温度对好氧颗粒污泥吸附铅离子的影响
姚磊,叶正芳,王中友,倪晋仁
*
(北京大学环境工程系,水沙科学教育部重点实验室,北京 100871)
摘要:由活性污泥培养得到好氧颗粒污泥,研究了温度对好氧颗粒污泥吸附Pb 2+的影响.结果表明,好氧颗粒污泥主要含有C 、H 、N 、O 、P 等元素,其经验结构式为C 517H 1019O 319NS 0104.好氧颗粒污泥表面主要由球状细菌组成,具有明显的孔隙结构.在20~40e 时,Pb 2+在好氧颗粒污泥上的吸附过程可以由Langmuir 和Freundlich 等温方程进行拟合(R 2>01914).Pb 2+最大吸附量Q max 由80165mg #g -1(20e )增至97109mg #g -1(40e ).吸附过程的表观自由能变$G <0、$H >0、$S >0,表明Pb 2+在好氧颗粒污泥表面的吸附为吸热、熵增的自发过程.红外扫描分析(FT IR)结果表明,吸附过程Pb 2+主要与)OH 、蛋白质中的)COOH 以及P
O 发生作用,与含氮官能团无关.关键词:好氧颗粒污泥;Pb 2+;温度;热力学
中图分类号:X70311 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2009)06-1733-05
收稿日期:2008-06-22;修订日期:2008-09-03
基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(2008ZX07212-01)作者简介:姚磊(1981~),男,博士研究生,主要研究方向为废水生物
处理技术,E -mail:yaolei@https://www.doczj.com/doc/4a5272986.html, *通讯联系人,E -mail:nijinren@https://www.doczj.com/doc/4a5272986.html,.c n
Effect of Temperature on the Pb
2+
Biosorption with Aerobic Granules
YAO Lei,YE Zheng -fang,W ANG Zhong -you,NI Jin -ren
(Key Laboratory of Water and Sedi ment Sciences,Department of Environmental Engineering,Peking University,Beijing 100871,China)Abstract :Experimental studies were conducted on the effect of temperature on the Pb 2+biosorption wi th aerobic granules seeding with floccular activated sludge.The results showed that the aerobic granules manly comprised the elements of C,H,N,O and P.According to the elemental compositions of the microbial granules,the corresponding empirical formula of the granules can be determined as C 517H 1019O 319NS 01041ESE M results showed many coccoid bacteria were visiable on the granule surface with porous structure.Both Freundlich and Langmuir isotherm equations could describe the biosorp tion process well (R 2>01914)under various temperature (20-40e ).The maxi mu m biosorp tion capacity
(Q max )increased from 80165mg #g -1(20e )to 97109mg #g -1
(40e ).The values of thermodynamic parameters ($G <0,$H >0,$S >0)indicated the biosorption process was spontaneous and endothermic in nature.Moreover,the Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR)results demonstrated that such active groups as )OH,)COOH and P O were involved i n Pb 2+biosorption but nothing to do wi th nitrogen -containing groups.
Key words :aerobic granules;Pb 2+;temperature;thermodynamics
含铅废水是一种危害严重并且普遍存在的工业
废水[1,2]
.目前,含铅废水的处理方法主要有:电解法、化学沉淀法、吸附法、电渗析法和膜分离法等[3]
.这些传统的物理化学方法存在成本高、工艺过程复杂、易产生二次污染等缺点,因此在一定程度上限制了其在处理重金属废水领域的应用.
近年来,生物吸附法因其具有成本低、速度快、
易操作、易再生等优势,迅速成为研究的热点[4]
.众多研究者利用微生物作吸附材料处理重金属废水并取得了良好的去除效果[5~7]
.然而,传统微生物由于细胞小,结构松散,通常以悬浮状态存在于吸附体系,因此影响了后续的固液分离.
好氧颗粒污泥是由活性污泥培养形成的污泥聚集体,具有良好的沉降性能以及独特的稳定性和表面多孔性,可以大大改善传统微生物吸附的缺点
[8~10]
.目前,国内外关于好氧颗粒污泥吸附重金属
的研究主要集中在吸附条件优化与吸附动力学的探
讨[11~13],对于热力学与吸附机制的研究报道相对
较少.
本研究以实验室培养的好氧颗粒污泥作为吸附材料,分析了好氧颗粒污泥的元素组成及表面结构,考察了温度对好氧颗粒污泥吸附Pb 2+
的影响,计算
了常压下好氧颗粒污泥吸附Pb 2+
的热力学参数,并应用红外光谱分析技术(FTIR)对吸附机制进行了初步探讨.1 材料与方法111 吸附剂
取北京市高碑店污水处理厂的二沉池活性污泥,在高为1200mm,直径为80mm 的反应装置内,通过人工模拟配水(以葡萄糖为碳源,氯化铵为氮源,磷酸二氢钾为磷源),对接种污泥进行连续驯化
第30卷第6期2009年6月
环 境 科 学ENVIRONME NTAL SCIENCE
Vol.30,No.6Jun.,2009
与培养,得到了粒径为110~115mm的成熟好氧颗粒污泥.
112吸附质
准确称取一定量的PbCl2(分析纯),用蒸馏水配成Pb2+为1000mg#L-1的储备液.吸附实验中Pb2+浓度控制在20~200mg#L-1.
113吸附实验
分别取一定浓度和体积的Pb2+溶液置于250 mL锥形瓶中,加入一定量的颗粒污泥,调节Pb2+溶液pH至515(预试验确定的最佳pH值),分别在20、25、30、35和40e条件下,于150r#min-1的恒温摇床中(HYG-A)静态吸附3h(预试验确定的平衡吸附时间).吸附平衡后取上清液经0145L m滤膜过滤后进行测定.每个样品做3次平行,结果取其平均值. 114分析方法
Pb2+浓度采用原子吸收光谱仪(AAS vario6,德国)测定;颗粒污泥表面结构及微生物观察采用环境扫描电镜(FEI QUANTA200F,美国);吸附前后颗粒污泥官能团结构采用红外光谱分析(Magna-IR750,美国);胞外多聚物(EPS)的提取参考文献[14]的方法,EPS中多糖的测定采用蒽酮-硫酸法,以分析纯葡萄糖作为标准品.蛋白质测定采用Lo wry方法,以牛血清白蛋白作为标准品.
颗粒污泥化学组成分析方法:取110g干燥并粉碎后的好氧颗粒污泥样品,利用元素分析仪(Vario EL,德国)分析C、H、N、O、S元素的含量;另取011g 预处理的好氧颗粒污泥粉末经60%硝酸酸化后采用感应耦合等离子体质谱仪(Agilent7500,美国)测定其中P以及多种金属含量.
吸附容量,即单位质量污泥吸附量Q(mg P g)按式(1)计算:
Q=(c0-c)@V P m(1)式中,c0为吸附前溶液中Pb2+质量浓度,mg#L-1;c 为吸附后溶液中Pb2+质量浓度,mg#L-1;V为溶液体积,L;m为颗粒污泥干重,g.
2结果与讨论
211好氧颗粒污泥基本性质
好氧颗粒污泥的元素组成如表1所示.可以看出,在110g干污泥中C、H、N、O、P的含量分别为40318、6411、8117、36719与619mg,根据其比例计算其化学结构为C517H1019O319NS0104.此外,好氧颗粒污泥中富集了较高的Ca和Mg,其含量明显高于其它金属(K、Na和Fe),分别达到2819与2318mg#g-1 (以干污泥计),这是为了有效地培养好氧颗粒污泥,在驯化过程中加入了CaCl2和MgSO4[15].
利用环境扫描电镜观察了好氧颗粒污泥的表面,结构如图1所示.可以看出,好氧颗粒污泥表面
表1好氧颗粒污泥元素组成P mg#g-1
Table1Elemental c omposi ti on of aerobic granules P mg#g-1
元素C H N O P S Ca Mg K Na Fe其它
含量P mg#g-14031864118117367196197182819231831541611851
2
图1好氧颗粒污泥表面结构和微生物的环境扫描电镜(ES EM)观察结果
Fi g.1Surface s truc ture and microorgani sms of aerobic granules observed by ESEM
1734环境科学30卷
具有明显的孔隙结构,孔径较大(最大约为100L m),这些孔隙被认为是营养物质传递的通道
[16]
.在
较高倍数下(@10000)可以发现好氧颗粒污泥表面主要由球状细菌组成,在细菌表面包裹一层物质,推断该物质为胞外多聚物(EPS).对好氧颗粒污泥进行EPS 提取,并测定其中多糖与蛋白质含量分别为1817与10515mg #g -1
,明显高于接种的絮状活性污
泥,有利于好氧颗粒污泥与重金属的结合[17]
.212 温度对吸附的影响
在pH =515,吸附时间为3h,好氧颗粒污泥浓度为110g P L 的条件下,分别采用初始浓度为20、50、100、150和200mg #L -1
的Pb
2+
溶液,在不同温度下
进行吸附实验,结果如图2所示
.
图2 不同温度下好氧颗粒污泥对Pb 2+的吸附等温线Fig.2 Biosorpti on isotherms of Pb 2+by aerobic granules
wi th different temperatures
从图2可以看出,在不同温度下,随着平衡浓度
(c e )的增加,好氧颗粒污泥对Pb 2+
的吸附量(Q e )逐渐增加.t =20e 时,当c e 从2143mg #L
-1
增加至
104156mg #L -1
,平衡吸附量(Q e )从18145mg #g -1
增加至88146mg #g -1
,这主要是由于在相同生物量存
在的情况下,颗粒污泥表面未被Pb 2+
占据的吸附位
随着溶液中初始Pb 2+
浓度的增加逐渐被占据,从而提高了吸附量.此外,随着温度的升高,Q e -c e 趋势线的斜率逐渐增加,并且在同一平衡浓度下,吸附量随着温度的升高而增加.当t >30e 时,吸附量显著
增加,该结果表明好氧颗粒污泥吸附Pb 2+
是一个吸热过程.
213 不同温度下的等温吸附线
目前用于描述吸附反应的等温吸附方程较多,其中以Langmuir 与Freundlich 等温方程应用最为广泛,两者均为描述单组分生物吸附行为的经验模型.
Langmuir 等温方程的线性形式[18]
:
c e Q e =1
Q max b +c e Q max
(2)
式中,Q max 为饱和吸附量,mg #g -1
;b 为Langmuir 常数,mg -1
.
Freundlich 等温方程的线性形式[18]
:
lg Q e =
1
n
lg c e +lg K (3)
式中,1n
、K 为Freundlich 常数.
用Langmuir 方程[式(2)]和Freundlich 方程[式(3)]对实验浓度范围内的吸附等温线进行拟合,并将2种等温吸附方程的参数列于表2.可以看出,2种等温吸附方程均能较好地拟合吸附过程(R 2
>01914),表明好氧颗粒污泥吸附Pb
2+
为复杂过程,包
含了颗粒污泥的表面作用、微孔吸附以及功能团作用[19].
此外,从Langmuir 等温方程可以看出,随着温度的升高,最大吸附量Q max 从80165mg #g -1
增至97109mg #g -1
,其最大吸附量Q max 和平衡常数b 与温度之间存在线性关系:
Q max =01905T -18314 (R 2
=01933)
b =01006T -1162 (R 2
=01974) 将上述关系式代入Langmuir 方程,进一步得到
平衡吸附量与温度的关系式:
c e #Q -1e =[(01905T -18314)@(01006T -1162)]
-1
+(01905T -18314)
-1
@c e
表2 不同温度下Pb 2+在好氧颗粒污泥上的等温吸附参数
Table 2 Biosorption parameters of the Pb 2+by aerobic granules under
various temperatures
t P e Langmuir 等温方程Freundlich 等温吸附Q max b R
2
K 1P n R 2208016501122019921418101375019762581197011670199118139013310195930851470117601988181710133901931359413401212019812013601341
01914
40
97109
01248
01963
24104
01322
01923
214 吸附热力学特征
根据文献[20]获得吸附过程的表观热力学参数如下所示:
$G =-RT ln b (5)ln b =-$H P RT +常数
(6)
$G =$H -T $S (7)
式中,$G 为吸附表观自由能变,kJ #mol -1
;$H 为吸附表观焓变,kJ #mol -1
;$S 为吸附表观熵变,
1735
6期姚磊等:温度对好氧颗粒污泥吸附铅离子的影响
J#(mol#K)-1;R为气体常数,8131kJ#(mol#K)-1;T 为热力学温度,K;b即为Langmuir模型中的参数b.
利用热力学公式[式(5~7)]计算所得好氧颗粒
污泥对Pb2+的热力学参数,列于表3.可以看出,在实验温度范围内其表观自由能变$G<0,表明好氧颗粒污泥的吸附属自发反应;吸附反应的表观焓变$H>0,表明吸附的热效应是吸热反应并且具有较强的化学吸附作用.与此同时,吸附反应的表观熵变也均为$S>0,表现为熵增的特征,表明好氧颗粒污泥吸附Pb2+过程中固液界面的无序度增加.此外,正熵变($S>0)也反映了好氧颗粒污泥和Pb2+之间作用产生了结构变化.
$G值可以反映吸附过程推动力的大小,随着温度升高,好氧颗粒污泥吸附Pb2+的-$G增大,由7185kJ#mol-1增至10125kJ#mol-1,同时Pb2+与好氧颗粒污泥结合强度b、最大吸附量Q max也不断增大(见表2).此结果表明吸附过程的自发性增强并具有增温效应.由于好氧颗粒污泥表面大量存在的)COOH、)NH2、)SH以及)OH等基团与Pb2+的络合作用,温度升高不仅活化了好氧颗粒污泥的吸附位点,增加了吸附位点的数目,而且降低了反应的活化能,有利于形成化学键,提高化学吸附的性能.
表3不同温度下好氧颗粒污泥吸附Pb2+的热力学参数
Table3Thermodynamic para meters of the Pb2+biosorption on
aerobic granules with different temperature
t P e$G P kJ#mol-1$H P kJ#mol-1$S P J#(mol#K)-1
20-7185111124
25-8177112145
30-910624174111156
35-9168111175
40-10125111178
215红外光谱分析
为了进一步确定好氧颗粒污泥表面的官能团组成,对好氧颗粒污泥表面进行了红外光谱测定,如图3所示.按照文献[21,22]对谱图进行解析:较宽的3299cm-1谱带包括了胺基中)NH2不对称伸缩振动和)OH的伸缩振动;2930cm-1谱带为CH2的C)H对称伸缩振动峰;1737cm-1谱带为未离子化羰基伸缩振动;1654cm-1谱带为N)H的变形振动与C O伸缩振动的共轭;1543cm-1谱带为N)H的变形振动与C)N变形振动的共轭;1453c m-1谱带为C H2的C)H不对称弯曲振动峰;1396c m-1谱带
为羧基)COOH中C)O伸缩振动;1083cm-1谱带为羟基中的C)O伸缩振动和P)O的伸缩振动峰共同作用的结果.
图3吸附前好氧颗粒污泥FT IR谱图
Fig.3FTIR s pectra of aerobic granules before bi os orption
图4吸附后好氧颗粒污泥FT IR谱图
Fig.4F TIR spectra of aerobic granules after biosorption
好氧颗粒污泥吸附Pb2+后,红外扫描没有产生新的谱带,部分谱峰消失或发生了漂移现象(见图4),表明好氧颗粒污泥自身结构并未发生改变.其中O)H的伸缩振动(3299cm-1)偏移了6cm-1,峰形和峰强没有明显变化;CH2的C)H对称伸缩振动(2930c m-1)基本没有变化,略有偏移($K=1 cm-1);代表羧基中C O双键伸缩振动1737cm-1谱带(肩峰)的消失表明Pb2+与好氧颗粒污泥表面含有的羧基发生作用,羧基中C)O伸缩振动谱带由1396cm-1移至1400c m-1进一步说明了Pb2+与羧基形成了离子化羧基;C)O伸缩振动与P O的伸缩振动(1083c m-1)共轭偏移了9c m-1.上述结果表明,Pb2+主要与)OH、蛋白质中的)C OOH以及P O发生作用,与含氮官能团无关.王学江等[23]应用红外光谱研究了普通活性污泥与Pb2+的相互作用,推断)OH、C)O)C等基团在吸附过程中起了
1736环境科学30卷
关键作用,与本研究结果基本相同.
3结论
(1)本试验得到的好氧颗粒污泥主要含有C、H、N、O、P等元素,其经验结构式为C517H1019O319NS0104.好氧颗粒污泥表面主要由球状细菌组成,具有明显的孔隙结构.
(2)Langmuir方程和Freundlich方程均能较好地拟合好氧颗粒污泥对Pb2+的吸附过程.随着温度的升高,最大吸附量Q max从80165mg#g-1增至97109 mg#g-1.吸附过程平衡吸附量与温度的关系式为: c e#Q-1e=[(01905T-18314)@(01006T-1162)]-1 +(01905T-18314)-1@c e.
(3)在实验温度范围内吸附过程表观自由能变$G<0、$H>0、$S>0,Pb2+在好氧颗粒污泥表面的吸附为吸热、熵增的自发过程;随着吸附温度升高,吸附推动力-$G、结合强度b、最大吸附量Q max不断增大;好氧颗粒污泥对Pb2+的吸附过程存在着增温效应.
(4)好氧颗粒污泥吸附Pb2+的过程中,Pb2+主要与污泥表面的)OH、)C OOH以及P O发生作用,与含氮官能团无关.
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1737
6期姚磊等:温度对好氧颗粒污泥吸附铅离子的影响
好氧颗粒污泥是通过微生物自凝聚作用形成的颗粒状活性污泥，与普通活性污泥相比，它具有不易发生污泥膨胀、抗冲击能力强、能承受高有机负荷，集不同性质的微生物（好氧、兼氧和厌氧微生物）于一体等特点，现用于处理高浓度有机废水、高含盐度废水及许多工业废水。 培养办法 1、配制人工合成模拟废水 以乙酸钠为碳源，KH4C1为氮源，KI2P04为磷源，并加入适当微里元素作为补充:初始COD、HM3-F浓度分别为213mg/1左右和12mg/1左右: 2、接种污泥 采用普通絮状污泥为接种污泥，MLSS为3.0g/L,比重为1. 005, SVI为78ml/g: 3、采用
进水<-曝气-沉淀排水<-闲置的运行方式，每天四个周期，每周期6h, 进水10min,曝气300min,沉淀25min;排水5min,闲置20min.运行一周后逐渐趋于稳定状态; 4、逐步提高进水负荷 COD、MI3-E农度分别提高至400mg/1左右和30mg/l左右: 5、采用 进水-曝气-静置+搅拌-=次曝气沉淀排水-闲置的运行方式，运行周期调整为每天三个，每周期8小时:进水5min,曝气150min,静置+搅拌120min, 二次曝气120min,沉淀10min, 排水5min, 其余时间闲置，部分污泥趋向于颗粒化状态，形成具有脱氮功能的颗粒化污泥的雏形，随后的培养中根据情况不断减少沉淀时间，造成选择压，排出沉降性能差的絮状污泥，最终沉淀时间降至5min:初始颗粒内的各种微生物在颗粒内寻找适合自身生长增殖的生态位，并通过竞争与次级增长而衍生出新的代谢互补关系，由此进一步充实了颗粒污泥，形成了结
构紧密、外形规则的成熟颗粒污泥。 以上就是有关好氧颗粒污泥培养办法以及优缺点的一些相关介绍，希望对大家进一步的了解有所帮助。
好氧颗粒污泥技术进展 及应用现状 标准化管理处编码[BBX968T-XBB8968-NNJ668-MM9N]
好氧颗粒污泥技术进展与应用现状 摘要：好氧颗粒污泥是一种具有良好沉降性能的颗粒状活性污泥。好氧颗粒污泥有较高的生物量，相较传统活性污泥有更高的有机负荷，并且运行成本也相对较低。因此，通过培养驯化好氧颗粒污泥并用于处理污水厂被广泛关注。本文简述了好氧颗粒污泥的概况及特性，介绍了相关的培养方法以及在实验室和工程方面的应用，并对好氧颗粒污泥的前景进行了展望。 关键词：好氧颗粒污泥；性质；驯化；应用 由于我国近些年水体富营养化和水污染严重，水污染控制技术的应用日益广泛。我国现有污水厂大多数采用活性污泥法处理污水。但是活性污泥法有污泥膨胀、沉降性能较差、剩余污泥量大等问题，严重限制了我国的污水处理。 好氧颗粒污泥是废水系统中微生物在好氧条件下，微生物自生自凝聚形成的一种颗粒状、结构紧密、沉降性能好、污染物处理效果明显的特殊的活性污泥，相较传统活性污泥，好氧颗粒污泥不会出现污泥膨胀、出水水质变差等问题。因此，好氧颗粒污泥应用与工业废水中难降解有机物的去除。另外，颗粒污泥具有高容积负荷下降解高浓度有机废水的良好生物活性，具有很高的经济价值。 通过对好氧颗粒污泥特性的描述，以及对其形成机理进行描述，可以定性的了解好痒颗粒污泥的性质及应用；通过总结好氧颗粒污泥的的驯化及培养方法以及当下对好氧颗粒污泥的应用，预测污水厂应用好氧颗粒污泥的进一步发展。 1 好氧颗粒污泥的技术现状 1.1好氧颗粒污泥的特性
1.1.1好氧颗粒污泥的物化性质 1）基本性质 成熟的好氧颗粒污泥呈橙黄色，表面光滑，外观为球形或椭球形，其粒径在 mm，纵横比为,形状系数稳定在。好氧颗粒污泥的沉降速度与其大小和结构有关，一般在30- 70m/h,约为传统活性污泥(8~10 m/h)的3倍。好氧颗粒污泥主要包含C、H、O、N、S、P 等6种元素，以及少量的Ca、Mg、Fe等金属元素。由于所含无机元素种类不同，污泥颗粒可能出现不同的颜色。如当颗粒污泥含大量钙元素是会呈现白色[1]。 采用气升式内循环间歇反应器，分别以蔗糖和乙酸钠为进水碳源对好氧污泥颗粒化进行研究发现，以蔗糖为碳源时，污泥颜色由接种时的棕黑色逐渐变为棕黄色，在运行第 7d 时，反应器内出现细小颗粒化污泥，随后颗粒污泥逐渐增多长大，形成成熟的颗粒污泥。以乙酸钠为碳源，发现接种的絮状污泥在运行前10d，污泥颜色由棕黄色逐渐变成橙黄色，随着运行，颗粒污泥逐渐长大，多数为不规则的圆形[2]。 2）沉降性能 颗粒污泥的沉降性能受其结构和粒径的影响，粒径越大，密度越高，沉降效果越好。颗粒污泥的污泥体积指数（SVI）为，而普通活性污泥的SVI在100-150ml/g左右[3]。好氧颗粒污泥的沉降速率是普通絮凝污泥的3倍，较好的沉降性能可以增加污泥在反应器内的停留时间，提高了污泥中微生物体的降解能力。相关研究表明，污泥直径和沉降速率之间呈正相关[3]。 3）EPS的组分 胞外聚合物（EPS）是由于微生物的代谢而产生的一类粘性物质，其中，蛋白质是EPS的主要成分。McSwain的研究表明，好氧颗粒污泥的EPS含量较高，其主要成分为多
好氧颗粒污泥是活性污泥微生物通过自固定最终形成的结构紧凑、外形规则的生物聚集体，是具有相对密实的微观结构、优良的沉淀性能、较高浓度的生物体截留和多样的微生物种群。因此，现作为一种新型的废水生物处理形式，在城市污水和工业废水处理中具有非常广阔的应用前景。那么该颗粒污泥是如何培养的呢? 1、配制人工合成模拟废水 以乙酸钠为碳源，KH4C1为氮源，KI2P04为磷源，并加入适当微里元素作为补充:初始COD、HM3-F浓度分别为213mg/1左右和12mg/1左右。 2、接种污泥 采用普通絮状污泥为接种污泥，MLSS为3.0g/L,比重为1. 005, SVI为78ml/g。 3、采用 进水<-曝气-沉淀排水<-闲置的运行方式，每天四个周期，每周期6h, 进水10min,曝气300min,沉淀25min;排水5min,闲置20min.运行一周后逐渐趋于稳定状态。
4、逐步提高进水负荷 COD、MI3-E农度分别提高至400mg/1左右和30mg/l左右。 5、采用 进水-曝气-静置+搅拌-=次曝气沉淀排水-闲置的运行方式，运行周期调整为每天三个，每周期8小时:进水5min,曝气150min,静置+搅拌120min, 二次曝气120min,沉淀10min, 排水5min, 其余时间闲置，部分污泥趋向于颗粒化状态，形成具有脱氮功能的颗粒化污泥的雏形，随后的培养中根据情况不断减少沉淀时间，造成选择压，排出沉降性能差的絮状污泥，最终沉淀时间降至5min:初始颗粒内的各种微生物在颗粒内寻找适合自身生长增殖的生态位，并通过竞争与次级增长而衍生出新的代谢互补关系，由此进一步充实了颗粒污泥，形成了结构紧密、外形规则的成熟颗粒污泥。 以上就是有关好氧颗粒污泥培养办法的一些具体介绍，希望对大家进一步的了解有所帮助。
好氧颗粒污泥膜生物反应器系统 好氧颗粒污泥是90年代以来发展的一门新兴技术，与厌氧颗粒污泥相比，在水处理方面，以其启动周期短、污泥代谢活性高、消化速率快、运行连续性强及出水水质好等，而备受青睐。但是由于运行条件苛刻，操作复杂等因素的限制，人们对好氧颗粒的形成机理和影响因素了解的还不够深入，而对于好氧颗粒污泥的实际应用研究更是鲜有报道。本文通过查阅近年来国内外大量文献及研究成果，对好氧颗粒污泥颗粒化技术的影响因素及应用情况进行了详细剖析。 1 好氧颗粒污泥的基本性质 1.1 好氧颗粒污泥的形态及结构 好氧颗粒污泥外观一般为橙黄色或浅黄色，成熟的好氧颗粒污泥为表面光滑致密、轮廓清晰的圆形或椭圆形。粒径一般在0.5～5.0mm。颗粒表面含有大量孔隙，可深达表面下900um处，而距表面300～500um处的孔隙率最高，这些孔隙有利于氧、基质、代谢产物在颗粒内部的传递。 1.2 颗粒污泥的沉降性能 好氧颗粒污泥的密度为1.0068～1.0480g／cm3，颗粒污泥的污泥沉降比(SV)在14～30%，污泥膨胀指数（SVI）20～45mL／g（一般在30左右），而普通活性污泥的SVI在60～205mL／g左右。颗粒污泥的含水率一般为97～98%。因而好氧颗粒污泥具有较高的沉降速度，可达30～70m／h，与厌氧颗粒污泥的沉降速度相似，是絮状污泥的三倍多。因此能够承受较高的水利负荷，具有较高的运行稳定性和效
率。 1.3 好氧颗粒污泥的代谢活性 比耗氧速率(Specific Oxygen Uptake Rate简写SOUR)是指单位细胞蛋白在单位时间内消耗氧气量，反映了微生物新陈代谢过程的快慢即微生物活性的大小、微生物对有机物的降解能力。好氧颗粒污泥的异养菌比耗氧速率(SOUR)H为40～50mgO2／(g MLVSS?h)，而普通活性污泥的(SOUR)H为20mgO2／(g MLVSS?h)左右。Shu-fang Yang 培养的好氧颗粒污泥(SOUR)H为60～160mgO2／(g SS?h)。通过检测SOUR可以了解颗粒污泥生物学上的变化，以及有机承载和颗粒的生长状况等等，因而能够对颗粒污泥的培养及污染物的处理作出相应的调整。 1.4 好氧颗粒污泥的微生物相 由于接种的污泥种类和运行条件的不同，好氧颗粒污泥含有的微生物菌群就不同。另外，颗粒内部生物的多样性还与结构和外部基质密切相关，如好氧颗粒自身的结构特点以及氧扩散浓度的限制，使得污泥颗粒由外向内逐渐形成了好氧区—缺氧区—厌氧区。好氧区内有好氧菌、硝化菌生存；缺氧区内兼性微生物丰富，如反硝化菌、硫酸盐还原菌等；缺氧区内反硝化聚磷菌（DPB）存在。在缺氧的条件下，它以NO3-、NO2-为电子受体，同时完成反硝化和吸磷反应。因而好氧颗粒污泥丰富的微生物相，使得颗粒污泥具有良好的除COD、脱氮除磷性能，能够广泛地应用于水处理及其他相关方面。 1.5 好氧颗粒污泥的粒径与物理学性能的关系
好氧颗粒污泥的研究概况 左志芳左艳梅 扬州工业职业技术学院 江苏 扬州 225127 摘要：好氧颗粒污泥的形成受到多方面影响因素的作用，通过生物自固定，有效提高污泥性能，在生物同步硝化反硝化方面有着良好的发展应用前景。 关键词：好氧颗粒污泥；污泥性能；影响因素；同步硝化反硝化 中图分类号：O69 文献标识码：A 文章编号：（2009）-02-024-04 The Study on Aerobic Granular Sludge Zuo Zhifang, Zuo Yanmei Yangzhou Polytechnic Institute, Yangzhou 225127, Jiangsu Abstract: Since the aerobic granular sludge was fixed by itself, the performance of sludge was improved effectively, and its formation was affected by many factors. It has a good development prospect in the bio-simultaneous nitrification and de-nitrification. Key words: aerobic granular sludge; the performance of sludge; the facts; simultaneous nitrification and de-nitrification 由于传统的活性污泥工艺存在着许多不足之处，如其性能在很大程度上依赖于反应池中污泥的质量，容易产生大量的剩余污泥，对冲击负荷敏感，反应器及其澄清池体积庞大，容积负荷低等。而厌氧系统的容积负荷则较高，特别是在上流式厌氧污泥床（UASB）反应器中，可高达40kg/(m3·d)，其主要原因是UASB反应器中的污泥是以颗粒污泥的形式存在的，因此反应器中可有大量的活性污泥积累下来，并且无需澄清池。自从在UASB反应器中成功培育出颗粒污泥，对于颗粒污泥的研究逐渐引起人们的重视。但目前的研究中厌氧颗粒污泥的报道较多，并被大量应用；而好氧颗粒污泥的研究比较少，还存在着许多尚不清楚的领域。 一、好氧颗粒污泥的一般性质 好氧颗粒污泥是近期发展起来的一种生物膜工艺，也是一种生物自固定过程，是建立在厌氧颗粒污泥的研究基础之上发展起来的。其沉淀性能良好，具有高的容积负荷和很强的抗冲击负荷能力，微生物相当丰富，因此具有很高的生物活性。早期对好氧颗粒污泥的研究主要在连续流反应器中进行，但运行条件苛刻，需用纯氧曝气。1997年起，Morgenroth等利用间歇式序批式活性污泥法（SBR）反应器对好氧污泥的自凝聚及其性能进行研究。实验表明SBR反应器中较短的水力停留时间和较大的水流剪切作用有助于形成好氧颗粒污泥[1]。 1.形态 好氧颗粒污泥与一般的絮状污泥的形态完全不同。其外观一般为橙黄色，圆形或椭圆形。成熟的颗粒污泥表面光滑。颗粒的直径大约在0.5~1.5mm 之间。经过适度冲洗淘洗后的好氧颗粒污泥直径多在1mm左右。未经淘洗的颗粒污泥的全粒度分析表明，粒径在0.5mm以上的颗粒占全部污泥微粒的20%，在保证良好沉降性的同时，又能保证在曝气时污泥具有良好的悬浮性和透气性。颗粒污泥的形状系数稳定在0.45，纵横比为0.79[1][2]。 2.沉降性能 收稿日期：2009-8-26 作者简介：左志芳（1982-），女，江苏扬州人，扬州工业职业技术学院，讲师，硕士，研究方向：水污染控制。
Short Communication Study of aerobic granular sludge stability in a continuous-?ow membrane bioreactor S.F.Corsino a ,R.Campo b ,G.Di Bella b ,?,M.Torregrossa a ,G.Viviani a a Dipartimento di Ingegneria Civile,Ambientale,Aerospaziale,dei Materiali,Universitàdi Palermo,Viale delle Scienze,90128Palermo,Italy b Facoltàdi Ingegneria e Architettura,Universitàdegli Studi di Enna ‘‘Kore ”,Cittadella Universitaria,94100Enna,Italy h i g h l i g h t s The potentiality of continuous AGS is con?rmed by experimental data. The feast/famine alternation is a key issue in continuous ?ow for AGS maintenance. EPSs had a key role in granules strength. Hydraulic selection pressure is necessary to ensure ?occulent sludge washout. A correct management of granular sludge withdrawal should improve membrane fouling. a r t i c l e i n f o Article history: Received 31July 2015 Received in revised form 16October 2015Accepted 17October 2015 Available online 23October 2015Keywords: Aerobic granular sludge (AGS)Continuous-?ow reactor Feast/famine conditions Hydraulic selection pressure Membrane a b s t r a c t A granular continuous-?ow membrane bioreactor with a novel hydrodynamic con?guration was devel-oped to evaluate the stability of aerobic granular sludge (AGS).Under continuous-?ow operation (Period I),AGS rapidly lost their structural integrity resulting in loose and ?uffy microbial aggregates in which ?lamentous bacteria were dominant.The intermittent feeding (Period II)allowed obtaining the succession of feast and famine conditions that favored the increase in AGS stability.Although no fur-ther breakage occurred,the formation of new granules was very limited,owing to the absence of the hydraulic selection pressure.These results noted the necessity to ensure,on the one hand the succession of feast/famine conditions,and on the other,the hydraulic selection pressure that allows ?occulent sludge washout.This preliminary study shows that the proposed con?guration could meet the ?rst aspect;in contrast,biomass selection needs to be improved. ó2015Elsevier Ltd.All rights reserved. 1.Introduction Compared with the conventional wastewater treatment plants,aerobic granular sludge (AGS)offers several advantages,among others lower volume necessity because of greater biomass concen-tration (up to 20g TSS L à1),the possibility to degrade simultane-ously organic carbon and nutrients,and ?nally their remarkable settling capability.Nowadays,AGS has been widely investigated in sequencing batch reactors (SBRs).Indeed,it is believed that the ideal conditions for aerobic granulation like the succession of feast/famine conditions (Val del Río et al.,2012),the hydraulic selection pressure (Adav et al.,2009)and the hydraulic shear forces (Zhou et al.,2014),occur or could be easily controlled in SBR reactors.Nevertheless,SBRs are dif?cult to implement for a large sewage treatment,where continuous-?ow reactors are normally favorable due to the lower installation costs and easier operation,maintenance and control (Juang et al.,2010).Moreover,up to date the most of biological granular sludge systems have been studied in column-type reactors.These reactors are characterized by a height to diameter ratio (H/D)higher than 6–8,which helps to maximize the hydraulic shear forces,enhancing the formation of the aerobic granules.Therefore,column-type reactors had a pre-dominant in height development,and this characteristic could limit their application in a full-scale plant,since reactors might result higher than 8–10m. Although in some studies is reported that stable aerobic granu-lar sludge can be achieved in a continuous ?ow reactor,others demonstrated that the aerobic granules lost their stability more rapidly compared with a SBR in the long-run (Zhou et al.,2014).Nevertheless,there is not unanimity about the causes of granules breakage,because in a continuous-?ow reactor,many of crucial parameters for the aerobic granulation simultaneously fail.To https://www.doczj.com/doc/4a5272986.html,/10.1016/j.biortech.2015.10.0650960-8524/ó2015Elsevier Ltd.All rights reserved. ?Corresponding author.Tel.:+390935536393;fax:+390935536623. E-mail address:Gaetano.dibella@unikore.it (G.Di Bella).
附件2 论文中英文摘要 作者姓名：倪丙杰 论文题目：好氧颗粒污泥的培养过程、作用机制及数学模拟 作者简介：倪丙杰，男，1981年11月出生，2006年9月师从于中国科学技术大学俞汉青教授，于2009年7月获博士学位。 中文摘要 好氧颗粒污泥是活性污泥微生物通过自固定最终形成的结构紧凑、外形规则的生物聚集体。它具有相对密实的微观结构、优良的沉淀性能、较高浓度的生物体截留和多样的微生物种群。因此，好氧颗粒污泥技术作为一种新型的废水生物处理形式，在城市污水和工业废水处理中具有非常广阔的应用前景。好氧颗粒污泥的形成过程非常复杂，它的作用机制涉及到微生物的生长与竞争、氧的传质、底物的扩散及微生物产物的形成等各个方面。本论文系统地研究了好氧颗粒污泥的形成过程、作用机制和数学模拟，探索了颗粒污泥在好氧和缺氧条件下的胞内储存过程机理，深入阐明了颗粒污泥中胞外聚合物和溶解性微生物产物的形成规律，并首次成功地以低有机物浓度城市污水为基质在中试规模反应器中培养出性能优良的好氧颗粒污泥。主要研究内容和研究结果如下： 1. 分别采用豆制品加工废水和混合酸废水在SBR反应器中培养好氧颗粒污泥，基于实验结果和形成机理的分析，实现了好氧颗粒污泥形成过程的定量描述。粒污泥在形成过程中粒径逐渐增大，沉降速度提高到40 m h-1，污泥体积指数SVI减小至20 mL g-1，COD去除效率高于98%；模型能够很好地定量描述好氧颗粒污泥的形成过程及基质在颗粒内部的扩散；好氧颗粒污泥的形成过程可分为适应期、快速生长期和成熟期。 2. 通过好氧颗粒污泥的间歇实验，探索了颗粒中自养微生物和异养微生物的生长与竞争；根据实验结果修正了ASM3模型，用以描述好氧颗粒SBR反应器中自养菌和异养菌的同时生长，并分析两类微生物对于溶解氧的竞争和在颗粒中的空间分布；发现氨氮和COD 在颗粒SBR反应器运行周期的前1.5小时内分别被自养菌和异养菌消耗完毕，且异养菌消耗更多的溶解氧；自养菌主要位于颗粒的外层，而异养菌则分布于颗粒的外层或者中心。
好氧颗粒污泥的工艺优化 好氧颗粒污泥是在好氧条件下自发形成的细胞自身固定化颗粒，与絮状污泥相比，具有沉降性能好、污泥浓度高，易于固液分离，便于提高污水处理效率，降低污水处理成本等优点[1, 2]，具有较好的应用前景[3]. 国内外学者在好氧颗粒污泥工艺优化及其应用方面作了大量研究. 有研究利用序批式好氧颗粒污泥反应器处理高氨氮废水[4]，考察了HRT和运行方式对脱氮菌群的活性和数量变化的影响. 结果表明，当HRT为13 h时，脱氮菌群的活性最高; 缩短HRT导致了更高的COD和氨氮负荷，有利于厌氧氨氧化菌的生长，同时也抑制了氨氧化细菌的生长. Luo等[5]在两个相同的反应器里分别投加好氧颗粒污泥和普通絮状污泥，考察了COD/N分别为4、 2、1时，对颗粒污泥解体的影响. 结果表明，COD/N由4减小到2和1后，对好氧颗粒污泥的物理性质和硝化效率有很大的影响，当COD/N为1时，颗粒污泥全部解体. EPS中酪氨酸净产量的减少和包括丝状菌在内的主要微生物菌群的变化被认为是造成颗粒污泥解体的两个主要原因. 张雯等[6]在连续流反应器中接种厌氧颗粒污泥，成功培养出好氧颗粒污泥，考察了温度、 COD/N、 HRT、溶解氧质量浓度、 pH、间歇曝气周期等对好氧颗粒污泥脱氮的影响，并确定最佳工艺参数：温度为25℃、 COD/N 为6~8、 HRT 为8 h 左右、 DO质量浓度为2 mg ·L-1、 pH 为7.5~8.0、曝气3 h 及缺氧搅拌3 h 和曝气4 h 及缺氧搅拌3 h. 张睿[7]研究表明，进水COD/N≤5时，丝状菌大量生长，颗粒污泥开始解体，颗粒粒径变大，部分颗粒从球状变成长条杆状. 随着COD/N的降低，系统对有机物去除效果影响不大，去除率保持在80%以上; 但总磷和氮的去除效果变差，游离氨浓度的增加抑制了硝化菌和反硝化菌的活性，当COD/N为3时，系统对总磷、氨氮、总氮的去除率分别为47.98%、38.56%和27.90%. 上述关于好氧颗粒污泥的工艺参数研究大多是在序批式活性污泥反应器内进行的. 并且大部分研究主要采用较高有机物浓度的人工配水作为处理对象[8, 9]. 近年来，也有少量的研究探讨了连续流好氧颗粒污泥反应器的优化和设计，但其结构和运行方式复杂且稳定性差[10, 11, 12, 13]，难以应用于实际工程. 据相关报道[14]，流体剪切力、 HRT、 DO、选择压和废水组分等都对好氧颗粒污泥的形成具有重要的影响. 其中，流体剪切力和HRT对颗粒的形成速度、结构和稳定性影响显著，被认为是影响好氧颗粒污泥形成和稳定性的最关键因素[15]. 因此，本研究基于合建式反应器，采用较低COD/N实际生活污水为进水基质和连续进水方式，着重考察曝气量和HRT对好氧颗粒污泥的形态变化和除污能力的影响，以期为连续流好氧颗粒污泥技术应用于实际工程提供可靠的实验依据. 1 材料与方法 1.1 实验装置 本实验采用的合建式反应器是由有机玻璃制成的立方体，中间由一块隔板隔开，底部连通，分为反应区和沉淀区两部分，有效容积分别为1.5 L和0.3 L. 反应器通过曝气泵和曝气盘提供曝气，由转子流量计控制曝气量. 进水由反应区上方进入，由恒流泵控制进水流量，在上升气泡的作用下与颗粒污泥充分接触反应后由底部进入沉淀区，在重力的作用下，经过泥水分离最终从沉淀区上方流出(实验装置示意图见图 1).
好氧颗粒污泥技术进展与应用现状 摘要：好氧颗粒污泥是一种具有良好沉降性能的颗粒状活性污泥。好氧颗粒污泥有较高的生物量，相较传统活性污泥有更高的有机负荷，并且运行成本也相对较低。因此，通过培养驯化好氧颗粒污泥并用于处理污水厂被广泛关注。本文简述了好氧颗粒污泥的概况及特性，介绍了相关的培养方法以及在实验室和工程方面的应用，并对好氧颗粒污泥的前景进行了展望。 关键词：好氧颗粒污泥；性质；驯化；应用 由于我国近些年水体富营养化和水污染严重，水污染控制技术的应用日益广泛。我国现有污水厂大多数采用活性污泥法处理污水。但是活性污泥法有污泥膨胀、沉降性能较差、剩余污泥量大等问题，严重限制了我国的污水处理。 好氧颗粒污泥是废水系统中微生物在好氧条件下，微生物自生自凝聚形成的一种颗粒状、结构紧密、沉降性能好、污染物处理效果明显的特殊的活性污泥，相较传统活性污泥，好氧颗粒污泥不会出现污泥膨胀、出水水质变差等问题。因此，好氧颗粒污泥应用与工业废水中难降解有机物的去除。另外，颗粒污泥具有高容积负荷下降解高浓度有机废水的良好生物活性，具有很高的经济价值。 通过对好氧颗粒污泥特性的描述，以及对其形成机理进行描述，可以定性的了解好痒颗粒污泥的性质及应用；通过总结好氧颗粒污泥的的驯化及培养方法以及当下对好氧颗粒污泥的应用，预测污水厂应用好氧颗粒污泥的进一步发展。 1 好氧颗粒污泥的技术现状 1.1好氧颗粒污泥的特性 1.1.1好氧颗粒污泥的物化性质 1）基本性质 成熟的好氧颗粒污泥呈橙黄色，表面光滑，外观为球形或椭球形，其粒径在0.5-1.5 mm，纵横比为0.76,形状系数稳定在0.45。好氧颗粒污泥的沉降速度与其大小和结构有关，一般在30-70m/h,约为传统活性污泥(8~10 m/h)的3倍。好氧颗粒污泥主要包含C、H、O、N、S、P等6种元素，以及少量的Ca、Mg、Fe等金属元素。由于所含无机元素种类不同，污泥颗粒可能出现不同的颜色。如当颗粒污泥含大量钙元素是会呈现白色
厌氧颗粒污泥的培养注意事项 首先要有接种污泥，如果是已经颗粒污泥，只需培养驯化一下就可以了；如果采用活性污泥的话就比较麻烦。 必须注意以下几点： 1、营养元素和微量元素 在当废水中N、P等营养元素不足时，不易于形成颗粒，对于已经形成的颗粒污泥会发生细胞自溶，导致颗粒破碎，因此要适当加以补充。N源不足时，可添加氮肥、含氮量高的粪便、氨基酸渣及剩余活性污泥等；P源不足时，可适当投加磷肥。铁、镍、钴和锰等微量元素是产甲烷辅酶重要的组成部分，适量补充可以增加所有种群单位质量微生物中活细胞的浓度以及它们的酶活性。 2、选择压 通常将水力负荷率和产气负荷率两者作用的总和称为系统的选择压。选择压对污泥床产生沿水流方向的搅拌作用和水力筛选作用，是UASB等一系列无载体厌氧反应器形成颗粒污泥的必要条件。 高选择压条件下，水力筛选作用能将微小的颗粒污泥与絮体污泥分开，污泥床底聚集比较大的颗粒污泥，而比重较小的絮体污泥则进入悬浮层区，或被淘汰出反应器。定向搅拌作用产生的剪切力使颗粒产生不规则的旋转运动，有利于丝状微生物的相互缠绕，为颗粒的形成创造一个外部条件。 低选择压条件下，主要是分散微生物的生长，这将产生膨胀型污泥。当这些微生物不附着在固体支撑颗粒上生长时，形成沉降性能很差的松散丝状缠绕结构。液体上升流速在2.5～3.0m/d之间内，最有利于UASB 反应器内污泥的颗粒化。 3、有机负荷率和污泥负荷率 可降解的有机物为微生物提供充足的碳源和能源，是微生物增长的物质基础。在微生物关键性的形成阶段，应尽量避免进水的有机负荷率剧烈变化。 实验研究表明，由絮状污泥作为种泥的初次启动时，有机负荷率在0.2～0.4 kgCOD/(kgVSS•d)和污泥负荷率在0.1～0.25kgCOD/(kgVSS•d)时，有利于颗粒污泥的形成。 4、碱度 碱度对污泥颗粒化的影响表现在两方面：一是对颗粒化进程的影响；二是对颗粒污泥活性的影响。后者主要表现在通过调节pH值(即通过碱度的缓冲作用使pH值变化较小)使得产甲烷菌呈不同的生长活性，前者主要表现在对污泥颗粒分布及颗粒化速度的影响。在一定的碱度范围内，进水碱度高的反应器污泥颗粒化速度快，但颗粒污泥的产甲烷活性低；进水碱度低的反应器其污泥颗粒化速度慢，但颗粒污泥的产甲烷活性高。因此，在污泥颗粒化过程中进水碱度可以适当偏高(但不能使反应器体系的pH>8.2，这主要是因为此时产甲烷菌会受到严重抑制)以加速污泥的颗粒化，使反应器快速启动；而在颗粒化过程基本结束时，进水碱度应适当偏低以提高颗粒污泥的产甲烷活性。 5、接种污泥 颗粒污泥形成的快慢很大程度上决定于接种污泥的数量和性质[1]。 根据Lettinga的经验，中温型UASB反应器的污泥接种量需稠密型污泥12～15kgVSS/m3或稀薄型污泥6 kgVSS/m。高温型UASB反应器最佳接种量在6～15kgVSS/m3。过低的接种污泥量会造成初始的污泥负荷过高，污泥量的迅速增长会使反应器内各种群数量不平衡，降低运行的稳定性，一旦控制不当便会造成反应器的酸化。较多的接种菌液可大大缩短启动所需的时间，但过多的接种污泥量没有必要。 一般说来，用处理同样性质废水的厌氧反应器污泥作种泥是最有利的，但在没有同类型污泥时。不同的厌氧污泥同样对反应器的启动具有一定的影响， 没有处理同样性质废水的厌氧反应器污泥作种泥时，厌氧消化污泥或粪便可优先考虑。 6、温度 温度对于UASB的启动与保持系统的稳定性具有重要的影响。UASB反应器在常温(25℃)，中温(33℃～41℃)和高温(55℃)下均能顺利启动，并形成颗粒污泥。但绝大多数UASB启动过程的研究都是在
污水生物处理中的好氧颗粒污泥技术 好氧颗粒污泥因其具有较高的微生物量，具备脱氮除磷能力和良好的沉淀性能，在工业废水和城市污水处理中的应用潜力很大，但在其形成机理方面还存在问题并未彻底弄清。 本文分析了好氧颗粒污泥的特点及其形成过程的影响因素，如胞外聚合物、水力剪切力、温度等；归纳了关于好氧颗粒污泥的形成假说，总结了其在城市污水和工业废水处理方面的应用情况以及好氧颗粒污泥稳定性及形成机理方面存在的问题，论述了好氧颗粒污泥技术今后的发展趋势。 污水生物处理系统内，微生物聚集的形式主要有絮状污泥、生物膜和颗粒污泥3种，其中颗粒污泥由于具有微生物量多、沉降性好等优点而受到研究者的关注。 颗粒污泥中，好氧颗粒污泥（AGS）具有表面光滑、密度大、沉降性能良好、能够维持较高的生物量以及承受较高的有机负荷等优点。M. Pronk等指出，好氧颗粒污泥系统的总体能耗为13.9 kW·h，比荷兰传统活性污泥厂的平均耗能水平低58%~63%，其出水水质可以达到传统活性污泥法工艺的出水水质甚至更好。好氧颗粒污泥系统所需要的体积也比现有的常规活性污泥装置所需要的体积低33%左右，在能耗和土建费用方面均有所减少。 与厌氧颗粒污泥相比，好氧颗粒污泥的形成周期较短，约为30 d。在耗能方面，好氧颗粒污泥可在常温条件下进行培养，同时在污水浓度方面局限性小，对高浓度工业废水和城市生活污水的处理均有良好效果。 污泥在好氧条件下进行培养，颗粒的分层结构形成好氧、缺氧和厌氧区域，其结构特征可以实现一定程度的脱氮除磷效果。本研究通过对近年来相关文献的整理，拟对好氧颗粒污泥的形成机理进行总结，并对各影响因素之间的相互作用进行分析。 1 好氧颗粒污泥的形成机理 好氧颗粒污泥的形成是由众多因素共同作用完成的复杂过程，其中既有微生物的作用，也包含物理、化学等方面的作用，国内外学者对于好氧颗粒污泥的形成进行了长期研究，主要形成以下几种学说。 01 微生物自凝聚原理
水体富营养化近年来在世界各地频繁发生, 导致大量水域出现水质恶化现象, 严重影响了居民健康及生态环境, 受到水环境领域研究人员的重视.水中氮和磷等营养元素含量较高是造成水体富营养化现象的关键原因, 因此去除污水中的氮素和磷源已经成为污水处理领域的重要任务.目前污水处理厂大多采用活性污泥法对污水进行处理, 因其具有处理效果好和能耗较低等优点得到广泛应用, 但在运行过程中发现普通活性污泥存在沉降性能较差和易发生污泥膨胀等问题.好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是一种颗粒状活性污泥, 内部存在层状空间结构, 单个颗粒能提供微生物所需的好氧/缺氧/厌氧环境, 可以同时进行硝化、反硝化和除磷过程, 具有沉降性能好[4]和抗冲击负荷能力强等优点, 可以极大地降低运行成本, 在废水处理领域受到了极大的关注.荷兰、意大利和克罗地亚等国已将AGS工艺成功用于实际工程, 并且运行效果良好. 研究人员通常采用一次进水-曝气策略, 通过在周期内形成厌氧/好氧(A/O)的运行环境来培养颗粒污泥, 这样做的原因是聚磷菌(phosphate accumulating organisms, PAOs)的生长需要先在厌氧条件下吸收挥发性脂肪酸, 将其转化为聚羟基链烷酸酯(poly-hydroxyalkanoates, PHA)并贮存在体内, 再在好氧条件下氧化分解PHA, 用于充分吸收水中的磷酸盐, 以达到除磷的目的.但作者在采用一次进水-曝气策略下驯化絮状污泥以启动AGS工艺时, 发现运行初期絮状污泥在好氧条件下无法形成反硝化所需的厌氧环境, 反应器内会存在大量NO3--N, 对PAOs厌氧释磷产生影响.然而释磷过程是保证PAOs良好除磷性能的前提, 且有研究表明, PAOs释磷时会形成大量带正电的微粒, 能吸附带负电的细胞体, 可以作为颗粒污泥的晶核; PAOs除磷过程还会产生磷酸盐沉淀, 可作为细胞附着的内核, 成为颗粒生长的“起点”, 两者均能够促进颗粒污泥的形成, 对生活污水中快速颗粒化的实现具有重要作用.因此, 笔者提出多次进水-曝气策略, 在周期内进行多组进水、非曝气和曝气的组合, 通过实现多次硝化反硝化, 以降低系统中NO3--N浓度, 减轻NO3--N 对PAOs的抑制, 提高除磷效果, 以便在颗粒化初期利用除磷过程中产生的正电微粒和磷酸盐沉淀, 促进颗粒污泥的形成, 缩短污泥颗粒化过程所需的时间. 基于此, 本研究选用两组SBR反应器(R1和R2)培养AGS, R1以一次进水-曝气策略运行, R2以多次进水-曝气策略运行, 通过研究污泥形态、粒径变化、EPS和去除性能等参数, 对比探究一次/多次进水-曝气策略对生活污水AGS工艺启动和运行的影响, 以期为实际工程提供理论基础. 1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方式 本实验采用两组有机玻璃制成的SBR反应器(R1和R2), 有效容积12 L, 换水比为50%, 通过转子流量计控制曝气量为1.0 L·min-1, 用PLC控制进水、搅拌、曝气和出水.反应器每天运行4个周期, 每周期6 h, 其中通过蠕动泵在相同转速下, 以底部进水的方式进水12 min, 以保证两个反应器周期内进水量相同, 厌氧反应90 min, 好氧反应240 min, 沉淀时间从15 min逐渐缩短为3 min, 出水和闲置共计15 min.周期内运行参数如表1所示.
好氧颗粒污泥技术于二十世纪九十年代中期提 出，在污水生物处理领域受到越来越广泛的关注。好氧颗粒污泥是由微生物自凝聚形成的颗粒状聚集体，其中包括细菌、胞外聚合物、各类原生、后生动物和无机物。好氧颗粒污泥具有沉降性能好、生物量高且生物种类众多（包含好氧、兼氧和厌氧微生物）、抗冲击负荷能力强[1]以及不易发生污泥膨胀等优势。近年来，采用好氧颗粒污泥技术处理污水已经成为污水处理的一种新选择，同时关于好氧颗粒污泥的研究也逐渐成为热点。 1好氧颗粒污泥形成机制 好氧颗粒污泥由胞外多聚物粘合众多微生物，通过大量物理、化学以及生物反应所形成的混合聚集体[2]。由于其形成过程复杂，微生物的具体聚集形式很难被实时监测到，多数关于颗粒污泥形成的确定是系统中颗粒变得密实，外形变得规则，其形态与松散的絮体状污泥明显不同。Liu 等[3]认为当SVI 5与 SVI 30差异不超过10%， 并且能够明显观察到污泥的颗粒形状时说明污泥颗粒化完成。关于好氧颗粒污泥的形成过程国内外的学者还在进行深入的研究，以其能获取颗粒形成的原位信息。目前，根据微生物的聚集特性，Liu 等[4]认为颗粒的形成主要包括以下 几个阶段： 第一阶段：物理作用使得细菌相互碰撞接触，部分细菌相互粘附在一起。 第二阶段：相互吸引力来保持多细胞接触，进而形成聚集体。 第三阶段：在外界环境下细胞分泌胞外聚合物（例如多糖等），粘附更多的细菌及聚合体，污泥颗粒逐渐变大成熟。 第四阶段：在水力剪切力的作用下颗粒污泥形成稳定的立体结构。颗粒污泥的最终形态以及尺寸大小由选择压[5]、细菌种类、基质负荷[6]等因素确定。彭永臻等[7]总结整理了国内外好氧颗粒污泥形成的3种假说：1）“微生物自凝聚假说”，通过微生物内部和外部的相互作用，微生物相互聚集在一起，形成具有特定性质的微生物聚集体[8]；2）“选择压驱动假说”，一种纯粹的物理筛选过程，通过控制沉降时间，筛选出沉降性能较好的颗粒污泥；3）“胞外多聚物假说”，微生物产生大量胞外聚合物，促进微生物之间的吸附，使得微生物聚合体的形成成为可能[9]。目前，关于好氧颗粒污泥形成机制的研究较复杂，尽管国内外学者根据自己的研究都提出了自己的观点，但由于操作条件、反应器类型等的不同都很 好氧颗粒污泥形成及稳定运行的研究进展 郭 安1，王然登1，彭永臻1， 2 （1.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室， 黑龙江哈尔滨150090； 2.北京工业大学，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京市脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心，北京100124） 摘要：近年来，好氧颗粒污泥技术凭借其优良的沉降性能以及较好的处理效果等优点，引起了人们越来越多的关 注。通过参考大量的文献资料，简要总结了国内外学者关于颗粒污泥形成机制的多种假说与形成步骤，并从沉淀时间、水中金属离子、不同有机底物及负荷、水力剪切力和饱食-饥饿期几个方面分别讨论了各自对好氧颗粒污泥形成及稳定运行的影响。最后列举了好氧颗粒污泥在实际工程中的应用，目前仍存在的问题以及未来发展的方向。 关键词：好氧颗粒污泥；形成机制；影响因素；工程应用中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：1000-3770(2015)01-0015-005 收稿日期：2014-04-14 基金项目：国家高技术研究发展（863计划）资助项目（2012AA063406）作者简介：郭安（1990－），男，研究方向为好氧颗粒污泥；电子邮件：guoan_mail@https://www.doczj.com/doc/4a5272986.html, 联系作者：彭永臻，教授，博士生导师；电子邮件：pyz@https://www.doczj.com/doc/4a5272986.html, 第41卷第1期2015年1月水处理技术 TECHNOLOGY OF WATER TREATMENT Vol.41No.1Jan.,2015 15