外文翻译脱氮除磷屠宰场废水的好氧颗粒污泥SBR法.docx
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外文翻译脱氮除磷屠宰场废水的好氧颗粒污泥SBR法
目录
脱氮除磷屠宰场废水的好氧颗粒污泥SBR法1
摘要1
1绪论2
2材料与方法3
2.1分析方法3
2.2屠宰场废水3
2.3序批式活性污泥法4
3结果与讨论4
3.1启动粒状SBR4
3.2颗粒污泥的形成与性能6
3.3SBR池内颗粒的性能7
4结论10
参考文献10
NitrogenandphosphorusremovalfromanabattoirwastewaterinaSBRwithaerobicgranularsludge13
Abstract13
1.Introduction13
2.Materialsandmethods14
2.1.Analyticalmethods14
2.2.Theabattoirwastewater14
2.3.TheSBR15
3.Resultsanddiscussion15
3.1.StartupofgranularSBR15
3.2.Granuleformationandproperties15
3.3.PerformanceofthegranularSBR16
4.Conclusions18
References18
脱氮除磷屠宰场废水的
好氧颗粒污泥SBR法
摘要
订立和履行颗粒污泥研究了81序批式活性污泥法（SBR）处理一个屠宰场废水。
进水浓度平均为挥发性悬浮固体（VSS）1520mg/l，化学需氧量（COD）7685mg/l，总氮（TKN）1057mg/l，总磷217mg/l。
COD负荷为2.6kg/m3d。
那SBR接种了SBR以1小时停留时间产生的絮凝污泥，但是颗粒的形成从4天缩短为2分钟。
SBR周期为120分钟混合（厌氧）充水，220分钟曝气反应，18分钟闲置。
颗粒平均直径为1.7毫米，比重为1.035，污泥密度为62gVSS/l，区域沉降速度（ZSV）为51m/h，污泥容积指数（SVI）22mg/l。
一般情况下，去除COD和磷均超过98%，并去除氮和VSS均超过97%。
硝化反硝化同时发生。
结果表明，传统的SBR絮凝活性污泥法在处理废水时减少沉淀时间。
关键词：
屠宰场，好氧颗粒，生物除磷，硝化，反硝化，SBR，屠宰场废水
1绪论
污泥最早是运用在严格的厌氧系统，如上流式厌氧污泥床（UASB）反应器（Lettingaetal.，1980），生物滤塔（VanLoosdrechtetal.，1995年），厌氧序批式反应器（SBR）（Wirtzand和Dague，1996年）。
颗粒与絮状物相比有更大的密度和直径，使生物反应器能够在沉降过程中维持高生物浓度（VanLoosdrechtetal.，1995年）。
其结果增加了反应效率，正因为如此在全世界范围内建造了900座UASB反应器（VanLoosdrechtetal.，2000年）。
最近，报道了在好氧和交替好氧与厌氧条件下形成的污泥分别接种到SBR池后絮状污泥的情况。
几个因素促使形成好氧颗粒污泥。
污泥在短时间内沉降，并产生沉淀所需的合适压力（Morgenrothetal.，1997）。
颗粒密度和直径的增大随着剪切力的增大（Tayetal.，2002）。
高有机负荷，有利于颗粒形成（Moyetal.，2002）。
化学需氧量（COD）的范围为2.5～15kg/（m3.d）。
在短水力停留时间（HRT）下需提高颗粒的密度和直径（Panetal.，2004年）。
当确切的形成机理不明的情况下，这四大因素有助于增加细胞表面疏水性促进形成沉淀。
（luietal.，2003年；Tohetal.，2003年；Panetal.，2004）。
这些研究表明SBR处理高COD废水与污泥絮凝转换为粒状通过减少停留时间。
缩短停留时间将可暂时增加污水固体因水毁絮状物形成的微生物。
不过，一旦稳定的颗粒形成，比絮凝污泥较高的物质浓度可以保持较好的沉降性能。
较短的停留时间，使得在SBR周期内更有利于清除废物。
停留时间短，1~2分钟就足够形成颗粒（Morgenrothetal.，1997年；Panetal.，2004年），而絮状沉淀需1~2小时（Irvineetal.，1997；Rimetal.，1997）。
继UASB的设计，多数研究通过均匀进水，产生搅拌的效果。
但是，机械搅拌能提供足够的动力形成颗粒（Dancongetal.，1999；WirtzandDagueetal.，1996），与大部分传统的SBR反应池都是用机械搅拌机（Irvineand和Ketchum，1989；Irvineetal.，1997；Rimetal.，1997）。
迄今为止所有好氧颗粒的研究均以简单炭为合成媒体（例如，醋酸，糖，糖蜜和乙醇等）。
Jiangetal.，（2002）报道苯酚生物降解，暗示可能把有毒的废弃物好氧处理。
好氧SBR具有脱氮除磷能力，包括硝化（Tayetal.，2002年；Tsunedaetal.，2003年；Tokutomi，2004年），脱氮下交替好氧/厌氧条件（Jangetal.，2003年；Yangetal.，2003）同步硝化（Beunetal.，2002a，b）和生物除磷（Linetal.，2003）。
不过，尚未证实脱氮除磷在SBR池内同时发生。
此外，好氧颗粒微生物尚未测试处理复杂废水的效果。
在实验室内调查SBR法处理屠宰场废水时污泥的形成与性能。
颗粒的形成使絮凝污泥的停留时间从1小时减少到2分钟。
结果表明，好氧颗粒可以应用在实际处理废水中，这表明传统SBR池内的絮凝污泥可转换为粒状污泥。
2材料与方法
2.1分析方法
重复样品分析方法和标准方法检验供水和废水（APHA，1998年）。
未过滤样品中总COD、溶解性COD、氮和磷分析前通过0.45毫米的过滤网。
使用方法5220D测定COD，分别用4500NH3F、4500NO2－B、4500NO3－B测定NH4+－N、NO2－－N和NO3－－N。
用4500NorgC测定TKN，总磷定量滤液与生物方法4500pe（抗坏血酸），经过酸化（法4500-pb）以有机磷和磷酸盐的形式释放。
碱度滴定法（方法2320b）。
分别用2540D和2540E量化悬浮物（SS）及挥发性悬浮固体（vss）。
具体重力测量方法2710f，污泥体积指数（SVI）测量方法2710d，区域沉降速度（ZSV）与方法2710E。
通过右旋糖苷显色测定微生物量密度（g/VSS）Beunetal.（2002a）。
在显微镜下，微生物的数量为50个。
2.2屠宰场废水
废水来自牛肉生产厂，每周收集一次，经气浮处理废水中固体物质。
废水在进入SBR池前在4
的环境下储存。
表1列出进入SBR池的废水的组成成分。
屠宰废水的一般特点是，COD高、VSS高、氮磷高，含有大量的有机碳，而且碱度很高（Martinezetal.，1995；Masse和Masse，2000）。
总COD和溶解性COD的区别（表1）在于废水中含有大量的油脂（Masse和Masse，2000）。
表1进水污染物的平均浓度
污染物（单位）
测量值
pH
（29）a
总COD
（24）
SCOD
（24）
TKN
（24）
NH4–N
（24）
NO3–N
（24）
NO2–N
（24）
总磷
（24）
碱度
（8）
SS
（23）
挥发性悬浮物浓度
（23）
平均值±标准偏差（数字的度量单位制）
2.3序批式活性污泥法
SBR池高12厘米，直径15厘米。
反应器体积为8L和工作容积为6L。
曝气期间空气通过池底的精细泡沫扩散器进入反应池。
进气量为100l/h。
直径为5厘米的螺旋桨型叶片混合机以300rpm的恒定速度在进水与反应期间进行搅拌。
有三个采样口，一个是用来供给和取样，而另外两个用于连续监测废水PH值和溶解氧。
废水流入反应池底部，从反应池顶部下7厘米处流出。
使用Na2CO3调节废水PH值在7.0~7.5范围内，并且保持反应池的温度在20
。
SBR的进水混合时间为120分钟，曝气反应时间为220分钟，排放与闲置时间为15分钟。
停留时间在的一个周期为1小时，2~5周期为30分钟，6~9周期为15分钟，10～13周期为5分钟，由第14周期开始为2分钟。
稳态运行时停留时间为3天，微生物生长周期为20天，保持污泥浓度在8000mg/l。
微生物在反应后期处于内源呼吸阶段。
3结果与讨论
3.1启动粒状SBR
该SBR接种了实验室SBR法连续脱氮除磷处理同类型废水两个月后的絮凝污泥。
SBR池内污泥的初始浓度为9500mgVSS/l。
絮凝污泥生长繁殖了60分钟。
图1表明污泥浓度与挥发性悬浮固体如何反应出停留时间在SBR池启动后的减少情况。
在两周期内，停留时间从60分钟降至30分钟，导致排水悬浮物浓度从50mg/l增加至950mg/l，污泥浓度从9000mg/l降至8000mg/l。
但是在随后的2个周期，排水悬浮物浓度降低，污泥浓度逐渐稳定。
停留时间在第6个周期减少为15分钟，在第10个周期减小为5分钟，都会出现相类似的情况，并且在随后的2~3个周期内悬浮物浓度恢复之前的水平。
在第14周期，停留时间减小到2分钟，悬浮物浓度只有轻微的提升。
污泥在13个周期内出现（4天），这是肉眼可以看见的。
24个周期后（6天），微生物处于内源呼吸状态，使SBR池内污泥浓度维持在8000mg/l。
在SBR池被认为处于稳定状态时，可增加停留时间。
驯养是为了逐渐减少停留时间，促进污泥颗粒的形成，同时避免过量冲刷生物。
根据图1微生物浓度在每次减少停留时间后2~3个周期内迅速恢复，停留时间的减少有效的选择微生物，并有效提高了污泥沉降性能。
污泥浓度在14周期后维持在50mg/l的水平。
停留时间从60分钟降至2分钟，使的SBR池内混合液污泥浓度从9500mg/l降至接近6000mg/l，经过24个周期才恢复到8000mg/l。
从运行操作的角度来说，微生物过多的流失可打破COD、氮磷之间去除效果的平衡关系。
在过渡的流失微生物的情况下恢复其处理能力是很困难的，特别是那些生长率低的微生物，例如，硝化菌和聚磷菌。
在开始阶段，COD、氮磷的去除率超过95％，说明该方法是有效的。
但是如果操作不好，在SBR从絮凝改变为颗粒污泥时，因微生物过渡的流失而失败。
以调整的观点，必须选择合适的污染物处理浓度。
停留时间
流出挥发性悬浮物浓度
混合液污泥浓度
图1在开始运行后的24个周期内混合液污泥浓度与挥发性悬浮物浓度
与停留时间的变化关系
3.2颗粒污泥的形成与性能
开始运行后4天，可以看见颗粒污泥，该污泥需要76天才能在SBR池那稳定生长，即，超过23次水力停留时间。
表2对在稳态运行时（第16天~第76天期间）的颗粒污泥与作为SBR池微生物原种的絮凝污泥进行性能比较。
其平均粒径为1.7mm，而絮凝的只有0.4mm。
随着溶解氧水平的提高，好氧污泥的粒径从0.3mm增大到5mm（Morgenrothetal.，1997；Beunetal.，1999；Tohetal.，2003；Panetal.，2004）。
这是因为大量的污泥聚集在一起，就像污泥的直径增大一样。
Tohetal.，（2003）。
这表明，不管颗粒直径多大，活着的微生物都会附在在好氧颗粒周围。
这些科学家认为最适用于好氧或交替好氧厌氧的颗粒直径范围是1～3mm。
颗粒的平均比重是1.035，而絮凝的为1.009（表2）。
同样的，密度为22gVSS/l，是絮凝的300倍以上。
好氧颗粒的微生物浓度介于8~75gVSS/l（Beunetal.，1999，2002a；Tohetal.，2003）。
由于直径和密度的缘故，使的颗粒的沉降性能比絮凝好。
颗粒的沉降速率为51m/h，而絮凝的只有4m/h。
絮凝的活性污泥体积指数为163ml/g，颗粒的为22ml/g。
沉降速率和活性污泥体积指数是好氧污泥的重要参数（Tohetal.，2003；Beunetal.，2002a），和絮凝污泥（Eriksson和Alm，1991；Urbainetal.，1993；Tchobanoglousetal.，2002）。
研究结果表明，颗粒在SBR池内的第4天，颗粒的沉降性能比作为微生物原种的絮凝污泥的沉降性好。
这些实验结果表明，在SBR池全面进水后可以将絮凝污泥转化为颗粒，以增加它们的体积处理能力。
实验室进行污泥的转化，要在全面进水的情况下进行。
先前的实验研究报告了3～12天的在SBR池内絮凝污泥转化为好氧颗粒的过程（Beunetal.，1999，2002年；Jangetal.，2003；Tohetaletal.，2003；Linetal.，2003）。
但是，除了使用合成废水，大多数研究其冲水周期比起全面进水的SBR池都很短。
在研究实验中，充水时间为120分钟，占整个循环周期（360分钟）的33％，这只是实际SBR池周期的30～60％（Irvine和Ketchum，1989；Irvineetal.，1997；Rimetal.，1997）。
与实际SBR池相比，实验SBR池在较短的进水时间里，夸大了微生物的生长环境，并增加其沉淀性能（Wildereretal.，2001）。
该颗粒的处理机制并不了解，但是作者认为颗粒以生物膜的形式生长（Beunetal.，2002年）。
在SBR的研究中并没有看见生物膜在墙体上生长，但是曾有报道絮凝污泥以墙体增长作为其过渡到颗粒的过程。
Morgenrothetal.（1997）andBeunetal.（2002年）当发现不利于颗粒形成时，拆除墙体以增强颗粒的形成。
这显示了一个微生物是以墙体生长还是以颗粒形式生长的竞争关系。
在反应池内增设墙体是为了减少絮凝污泥的停留时间和避免颗粒流失。
没有人知道怎样的固体才适合作为颗粒的核心。
Beunetal.（1999）andMorgenrothetal.（1997），报导说未经处理的综合废水中的固体颗粒适合作为颗粒核心。
含悬浮物高的废水很可能使的微生物以颗粒的形式生长，使的沿墙的生长模式变得没有必要，并且保护了微生物，避免流失。
表2在稳定运行其内（第16~第76天），颗粒污泥与絮凝污泥的生物性能比较
性能（单位）
颗粒污泥
絮凝污泥
平均直径（毫米）
1.7±0.3（42）
0.4±0.2（27）a
特定重力
1.035±0.01（37）
1.009±0.006（27）
密度gVSS/L
22±10（13）
7±4（9）
ZSV（m/h）
51±9（40）
4±3（34）
污泥容积指数（ml/g）
22±8（40）
163±30（33）
平均值±标准偏差（数字的度量单位制）
3.3SBR池内颗粒的性能
表3列出在SBR颗粒污泥稳态运行期间平均出水的测量计算（第16～76天）。
总COD的去除率超过98％，剩余的COD浓度为106mg/l，只是比溶解性COD（95mg/l）高一点点。
剩余COD的水平符合肉类废水处理的相关报道。
（Martinezetal.，1995；Masse和Masse，2000；Thayalakumaranetal.，2003）。
在SBR池内挥发性悬浮物的去除率超过97％，这表明颗粒污泥具有与絮凝污泥相同的去除悬浮物的能力。
总氮的去除率超过97％，剩余的氮大部分以硝酸盐的形式存在，浓度为26mg/l，还有少部分以有机氮TKN的形式存在（2mg/l）。
磷去除率超过98％。
在SBR处理相同废水时，颗粒污泥的处理能力与絮凝污泥几乎相同（絮凝污泥的处理能力数据未显示）。
Thayalakumaranetal.（2003）报道了好氧SBR絮凝污泥处理牛肉加工工业废水时相似的COD、氮磷和挥发性悬浮物去除率。
图2显示了在SBR池稳态运行周期下（56天），在充水和反应的过程中总碳、总磷和总溶解氧的变化曲线。
总化学需氧量在充水时增加，在反应到排水水平的期间降低。
充水后化学需氧量的测量最大值接近370mg/l。
在无降解的情况下，充水后化学需氧量的计算值大约为730mg/l。
这表明在充水期间大量的有机物被聚磷菌或颗粒污泥吸收。
在进水期间，溶解氧的浓度低于饱和值2％，显示为厌氧阶段；进水时通过空气搅拌可以提高好氧微生物降解有机物的能力。
在反应期，当有机物去除结束后的80分钟内溶解氧浓度将从40％后稳步提升。
同样，磷在进水时增加，在反应时降低。
进水后磷的测量值为78mg/l。
在没有生物降解的情况下，进水后磷的计算浓度为22mg/l。
这是因为在厌氧期聚磷菌释放磷，在好氧期间迅速吸收磷。
交替厌氧好氧是生物除磷所必须的（Comeauetal.,1986;Wentzeletal.,1988）。
图2显示了生物除磷的特征，在厌氧进水时降解有机物的同时伴随磷的释放，在好氧反应时磷被吸收（BeliaandSmith,1997）。
见表3，挥发性悬浮物中磷占总质量的5.7％，这是在正常范围4~15％内，颗粒SBR处理综合废水时具有强化生物除磷的能力（Panswadetal.,2003）.Linetal.（2003）。
他们报道了一系列磷在颗粒内的含量介于1.9％~9.3％，这决定于进水磷与有机物的比例。
当进水磷与有机物的比例为2.5％时，磷的含量接近6％，这与本文进水磷与有机物的比例2.8％相近。
不过，这项研究首次证明颗粒SBR处理实际废水时的生物除磷能力。
表3在稳定运行其内（第16到第76天），SBR池出水污染物平均浓度
参数（单位）
标准值
酸碱度
7.1±0.3（64）a
总化学需氧量（mg/L）
106±18（64）
溶解化学需氧量（mg/L）
95±17（64）
化学需氧量总去除率%
98.6
总氮（mg/L）
2±2（64）
氨氮（mg/L）
0（64）
硝酸氮（mg/L）
26（64）
亚硝酸氮（mg/L）
0（64）
氮去除率%
97.4
总磷（mg/L）
4±2（64）
磷去除率%
98.2
磷生物合成量（质量百分数）
5.7±0.8（31）
悬浮物（mg/L）
42±8（64）
悬浮物去除率％
97.2
平均值±标准偏差（数字的度量单位制）
图3列出了在同一周期，TKN、氨氮和硝酸盐氮的变化曲线，而图2显示亚硝酸的浓度从没超过1~2mg/l，所以在图3无法显示。
TKN在进水期的累计浓度为80mg/l，这只是比在无反应条件下的最大计算浓度少10mg/l，这可以认为，氨氮在厌氧进水期水解为有机氮。
这一调查结果与絮凝污泥SBR反应器处理屠宰废水的结果一致Thayalakumaranetal.（2003）。
在好氧的条件下，TKN很容易退化。
氨氮的最大计算浓度在无反应进水期间为4mg/l，并且保持稳定的水平。
这表明在进水时所有进入的和有机化合物释放的氮都会被微生物吸收。
在前40分钟氨氮浓度达到42mg/l，这主要时有机物释放出来的。
在这期间，通过生长消化氨氮的释放比吸收快。
在有机物被去除时，氨氮也同时SBR池内被硝酸化了。
如图2，初期推迟硝化反应可以解释为高有机物水平不利于硝化菌与异样微生物竞争氧（Wildereretal.,2001）。
在进水时硝酸氮浓度降低是因为进入的废水稀释，当进入反应期时浓度开始增加（一个周期的时间为180分钟，第60分钟进入反应期）。
硝化发生在第150分钟到第180分钟间，硝酸盐在这期间没有积累，这表明硝化与反硝化同步进行。
图2在稳态运行下（56天），总碳、总磷和溶解氧在SBR周期内的进水与反应期间的变法情况
图3在稳态运行下（56天），TKN、氨氮和硝酸氮在SBR周期内的进水与反应期间的变法情况
表3表明颗粒污泥SBR能够实现硝化Beunetal.（2002a）。
他们用综合废水比例为氮/有机物为0.15，化学需氧量负荷为2.5kgm3/d（如醋酸）。
如这类似的研究为氮/有机物为0.14，化学需氧量负荷为2.7kgm3/d。
据报道，颗粒的平均粒径为2.5毫米。
在建模研究中，（Beunetal.,2002b）他们语言溶解氧的水平影响着自养微生物的硝化能力。
硝化菌处于颗粒的外围，使的氧不能进入内部。
硝化菌受限制较少，他们可以利用氧或硝酸盐作为电子受体，在厌氧的条件下存储碳，并在随后的好氧下使用。
专家预测，对于颗粒SBR溶解氧浓度为40％时为最佳硝化条件。
基于以上的结论，在大多数反应中我们维持溶解氧浓度为40％。
结果表明，确实能完成硝化反应（如图3）。
当条件不适合反硝化时，在反应中降低溶解氧或加入一个厌氧阶段能够更好的完成脱氮。
总之，在处理屠宰废水时，颗粒SBR可以去除含碳有机物、氮磷。
首次研究表明好氧颗粒能有效处理综合废水，包括去除挥发性悬浮物。
上述结果表明，连续进水絮凝污泥可以转变为颗粒状微生物。
相对于絮凝污泥，颗粒状微生物可以增加容机转换能力，保持高生物量浓度，并减少停留时间，从而增加循环次数。
这项工作与以往的是养研究表明，好氧颗粒微生物可以在数天或数周后达到稳定运行状态，与厌氧颗粒污泥处理系统相比（如UASB反应器），其要几个月才能达到稳定运行。
4结论
好氧颗粒运用在81个处理牛肉加工工业废水的SBR中。
絮凝污泥在4天内转变成颗粒状，停留时间由60分钟逐渐减少到2分钟。
在稳态运行时，颗粒平均直径为1.7mm，其沉降性能比絮凝污泥好。
在一般条件下COD和磷的去除率超过98％，氮和挥发性悬浮物的去除率超过97％。
提供条件使其在厌氧充水期和好氧反应时发生生物除磷。
除氮在整个反应过程中，并以硝酸化为最终结果。
上述结果表明，传统的SBR反应池必须从絮凝污泥转换为颗粒污泥。
相对于絮凝污泥，颗粒污泥可以增加容积处理能力，并保持较高的生物浓度和较短的停留时间，从而增加处理废水的时间。
这项工作与先前的实验室研究表明，从开始运行到稳态运行需要几天或几个星期的时间。
与此相反，厌氧颗粒污泥处理系统，如UASB反应，往往需要几个月的时间才能实现稳定运行。
参考文献
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