好氧颗粒污泥的培养及其性能

好氧颗粒污泥的培养及其性能（共13篇）

篇1：好氧颗粒污泥的培养及其性能

好氧颗粒污泥的培养及其性能

为探讨好氧污泥颗粒化过程及其性能,在气升式间歇反应器中培养好氧颗粒污泥,并对模拟生活污水的处理效果进行连续监测.实验表明,成熟好氧颗粒污泥性能良好,沉降速度最高为33.85m/h,SVI降到了32.24L/g,颗粒强度达到82.63%,颗粒污泥的耗氧速率(OURw)为1.20mg/(g・min)-1.这些理化指标均优于普通的`活性污泥,所形成的好氧污泥颗粒长期稳定存在.好氧颗粒污泥对污染物的去除能力较强,COD去除率高达96.10%,氨氮和总磷的去除率也高达80%,且出水水质稳定.

作 者：宋志伟 梁洋 SONG Zhiwei LIANG Yang 作者单位：黑龙江科技学院,资源与环境工程学院,哈尔滨,150027刊 名：黑龙江科技学院学报英文刊名：JOURNAL OF HEILONGJIANG INSTITUTE OF SCIENCE AND TECHNOLOGY年，卷(期)：18(3)分类号：X703.1关键词：好氧颗粒污泥 气升式间歇反应器 培养

篇2：好氧颗粒污泥的培养及其性能

综述了好氧颗粒污泥的基本特征和微生物相、好氧颗粒污泥形成的主要影响因素及其颗粒化反应器等.好氧颗粒污泥是近几年发现的在好氧条件下自发形成的`细胞自身固定化过程,是生物膜特殊的生长形式.颗粒污泥具有良好的沉降性能、较高的生物量和在高容积负荷条件下降解高浓度有机废水的良好生物活性.污泥颗粒化过程是一个多阶段的过程,取决于废水组成及其操作条件的选择.在气提式内循环间歇反应器(internal circulate sequencing batch airlift reactor,IC SBAR)中易于培养出性能良好的好氧颗粒污泥.

作 者：张兴文 王芳 杨凤林 宋欣欣 作者单位：张兴文,王芳,杨凤林(大连理工大学环境与生命学院,大连,116024)

宋欣欣(大连民族学院化学工程系,大连,116024)

篇3：好氧颗粒污泥的培养及其性能

本工作考察了Ce3+对SBR中好氧颗粒污泥形成的影响, 以期为稀土元素的有效利用提供理论基础。

1 实验部分

1.1 材料和仪器

实验用废水为人工配水, 以葡萄糖为碳源, COD为300~800 mg/L, DO为2~3 mg/L, p H为8.0左右, 废水组成见表1。实验接种污泥为南京市某啤酒厂二沉池的普通絮状污泥。

JSM-5610LV型SEM:日本电子株式会社;PH6175-3C型精密p H计:上海任氏电子有限公司;JPBJ-608型便携式溶解氧测定仪:上海精密科学仪器有限公司;JA3003型精密电子天平:上海良平仪器仪表有限公司;752-S型紫外-可见分光光度计:上海棱光技术有限公司。

ρ, mg/L

1.2 实验装置

实验装置为两套规格完全相同的反应器, SBR1和SBR2。SBR的材质为有机玻璃, 内径80mm, 有效高度900 mm, 有效容积5 L。运行周期为进水15 min、曝气4 h、沉淀10~30 min、排水15min, 进水的同时开始曝气, 通过时间继电器实现各阶段的自动控制。每周期换水量为2.5 L, 废水由蠕动泵从上部流入反应器, 采用空气泵供气, 通过气体流量计控制气体流量。

1.3 实验方法

同时启动SBR1和SBR2。SBR1的配水桶中加入一定量的Ce (SO4) 2·4H2O, SBR2中不加Ce (SO4) 2·4H2O, 进行对比实验。两反应器的污泥接种量均为4.2 g/L、SVI均为107.4 m L/g。在运行过程中定期测定两反应器中MLSS, SVI, COD, TP, TN等。

1.4 分析方法

采用SEM观察污泥形态;采用精密p H计测定废水p H;采用溶解氧测定仪测定DO;采用三溴偶氮胂分光光度法测定Ce3+质量浓度[5];采用微波消解法测定COD[6];按照文献[7]的方法测定MLSS和SVI;采用过硫酸钾-钼锑抗分光光度法测定TP[8];采用碱性过硫酸钾-紫外分光光度法测定TN[8];按照文献[9]的方法测定脱氢酶活性;按照文献[10]的方法测定比耗氧速率 (SOUR) ;以分析纯葡萄糖作为标准试样, 采用苯酚-硫酸法测定胞外聚合物中多糖含量[11];以牛血清白蛋白作为标准试样, 采用Bradfod法测定胞外聚合物中蛋白质含量[12]。

2 结果与讨论

2.1 初始Ce3+质量浓度对污泥活性的影响

SOUR为单位质量微生物在单位时间内对氧气的吸收量, 可以反应微生物对有机物的降解能力, 是表征微生物活性的重要指标[13]。废水生化处理的实质是微生物产生的多种酶催化生物氧化还原反应, 其中脱氢酶能使被氧化的有机物氢原子活化并传递给特定的氢受体, 因此脱氢酶活性反应了活性微生物量及其对有机物的代谢能力。初始Ce3+质量浓度对SOUR及脱氢酶活性的影响见表2。由表2可见:SOUR和脱氢酶活性均随Ce3+质量浓度的增加而先增大后减小;当Ce3+质量浓度为10.0 mg/L时, Ce3+对微生物的刺激作用最大, 对改善污泥性能具有明显的促进作用;当Ce3+质量浓度大于50.0 mg/L时, Ce3+对活性污泥的生长具有抑制作用, 导致微生物活性迅速下降。因此本实验选择初始Ce3+质量浓度为10.0 mg/L。

2.2 颗粒污泥的SEM照片

运行40 d后SBR1 (a) 和SBR2 (b) 中颗粒污泥的SEM照片见图1。由图1可见, 颗粒污泥表面有褶皱和洞眼。光学显微镜下可见:颗粒污泥周围附着和游离着许多原生动物和后生动物, 种类丰富;SBR1中颗粒污泥以杆菌和球菌为主, 结构较密实, 加大了颗粒内部的传质阻力, 形成了硝化和反硝化的溶解氧梯度;SBR2中颗粒污泥主要由球菌构成, 结构相对松散。

2.3 颗粒污泥培养过程中MLSS和SVI的变化

MLSS随运行时间的变化见图2。由图2可见:运行初期污泥沉降性能较差, 沉速慢的絮状污泥被不断排出反应器;运行10 d后MLSS开始上升, SBR1中MLSS的增长速率大于SBR2;运行至42 d时污泥颗粒成熟, SBR1和SBR2中MLSS分别达6.5 g/L和5.6 g/L。SBR1中MLSS较SBR2高的原因可能是Ce3+的投加改变了微生物的相对数量, 促进了微生物的生长。

SVI随运行时间的变化见图3。

由图3可见:随运行时间的延长, 反应器中SVI逐渐降低;运行至15 d时, 增大进水污泥负荷, SBR2中SVI快速上升, 最高达118.8 m L/g, 而SBR1中SVI保持在82.5 m L/g左右;运行至42 d时污泥颗粒成熟, SBR1和SBR2中SVI分别稳定在35.5m L/g和42.3 m L/g。说明投加Ce3+有利于提高污泥的沉降性能。

2.4 颗粒污泥培养过程中污泥胞外多聚物含量的变化

胞外多聚物中蛋白质和多糖含量随运行时间的变化分别见图4和图5。由图4可见:运行初期SBR1和SBR2蛋白质含量增加较快, 两者差别不大;运行中期SBR1中蛋白质含量大于SBR2;运行45 d后SBR1和SBR2中蛋白质含量趋于一致, 分别达到127.69 mg/g和124.90 mg/g。由图5可见:整个培养过程中, SBR1中多糖含量增长较快, 运行45d后, SBR1中多糖含量达52.5 mg/g;而SBR2中多糖含量基本保持不变, 维持在22.6 mg/g左右。可见添加Ce3+对微生物代谢和胞外酶的分泌具有一定影响, 能够促进胞外多聚物的生成。

2.5 颗粒污泥培养过程中COD, TP, TN的去除情况

COD, TP, TN去除率随运行时间的变化分别见图6、图7和图8。由图6可见:运行8 d时增大进水污泥负荷后, 两反应器中COD去除率均降低, 之后逐渐增加, 说明污泥对负荷的变化需要一定的适应时间;运行15 d后SBR1的COD去除率达88.4%, 明显高于SBR2;运行45 d时SBR1和SBR2的COD去除率分别稳定在97.5%和95.3%。

由图7可见:随运行时间的延长, 两反应器的TP去除率逐渐升高;运行45 d后SBR1和SBR2的TP去除率分别提高至95.6%和62.3%;运行过程中SBR1的TP去除率增加速率高于SBR2, 说明Ce3+的投加增强了颗粒污泥的除磷效果。

由图8可见:运行初期两反应器中TN去除率均低于20.0%;运行10 d后, 微生物絮体开始聚集, 由于氧传递受限, 在污泥絮体内外产生DO差, 内部形成缺氧区, 反硝化菌大量繁殖使TN去除率不断提高, 运行25 d后SBR1和SBR2的TN去除率分别达54.6%和42.3%, SBR1的TN去除率明显高于SBR2, 说明Ce3+促进了污泥的颗粒化进程;随着颗粒污泥不断成熟, 运行至45 d时两反应器的TN去除率相差不大, 均达到76.0%以上。

3 结论

a) 考察了Ce3+对好氧颗粒污泥培养的影响。在Ce3+质量浓度为10.0 mg/L时, Ce3+对微生物的刺激作用最大, 对改善污泥性能有明显的促进作用。SEM结果表明, 投加Ce3+的SBR1中颗粒污泥主要由杆菌和球菌为主, 空隙较小, 结构密实, 菌种体积较小, 数量多。

b) 运行42 d后, SBR1和SBR2中好氧颗粒污泥的MLSS分别为6.5 g/L和5.6 g/L, SVI分别为35.5m L/g和42.3 m L/g。投加Ce3+培养的好氧颗粒污泥的性能指标均优于未投加Ce3+的颗粒污泥。

c) 投加Ce3+能够促使微生物代谢和胞外酶分泌, 加快颗粒化进程。运行45 d后, SBR1和SBR2中胞外多聚物中的蛋白质含量分别为127.69 mg/g和124.90 mg/g, 多糖含量分别为52.5 mg/g和22.6 mg/g。

篇4：好氧颗粒污泥的培养及其性能

1.上一环保科技（杭州）有限公司 杭州 310030；

2.杭州天川环保科技有限公司 杭州 310030；

3.浙江冶金环境保护设计研究有限公司 杭州310030

摘要：利用SBR试验装置，考察了两种不同金属离子（Ca2+和Mg2+）对好氧颗粒污泥形成及其特性的影响。试验结果表明，SBR中Ca2+的添加更有利于好氧颗粒污泥系统启动时间的缩短，而Mg2+的添加则可强化污泥颗粒化过程中系统对污水中COD、NH4+-N和TP的去除效果；在好氧颗粒污泥系统稳定后，Ca2+投加条件下的颗粒污泥呈现出更优越的物理特性，而Mg2+投加条件下的颗粒污泥系统有着相对丰富的生物多样性和更高的底物生物降解速率，并且Mg2+的投加更有利于污泥中EPS的分泌；Ca2+在好氧污泥颗粒化过程中起着较强的物理作用，而Mg2+则表现出更为显著的生化作用。

关键词：好氧颗粒污泥；Ca2+；Mg2+；序批式生物反应器（SBR）

Abstract：Sequencing batch reactors were conducted to investigate the effects of two kinds of metals（Ca2+ and Mg2+）on formation of aerobic granular sludge and related characteristics.The results showed that，the sludge with Ca2+ had a faster granulation process compared with Mg2+，and the mature granules with Ca2+ showed better physical characteristics.However，the mature granules with Mg2+ had the higher production yield of polysaccharides and protein，and aerobic granules with Mg2+ experienced a faster substrate biodegradation.The results also revealed that Mg2+ addition led to higher microbial diversity in mature granules.Thereby，it could be concluded that Ca2+ had an important effect on physical properties of aerobic granules，while Mg2+ played a key role on biological properties during the sludge granulation.

Key words：aerobic granular sludge；Ca2+；Mg2+；sequencing batch reactor（SBR）

1.引言

近年來，随着科学水平的提高，污水生物处理领域不断发展进步，涌现出了很多高效的新型技术。其中，好氧颗粒污泥技术正日益成为废水生物处理方法中的研究热点[1]。好氧颗粒污泥是在好氧条件下微生物通过自身细胞固定化形成的聚合群落，它具有沉降性能好、生物量大、抗冲击负荷能力强并且能够实现同步脱氮除磷等优点[2]。目前，研究者已从宏观和微观两方面对污泥的好氧颗粒化进行了诸多研究，初步阐明了颗粒化的机制并逐渐将好氧颗粒污泥技术推向工业化应用[3]。相关研究认为，好氧污泥的颗粒化会在很大程度上受到进水水质中金属离子的影响，而其中钙镁离子已被广泛认为会促进污泥颗粒化的进程[4]。研究指出进水中Ca2+的添加可以加速好氧颗粒污泥的形成，当在好氧颗粒污泥培养过程中投加Ca2+浓度为100 mg/L时，好氧颗粒污泥形成仅需16 d，而未投加Ca2+的颗粒污泥培养过程则需要32 d[5]。同时，在进水浓度为40 mg/L的Ca2+投加条件下形成的颗粒污泥平均抗压强度可达20 N/cm2，远高于低钙盐投加量条件下培养的颗粒[6]。此外，Li等发现Mg2+的投加亦可使颗粒污泥的形成时间由32 d缩短到18 d，并且较低浓度Mg2+的添加更有利于好氧颗粒污泥的形成和稳定[7]。

由此可知，钙镁离子的投加会加快好氧污泥的颗粒化过程，并且可在一定程度上提高成熟好氧颗粒污泥的理化性质。然而，就目前研究来看，Ca2+和Mg2+对好氧颗粒污泥的影响作用还不是十分明确，并且两种金属离子分别投加条件下好氧颗粒污泥的培养启动及相关特性亦鲜有报道。为此，本研究利用两组SBR试验装置，分别在其进水中添加浓度均为40 mg/L的Ca2+与Mg2+，在相同的运行条件下培养好氧颗粒污泥。研究不同金属离子投加条件下好氧颗粒污泥系统启动的差异，并且分析对比两种颗粒的理化性质、生物相以及动力学参数等方面的区别，考察并探讨两种金属离子对好氧颗粒污泥形成的影响。

2.材料与方法：

2.1 接种污泥及进水水质

取运行良好的某市污水处理厂的二沉池活性污泥作为接种污泥。接种絮状污泥颜色为棕黄色，其污泥体积指数（SVI）为92 mL/g，污泥沉降速度为4～10 m/h，污泥湿密度为1.003 g/L，污泥含水率≥99%，VSS/SS为0.79。

实验用水采用人工模拟废水，以自来水为水源，水源硬度低于3 mg/L（以CaCO3计）。废水组成为：COD（C6H12O6）600 mg/L、NH4+-N（NH4Cl）30 mg/L、PO43--P（KH2PO4）7 mg/L、NaHCO3250 mg/L。微量元素混合液的投加量为1 mL/L，其成分为：H3BO3 150 mg/L、CoCl2·6H2O 150 mg/L、CuSO4·5H2O 30 mg/L、FeCl3·6H2O 150 mg/L、KI 30 mg/L、MnCl2·2H2O 120 mg/L、Na2Mo7O24·2H2O 60 mg/L、ZnSO4·7H2O 120 mg/L。进水pH值保持在6.5～7.5。

2.2 实验装置及运行

实验装置为SBR反应器，该反应器为有机玻璃圆柱体（d=22 cm），有效容积为12 L。排泥口设置于SBR底部，排水口设置在距反应器底部10 cm处，在距离反应器底部20 cm处设置采样口。曝气系统由空压机、气体流量计及微孔曝气器组成，采用反应器底部微孔曝气方式，用转子流量计调节并维持曝气量在0.35 m3/h左右，SBR装置温度由温控仪控制在25℃左右。实验开展过程中，将SBR装置分为R1和R2两组。其中，在反应器R1的进水中投加CaCl2，使得反应器内Ca2+浓度为40 mg/L，而在反应器R2的进水中投加MgSO4·7H2O，使得反应器内Mg2+浓度为40 mg/L，反应器运行之初系统中的MLSS控制在2500 mg/L左右。

SBR装置每个周期运行5 h，其运行方式为：进水3 min，曝气280 min，沉降1 min，排水5 min，闲置11 min。

2.3 分析方法

2.3.1 水样采集及分析方法

定期采集SBR装置进出水水样进行分析，水样中COD、TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP、SVI和MLSS等水质指标的分析方法均采用《水和废水监测分析方法》[8]中的标準方法。

2.3.2 好氧颗粒污泥物理性质的测定

2.3.2.1 湿密度的测定

污泥的湿密度测定采用重量法。在反应器采样口取一定体积的泥水混合物（V1），将其放入烘至恒重的离心管中，测定两者的总质量（W1）。然后于10000 r/min条件下离心10分钟，将上清液倒入烘干的量筒中，测定上清液的体积（V2），并将弃去上清液的离心管称重（W2）。最后将数值代入公式（1），即可得出污泥湿密度。

（1）

2.3.2.2 物理强度的测定

好氧颗粒污泥的物理强度用完整系数（IC）来表示[9]。把颗粒污泥样品放置于三角瓶中，并将其放在平板摇床上，在200 r/min的条件下震荡5 min，瓶中剩余的结构完整的颗粒污泥量占起始污泥量的比例即为完整系数。因此，试验中完整系数越大的颗粒污泥的物理强度则越高。

2.3.2.3 沉降速度的测定

好氧颗粒沉降速率的测定采用重力沉降法[10]。从反应器中随机选取50个好氧颗粒污泥，将其逐个放置于液柱高为35 cm的1 L量筒中，测定颗粒沉降的时间，并计算出系统中好氧颗粒污泥的沉降速度。污泥样品放入量筒时要尽量降低污泥的初速度，并将量筒液柱前15 cm设置为污泥沉降缓冲区，不进行污泥沉降计时，以避免污泥的初速度对沉降速度测定产生影响。

2.3.2.4 粒径分布的测定

好氧颗粒污泥的粒径分布测定方法采用湿式筛分析法[11]。从反应器采样口中随机选取100 mL的污泥样品，让其依次通过不同目数的标准筛，然后收集截流在不同孔径筛网上的颗粒。测定污泥质量，从而计算出颗粒的质量占污泥颗粒总质量的比例分数，用以表征好氧颗粒污泥的粒径分布情况。

2.3.3 EPS的提取及分析

2.3.3.1 样品的预处理

分别取干重（以VSS计）约0.2 g的接种絮状活性污泥和不同时期SBR中的好氧颗粒污泥待用。样品在4℃、10000 r/min下离心15 min，弃去上清液，重新悬浮在去离子水中。所得污泥样品置于玻璃匀浆器内4℃下匀浆5 min，使样品均一化后再悬浮在40 mL磷酸盐缓冲溶液中待用。

2.3.3.2 EPS提取方法

根据先前研究中对EPS提取方法的比较和试验具体需要，选择超声+高速离心作为本试验EPS的提取方法.使用超声波粉碎机，在35W、冰水浴中超声振荡4 min，然后在4℃、20000 r/min下离心30 min，收集上清液，经0.22 μm的微孔滤膜过滤后待用。

2.3.3.3 EPS化学成分分析

提取液中EPS的产量由蛋白质和多糖含量来表示。多糖的浓度用苯酚-硫酸法测定，以0～50 mg/L的葡萄糖溶液作为标准。蛋白质含量用改进的Lowry法测定，以0～250 mg/L的牛血清蛋白作为标准[4]。

2.3.4 反应动力学参数计算

活性污泥反应动力学能够通过数学式定量的揭示污水生物处理系统内有机物降解、污泥生物量增长等作用与运行条件及环境因素之间的关系，对系统的设计和优化运行管理具有重要的指导意义[12]。因此本实验将对应器的基质降解和污泥增长动力学参数进行计算，其包括有机底物的最大比降解速率（qmax），饱和常数（K），衰减系数（Kd），污泥负荷率（Us），生物固体平均停留时间（θc），合成产率系数（Y）和表观产率系数（Yobs）等。

2.4 数据处理

试验数据采用Microsoft Excel 2010、Origin 8.5和SPSS 21.0等软件处理。

3.结果与讨论

3.1 好氧颗粒污泥的培养驯化

王永飞研究表明[13]，空曝气有利于污泥的颗粒化。为此，本研究在将接种污泥投加到反应器内之前，对接种污泥进行了3 d的空曝气。R1与R2分别运行10个周期后，对其各自系统中的污泥形态进行了观察。结果表明，上述两反应器中的污泥形态为絮状形态，与反应器运行之初相比，其污泥形态并未发生显著变化。然而，此阶段R1与R2中污泥的沉淀性能均有一定程度的提高。16个周期后，R1首先培养出好氧颗粒污泥，R2则在系统运行30个周期后出现好氧颗粒污泥。此后，R1与R2中颗粒污泥的数量及粒径均不断增大。

通常认为，污泥颗粒化是一个渐变的过程，即在好氧颗粒污泥行成的过程中很难找到精确的稳定点。而Liu和Tay则指出，当系统中污泥明显颗粒化，且污泥的5分钟SVI数值（SVI5）和30分钟SVI数值（SVI30）相差小于10%时，即可认为好氧污泥颗粒化系统已成功启动[14]。R1与R2中SVI5和SVI30的变化情况如图1所示。由图1可知，当R1运行时间超过41个周期时，系统中SVI5和SVI30的差值小于10%，R2则在运行72个周期后亦达到此水平。由此可知，R1在投加Ca2+的条件下，系统内好氧污泥的颗粒化可在41个周期后实现，而R2在投加Mg2+的条件下，系统内好氧污泥的颗粒化需在72个周期后出现。而后，R1在运行88个周期后系统内完全实现了好氧颗粒污泥化，反应器中已观察不到絮状污泥存在，R2则在运行100个周期后达到此水平。由试验结果可知，与Mg2+相比，系统中Ca2+的投加可更快地实现反应器中好氧颗粒污泥的形成。

图1 好氧颗粒污泥培养过程中污泥体积指数的变化

Fig.1 Variations of SVI during the cultivation process of aerobic granular sludge

研究表明，金属离子的添加不但会对系统中好氧颗粒污泥的形成时间产生影响，其亦会对系统的脱氮除磷能力产生影响[15]。在好氧颗粒污泥的形成过程中，R1与R2各自的脱氮除磷效果变化如图2所示。由图2可知，在系统运行的100多个周期中，R2对COD的去除效果优于R1，R1与R2对COD的平均去除率分別为89.16%和93.26%。另外，R1对NH4+-N和TP的去除率均低于R2，且R1脱氮除磷效果的稳定性亦低于R2。当好氧颗粒污泥系统成功启动后，R2对NH4+-N的平均去除率为83.50%，而R1对NH4+-N的去除率则为70.83%。R2对TP的去除率（η=94.99）亦高于R1（η=87.29）。由上述试验结果可知，相对于Ca2+，Mg2+的添加有助于强化好氧污泥颗粒化过程中系统的脱氮除磷效果。

图2 好氧污泥颗粒化过程中COD、NH4+-N和TP的去除率变化

Fig.2 Variations of COD，NH4+-N and TP removal rates during the cultivation process of aerobic granular sludge

3.2.3 颗粒污泥的物理性质

当R1与R2运行了105个周期后，反应器中好氧颗粒污泥的物理性质分析结果如表1所示。由表1可知，R1与R2中的好氧污泥颗粒化完成后，各系统中的MLSS均≥5000 mg/L，约为接种时污泥浓度的2.0倍，且相对于接种污泥，各系统中的VSS/SS亦有明显提高。然而，R1中好氧颗粒污泥的VSS/SS值则较R2低11%左右。由此可推断，R1中Ca2+在颗粒污泥中有大量的累积，而R2中Mg2+添加则有利于污泥活性的提高。

一般地，在活性污泥处理系统中，污泥的沉降性能通常用污泥沉降速度和SVI值表征。由表1可知，系统中好氧污泥颗粒化完成后，R1中污泥的SVI值便从初始的92 mL/g降低至14 mL/g，而R2的SVI值亦降至16 mL/g。由图1亦可知，R1运行65个周期后，系统中污泥的SVI5值与SVI30值已无显著差异，R2在运行80个周期后亦达到此水平。在R1与R2运行之初，各系统内污泥的沉降速度范围为4～10 m/h，当好氧污泥颗粒化完成后，R1与R2中污泥的沉降速度范围分别为44～108 m/h和39～92 m/h，沉降速度较接种污泥均有较大程度的提高。由此可知，无论是污泥的SVI值还是污泥沉降速度，Ca2+添加条件下SBR中形成的好氧颗粒污泥都要优于Mg2+添加条件下形成的好氧颗粒污泥。即相对于Mg2+，系统中Ca2+的添加更有助于好氧颗粒污泥沉降性能的提高。

颗粒污泥的机械强度通常用完整系数来表示。由表1可知，两系统中好氧颗粒污泥的完成系数均大于90.00%。其中，R1中好氧颗粒污泥的完整系数可达97.20%，而R2中颗粒污泥的完整系数则为93.70%。本试验培养出的好氧颗粒污泥其完成系数与相关研究的厌氧颗粒污泥的机械强度相当[16]。同时，由试验结果还可知，相比于Mg2+，在Ca2+投加条件下SBR中可以形成机械强度更高的好氧颗粒污泥。

表1 好氧颗粒污泥的物理性质

Table 1 Physical properties of mature aerobic granular sludge in two reactors

接种污泥R1（Ca2+）R2（Mg2+）

MLSS（g/L）2.305.405.20

MLVSS/MLSS（%）70.0084.0095.00

SVI（mL/g）92.0014.0016.00

沉降速度（m/h）4～1044～10839～92

湿密度（g/L）1.0031.0451.024

含水率（%）>99.0096.5097.20

完整系数（%）---97.2093.70

4.讨论

综合上述试验结果及相关研究可知，Ca2+主要通过物理作用影响好氧污泥的颗粒化过程及其颗粒性质，其作用主要包括以下3个方面：（1）在pH为中性的条件下，细菌表面通常带负电荷。Ca2+的添加可以中和细菌表面的负电荷，减少细胞间的静电斥力，进而促进污泥的颗粒化[19]。（2）Ca2+可连接细菌表面的负电荷和胞外聚合物，形成EPS-Ca2+-EPS结构，进而起到架桥的作用，成为微生物聚集生长的骨架[20]。（3）Ca2+的投加会在颗粒中心形成诱导核（CaCO3），从而促进微生物的凝聚，同时增加成熟颗粒的物理强度[21]。

相比之下，Mg2+在好氧污泥颗粒化过程中起到的物理作用不够显著。颗粒物理性质试验结果表明，相比于Mg2+，Ca2+在污泥中具有更高的沉积含量，这与文献的研究结果相一致。Wang等发现在好氧颗粒污泥的元素组成中，Ca2+含量要远远高于Mg2+含量[21]。由此说明Mg2+在污泥颗粒化中很难起到架桥和诱导核的作用，即在好氧污泥颗粒化过程中Mg2+的作用异于Ca2+，笔者推断Mg2+应是通过生化作用促进好氧污泥颗粒化。众所周知，Mg2+是一种酶促剂，它能够与一系列细胞内的物质一起激发酶的活性，并可参与微生物体内蛋白质和核酸的合成[22]。本研究中，在Mg2+投加条件下，R2中好氧颗粒污泥的蛋白质含量大大增加，而在Ca2+投加条件下R1中好氧颗粒污泥的蛋白质含量增加则较少。同时，与接种絮状污泥相比，Mg2+投加条件下R2中颗粒污泥的多糖含量大大提高，而在Ca2+投加条件下R1中颗粒污泥的多糖含量与接种絮状污泥并无显著差异。一般地，污泥中多糖含量和蛋白质含量越高，越有利于污泥的颗粒化。另外，相比于Ca2+，投加Mg2+的颗粒污泥体系中其微生物多样性更加丰富，并且呈现出更快的基质比生物降解速率及更优的生物活性。由此可知，在本研究中，Mg2+可通过生化作用促进好氧污泥的颗粒化。

5.结论

通过上述试验结果，可得到如下结论：

（1）SBR中Ca2+的添加更有利于好氧颗粒污泥系统启动时间的缩短，而Mg2+的添加则可强化污泥颗粒化过程中系统对污水中COD、NH4+-N和TP的去除效果；

（2）在好氧颗粒污泥系统稳定后，Ca2+投加条件下的颗粒污泥呈现出更优越的物理特性，而Mg2+投加条件下的颗粒污泥系统有着相对丰富的生物多样性和更高的底物生物降解速率，并且Mg2+的投加更有利于污泥中EPS的分泌。

（3）Ca2+在好氧污泥颗粒化过程中起着较强的物理作用，而Mg2+则表现出更为显著的生化作用。

参考文献：

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[13] 王永飞，张捍民，王新华，等.曝气量对SBAR中好氧颗粒污泥特性的影响[J].环境科学，2008，29（6）：1598～1603.

作者簡介：

篇5：好氧颗粒污泥的培养及其性能

SBR系统中同步硝化反硝化好氧颗粒污泥的培养

采用人工配制的模拟生活污水,研究序批式反应器(SBR)中好氧颗粒污泥的培养.实验结果表明:通过对进水碳源进行调控,反应器中形成了高活性具有同步硝化反硝化能力的好氧颗粒污泥,反应器中COD和NH3-N的去除率分别为74.0%～92.8%和82.3%～98.5%.颗粒污泥的`粒径一般为0.5～1.0mm,MLSS达到4.5g@L-1以上,SVI值约为32.5,其有效生物量及脱氮性能远远高于一般的好氧活性污泥.

作 者：杨麒 李小明 曾光明 谢珊 刘精今 作者单位：湖南大学环境科学与工程系,长沙,410082刊 名：环境科学 ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE年，卷(期)：200324(4)分类号：X703.1关键词：好氧颗粒污泥 同步硝化反硝化 SBR系统

篇6：好氧颗粒污泥研究进展

好氧颗粒污泥研究进展

介绍了好氧颗粒污泥的特征及形成机制,并对影响好氧颗粒污泥形成的.因素如水力剪切力、胞外聚合物(EPS)、投加多价阳离子或载体、溶解氧(DO)、C/N比、反应器构型、底物组成、有机负荷率、污泥表面疏水性进行了分析,通过对好氧颗粒污泥的简介,提出了好氧颗粒污泥的发展趋势.

作 者：张天爽 ZHANG Tian-shuang 作者单位：山西省城乡规划设计研究院,山西,太原,030001刊 名：山西建筑英文刊名：SHANXI ARCHITECTURE年，卷(期)：35(7)分类号：X703关键词：好氧颗粒污泥 影响因素 形成机制

篇7：好氧颗粒污泥处理实际污水的研究

好氧颗粒污泥处理实际污水的研究

摘要：好氧颗粒污泥是建立在厌氧颗粒污泥的研究基础之上的,文中在分析城市污水组成及特点的基础上,对于好氧颗粒污泥的.应用进行介绍,最后指出了好氧颗粒污泥处理的应用前景.作 者：王品  作者单位：绍兴水处理发展有限公司,浙江,绍兴,312073 期 刊：中国水运（下半月）   Journal：CHINA WATER TRANSPORT 年，卷(期)：2010, 10(5) 分类号：X703 关键词：好氧颗粒污泥    污水处理    城市污水   

篇8：好氧颗粒污泥研究进展

关键词：好氧颗粒污泥,影响因素,形成机制

好氧颗粒污泥是20世纪90年代末开始应用的,在好氧条件下自发形成的细胞自身固定化颗粒具有良好的沉淀性能、较高的生物存留量和在高有机负荷条件下降解高浓度有机废水的良好生物活性。一直以来研究者对好氧颗粒污泥没有严格的定义,2005年在德国慕尼黑工业大学召开了世界水协会(IWA)第一届好氧颗粒污泥研讨会,给好氧颗粒污泥作了如下定义[1]。

1 好氧颗粒污泥的特征

1.1 好氧颗粒污泥的物理特征

好氧颗粒污泥颜色一般为橙黄色,具有相对规则的圆形或椭圆形外观,成熟的好氧颗粒污泥表面光滑、边界清晰。由于培养条件的不同,颗粒粒径从零点几毫米到几毫米不等。有研究认为[2]好氧颗粒污泥的最佳粒径为不大于1.6 mm。颗粒污泥表面有一些孔隙,这些孔隙被认为是底物与营养物质传递的通道[3]。

好氧颗粒污泥有良好的沉降性能。单个好氧颗粒污泥沉降速率在18 m/h～35 m/h之间[4]。好氧颗粒污泥的SV=14%～30%,SVI=12.6 mL/g～64.5 mL/g,而普通活性污泥的SVI在100 mL/g～150 mL/g左右。

好氧颗粒污泥的含水率一般为97%～98%,低于普通活性污泥(含水率99%以上),即采用氧颗粒污泥比普通活性污泥的污泥量至少减少1/2。

1.2 好氧颗粒污泥的生物特征

研究表明[5],颗粒污泥的形成都是一个包含物理、化学和生物作用的复杂过程,其过程可分为4个步骤:1)细菌间或细菌与固体表面间的物理作用。2)细菌—固体表面和多细胞间连接稳定性的保持。3)附着细菌或聚团细菌的成熟。由细胞外聚合物分泌,细胞聚生体生长等引起的微生物的特性变化。4)稳定的颗粒污泥系统形成。在水力剪切力等因素作用下形成一个有高度组织性的菌团结构,其外形和大小由菌团和水力剪切作用力间相互作用强度和形式、微生物种属、底物负荷等决定,并进而形成具有三维微观结构的颗粒污泥系统。

2 好氧颗粒污泥形成机制

国内外学者提出的微生物吸附污泥颗粒化的模型主要分为两大类[6]:1)分析颗粒污泥结构的结构模型;2)细菌细胞间相互作用的热力学模型。目前普遍接受的观点认为[3],真菌在丝状菌框架上形成结构松散的菌团,对其他微生物起固定化载体的作用。球菌、杆菌等微生物在菌团与丝状菌框架上不断繁殖、聚集;在较短的污泥沉降时间、较高的水力剪切力和较高的有机负荷下,沉降性能差的絮体从小球表面洗脱,排出反应器。反应器内逐渐形成密度大、沉降性能好的颗粒污泥;但颗粒污泥不断增长繁殖,随着小球体积增大,传质阻力增大,限制了氧和有机物的扩散,最后导致菌团解体。解体的菌团作为自凝聚内核,细菌不断附着在其表面,最终与水力剪切力等操作条件达到动态平衡,从而形成结构致密、沉降性能好、抗冲击负荷能力强的好氧颗粒污泥[7]。

3 影响好氧颗粒污泥形成的因素

3.1 水力剪切力

已有研究表明[4],当表面气速不小于1.2 cm/s时,SBR反应器才会形成好氧颗粒污泥,在此条件下水力剪切力与颗粒污泥的EPS含量、SOUR、表面疏水性、比重的提高成正相关性,表明水力剪切力在好氧颗粒污泥的结构和代谢方面起着重要作用。

另外,水力剪切力对胞外聚合物、细胞表面疏水性有影响[8]。

除了水力剪切力的大小会对颗粒化过程能否顺利进行产生影响外,反应器内流体的运动模式也会对该过程起到推动或阻碍作用,这是因为水流和细胞间的相互作用对形成颗粒化污泥非常关键[9],几乎100%颗粒污泥的报道是在柱状升流式反应器中完成的[10]。

3.2 胞外聚合物(EPS)

从微生物学角度看,EPS可以在细胞表面形成稳定的膜结构,抵御外界环境变化、有毒物质的影响,对微生物起到保护作用[11]。颗粒污泥EPS的主要成分为蛋白质、多糖、腐殖酸、核酸、脂类物质和许多杂聚物,如糖蛋白等[12,13]。

在一般的培养条件下微生物不会过量分泌EPS,而在所谓的压力胁迫培养条件下[15],颗粒污泥则会大量分泌EPS。许多操作参数包括反应器的形状、基质组成、有机负荷、水力停留时间、水流剪切力、SBR中的沉降时间和培养温度等,都有可能刺激微生物分泌较多的EPS。

EPS是细胞粘结的中介,是使生物膜完整的主要因素。现在已经普遍发现高水力剪切力能促使细胞的呼吸作用,分泌更多胞外多聚物,使膜结构在给定水力剪切力条件下得到平衡。

3.3 投加多价阳离子或载体

添加多价阳离子(如Ca2+,Fe3+,Al3+,Mg2+),可以减小细菌间的静电斥力,促进污泥颗粒化。当Ca2+的添加量为100 mg/L时,好氧颗粒污泥的形成时间可从32 d缩短为16 d,并且具有更好的沉降性能和更高的机械强度[16]。

3.4 溶解氧(DO)

DO浓度在好氧颗粒化过程中并不是决定因素,但在较高溶解氧浓度下(或是纯氧曝气条件下)形成的颗粒污泥粒径较大;而当溶解氧浓度较低时,颗粒污泥的粒径相对较小。

3.5 C/N比

Yu Liu[17]考察进水C/N从100/5到100/30变化的4个反应器中好氧颗粒的形成以及运行情况。结果表明,底物C/N比率对选择好氧颗粒污泥中生长速率较慢的硝化细菌很重要,随C/N降低,生长速率和平均颗粒粒径下降,硝化菌群数量增多。生长较慢的好氧颗粒污泥结构坚固、沉降性能好。好氧颗粒不稳定性主要由于在好氧颗粒中占多数的异养菌的生长,硝化细菌比异养菌生长慢,而硝化细菌物理结构更加牢固。

3.6 反应器构型

几乎所有的好氧和厌氧颗粒污泥都是在柱状的气体或液体升流的反应器中形成,而且已有的好氧污泥颗粒化研究表明,高径比(H/D)较大的序批式反应器有利于结构致密的颗粒污泥的形成[18]。

3.7 底物组成

好氧颗粒污泥已经在多种底物中成功培养出来,其中包括葡萄糖、乙酸钠、乙醇和合成废水,然而,颗粒的微观结构和种类与碳源有关。研究发现,当基质有限时,粒径停止增加。当基质扩散有限时,生物质开始降解,对剪切力的承受能力下降,颗粒污泥易被洗脱,形成一种新的动力平衡,即在低基质浓度下形成粒径较小的颗粒污泥。

3.8 有机负荷率

研究结果显示[19],在有机负荷2.5 kg(COD)/(m3·d)～15 kg(COD)/(m3·d)条件下均能发生好氧污泥颗粒化,形成的好氧颗粒粒径在1.6 mm～1.9 mm之间,颗粒密度、强度、SVI以及颗粒的三维结构等均与有机负荷率相关[21]。研究发现,当有机负荷为1 kg(COD)/(m3·d)和2 kg(COD)/(m3·d)时,反应器均未发生污泥颗粒化,而当有机负荷高至8 kg(COD)/(m3·d)时,反应器运行18 d出现颗粒污泥,颗粒污泥不稳定,多数被洗出反应器,在有机负荷4 kg(COD)/(m3·d)时,能够获得成熟颗粒污泥,连续运行80 d后,SCOD去除率稳定在99%以上,可见有机负荷率的高低直接影响好氧颗粒污泥的形成及其特性[19,20]。

3.9 污泥表面疏水性

细胞的疏水性是细胞之间相互结合的重要亲和力,疏水性增加,细菌之间的粘附性能也随之增加[23]。所以疏水性能的增加将加强细胞间的亲和力,从而形成结实稳定的颗粒结构。

颗粒形成过程中微生物细胞表面的疏水性发生了很大的变化。蔡春光[22]在试验中接种污泥细胞表面的疏水性为42%,形成颗粒污泥后细胞表面的疏水性增加到65%。

4 好氧颗粒污泥的发展趋势

篇9：好氧颗粒污泥的培养及其性能

关键词城市污水;颗粒化;动力学;好氧颗粒污泥

中图分类号X703文献标识码A文章编号1673-9671-(2010)031-0093-01

1材料与方法

1.1试验装置与启动

试验采用圆柱型SBR反应器,反应器内径均为7cm,高为120cm,有效容积4.6L,容积交换比分别为50%。采用空气压缩机供气,通过玻璃转子流量计控制曝气量,微孔粘砂曝气头曝气。 SBR单周期循环时间为4h,其中进水5min,曝气210min-227min,沉淀3min-20min,出水5min。整个过程采用微电脑时间控制器控制。

1.2试验用水及接种污泥

进水为合肥市某污水处理厂城市污水,试验阶段进水COD 100-200 mg/L、NH-N 15-30 mg/L、PO43--P(mg P/L) 1-10 mg/L、pH 6.5-7.5。接种污泥为该污水处理厂回流污泥。污泥呈深灰色,结构松散,外形不规则呈絮状。接种后反应器中MLSS为4300mg/L,SVI 为100 mL/g。

1.3分析项目和方法

COD、SV、SVI、MLSS、MLVSS均采用国家标准方法,污泥形态通过奥林巴斯CX31型光学显微镜观察并用奥林巴斯数码相机采集图像。

2结果与分析

2.1 好氧颗粒污泥的培养

运行前5d,反应器中的污泥颜色均逐渐变浅至浅灰色。在第16d取泥样,发现细小的好氧颗粒污泥出现。随着沉降时间的调整,各反应器中污泥颜色逐渐为黄褐色,好氧颗粒数量增多,粒径有所增大,运行至40 d后,基本趋于成熟。成熟的颗粒污泥粒径可达0.7 mm左右,与其它文献[5-6]相比,本实验培养的好氧颗粒粒径较小,原因可能与本实验中城市污水水质波动大且有机物浓度较低有关。好氧颗粒污泥的结构相对较为密实,较低有机负荷条件下,使扩散进入颗粒污泥内部一定深度的有机物数量受限,处于内部较深层的微生物无法获得满足自身生长繁殖所需要的足够碳源,从而限制了好氧颗粒污泥粒径的增大。

2.2好氧颗粒污泥对基质降解动力学研究

基质降解的动力学涉及基质降解与基质浓度、生物量等因素之间的关系,主要描述决定底物降解速度的各项因素及其相互间的关系。有研究表明在反应系统中,基质降解速率与颗粒中的微生物浓度及颗粒周围的底物浓度密切相关,一般地,这种关系可用类似于Monod’s方程描述:

(1)

式中,为比降解速率 ,为最大比降解速率,为饱和常数,为基质浓度。

对等式(1)两边同时取倒数:

(2)

分别选取5组不同体积成熟好氧颗粒污泥2L、1L、0.7L、0.5L、0.4L;取污水厂进水10L作为试验进水,每组2L。取好氧颗粒与污水各一组倒入反应器中,曝气1.5h后取出水,测其COD。以为纵轴,为横轴,将试验中所得各组数据作图(如图1),所得直线斜率为,纵轴截距为。求得动力学参数为:为739.87mg/L,为18.172,有机底物降解动力学方程为:

(3)

图1好氧颗粒污泥降解动力学

试验所得的结果与相关报道中的常数有些差别,该好氧颗粒污泥的与明显高于普通活性污泥相应的(2-10)与(15 mg/L -70mg/L),这说明微生物活性高于普通活性污泥,并可看出好氧颗粒污泥具有处理高浓度有机废水的能力。

2.3好氧颗粒污泥生长动力学研究

根据微生物增长与基质利用的关系,可推出微生物增长动力学方程::

= (4)

其中,为污泥龄,为污泥负荷率,污泥产率系数,污泥衰减系数(微生物的自身氧化率)。

在反应器中,以不同进水COD浓度,控制不同的污泥龄和污泥浓度连续运行,监测出水COD,以及MLVSS。以1/为纵坐标, 为横坐标作图(如图2),求出颗粒污泥生长动力学系数Y(污泥产率系数)为0.183 kgMLVSS / kgCOD,(污泥衰减系数(微生物的自身氧化率))为0.0109 d-1。

图2好氧颗粒污泥增长动力学

与普通活性污泥的污泥产率系数(0.25-0.4 kgMLVSS / kgCOD)相比,好氧颗粒污泥的产率系数较小,这说明好氧颗粒污泥剩余污泥量少的原因,大大减少了剩余污泥的处置费。

3结论

1)在SBR反应器中,采用有机物濃度低的城市污水,以好氧絮状活性污泥为接种污泥,通过对剪切力、沉降时间等运行参数的调控,反应器中第16d出现细小颗粒,40d后趋于成熟,成熟后的颗粒污泥粒径可达0.7 mm。成功实现了好氧颗粒污泥的培养。

2)动力学模拟结果表明,相应的动力学参数(最大比降解速率)、(半饱和常数)、Y(污泥产率系数)(污泥衰减系数)分别为18.172、739.87mg/L、0.183 kgMLVSS / kgCOD 、0.0109 d-1。与普通活性污泥相比,好氧颗粒污泥最大比降解速度相对较大,产率系数相对较小,这充分说明好氧颗粒污泥降解速度快,剩余污泥量少。由此可见,该技术有着良好的应用前景。

参考文献

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[3]阮文权,卞庆荣,陈坚. COD与DO对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化脱氮的影响[J].应用与环境生物学报,2004,10(3):366 -369.

篇10：好氧颗粒污泥处理城市生活污水

摘要：在SBAR反应器中培养出成熟好氧颗粒污泥,并应用于处理实际城市生活污水.在逐步增加城市生活污水COD含量的情况下,考察了颗粒污泥对COD以及NH3-N的处理效果,平均去除率分别达70%和90%.实验过程中反应器中不同阶段颗粒污泥的`生物量浓度基本在2000～3500mg/L范围内变化,且一直具有良好的沉降性,污泥容积指数(SVI)为35～5 0mL/gMLSS.本文还初步探讨了在利用好氧颗粒污泥处理实际城市生活污水过程中的同步硝化和反硝化作用.作 者：迟寒 刘毅慧 杨凤林 张兴文 Chi Han Liu Yi-hui Yang Feng-lin Zhang Xing-wen 作者单位：迟寒,刘毅慧,Chi Han,Liu Yi-hui(大连理工大学化工学院,辽宁,大连,116023)

杨凤林,张兴文,Yang Feng-lin,Zhang Xing-wen(大连理工大学环境与生命学院,辽宁,大连,116023)

篇11：好氧颗粒污泥的培养及其性能

厌、好氧周期循环下的污泥颗粒化过程

为研究厌氧/好氧周期循环条件下厌氧快速吸收工艺中的污泥颗粒化过程、成因及影响因素,分别采用葡萄糖、乙酸钠人工配水及实际城市污水进行了试验.结果发现,形成的好氧颗粒污泥呈球形或椭球形,致密且边界清晰,其中葡萄糖配水的污泥粒径为0.5～0.8 mm,最大可达1.0 mm,SVI值为25～30 mL/g;乙酸钠配水的`污泥粒径为0.2～0.4 mm,SVI值为40 mL/g左右;实际城市污水的污泥经过短期运行即开始出现小颗粒,SVI值为60 mL/g左右.3种污泥均具有良好的厌氧COD吸收活性.

作 者：王暄 季民 杨造燕 王景峰 刘壮 作者单位：天津大学,环境科学与工程学院,天津,300072刊 名：中国给水排水 ISTIC PKU英文刊名：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：20(12)分类号：X703.1关键词：厌氧/好氧周期循环 厌氧快速吸收 好氧颗粒污泥 胞外多聚物

篇12：好氧颗粒污泥的培养及其性能

采用气提式内循环间歇反应器进行好氧颗粒污泥培养,用分批培养法对好氧颗粒污泥中具有脱氮作用的菌种进行分离纯化.对各菌种进行了鉴别,通过培养过程中对氧气条件的`控制,考察了各菌种反硝化生长特性和需氧性.结果表明,好氧颗粒污泥纯化培养可得到异养硝化-好氧反硝化菌以及兼性亚硝化菌和硝化菌,分离得到的反硝化菌在有氧反硝化条件下能够生长,因此好氧颗粒污泥中微生物具有多样性和较强的适应性,从侧面体现出好氧颗粒污泥微观结构的复杂性.

作 者：杨凤林 王芳 张兴文 柳丽芬 齐爱玖 宫正 YANG Feng-lin WANG Fang ZHANG Xing-wen LIU Li-fen QI Ai-jiu GONG Zheng 作者单位：杨凤林,王芳,张兴文,柳丽芬,齐爱玖,YANG Feng-lin,WANG Fang,ZHANG Xing-wen,LIU Li-fen,QI Ai-jiu(大连理工大学环境与生命学院,辽宁,大连,116023)

宫正,GONG Zheng(辽宁师范大学生物系,辽宁,大连,116029)

篇13：好氧颗粒污泥的培养及其性能

1 材料与方法

1.1 实验装置

圆柱形的反应器由有机玻璃制成, 有效容积251.2L, 内径40cm, 有效高度200cm, 超高50cm。反应器进水、曝气、沉淀、出水和闲置的时间, 根据不同实验需要设定, 均由电磁阀和电磁继电器控制。进水采用大流量离心泵提升, 可在6min以内完成进水。曝气采用的是反应器底部微孔曝气方式。实验装置见图1。

1.2 进水水质与接种污泥

实验采用人工配水作为反应器进水, 浓度为:Na Ac 1000~2000mg/L; (NH4) 2SO4250~450mg/L;KH2PO430~70mg/L;在实验的不同阶段和不同运行周期下, 调整进水中碳源、氮源和磷源的浓度。实验接种的污泥来自青岛市团岛污水处理厂的回流污泥。取泥后检测的污泥性质MLSS为4750mg/L, MLVSS为2670mg/L, SVI为136.84ml/g。

1.3 分析项目及方法

实验运行中定期取进水及出水, 保存于洗净并具有磨口塞的玻璃瓶中。COD采用重铬酸钾法, 氨氮采用纳氏试剂分光光度法, 硝氮采用酚二磺酸光度法, 亚硝氮采用N- (1-萘基) -乙二胺光度法, 总磷采用钼锑抗分光光度法, 混合液悬浮固体 (MLSS) 、挥发性悬浮固体 (MLVSS) 和污泥体积指数 (SVI) 采用标准方法测定[4]。

1.4 反应器运行方式

反应器运行周期为进水6min, 曝气192min, 沉淀12min, 排水30min, 一个周期为240min, 一天运行6个周期。曝气量由气体流量计控制在240L/h, 反应装置在室温下运行。在运行过程中, 逐渐减少沉降时间, 12min (1~5d) , 10min (6~10d) , 8min (11~15d) , 12min (16~30d) 。

2 结果与讨论

2.1 污泥浓度与污泥特性

反应器中污泥初始浓度为2375mg/L。本阶段实验中颗粒污泥的培养方法为选择压法。国内外许多研究者都是利用选择压法促使污泥颗粒化, 例如王强[5]等。第1d~5d污泥浓度无明显变化;第6d开始沉淀时间减少为10min, 污泥MLSS呈下降趋势, 一度达到1658mg/L;培养一段时间后, 污泥量缓慢上升, 但在第11d沉淀时间进一步缩短, 污泥浓度持续下降;第15d时, MLSS低至1260mg/L, 污泥大量流失。由于系统中污泥浓度降低, 会严重影响好氧颗粒污泥的培养。因此放弃使用选择压法, 在第28d, MLSS达到1806mg/L。污泥的SVI值虽然在运行期间一直有变化, 但整体呈下降趋势, 由于采用选择压法, 结构松散, 沉降性能较差的细小的絮状污泥随出水排出系统, 在污泥量下降的同时, SVI值逐渐降低:接种污泥初始SVI值为136.84 ml/g, 沉降性能较差, 运行到第6d降至89ml/g。在每次降低沉淀时间后, SVI值都略有上升, 表明污泥对新环境需要一个适应的过程, 第30d时SVI值为58ml/g。

2.2 反应器对污染物的去除效果

2.2.1 反应器对COD的去除效果

启动初期, COD去除率较低, 最低为35%, 最高为44%, 主要是由于污泥适应新的环境和基质。但本实验的配水为易降解的醋酸钠, 所以微生物对基质的适应能力较快。随着反应器的运行, 对COD的去除逐渐增强。在反应器运行到一周左右, COD去除率已达到80%, 反应器启动成功, COD也由进水的1076mg/L下降至出水的245mg/L。当采用选择压法进行好氧颗粒污泥的培养时, 由于沉降时间的突然降低, 造成了一部分污泥的流失。污泥量的减少, 致使COD的去除率下降至60%, 出水中COD一度增加至457mg/L。随着放弃选择压法, 污泥量逐渐得到了恢复。出水的COD逐渐降低, 降到200mg/L以下, 实验后期出水中的COD为143mg/L, 而去除效率也达到了85.61%。

2.2.2 反应器对氨氮的去除效果

在运行初期, 絮状接种污泥在适应新的环境后, 氨氮的去除效果较好, 出水中氨氮一般在9mg/L以下。但每次减少沉降时间后, 随着MLSS的降低, 氨氮的去除效果显著下降, 出水中浓度一般大于10mg/L, 去除率在80%以下。这可能是因为大量的氨氧化细菌被排出了SBR反应器。停止使用选择压法之后, 出水中氨氮缓慢降低到了4mg/L左右, 去除率达90.48%。

2.2.3 反应器对TP的去除效果

在初期反应器内污泥对TP去除非常不稳定, 几乎没有去除能力。去除效果上下波动, 去除率在35%附近波动, 出水中TP的含量大于6mg/L。在后期对TP的去除效果出现了相对稳定的增长, 去除率达64.82%。

在实验进行到第24d, 反应器中出现直径大约在400um的颗粒状污泥, 颜色为土黄色, 反应器中颗粒污泥与絮状污泥混合存在。

3 结论

1) 在中试SBR反应器中, 以絮状活性污泥为接种污泥, 采用实验室配水, 经过30余天的培养, 形成平均粒径在400um的好氧颗粒污泥。污泥性能得到了较大的改善。

2) 采用选择压法培养颗粒污泥, MLSS由接种时2375mg/L下降至1260mg/L, 导致了反应器运行不稳定。在调整运行周期后, 反应器正常运行。因此要在颗粒污泥培养的不同阶段, 逐渐降低沉降时间。

3) 系统对COD、氨氮、总磷能保持较好的去除率, 分别为85.61%、90.48%、64.82%。

摘要：研究了低高径比SBR反应器中颗粒污泥的快速启动。以缩短好氧颗粒污泥的形成时间为目的 , 研究好氧颗粒污泥的形成过程及其特性。以醋酸钠为基质, 以絮状活性污泥为接种污泥, 在前期驯化和培养实验阶段中, COD负荷为2.473.84kg/ (m3·d) , C:N:P=100:5:1, 形成的细小颗粒, 呈黄褐色细砂状外观, 反应器内为颗粒状污泥和絮状污泥混合存在。

关键词：好氧颗粒污泥,快速启动,SBR反应器

参考文献

[1]贺延龄.废水的厌氧生物处理[M].北京:中国轻工业出版社, 1998.

[2]Liu Y, Tay J H.The essential role of hydrodynamic shear force in the formation of biofilm and granular sludge[J].Water Research, 2002, 36 (7) :1653-1665.

[3]王建龙, 张子健, 吴伟伟.好氧颗粒污泥的研究进展[J].环境科学学报, 2009 (3) :449-473.

[4]国家环境保护局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:环境出版社, 2002:105-107, 210-213.