温度对生物除磷颗粒污泥形成的影响
高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响
中国环境科学 2018,38(4)：1391~1396 China Environmental Science 高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响周思琦,戴晓虎,戴翎翎,彭信子,刘志刚*(同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)摘要：通过正交实验、单因素温度影响实验,利用SMT磷分级提取法研究了高温热水解后高含固污泥中磷的形态转化.结果表明, 120℃~160℃的高温热水解可以将高含固污泥中14.80%以上的有机磷转化为无机磷,影响因素对无机磷/总磷的影响大小顺序为:热水解温度>热水解时间>氧化剂含量>pH值,随着温度的升高,高含固污泥中无机磷/总磷也从79.13%增加至95.87%;当热水解温度为160℃、时间为40min时,高含固污泥中无机磷含量由原泥的18.30mg/g增至20.49mg/g,无机磷/总磷由80.83%增至96.97%.结果为实现污泥中磷的回收利用奠定基础,同时为“高温热水解+高含固厌氧消化”工艺的优化提供新思路.关键词：高温热水解；磷形态；高含固污泥；无机磷；总磷中图分类号：X705 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2018)04-1391-06Effects of high temperature thermal hydrolysis process on changes of phosphorus forms in high-solid sewage sludge. ZHOU Si-qi, DAI Xiao-hu, DAI Ling-ling, PENG Xing-zi, LIU Zhi-gang*(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China). China Environmental Science, 2018,38(4)：1391~1396Abstract：Orthogonal experiment, single factor experiment (i.e. temperature), and standards, measurements, and testing (SMT) were used to explore changes of phosphorus forms in high-solid sewage sludge after high temperature thermal hydrolysis process (HTTHP). The experimental results showed that more than 14.80% of organic phosphorus (OP) was transformed into inorganic phosphorus (IP) in high-solid sewage sludge by the HTTHP at 120~160, and the order of℃℃influencing factors on IP/total phosphorus (TP) was as follows: temperature of HTTHP > time of HTTHP > oxidant content > pH. With the increase of temperature, IP/TP in high-solid sewage sludge increased from 79.13% to 95.87%. Further study indicated that under 160 and 40min of HTTHP conditions,℃the IP and the IP/TP increased respectively from 18.30mg/g to 20.49mg/g and 80.83% to 96.97%. These findings, however, established foundation to realize the phosphorus recovery, and also provided an important reference for the optimization of high-solid anaerobic digestion of sewage sludge with HTTHP pretreatment.Key words：high temperature thermal hydrolysis process (HTTHP)；phosphorus forms；high-solid sewage sludge；inorganic phosphorus (IP)；total phosphorus (TP)近年来我国污泥产量呈爆炸性增长,据估计,2020年底城市湿污泥产生量会突破6000万t[1],但由于我国长期“重水轻泥”,污泥处理处置存在严重的二次污染风险.另一方面,污水厂产生的剩余污泥含有丰富的碳、氮、磷及其它元素,其富集浓度远高于一般污水,是一种潜在的资源.其中磷作为一种不可再生的稀缺资源[2],在工农业中具有重要的利用价值.研究表明,普通剩余污泥中磷的含量约为1%~3%[3],采用强化生物除磷工艺磷含量可达6%~12%[4],而从污泥生物处理后的上清液中磷回收率可达40%,从污泥焚烧灰烬中最大可实现磷的回收率为90%[5].因此从城市生活污水处理厂污泥中回收磷不仅是污泥处理的一部分,也是磷资源循环利用的重要方式.城市污水处理厂污泥中的磷除了以无机形态存在外,还含有10%~35%的有机磷[6],此外还收稿日期：2017-09-11基金项目：上海市自然科学基金资助项目(15ZR1442900);国家“水体污染控制与治理”科技重大专项(2013ZX07315-003)* 责任作者, 助理研究员, lzg0532@1392 中国环境科学 38卷有细菌、重金属等有毒害物质,直接回收困难且存在一定风险,而无机磷既利于回收,也是工农业生产的主要利用形态[7],因此,污泥中磷的回收通常需要先将污泥中的磷转化为无机磷并释放到上清液中,然后再通过物理、化学等方法回收.目前污泥释磷的方法有化学法(酸、碱溶胞法、氧化法)、生物法(厌氧消化、好氧消化法)、热处理法(光波加热法、焚烧溶出法、热水解法)及多种方法联合等[8-11].化学法作用时间短[12],但药剂投加量和运行成本较大[7];生物法释磷能耗低,但速率慢、前期投资大,难以释放化学磷和有机磷[9];相比之下,热处理法尽管能耗较高,但释磷效率高,时间短,成为目前的研究热点[13-15].作为高含固污泥厌氧消化的一种预处理技术,热水解法以其能够提高厌氧效率、改善消化环境、提高沼气产量和质量等优点,成为目前运用较广的一种热处理技术[16-18].但需要说明的是,该技术目前重点关注对后续厌氧消化性能的改善,而对于其中磷资源的回收利用关注很少.热水解技术可分为低温热水解(60~ 100℃[19])和高温热水解(100~270℃[20]),其中,高温热水解过程可能会发生一些氧化反应,且经过高温热水解后的污泥pH值有所降低,呈中性或微酸性[21],有利于污泥中磷的转化和溶解释放.但由于这些实验条件不同,所得实验结果也有较大差别,难以选择出较优的技术条件,如Ahamd 等[22]实验表明, 170℃下加热80min污泥中磷释放量达到最大值,而Antonio等[23]在120℃下加热污泥15min,磷释放量增加了24%;卓杨等[24]在165℃下处理高含固污泥50min,磷酸盐占溶解态总磷最大为79.84%,而尹晶[25]则认为当温度为140℃~160℃时,有机磷转化率最大.另外可以看出,目前这些研究重点关注了污泥中磷在热水解过程中的释放情况,而对该过程中的磷形态转化,尤其是无机磷的释放涉及较少.不可否认,单纯以释磷为目的的热水解法能耗非常高,从经济角度分析并不是合适的释磷方法,尤其是常规污泥的热水解,大量能量用在加热水分上,能耗大,效率低[24].但是依托现有的“高温热水解+高含固厌氧消化”技术路线,对高含固污泥高温热水解磷的形态转化影响因素进行研究,可为磷的释放和回收提供基础,并为实现污泥中磷的最佳回收率和污泥厌氧消化性能提高共赢提供支撑,为污泥资源化提供一种有效选择.1材料与方法1.1污泥特性本试验研究所用高含固污泥分两批取自上海市某污水处理厂,其中一批用于正交实验,另一批用于单因素温度影响实验.在进行试验前,将污泥充分搅拌使泥质均匀,以保证每次热水解实验污泥的泥质相同.污泥初始性质见表1.表1 污泥的初始性质Table 1 Original properties of sewage sludge指标第一批第二批TS(%) 19.45±0.20 18.20±0.21 VS/TS(%) 57.13±0.09 54.35±0.86pH值 7.70±0.06 7.40±0.04 1.2热水解装置实验所用热水解设备为E500微型高压反应釜(北京森朗),容积为0.5L,其中有效容积为0.3L,采用电加热.1.3实验方法正交实验:在高温热水解过程中,很多因素影响高含固污泥中磷的形态转化.高温热水解温度和时间影响污泥絮体破解程度,pH值影响无机磷的溶解性,氧化剂会促进有机磷向无机磷转化,因此选择高温热水解温度、时间、pH值、氧化剂(NaClO3)投加量这4个因素,每种因素选择3个水平,采用L9(34)四因素三水平正交实验(表2),考察高含固污泥中磷的形态分布.其中,氧化剂投加量按照完全氧化反应体系内磷元素所需氧化剂含量的比例计算所得,这3个比例分别为0.5:1、1:1和1.5:1.单因素温度影响实验:基于正交实验结果,只改变影响高含固污泥中磷的形态转化的最主要因素,其他因素与最优水平组合一致,即在120、140、150、160℃下分别热水解高含固污泥40min,考察高含固污泥中磷的形态转化.4期 周思琦等：高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响 1393在进行上述实验时,每次实验均称取150g 高含固污泥,加蒸馏水稀释至300g 并搅拌均匀后,放入热水解反应器中.实验计时均以升至设定温度为起始时刻,以加热停止为停止时刻. 所有热处理实验均为批次实验,且热水解后污泥质量为(300±3)g,回收率在99%以上.表2 L 9(34)正交实验条件Table 2 Conditions of L 9(34) orthogonal experiments试验号 温度()℃ pH 值 热解时间(min)NaClO 3(g)a 120 5.520 1.4 b 120 原pH 值(7.7)c 120 9.5 60 4.2d 140 5.5 602.8e 140 原pH 值(7.7)f 140 9.5 40 1.4g 160 5.5 404.2h 160 原pH 值(7.7)i 1609.520 2.81.4 测定指标及方法样品预处理方法:测量溶解态指标时,将高含固污泥经12000r/min 、20min 离心,过0.45µm 滤膜测试.测量固相指标时,取10g 高含固污泥在-20℃温度下冷冻48h 后,在冷冻干燥机中冷冻干燥72h,随后将冷干高含固污泥研磨,过筛后置于封口袋密封保存,用于后续测试.常规指标测定方法:TS 、VS 、溶解性碳、总碳、SCOD 和TCOD 按标准方法测定[26];pH 值采用pH 计(S210, METTLER, Switzerland)测定.磷指标测定方法:采用Standards, Measurements, and Testing(SMT)方法分离不同形态的磷[27],然后将提取液通过钼锑抗比色法测定5种形态磷的含量.此方法通过非连续提取将固体污泥中的磷分为5种形态:总磷(TP),无机磷(IP),有机磷(OP),非磷灰石无机磷(NAIP)以及磷灰石无机磷(AP).NAIP 是铁、铝、锰的氧化物和氢氧化物与磷的结合物,AP 通常是钙与磷的结合物.SMT 方法的流程图见图1[28].分别用IP/TP, OP/TP,NAIP/IP,AP/IP 来表示污泥中无机磷、有机磷、非磷灰石无机磷以及磷灰石无机磷占比,计算公式如下:IP(O P)/TP 含量(%)=(M 1⋅a 1)/(M 2⋅a 2) (1)NAIP(AP)/IP 含量(%)=(M 3⋅a 3)/(M 4⋅a 4) (2) 式中: M 1为IP(OP)提取液中的正磷酸盐含量,M 2为TP 提取液中的正磷酸盐含量, M 3为NAIP(AP)提取液中的正磷酸盐含量,M 4为IP 提取液中的正磷酸盐含量,mg/L; a 1、a 2、a 3、a 4为相应提取液的稀释倍数.图1 SMT 方法的流程 Fig.1 Flow chart of SMT2 结果与讨论2.1 高温热水解对高含固污泥中磷形态转化及其它理化性质的影响因素分析IP 是工农业生产的主要利用形态,IP/TP 比例越大,越利于污泥中磷的资源化回收利用,因此正交实验重点分析IP/TP 变化的影响因素.根据表3,各因素对IP/TP 的影响大小顺序为:热水解温度>热水解时间>氧化剂含量>pH 值,可见4种因素中,热水解温度为主要因素,热水解时间、pH 值和氧化剂对IP 释放率的影响不大.尽管在实验中投加的氧化剂最高比例为1.5:1,但实际投加量仅为14g/kg 高含固污泥(含固率约10%),远小于污泥中的有机物含量,因此所投入的氧化剂主要被污泥中的有机物消耗,而直接氧化OP 为IP 的量十分微小;另外,尽管在热水解前将污泥pH 值进行了调节,但由于热水解后会产生的大量挥发性有机酸,系统中具有强大的缓冲能力,因此初始pH 值对IP 释放作用不大[29-30].1394 中 国 环 境 科 学 38卷表3所得最优水平组合为温度160℃、pH 值9.5、热解时间40min 、投加氧化剂的量为完全氧化体系内所有磷元素所需的150%.但由于氧化剂投加量和初始pH 值对IP 占TP 的影响最小,因此综合考虑各因素影响程度、工程可行性和经济性,从无机磷的转化程度看,其热水解操作条件应为:温度160℃、热解时间40min 、不投加氧化剂和调节pH 值.表3 高温热水解后IP/TP 影响分析 Table 3 Influence of IP/TP after HTTHP序号温度 ()℃pH 值 热解时间(min)NaClO 3(g)IP/TP (%)a 120 5.5 20 1.4 81.92b 120 原pH 值(7.7) 402.8 84.44c 120 9.5 60 4.2 86.12d 140 5.5 60 2.8 86.71e 140 原pH 值(7.7) 204.2 85.22f 140 9.5 40 1.4 87.51g 160 5.5 40 4.2 95.87h 160 原pH 值(7.7) 601.4 91.87 i 160 9.5 202.8 91.98 K 1 252.48 264.50 259.13261.30 K 2 259.44 261.53 267.81263.13 K 3 279.71 265.60 264.70267.20k 1 84.16 88.17 86.38 87.10 k 2 86.48 87.18 89.27 87.71 k 3 93.2488.5388.23 89.07R 9.08 1.36 2.90 1.97污泥中的TP 由IP 和OP 组成,而IP 则由NAIP 和AP 组成.由图2可以看出,高温热水解后TP 与IP 回收率皆为91%以上. 120℃~160℃高温热水解可以有效地将高含固污泥中14.80%以上的有机磷转化为无机磷.随着温度的升高,IP/TP 明显升高,从79.13%最高增至95.87%,其中AP/IP 从35.15%最高增至67.32%,NAIP/IP 从62.69%最低降至28.97%.OP 通常由污泥中的有机磷化合物,如肌醇六磷酸、磷脂、核酸、磷蛋白和磷酸糖类等组成[31],难以反应并被生物利用,因此一般需要转化为IP 才能回收[7,32].高温热水解能破坏高含固污泥絮体结构,使得胞外聚合物解体,有机物释放水解[33-34].有机磷化合物结构的破坏使得OP 向IP 转化.另外,IP 中的AP 是一种比较稳定的磷形态,在一定条件下,其他形态的磷有可能转化为AP [35].而NAIP 是铁、铝、锰的氧化物或氢氧化物与磷的结合物,在高温作用下可能转变为更稳定的AP,因此随着温度的升高AP/NAIP 逐渐增高.origin abcde f g h i020*********占T P 的百分含量(%)OPIPorigin abcde f g h i20406080100NAIPAP实验样品占I P 的百分含量(%)图2 高温热水解后污泥中磷的形态分布Fig.2 Phosphorus forms in high -solid sewage sludge afterHTTHP作为厌氧消化的预处理技术,高温热水解会使得脱水污泥絮体结构解体、部分细胞物质溶解,导致TS 下降,此外,污泥的其它理化性质也会发生相应变化.实验结果表明(表4),高温热水解后,污泥中的VS/TS 、pH 值均降低,且温度越高降低程度越大.这是由于高温热水解过程溶解的有机物多于无机物[36],部分有机物挥发导致VS/TS 下降;而大分子有机物降解为酸性物质(如挥发性脂肪酸等)溶出至液态中,导致pH 值下降.而高温热水解后溶解性碳与SCOD 含量增加,且温度越高降低程度越大.经160℃热水解后污泥中溶解性有机物占总有机物的比例大幅增加,溶解性碳由10.78%增加至42.05%, SCOD 由7.87%增加至37.71%.说明高温热水解在促进磷形态转化过程中,仍然能够促进有机物的大量溶出,改善后续污泥厌氧消化性能,而不影响后续处理处置.4期 周思琦等：高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响 1395表4 高温热水解前后污泥泥质变化Table 4 Properties of sewage sludge before and after HTTHP泥样 VS/TS(%)pH 值溶解态碳溶解态碳/总碳(%)SCOD SCOD/TCOD(%)原泥 57.13±0.09 7.70±0.06 5.96±0.90 10.78±1.62 12.71±0.64 7.87±0.47120 30min ℃ 54.34±0.21 6.70±0.12 13.85±2.08 22.44±3.37 44.53±3.12 27.95±2.24 140 30min ℃ 53.34±0.23 6.40±0.09 18.56±3.78 30.46±5.57 50.26±5.03 30.71±3.38 160 30min ℃ 50.76±0.04 6.20±0.10 27.33±2.18 42.05±7.31 61.21±3.67 37.71±3.772.2 高温热水解温度对高含固污泥中磷的形态转化影响origin 120 140150 160 020406080100占I P 的百分含量(%)NAIP AP origin 120 140150 160占T P 的百分含量(%)热水解温度(℃)图3 高温热水解温度对磷的形态转化影响 Fig.3 Influence of temperature of THP on changes ofphosphorus forms根据正交试验结果,温度对高含固污泥中磷的形态转化效果最为明显,为进一步验证,选择固定热水解时间40min,不调整pH 值和投加氧化剂,仅改变热水解温度进行实验,实验结果见图3和图4.高温热水解后TP 和IP 回收率皆在92%以上.经过120、140、150、160℃热水解后,污泥中IP/TP 从原泥的80.83%增至96.97%,其中160℃热水解后的IP 含量从原泥的18.30mg/g 升至20.49mg/g.结合正交实验和温度影响实验可以看出,在热水解过程中,污泥中的OP 被转化为IP,而OP 转化为IP 一般需要氧化条件,也就是说,在高温高压的水热条件下,系统发生了氧化反应,且温度越高,该现象也越明显.比较图2和图3,由于原泥中的NAIP 和AP 差别较大,反应条件不同,因此经过热水解后两种磷形态含量也有较大的差别.但可以看出,随着温度的升高,NAIP 、AP 的含量都随之增加,说明污泥中的有机磷同时转化为NAIP 和AP.当热水解温度为160℃时,AP/NAIP 比例增大,说明AP 增加量高于NAIP,这与图2中结论相同,即NAIP 在高温时可能部分转变为AP,更利于磷的固定. origin120140150 16018192021I P (m g /g )热水解温度(℃)图4 高温热水解温度对IP 含量的影响 Fig.4 Influence of temperature of THP on IP3 结论3.1 高温热水解后,高含固污泥中14.80% 以上的有机磷可转化为无机磷,影响因素对IP/TP 的影响大小顺序为:热水解温度>热水解时间>氧化剂含量>pH 值.3.2 随着热水解温度的升高,高含固污泥中IP 的NAIP 和AP 都随之增加,且AP/NAIP 比例增大.当热水解温度为160℃、时间为40min 时,高含固污泥中IP 含量由原泥的18.30mg/g 增至20.49mg/g,IP/TP 由80.83%增至96.97%.1396 中国环境科学 38卷参考文献：[1] 戴晓虎.我国城镇污泥处理处置现状及思考 [J]. 给水排水,2012,38(2):1-5.[2] Asimov I. Life's bottleneck [J]. The Magazine of Fantasy andScience Fiction, 1959,16(4):31-40.[3] Fischer F, Bastian C, Happe M, et al. Microbial fuel cell enablesphosphate recovery from digested sewage sludge as struvite [J].Bioresource Technology, 2011,102(10):5824-5830.[4] Lin Y M, Liu Y, Tay J H. Development and characteristics of phosphorus-accumulating microbial granules in sequencing batch reactors [J]. AppliedMicrobiology and Biotechnology, 2003,62(4):430-435.[5] Berg U, Donnert D, Weidler P G, et al. Phosphate elimination andrecovery from wastewater by active filtration using crushed gas concrete [J]. Environmental Technology, 2005,26(2):219-229. [6] 张丽丽,李咏梅.pH值对化学-生物混合污泥厌氧发酵释磷的影响 [J]. 中国环境科学, 2014,34(3):650-657.[7] Rittmann B E, Mayer B, Westerhoff P, et al. Capturing the lostphosphorus [J]. Chemosphere, 2011,84(6):846-853.[8] 卢霄,孙静,李咏梅.投加硫化钠强化含磷酸铁污泥厌氧释磷的研究 [J]. 中国环境科学, 2017,(11):4110-4116.[9] 彭信子,刘志刚,周思琦,等.市政污泥中磷的释放研究进展综述[J]. 净水技术, 2017,36(1):27-32.[10] 孙静,李咏梅.磷酸铁污泥的生物还原释磷及其影响因素研究[J]. 中国环境科学, 2015,35(8):2409-2416.[11] 许德超,周礼杰,尹魁浩,等.加碱处理PAC污泥的释磷机理及磷回收研究 [J]. 中国环境科学, 2017,37(9):3407-3415.[12] 苑宏英,祁丽,吴丽杰,等.酸碱联合调节剩余污泥过程中磷的释放及形态转化 [J]. 中国给水排水, 2014,30(3):69-72.[13] Liu C, Zeng P, Song Y H, et al. Phosphorus Releasing fromSurplus Activated Sludge by Ultrasonic Pretreatment [J].Advanced Materials Research, 2014,878:702-707.[14] Qian T, Jiang H. Migration of Phosphorus in Sewage Sludgeduring Different Thermal Treatment Processes [J]. Acs Sustainable Chemistry and Engineering, 2014,2(6):1411-1419. [15] Kuroda A, Takiguchi N, Gotanda T, et al. A simple method to releasepolyphosphate from activated sludge for phosphorus reuse and recycling[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2002,78(3):333-338.[16] Anjum M, Al-Makishah N H, Barakat M A. Wastewater sludgestabilization using pre-treatment methods [J]. Process Safety andEnvironmental Protection, 2016,102:615-632.[17] 王在钊,贾通通,王蛟秦,等.水热+厌氧消化对污泥碳、氮、磷溶出的影响 [J]. 环境工程技术学报, 2017,7(3):300-305.[18] 吴静,王广启,曹知平,等.“热水解-高温厌氧消化”工艺处理高含固率剩余污泥的中试研究 [J]. 环境科学, 2014,35(9):3461-3465. [19] Climent M, Ferrer I, Del Mar Baeza M, et al. Effects of thermaland mechanical pretreatments of secondary sludge on biogas production under thermophilic conditions [J]. Chemical Engineering Journal, 2007,133(1-3):335-342.[20] Gavala H N, Yenal U, Skiadas V, et al. Mesophilic andthermophilic anaerobic digestion of primary and secondary sludge.Effect of pre-treatment at elevated temperature [J]. WaterResearch, 2003,37(19):4561-4572.[21] 李孟,章蕾,张倩,等.污泥高温热水解预处理的影响条件及机理研究 [J]. 武汉理工大学学报, 2013,35(10):115-119. [22] Ahmad A A, Idris A. Release and recovery of phosphorus fromwastewater treatment sludge via struvite precipitation [J].Desalination and Water Treatment, 2014,52(28-30):5696-5703. [23] Serrano A, Siles J A, Carmen Gutierrez M, et al. Improvement ofthe biomethanization of sewage sludge by thermal pre-treatmentand co-digestion with strawberry extrudate [J]. Journal of CleanerProduction, 2015,90:25-33.[24] 卓杨,韩芸,程瑶,等.高含固污泥水热预处理中碳、氮、磷、硫转化规律 [J]. 环境科学, 2015,36(3):1006-1012.[25] 尹晶.城市污泥热处理过程中磷的迁移转化特性研究 [D].沈阳:沈阳航空航天大学, 2014.[26] Federation W E A A. Standard methods for the examination ofwater and wastewater [S].[27] Ruban V, Lopez-Sanchez J F, Pardo P, et al. Selection andevaluation of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in lake sediment [J]. Journalof Environmental Monitoring, 1999,1(1):51-56.[28] Medeiros J, Cid B P, Gomez E F. Analytical phosphorusfractionation in sewage sludge and sediment samples [J].Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2005,381(4):873-878. [29] Feng G, Guo Y, Tan W. Effects of thermal hydrolysis temperature onphysical characteristics of municipal sludge [J]. Water Science and Technology A Journal of the I nternational Association on Water Pollution Research, 2015,72(11):2018-2026.[30] Morgansagastume F, Pratt S, Karlsson A, et al. Production ofvolatile fatty acids by fermentation of waste activated sludge pre-treated in full-scale thermal hydrolysis plants [J].Bioresource Technology, 2011,102(3):3089-3097.[31] I ngall E D, Schroeder P A, Berner R A. The nature of organicphosphorus in marine sediments: new insights from 31P-NMR[J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 1990,54(9):2617-2620. [32] Mckelvie I D, Turner B L, Frossard E, et al. Organic phosphorusin the environment [M]. New York: CABI, 2005:1-20.[33] 项学敏,卫志强,周集体,等.加热与加酸对污泥释磷影响研究[J]. 大连理工大学学报, 2011,51(5):631-636.[34] Pilli S, Yan S, Tyagi R D, et al. Thermal Pretreatment of Sewage Sludgeto Enhance Anaerobic Digestion: A Review [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2015,45(6):669-702.[35] 朱晓芸,杨红,高春梅.磷形态和pH对剩余污泥磷释放的影响[J]. 上海海洋大学学报, 2014,23(1):102-107.[36] Bougrier C, Delgenes J P, Carrere H. Effects of thermaltreatments on five different waste activated sludge samples solubilisation, physical properties and anaerobic digestion [J].Chemical Engineering Journal, 2008,139(2):236-244.作者简介：周思琦(1993-),女,江西南昌人,同济大学环境科学与工程学院硕士研究生,主要研究方向为城市污泥处理处置及资源化利用.。
影响污水生物除磷的因素
影响污水生物除磷的因素污水中的磷污染是环境保护和水资源管理的一个重要问题。
传统的污水处理方法中，化学除磷是主要的处理手段，但这种方法高成本、化学药剂使用量大并且会产生副产物。
因此，生物除磷被认为是一种经济有效且环境友好的污水处理方法。
1.温度：温度是影响污水生物除磷效果最重要的因素之一、一般来说，较高的温度有利于除磷细菌的生长和代谢活动，从而促进生物除磷反应的进行。
研究表明，在适宜的温度范围内，如20-30摄氏度，生物除磷的效果最好。
2.溶解氧：除磷细菌是一种需要氧气进行代谢的微生物，在缺氧的环境中生长和繁殖能力较差。
因此，溶解氧浓度对生物除磷的效果具有重要影响。
较高的溶解氧浓度有利于除磷细菌的生长，促进其代谢活动。
4.氮磷比：氮磷比是污水中的氮和磷的摩尔比例。
研究发现，适宜的氮磷比能够促进除磷菌对磷的去除效果。
一般来说，氮磷比在3:1到10:1之间是较为合适的范围。
5.pH值：pH值对生物除磷反应的进行也具有一定的影响。
除磷细菌对pH值的适应范围较大，在近中性条件下（pH6.5-8.5）具有较好的除磷能力。
6.混合液浓度：混合液中的悬浮物浓度对除磷效果也有一定的影响。
适宜的悬浮物浓度可以提供更多的填料表面积，有利于除磷细菌的附着和生长。
7.营养盐浓度：除磷细菌需要适量的营养盐来维持正常生长。
过高或过低的营养盐浓度都会影响生物除磷过程。
8.污水中的抑制物质：一些有毒物质如重金属离子、有机氯化合物等对除磷细菌有一定的抑制作用，会影响生物除磷效果。
综上所述，污水生物除磷过程受到多种因素的影响，包括温度、溶解氧浓度、碳源、氮磷比、pH值、混合液浓度、营养盐浓度和抑制物质。
在实际应用中，根据不同污水的特点和要求，需要综合考虑这些因素，进行合理的调整和优化，以提高生物除磷的效果。
反消化除磷技术的影响因素
2影响因素2.1 温度温度对反消化除磷的影响主要是影响高酸菌的产酸从而进一步影响到微生物对有机物的水解。
但目前对于温度对生物除磷机理的影响并不完全清楚，多数学者通过研究发现了温度对生物除磷的不同影响效果。
例如，王荣昌等（2013）发现，温度对反硝化除磷系统中污泥的TP去除负荷具有显著的影响，当系统水温为20 - 30 ℃时，系统污泥的TP去除负荷较高，而系统水温低于15 ℃时，系统污泥的脱氮除磷效率较低[1]。
操家顺等人（2013）则发现温度的降低对反硝化速率影响较大，温度为15℃及10℃时，反硝化第1阶段平均速率较21℃时分别降低了约29.2% 和42.2%。
而且温度降低时反硝化速率下降明显，10-20℃时的温度转变造成的影响较20-30℃时明显[2]。
可能是由于随温度降低，系统中反硝化聚磷菌占总聚磷菌的比例小幅下降，但平均值仍维持在47.5%左右．而且污泥絮体粒径分布更加集中且平均粒径减小，不利于污泥絮体中反硝化除磷缺氧微环境的形成。
最终导致，随温度降低时，反硝化除磷系统中污泥厌氧释磷速率，好氧吸磷速率和缺氧吸磷速率相应下降，并在低温下保持较低的水平[1]．2.2 电子受体目前研究人员讨论较多的电子受体主要是硝酸盐和亚硝酸盐。
对于亚硝酸盐对吸磷是否有抑制作用存在两种说法,而这两种说法存在的前提是研究对象不一致。
李亚峰等人认为在一定NO2-N质量浓度范围内（10 mg/L-30 mg/L），反硝化聚磷菌可以利用NO2-N为电子受体获得较好的脱氮除磷效果，但NO2-N质量浓度过高（达到40 mg/L）时，会对反硝化聚磷菌产生抑制作用，降低其活性，使出水的PO3-P和NO2-N质量浓度较高，超过排放标准[3]。
裴宁等认为，缺氧初始NO2-N质量浓度在20 mg/L以下时, NO2- N可以作为电子受体,但随着NO2-N质量浓度的增加到20 mg/L时, 由于反硝化吸磷相关的酶活性被抑制或中间产物的抑制作用，系统缺氧吸磷很慢或是彻底不发生吸磷, 反而发生磷的二次释放[3,4]。
反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析
反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，可以同时去除污水中的氨氮和磷酸盐。
然而，影响工艺效果的因素有很多。
本文将从温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等方面，对反硝化除磷污水处理工艺的影响因素进行分析。
首先，温度是影响反硝化除磷工艺效果的重要因素之一。
一般来说，较高的温度有助于污水中的反硝化反应和磷酸盐的释放，从而提高除磷效率。
但是，过高的温度会导致活性污泥被热杀死或失活，降低工艺效果。
因此，在工程应用中需要合理控制温度。
其次，pH值在反硝化除磷过程中也起着重要的作用。
一般来说，适宜的pH值能提高反硝化除磷的效率。
较高的pH值有助于改善菌群的环境，增强硝化作用和反硝化作用。
然而，过高或过低的pH值都会抑制菌群的活性，影响除磷效果。
第三，碳源的供应是影响反硝化除磷的关键因素之一。
在反硝化除磷过程中，有机物是细菌进行能量代谢和生长发育所必需的。
适量的碳源可以促进细菌的活性，提高反硝化和除磷效果。
不同碳源的供应方式和用量对工艺效果的影响也是需要考虑的因素。
此外，氧化还原电位也会对反硝化除磷工艺产生影响。
通常来说，较低的氧化还原电位有利于反硝化反应的进行，从而提高除磷效率。
但是，过低的氧化还原电位会导致COD去除不完全和污泥产生异味等问题。
因此，在工程操作中需要保持适当的氧化还原电位。
最后，污泥颗粒大小也是影响反硝化除磷效果的关键因素之一。
适当的污泥颗粒大小可以提供良好的菌群附着环境和较大的比表面积，有利于去除污水中的氨氮和磷酸盐。
因此，在工艺设计和操作中需要注意控制污泥颗粒大小。
综上所述，反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，其效果受到许多因素的影响。
温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等因素都会直接或间接地影响反硝化除磷的效果。
在实际应用中，需要综合考虑这些因素，并进行合理调控，以达到高效、稳定的除磷效果综上所述，反硝化除磷工艺是一种有效的污水处理方法，其效果受到多种因素的影响。
除磷菌影响因素
影响因素：生物除磷的影响因素包括：温度、pH值、厌氧池DO、厌氧池硝态氮、泥龄、RBCOD 含量、糖原。
1、温度温度对除磷效果的影响不如对生物脱氮过程的影响那么明显，在一定温度范围内，温度变化不是十分大时，生物除磷都能成功运行。
试验表明，生物除磷的温度宜大于10℃，因为聚磷菌在低温时生长速度会减慢。
2、pH值在pH在6.5一8.0时，聚磷微生物的含磷量和吸磷率保持稳定，当pH值低于6.5时，吸磷率急剧下降。
当pH值突然降低，无论在好氧区还是厌氧区磷的浓度都急剧上升，pH降低的幅度越大释放量越大，这说明pH降低引起的磷释放不是聚磷菌本身对pH变化的生理生化反应，而是一种纯化学的“酸溶”效应，而且pH下降引起的厌氧释放量越大，则好氧吸磷能力越低，这说明pH下降引起的释放是破坏性的，无效的。
pH升高时则出现磷的轻微吸收。
3、溶解氧每毫克分子氧可消耗易生物降解的COD3mg,致使聚磷生物的生长受到抑制，难以达到预计的除磷效果。
厌氧区要保持较低的溶解氧值以更利于厌氧菌的发酵产酸，进而使聚磷菌更好的释磷，另外，较少的溶解氧更有利予减少易降解有机质的消耗，进而使聚磷菌合成更多的PHB。
而在好氧区需要较多的溶解氧，以更利于聚磷菌分解储存的PHB类物质获得能量来吸收污水中的溶解性磷酸盐合成细胞聚磷。
厌氧区的DO控制在0.3mg/l以下，好氧区DO控制在2mg/l以上，方可确保厌氧释磷好氧吸磷的顺利进行。
4、厌氧池硝态氮厌氧区硝态氮存在消耗有机基质而抑制PAO对磷的释放，从而影响在好氧条件下聚磷菌对磷的吸收。
另一方面，硝态氮的存在会被气单胞菌属利用作为电子受体进行反硝化，从而影响其以发酵中间产物作为电子受体进行发酵产酸，从而抑制PAO的释磷和摄磷能力及PHB的合成能力。
每毫克硝酸盐氮可消耗易生物降解的COD8.5mg，致使厌氧释磷受到抑制，一般控制在1.5mg/l以下。
5、泥龄污泥龄越小，除磷效果越佳。
这是因为降低污泥龄，可增加剩余污泥的排放量及系统中的除磷量，从而削减二沉池出水中磷的含量。
温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响
温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响在城市化进程不断加快的背景下，水污染问题日益严重，废水中的氮和磷成为主要的污染物之一。
活性污泥法作为一种常用的废水处理技术，已经广泛应用于城市污水处理厂。
然而，活性污泥法的性能受到温度和pH值等因素的影响。
本文将探讨温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响。
首先，温度对活性污泥法脱氮除磷过程的影响非常显著。
温度可以影响微生物的活性和生长速率，从而影响脱氮除磷效果。
一般而言，较高的温度有利于微生物的生长和代谢活动，促进其对废水中的氮和磷的吸收和转化。
研究表明，当温度升高时，活性污泥中的微生物酶活性也会增强，加速脱氮除磷的速率。
此外，较高的温度还有助于活性污泥中的微生物消化有机物，提高废水处理效果。
因此，在实际应用中，可以适当提高活性污泥法的温度，以增加脱氮除磷的效率。
其次，pH值也是活性污泥法脱氮除磷的重要影响因素之一。
pH值可以影响废水中的氮和磷的形态和溶解度，进而影响微生物对其的吸收和转化。
一般而言，较低的pH值有利于氮的去除，而较高的pH值有利于磷的去除。
当pH值较低时，活性污泥中的硝化菌活性较高，有助于将氨氮转化为硝态氮。
而当pH值较高时，活性污泥中的磷酸菌活性较高，有助于将废水中的无机磷转化为微生物无机磷。
因此，在实际操作中，可以通过控制pH值来选择性地去除氮或磷。
此外，温度和pH值还相互作用，对活性污泥法脱氮除磷过程产生综合影响。
研究表明，较高的温度对活性污泥中的硝化菌和磷酸菌的生长和代谢活动有促进作用，有利于氮和磷的去除。
同时，较高的温度也会提高液体中氨氮和无机磷的溶解度，促进其与微生物的接触和吸收。
此外，温度的升高还会引起废水的蒸发，使废水中的冲击负荷降低，有利于活性污泥法的运行。
因此，在实际应用中，综合考虑温度和pH值的影响，可以有效提高废水处理效果。
总之，温度和pH值是影响活性污泥法脱氮除磷效果的重要因素。
生物除磷的影响因素这4点够吗
生物除磷的影响因素这4点够吗
1、水的pH值：水的pH值是影响生物除磷效率的重要因素。
水的pH 值变低，水中的磷会变得更难被有机物吸收，当水质的pH值降低到6.2以下时，生物除磷的效果就会大大降低。
2、水温：水温是影响生物除磷效率的重要因素。
随着水温的升高，除磷效率会不断减少，当水温达到30度时，除磷效率会减半。
3、有机物浓度：有机物浓度是影响生物除磷效率的重要因素。
有机物浓度越高，生物除磷将会更加有效，但是超过一定浓度，有机物的毒性就会开始起作用，对生物造成毒性，从而降低生物除磷的效率。
4、反应器操作方式：反应器操作方式也是影响生物除磷效率的重要因素。
正确的反应器操作方式可以有效促进生物除磷，而错误的反应器操作方式会导致系统不稳定，从而影响除磷效率。
除了以上4点影响生物除磷的因素，还有几个因素也可能会影响生物除磷的效率，如水质参数、有机污染物种类、有机物吸附的性质及有机物比较活性的浓度等。
水质参数是指水质中的无机离子和有机物浓度，这些离子和有机物会影响微生物营养生长和活动，从而影响生物除磷的效率。
变频控制DO条件下温度对中试SBR脱氮除磷的影响
( 北京工业大学 a. 环境与能源工程学院; b. 北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室, 北京 100124)
摘 要: 在中试规模 SBR( Sequencing Bat ch Reacto r) 工艺处理实际生活污水过程中, 主要考察变频 控制 DO 浓度恒定条件下温度对脱氮除磷及运行费用的影响。结果表明: 温度对系统中 COD 和磷 酸盐去除性能影响不明显, 对系统中的氨氮去除影响比较显著。温度在 11~ 26 范围内, 比氨氧 化速率会随着温度的下降而降低。同时, 常温条件( 18~ 26 ) 下微生物放磷和吸磷速率几乎维持 恒定; 低温条件下( 11~ 18 ) , 放磷和吸磷速率随着温度下降大幅降低。最后, 考察了不同温度条 件下, SBR 曝气阶段耗电量的变化规律, 分析不同温度下变频控制 DO 浓度对 SBR 工艺曝气阶段 耗电量的影响, 为 SBR 污水处理厂运行提供理论依据。 关键词: 温度; 中试 SBR; 脱氮除磷; 节能; 变频技术 中图分类号: X703. 1 文献标志码: A 文章编号: 1674- 4764( 2010) 04- 0113- 05
制下中试 SBR 系统在不同恒 DO 水平下的脱氮性 能和节能效果, 同时考察了频率作为过程控制参数 的可行性。然而, 目前为止还没有关于温度对变频 控制条件下 SBR 中试系统脱氮除磷效果影响的研 究报道。
试验采用变频技术控制 SBR 工艺曝气阶段 DO 恒定, 在此条件下分别考察温度对中试 SBR 系统的
试验中的分析 方法均采 用中国 规定的标 准方 法[ 6] 。水样经过过滤后测定, 项目包括 N H 4 + - N 、 N O3 - - N 、N O 2 - - N 、PO 4 3- - P、CO D、碱度 等水 质指标。T N、T C、T OC 和 T IC 通过 T N/ T OC 分析 仪( M ulti N/ C3000, 德 国耶拿) 测定。采用 WT W 测定仪及相应探头在线监测反应器内 DO、ORP 和 pH 值。变频装置利用 ABB 公司 ACS350 型号变频 器对回转式鼓风机进行变频控制, 实现 DO 和频率 f 两者之间的闭环控制。
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
温度对生物除磷颗粒污泥形成的影响王然登;李硕;郭安;彭永臻【摘要】为考察温度对生物除磷颗粒污泥形成的影响,采用三个实验室小试SBR反应器考察了不同温度下生物除磷系统中颗粒污泥的形成情况、颗粒特性及磷酸盐的去除情况.结果表明,在温度条件为8、23和31℃的反应器中,PO43--p的去除率分为99％、98.8％和20.9％.其中,在8和23℃的系统中形成了生物除磷颗粒污泥,污泥的平均粒径为230和465 μm,颗粒中聚磷菌占全菌比例为95.7％和97.3％;在温度为31℃的系统中,污泥以絮状体为主,平均粒径为133μm.随着温度的升高,污泥中的胞外聚合物(EPS)的含量逐渐降低,颗粒状的形成与EPS中蛋白质/多糖的比值有关.【期刊名称】《黑龙江大学自然科学学报》【年(卷),期】2015(032)004【总页数】6页(P513-518)【关键词】生物除磷;颗粒污泥;温度;EPS【作者】王然登;李硕;郭安;彭永臻【作者单位】哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090;北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124【正文语种】中文【中图分类】X703.1磷是引起湖泊、水库水体富营养化的主要元素,为去除污水中的磷,以聚磷菌超量吸磷为基础的生物除磷技术在污水处理厂得到了广泛的应用[1]。
温度是影响生物除磷系统的一个重要因素。
有研究表明,高温(30 ℃)不利于生物除磷,而在常温和低温条件下,生物除磷系统的运行效果良好[2-3]。
Whang等[4]考察了20和30 ℃时两个生物除磷系统的除磷效果,发现20 ℃条件下系统的除磷效果要明显高于30 ℃。
Cao等[5]发现在30 ℃ 的条件下,生物除磷系统恶化。
Erdal等[6]研究发现生物除磷系统在20和5 ℃的条件下均具有良好的生物除磷效果,且5 ℃下除磷效果更好。
但目前也有一些研究发现,低温条件下聚磷菌的活性会受到影响,系统的除磷效果较差,而在20～35 ℃的生物除磷系统中,除磷效果随着温度的升高而增加[5-6]。
因此,温度对生物除磷系统的影响还需进一步的深入研究。
另外,生物除磷污泥通常是以絮状的悬浮活性污泥为主,容易出现污泥膨胀,导致污泥流失,影响系统的除磷效果[7]。
同时,絮状污泥抗冲击负荷的能力较弱,系统运行稳定性差。
好氧颗粒污泥粒径大、结构密实、沉降性能优良、污泥量大、抗冲击负荷能力强,是一种新型的污水生物处理技术[8]。
为提高生物除磷系统的处理能力及稳定性,培养生物除磷颗粒污泥是一种更好的选择。
由于温度会影响到微生物的生长及代谢活性,通常好氧颗粒污泥的培养都是在常温下进行的,低温下好氧颗粒污泥的培养一般周期较长,且颗粒不稳定,培养过程比较复杂[9],而高温下好氧颗粒污泥的培养几乎不受影响[10]。
由于温度既会影响生物除磷系统,同时也会影响好氧颗粒污泥的培养,而目前关于温度对生物除磷颗粒污泥培养的影响还没有相关的报道。
因此，本文考察了高、中、低温情况下生物除磷系统中颗粒污泥的形成情况及其特性,为不同温度地区污水处理中生物除磷颗粒污泥技术的应用提供参考。
1.1 仪器与试剂Master Sizer 2000型激光粒度仪(英国马尔文公司);Olympus BX53型荧光显微镜(德国奥林巴斯公司);ABI7500型荧光定量PCR仪(美国ABI公司)。
实验用污水采用以丙酸钠为碳源(COD=584 mg·L-1)，氯化铵为氮源(NH4+-N=30 mgL-1),磷酸二氢钾为磷源(PO43--P=12 mg·L-1)以及氯化钙、硫酸镁和碳酸氢钠试剂配制的合成废水,同时添加微量元素液[11]以提供微生物生长所必须的微量元素。
配制所用的试剂均为分析纯,实验用水为自来水。
1.2 实验装置及运行方式采用三个相同构型的小试SBR反应器(R1、R2、R3)进行实验,反应器为有机玻璃圆柱体,高为400 mm,直径为150 mm,有效容积为6 L。
R1、R2、R3的温度分别设定为(31±2)、(23±2) 和(8±2) ℃,由水浴箱控制温度。
三个反应器的运行周期均为6 h,每天运行4个周期,每周期进水3 L,周期末排水3 L。
三个反应器均以厌氧/好氧交替的方式运行,其中进水时间均为5 min,厌氧搅拌85 min,好氧曝气210 min,沉淀30 min，排水10 min，静置20 min。
由时间控制器控制反应器具体的运行程序。
每天排出泥水混合物100 mL。
全程采用搅拌器进行混合搅拌,转速为150～180 r·min-1。
曝气采用微孔曝气砂头进行,曝气量控制在0.12 m3·h-1。
接种污泥取自哈尔滨市某城市污水处理厂,接种污泥浓度为2 500 mg·L-1。
1.3 检测指标及分析方法污泥浓度(MLSS)、污泥容积指数(SVI)和PO43--P 的测定采用国家标准测定方法[12]。
颗粒形态的照片用数码相机拍摄。
EPS的提取及测定:采用热提取法进行EPS的提取,具体方法参考蔡春光等[13]的研究。
采用苯酚-硫酸法[14]测定EPS中的多糖;采用修订的Lowery法[15] 测定EPS 中的蛋白质。
将荧光原位杂交(FISH) 颗粒污泥从反应器中取出后,用磷酸缓冲溶液冲洗3遍,然后按照Bassin等[16]的方法进行固定和FISH染色操作。
染色结束后,在荧光显微镜下拍照,照片采用Adobe Photoshop CC分析处理。
荧光定量PCR采用He等[17]的方法进行。
2.1 不同温度下反应器的运行情况水温随季节的变化范围通常为:低温∶5～15 ℃,中温∶16～25 ℃,高温∶26～35 ℃。
在污水好氧生物处理过程中,考察的温度通常依据水温来进行,故分别选取了(8±2)、(23±2)和(31±2) ℃作为系统低温、中温和高温的考察温度。
R1、R2、R3反应器分别在8、23、31 ℃的温度下按厌氧/好氧交替的方式运行来实现进水中PO43--P的去除。
三个反应器的除磷效果随运行时间的变化情况如图1所示。
由图可知,在运行初期,三个反应器中的PO43--P去除率均较低。
随着运行,R1和R2反应器中PO43--P去除率均逐渐上升,而R3反应器中PO43--P去除率没有明显的提升。
在运行第60 d时,R1中厌氧末及出水中PO43--P的浓度分别为52.45和0.03 mg·L-1,PO43--P的去除率为99%;在23 ℃的条件下,R2中的生物除磷效果良好,系统中厌氧末PO43--P浓度为72.45 mg·L-1,出水中PO43--P 的浓度0.13 mg·L-1,磷酸盐的去除率为98.8%;R3中PO43--P的去除率一直较低,系统的厌氧释磷和好氧吸磷能力较差, 60 d的PO43--P去除率为20.9%。
可以看出,在31 ℃时系统的除磷能力较差,这是因为在高温条件下(31 ℃)聚磷菌的代谢活性受到抑制,不利于聚磷菌的富集生长,而在23和8 ℃的条件下,系统具有较高的除磷效果,表明聚磷菌的活性在中温(23 ℃)和低温(8 ℃)条件下不受影响,仍具有良好的除磷能力。
Whang等[18]认为这是温度导致系统中聚磷菌和聚糖菌的竞争能力不同造成的。
聚糖菌是一类会与聚磷菌竞争碳源、但不具备吸磷能力的微生物,也易于在厌氧/好氧交替的系统中存在。
在高温条件下,聚糖菌的生长速率高于聚磷菌,使得系统中以聚糖菌为主。
而在中、低温情况下,聚糖菌的生长会受到抑制,而聚磷菌的生长不受低温的影响,使得系统中富集有较多的聚磷菌,PO43--P的去除率较高。
2.2 不同温度下颗粒的形成情况三个反应器中的接种污泥均为污水处理厂的絮状活性污泥,污泥结构疏松分散,平均粒径为87 μm,SVI为73 mL·g-1。
在R1反应器运行的第10 d和R2反应器运行的第5 d,发现两个反应器中均有少量的白色微生物凝聚体出现,尽管粒径微小,但与絮状体相比,其形状结构比较紧凑密实,可与周围的絮状体区分开。
此时R1和R2反应器中污泥的平均粒径没有明显的增加,分别为92 和97 μm。
随着反应器的运行,白色的凝聚体逐渐增多、长大,轮廓清晰,结构密实,呈饱满的白色颗粒状。
在运行第20 d,R1反应器中的污泥浓度为3 700 mg·L-1,SVI为65 mL·g-1,污泥的平均粒径为135 μm,其中粒径大于200 μm的污泥体积占污泥总体积的18%;R2反应器中的污泥浓度为4 500 mg·L-1,SVI为57 mL·g-1,污泥的平均粒径为151 μm,其中粒径大于200 μm的污泥体积占污泥总体积的27%。
在R1和R2反应器中,虽然已有颗粒出现,但是平均粒径仍较低,原因是本文采用的污泥沉降时间为40 min,与通常好氧颗粒污泥培养采用的沉降时间相比,该沉降时间对絮状体污泥的选择性洗出效果较差,故而其中含有大量的絮状体污泥,导致平均污泥粒径较低。
随着运行时间的继续延长,污泥中的颗粒数量进一步增多,颗粒粒径也快速增大。
在运行第60 d,系统处于稳定状态,R1反应器中的污泥浓度为4 940 mg·L-1,SVI为47 mL·g-1,污泥的平均粒径为230 μm,其中粒径大于200 μm的污泥体积占污泥总体积的68%;R2反应器中的污泥浓度为6 515 mg·L-1,SVI为43 mL·g-1,污泥的平均粒径为465 μm,其中粒径大于200 μm的污泥体积占污泥总体积的73%;而R3反应器中始终以絮体为主,没有颗粒污泥出现,污泥浓度为4 306 mg·L-1,SVI为67 mL·g-1,污泥平均粒径为133 μm。
由此可见,在R1和R2反应器的运行状况下有颗粒污泥的形成,而R3反应器的运行状态不利于生物除磷颗粒污泥的形成。
De Kreuk等[9]的研究发现8 ℃下培养出的颗粒污泥不稳定,容易解体。
而本文在8 ℃下形成的颗粒污泥稳定性好,具有良好的除磷能力。
Song等[19]报道30 ℃有利于好氧颗粒污泥的形成,但本文30 ℃ 的温度条件下并没有颗粒污泥的形成,系统的除磷能力也较差。
可以看出,温度并不是促进生物除磷系统中颗粒污泥形成的关键因素,而颗粒污泥的形成与系统的除磷能力有密切的关系,在除磷能力良好的系统中容易生成颗粒污泥。