好氧颗粒污泥的培养.doc

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1、好氧颗粒污泥的培养好氧颗粒污泥1,2, 3(aerobic granular sludge, AGS)是微生物在特定的环境下自发凝聚、增殖而形成的颗粒状生物聚合体，它具有许多普通活性污泥难以比拟的优点，如致密的结构、良好的沉降性能、 多重生物功效(有机物降解、 脱氮、除磷等)、高耐毒性、 相 对较低的剩余污泥产量等得益于这些优点，AGS已成为废水处理领域的研究热点 4.迄 今为止，AGS的绝大部分研究成果都来自于间歇式运行反应器5, 6, 7, 8, 9, 10, 11, 12,13, 14，女口 SBR SBAR等然而，研究结果15表明，长期运行的 AGS反应器会出现不稳 定甚至解体现象，这

2、说明间歇式反应器并非是好氧颗粒化的最佳选择序半连续式反应器(sequencing fed batch reactor ，SFBR)是近年来发展起来的一种新 型反应器，主要特征是连续进水，反应完后一次性排水.目前，在SFBR中利用活性污泥对废水进行处理的研究已见报道16, 17, 18, 19, 20, 21，也有针对连续进水22或分段进水23, 24, 25 对SBR中的AGS稳定性影响的报道，而有关SFBR中成功实现好氧颗粒化的研究鲜有报道相比于SBR SFBR运行灵活、控制简便，较容易建造、实施，若能实现好氧颗粒化及稳定运行无疑会增加AGS反应器的形式.因此，本研究尝试在 SFBR中进行A

3、GS的培养，并对 AGS的特性进行研究，以期为 AGS技术的发展提供理论支持1材料与方法1.1试验装置及运行方式1.1.1 试验装置反应器总高度2.3 m，内径8.4 cm，有效容积11.64 L(有效高度2.1 m)，排水口距底 座高度54 cm(换水率74.3%).模拟污水由蠕动泵从反应器底部引入(进水口距底部高4 cm)，压缩空气由空压机提供，经硅胶管后由曝气砂头从反应器底部压入.试验装置见图1所示.图1试验装置示意1.1.2周期组成反应器在09:0021:00运行周期为6 h，其余为12 h 一周期，厌氧/好氧(A/O)交替运 行，厌氧期不搅拌，除沉淀、排水外，反应器均为连续进水，当水

4、位达到有效高度 (2.1 m)时停止进水及曝气，沉淀 315 min后排出上清液，反应器进入下一循环周期培养过程中根据污泥的沉降性能逐渐减少沉淀时间具体见表1所示运行天数闭时段厌氧逬水励也好氧反应min沉淀fmln09:0021:00302431521:00-次日 095806236-1009:00-21:008Q2481021:00-次曰 0950062B11-1509:00-21:003Q250821:00-次日 0950063016-200900-21:0030252621:00-次曰 gDO8063221-2509:00-21:008Q2544欠日 EDOSO63426-&30

5、900-21:0080255321:000090080635表1反应器周期组成1.1.3其它运行参数运行过程中根据反应器对污染物的去除效果而改变COD NH+4-N、TP的浓度，具体见表2.运行天数时段流重ifcfc农度mg有机负荷 ?kg (m3 df1CODNHMJTP1*1309:00'21:001.3&1 00050102.2021:00'次曰09:000.6914-3fln09:00-21:001.391 000601022021:00-次日09:0006939-420900-21 001 391 20065152 6421：00'SB09:000.6

6、&43-5309:00*21:001 391 40070153.0821:00亠次日0-9:000.6954-6309:00-21:001.391 20065152.6421:00509:000.69表2反应器运行参数1.2接种污泥接种5 L化粪池污水和500 mL序批式好氧颗粒污泥反应器（AGSBR出水，连续曝气1 d后采用SBR运行模式（6 h 周期-1，4个周期 d-1），COD从 500mg L-1逐渐增至 800mg L-1，第2 d时反应器内即出现了细小的生物絮体，并夹杂着少量好氧颗粒污泥（SBR中排出的解体颗粒）.运行8 d后培养出沉降性能良好的活性污泥，颜色主要为黄色.

7、反应器污泥浓度达到 2 558 mg L-1 , SVI 30.11mL g-1 , MLVSS/MLSS 0.45.活性污泥的 形成过程见图2.图2活性污泥培养过程数码照片1.3模拟污水模拟污水成分及浓度见表 3 ,对应的COD TIN、TP浓度为1 000、50、10mg L-1 , 微量元素添加量为 1 mL L-1模拟污水，根据反应器内污泥生长状况不断调整C、N、P的浓度配比，其它成分不变 當里兀寿组分浓度/rng L-1微重兀素组分浓度旳CHjCOONa1 465.0H汩60.05NH4CI191.07C0CI: 6H；O0.05kh:po443.S7CuCi2003CaCI:150

8、.0MnSO*0.05FeSO47H：O30,0AlClj0.06IdgSQx 7H：03375ZnCI；0.05NiCI：0.052HzO005表3模拟污水组成1.4分析方法COD NH+4-N、NO-2-N、TP、 电导率均采用国家标准分析方法测定 26，NO-3-N采 用麝香草酚分光光度法， TIN=NH+4-N+NO-3-N+NO-2-N; SV 、SVI、MLSS、MLVSS 采用标准方法；颗粒污泥粒径分布采用标准筛筛分测定，标准筛孔径分别为：0.30、0.60、1.0、1.43、2.0、4.0 mm，测量经筛分后各粒径范围内污泥的MLSS计算其占总 MLSS的质量分数后得到粒径分布

9、情况 （0.3 mm的视为颗粒，其所占质量分数称为颗粒化率），平均粒径从筛上累积质量分数曲线上查出，对应的累积筛上、筛下污泥质量分数均为 50%;使用Canon数码照相机记录颗粒形态.胞外聚合物（extracellular polymeric substances， EPS）的提取方法为：将摇匀后的污泥样品25 mL放置于离心管中，在 4C, 2 000 r min-1下离心10 min，沉淀物溶解于 磷酸盐缓冲液，放置于80C恒温水浴中加热 60 min,提取EPS然后在10 000 r min-1下离心30 min，上清液过滤后用于EPS成分分析27.蛋白质测定采用考马斯亮蓝试剂法，多糖测

10、定采用硫酸-苯酚法.2结果与讨论2.1污泥形态变化培养过程中污泥的形态变化见图3.观察发现：随着沉降时间的减小，松散的絮体污泥逐渐转变为较大的菌胶团，11 d时几乎全部以大片菌胶团和细小颗粒形式存在，28 d时AGS占绝对优势（颗粒化率为86.12%），所形成的好氧颗粒污泥呈黄色、形状不规则，且粒径较小（平均粒径0.56 mm）.此后，反应器内始终以AGS为主，但当改变运行条件时，污泥会出现短暂的不适应期，部分 AGS会变得很疏松，出现絮状物 4353 d内由于进水浓度高致使 反应器内液体含盐量过大(测得混合液电导率为 3.05 S m-1)，液体比重的增加使得部分 AGS悬浮在反应器上部难以

11、下沉，造成污泥的大量流失，使得污泥负荷迅速增加，加之渗透 压的增加使得微生物细胞出现不适情况，以致部分AGS出现解体，降低负荷后(5463 d)AGS形状变得更加不规则，且污泥颗粒颜色变浅图3好氧颗粒污泥形态变化数码照片2.2污泥的理化特性2.2.1 SVISVI变化情况见图4(a). 从中可知：正常情况下的污泥SVI保持在70mL g-1以下，但当运行条件改变时污泥的SVI会出现波动.运行初期(14 d)由于污泥量较少、污泥无机成分较高，造成 SVI较小；随着污泥量的增加，SVI值趋于平缓.第16 d时提高了氮负荷， 污泥变得松散，沉降性能变差，反应器中混合液变得黏稠和浑浊，可能是异养菌难以

12、承受氨氮突然增加造成的冲击，出现细胞破裂及死亡，导致大量污泥随出水排出反应器，SVI急剧下降，随着污泥逐渐适应进水水质，SVI值趋于稳定.第32 d实验室停电、反应器处于静置状态，33 d的SVI有所上升，随着微生物逐渐适应周围环境后SVI又逐渐降至80 mL -g-1以下.43 d后由于进水盐度较高，AGS出现解体、沉降性能变差，54 d降低进水负荷后 SVI值出现一定下降.图4运行过程中SVI、MLSS EPS含量及PN/PS变化情况2.2.2 污泥浓度(MLSS)MLSS勺变化情况见图 4(b). 从中可知，MLSS整体呈下降趋势 14 d 时MLSS有短暂 的上升，随着沉降时间的缩短，

13、沉降性能差的絮体污泥被排出反应器，MLSS逐渐减小，14 d时由于提高了 NH+4-N浓度、污泥出现短暂不适应而造成MLSS显著降低，待污泥适应新环境后MLSS基本稳定在2 0003 000 mg L-1之间(1831 d) , 42 d以后由于反应器内高含 盐量导致污泥难以下沉而大量流失，MLSS寺续下降最终低于1 000 mg L-1.反应器运行过程中未能保持较高的污泥量，一方面是当运行条件改变使微生物不适应造成污泥流失所致 ; 另一方面是夜间连续进料使曝气阶段反应器内底物浓度较低、易造成丝状菌生长37, 38,39，为维持AGS的稳定需采取较短的沉降时间及时排出絮体污泥，也造成了一定的污

14、泥流 失.2.2.3胞外聚合物(EPS)EPS含量及PS/PN分别见图4(c)、图4(d). 由图4(c)可知：EPS含量(以MLVSS十) 处于波动状态，159 d内呈上升趋势，59 d时达到最大值373.24 mg g-1，较培养初期 增加了约2.5倍，这与大量研究得出的 EPS有利于细胞之间的自凝聚及AGS的稳定性维持28,29, 30是一致的，运行后期由于 AGS出现解体，导致EPS急剧下降.由图4(d)可发现PN/PS 在116 d逐渐增大，1752 d基本保持在1左右，53 d以后迅速下降至 0.3以下，表明蛋 白质在EPS中的比例先增加、后趋于稳定，最后又急剧下降.研究表明：EP

15、S中蛋白质与多糖的组成对 AGS的稳定性有显著影响29, 30, 31，但二者谁起决定作用还存在争议.本研究表明当AGS出现解体时蛋白质含量显著下降，说明EPS中蛋白质对SFBR中AGS的稳定性有重要影响.2.2.4 粒径分布反应器内污泥的粒径分布见图5所示.从中可知，随着逐渐缩短沉降时间，反应器内污泥的粒径逐渐增大，4、14、21、28 d时对应的平均粒径分别为： 0.19、0.43、0.54 及0.56 mm.同时，粒径小于0.3 mm的污泥的比例逐渐减少，反应器的颗粒化率逐渐增大， 可以看到污泥的颗粒化率由初期的18.17%上升到86.12%,但0.30.6 mm内 AGS始终占主导，这

16、可能与SFBR中较低的底物传质梯度有关，粒径大的AGS部难以得到基质而极易解体.随 后由于污泥量减少及沉降性能变差，未进行粒径分析r-i 和 d图5第4 d、14 d、21 d、28 d粒径分布2.3反应器对污染物的去除效果2.3.1 COD去除效果反应器对COD的去除效果见图6.从中可以看到，除异常波动外，反应器对COD勺去除 率基本维持在 90%左右，正常情况下出水 COD、于100mg L-1 ,表明连续进料下 AGS寸COD 亦具有较好的去除效果，这主要得益于AGS致密的结构和较高的生物活性 .Q in30 4n *u><0I #«催呷口 E'«

17、删驷Ma»0buinJl5uluuM TJ.r-su图6出水COD浓度及去除率232脱氮效果各态氮的浓度变化及 TIN去除率见图7.可以看出，反应器对 NH+4-N TIN的去除效果波动较大，去除率分别为44.45%94.72%及43.87%93.13%.分析原因：一是改变氮负荷时会有短暂的不适应，此时的脱氮效率较差；二是连续进料使得部分 NH+4-N未被氧化即排出反应器从图7中还可以看出，出水中NO-3-N浓度绝大部分时间均高于NO-2-N浓度，但也并未出现明显的 NO-3-N、NO-2-N积累，分析可能是AGS的内部分层结构发生了同步硝 化反硝化作用，而连续进料为反硝化提供了所需

18、的碳源图 7 出水 NH+4-IN NO-3-N、NO-2-N、TIN 浓度2.3.3 TP去除效果反应器对TP的去除效果见图8.从中可知，反应器对TP去除效果波动较大，去除率在44.50%97.40%之间.分析原因：一是改变运行条件会有短暂的不适应，此时的除磷效果较 差；二是连续进料使得部分 TP未完全反应.除14 d突然提高氮负荷造成系统短暂不适应 外，TP去除率可维持在 60%以上 .图8出水TP浓度及去除率2.4典型周期污染物降解规律241 COD周期降解规律典型周期内COD勺降解规律见图9(a).可以发现，由于厌氧期内未曝气、也未搅拌，使反应器中COD逐步升高，90 min时达到32

19、1.95mg L-1，开始曝气后积累的 COD被 AGS 迅速吸附并降解，200 min以后反应器内 COD浓度趋于平稳并维持在100mg -L-1以下.SFBR中厌氧/好氧交替及连续进料的运行模式使其流态在时间上具有一定的推流特征，可为生化 反应提供较大的传质推动力，这被认为可有效抑制丝状菌过度生长37, 38, 39.2.4.2氮周期降解规律典型周期内氮的降解情况见图9(b).厌氧期内(080 min)由于连续进料且未搅拌，NH+4-N TIN的浓度逐渐升高，好氧期内二者均出现一定的波动，但波动幅度不大.另外，硝氮、 亚硝氮呈交替升高、降低情况.分析原因包括：一是进水中的NH+4-N氧化不

20、完全及混合不均匀使 NH+4-N TIN上下波动；二是发生氨氧化及硝化反应的同时，进水提供的 碳源即可与NO-3-N发生反硝化，亦可与NO-2-N发生反硝化，由于两种过程随机进行，使得NO-3-N、NO-2-N浓度上下波动.2.4.3 TP周期降解规律典型周期内TP的降解情况见图9(c). TP的浓度总体呈下降趋势，但变化幅度较小，基本维持在3.0mg L-1左右.虽然设置了 80 min的厌氧期，但并未出现传统除磷机制中 明显的厌氧释磷及好氧吸磷状况，厌氧段的长短对TP的去除效果及除磷机制尚需后续深入研究.图9典型周期COD NH+4-N及TP降解规律3 SFBR中好氧颗粒化的机制探讨及稳定

21、性分析对于好氧颗粒化过程来说，选择压假说32,33越来越受到学者们的认可选择压34分为水力选择压和生物选择压，前者是通过控制反应器结构特性和水力条件等将性能差的污 泥淘汰出反应体系，后者通过改变混合液中营养成分的负荷来使适应此负荷的微生物生存下 来而不能适应的微生物逐步消退本试验主要是通过控制沉淀时间、水力剪切力、A/O交替运行等水力选择压来促进 AGS的形成主要表现在：通过逐渐缩短反应器的沉淀时间， 逐渐将沉降性能差的絮体污泥排出，而沉降性能好的菌胶团逐渐得到富集；反应器采用较 大的高径比(H/D为25)及较大的曝气量(0.240.40 m3 -h-1),可为反应器内提供连续、均匀的水力剪切

22、力(1.22 cm - s-1)，研究表明它们能刺激细胞EPS的分泌及疏水性的增加，促进细胞之间的自凝聚35,36;A/O交替运行方式使 SFBR在前80 min内呈理想的推流流态，而好氧期内呈完全混合状态，相比于完全混合式反应器，这种模式可为生化反应提供较大的传质推动力，使得菌胶团在同丝状菌的生长竞争中处于优势地位37, 38, 39，有利于AGS的形成.通过逐步提高选择压，28 d后在SFBR中成功培养出了 AGS但32 d后反应器内污泥量持续下降，42 d时反应器内出现AGS解体现象.除操作条件不当，如检修期静置、进水含盐量过高造成污泥流失及解体外，后期反应器内丝状菌过度繁殖，并在生长竞

23、争中逐渐占优势是AGS解体的主要原因.主要表现在：通过提高进水浓度及A/O运行模式可在SFBR中创造较高的传质推动力，这在白天12 h内可一定程度上维持 AGS的稳定性，但限于自动控制水平，夜间存在635 min的好氧反应期，长时间的好氧饥饿期不仅不利于AGS的稳定性维持40,41、亦容易造成丝状菌生长37, 38, 39，使得AGS在生长竞争中逐渐处于劣势，为 及时将沉降性能差的絮体污泥排出仍需维持较短的沉降时间(3 mi n)，致使每天早上排水时较多污泥被排出，污泥的生长量难以补充污泥的流失量，最终导致了AGS的解体.为维持SFBR中AGS的稳定性，后续研究需提高反应器的自动控制水平，并将

24、有机负荷、污泥负荷42控制在合理范围内.具体参见污水宝商城资料或 更多相关技术文档。4结论(1) 利用自行培养的活性污泥作为接种污泥，采用厌氧/好氧交替、逐渐缩短沉淀时间等策略(选择压法)，28 d后在SFBR中成功培养出 AGS.所形成的AGS呈黄色、形状不规则， 且粒径较小.正常情况下的污泥 SVI保持在70mL g-1以下，运行中后期出现污泥流失及 解体，AGS形状变得更加不规则，且颜色变浅.(2) 在63 d的运行时间里，除异常波动外，反应器对COD勺去除率基本维持在 90%左右,正常情况下出水 CO小于100mg L-1，反应器对 NH+4-N TIN的去除效果波动较大，去 除率分别为 44.45%94.72%及43.87%93.13%，对TP的去除率在 44.50%97.40%之间，正常 情况下TP去除率可维持在 60%上，表明AGS对污染物具有较好地去除效果.(3) 反应器中未能维持较高的污泥浓度，后期出现污泥解体，主要是夜间长时间的好氧饥饿期容易造成丝状菌过度生长，使得AGS在生长竞争中处于劣势，较短的沉降时间使大量沉降性能差的絮体污泥被排出，最终导致了AGS的解体.