好氧颗粒污泥形成机理与模型.docx
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好氧颗粒污泥形成机理与模型
好氧颗粒污泥形成机理与模型
倪丙杰1,俞汉青1,谢文明2,徐得潜2
1
中国科学技术大学环境工程实验室,合肥（2300262
合肥工业大学土木建筑工程学院,合肥（230009
E-mail:
hqyu@
摘要:
总结了目前好氧颗粒形成的各种机理,在此基础上做了进一步探讨,建立了“三阶段成形”机理假说;并比较分析了目前用来描述好氧颗粒的数学模型,提出好氧颗粒污泥数学模型建模新思路。
关键词:
好氧颗粒污泥;形成机理;数学模型中图分类号:
X506
1.引言
好氧颗粒污泥是近些年发现的在一定条件下自发形成的细胞自身固定化颗粒,与传统的活性污泥相比具有良好的沉淀性能和抗冲击负荷能力,可以实现污泥系统的高生物持有量。
目前研究发现好氧颗粒污泥可以进行生物脱氮[1]
、除磷[2]
并能处理工业废水
[3-5]
和有毒废水
[6]
具有广泛的运用前景。
到目前为止,对于好氧颗粒污泥的形成机理没有统一的观点,且
针对好氧颗粒污泥所建立的数学模型甚少。
2.好氧颗粒污泥的基本特点
好氧颗粒污泥一般为棕黄色,具有相对规则的圆形或椭圆形外观及光滑的表面,边界清晰[3]
。
颗粒污泥的形状系数（shapefactor稳定在0.45,纵横比（aspectratio为0.79左右[7]
。
在序批式反应器（SBR中,颗粒粒径多在1.9~4.6mm之间,稳定状态下形成的颗粒直径为4.6mm[8]
。
在多数情况下,SBR中形成的颗粒污泥的相对密度为1.006~1.008g/cm3
稳定操作条件下的污泥浓度维持在3.2~6.9g/L。
颗粒污泥有良好的沉降性能,单个颗粒污泥的沉降速率在18~35m/h,颗粒污泥体积（SV为14~30%,污泥体积指数（SVI在20~90mL/g之间（一般在36mL/g左右。
颗粒本身的生物相极其丰富,主要是形态各异的细菌,有球菌、杆菌等。
不同的培养条件对好氧颗粒污泥的微生物群落有一定的影响[9]
。
胞外多聚物（EPS是颗粒污泥的另一种重要的化学组成部分,其主要物质是多聚糖、蛋白质、酶蛋白、核酸、磷脂及腐殖酸
[10]
。
图1:
颗粒形态（A接种污泥（B好氧颗粒[3]
（C电镜扫描成熟颗粒微观结构[9]
1
本课题得到2004年教育部博士学科点基金项目（项目编号:
20040358052的资助。
3.好氧颗粒形成机理
3.1“晶核假说”原理
Lettinga[11]等提出了厌氧颗粒污泥的形成机理——“晶核假说”原理。
该原理认为颗粒污泥的形成类似于结晶过程。
接种污泥或反应器运行过程中产生的无机盐沉淀或惰性有机物质为晶核,颗粒污泥在晶核基础上不断发育,最终形成了成熟的颗粒污泥。
对于好氧颗粒污泥,研究也证实了“晶核假说”原理。
Heijnen[12]等人向气提式内循环反应器（BAS中投加一定量的惰性载体（直径0.1mm,球状,形成了具有去除COD和氨氮的能力好氧生物膜颗粒污泥。
3.2胞外多聚物（ExtracellularPolymer,简称ECP假说
ECP主要是胞外多糖、胞外多肽等物质,在改变细菌表面物理化学作用、促进细胞相互聚集生长、维持颗粒体的外形结构等方面起着重要的作用[13]。
近期研究表明,胞外多聚物中的成份和比例与污泥沉降性能有密切关系。
Ross[14]等提出细胞通过胞外多聚物的架桥作用而连接在一起,从而形成了颗粒污泥。
Schmidt[15]等在总结以往大量研究成果的基础上提出了好氧颗粒污泥形成的胞外多聚物假说。
3.3自凝聚（auto-immobilization或self-immobilization原理
生物处理系统中的微生物在适当的环境条件下会产生自凝聚现象,形成一种密度、体积较大,活性和传质条件都较好的微生物同生体颗粒。
Morgenroth、Wang和Beun等人均在SBR反应器中培养出好氧颗粒污泥[7][16][17]。
他们都采用了较短的沉降时间和水力停留时间,其目的就是将沉降性能较差的絮状污泥洗出,只留下密度较大、沉降性能较好的颗粒污泥。
Fang指出,生物颗粒化现象是一种进化发展的过程,即在适宜颗粒污泥存在的条件下,细菌会慢慢的进化,最终达到颗粒污泥的状态[18]。
3.4细胞表面疏水性假说
试验验证,不同条件下形成的好氧颗粒污泥与细胞表面疏水性有密切关系。
Tay[19]等发现以葡萄糖和乙酸为唯一碳源培养出来的好氧颗粒污泥细胞表面疏水性分别为68%和73%,而悬浮污泥的疏水性仅为39%。
由此说明,较高的疏水性有利于形成颗粒污泥。
Chiesa等在SBR反应器中发现,当微生物处于底物不足的情况下（即饥饿期,细胞的疏水性也有所提高[20]。
Qin[21]研究的结果表明,经过选择压法培养后,好氧颗粒污泥细胞表面的疏水性为70%,而接种污泥的疏水性仅为20%。
这表明选择压法有利于提高细胞表面的疏水性和凝聚性。
3.5真菌（丝状菌假说
Beun[17]等在SBR反应器中培养好氧颗粒污泥时,提出了好氧颗粒污泥形成过程。
首先,接种污泥中的优势菌——真菌（丝状菌在较强的水力剪切力的作用下形成球状,而细菌在球状物上进行大量的繁殖。
之后,随着氧传质的限制,真菌形成的球状物开始分解、破裂,在反应器中只留下密度较大的细菌。
最后,留在反应器中的细菌进一步发展最终形成好氧颗粒污泥。
3.6三阶段成形假说
以上机理假说都是在单方面实验研究的基础上对好氧颗粒的形成做出了阐述。
笔者认
为这些假说都有一定的合理性,但没有将问题联合,因此结合近年来的最新研究成果,对好氧颗粒污泥的形成机理及其影响因素进行阐述,提出了“三阶段成形”假说。
第一阶段,微生物个体之间相互碰撞、吸附形成聚集体。
Tay[22]等认为在这个阶段使微生物产生碰撞的作用力包括水力作用和布朗运动,而使微生物相互吸附的作用力则包括范德华力、正负电荷吸引力、表面张力、表面疏水性、丝状菌架桥作用、氢键、细胞表面脱水、细胞膜融合等。
在这些作用力下微生物之间相互碰撞、吸引,从而形成聚集体。
在这过程中丝状菌的架桥和稳定作用也对保持这种稳定接触有重要贡献。
丝状菌相互交织,构成网状,则在聚集体中起着骨架作用。
第二阶段,聚集体中的微生物继续生长,且在水力剪切力的作用下逐渐形成形状规则的初生颗粒污泥。
细胞分泌的胞外聚合物（ECP起着连接、稳定的作用,使得聚集体在强大的水力剪切力作用下不会解体。
Liu[23]认为在高剪切力下刺激细胞分泌多聚糖,能够维持微生物聚集体的结构,而类似的现象在生物膜中也存在[24]。
在水力剪切力的作用下,不规则的聚集体逐渐形成类似圆形或椭圆形的规则结构,形成初生颗粒污泥。
第三阶段,好氧颗粒污泥稳定、成熟。
随着颗粒污泥表面疏水性的增加[25]和细菌分泌多聚糖的增多[22],所黏连的微生物逐渐增加,颗粒污泥的粒径逐渐增加[3]。
但是颗粒污泥的粒径增加到一定的程度之后,在水力剪切力的作用下颗粒的粒径不再继续增加,此时颗粒达到稳定、成熟期。
图2:
好氧颗粒的形成过程
4.数学模型
对于废水生物处理系统来说,其系统优化需要进行大量的实验,而通过模型模拟来进行系统优化则可以减少实验的工作量,提高效率。
因此,建立一个合适的数学模型对于活性污泥以及颗粒污泥系统来说是必须的。
在经过了长时间的发展之后,人们针对活性污泥建立起了许多模型,例如:
国际水协会所提出的活性污泥模型以及Delft大学所提出的新陈代谢模型等。
活性污泥1号（ASM1模型作为参考模型,目前已经被广泛接受。
其主要描述污水处理厂运用活性污泥去除有机碳化物、氮以及污泥的产生过程。
由于没有考虑到生物磷的去除,人们在1号模型的基础上提出了活性污泥2号模型（ASM2。
2号模型很好的描述了活性污泥对C、N和P的去除过程。
由于Henze[26]等发现聚磷菌具有反硝化作用,又在2号模型的基础
上进行了改进得到了ASM2d模型。
之后,人们发现储存物质对异养活性污泥存在影响,因此人们在1号模型的基础上提出了活性污泥的3号模型（ASM3。
Delft大学在考虑新陈代谢的基础上提出了生物磷去除的3号模型（ASM3-bio-P。
由于活性污泥与好氧颗粒存在着很大的差别,而好氧颗粒污泥的形成是一个非常复杂的过程,包括微生物的生长及衰减、物质的传质和扩散、吸附和解吸附作用、污泥粒子的相互作用和反应器对污泥粒子的选择压力等方面,因此对好氧颗粒所提出的模型必须考虑更多的影响因素。
Beun
[27]
等在活性污泥1号模型（ASM1的基础上进行了修正（表1,得到了SBAR中降
低氧浓度对N的去除模型。
该模型认为颗粒污泥是球形的生物膜。
模拟在不同溶解氧浓度下反应器对N的去除的影响。
通过实验和模型模拟所得到的结论进行对比,发现该模型能够很好的模拟溶解氧浓度对颗粒除N的影响。
SuandYu
[28]
在上述模型的基础上考虑了颗粒内部复杂的生物反应,传质以及扩散的影
响提出了好氧颗粒污泥SBR反应器模型。
该模型认为SBR是一系列CSTR系统组成的。
根据研究发现反应器中氧的液-固传质速率相对于气-液传质速率较快,因此反应器中气-液传质过程是氧传质的控制过程,而相传质到达颗粒表面的氧的量应等于扩散进入颗粒内部的氧的量,以此来模拟氧传质过程。
对于扩散所运用的是用Fick定律表示的径向的一维模型,即:
ie
i
mim
imimDkrSrrStS±∂∂⋅+∂∂=∂∂222（1将每个颗粒则沿着粒径方向分成许多小层条（图3,通过计算不同小层条得到底物浓度及生物反应。
对于生物反应过程则用在简化的基础上进行改进的ASM1模型,考虑了有机物去除、硝化、反硝化和水解以及异养微生物对可溶性易降解微生物的储存及利用储存多聚物进行生长的过程。
通过相同条件下模型计算值和实测值的比较、验证,发现该模型不仅证实了其可行性和正确性,还验证了其适普性。
表1:
SBAR中转化速率的动力学表达式[27]
过程速率表达式异养微生物好氧PHB储存HAc
oaepXMMq...2max,
好氧醋酸消耗H
NH
Ac
oae
AcXM
M
Mq
....2max
基于醋酸的好氧维持H
AcoXMM..2
好氧PHB消耗H
NHAConPHBPHB
PHBXMIMfk（2
基于PHB的好氧维持H
PHB
ACoX
M
IM
...2
缺氧PHB储存H
NOAcoan
pXCMIq
.100.tanh（...32max,缺氧醋酸消耗H
NONHAc
oan
AeXCMM
Iq
.100.tanh（....32max,
基于醋酸的缺氧维持H
NOAcoXCMI.100.tanh（..32
缺氧PHB消耗H
NONHAConPHBPHB
PHBXCMIIf
k.100.tanh（（32
基于PHB的缺氧维持H
PHBNOACoXMCII..100.tanh（..32
衰亡H
PHBACHX
IIb...
自养微生物
硝化A
NH
AO
ANHXM
Mq...,,max4
维持A
NH
AO
AXM
M
..,,
衰亡
A
NHAAX
Ib..,
图3:
好氧颗粒污泥分层示意图
[28]
DeKruke
[29]
在活性污泥生物磷去除的3号模型（ASM3-bio-P基础上针对SBR颗粒污泥
提出了新的模型。
通过实验和模型模拟结果进行对比,发现该模型很好的描述了SBR反应器中同时去除COD、N和P的过程。
对于氧浓度,温度,颗粒粒径,污泥负荷率以及循环周期参数对去除底物的影响进行了分析。
模型分析了在20℃,DO为2mg/L的条件下,底物去除的最佳条件。
颗粒污泥的最佳粒径为1.2~1.4mm,最佳COD负荷为1.9kg/m3.d。
在每个周期内加入一个缺氧段有助于提高N的去除。
污泥龄只要不超过30天,出水的P浓度就可以保持较低。
以上介绍的模型也存在着一定的缺陷。
Beun的模型没有考虑到生物除磷对颗粒模型的影响,SuandYu的模型在扩散作用中运用的是一维的径向模型,不能够准确的描述颗粒污泥的实际扩散情况而DeKruke的模型没有考虑到水动力学以及好氧颗粒与活性污泥的不同性质。
结合目前活性污泥的模型以及颗粒污泥本身具有的特性,建立起合适的好氧颗粒污泥数学模型是今后模型发展的重点。
为此,笔者对好氧颗粒模型提出了建模思路（图4。
好氧颗粒污泥反应器是一个复杂的物理-化学-生物系统,在这系统中进水组分、反应器形状、运行条件以及颗粒性质都影响系统中液相组分浓度、水动力学以及颗粒粒径分布,再结合反应动力学和颗粒传质、扩散作用,可以得到系统中任意时刻液相浓度,进而模拟好氧颗粒污泥系统的反应过程。
图4:
好氧颗粒污泥模型结构示意图
5．结论好氧颗粒污泥技术是目前新兴的技术，颗粒污泥良好的特性对于今后的运用具有重要意义。
到目前为止好氧颗粒污泥大部分都是在实验室中运用合成水或工业水培养成功的且对于好氧颗粒的形成机理没有形成统一的观点。
本文对好氧颗粒的形成机理假说进行了试探性的阐述，提出了三阶段成形机理，并对目前典型的好氧颗粒数学模型进行了描述，提出了自己对好氧颗粒污泥模型的看法，希望对好氧颗粒的应用与研究作出指导。
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