摘要：以活性污泥曝氣池中的絮狀活性污泥為接種污泥，在實驗控制的條件下，在序批式運行的反應器中可以快速地形成顆粒污泥，反應器啟動4 d就開始形成顆粒污泥,趨于成熟后，SVI值在50~60 mL/g, 直徑在2~4 mm，MLSS達到6.8 g/L。好氧顆粒污泥具有良好的COD去除率和良好的沉降性能，并對好氧顆粒污泥的基本性質及形成機制作了初步的 分析 。

關鍵詞：好氧顆粒污泥 顆粒化過程 剪切力

 在生物處理系統中，處理效能的高低主要由微生物的特性及微生物的濃度所決定，反應器內生物量越大，活性越高，沉降性能越好，單位體積反應器的處理效率會越高。對于厭氧生物處理，高效的UASB (upflow anaerobic sludge blanket) 反應器的處理負荷可達到 40 kg / (m3·d)[1], 其主要原因就是UASB 中活性污泥以顆粒狀存在。因此，在反應器中積累大量的活性污泥，而且沉降性能好，不需要額外的沉淀池。近幾年， 研究 已經轉向開發SBR(sequecing batch reactor)反應器中的好氧顆粒污泥[2-4]。相對于常規的好氧污水處理系統，好氧顆粒污泥存在著如下優點, 規則的、密實的、堅固的微生物結構，良好的沉降性能，較高的微生物量，以及對有機負荷沖擊的應變能力強等。Morgenroth[2] 和Peng[5]等人的 文獻 中提到，好氧顆粒污泥的形成的時間分別需要20和40 d左右。

 目前 ，國內外對好氧顆粒泥的研究剛剛起步，沒有足夠的文獻對其形成機制、進化過程等進行明確的闡述。本研究工作旨在通過跟蹤觀察好氧顆粒污泥的快速形成及生長過程，對其形成機制進行初步的探討。

1. 實驗材料與 方法

1.1 實驗裝置

 實驗所用反應器為上流式玻璃圓柱體，內徑為5 cm，總高度為70 cm，有效容積為1.5 L，實驗在室溫下運行。接種污泥取自上海市閔行污水處理廠，接種量為600 mL (污泥濃度為 1.86 g/L)活性污泥。采用體外曝氣的方式通過回流水提供溶解氧。每晝夜運行2或3個周期，每個周期包括10 min沉淀，5 min進水，5 min 排水，其他時間為曝氣反應時間。

1.2 實驗用水

采用人工合成模擬廢水(表1) 。

表1 模擬廢水的成分

1.3 分析項目和方法

(1)COD、SV、MLSS,、 SVI等均按照美國國家標準方法[9]分析測定。

(2)顆粒的形成過程及微生物相變化通過數碼相機和光學顯微鏡(UNIC M250)跟蹤觀察。

(3)耗氧速率 OUR通過溶氧儀(WTW-oxi197i)測定并 計算 得到。

2. 實驗結果及討論

2.1 概要觀察

 反應器通過接種600 mL絮狀活性污泥啟動，種泥的SVI值為187 mL/g。在反應器中沉降10 min后，污泥床的體積為295 mL，經過12 h馴化后，污泥床的體積變為163 mL，此后，污泥床開始增長，這意味著馴化期的結束。 從第4 d開始定期監測每個周期COD降解情況，參見圖1。COD的去除基本發生在前2 h內，在每一個循環時間內，后半周期的微生物均處于饑餓狀態。這樣，微生物就會經歷高基質濃度期與饑餓期不斷交替的變化，從而引起微生物表面特性的變化，再在上升流態的水力剪切的作用下，就會逐漸形成顆粒污泥。Tay[6]等人也提出，周期性的好氧饑餓段觸發了微生物的聚集，進一步增強細胞間的相互作用，從而形成較致密的微生物聚集體，這在顆粒化過程中是關鍵的一步。

圖1 每個周期前6 hCOD曲線

 由圖1還可知，隨著顆粒化污泥的逐步形成，COD的降解能力和去除速度都有很大程度的提高，這與顆粒化污泥形成的過程中，微生物量的逐漸增大是分不開的。

 為防止反應器壁上過多的生物膜的生長，要頻繁的清洗器壁。如果器壁上微生物的生長占優勢，就不利于顆粒污泥的形成。這是因為形成生物膜的微生物與形成顆粒污泥的微生物形成競爭機制，當生物膜的生長由于清洗器壁受限時，微生物就會主要以顆粒污泥的形式生長。Morgenroth[2]等人也發現了類似的現象。

2.2顆粒化污泥快速形成過程

 圖2 a–d形象地表明了在人工配制的模擬廢水系統中，好氧顆粒污泥的進化過程。圖2a為取自污水廠的新鮮活性污泥,從外觀上看主要由絮狀微生物組成，在顯微鏡下觀察，可以發現該污泥中存在著大量的絲狀菌。啟動1 d后，馴化期結束，污泥床開始增長。但污泥主要還是以絮狀體為主，且顏色沒有變化。圖2b為運行4 d的顆粒污泥，污泥逐漸馴化成較不規則的顆粒狀，但顆粒比較松散，且顏色逐漸變為淡咖啡色,顯微鏡下依然可以看到絲狀微生物的大量存在。圖2c為運行10 d的照片，顆粒污泥已完全轉變為黃色，且顆粒直徑都比較均勻。圖2 d為運行16 d趨于成熟的顆粒污泥，在顯微鏡下觀察，發現絲狀微生物逐漸在減少，而顆粒污泥也逐漸由松散轉為密實，形狀為較規則的球形，顆粒污泥基本達到成熟。好氧顆粒污泥的表面和橫截面的電鏡照片(圖3)表明，好氧顆粒污泥是由多種微生物相互作用而構成的密實的具有多孔狀的通透性結構，而這種結構又增強了基質和氣體傳遞。

a.(接種污泥) b.(4 天)

c. (10 天) d (16 天)

圖2 不同時期顆粒污泥的照片

圖3好氧顆粒污泥的表面(左圖)和橫截面(右圖)的電鏡照片

 在培養好氧顆粒污泥的過程中，COD負荷不斷提高，而出水COD也經歷了由高到低，再由低到高的輕微波動的過程。圖4給出了運行過程中，COD 的去除情況。由圖4可知，在好氧顆粒污泥形成的過程中，進水COD波動較大，原因與反應器中微生物量的變化有關。同時，較高濃度的COD可以克服傳質阻力，有利于絮狀的和顆粒狀的污泥生長。當顆粒污泥形成后，微生物量增加，所以在較高的COD負荷下，出水水質仍基本可以保持在30~100 mg/L之間。

 啟動期，進水COD 濃度保持在700 mg/L，COD的去除率在91.7%~94.6% , 在較高的COD進水濃度(1500 mg/L),去除率也在90%以上，出水COD可以穩定在100 mg/L左右。這說明，顆粒污泥的形成能夠使反應器中有較高的微生物量，并具有較高的COD降解能力。

圖4 反應器中COD 去除情況

2.3顆粒污泥的特性

 實驗中測量了種泥和不同時期顆粒污泥的特性，種泥的SVI值為 187 mL/ g , MLSS為1.86 g/ L 。啟動4 d后，SVI值降為82 mL/ g, 形成較為密實的微生物聚集體。運行10 d后，SVI值進一步降為 62 mL/g, 形狀漸變為較規則的球形，且顆粒在反應器中占主體, 見圖2.c。成熟的顆粒污泥的SVI值在50~60 mL/g之間。同時，在運行過程中，隨著運行時間的增加，污泥沉降性能逐漸變好，上升流速逐漸增大，增強了水力剪切力。在水剪切力的作用下，污泥逐漸馴化成較規則的球形。上升流速的增大在一定程度上又促使SVI值的降低和污泥濃度的增加。三者相互關系如圖5所示。

圖5 上升流速對SVI值及污泥濃度的 影響

 Tay[7]和Liu[8]等人也證實了水力剪切力的在顆粒化中的重要作用。啟動后，反應器中的生物量濃度也是逐漸在增加，16 d后，污泥濃度達到6.8 g/L，OUR值達到56.5 mgO2/g(MLVSS).h。趨于成熟的顆粒污泥直徑分布于2~4 mm之間。顆粒污泥良好的沉降性和致密的微生物結構，使生物處理系統中有較高的微生物停留，確保了有機物的快速去除，為好氧顆粒污泥的 工業 化 應用 提供了廣闊的前景。

2.4 顆粒化污泥快速形成機理初探

 SBR系統以進水、曝氣、沉淀和排水的序批式模式運行，這樣，好氧饑階段在SBR運行模式中是存在的。從圖1可以看出曝氣階段的大約80%是都處在好氧饑餓段，而周期性好氧饑餓段是反應器中微生物聚集的有效觸發，而且繼續加強細胞間的相互作用，從而形成較致密的微生物聚集體，

 如圖2b所示，這是顆粒化過程中關鍵的一步。而Kjelleberg and Hermansson[11]也證明，微生物在饑餓狀態表面變得更加疏水，這恰好有助于微生物的粘附和聚集。SBR系統中階段性的饑餓是活性污泥顆粒化的有效觸發，然而，其他運行條件也不能忽略，尤其是水力剪切力和反應器中水的流動方式。本實驗采用在回流水中曝氣的方式來提供溶解氧，避免氣泡與活性污泥的直接接觸，在一定程度上有助于初期微生物的快速粘附與聚集，但供氧效率在一定程度上受到局限。同時，據推斷，上升的水流產生的剪切力在顆粒化快速形成中也起到了重要的作用。

3 結 論

 (1) 本 研究 表明，好氧顆粒污泥能夠在4–5 d快速培養出來，且顆粒污泥的形成是從種泥到較致密的微生物聚集體，進一步進化為顆粒污泥，最后形成成熟的顆粒污泥的過程。

 (2) 顆粒污泥的濃度比普通的絮狀污泥要高得多，本實驗中可達到6.8 g/L，沉降性能也比普通的絮狀污泥好得多，SVI值在50~60 mL/g之間。實驗中還發現隨著上升流速的增加，SVI值呈降低趨勢，而污泥濃度則是逐漸增大的。較成熟的顆粒污泥直徑多分布于在2~4 mm。

 (3) 從實驗研究中可以初步認為顆粒污泥的形成機制是水力條件和SBR運行模式共同作用的結果。周期性好氧饑餓段的存在是顆粒化中關鍵的一步。選擇適當的曝氣方式和反應器流態有助于好氧顆粒污泥的快速形成。

參考 文獻

 1 陳 堅，王 強，堵國成. 好氧顆粒污泥的形成及性質. 無錫輕 工業 大學學報， 2002,21(3):318~321

 2 Morgenroth E, Sherden T, Van Loosdrecht M C M, et al. Aerobic granular sludge in asequencing batch reactor. Water Research, 1997, 31(12):3191~3194

 3 Beun J J, Hendriks A, Van Loosdrecht M C M, et al. Aerobic granulation in a sequencing batch reactor. Water Research，1999,33(10):2283~2290

 4 Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The role of cellular polysaccharides in the formation and stability of aerobic granules. Letters in Applied Microbiology，2001, 33:222~226

 5 Peng D, Bernet N, Dekgenes J P, et al. Aerobic granular sludge– a case study. Water Research ，1999 ,33(3): 890~893

 6 Tay J H, liu Q S, LiuY. Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor. Journal of Applied Microbiology，2001, 91:168~175

 7 Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The effects shear force on the formation, structure and mechanism of aerobic granules. Appl. Microbiol Biotechnology，2001, 57 (1~2): 227~233

 8 Liu Y, Joo-Hwa T. The essential role of hydrodynamic shear force in the formation of biofilm and granular sludge. Water Research, 2002, 36: 1653~1665

 9 APHA (1998) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 19th edn. Washington, DC American Public Health Association.

 10 Tay J H, Yan YG. Influence of substrate concentration on microbial selection a granulation during start-up of upflow anaerobic sludge blanket reactors. Journal of Environmental Engineering，1996, 122: 469~476

 11 Kjelleberg S, Hermansson M. Starvation-induced effects on bacterial surface characteristics. Applied and Environmental Microbiology, 1984, 48: 497~503

  使用微信“掃一掃”功能添加“谷騰環保網”

相關文章