第六章 GPUC载体新型生物流化床处理模拟有机废水的基本特性研究.docx
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第六章GPUC载体新型生物流化床处理模拟有机废水的基本特性研究
第六章GPUC载体新型生物流化床处理模拟有机废水的基本特性研究
6.1概述
废水生物处理过程中，主要依靠微生物对底物（基质）的一系列复杂的生化反应过程来达到目标污染物无害化（或减量化）的目标，其中，微生物的生长代谢特性、反应器内生物量、生物活性、载体的表面特性、反应器的结构与操作方式等因素对基质降解的速率和反应器效率有着重要的影响。
上两章研究了多孔载体新型结构生物流化床反应器的流体力学和传质特性，研究结果表明，新型流化床具有良好的混合及传质性能。
在此基础上，进行GPUC载体的流化床处理模拟有机废水动态运行实验，研究废水有机负荷、水力停留时间、气流量、载体填充率对污染物处理效果及载体挂膜过程的影响，获得不操作工况条件下反应器动态运行的参数，并对生物流化床内微生物生长和基质降解的生化反应过程动力学进行量化研究，从而建立相关的数学模型，为反应器的工程化应用提供参考数据。
6.2实验材料和方法
6.2.1实验装置及流程
实验系统由原水水槽、污水泵、空压机、好氧三相生物流化床组成，如图6-1所示，好氧流化床有效体积10L，在反应器导流筒顶端及底隙区添加新型导流内构件、十字形挡板，其结构与第二章所述类似。
采用有机玻璃加工而成。
本实验采用人工合成废水，按COD：
N：
P＝100：
5：
1的比例分别投加葡萄糖、氯化铵和磷酸二氢钠作为碳源、氮源和磷源，同时添加微生物生长所需的其它微量元素，组成见第三章。
实验所用载体为自制的功能流态化GPUC载体，其各项理化指标见第二章。
反应器启动过程采用快速排泥法。
图6-1废水处理实验流程图
Fig.6-1Schematicdiagramofapparatusinwastewatertreatment
6.2.2分析项目及方法
分析项目及方法见第三章。
6.3结果与讨论
6.3.1水力停留时间（HRT）对处理效果的影响
实验在反应中投加10%填充率的GPUC载体及浓度为2g/L接种污泥，进行闷曝培养，两天后开始连续进水，在三个不同的HRT下进行废水处理实验，以考察水力停留时间对其影响，实验中控制有机负荷NV在6~7kgBOD/（m3d），气流量始终保持为0.30m3/h不变。
第一次实验控制HRT为8h，进水COD2500mg/L左右，历时10d；第二次控制HRT为6h，进水COD1800mg/L左右，历时10d；第三次控制HRT为4h，进水COD1000mg/L左右，历时10d；第四次控制HRT为2h，进水COD600mg/L左右，历时10d。
不同的停留时间下，进、出水COD历时变化如图6-2所示。
从图中可以看出，在水力停留时间为2h时进水COD为500mg/L，COD去除率接近91%，HRT越大，COD去除率越高，HRT为6h时，COD去除率为95%左右；当进水COD达到2500mg/L左右，HRT为8h时，出水COD保持在80mg/L以下，说明新型内循环生物流化床具有良好的传质效果，有利于高浓度有机废水的处理。
图6-2水力停留时间的影响
Fig.6-2Effectofhydraulicresidenttime
图6-3为不同停留时间下，反应器内GPUC载体上附着生长的生物量及其占生物总量的比例。
由图中可以看出，当HRT为8h时，随着实验的进行，反应器内悬浮污泥大量增长，附着微生物量增长不多，与启动初期时比较变化非常小，实验进行到第10d，附着污泥量在总污泥量中所占的比例只有6％。
这表明，当HRT较长时，微生物流失量小，悬浮微生物的增长速率大于其流失率，从而可以不断增殖而在反应器内逐渐积累起来；分析原因，认为悬浮的微生物与附着的微生物相比，在生长的竞争过程中更为有利，这是由于附着的微生物易于受到生物膜内传质阻力和底物扩散限制的影响。
当微生物在载体外部和内部附着以后，底物必须首先穿过表层生物膜才能为载体内的微生物所利用，故存在底物扩散限制的问题；而当微生物以悬浮状絮体存在时，由于絮体相对于生物膜来说极小，且呈分散状存在，每个微生物均可自由地与底物接触，极易摄取底物，因此悬浮生物的生长速率大于附着生物，使悬浮生物量比附着生物量多，其摄取的底物量也比附着生物更多，如此造成一种对附着微生物生长不利的循环。
随着停留时间的减短，附着微生物量在总生物量中所占的比例上升，当HRT为2h时，悬浮微生物量接近于0g/L，附着微生物量达到6g/L，这是因为停留时间缩短，虽然会增大水力剪切力，但是其对附着微生物的促进作用要强于水力剪切力带来的负面效应。
内循环生物流化床良好运行的基本条件是培养出良好的固定化微生物并减少悬浮生物量，从而发挥高生物浓度的优势。
为了使生物膜生长良好，必须采取较短的HRT，使得悬浮生物的稀释率大于其增长率，即使得HRT小于悬浮微生物增长率的倒数，此时悬浮生物可被冲出反应器外。
由于固定化微生物在载体内部附着生长，当HRT减小时，只要载体不被冲出反应器外，固定化微生物就不会随出水流失，即附着生物的稀释率不随HRT的减小而增大，从而即使当HRT很小时，其稀释率仍小于增长率，附着微生物仍可在反应器内繁殖，因此，为了让固定化微生物生长良好，启动阶段必须采取较短的停留时间，以利于附着生物的增长。
图6-3.HRT对微生物固定化的影响
Fig6-3.TheeffectofHRTontheimmobilizationofmicroorganisms
6.3.2有机容积负荷（NV）的影响
在三个不同的有机容积负荷下进行实验，控制进水CODCr在800-1000mg/L之间变化，第一次挂膜控制HRT为6h，Nv约为2.33kg/（m3·d），历时9d；第二次挂膜控制HRT为2h，Nv约为6.94kg/（m3·d），历时10d；第三次挂膜控制HRT为1h，Nv约为13.86kg/（m3·d），历时10d。
结果见图6-4。
废水处理过程中有机容积负荷是一个关键的控制参数。
在不同的容积负荷下，反应器会呈现不同的处理效果。
当有机容积负荷变化时，微生物总量也会发生相应的变化，朝着使F/M值（食物－生物量之比）维持稳定的方向发展，同时，有机容积负荷在一定范围内的变化也会导致微生物活性的变化，而微生物活性的变化将力图削弱有机容积负荷变化所带来的影响。
也就是说，有机容积负荷的增加改变了反应器内原有的稳定状态，不仅影响了微生物的活性，也刺激了微生物的生长繁殖，在溶解氧浓度能够满足微生物生长需要的情况下，微生物的去除作用与有机容积负荷会达到新的稳定状态。
由图6-4可以看出，在反应器运行初期由于GPUC载体的吸附作用，第一天反应器出水COD低于100mg/L，去除率达到80%以上，经过第一阶段的10天后，载体表面形成了生物膜，出水COD持续下降。
当负荷达到6.94kg/（m3·d）时，由于有机负荷的提高对微生物的活性产生明显的抑制作用，使其活性下降，影响了去除效果；继续提高负荷达到12.86kg/（m3·d），COD去除率曲线下降比较快，出水COD大于500mg/L，去除率仅为35%左右。
这是由于Nv较小时，悬浮污泥大量增长，反应器内总污泥量增大，从而F/M较小，所以去除率较高，而随着Nv的增大，去除率有所下降，虽然总污泥量增加较快，但是F/M增大，所以CODCr去除率下降，当Nv达到12.86kg/（m3·d）时，去除率持续下降，这主要是固定化微生物量减少所致。
图6-4有机容积负荷对反应器出水COD的影响
Fig.6-4Effectofvolumetricorganicloading
图6-5为不同有机负荷下，反应器内GPUC载体上附着生长的生物量及其占生物总量的比例。
由图中可看出，在Nv为2.33kg/（m3·d）时，附着污泥量在0.1-0.25mg/L之间变化，9d内附着污泥量增加得很少，随着实验的进行，悬浮污泥量极快地增长，附着污泥量在总污泥量中所占比例逐渐减小，到第9d时，仅占11％左右。
随着Nv增长到7.54kg/（m3·d），此时HRT为3h，停留时间大大缩短，一定量的悬浮污泥冲出，附着污泥量在总污泥量中所占的比例上升，同时由于Nv上升，加之悬浮污泥量减少，对附着污泥的营养竞争减少，从而附着污泥快速上升，经过9d的实验后，附着污泥量达到了2.4g/L左右，附着污泥量在总污泥量中所占比例达到84％左右。
当Nv增长到15.86kg/（m3·d）时，此时HRT为1.5h，大量的悬浮污泥被冲出，这时附着污泥浓度上升得更快，但是随着实验的进行，发现载体内的微生物种类发生了变化，丝状菌大量繁殖（见图3-11），开始在载体内占优势，这时非丝状菌类微生物量开始减少，由于丝状菌交叉形成了网状结构，彼此之间空隙较大，从而固定化微生物量减小，随着丝状菌在中间所占比重的加大，固定化微生物量进一步减少。
这主要是由于废水的主要成分是葡萄糖，所以当Nv增大到一定限度时，丝状菌极易过量生长。
这表明，Nv对于固定化微生物量的增长具有很大的作用，在一定范围内，增大Nv可以加速固定化微生物量的增长。
但是如果在固定化微生物培养驯化阶段，使用的为葡萄糖废水这种类型的废水，可能过高的Nv会造成菌落形态的变化，同时，在Nv增大的过程中，所需的曝气量上升，曝气量上升会使得所需的能耗增大，反应器内平均液流速度上升，水流紊动加剧，这也是造成固定化微生物量减少的原因之一。
图6-5有机负荷对微生物固定化的影响
Fig.6-5theeffectoforganicloadsontheimmobilisation
6.3.3气流量的影响
对于流化床生物反应器，气流量的大小是影响处理效果的重要因素，不仅要保证生物膜载体的完全循环流态化，还要满足微生物好氧过程所需。
根据操作气速对反应器液相循环时间、混合时间以及传氧系数的影响规律可知，增大气速有利加速液相的循环流动、混和以及氧在气液两相之间的传递，对微生物利用液相中的氧分子是有利的。
实验在反应器内形成稳定生物膜，COD去除率基本稳定后，保持HRT（2h）和进水COD浓度（600mg∕L）基本不变的情况下，研究气流量变化对废水处理效果的影响，结果如图6-6所示。
从图中可以看出，随着气流量从0.1m3/h增大到0.3m3/h，反应器COD去除率明显上升，由于气量增大使得载体完全流化，与微生物、底物充分接触，加快了传质过程。
第四章的研究结果也充分证明了增大气速有利加速液相的循环流动、混和以及氧在气液两相之间的传递，对微生物利用液相中的氧分子是有利的。
实验中进一步增大气量到0.6mg∕L，COD去除率开始下降，操作气速的提高会增大水力剪切力，使得生物膜无法形成，造成废水处理效果降低。
图6-6气流量变化的影响
Fig.6-6Effectofairsuctionflowrate
实验中测定了不同气流量对应水中溶解氧的变化，结果如图6-7所示。
当气流量为0.1m3/h时，溶解氧在0.3mg/L～1.0mg/L范围内，结合图4－5溶解氧对COD去除率的影响可以发现，由于水中溶解氧太低，好氧微生物活性大大降低，COD去除率在55%左右；当气流量为0.3m3/h时，溶解氧为1.8mg/L～4.0mg/L，此时生物膜生长情况良好，COD去除率达到最高水平；继续增大气流量至0.6m3/h时，溶解氧为5mg/L～6.5mg/L，巨大的流体剪切力使载体表面生物膜脱落，造成出水处理效果不好。
图6-7DO对COD去除率的影响
Fig.6-7TheeffectofDOontheremovalofCOD
6.3.4载体填充率的影响
在生物流化床反应器中，载体的加入使得微生物生存环境转变为气、液、固三相，这种转变影响着微生物的生长、繁殖、脱落和种群分布。
从量的角度盾看，系统内的微生物量和种类与载体的量有很大关系；从质的角度看，系统内载体的加入为世代时间较长的硝化菌和亚硝化菌繁衍、增殖提供了有利条件，从而增加系统的脱氮能力。
许多文献中流化床反应器内填充率都达到了25％-40％左右[76]。
分别在载体填充率为5%、10%、15%、30%下测定生物膜生长情况及废水处理效果，实验中HRT为2h，接种污泥浓度为2.0g/L，NV约为7.0kgBOD/（m3d），结果分别见图6-8和图6-9。
由图6-8可以看出，随着载体填充率从5%增加至15%，COD去除率由64%提高到85%，当载体填充率为15%时，COD去除率达到最大。
当继续提高载体填充率达到30%时，COD去除率开始下降，反应器出水SS增加。
其原因可分析是：
在一定范围内增大载体投加量，增加了载体的表面积，微生物的附着点同时增加了，使反应器内附着生物量大大提高，但由于GPUC载体是一种亲水性的多孔聚合物，其吸水率达到300%，投入反应器后发生体积膨胀，当载体投加量达到40%时，反应器发生堵塞，氧气利用率下降，造成部分载体表面附着的生物膜形成缺氧状态，微生物死亡，从而影响出水水质。
图6-8.填充率对CODCr去除率的影响
Fig.6-8ThechangeofCODCrduringthechangeofdifferentvolumerates
图6-9反映了不同载体投加量对反应器内附着生物量的影响。
填充率为15％时载体表面附着生物量明显高于填充率为10%、5％的情况，当实验进行到了第10d时，生物量达到6.3g/L是填充率为10%时生物量的1.5倍，是填充率为5％时生物量的2倍。
实验结果表明，流化床在保持载体能够流化的前提下，高的填充率可以增大反应中固定化微生物量。
图6-9.填充率对固定化微生物量的影响
Fig.6-9Thedifferentbiomassesindifferentvolumerates
6.4GPUC载体表面生物膜及在形成过程
利用一系列的扫描电镜图说明载体与微生物的相互作用及生物挂膜过程。
图a）为GPUC载体未挂膜时的情况，可以清楚地看到GPUC载体的孔径在10-200范围内，呈网状结构，为微生物的生长繁殖、基质及氧气的供给、细菌排泄物提供了足够的通道。
在生物膜生长阶段（图b）、c）），主要是单个微生物附着在载体上，菌胶团附着量很少，同时在载体内出现了丝状菌，这些丝状菌缠绵在载体内部，形成了三维立体结构，捕获水中游离的微生物和菌胶团（图d））。
图e）、f）是生物膜生长成熟后的照片，可以看到在载体孔隙中附着有大量杆菌、球菌并互相交联形成片状的菌胶团。
a）GPUC载体孔结构b）少量的球菌吸附在载体上
c）生物膜生长过程中微生物相互连结d）载体上附着的丝状菌
e）生物膜成熟阶段附着大量球菌、杆菌f）载体上菌胶团的形成
图6-10GPUC载体表面生物膜形成过程
Fig.6-10TheprocessofmicroorganismattachedontheGPUCcarrier
6.5GPUC载体新型生物流化床反应器废水处理的动力学分析
6.5.1 GPUC载体新型生物流化床反应器动力学描述的理论依据
6.5.1.1动力学模型建立的假设
废水生物降解过程涉及到非常复杂的生化反应，为了简化理论推导过程，在不影响系统模拟结果的前提下作如下假设[115-119]：
（1）本论文对自行设计的生物流化床反应器流体力学特性的研究表明，本反应器具有良好的混合特性。
在建模过程中，可以将其视为完全混合型反应器来处理。
整个反应器中的微生物浓度和底物浓度不随反应器位置而变化，维持一个常量，即:
及
（6-1）
（2）进水中不含有微生物及生物固体；
（3）改变操作条件后系统经过短期的适应即可达到稳态运行条件；
（4）全部可生物降解的底物都处于溶解状态；
（5）硝化反应对有机物降解动力学过程的影响可以忽略。
6.5.1.2Monod方程式[62]
Monod方程是在废水生物处理动力学分析中用的比较多的一个方程，它描述的是包括微生物生长曲线的对数期和静止期的关系，具体方程式见式4-3：
（6-2）
式中：
μ—微生物比增长速度（时间-1），即单位生物量的增长速度
，X为微生物浓度；
μmax—微生物最大比增长速度（时间-1）；
Ks—饱和常数，即当μ=μmax/2时的底物浓度，故又称半速度常数；
6.5.1.3微生物增长与底物降解的基本关系式[62]
在废水处理中，微生物增长和底物降解之间存在着一定量的关系。
这个基本关系由霍克莱金（Heukelekian）等人提出了如下方程式（4-4）：
（6-3）
式中：
—微生物净增长速度；
—底物利用（或降解）速度；
Y—产率系数；kd-内源呼吸（或衰减）系数；
X—反应器中微生物浓度。
6.5.2GPUC载体新型生物流化床基质降解动力学推导
对好氧生物流化床反应器进行基质的物料平衡，在稳态条件下可以得到：
（6-4）
式中：
Q―进水流量；
VA－附着相生物膜体积；
VS－悬浮相生物量体积；
S0－进水基质浓度；
Se－出水基质浓度；
－单位体积附着生物膜基质降解速率；
－单位体积悬浮生物量基质降解速率。
由于生物流化床内基质降解以生物膜为主，与
相比，
可以忽略，于是式（5－1）可变为：
（6-5）
∵
（6-6）
又
∴
（6-7）
式中：
－单位体积附着相生物膜重量（gVSS/L）；
－生物膜比增长速率（h-1）；
－生物膜的表观产率（gVSS/gCODCr）；
应用Monod经典方程得到[115]：
（6-8）
令
（6-9）
（6-10）
将式（6-9）和式（6-10）代入式（6-8）中得到：
（6-11）
式中：
q－基质的比消耗速率，即单位质量的微生物菌体单位时间内基质的消耗量（mgCOD/mgVSS•d）
qmax－基质的最大比消耗速率（mgCOD/mgVSS•d）
式（5－8）即为生物流化床有机污染物降解的理论动力学模式。
此式在形式上与Monod经典方程式是一致的。
其中动力学常数qmax及Ks需通过实验来测定。
6.5.3基质降解动力学参数的测定
根据5.2.2推导得到的基质降解动力学方程式（6-11），需要实验测定Ks及qmax值。
通过控制不同的进水流量（1.16～18.56L/h），得到反应器动态运行的参数如表6-1所示。
表6-1好氧生物流化床降解动力学实验结果
Table6-1Dynamicparameterofaerobicbiodegradationprocess
编号
V（L）
Q（L/h）
XA（g/L）
S0（mg/L）
Se（mg/L）
1
10.0
18.56
4.74
303.7
193.9
2
10.0
9.23
5.61
426.3
105.9
3
10.0
4.62
7.84
672.4
86.1
4
10.0
2.31
6.52
891.1
185.6
5
10.0
1.54
5.49
1027.6
264.1
6
10.0
1.16
4.37
1267.5
246.5
将式（6-11）取倒数，得到如下式子：
（6-12）
式中
故
而
∴
（6-13）
根据式（6-12）和式（6-13）可知，取不同的水力停留时间
值则可得到不同的Se值（即出水底物的浓度值）。
据此，可以获得一组
数据，如表6-2所示。
表6.2好氧生物流化床降解过程动力学参数q、Se值
Table6.2Dynamicparameterofaerobicbiodegradationprocess
编号
（h）
XA（gVSS/L）
（gVSS·d/L）
S0-Se（mg/L）
1/Se（L/mg）
1/q[（gVSS·d）/gCOD]
1
0.5
4.74
2.37
109.8
0.00192
0.234192
2
1.0
5.61
5.61
320.4
0.00509
0.117786
3
2.0
7.84
15.68
586.3
0.00738
0.075988
4
4.0
6.52
26.08
705.5
0.0113
0.049925
5
6.0
5.49
32.94
763.5
0.0157
0.053447
6
8.0
4.37
34.96
1021.0
0.0211
0.046468
将表6-2的实验数据按
作图，如图6-11所示。
经过线性拟合，得到如下方程式：
y＝4.74294＋870.8969x（6-14）
式（6-14）为一直线方程，其在纵轴上的截距为
值，直线斜率为
值。
由此，可以得到Ks及qmax值。
图6-11垃圾渗滤液好氧
关系曲线
Fig6-11
curvesofleahcateeffluentduringaerobicprocess
从图6-11可以得到，y轴截距
为4.74294（gVSS·d）/gCOD，故qmax＝0.211gCOD/（gVSS·d）。
直线斜率
为870.8969（mg·d）/L，故Ks＝870.8969×0.211＝183.57mg/L。
由此得到GPUC载体新型生物流化床反应器处理模拟废水的生物降解动力学公式：
（6-15）
6.5.4GPUC载体新型生物流化床微生物生长动力学推导
对生物流化床反应器内生物量进行物料衡算可得到如下方程式：
（6-16）
其中：
－生物膜的表观产率（gVSS/gCODCr）；
Kd－微生物细胞衰减常数（d-1）；
Q－反应器进水流量（L/d）；
V－好氧反应器的有效工作容积（L）；
Xe－出水微生物菌体浓度（mg/L）。
在稳态条件下，满足：
则式（6-16）变为：
（6-17）
∵
（6-18）
其中：
－水力停留时间（d）；
－反应器中生物固体的停留时间（d）。
∴
（6-19）
将式（6-19）变形得到：
（6-20）
由于
故式（6-20）可变为：
（6-21）
式（6-21）即为好氧生物流化床微生物生长动力学方程。
由式（6-21）变形为：
（6-22）
由式（6-22），作
曲线，经线性回归后得到的直线斜率为YOA值，在y轴上的截距为Kd值。
6.5.5微生物生长动力学参数的测定
按式（6-22）进行微生物生长动力学参数的测定。
其中：
得到的数据列于表6-3中。
表6-3好氧微生物生长动力学参数
Table6-3Dynamicparameterofaerobicbiodegradationprocess
编号
（gVSS/d）
（gVSS）
（d-1）
（d-1）
1
87.9744
47.4
1.856
0.234192
2
51.7803
56.1
0.923
0.117786
3
36.2208
78.4
0.462
0.075988
4
15.0612
65.2
0.231
0.049925
5
8.4546
54.9
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