连续流一体化氧化沟中好氧颗粒污泥培养初探

2017-06-26陈冠言包永维朱越平殷旭东聂丽君

化学与生物工程 2017年6期

关键词：丝状反应器污泥

黄梅，陈冠言，包永维，朱越平，殷旭东，聂丽君

(广东石油化工学院环境与生物工程学院，广东茂名 525000)

连续流一体化氧化沟中好氧颗粒污泥培养初探

黄梅，陈冠言，包永维，朱越平，殷旭东，聂丽君

(广东石油化工学院环境与生物工程学院，广东茂名 525000)

一体化氧化沟；连续流；好氧颗粒污泥；生活污水

好氧颗粒污泥是在一定培养条件下由微生物自凝聚形成的一种高活性粒状活性污泥，也是一种特殊形式的生物膜，具有沉降性能好、结构致密、持留生物量大、抗冲击负荷和抵御有毒有害物质能力强等优点[1-3]，受到众多学者的广泛关注。随着研究的深入，好氧颗粒污泥技术已得到快速发展，对其机理的研究从宏观转向微观，处理的废水也从模拟废水转向实际废水，但好氧颗粒污泥系统启动慢、长期运行稳定性差等问题严重制约了其工业化应用。同时，现有的研究多在间歇式反应器中进行，所得的研究成果并不适用于实际工程中广泛应用的连续流工艺。为了加快好氧颗粒污泥技术在实际工程中的应用步伐，有必要深入研究连续流工艺中好氧颗粒污泥的形成机制、特性及对污染物的去除效率。

作者采用连续流一体化氧化沟处理校园生活污水，探讨其培养好氧颗粒污泥的可行性，以期为好氧颗粒污泥技术在连续流工艺中的应用提供基础数据和理论指导。

1 实验

1.1 材料

接种污泥取自茂名第一污水处理厂的曝气池，污泥颜色为黄褐色，混合液污泥浓度MLSS约为3 500 mg·L-1，污泥体积指数SVI为68.5 mL·g-1。

1.2 装置

实验装置为带侧沟固液分离器的一体化氧化沟(图1)，长1.68 m，宽0.48 m，单沟宽0.24 m，有效水深0.4 m，有效容积约303 L，侧沟固液分离器有效尺寸为：长0.9 m、宽0.1 m、深0.3 m。采用微孔曝气条曝气充氧，在进水端装有一个水下搅拌器，主要起推流的作用，以保证混合液在沟中循环流动。混合液在固液分离器中进行固液分离，清水从锯齿形溢流堰溢流后经出水口排出。

1.3 培养方法

图1 一体化氧化沟装置示意图

目前，对好氧颗粒污泥的培养多采用合成污水在间歇式反应器中进行，而本实验在常温条件下，采用校园生活污水在连续流一体化氧化沟中进行。运行过程中，进水流量控制在20～40 L·h-1，溶解氧(DO)浓度维持在2～4 mg·L-1。通过增大进水流量来缩短污泥沉降时间，利用沉降选择压将细小、质轻的污泥淘洗出反应器，沉降性能好的污泥则保留在反应器内，再利用曝气和推流搅拌协同作用所提供的剪切力促进微生物间的絮凝、粘附，进而形成好氧颗粒污泥[4]。

1.4 检测方法

2 结果与讨论

2.1 好氧颗粒污泥形态的变化(图2)

图2 好氧颗粒污泥形态的变化

实验过程持续60 d，分两个阶段：第1～21 d为第一阶段，第22～60 d为第二阶段。第15 d，反应器内有少量的颗粒污泥，粒径在200～400 μm之间(图2a)，肉眼可见，但其外观并非规则的圆形，而是在颗粒表面伸展出少量的丝状菌。第17 d，由于设备故障导致反应器内的污泥急剧减少，MLSS低于1 000 mg·L-1。第19 d，反应器内出现大量规则的圆形颗粒，粒径在200～400 μm之间(图2b)。为了增大反应器中的污泥浓度，第22 d向反应器内添加接种污泥，MLSS达到2 000 mg·L-1以上。随着反应器继续运行，第一阶段出现的规则的圆形颗粒污泥消失，取而代之的是一些有丝状菌向外伸展的小颗粒污泥(图2c)，污泥沉降性能变差，固液分离器泥水分离效果变差。后期，丝状菌大量繁殖，反应器中仍有少量大粒径的颗粒污泥存在，但其结构松散，边缘是发散生长的丝状菌，此时反应器去污效果很差，系统接近崩溃，在调节运行参数仍无法改善后，第60 d停止反应器的运行。

2.2 对污染物的去除效果

2.2.1 COD的去除效果(图3)

图3 一体化氧化沟对COD的去除效果

从图3可以看到，第一阶段和第二阶段前期，COD去除率基本在 80% 以上，出水 COD低于 100 mg·L-1；而第二阶段后期COD去除率明显下降，仅为60%～70%，出水COD超过100 mg·L-1。这是因为，COD的去除效果主要受DO浓度和污泥状态的影响，第一阶段由于污泥浓度较小，DO浓度可以维持在2～4 mg·L-1，能使有机物充分降解；第二阶段前期再次添加接种污泥后，曝气设备充氧能力不足，反应器中的DO浓度明显下降，但此时污泥浓度较大，可以暂时缓解DO浓度下降的影响，COD去除率仍可维持在80%以上；第二阶段后期，颗粒污泥出现丝状膨胀、解体，大量污泥排出反应器，COD去除率下降，水质恶化。

图4 一体化氧化沟对-N的去除效果

2.2.3 TN的去除效果(图5)

图5 一体化氧化沟对TN的去除效果

从图5可以看到，TN的总体去除效果较差，污泥状态较好时TN去除率也仅为30%～40%。第23～27 d TN去除率突然升高，这是因为添加了接种污泥，较大的污泥浓度导致反应器中DO浓度降低，有利于反硝化反应的进行，从而提高了TN去除率。

2.2.4 TP的去除效果(图6)

图6 一体化氧化沟对TP的去除效果

传统理论认为，微生物对磷的去除主要通过聚磷菌厌氧释磷和好氧吸磷实现[6]。而反硝化除磷理论认为，在缺氧环境下，反硝化聚磷菌可以利用硝氮和亚硝氮作为电子受体实现反硝化和吸磷[7]。实验过程中，即使反应器中的DO浓度波动较大，但基本维持在缺氧或好氧状态，污泥外部环境并未出现厌氧状态。从图6可以看到，在第13～23 d，TP去除率呈上升趋势，最高可达55.27%。这是因为，这个时间段反应器为好氧状态，好氧颗粒污泥最多，导致TP去除率升高。可能是由于污泥密实的结构和较大的粒径限制了DO的传质作用，从而在好氧颗粒污泥内部形成厌氧或缺氧区，为磷的去除创造了适宜的条件。

2.3 好氧颗粒污泥形成机制探讨及稳定性分析

选择压驱动假说是好氧颗粒污泥形成的机理之一。该假说认为，通过控制沉降时间可以把在特定的时间范围内沉降率大的好氧颗粒污泥保留在反应器内，而沉降性能差的则会被淘洗出去[1]。目前，好氧颗粒污泥的培养多在间歇式反应器中进行，可以通过控制污泥的沉降时间来实现淘洗过程。王苗[8]在合建式氧化沟系统中培养好氧颗粒污泥时，采用可调容积式沉淀池，通过控制一定的选择压促进好氧颗粒污泥的形成。本实验采用的一体化氧化沟反应器的固液分离器是固定容积的，必须通过调节进水流量来改变污泥沉降时间，但进水流量的改变又会影响到水力停留时间和污泥有机负荷。因此，沉降时间的改变会导致一系列运行参数的改变，这也是在连续流反应器中较难实现污泥颗粒化和维持颗粒稳定性的问题所在。

水力剪切力是形成好氧颗粒污泥的重要影响因素之一[9]，是由机械搅拌或曝气过程中产生的水流、气流造成粒子之间的摩擦引起的[10-11]。研究表明，剪切力超过一定限值时才能形成好氧颗粒污泥，较大的水力剪切力有利于形态规则、结构密实的颗粒污泥形成[12]。实验前期，搅拌器提供的推流作用和曝气充氧的上升气流为反应器中的混合液提供了较大的水力剪切力，为好氧颗粒污泥的形成提供了必要条件，同时，反应器中水流的水平环向运动模式也对污泥颗粒化过程起到了推动作用。

实验后期，反应器内丝状菌过度繁殖，是好氧颗粒污泥解体的主要原因。一般认为营养匮乏、低负荷、低DO浓度、低温以及较小的pH值容易引发丝状菌膨胀[13]。本实验用水氮、磷充足，水温在20 ℃以上，pH值在6.8～7.2之间，因此营养、温度和pH值均不是丝状菌膨胀的原因。利用显微镜观察好氧颗粒污泥的形态变化，发现第15 d形成的好氧颗粒污泥边缘有少量的丝状菌(图2a)，但第19 d形成的好氧颗粒污泥增多且较为光滑、规则和密实(图2b)。其可能原因是第一阶段前期，污泥浓度较大，单位质量污泥所获得的有机物较少(即污泥有机负荷较低)；第17 d，由于设备故障造成反应器中污泥大量流失，污泥浓度变小，而进水流量并没有改变，从而使污泥有机负荷相对增大。由此可见，较高的污泥有机负荷有利于污泥的颗粒化，同时也可以抑制丝状菌膨胀。而在第二阶段，由于添加了接种污泥，反应器中污泥浓度增大，但曝气设备DO浓度不足，使得反应器在长时间内维持较低的DO浓度。较低的污泥有机负荷和低DO浓度协同作用，促使丝状菌大量繁殖并逐渐成为优势菌种，从而引发丝状菌膨胀。

3 结论

[1] 彭永臻,吴蕾,马勇,等.好氧颗粒污泥的形成机制、特性及应用研究进展[J].环境科学,2010,30(2):273-281.

[2] 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,2009,29(3):449-473.

[3] 方芳,朱润晔,张丽丽,等.好氧颗粒污泥共代谢降解MTBE及微生物群落研究[J].环境科学学报,2008,28(11):2206-2212.

[4] 李媛,沈耀良,孙立柱.SBR处理生活污水好氧颗粒污泥的培养研究[J].环境工程学报,2010(7):1537-1540.

[5] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].第四版.北京:中国环境科学出版社,2002:107,211,246,255,277-279.

[6] 赵丹,任南琪,陈坚,等.生物除磷技术新工艺及其微生物学原理[J].哈尔滨工业大学学报,2004,36(11):1460-1462.

[7] 王荣昌,司书鹏,杨殿海,等.温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响[J].环境科学学报,2013,33(6):1535-1544.

[8] 王苗.小试氧化沟中好氧污泥颗粒化[D].杭州：浙江工业大学,2012.

[9] 崔成武,纪树兰,任海燕,等.好氧颗粒污泥形成的影响因素及应用[J].中国给水排水,2005,21(10):31-34.

[10] 唐朝春,刘名,陈惠民,等.好氧颗粒污泥的形成及其应用的研究进展[J].工业水处理,2015,35(12):5-9.

[11] 杨麒.好氧颗粒污泥快速培养及其去除生物营养物特性的研究[D].长沙：湖南大学,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)