好氧颗粒污泥的培养及处理味精废水研究

1、好氧颗粒污泥的培养及处理味精废水研究论文导读：好氧颗粒污泥工艺是近年来开展起来的污水处理新工艺。反响器对COD的去除率不断下降。味精废水直接取自某味精厂调节池内废水。同时硝化反硝化，好氧颗粒污泥的培养及处理味精废水研究。关键词：好氧颗粒污泥，同时硝化反硝化，去除率，味精废水味精生产过程产生的废水有机物和氮含量均较高。目前对该类废水的处理过程多采用厌氧与好氧相结合的生物处理工艺，但该工艺存在处理效率低、投资较大等缺点，因此如何实现对味精废水的经济高效处理成为了近几年来国内外学者研究的重点。好氧颗粒污泥工艺是近年来开展起来的污水处理新工艺，他是微生物在特定环境下自发凝聚、增殖而形成的沉降性能好、生

2、物协作性强的生物颗粒。由于好氧颗粒结构上特殊的传质作用，在颗粒外表为好氧环境，内部为典型的厌氧环境，两者之间又存在一定的缺氧环境，因此可实现多种污染物的同步去除，具有良好的开展前景。本研究采用SBR反响器以厌氧颗粒污泥为接种污泥培养具有同步硝化反硝化功能的好氧颗粒污泥，观察其成熟过程中的污泥形态的变化及处理效果，并尝试将该反响器应用于味精废水处理中，以为工程实践提供参考依据。1 材料与方法1.1接种污泥和实验用水接种的厌氧颗粒污泥采自郑州某药厂，污泥MLVSS/MLSS=0.78，沉降速度为2875m/h，粒径0.82.0mm，为了增加初始微生物群落的多样性水平，接种污泥中还参加了少量采自郑州

3、城市污水处理厂二次沉淀池排放的剩余污泥。接种厌氧颗粒污泥与活性污泥的体积比为10:1。实验中原水包括人工模拟废水和味精废水两类：人工模拟废水主要用于好氧颗粒污泥的培养；味精废水直接取自某味精厂调节池内废水，BOD:COD为0.27。科技论文，同时硝化反硝化。原水水质特征见表1。表1 实验过程中进水水质特征Tab 1 Composition of inflow water 进水 水质特征 COD NH4+-N pH值 其他 模拟废水 8001600mg/L 葡萄糖配置 80160mg/L NH4Cl配置 7.07.5 其他组成见文献 味精废水 7001400mg/L 60130mg/L 6.58

4、.0 TN 100200mg/L 1.2 实验装置实验采用有机玻璃制成的圆柱形SBR反响器，直径24cm，有效高度80cm，总容积36.2L。采用气泵和曝气砂头供气，曝气量为0.38m3/h；实验过程在夏季，外界气温较高，反响器内的温度维持在2228范围内；反响器运行周期为6h，其中进水6min，曝气5.5h，沉淀6min，排水6min，其他时间闲置。各阶段的操作变换通过时间继电器和电磁阀进行自动化控制。实验装置示意图如图1图1 实验装置示意图Fig 1 Schematic layout of the testfacilities1.3 分析工程和方法COD采用重铬酸钾标准方法测定；NH4+-

5、N采用纳氏试剂分光光度法测定；NO2N采用N-1-萘基-乙二胺光度法测定；NO3N采用酚二磺酸分光光度法测定；TN采用过硫酸钾消解法测定； pH值采用梅特勒台式pH计测定；DO采用YSI550A便携DO测定仪测定；SV、MLSS、MLVSS采用的方法均按标准分析方法进行检验分析；颗粒污泥形成过程中污泥形态的观察采用光学显微镜；成熟颗粒污泥结构观察采用Hitachi S-3400N 型扫描电镜。实验研究过程包括好氧颗粒污泥的培养和好氧颗粒污泥反响器处理味精废水研究，其中采用选择压法【4】35d培养出成熟好氧颗粒污泥，稳定运行一个月后，将该好氧颗粒污泥反响器用于处理味精废水研究中运行46d，共计运

6、行111d。2 结果与讨论2.1 SBR反响器内好氧颗粒污泥的培养以厌氧颗粒污泥为接种污泥培养好氧颗粒污泥过程中，污泥的形态变化过程如图2所示。科技论文，同时硝化反硝化。培养初期，在曝气条件下反响器内的厌氧颗粒污泥不断解体，此时反响器出水较为浑浊，颗粒颜色由黑色逐渐变为黄褐色或白色，解体后的颗粒成为好氧颗粒污泥形成的核心。随着培养的进行，反响器内絮状污泥不断在颗粒外表生长，颗粒粒径不断增大。在第35d，形成了粒径在0.82.5mm范围内、形状不规那么、呈黄色的成熟颗粒污泥。在40倍的显微镜下观察，可清楚看到在颗粒内部有较明显的颗粒核心。从颗粒污泥的SEM图3a、图3b和图3d中可清晰的看到颗粒

7、污泥外表和内部均存在明显的孔隙，空隙的直径在1040m范围内，这些空隙的存在，使得DO与各种底物浓度形成空间上的梯度分布，从而为多种不同代谢类型的微生物提供生存和代谢环境，从图3中也可明显的观察到颗粒外表到内部微生物组成的分层现象，颗粒外表主要以球菌和短杆菌为主，丝状菌的含量较少；颗粒内部结构较致密，仅有少量的球菌附着；而中间层以较长的杆菌为主。 图2 培养过程中污泥形态的变化fig 2 Microscopic observation of aerobicgranular sludge in operating phasesa外表4000倍照片b颗粒剖面8000倍照片c内部10000倍照片d内

8、部11000倍照片图3 成熟好氧颗粒污泥SEM照片fig 3 SEM photographs of aerobic granular sludge图4 好氧颗粒污泥培养过程中MLSS和SVI的变化过程fig 4 The change of MLSS and SVI in operatingphases接种初期，在曝气条件下厌氧颗粒污泥不断解体，出水较浑浊，为了保证反响器内的微生物量，曝气初期沉淀时间设为8min，局部从厌氧颗粒污泥外表脱落的沉降性能较差的絮状污泥逐渐被洗出，而沉降性能较好的污泥那么被截留在反响器内，因此，运行初期反响器内的MLSS逐渐减小；第10d时，厌氧颗粒污泥根本完全解体，

9、将沉淀时间降至6min，以筛选出沉降性能更加良好的絮状污泥，使其在反响器内不断生长，第10d到第35d期间，反响器内的MLSS略有升高趋势；第35d污泥根本实现颗粒化，此时MLSS为8.04g/L，随后的运行过程中反响器内的MLSS变化较小。整个运行过程中系统的SV值稳定于25左右，因此SVI值随着MLSS的变化而变化，成熟的颗粒污泥SVI值保持在30ml/g，沉降性能良好。图5 好氧颗粒污泥培养过程中COD的去除效果fig 5 The degradation of organicmatter by aerobicgranular sludge图6 好氧颗粒污泥培养过程中NH4+-N的去除效果

10、fig 6 The degradation of ammonium by aerobic granular sludge如图5和6所示，本研究以进水污染物浓度为选择压，不断提高进水COD和NH4+-N的浓度。在反响器运行初期，反响器内的好氧微生物不断生长，第10d时，出水COD、NH4+-N浓度分别为135.75mg/L、3.47mg/L。随着厌氧颗粒污泥逐渐向好氧颗粒污泥转化，系统对COD和NH4+-N的去除率不断提高。在第15d时，由于出水电磁阀堵塞，局部污泥流失，使得系统对氨氮的去除率出现了下降，但通过降低进水中污染物的浓度使系统恢复正常。第35d好氧颗粒污泥形成之后，系统在进水COD和

11、NH4+-N浓度分别为1600mg/L和160mg/L的条件下稳定运行一个月，出水COD和NH4+-N浓度分别为40mg/L和1mg/L，去除率分别高于95%和99%。模拟废水条件下，进水NH4+-N可视为进水TN，从图6中出水TN变化曲线可知随着颗粒污泥的不断成熟，出水TN呈下降趋势，成熟的好氧颗粒污泥系统，当进水NH4+-N浓度为160mg/L时，出水中TN浓度稳定在2535mg/L，去除率高于78%。因此，可认为在模拟废水条件下成功培养出了具有同步硝化反硝化功能的好氧颗粒污泥。2.2好氧颗粒污泥反响器在味精废水处理中的应用将上述运行稳定的好氧颗粒污泥系统用于处理味精废水，为了让在模拟废水

12、条件下形成的颗粒污泥逐渐适应味精废水水质，实验过程中以模拟废水COD、NH4+-N浓度分别为1200mg/L、120mg/L为进水基底，不断提高进水中味精废水的配入比配入比=味精废水中COD质量/进水COD总质量。科技论文，同时硝化反硝化。图7 处理味精废水过程中COD的去除效果fig 7 The degradation of organicmatter in treat the monosodiumglutamate wastewater phases如图7所示，随着味精废水的配入，反响器对COD的去除率不断下降。味精废水配入比低于50%时，反响器出水COD浓度低于100mg/L，且COD的

13、去除率稳定在95%左右，具有较高的处理效率。继续提高味精废水的配入比，出水COD浓度开始出现升高的趋势，当配入比到达90%时，出水COD浓度高于100mg/L。第36d味精废水完全取代模拟废水作为进水，COD的去除率由之前的95%降至90%。在随后的运行过程中，COD容积负荷保持在3.2kg/m3-d， COD去除率稳定在90%，出水COD低于130mg/L。图8 处理味精废水过程中NH4+-N的去除效果fig 8 The degradation of ammonium intreat the monosodiumglutamate wastewater phases图9 处理味精废水过程中T

14、N的去除效果fig 9 The degradation of TN in treat the monosodium glutamate wastewaterphases如图8和9所示，在配入味精废水前，好氧颗粒污泥反响器氨氮去除率为99%，总氮的去除率为75%。随着味精废水的配入，氨氮的去除率保持在99%以上，较之前没有明显变化；在配入味精废水的初期，总氮的去除率由之前的80%降至70%，出水TN浓度高于40mg/L，随着配入比的不断提高，污泥对味精废水不断适应，系统对总氮的降解能力提高，第36d味精废水完全取代人工模拟废水作为进水，此时对总氮的去除率高于85%，出水总氮浓度在20mg/L左右

15、。随后的运行过程中，该好氧颗粒污泥反响器对氨氮、总氮的去除较为稳定，出水氨氮和总氮浓度分别低于1mg/L和20mg/L，去除率分别稳定于99%和85%，并未随着进水水质的波动而变化。科技论文，同时硝化反硝化。图10 典型周期内COD、NH4+-N、TN、DO和pH值的变化fig 10 The change of COD、NH4+-N、TN、DO and pH in one cycle从COD浓度变化曲线看，曝气30min后系统内的COD浓度由649.14mg/L迅速降至298.52mg/L，该阶段对COD的去除主要依靠污泥的吸附作用，紧接曝气1hCOD浓度降至165.58mg/L，随后的7h曝

16、气过程中COD的浓度变化不大。NH4+-N在15.5h内持续被降解，但由于高COD浓度对硝化反响的抑制，前1h硝化速率较慢，使得反响器内NO2-和NO3-浓度较低，因此，虽然反响初期反响器内的COD浓度较高，但系统对总氮的去除率较低。1h后，系统内的溶解氧浓度提高至24mg/L，硝化作用增强，氨氮被大量转化为亚硝态氮和硝态氮，在此期间总氮浓度快速降低，尤其在3.54.5h间。4.5h后，溶解氧浓度提高到5mg/L左右，反响器内NH4+-N根本完全被降解，系统对总氮的去除率再次降低。从上述分析中我们发现即使系统内COD浓度根本不变的情况下，系统中的反硝化过程仍然在继续。对于这一现象我们认为：进水

17、后，短时间内COD被吸附到颗粒污泥中，这些被吸附的COD局部被微生物存储起来，在外界碳源缺乏时可以被用作微生物生长和代谢的能量来源，从而保证了反硝化菌在相对较长的时间内也能获得较充足的碳源。整体来看，氨氮、COD和总氮的浓度曝气5.5h后均到达了较低水平，在随后的曝气过程中，除了总氮有明显的去除外，COD和氨氮的去除均不明显，综合考虑曝气时间及污染物的去除情况，选择最正确曝气时间为6.5h。图11 处理味精废水的好氧颗粒污泥系统内颗粒污泥形态fig 11 Morphology of aerobic granular sludgeafter treat the monosodiumglutama

18、te wastewater3 结论1以厌氧颗粒污泥为接种污泥，采用模拟废水在SBR反响器中经过35d的驯化培养，获得了成熟的好氧颗粒污泥。成熟的颗粒污泥系统MLSS保持在8.0g/L，SVI低于30ml/g，颗粒粒径0.82.5mm。通过扫描电镜观察，从颗粒外表到内部微生物组成出现了明显的分层，颗粒外表以球菌和短杆菌为主；颗粒内部结构较致密，仅有少量的球菌附着；而中间层以较长的杆菌为主。2模拟废水条件下驯化的成熟的好氧颗粒污泥，在进水COD、NH4+-N浓度分别为1600mg/L、160mg/L时，COD、NH4+-N的容积负荷分别为3.2kg/m3-d、0.32kg/m3-d，出水COD、NH4+-N、TN浓度分别小于40mg/L、1mg/L、35mg/L，去除率分别高于95%，99%，75%，具有较高的污染物去除效率，同时实现了同步硝化反硝化。3在模拟废水中不断提高味精废水的配入比，直至味精废水完全取代模拟废水作为进水的过程中，颗粒粒径减小为0.61.8mm，颜色由黄色变为褐色，颗粒结构更加密实，颗粒外表更加光滑，反响器内的MLSS保持在7.88.2mg/L，SVI保持在30ml/g，。4好氧颗粒污泥系统对味精废水的处理，当保持COD、NH4+-N的容积负荷分别为2.4kg/m3-d、0.24kg/m3-d时，COD、NH4+-N、TN