反硝化作用合理耦联, 硝化产物能够为反硝化提供适量的底物时, 整个脱氮过程才能高效进行。因此, 控制DO 浓度, 对于颗粒污泥形成高效的同步硝

16、化反硝化脱氮作用至关重要。充氧浓度反应器在较短时间的单次循环运行中存在一个较低的氧浓度值可以使脱氮达到最好效果。阮文权等在不同的DO 浓度(1、2、3、4m g /L下进行试验, 发现随DO 浓度的提高, 对氮的去除率逐渐升高; 当DO 为3m g /L时, 氮去除率最高(达到87%; 但当DO 为4m g /L时, 氮去除率下降9颗粒污泥中各种功能菌的数量和分布也具有一定的规律。在B . S i n ha 等所培养的具有短程硝化功能的好氧颗粒污泥中, 整个颗粒的70%都是球状和短杆状的AOB 、NOB , 从以N so1225(AOB 和N ts pa665(NOB 作为探针的FI SH 结

17、果中也可以看到,颗粒中含有48%53%的AOB 和6%8%的NOB 。AOB 主要分布在颗粒污泥表层, NOB 则多分布在内层, 颗粒内核还存在一定量的无活性细胞。当系统的污泥停留时间(SRT 足够长时, 一些生长周期较长的菌株就可以保留下来, 例如反硝化聚磷菌(DPB 和糖原聚集细菌(GAO s 或G 细菌 。DPB 在厌氧/缺氧交替环境中, 通过自身代谢作用可同时完成过量吸磷和反硝化而达到除磷脱氮双重目的。杨国靖等培育出的具有好氧反硝化功能的好氧颗粒污泥在对污水进行一个周期的处理过程中, 对氮、磷的去除率可分别达到89. 2%98. 9%和86. 8%90. 0%5。张砺彦认为较高的DO

18、(3. 0m g /L 使硝化反应速率提高, 但容易-导致反应过程中NO 2和NO 3的积累。在较低DO (1. 5m g /L和0. 5m g /L情况下, 硝化产物很快被反硝化反应所利用, 中间产物NO 2和NO 3积累较少。合适的DO 不仅是达到高效同步硝化反硝化的重要因素, 而且对硝化和反硝化过程中温室气体(N 2O 的释放也有很大影响。高DO 容易产生更多的N 2O 。当DO <2m g /L时, N 2O 产生量仅约为2m g /L; 当DO 为3m g /L和4m g /L时, N 2O 的产生量分别达到了16m g /L和33m g /L。在试验条件下,-。Cech 等首

19、次发现同DPB 一样67能累积P HAs 和糖原的GAOs 。Zeng 进一步发现, 与聚磷菌类似, 聚糖菌也具有反硝化能力。杨景峰等也成功培育出具有较强同步硝化反硝化能力的聚糖菌颗粒污泥。聚糖菌颗粒污泥在同步硝化反硝化过程中, 在厌氧阶段反硝化聚糖菌以糖原酵解作为能量及还原力来源, 吸收有机物并以P HAs第25卷 第2期中国给水排水有机地结合起来。www. w ate rgasheat . com宜控制DO 为12m g /L。反应器在氧浓度较低(氧饱和度为40% 条件下的长期运行试验却得出了不同的结果。反应器运行20d 后, 颗粒开始解体, 粒径变小, 形状也变得不规则。由于颗粒结构的改

20、变, 氧可以渗透至颗粒内部更大的范围, 使好氧菌的硝化功能得到加强, 但反硝化功能下降至氧饱和度为100%时的同一水平, 颗粒污泥脱氮效果开始下降。因此, M osquera Co rra l A 和Peng D C 认为在低溶氧条件下长期运行的脱10氮效果主要受到颗粒结构的影响。颗粒粒径好氧颗粒污泥的粒径大小对于其脱氮也有重要影响, 粒径过大或过小都是不利的。较小的颗粒有较大的比表面积, 氧就可以渗透到更深的区域, 为氨的氧化提供充足的好氧区。然而, 一旦所有的氨被从系统中移除, 氧就会扩散进整个颗粒, 阻止反硝化反应的进行。因此, 在相同的氧浓度下, 较小颗粒污泥的脱氮效果相对较差。当粒径

21、较大时, 颗粒污泥的脱氮效果也会下降, 此时颗粒的比表面积成为氧渗透的限制因素, 进而影响到整个氨氮的转化过程。在SBAR 和SBBC 反应器中, 氧饱和度为20%, 好氧颗粒污泥的粒径为1. 251. 75mm 时, 反应器的氨氮去除率可以达到100%。M. K. de K reuk 对污泥颗粒的粒径与脱氮效果的关系进行了计算机仿真, 结果和上述试验是一致的, 在SBR 标准操作条件下, 好氧颗粒污泥脱氮的最佳粒径范围为1. 21. 4mm113 2 基质浓度与碳氮比好氧颗粒污泥中硝化细菌多为化能自养型微生物, 反硝化细菌则多为化能异养型微生物。前者生长缓慢, 代谢受到一定浓度有机物的抑制,

22、 而后者生长较快, 需要有机物作为代谢的电子供体。废水中适量的有机物可以满足异养型好氧微生物生长的需要, 为反硝化菌提供代谢所需的碳源, 但是当有机物浓度过高, C /N过大, 又会抑制好氧区内自养型硝化细菌的代谢活性, 从而影响硝化反应, 最终导致氨氮去除率下降。基质浓度有机物浓度过高或过低对脱氮都有不良影响。M. K. de Kreuk 等发现当颗粒污泥负荷为0. 81. 9kgCOD /(m d 时, 系统对氮的去除率随负荷的增大略有增加, 在负荷为1. 9kgCOD /(m d 时达到最大值, 负荷继续增大时系统的氨氮去除率却急剧下降。作者分析, 在低污泥负荷下氨被迅速氧化为硝酸盐,

23、随着氨氧化的结束, 氧摄取率也会下降, 使颗粒中的好氧区增大, 阻止了接下来的反硝化进程。3当污泥负荷>1. 9kgCOD /(m d 时, 氨氧化菌群的活性过低, 氨氮氧化速率大幅度下降, 导致整体氨氮去除率下降1133。碳氮比高N /COD条件是选择硝化菌群的有利条件。Shu Fang Yang 等以(SOUR N H 4与(SOUR N O 2之和作为氨氧化和亚硝酸盐氧化菌的数量指标, 发现随着N /COD从0. 05增大到0. 3, 氨氧化和亚硝酸盐氧化细菌的数量随之增大, 但异养菌的数量却随之减少。在高N /COD的情况下, 硝化菌的数量远远超过异养菌的数量, 成为好氧颗粒污泥

24、中的主要菌群。高TOC /N是好氧颗粒污泥脱氮的有利条件。王景峰等培育出富含聚糖菌的好氧颗粒污泥, 在TOC /N分别为5. 0、4. 0、2. 8时, 周期总氮去除率分别为66. 0%、61. 2%及56. 3%8。溶解氧与颗粒稳定性低溶解氧条件不利于颗粒的形成和稳定, 暂时的溶氧降低有利于脱氮, 但是长期下去又将导致好氧颗粒污泥的解体, 使反应器不能维持良好的脱氮效果, 这是目前亟待解决的一个棘手问题。基于生物膜微生物形态学的理论概念中所提出的假设, 在SBR 的 饱食期 30%70%的基质被储存起来, 随后的 饥饿期 中细菌利用储存的聚合物来维持生长, 生长率大幅度下降。结果, 饥饿期

25、的低溶氧水平对于颗粒的稳定不会起负面作用。同样根据此理论, 若希望通过选择最大生长率低的微生物来加强颗粒的稳定性, 就可以通过在缺氧期添加基质用来储存而不是生长来实现。实践证明, 通过此方法确实可以在低溶氧条件下维持颗粒的稳定。有趣的是, 这种在厌氧期添加基质的办法将氮和磷的去除。谢珊、李小明等研究了碳氮比对于脱氮速率的影响, 并提出将曝气过程划分为曝气初期和曝气中后期两阶段, 这与Beun 提出的碳源消耗的 富足阶段 和 缺乏阶段 实质上是相同的12。Bu itron 在研究降解时间和SBR 循环的内在关系时发现曝气的后4/5时间段为13内源碳降解阶段。碳源在去除氨氮过程中所起的重要作用决定

26、了将整个曝气过程划分为2个阶www . watergasheat . com 牟丽娉, 等:SBR 中好氧颗粒污泥及其脱氮功能的研究进展第25卷 第2期段, 再分别计算不同阶段的氨氮去除速率是合理的, 试验数据也进一步证实了这一假设。在曝气开始阶段, 碳氮比越大, 氨氮去除速率越快, 并且碳氮比对总无机氮的去除影响较大, 当碳氮比由6增大到14时, 总无机氮去除率由40. 3%上升到74. 5%。总无机氮的去除主要发生在曝气阶段的前2030m i n , 也即曝气初期。在曝气中后期, 氨氮去除速率减慢, 总无机氮浓度的下降幅度明显减缓。这是由于在曝气初期外界碳源比较充足, 氨氮去除速率受自养硝

27、化和异养硝化两种作用的影响; 曝气中后期碳源已基本耗尽, 此时氨氮去除速率仅仅由自养硝化过程决定。3 3 p Hp H 对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化过程有较大影响。低p H 条件无法为硝化和亚硝化反应提供充分的碱度, 使硝化细菌和亚硝化细菌的活性受到强烈抑制。反硝化过程产生碱度, 高pH 会对反硝化作用产生抑制。由于硝化和亚硝化过程需要消耗碱度, 反硝化过程增加碱度, 所以只有好氧颗粒污泥中的硝化细菌和反硝化细菌适宜的pH 条件达到统一, 系统脱氮性能才能得到最优化。张志等研究了在6种pH 条件下(p H 值分别为6. 0、7. 0、7. 6、8. 0、8. 4、9. 0 好氧颗粒污泥的脱氮情

28、况。在p H 值为89的范围内对NH 4-N 有较好的去除效果, 好氧颗粒污泥中硝化细菌和反硝化细菌适宜的pH 条件达到统一, 系统脱氮性能得到最优化。与传统硝化和反硝化的最佳p H 条件相比, 好氧颗粒污泥更适14合偏碱性的环境。3 4 其他影响因素温度关于温度对好氧颗粒污泥脱氮的影响, 文献报道较少。每种微生物的生长繁殖都有一个适宜的温度范围, 通过控制一定的温度, 可使功能菌株大量繁殖, 从而抑制其他菌种的活性。在SND 工艺中, 控制温度在(31 0. 5 , 可使亚硝酸菌成为优势菌, 同时抑制硝酸菌的活性, 将硝化反应控制在生成NO 2阶段, 实现短程硝化。M. K. de K re

29、uk 等认为, 温度对于好氧颗粒污泥硝化功能的影响不如对普通活性污泥的影响大。低温下由于颗粒污泥外层微生物的活性降低, 氧渗透的深度相应增加, 结果会形成更大的好氧区, 使颗粒的生物量有所增加, 部分弥补了微生物活性的降低, 但是脱氮功能仍然会有所下-+降。当温度从20 降低到15 和8 时, 系统的总氮去除率从64%降为53%和35%接种污泥15。接种污泥作为系统启动时微生物菌群的提供者, 对好氧颗粒污泥的发育过程及颗粒性状有一定的影响。当颗粒发育成熟后, 接种污泥对其脱氮性能有何影响, 研究者们则各执一词。王芳等认为以活性污泥为接种源比以厌氧颗粒污泥为接种源形成16的好氧颗粒污泥具有更优异

30、的SND 功能。张蓉蓉等考察了利用不同污泥接种源培养的好氧颗粒污泥对进水氨氮的去除效果, 去除率都维持在95%左右, 认为不同污泥接种源培养的成熟颗粒污泥对氨氮的去除率相差不大, 与接种的源污泥没有明显的相关关系。游离氨游离氨对于微生物活性有一定的抑制作用, 从而会影响到污泥的脱氮效果。Peng 等在实验中检测到在游离氨浓度达到0. 7m g /L时, NOB 的活性降低超过50%, 即使0. 06m g /L的游离氨浓度也会抑制硝化细菌的活性。Chung 等也发现510m g /L的游离氨可以造成亚硝酸盐的稳定积累, 这也从侧18面反映了亚硝酸盐氧化菌活性的降低。4 结语关于好氧颗粒污泥中的

31、微生物组成及分布已经做了大量的研究工作, 但是对于其中微生物菌群功能分析的研究还不深入。好氧颗粒污泥中的各类微生物是其功能的生物基础, 开展好氧颗粒污泥功能菌群的研究, 不仅可以完善好氧颗粒污泥的微生物学基础理论, 还有助于揭示好氧颗粒污泥功能的生物学机制, 并且对好氧脱氮颗粒污泥的培养和应用都具有指导意义。目前报道的好氧脱氮颗粒污泥大都是基于SND 原理进行脱氮, 这种脱氮模式所依赖的微生物菌群是自养硝化菌和好氧反硝化菌的组合。控制好这两类菌的数量、比例和活性关系, 让其能高效协调地完成脱氮功能还存在很多技术难点。若要获得较好的脱氮效果, 需要降低系统的溶解氧浓度, 但是有文献证明降低溶解氧

32、浓度对于好氧颗粒污泥来说又是不利的, 这似乎是一个矛盾。近年来新发现的一类功能菌 异养硝化菌能够在好氧和存在有机碳源的条件下独立完成脱氮功能。开展以异养硝化菌为主体的好氧脱氮颗粒污泥研究, 对研发新型的生17第 25卷 第 2期 中国给水排水 ( 12 : 2676- 2686. 11 www. w ate rgasheat com . 物脱氮技术有着积极的意义。 参考文献: 1 L iu Y u, W ang Zh iW u, T ay Joo Hwa A un ified theory . for upscaling aerob ic g ranu lar sludge sequenc i

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