連續流一體化氧化溝中好氧顆粒污泥培養初探

黃 梅，陳冠言，包永維，朱越平，殷旭東，聶麗君

(廣東石油化工學院環境與生物工程學院，廣東 茂名 525000)

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連續流一體化氧化溝中好氧顆粒污泥培養初探

黃 梅，陳冠言，包永維，朱越平，殷旭東，聶麗君

(廣東石油化工學院環境與生物工程學院，廣東 茂名 525000)

一體化氧化溝；連續流；好氧顆粒污泥；生活污水

好氧顆粒污泥是在一定培養條件下由微生物自凝聚形成的一種高活性粒狀活性污泥，也是一種特殊形式的生物膜，具有沉降性能好、結構致密、持留生物量大、抗沖擊負荷和抵御有毒有害物質能力強等優點[1-3]，受到眾多學者的廣泛關注。隨著研究的深入，好氧顆粒污泥技術已得到快速發展，對其機理的研究從宏觀轉向微觀，處理的廢水也從模擬廢水轉向實際廢水，但好氧顆粒污泥系統啟動慢、長期運行穩定性差等問題嚴重制約了其工業化應用。同時，現有的研究多在間歇式反應器中進行，所得的研究成果并不適用于實際工程中廣泛應用的連續流工藝。為了加快好氧顆粒污泥技術在實際工程中的應用步伐，有必要深入研究連續流工藝中好氧顆粒污泥的形成機制、特性及對污染物的去除效率。

作者采用連續流一體化氧化溝處理校園生活污水，探討其培養好氧顆粒污泥的可行性，以期為好氧顆粒污泥技術在連續流工藝中的應用提供基礎數據和理論指導。

1 實驗

1.1 材料

接種污泥取自茂名第一污水處理廠的曝氣池，污泥顏色為黃褐色，混合液污泥濃度MLSS約為3 500 mg·L-1，污泥體積指數SVI為68.5 mL·g-1。

1.2 裝置

實驗裝置為帶側溝固液分離器的一體化氧化溝(圖1)，長1.68 m，寬0.48 m，單溝寬0.24 m，有效水深0.4 m，有效容積約303 L，側溝固液分離器有效尺寸為：長0.9 m、寬0.1 m、深0.3 m。采用微孔曝氣條曝氣充氧，在進水端裝有一個水下攪拌器，主要起推流的作用，以保證混合液在溝中循環流動。混合液在固液分離器中進行固液分離，清水從鋸齒形溢流堰溢流后經出水口排出。

1.3 培養方法

圖1 一體化氧化溝裝置示意圖

目前，對好氧顆粒污泥的培養多采用合成污水在間歇式反應器中進行，而本實驗在常溫條件下，采用校園生活污水在連續流一體化氧化溝中進行。運行過程中，進水流量控制在20～40 L·h-1，溶解氧(DO)濃度維持在2～4 mg·L-1。通過增大進水流量來縮短污泥沉降時間，利用沉降選擇壓將細小、質輕的污泥淘洗出反應器，沉降性能好的污泥則保留在反應器內，再利用曝氣和推流攪拌協同作用所提供的剪切力促進微生物間的絮凝、粘附，進而形成好氧顆粒污泥[4]。

1.4 檢測方法

2 結果與討論

2.1 好氧顆粒污泥形態的變化(圖2)

圖2 好氧顆粒污泥形態的變化

實驗過程持續60 d，分兩個階段：第1～21 d為第一階段，第22～60 d為第二階段。第15 d，反應器內有少量的顆粒污泥，粒徑在200～400 μm之間(圖2a)，肉眼可見，但其外觀并非規則的圓形，而是在顆粒表面伸展出少量的絲狀菌。第17 d，由于設備故障導致反應器內的污泥急劇減少，MLSS低于1 000 mg·L-1。第19 d，反應器內出現大量規則的圓形顆粒，粒徑在200～400 μm之間(圖2b)。為了增大反應器中的污泥濃度，第22 d向反應器內添加接種污泥，MLSS達到2 000 mg·L-1以上。隨著反應器繼續運行，第一階段出現的規則的圓形顆粒污泥消失，取而代之的是一些有絲狀菌向外伸展的小顆粒污泥(圖2c)，污泥沉降性能變差，固液分離器泥水分離效果變差。后期，絲狀菌大量繁殖，反應器中仍有少量大粒徑的顆粒污泥存在，但其結構松散，邊緣是發散生長的絲狀菌，此時反應器去污效果很差，系統接近崩潰，在調節運行參數仍無法改善后，第60 d停止反應器的運行。

2.2 對污染物的去除效果

2.2.1 COD的去除效果(圖3)

圖3 一體化氧化溝對COD的去除效果

從圖3可以看到，第一階段和第二階段前期，COD去除率基本在 80% 以上，出水 COD低于 100 mg·L-1；而第二階段后期COD去除率明顯下降，僅為60%～70%，出水COD超過100 mg·L-1。這是因為，COD的去除效果主要受DO濃度和污泥狀態的影響，第一階段由于污泥濃度較小，DO濃度可以維持在2～4 mg·L-1，能使有機物充分降解；第二階段前期再次添加接種污泥后，曝氣設備充氧能力不足，反應器中的DO濃度明顯下降，但此時污泥濃度較大，可以暫時緩解DO濃度下降的影響，COD去除率仍可維持在80%以上；第二階段后期，顆粒污泥出現絲狀膨脹、解體，大量污泥排出反應器，COD去除率下降，水質惡化。

圖4 一體化氧化溝對-N的去除效果

2.2.3 TN的去除效果(圖5)

圖5 一體化氧化溝對TN的去除效果

從圖5可以看到，TN的總體去除效果較差，污泥狀態較好時TN去除率也僅為30%～40%。第23～27 d TN去除率突然升高，這是因為添加了接種污泥，較大的污泥濃度導致反應器中DO濃度降低，有利于反硝化反應的進行，從而提高了TN去除率。

2.2.4 TP的去除效果(圖6)

圖6 一體化氧化溝對TP的去除效果

傳統理論認為，微生物對磷的去除主要通過聚磷菌厭氧釋磷和好氧吸磷實現[6]。而反硝化除磷理論認為，在缺氧環境下，反硝化聚磷菌可以利用硝氮和亞硝氮作為電子受體實現反硝化和吸磷[7]。實驗過程中，即使反應器中的DO濃度波動較大，但基本維持在缺氧或好氧狀態，污泥外部環境并未出現厭氧狀態。從圖6可以看到，在第13～23 d，TP去除率呈上升趨勢，最高可達55.27%。這是因為，這個時間段反應器為好氧狀態，好氧顆粒污泥最多，導致TP去除率升高。可能是由于污泥密實的結構和較大的粒徑限制了DO的傳質作用，從而在好氧顆粒污泥內部形成厭氧或缺氧區，為磷的去除創造了適宜的條件。

2.3 好氧顆粒污泥形成機制探討及穩定性分析

選擇壓驅動假說是好氧顆粒污泥形成的機理之一。該假說認為，通過控制沉降時間可以把在特定的時間范圍內沉降率大的好氧顆粒污泥保留在反應器內，而沉降性能差的則會被淘洗出去[1]。目前，好氧顆粒污泥的培養多在間歇式反應器中進行，可以通過控制污泥的沉降時間來實現淘洗過程。王苗[8]在合建式氧化溝系統中培養好氧顆粒污泥時，采用可調容積式沉淀池，通過控制一定的選擇壓促進好氧顆粒污泥的形成。本實驗采用的一體化氧化溝反應器的固液分離器是固定容積的，必須通過調節進水流量來改變污泥沉降時間，但進水流量的改變又會影響到水力停留時間和污泥有機負荷。因此，沉降時間的改變會導致一系列運行參數的改變，這也是在連續流反應器中較難實現污泥顆粒化和維持顆粒穩定性的問題所在。

水力剪切力是形成好氧顆粒污泥的重要影響因素之一[9]，是由機械攪拌或曝氣過程中產生的水流、氣流造成粒子之間的摩擦引起的[10-11]。研究表明，剪切力超過一定限值時才能形成好氧顆粒污泥，較大的水力剪切力有利于形態規則、結構密實的顆粒污泥形成[12]。 實驗前期，攪拌器提供的推流作用和曝氣充氧的上升氣流為反應器中的混合液提供了較大的水力剪切力，為好氧顆粒污泥的形成提供了必要條件，同時，反應器中水流的水平環向運動模式也對污泥顆粒化過程起到了推動作用。

實驗后期，反應器內絲狀菌過度繁殖，是好氧顆粒污泥解體的主要原因。一般認為營養匱乏、低負荷、低DO濃度、低溫以及較小的pH值容易引發絲狀菌膨脹[13]。本實驗用水氮、磷充足，水溫在20 ℃以上，pH值在6.8～7.2之間，因此營養、溫度和pH值均不是絲狀菌膨脹的原因。利用顯微鏡觀察好氧顆粒污泥的形態變化，發現第15 d形成的好氧顆粒污泥邊緣有少量的絲狀菌(圖2a)，但第19 d形成的好氧顆粒污泥增多且較為光滑、規則和密實(圖2b)。其可能原因是第一階段前期，污泥濃度較大，單位質量污泥所獲得的有機物較少(即污泥有機負荷較低)；第17 d，由于設備故障造成反應器中污泥大量流失，污泥濃度變小，而進水流量并沒有改變，從而使污泥有機負荷相對增大。由此可見，較高的污泥有機負荷有利于污泥的顆粒化，同時也可以抑制絲狀菌膨脹。而在第二階段，由于添加了接種污泥，反應器中污泥濃度增大，但曝氣設備DO濃度不足，使得反應器在長時間內維持較低的DO濃度。較低的污泥有機負荷和低DO濃度協同作用，促使絲狀菌大量繁殖并逐漸成為優勢菌種，從而引發絲狀菌膨脹。

3 結論

[1] 彭永臻,吳蕾,馬勇,等.好氧顆粒污泥的形成機制、特性及應用研究進展[J].環境科學,2010,30(2):273-281.

[2] 王建龍,張子健,吳偉偉.好氧顆粒污泥的研究進展[J].環境科學學報,2009,29(3):449-473.

[3] 方芳,朱潤曄,張麗麗,等.好氧顆粒污泥共代謝降解MTBE及微生物群落研究[J].環境科學學報,2008,28(11):2206-2212.

[4] 李媛,沈耀良,孫立柱.SBR處理生活污水好氧顆粒污泥的培養研究[J].環境工程學報,2010(7):1537-1540.

[5] 國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法[M].第四版.北京:中國環境科學出版社,2002:107,211,246,255,277-279.

[6] 趙丹,任南琪,陳堅,等.生物除磷技術新工藝及其微生物學原理[J].哈爾濱工業大學學報,2004,36(11):1460-1462.

[7] 王榮昌,司書鵬,楊殿海,等.溫度對生物強化除磷工藝反硝化除磷效果的影響[J].環境科學學報,2013,33(6):1535-1544.

[8] 王苗.小試氧化溝中好氧污泥顆粒化[D].杭州：浙江工業大學,2012.

[9] 崔成武,紀樹蘭,任海燕,等.好氧顆粒污泥形成的影響因素及應用[J].中國給水排水,2005,21(10):31-34.

[10] 唐朝春,劉名,陳惠民,等.好氧顆粒污泥的形成及其應用的研究進展[J].工業水處理,2015,35(12):5-9.

[11] 楊麒.好氧顆粒污泥快速培養及其去除生物營養物特性的研究[D].長沙：湖南大學,2008.

[12] TAY J H,LIU Q S，LIU Y.Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor[J].Journal of Applied Microbiology,2001,91(1):168-175.

[13] SANKARAN S,KHANAL S K,JASTI N,et al.Use of filamentous fungi for wastewater treatment and production of high value fungal byproducts：a review[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2010,40(5):400-449．

Cultivation of Aerobic Granular Sludge in A Continuous Flow Integrated Oxidation Ditch

HUANG Mei,CHEN Guan-yan,BAO Yong-wei,ZHU Yue-ping,YIN Xu-dong,NIE Li-jun

(CollegeofEnvironmentalandBiologicalEngineering,GuangdongUniversityofPetrochemicalTechnology,Maoming525000,China)

integratedoxidationditch;continuousflow;aerobicgranularsludge;domesticwastewater

廣東省自然科學基金項目(2014A030307019)，廣東省科技計劃項目(2014A020223008)，茂名市科技計劃項目(2014041，2014012)，廣東石油化工學院石化清潔工程中心開放基金項目(201516B08)，廣東石油化工學院青年自然科學基金項目(2013-17)

2017-01-10

黃梅(1979-)，女，廣西賓陽人，碩士，講師，主要從事污水生物處理技術研究，E-mail：huangmei7966@163.com。

10.3969/j.issn.1672-5425.2017.06.012

X703.1

A

1672-5425(2017)06-0056-04

黃梅，陳冠言，包永維，等.連續流一體化氧化溝中好氧顆粒污泥培養初探[J].化學與生物工程，2017，34(6)：56-59.