好氧颗粒污泥的形成机理初探
摘要：以活性污泥曝气池中的絮状活性污泥为接种污泥，在实验控制的条件下，在序批式运行的反应器中可以快速地形成颗粒污泥，反应器启动4 d就开始形成颗粒污泥,趋于成熟后，SVI值在50~60 mL/g, 直径在2~4 mm，MLSS达到6.8 g/L。好氧颗粒污泥具有良好的COD去除率和良好的沉降性能，并对好氧颗粒污泥的基本性质及形成机制作了初步的 分析 。
关键词：好氧颗粒污泥 颗粒化过程 剪切力
在生物处理系统中，处理效能的高低主要由微生物的特性及微生物的浓度所决定，反应器内生物量越大，活性越高，沉降性能越好，单位体积反应器的处理效率会越高。对于厌氧生物处理，高效的UASB (upflow anaerobic sludge blanket) 反应器的处理负荷可达到 40 kg / (m3·d)[1], 其主要原因就是UASB 中活性污泥以颗粒状存在。因此，在反应器中积累大量的活性污泥，而且沉降性能好，不需要额外的沉淀池。近几年， 研究 已经转向开发SBR(sequecing batch reactor)反应器中的好氧颗粒污泥[2-4]。相对于常规的好氧污水处理系统，好氧颗粒污泥存在着如下优点, 规则的、密实的、坚固的微生物结构，良好的沉降性能，较高的微生物量，以及对有机负荷冲击的应变能力强等。Morgenroth[2] 和Peng[5]等人的 文献 中提到，好氧颗粒污泥的形成的时间分别需要20和40 d左右。
目前 ，国内外对好氧颗粒泥的研究刚刚起步，没有足够的文献对其形成机制、进化过程等进行明确的阐述。本研究工作旨在通过跟踪观察好氧颗粒污泥的快速形成及生长过程，对其形成机制进行初步的探讨。
1. 实验材料与 方法
1.1 实验装置
实验所用反应器为上流式玻璃圆柱体，内径为5 cm，总高度为70 cm，有效容积为1.5 L，实验在室温下运行。接种污泥取自上海市闵行污水处理厂，接种量为600 mL (污泥浓度为 1.86 g/L)活性污泥。采用体外曝气的方式通过回流水提供溶解氧。每昼夜运行2或3个周期，每个周期包括10 min沉淀，5 min进水，5 min 排水，其他时间为曝气反应时间。
1.2 实验用水
采用人工合成模拟废水(表1) 。
表1 模拟废水的成分
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基质名称 浓度 /（g.L-1） |
基质名称 浓度 微量元素[10] /（μg.L-1） |
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C6H12O6 0.9375 NaAC 1.28 蛋白胨 0.005 NH4Cl 0.20 K2PO4.3H2O 0.08 CaCl2 0.02 FeSO4.7H2O 0.02 MgSO4.7H2O 0.03 |
H3BO3 0.05 ZnCl2 0.05 CuSO4.5H2O 0.06 MnSO4.H2O 0.05 (NH4)6Mo7O24.4H2O0.05 AlCl3.6H2O 0.091 CoCl2.6H2O 0.05 NiCl2.6H2O 0.092 |
1.3 分析项目和方法
(1)COD、SV、MLSS,、 SVI等均按照美国国家标准方法[9]分析测定。
(2)颗粒的形成过程及微生物相变化通过数码相机和光学显微镜(UNIC M250)跟踪观察。
(3)耗氧速率 OUR通过溶氧仪(WTW-oxi197i)测定并 计算 得到。
2. 实验结果及讨论
2.1 概要观察
反应器通过接种600 mL絮状活性污泥启动，种泥的SVI值为187 mL/g。在反应器中沉降10 min后，污泥床的体积为295 mL，经过12 h驯化后，污泥床的体积变为163 mL，此后，污泥床开始增长，这意味着驯化期的结束。 从第4 d开始定期监测每个周期COD降解情况，参见图1。COD的去除基本发生在前2 h内，在每一个循环时间内，后半周期的微生物均处于饥饿状态。这样，微生物就会经历高基质浓度期与饥饿期不断交替的变化，从而引起微生物表面特性的变化，再在上升流态的水力剪切的作用下，就会逐渐形成颗粒污泥。Tay[6]等人也提出，周期性的好氧饥饿段触发了微生物的聚集，进一步增强细胞间的相互作用，从而形成较致密的微生物聚集体，这在颗粒化过程中是关键的一步。
图1 每个周期前6 hCOD曲线
由图1还可知，随着颗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，这与颗粒化污泥形成的过程中，微生物量的逐渐增大是分不开的。
为防止反应器壁上过多的生物膜的生长，要频繁的清洗器壁。如果器壁上微生物的生长占优势，就不利于颗粒污泥的形成。这是因为形成生物膜的微生物与形成颗粒污泥的微生物形成竞争机制，当生物膜的生长由于清洗器壁受限时，微生物就会主要以颗粒污泥的形式生长。Morgenroth[2]等人也发现了类似的现象。
2.2颗粒化污泥快速形成过程
图2 a–d形象地表明了在人工配制的模拟废水系统中，好氧颗粒污泥的进化过程。图2a为取自污水厂的新鲜活性污泥,从外观上看主要由絮状微生物组成，在显微镜下观察，可以发现该污泥中存在着大量的丝状菌。启动1 d后，驯化期结束，污泥床开始增长。但污泥主要还是以絮状体为主，且颜色没有变化。图2b为运行4 d的颗粒污泥，污泥逐渐驯化成较不规则的颗粒状，但颗粒比较松散，且颜色逐渐变为淡咖啡色,显微镜下依然可以看到丝状微生物的大量存在。图2c为运行10 d的照片，颗粒污泥已完全转变为黄色，且颗粒直径都比较均匀。图2 d为运行16 d趋于成熟的颗粒污泥，在显微镜下观察，发现丝状微生物逐渐在减少，而颗粒污泥也逐渐由松散转为密实，形状为较规则的球形，颗粒污泥基本达到成熟。好氧颗粒污泥的表面和横截面的电镜照片(图3)表明，好氧颗粒污泥是由多种微生物相互作用而构成的密实的具有多孔状的通透性结构，而这种结构又增强了基质和气体传递。
a.(接种污泥) b.(4 天)
c. (10 天) d (16 天)
图2 不同时期颗粒污泥的照片
图3好氧颗粒污泥的表面(左图)和横截面(右图)的电镜照片
在培养好氧颗粒污泥的过程中，COD负荷不断提高，而出水COD也经历了由高到低，再由低到高的轻微波动的过程。图4给出了运行过程中，COD 的去除情况。由图4可知，在好氧颗粒污泥形成的过程中，进水COD波动较大，原因与反应器中微生物量的变化有关。同时，较高浓度的COD可以克服传质阻力，有利于絮状的和颗粒状的污泥生长。当颗粒污泥形成后，微生物量增加，所以在较高的COD负荷下，出水水质仍基本可以保持在30~100 mg/L之间。
启动期，进水COD 浓度保持在700 mg/L，COD的去除率在91.7%~94.6% , 在较高的COD进水浓度(1500 mg/L),去除率也在90%以上，出水COD可以稳定在100 mg/L左右。这说明，颗粒污泥的形成能够使反应器中有较高的微生物量，并具有较高的COD降解能力。
图4 反应器中COD 去除情况
2.3颗粒污泥的特性
实验中测量了种泥和不同时期颗粒污泥的特性，种泥的SVI值为 187 mL/ g , MLSS为1.86 g/ L 。启动4 d后，SVI值降为82 mL/ g, 形成较为密实的微生物聚集体。运行10 d后，SVI值进一步降为 62 mL/g, 形状渐变为较规则的球形，且颗粒在反应器中占主体, 见图2.c。成熟的颗粒污泥的SVI值在50~60 mL/g之间。同时，在运行过程中，随着运行时间的增加，污泥沉降性能逐渐变好，上升流速逐渐增大，增强了水力剪切力。在水剪切力的作用下，污泥逐渐驯化成较规则的球形。上升流速的增大在一定程度上又促使SVI值的降低和污泥浓度的增加。三者相互关系如图5所示。
图5 上升流速对SVI值及污泥浓度的 影响
Tay[7]和Liu[8]等人也证实了水力剪切力的在颗粒化中的重要作用。启动后，反应器中的生物量浓度也是逐渐在增加，16 d后，污泥浓度达到6.8 g/L，OUR值达到56.5 mgO2/g(MLVSS).h。趋于成熟的颗粒污泥直径分布于2~4 mm之间。颗粒污泥良好的沉降性和致密的微生物结构，使生物处理系统中有较高的微生物停留，确保了有机物的快速去除，为好氧颗粒污泥的 工业 化 应用 提供了广阔的前景。
2.4 颗粒化污泥快速形成机理初探
SBR系统以进水、曝气、沉淀和排水的序批式模式运行，这样，好氧饥阶段在SBR运行模式中是存在的。从图1可以看出曝气阶段的大约80%是都处在好氧饥饿段，而周期性好氧饥饿段是反应器中微生物聚集的有效触发，而且继续加强细胞间的相互作用，从而形成较致密的微生物聚集体，
如图2b所示，这是颗粒化过程中关键的一步。而Kjelleberg and Hermansson[11]也证明，微生物在饥饿状态表面变得更加疏水，这恰好有助于微生物的粘附和聚集。SBR系统中阶段性的饥饿是活性污泥颗粒化的有效触发，然而，其他运行条件也不能忽略，尤其是水力剪切力和反应器中水的流动方式。本实验采用在回流水中曝气的方式来提供溶解氧，避免气泡与活性污泥的直接接触，在一定程度上有助于初期微生物的快速粘附与聚集，但供氧效率在一定程度上受到局限。同时，据推断，上升的水流产生的剪切力在颗粒化快速形成中也起到了重要的作用。
3 结 论
(1) 本 研究 表明，好氧颗粒污泥能够在4–5 d快速培养出来，且颗粒污泥的形成是从种泥到较致密的微生物聚集体，进一步进化为颗粒污泥，最后形成成熟的颗粒污泥的过程。
(2) 颗粒污泥的浓度比普通的絮状污泥要高得多，本实验中可达到6.8 g/L，沉降性能也比普通的絮状污泥好得多，SVI值在50~60 mL/g之间。实验中还发现随着上升流速的增加，SVI值呈降低趋势，而污泥浓度则是逐渐增大的。较成熟的颗粒污泥直径多分布于在2~4 mm。
(3) 从实验研究中可以初步认为颗粒污泥的形成机制是水力条件和SBR运行模式共同作用的结果。周期性好氧饥饿段的存在是颗粒化中关键的一步。选择适当的曝气方式和反应器流态有助于好氧颗粒污泥的快速形成。
参考 文献
1 陈 坚，王 强，堵国成. 好氧颗粒污泥的形成及性质. 无锡轻 工业 大学学报， 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
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