好氧颗粒污泥技术和生活污水处理中的脱氮工艺外文翻译资料

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好氧颗粒污泥技术和生活污水处理中的脱氮工艺

J. Wagner, L. B. Guimaratilde;es, T. R. V. Akaboci and R. H. R. Costa

摘 要

本研究通过同化、硝化、反硝化等方面对以生活污水为营养的系统中厌氧颗粒化和脱氮进行了评价。造粒过程在运行的160天后完成。成熟的颗粒具有接近球形的结构，平均尺寸为473.0mu;m，并具有良好的沉降能力（SVI₃₀为75.6mL/ g）。 在反应器启动期间，细胞生长的铵同化在3.5和64.6％之间变化。 颗粒形成后，同化作用占5％以下，氮主要通过亚硝酸盐的部分硝化作用去除，其次是亚硝酸盐的反硝化作用。这一过程中，硝化的平均效率为86.6％，反硝化的平均效率为59.5％，并生成了60.5％的总氮。在生活废水中生长的成熟颗粒的同化能力低于报道中合成颗粒的一般结果。

关键词：好氧颗粒；生活污水处理；脱氮；部分硝化

引 言

在已经提出的去除污水中生物营养物的过程中，好氧颗粒污泥（AGS）技术经成功地应用于氮和/或磷的去除(Kishida 等.2008；Coma 等.2012)。在单个反应器中，AGS通过颗粒内部的不同层，通常会同时发生硝化和反硝化过程。这是可能的，因为即使在充气条件下颗粒污泥内的氧气渗透深度也是有限的(Kishida 等.2008）。此外，一个重要的发现是氨吸附和/或同化是可能发生在人工进水的AGS反应器中(Bassin 等.2011；Mosquera-Corral 等.2011)。

采用真实进水，如生活废水进行的调查主要集中在造粒过程和反应堆的启动策略(Ni等.2009；Liu等.2010；Coma 等.2012；Wagner amp; Costa .2013)。到目前为止，生活污水中颗粒的脱氮和特殊氨同化的信息是非常有限的。因此，需要对这些方面进行评估，以便更好地了解这种系统中发生的脱氮机制。本研究在以生活污水为营养的好氧颗粒的形成和成熟过程中，通过同化、硝化、反硝化过程的脱氮，对AGS反应器的性能进行了评价。

材料和方法

实验装置和反应器操作

AGS反应器的工作容积为118.7 L（内径为0.25 m，高度为2.42 m），并以59％的体积交换率供应生活废水。进水中总化学需氧量（tCOD），可溶性化学需氧量（sCOD），总凯氏氮（TKN）和铵态氮（NH₄ -N）剂量分别为588.1plusmn;162.5 mg/L，304.4plusmn;82.2mg/L，83.2plusmn;18.3 mg/L和82.2plusmn;17.8 mg/L。所得到的有机物和氮负荷率分别为1.07plusmn;0.29kg sCOD m^-3d^-1和0.29plusmn;0.06kg NH₄ -N m^-3d^-1。水力停留时间为6.8小时。国内污水处理厂的活性污泥用作接种物。AGS反应器以序批式模式运行，循环时间为4小时，分为以下阶段：从反应器底部厌氧静态进料10-20分钟；曝气183.5-218.5分钟；35-10分钟的沉淀；和1.5分钟的出水。在运行的前5周内，沉降时间从35分钟逐渐减少到10分钟，以促进颗粒选择。污泥停留时间（SRT）不是固定的，计算时考虑了处理废水的生物量。反应器是在室温下(sim;22℃)操作,没有pH值和溶解氧(DO)控制。空气由位于反应器的底部的膜扩散器引入，其表面气流速度为1.2cm/s。

分析程序

sCOD，NH₄ -N，亚硝酸盐（NO₂^--N），硝酸盐（NO₃^--N），总悬浮固体（TSS）和挥发性悬浮固体（VSS）根据标准定期分析（APHA 2005）。散装液体中的DO浓度用多参数探头测量（YSI 6820，USA）。为了评估底物转化，每两周进行一次循环测量。用于循环测量的样品仅在有氧混合期间每15-30分钟收集一次。污泥体积指数（SVI）取好氧阶段末端的混合液样品测定。SVI₁₀和SVI₃₀分别测量沉淀10分钟和30分钟的生物量体积。显微镜（奥林巴斯BX40，日本）用于监测整个反应器操作期间的颗粒形成。扫描电子显微镜（SEM）（日本JEOL JSM-6390LV）用于观察成熟颗粒的外部结构。均质污泥样品的粒度分布通过激光衍射获得（Malvern MasterSizer Series 2000，Malvern Instruments，UK）。平均颗粒大小，小于2000mu;m的聚集体由Mastersizer提供的软件测定，大于2000mu;m的聚集体通过图像分析（QCapture Pro软件，V 7.0，QImaging，加拿大）确定。

微生物群落分析

定期取生物样品，在4％多聚甲醛中染色，置于明胶包被的载玻片上，并按照阿曼等人（1995）的描述进行荧光原位杂交（FISH）。为了获得均质样品，在固定之前，将颗粒用玻璃棒机械浸渍，然后使用超声浴（55kHz，USC-700，Unique，巴西）在25℃下超声处理5分钟。用于细菌鉴定的探针显示在表格1。所有微生物细胞用1％4,6-二脒基-2-苯基吲哚（DAPI）染色检测，并用显微镜（Olympus BX41，日本）检查。为了定量细菌群体，每个样品记录至少10个图像，并且通过数字图像确定由特异性探针标记的细胞的面积与通过DAPI（100％）染色的所有细菌的面积的比率。

表1 用于FISH分析的寡核苷酸探针

计算

氮组分被认为是通过生物同化，硝化和反硝化过程转化而来的。生物的细胞生长所同化的铵氮量（g_N/d）通过以下等式估算（Wan等，2009)：

其中f_N是污泥的氮含量；Q_out是出水的流率（L/d）；VSS_out是出水中存在的固体浓度（g_VSS/L）；Delta;XV是反应器内随时间变化的污泥浓度两次测量值的斜率（g_VSS/d）。正如Lee等人和Wan等人所建议的，假定f_N为0.1mgN/mg_VSS。同化，硝化，反硝化和总氮去除效率计算如下：

结果与讨论

生活污水好氧颗粒

这项研究进行了250天，以评估生活污水在好氧颗粒形成和成熟过程中的氮去除情况。图1 显示了生物浓度，沉降能力，尺寸小于200mu;m的污泥体积百分比（SVP-SB200）以及整个操作时间内的污泥颗粒大小的变化模式。为了促进有氧造粒，在启动期间，沉降时间逐渐减少，以便选择性地排放缓慢的沉降物，同时避免播种污泥的严重冲刷。该方法导致反应器内生物浓度的变化以及在操作的前50天期间SVI₃₀的减少（图1（b））。很明显的是颗粒形成时（图1（a）），颗粒大小自第10百分位，第90百分位和平均颗粒大小增加，分别从第0天（播种污泥）的14.8,163.2和87.7mu;m增加到约80.0,800.0和410.0mu;m，固体浓度SVP-SB200，颗粒平均尺寸和SVI₃₀稳定在约1.8g_TSS/L，18％，473.0mu;m和75.6mL/g_TSS。SVI₃₀/SVI₁₀这一时期的比例约为95％，这表明，据De Kreuk等人 （2007）描述，这是一个完全颗粒化的系统。生活污水中成熟好氧颗粒的形态几乎呈球形，结构致密，轮廓清晰，没有黑色素生长（图2（a））。 颗粒的外部结构主要由原生动物组成（图2（b）). Lemaire等人（2008）还观察到在用真正的屠宰场废水培养的颗粒表面上存在这些微生物。作者认为，表面纤毛的存在会干扰颗粒内的氧扩散，形成局部的含氧区。

图1：污泥粒径D_0.1（▲），D_0.9（▪）和D_平均值（○），SVP-SP200（□），TSS（bull;），SVI₃₀（Delta;）和SVI₃₀ / SVI₁₀比率（▼）。D_0.1和D_0.9分别是粒度分布的第10和第90百分位数。D_平均值是污泥颗粒的平均尺寸。

图2 ：生活污水中成熟的好氧颗粒的图像:(a)光学显微镜(2毫米);(b) SEM (棒 0.05 mm)。

在生活废水处理的系统中好氧造粒通常是一个缓慢的过程。Ni等人（2009）和刘等人（2010）报道的300和400天的时间分别达到85％和80-90％的粒化。 在我们以前的研究中，需要大约140 d来实现主要的颗粒污泥床（瓦格纳和哥斯达黎加，2013)。有氧造粒周期仍然是该技术在家庭废水处理中全面应用的一个缺点。此外，所获得的生物通常是颗粒与絮体的混合物，它可能影响处理过的出水的质量。由于AGS反应器中沉淀时间通常较短，因此絮体的存在会导致出水中的固体浓度很高。然而，尽管在我们的研究中，絮状生物量相当于总生物量的约18％，但处理后的出中的固体浓度相对较低（颗粒形成后约45mg_TSS/L）。尽管用生活废水好氧造粒需要很长时间，但所得颗粒在形成后仍保持稳定超过100天。而且，在曝气系统出现问题导致的部分分解之后，它们能快速恢复。朱等人（2013）提到，在颗粒分解后，具有良好沉降性能的污泥碎屑可以作为微生物附着的核心，导致颗粒迅速形成。遵循相同的原则，Coma等人（2012） 表明，在种子污泥中添加低比例的粉碎颗粒增强了使用生活污水时的好氧颗粒化。

除氮

在AGS的形成和成熟期间，氮化合物被认为是通过同化，硝化和反硝化而转化的（图3）。在操作的前67天内，细胞生长的铵同化作用更明显（在3.5和64.6％之间）。这段时间后，同化率低于5％，氮主要通过同时硝化和反硝化（SND）去除。由于恒定的生物量冲刷，在操作的第一天，硝化的效率不稳定，但随着颗粒的形成趋于增加。然而，由于颗粒分解导致的生物损失，SRT降低到4天左右，因此，硝化效率也下降。生物量的恢复导致SRT增加到14天左右，这使得硝化生物的富集成为可能。160天的运行后，硝化的平均效率为86.6％，反硝化的平均效率为59.5％，总氮的平均效率为60.5％，这与造粒过程在反应器中完成的时刻相对应。在此期间，在反应器中观察到部分硝化成亚硝酸盐（图4b）并通过亚硝酸盐发生反硝化。好氧颗粒内缺氧区的体积可能很小，不足以促进氮气中亚硝酸盐的完全去除和反应堆中亚硝酸盐的积累（数据未显示）。 虽然通过亚硝酸盐途径去除氮气有一些优点，例如更快的反硝化率和减少对有机底物的需求，但是在处理过的出水中高浓度的亚硝酸盐会在接收水体中产生毒性效应。在这种情况下，可以通过在SBR循环期间使用开/关曝气控制系统或包括非曝气相控制好氧阶段期间施加的氧气浓度来增强除氮。

图3 ：在运行时间：同化（▪），硝化（□），反硝化（○）和总氮（▴），通过生活污水中生长的好氧颗粒去除氮。

图4 ：在反应堆运行周期内，sCOD（■），DO（○），NH₄ ^--N（bull;），NO₂^--N（□）和NO₃^--N（Pro）

从本研究中获得的结果可以注意到，只有在颗粒形成过程中，生物量对细胞生长的同化作用是氮去除的重要过程。在污

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