好氧颗粒污泥的快速培养研究进展

好氧颗粒污泥(AGS)的培养时间一般在30 d以上。显然,较长的启动时间不利于技术的推广及应用。因此,研究经济、高效的AGS的快速培养策略一直是该领域的热门话题。总结已取得的研究成果发现,现有快速培养策略主要包括四种,即进水中添加钙镁等金属离子、投加絮凝剂或惰性载体、接种部分AGS及投加特殊菌种等促进污泥好氧颗粒化。结果表明,以上策略可有效缩短AGS形成所需时间,一般可将污泥好氧颗粒化的时间控制在30 d甚至20 d以内。然而,现有研究存在以下不足,一是缺乏统一的衡量污泥好氧颗粒化成功的标准,二是污泥快速好氧颗粒化的机理缺乏深入研究,三是现有研究成果缺乏实践检验。因此,后续研究应首先统一AGS培养成功的标准,为研究成果的重复及推广奠定基础。其次,通过捕捉污泥颗粒化过程中的原位信息探索快速颗粒化的机理,为实际应用提供理论指导。最后,借鉴厌氧颗粒污泥的销售及使用经验,探索AGS的产品化途径,并对现有快速培养模式进行整合及改进,在实践中检验其可靠性。     

运行模式及C/N对强化AGS短程硝化反硝化的影响

为了强化好氧颗粒污泥(AGS)的短程硝化反硝化，对序批式反应器(SBR)的运行模式和进水C/N进行了优化。结果表明：R2(厌氧/好氧+厌氧/好氧)中的AGS培养至第56天时，丝状菌膨胀严重导致反应器暂停运行；而R1(厌氧/好氧)的污泥性能及污染物去除效果均优于R2。R1在C/N为6、7.5时短暂出现短程硝化反硝化现象，继续提高C/N至10,NO₂^--N出现明显积累，亚硝态氮积累率(NAR)达到100%，成功实现了强化AGS短程硝化反硝化脱氮的目的，系统对COD、TIN、TP的去除率分别达到95%、75%、70%以上。高通量测序结果表明，颗粒化后R1系统内的微生物群落结构与接种污泥差别较大。在属水平上，接种污泥中Candidatus＿Competibacter(0.28%)、Flavobacterium(0.03%)的相对丰度较低，R1在实现污泥颗粒化后，多种反硝化细菌如Candidatus＿Competibacter(13.53%)、Thauera(3.25%)等得到了明显富集，此外，Flavobacterium(13.66%)、Comamo...     

培养过程中投加部分好氧颗粒对颗粒化的影响

为合理利用好氧颗粒污泥(AGS)这一"稀缺资源",探索培养过程中投加部分成熟AGS对好氧颗粒化的影响。接种活性污泥并将初始沉降时间设为20 min,逐步缩短反应器的沉降时间,当R_(11)、R_(12)及R_(13)的沉降时间分别降至15、10及5 min时投加30%的成熟AGS,结果R_(12)在16d时即成功实现好氧颗粒化,而R_(11)及R_(13)所需时间分别为21及26 d。采用相同的启动条件,当R_(21)、R_(22)及R_(23)的沉降时间降至10 min时分别接种10%、20%及30%的成熟AGS,三个反应器实现好氧颗粒化所需的时间分别为27、24及16 d。由此确定最佳培养条件为沉降时间降至10 min时投加30%的成熟AGS。在10 min时投加AGS有助于维持投加的AGS的稳定性,较好地发挥接种AGS晶核及载体的作用,使得它们避免了经历先解体后重新凝聚的过程,从而极大地缩短了AGS形成所需的时间。     

SBR中生物膜促进好氧颗粒化研究

利用弹性填料附着生物膜,在选择压法培养好氧颗粒污泥(AGS)的过程中研究人工刮膜使其进入混合液对好氧颗粒化进程的影响。前23 d内颗粒化率随着生物膜刮落进入混合液中而不断增加,24 d后将弹性填料上附着的生物膜全部刮入混合液中,颗粒化率大幅度提高。游离态生物膜在颗粒化过程中发挥了前驱物或晶核作用,而在较高水力选择压下微生物分泌的胞外聚合物促进了松散的生物膜转化为结构密实的AGS,因而在冬季较低温度下于30 d内成功实现了好氧颗粒化。弹性填料有效地提高了系统的稳定性,即使选择压法操作不当时仍可以抵抗污泥膨胀造成的影响,这一设置有效地降低了系统崩溃的风险。运行过程中反应器表现出较好的污染物去除效果,对COD、TIN及TP的去除率常在90%、82%及80%以上。     

失稳好氧颗粒污泥在SBR中的修复研究

丝状菌膨胀是好氧颗粒污泥(AGS)不稳定的主要原因之一,然而,对于这种失稳的AGS的修复研究国内外尚较少涉及。因此,在SBR中接种发生丝状菌膨胀的AGS,通过逐步缩短沉降时间及降低C/N值,研究失稳AGS的修复进程及对污染物的去除效果。观察发现,失稳的AGS外表毛糙、结构松散且很不稳定,修复过程中部分大颗粒经历了先解体后重新颗粒化的过程,且解体的颗粒污泥可以作为新颗粒污泥形成的晶核及载体。失稳AGS的修复时间稍短于直接利用活性污泥培养AGS的:19 d时大部分颗粒表面已经比较光滑,25 d时AGS在反应器中已占主导,30 d时完全重新实现颗粒化(颗粒化率为91.48%),此时的AGS外表光滑、形状规则,但颜色偏淡。44 d时AGS呈明显的黄色、结构致密,SVI、平均粒径及颗粒化率分别为65.77 m L/g、1.42mm及95.19%。最终,出水COD、TIN、NH+4-N及TP分别为41.12、6.17、3.67及0.54 mg/L,相应的去除率分别为95%、92%、95%及97%。     

用厌氧产氢反应器出水培养好氧颗粒污泥的研究

以厌氧产氢反应器出水为底物，在序批式反应器中研究了好氧颗粒污泥的培养过程。结果表明，以厌氧产氢反应器出水为底物，在60d内能够培养出粒径大、沉降性能优异且对污染物去除能力强的好氧颗粒污泥。在活性污泥的颗粒化过程中，伴随着污泥体积指数的减小。污泥的粒径和沉速增大，反应器内的污泥浓度增加，从而提高了反应器的处理效能。     

好氧颗粒污泥技术用于味精废水处理的研究

以厌氧颗粒污泥为接种污泥,采用人工模拟废水在SBR反应器内培养好氧颗粒污泥,35 d后颗粒污泥成熟,反应器对COD和NH4+-N的去除率分别高于95%和99%。采用该反应器处理味精废水,当COD、NH4+-N的容积负荷分别为2.4、0.24 kg/(m3.d)时,对COD、NH4+-N和TN的去除率分别在90%、99%和85%左右,且颗粒污泥未出现解体的现象。以厌氧颗粒污泥为接种污泥、味精废水为进水,在与上述相同条件下培养好氧颗粒污泥,经过60 d的培养,反应器内的污泥以絮状污泥为主,该系统对COD、NH4+-N和TN的去除率分别为85%、99%和70%。     

基于好氧颗粒污泥的三槽交替反应器的运行效能与微生物菌群分析

在新开发的三槽交替反应器基础上接种厌氧反应器中的颗粒污泥,采用较高的进水负荷快速培养好氧颗粒污泥,考察了三槽交替反应器的运行效能,并进行微生物菌群结构分析。结果表明:在PLC自动控制条件下,反应器实现了周期性独立控制。经过32 d的培养,好氧颗粒污泥在厌氧颗粒污泥的基础上培养成功。在人工配水的条件下,氮、磷去除效能较低。通过改善进水碱度,污泥形态保持稳定,COD、氨氮和磷酸盐的平均去除率分别达到88%、47.80%和28.10%。好氧颗粒污泥微生物菌群结构与厌氧颗粒污泥有较大相似性,α、γ-Proteobacteria的相对丰度明显提高,好氧颗粒污泥中Sphaerotilus、Acidovorax、flavobacterium等菌属的热度(相对变化强度)较高,对好氧颗粒污泥的形成和稳定运行起到重要作用。     

颗粒活性炭加速厌氧反应器污泥颗粒化的研究

为克服厌氧反应器启动慢和启动难的问题,以UASB反应器为代表,向反应器内投加颗粒活性炭以加快厌氧污泥颗粒化进程,并采用扫描电子显微镜观察颗粒污泥的生长情况.结果表明,在试验的第64天即完成了厌氧污泥颗粒化的全部过程,培养出的颗粒污泥具有厌氧颗粒污泥的基本特征和典型的生化特性,并对啤酒废水有很好的处理效果.可见,投加颗粒活性炭可加速厌氧污泥颗粒化进程,并能有效维持厌氧反应器的稳定运行.     

ASBR反应器中污泥颗粒化的工艺条件

在小试规模的厌氧序批式反应器(ASBR)中,采用城市污水厂厌氧消化污泥接种,以蔗糖为基质,在中温[(35±1)℃]条件下经过121d实现了污泥颗粒化。对颗粒化过程和颗粒污泥扫描电镜的观察结果表明,在适宜的操作条件下ASBR反应器能够成功培养出以甲烷八叠球菌为主的颗粒污泥。污泥负荷、搅拌和微量元素对颗粒化过程具有显著影响。     

设置生物选择段的SBR中好氧颗粒污泥的培养

在SBR中通过投加颗粒活性炭并设置生物选择器以促进好氧颗粒污泥(AGS)的形成,并研究出水回流对系统稳定性的影响,为AGS工艺的发展提供技术支持。由于操作不当及蚊蝇幼虫大量繁殖,导致第一次培养在20 d时发生污泥膨胀。第二次培养时接种污水处理厂剩余污泥,设置厌氧生物选择器并投加20 g活性炭,在第3天即观察到新生的长丝状生物膜及不规则的AGS,21 d时几乎全部以菌胶团及AGS的形式存在,25 d时SV30/SV5、SVI、MLSS及含水率分别为83.03%、40.64 m L/g、6.7 g/L及97.90%,反应器对COD、TIN及TP的去除率保持在90%以上。随着回流量的增大,系统的稳定性受到一定冲击,导致污泥理化特性及出水水质发生异常波动。为减小外部冲击的影响,微生物通过增加或减少EPS的分泌以适应新的环境,使得自第22天开始污泥理化特性逐渐趋稳。而出水氨氮和SS浓度明显升高,主要是混合液盐度的增加导致絮体难以下沉,引起出水SS的升高及污泥龄的减小,从而削弱了反应器的硝化能力。     

中试SBR内好氧颗粒污泥培养和微生物群落变化

利用实际城市污水在SBR中试系统中培养好氧颗粒污泥(AGS),考察AGS对污染物的去除特性,同时利用Illumina MiSeq高通量测序对成熟的AGS和絮体污泥中的细菌群落组成进行对比研究,分析污泥好氧颗粒化原因,以期为AGS的工程化应用提供理论依据。结果表明:通过逐渐缩短沉淀时间的方式能够在30 d内培养出粒径在220μm以上的AGS;并且在180 d时系统内颗粒化趋于成熟,AGS占比达95%以上。成熟的AGS能够实现同步硝化反硝化,出水TN低于10 mg/L,TN去除率稳定在85%以上。通过对AGS与絮体污泥中细菌群落多样性的对比分析可知,成熟的AGS细菌群落多样性降低且群落组成发生显著变化。Proteobacteria是絮体污泥中最优势的细菌门,而在AGS中,最优势的细菌门为Bacteroidetes,其次是Proteobacteria。Flavobacterium、Aquimonas和Candidatus Accumulibacter在AGS中的相对丰度高于絮体污泥,说明这些菌属可能促进絮体污泥形成AGS。     

低温好氧颗粒污泥反应器的启动特性研究

好氧颗粒污泥技术具有良好的应用前景,但是当温度波动较大时颗粒污泥会发生解体,因此研究低温好氧颗粒污泥反应器的运行对推动好氧颗粒污泥技术的发展具有重要意义。研究了低温条件下好氧颗粒污泥反应器的启动过程及其特性,结果表明:经过约40 d的培养,形成了沉降性能良好和生物量较高的好氧颗粒污泥。污泥胞外聚合物内蛋白质类物质含量提高了1.8倍,蛋白质类物质浓度的升高与稳定存在是絮状活性污泥颗粒化的重要因素。低温好氧颗粒污泥对生活污水中的污染物具有较好的去除效能,但是其反硝化效果较差,反应器内溶解氧含量较高以及反硝化细菌与聚磷菌对外碳源的竞争劣势是造成硝酸盐氮积累的主要原因。红外光谱分析结果显示絮状污泥颗粒化之后,污泥的主要官能团没有发生变化,污泥性质稳定。胞外聚合物内蛋白质类物质和溶解性微生物产物的荧光强度升高,表明低温好氧颗粒污泥的强度增加,颗粒污泥内部结构更加稳定,污泥微生物对低温的适应性逐渐加强,污泥活性提高。     

A/O SBR中同步硝化反硝化除磷颗粒污泥的富集

以聚糖菌颗粒污泥为接种污泥，在厌氧／好氧SBR中成功富集了具有同步硝化反硝化除磷效果的颗粒污泥。结果表明，培养过程中，污泥总磷含量、厌氧释磷量及磷酸盐去除率的提高表明反应器中聚磷菌逐渐替代聚糖菌成为优势菌种；培养末期颗粒污泥的粒径为600～1000μm，SVI为48mL／g，有机物主要在厌氧阶段被去除并以胞内聚合物（PHB）的形式储存，厌氧阶段对TOC的去除率为87％，对TOC的总去除率为90％，对磷酸盐的去除率为95．6％；氮的去除是在好氧条件下经同步硝化反硝化完成的，且PHB为主要的反硝化碳源，对氨氮的去除率为99．3％，对总氮的去除率为85．5％。     

高氨氮对连续流状态下好氧颗粒污泥稳定性的影响

接种SBR中培养成熟的好氧颗粒污泥(AGS),研究高氨氮、连续流环境下AGS的稳定性维持。在63 d的运行过程中,随着每次进水氨氮浓度(200~275 mg/L)的提高,AGS的理化特性及对污染物的去除率均会出现波动。运行过程中AGS的颜色逐渐变深,15~45 d内观察到部分大颗粒出现解体并导致了MLSS的减小,但AGS一直保持着较好的沉降性能(SVI一般小于70m L/g)。相比于接种AGS,试验结束时的AGS变得更加光滑、致密。随着AGS逐渐适应进水水质,对COD及TP的去除率最终分别接近90%及100%。反应器对TIN的去除效果并不理想且不稳定(去除率为50%~90%),出水中残留有大量氨氮(在30~90 mg/L之间)。虽然逐渐升高的氮负荷[0.8~1.1 kg/(m~3·d)]对AGS的稳定性有一定冲击,但AGS通过形态及理化特性的调节逐步适应了新环境,表明高氨氮、连续流环境下AGS可较好地维持其稳定性。     

好氧颗粒污泥发生丝状菌污泥膨胀的控制措施

在SBR反应器内接种好氧颗粒污泥,经驯化后对人工模拟废水的处理效果良好。考察了培养过程中污泥形态的变化以及发生丝状菌污泥膨胀时反应器对污染物的去除效果,并探讨了丝状菌在污泥颗粒化过程中的作用以及控制丝状菌污泥膨胀的方法。结果表明,丝状菌污泥膨胀对COD的去除率有影响,但对去除NH3-N、TP的效果影响不大。通过增加反应器内的水力剪切力对控制丝状菌污泥膨胀有一定的效果,而减小C/N值,均衡进水中的营养可从根本上解决污泥膨胀问题。成熟的好氧颗粒污泥的MLSS约为3 000 mg/L,沉降性能较好,SVI为77 mL/g;对COD、NH3-N、TP均具有较高的去除率,分别达到94.52%9、5%9、0%左右。     

不同生物选择段的SBR中好氧颗粒污泥的特性

在两个小试SBR中接种成熟的好氧颗粒污泥(AGS),分别研究了不同时长的好氧及厌氧生物选择段下AGS的特性及对污染物的去除效果,为维持AGS的稳定性提供技术支持。结果表明,生物选择段的设置能够有效抑制丝状菌的生长,并能较好地维持AGS的稳定性。AGS的SV30/SV5值维持在0.90以上,SVI保持在40 m L/g以下,MLVSS/MLSS值在0.6~0.7之间,EPS为37~44 mg/g MLVSS,PN/PS值为1.3~2.0,含水率为97.3%~98.5%。不同选择段下反应器对污染物均具有较好的去除效果。不同好氧选择段下反应器对COD、TP、TIN及NH+4-N的去除率分别保持在98%、90%、77%及82%以上;不同厌氧选择段下反应器对COD、TP、TIN及NH+4-N的去除率分别保持在97%、85%、75%及75%以上。虽然好氧选择段下的除污效果要略高于厌氧选择段的,但后者的运行成本更低。     

不同进水基质好氧颗粒污泥性状研究

为研究好氧颗粒污泥形成过程及污泥特性,采用特殊运行方式的厌氧-好氧SBR反应器,并分别以葡萄糖、乙酸钠、葡萄糖-乙酸钠为进水基质考察污泥颗粒化过程和污泥特性.     

SBR反应器中好氧颗粒污泥的同步脱氮除碳特性

以葡萄糖好氧颗粒污泥为接种污泥,通过调整序批式反应器(SBR)的运行周期、COD/N值以及好/厌氧条件,培养、驯化出了结构紧密、沉降性能良好的脱氮颗粒污泥。在COD负荷为1 600 mg/(L.d)、氨氮负荷为530 mg/(L.d)的条件下,颗粒污泥对COD及氨氮的去除率分别达到96.55%和97.29%。研究表明,运行周期内系统对氨氮的去除可分为两个阶段,即COD与氨氮快速去除的富营养阶段和慢速硝化的贫营养阶段。脱氮颗粒污泥内由于受传质限制而导致营养基质和溶解氧在空间上的浓度梯度,使得脱氮颗粒污泥内可能同时存在异养菌及硝化与反硝化微生物。尽管该颗粒污泥内可能存在一定的溶解氧受限区域,但其剖面的扫描电镜照片显示其间的微生物近似均匀分布,没有严格的好/厌氧区域划分或明显的孔洞。     

琼脂包埋好氧颗粒污泥的储存及恢复

研究了常温及冷藏环境下琼脂包埋的好氧颗粒污泥(AGS)的储存及随后的恢复效果。经过30 d的储存,两种环境下的颗粒的稳定性均出现了一定程度的下降,表现为MLVSS、SOUR等的明显下降,但颗粒的形态及沉降性能变化不大,亦未出现明显的解体。常温储存的琼脂块会散发臭气,并容易引起蚊蝇等繁殖,而冷藏储存除失水收缩外并无明显变化。将储存后的AGS作为接种污泥重新曝气后,两种颗粒均在22 d内成功实现了稳定性恢复,对COD、TIN及TP的去除率均逐渐上升至90%以上。观察发现,常温储存的颗粒经历了两次明显的先解体后重新颗粒化的过程,而冷藏的颗粒只经历了恢复初期先解体后重新颗粒化的过程。根据储存及恢复过程中AGS的表现,琼脂包埋的AGS在冷藏环境下的储存效果更佳。储存后的颗粒的SOUR均在10mgO_2/(g MLSS·h)以上,且未监测到EPS的明显减小,表明琼脂包埋法可在一定程度上维持颗粒的活性及结构完整性。相比于湿式储存,琼脂包埋法实现了AGS的干式储存,对于AGS的流通具有现实意义。