CN104973685B - 一种好氧颗粒污泥的培养方法 - Google Patents

Abstract

本发明公开了一种好氧颗粒污泥的培养方法，包括如下步骤：配制人工合成模拟废水；接种污泥；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；运行一周后，污泥趋于稳定状态；逐步提高进水负荷；采用：进水‑曝气‑静置+搅拌‑二次曝气‑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；逐步缩短沉淀时间至5min。本发明通过较短的污泥沉降时间将沉降性较差的、影响颗粒污泥形成的丝状菌排出，从而为颗粒污泥的形成提供良好的生长环境。

Description

一种好氧颗粒污泥的培养方法

技术领域

本发明涉及好氧颗粒污泥培养领域，具体涉及一种好氧颗粒污泥的培养方法。

背景技术

好氧颗粒污泥是活性污泥微生物在好氧环境条件下通过自固定过程，最终形成结构紧凑、外形规则的密集生物聚合体。相对于结构较松散，无规则外形的絮体污泥，好氧颗粒污泥呈现出截然不同的微观结构。完整颗粒污泥的形状呈球形或椭球形，具有非常清晰的外轮廓，其平均直径介于0.2-5.0mm之间。但是，直到2004年举行的第一届好氧颗粒污泥国际研讨会的成功举办，好氧颗粒污泥才有了一个统一的定义：好氧颗粒污泥是在一定水力剪切力作用下源于微生物的一种聚集体颗粒，且其沉降速度远远高于活性污泥絮体。在2006年举行的第二界好氧颗粒污泥讨论会上，又对其定义作了进一步的解释，包括源于微生物的聚集体、水力剪切力作用、沉降性能、最小尺寸和培养方法等方面，当一种微生物聚集体同时具有上述特征时，即可被称为好氧颗粒污泥。好氧颗粒污泥不仅具有厌氧颗粒污泥的优点，还避免了后者因自身厌氧菌组分所固有的缺陷。好氧颗粒生长迅速，且生长环境温度要求相对宽松，在有机物浓度较低时也能生存。好氧颗粒污泥具有相对密实的微观结构，优良的沉淀性能，较高浓度的污泥截留和多样的微生物种群。因此好氧颗粒污泥反应器具有较好的泥水分离、较高的生物反应器单位体积处理能力、可以承受较高的冲击负荷、减少对二沉池的体积要求、可同时去除有机物和氮、磷营养物质等优点。

发明内容

为解决上述问题，本发明提供了一种好氧颗粒污泥的培养方法，利用较短的时间培养出具有较强去除污染物能力的好氧颗粒污泥，并具体研究分析了各影响因素对颗粒污泥的影响，优化了好氧颗粒污泥的培养参数，为具体将好氧颗粒污泥的实践与应用提供了优化参数及理论分析。

为实现上述目的，本发明采取的技术方案为：

一种好氧颗粒污泥的培养方法，包括如下步骤：

S1、配制人工合成模拟废水：以乙酸钠为碳源，NH₄Cl为氮源，KH₂PO₄为磷源，并加入适当微量元素作为补充；初始COD、NH₃-N浓度分别为213mg/l左右和12mg/l左右；

S2、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；

S3、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；

S4、逐步提高进水负荷：COD、NH₃-N浓度分别提高至400mg/l左右和30mg/l左右；

S5、采用：进水-曝气-静置+搅拌-二次曝气-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；

S6、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。

本发明具有以下有益效果：

在SBR反应器中，采用自配的模拟生活污水，在污泥培养阶段通过合理的营养条件及在不同阶段调整不同的运行方式，对颗粒污泥进行培养，在常规的SBR运行程序中间增加静置+搅拌、二次曝气过程。一次曝气后增加的静置+搅拌，使反应器内处于缺氧反硝化状态，在碳源充足的情况下，通过搅拌，反硝化产生的氮气溢出，有利于反硝化进行的更加彻底；再通过二次曝气将剩余的有机物分解。该过程有利于好氧颗粒污泥内反硝化菌的形成，进而提高系统的脱氮效果。通过较短的污泥沉降时间将沉降性较差的颗粒如悬浮污泥和丝状菌等随出水排出，从而为沉降性良好的颗粒污泥的形成、生长提供了充足的营养。经过一个多月的培养，观察到反应器中形成了好氧颗粒污泥；所得好氧颗粒污泥外观呈淡黄色，表面光滑，近似椭圆形小颗粒，粒径一般为0.5-2mm，粒度分析结果表明粒径在1-2mm左右的颗粒占全部污泥颗粒的35％以上。颗粒沉降速度约在25-35m/h之间，沉降性能良好，其有效生物量远远高于一般的好氧活性污泥。COD、氨氮的去除率均达到90％以上，具有较强的污染物去除能力。

附图说明

图1本发明实施例中反应系统工艺流程图。

图中，1-鼓风机；2-原水箱；3-提升水泵；4-热水套筒；5-曝气头；6-循环水泵；7-恒温水浴；8-排水箱；9-电磁阀；10-搅拌器；11-SBR反应器；12-PLC控制器；13-流量计。

图2本发明实施例中污泥驯化阶段NH₃-N浓度及去除率。

图3本发明实施例中污泥驯化阶段COD浓度及去除率。

图4为本发明实施例中不同负荷下好氧颗粒污泥系统对氨氮的影响

图5为本发明实施例中不同曝气强度下颗粒沉降速度的比较示意图。

图6为本发明实施例中实际冷饮废水好氧颗粒污泥陪养过程中进水比例及COD去除情况示意图。

图7为本发明实施例中好氧颗粒污泥应用于实际冷饮污水处理站SBR池的COD去除效果示意图。

具体实施方式

为了使本发明的目的及优点更加清楚明白，以下结合实施例对本发明进行进一步详细说明。应当理解，此处所描述的具体实施例仅仅用以解释本发明，并不用于限定本发明。

本发明实施例提供了一种好氧颗粒污泥的培养方法，包括如下步骤：

S1、配制人工合成模拟废水：以乙酸钠为碳源，NH₄Cl为氮源，KH₂PO₄为磷源，并加入适当微量元素作为补充。初始COD、NH₃-N浓度分别为213mg/l左右和12mg/l左右；人工配水水质组成见表1；

表1人工配水水质组成

S2、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；

S3、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；

S4、逐步提高进水负荷：COD、NH₃-N浓度分别提高至400mg/l左右和30mg/l左右；

S5、采用：进水-曝气-静置+搅拌-二次曝气-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；

S6、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。

如图1所示，本发明实施例中圆柱形的反应器由有机玻璃制成，内径100mm，有效高度1100mm，有效容积为8.64L，每周期换水量为4.7L，反应器一般在室温下运行，冬季室温低于20℃时，通过恒温水浴控制反应器温度在(23±1)℃。进水采用管道泵进水；排水则采用重力排水，由PLC自动控制排水管道上的电磁阀，定时启闭；曝气采用的是反应器底部微孔曝气方式，即鼓风机将空气通入到反应器的底部，经微孔曝气头释放对反应器进行充氧以使反应器内的微生物与底物达到充分的混合。进水量、曝气量由流量计控制。搅拌强度由搅拌电机转速控制。反应过程中进水、曝气、静置+搅拌、沉淀、排水、闲置等各阶段的时间周期及转换，根据不同实验需要设定，并通过电脑和PLC柜实现自动化控制。

颗粒污泥稳定性及性能影响因素的研究

底物组成

与普通活性污泥相比，好氧颗粒污泥具有沉淀快、生物量大、活性强、抗冲击负荷等优点。好氧颗粒污泥的结构和微生物多样性与培养所用的底物组成密切相关。通过不同的底物组成，研究好氧颗粒污泥系统底物组成对好氧颗粒污泥稳定性及性能影响的研究。

反应器的运行方式为进水5min，曝气120min，静置+搅拌30min，二次曝气70min，沉淀10min，排水5min。整个系统运行通过PLC自动控制。在底物组成方面，分别给两个系统进入不同的碳源，其他营养条件不变，研究不同底物对颗粒污泥的影响。R1仍采用乙酸钠作为碳源，R2改用葡萄糖作为碳源，整个系统进水COD提高至500mg/L左右。

反应器运行10d后，两系统中颗粒污泥有较为明显的变化。R1系统颗粒污泥较为密实，形状规则，表面光滑，颜色为淡黄色，颗粒逐渐增多。对COD及氨氮有较稳定的去除效果，系统运行稳定。R2系统中颗粒污泥由于将葡萄糖作为碳源，起初颗粒污泥颜色渐渐变深，由原来黄褐色变成黑褐色。这主要是由于在高浓度碳水化合物作为碳源时丝状菌会大量繁殖，从而形成以该类微生物为优势菌群的好氧颗粒污泥，形成颜色较深的颗粒污泥，颗粒污泥性状依然较为规则，但在颗粒粒径方面有变化。R1中颗粒增多，粒径略有增大趋势，但现象并不明显，主要粒径仍在0.5-2.0mm范围，最大为3.0mm。而R2中颗粒污泥粒径较大，从显微镜下可以看到有绒毛状边缘，考虑为丝状菌的繁殖所致。粒径最大的突破4.0mm，大部分粒径在0.5-2.5mm左右。在培养15d后两系统中好氧颗粒污泥都比较稳定，结构都比较密实，形状规则，但颗粒污泥粒径大小有所区别。

由R1，R2反应器的有机物去除情况可知，R1的比有机物利用速率要大于R2系统的利用速率。但R2系统对有机物的去除效果更彻底。出水COD比R1系统略低。考虑主要是因为丝状菌的繁殖，优势生长，使系统中微生物浓度有较大的提高，导致处理效果较好。

R1、R2中颗粒污泥在外观、结构、浓度、活性和沉降性能等方面存在一定差异的主要原因是在不同基质培养条件下，颗粒污泥中的微生物菌群不同而导致的。R1中颗粒污泥的微生物主要以杆状细菌占主导，R2中颗粒污泥含有丝状菌。由此可见，底物成分对颗粒污泥中微生物菌群具有选择作用。

进水负荷

采用不同的进水负荷研究进水负荷对颗粒污泥性能的影响。将培养好成熟的两个颗粒污泥系统，分别进入不同的COD负荷。将R1进水COD调整为550-600mg/L，R2进水COD调整为180-220mg/L，NH₃-N为55-65mg/L。系统稳定后一个周期内各阶段时间控制：R1、R2进水5min，沉淀10min，曝气160min，出水5min，其他条件不变。通过一段时期的稳定培养，两系统颗粒污泥粒径R1为1.0-2.5mm，R2为0.5-1.5mm，表明高有机负荷下，COD更能克服颗粒内部传质阻力，达到颗粒内部，为内层微生物提供较充足的基质，微生物新陈代谢旺盛，增值速率快，生成更大的颗粒体。而R2中基质浓度低，大部分有机物被颗粒表层细胞利用，从而内层微生物营养匾乏，生命活动受到抑制。当颗粒成长到一定粒径后，内部微生物大量死亡，出现空洞，在外界水力剪切下颗粒易破碎，难以形成大的颗粒。

考察COD负荷对好氧颗粒污泥去除氨氮的影响，稳定培养两周后，观察一个运行周期内R1和R2中NH₃-N的转化及去除过程。

从图4中可以看出，反应器中NH₃-N大部分被亚硝化细菌氧化成NO₂ ^-N，同时，部分NO₂ ^-N被硝化菌进一步氧化成NO₃ ^-N。R1和R2中NH₃-N被氧化成NO₂ ^-N的量要比被进一步氧化成NO₃ ^-N的高，这与Shi等报道好氧颗粒污泥中亚硝化细菌数量比硝化细菌多，而且亚硝化细菌大多分布在颗粒外表层，对氧有更强的亲和力，能得到充足的溶解氧，将NH₃-N氧化成NO₂ ^-N，而硝化细菌分布在颗粒内层，而D0难以克服传质阻力。由于溶解氧缺乏，硝化细菌氧化能力受到抑制而造成NO₂ ^-N积累的结论一致。

R2中被氧化的NH₃-N比R1中的低，出水NO₂ ^-N浓度比R1的高，出现NO₂ ^-N高效积累，原因可能有两个：一方面由于R2中污泥浓度较R1低，反硝化菌数量较少，系统反硝化能力有限；另一方面，低有机负荷下，基质难以克服颗粒的传质阻力到达颗粒内部厌氧区，为反硝化提供充足的有机碳源，以致造成R2中NO₂ ^-N积累。

R1、R2中NH₃-N去除率分别为90％和79％，而且出水NO₂ ^-N和NO₃ ^-N浓度存在较大差异，故有机负荷对好氧颗粒污泥中NH₃-N的代谢有着显著影响。

沉降时间

在颗粒污泥的培养阶段，研究了沉降时间对好氧颗粒污泥的形成及性能影响。运行方式为R1进水5min，曝气150min，静置+搅拌120min，二次曝气120min，沉淀10min，排水5min。R2运行方式与R1基本相同，沉淀时间不断缩短至5min。整个系统通过PLC自动控制。起初阶段污泥的沉降性能较差，沉降时间越短被冲出的越多，剩余污泥的沉降性能越好。反应器内污泥浓度分别降至3.69g/L、1.97g/L，虽然污泥浓度有较大的下降，但是污泥沉降性能有明显改善，随着微生物的繁殖、生长，系统内的污泥浓度有所提高，在运行第7d，R2种的污泥通过显微镜观察发现了，形成颗粒污泥所需要的泥核，而R1中直到第10天才发现有泥核出现，两系统污泥都成聚集趋势，R2要更为明显。第1天各反应器的去除率均能达到90％以上，因为系统中有较高的污泥浓度，污泥活性也较高。第二天出水COD有明显的上升，这主要是由于，沉降时间的缩短，导致大量污泥流失所致。在运行一周后出水基本趋于稳定。R1，R2均在33d内形成了好氧颗粒污泥，但R2要比R1早一周左右，而且R1的颗粒污泥比R2中的颗粒粒径要大。

启动阶段初期，沉淀性能良好的真菌成为优势菌种，而那些不具有此特性的细菌则几乎完全被冲出。形成有明显污泥核的小球，其周围有大量丝状菌。这时的小球需要强烈的水力剪切，才能使菌球表面上附着的丝状菌逐渐脱离而变得越来越密实。之后当菌球长到一定尺寸时，由于小球内部溶解氧缺乏，出现溶菌现象，小球逐渐分裂，此时细菌群落已经生长到足够大，可以沉积在反应器内得以维持。这些细菌群落进一步生长便成为颗粒污泥。

在SBR反应器中，好氧颗粒污泥的形成及性能与沉淀时间密切相关。SBR反应器中，控制沉降时间可以洗出沉降性能较差的细小分散污泥和絮状污泥，是影响形成好氧颗粒污泥的主要因素。沉降时间用于强化活性污泥的沉降速率，并在颗粒污泥和悬浮或絮状污泥间通过沉降时间的差异作出选择。较高的COD负荷有利于颗粒污泥的生长，沉淀时间过长会导致絮状污泥的积累，沉降时间过短会使活性污泥大量洗出，导致反应器中MLSS的下降COD降解能力的下降。在较高的COD负荷情况下，控制沉降时间以洗出沉降较慢的悬浮和絮状污泥，最终会选择出具有良好沉降性能的颗粒污泥。

以上实验说明：

初始沉降时间对好氧颗粒污泥的形成影响不明显，但较短的沉降时间能够促进颗粒污泥的形成。较长沉淀时间下，对悬浮状丝状菌的洗出效果并不理想，颗粒污泥粒径较大。较短的沉降时间控制下的反应器出水水质受污泥流失影响变差。但当装置运行稳定后，其对COD、NH₃-N的去除率得到恢复。

水力剪切力

水力剪切力是形成好氧颗粒污泥的重要因素之一，它是由于曝气过程中表面升流气速所引起的，表面升流气速越大产生的水力剪切力也越大。控制R1、R2曝气量分别为0.1m³·h^-1和0.05m³·h^-1，COD负荷一定的情况下，水力剪切力的变化会导致颗粒污泥直接的变化。较高的水力剪切力会形成粒径较小的颗粒污泥，而较低的水力剪切力会形成粒径较大的颗粒污泥，最终在水力剪切力和污泥粒径之间达到动态平衡。

水力剪切力对细胞多聚物、细胞表面疏水性等微生物的表面性质有影响。高水力剪切力易于形成大量的胞外多聚物，形成的好氧颗粒污泥具有较高的耗氧速率和细胞表面疏水性。较高的表面疏水性可以加强细胞之间的相互作用，是污泥颗粒化主要的作用力，细胞表面疏水性的增加使其表面自由能降低而有利于固液分离，加强细胞之间的作用力是细胞保持稳定致密的结构。胞外多聚物的产生有利于好氧颗粒污泥形成稳定的结构并且保持结构完整性。

随着剪切的增加而EPS中的多糖含量也急剧增加。这说明较高的水力剪切力刺激微生物分泌更多的胞外多聚物，从而使在特定的水利环境中生物结构达到一个平衡。因此，在生物反应器中，由水力剪切力而产生的水流作用或颗粒碰撞是影响细胞固定群体形成、结构及稳定性的主要因素。

溶解氧

2个反应器R1和R2的表观曝气量分别为0.1m³·h^-1和0.05m³·h^-1。R1对应的表观气速分别为1.8cm·s^-1和0.9cm·s^-1，在此曝气量下R1、R2溶解氧为9.8mg/L和8.7mg/L左右。R1与颗粒化过程中的曝气量相同，其他各操作参数保持相同反应器进水、曝气、沉降时间等均由PLC控制柜自动控制，循环时间为8h。

在不同曝气量下颗粒形态和密实程度方面具有较大差异，与高曝气量下颗粒表面形态相比，低曝气量下颗粒表面更加粗糙并有较多沟壑，颗粒空隙较大。颗粒表面粗糙程度和空隙的增大可使颗粒与营养基质的接触面积增加，并促进基质向颗粒内部传质。从颗粒形态和密实程度来看，降低曝气量后颗粒仍处于较稳定状态，未出现解体现象。

曝气量对好氧颗粒污泥的MLSS、MLVSS具有较大的影响。高的曝气量更易刺激细胞进行分解代谢，减小细胞产率。另外，较高剪切力刺激微生物细胞分泌大量的胞外聚合物，从而增强了细胞间的黏合程度，但是这种紧密结合状态进一步限制了营养物质向颗粒内部扩散，使颗粒内的微生物处于营养相对缺乏状态，从而减缓了新生细胞的产生速率。

曝气量变化并未导致颗粒污泥SVI值发生显著差别，SVI值都在10-15mL·g^-1范围内，R1、R2内颗粒污泥都具有良好的沉降性能。另外，沉降速率可直接反映出污泥沉降性能的优劣，从图5看出，在较小粒径范围内沉降速率与粒径呈线性关系，其随着粒径增加而增大；当粒径达到一定值后，2个反应器内颗粒沉降速率出现微小差异，R1中沉降速率略微高于R2，进一步验证了较高剪切力利于形成结构密实的颗粒污泥。

本实验中，曝气量0.1m³·h^-1，溶解氧为9.8mg/L时，好氧颗粒污泥在系统中的运行较为稳定，过低的曝气量，溶解氧有利于丝状菌的繁殖，导致颗粒不密实，粒径较大。

温度

在以培养出的颗粒化污泥装置，采用不同的温度控制，反应器R1的温度变化范围为25-28℃，高于采用水浴控制的R2(23±1℃)。2个反应器。通过一周培养后对污泥形态观察发现，R1中的污泥颗粒较大，但是较为疏松，发生丝状菌膨胀现象，有部分颗粒发生解体，而R2颗粒形态则较为紧密，颗粒表面光滑，形状规则。

微生物的生长繁殖是一个极为复杂的生物化学反应，这种反应需要的特定的温度条件下进行，温度的变化就会引起生长繁殖的变化。污泥中有众多生物菌群，温度的变化就会引起生物菌群的变化，进行优胜劣汰的选择作用。

系统内较高的温度导致颗粒表面的温度升高，而这种温度下使得颗粒表面的代谢能力加强，从而使得颗粒表面消耗的基质比例有所上升，而这种表面的生长会导致颗粒的粒径增大的同时加速内部快速空洞化，因此在本研究中所有反应器均不可避免地出现了颗粒的后期解体。对于反应器R1而言，由于微生物所处的环境本身温度较高(25-28℃)，而颗粒表面的加温会导致这种非平衡生长趋势加剧，因此其颗粒粒径较大而其规则性较差。而在恒温室内，由于室内的空气温度与反应器的温度相差不大，因此曝气所导致的颗粒表面局部加温的效果不明显，因此恒温室内曝气对颗粒温度影响可以忽略。相反，采用水浴恒温在23℃的条件下，颗粒表面的温度较为适宜，有利于颗粒的平衡生长，因此，培养的颗粒污较为稳定。

实验表明，温度对颗粒污泥中的微生物组成，颗粒形态，系统稳定性有较大的影响，反应器在(23±1℃)范围内，好氧颗粒污泥较为稳定，而温度高于25℃时，系统颗粒污泥发生膨胀现象，有部分颗粒解体现象。R1系统不如R2系统稳定。这一结果进一步证实反应器的温度对颗粒形态的主导作用。

pH

目前由于好氧颗粒污泥形成过程尚不十分清楚，因此，大大影响了其实际推广应用。其中pH值对微生物生长起着至关重要的作用，不同菌种都有自己生长最合适的pH值。因此，试验通过两个SBR反应器在不同pH值条件下，研究pH值对好氧颗粒污稳定性及性能的影响。

R1用磷酸调节pH＝3.0～5.5，R2用碳酸氢钠调节pH＝7.0～8.5，营养及水利条件不变，以最佳培养方式运行。

试验中发现，R1中形成的好氧颗粒污泥边缘为绒毛状，经显微镜观察，颗粒污泥内部绝大多数为丝状菌，发生丝状菌膨胀现象。在R1反应器中pH＝3.0～6.0，由于酸性条件有利于丝状菌(真菌)的生长而抑制细菌的生长，所以在启动初期R1反应器内已选择出大量丝状菌。R2中偏碱性条件下形成的好氧颗粒污泥结构紧密，经显微镜观察发现，此种颗粒污泥为大量菌胶团粘连而成。由于偏碱性环境有利于非丝状菌类生长且HCO^-3对真菌生长存在抑制作用，所以在反应初期非丝状菌类大量繁殖，丝状菌只有很少一部分存在于R2反应器中。在5min沉淀时间的选择条件下最终获得稳定且结构紧密的非丝状菌类好氧颗粒污泥。

以上实验说明：

(1)pH值在好氧颗粒污泥培养过程中起菌种选择作用，酸性条件有利于丝状菌繁殖，丝状菌通过菌体自凝聚作用形成丝状菌好氧颗粒污泥；偏碱性条件有利于非丝状菌类生长，细菌通过菌胶团互相粘连形成非丝状菌类好氧颗粒污泥。

(2)非丝状菌类好氧颗粒污泥较丝状菌好氧颗粒污泥结构紧密、稳定性高；丝状菌好氧颗粒污泥较非丝状菌类好氧颗粒污泥易于形成。两种颗粒污泥均具有很高的有机物降解能力。

实施例

冷饮食品废水来源于沈阳中街冷饮冰点食品厂。其废水水质情况见表2。

表2冷饮食品废水水质表

接种污泥

反应器启动时，向系统内接入2.0L性状良好的成熟好氧颗粒污泥。该接种污泥是之前在以乙酸钠为碳源的模拟废水中所培养出的好氧颗粒污泥。该颗粒污泥呈淡黄色，椭球状，粒径为0.5-2.0mm，具有沉降性能好，生物活性高等特点，其MLSS值约为7.8g/L，SVI值为40ml/g左右，具有良好的COD去除效率。

反应器的运行控制

在进行冷饮废水驯化时，仍然采用模拟废水培养好氧颗粒污泥的操作参数，即换水率(每次进水量与反应器有效容积之比)为0.54，采用：进水-曝气-静置+搅拌-二次曝气-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。

颗粒污泥的性质及形态变化

驯化后的好氧颗粒污泥仍呈较规则的球状，其粒径较之前增大为0.5-3.0mm，且颗粒结构也变得较为疏松。驯化后颗粒污泥的SEM观察发现，其表面已基本为丝状菌所覆盖，因而更为粗糙，这表明基质的替换使得颗粒内的优势微生物种群发生了更替。冷饮废水中有机污染物以糖类为主并且含有一定的油和悬浮物，其生化性质与模拟废水之间存在一定的差异。虽然底物组成虽然不是决定好氧颗粒污泥形成和稳定的关键性因素，但却会显著影响好氧颗粒污泥的性质，特别是其微生物组成，进而影响好氧颗粒污泥处理系统对不同有机污染物的适应性和降解效率等。然而，尽管基质的变化会对颗粒污泥内微生物菌群产生一定的选择作用，但是颗粒污泥的形态与代谢活性均未发生大的变化。这意味着在实际应用中，可采用接种、驯化的方式完成工业废水好氧颗粒污泥处理工艺的启动与运行。

驯化过程COD的去除率

驯化过程中循环周期仍然为8h不变，同时，在此阶段将沉降与排水时间分别为10和5min。如图6所示，在将乙酸钠模拟废水按比例逐步替换为冷饮废水的过程中，COD去除率波动幅度较大。每次提高冷饮废水的比例都会对反应系统造成一定的冲击，使其COD去除率有所下降。特别是在第6天时，由于替换的实际废水的体积分数由前1天的20％提高到50％，颗粒污泥受到的冲击较大，导致COD去除率由90.15％下降到了83.46％，且出水中游离菌含量较多而显得较为浑浊。然而，在随后的几天里，颗粒污泥逐渐适应了新的水质，表现在COD去除率重新恢复到了原有的水平，且出水重新变得澄清。在冷饮废水最终完全替代模拟废水后，好氧颗粒污泥已基本适应了新的营养基质，其COD去除率最终能够稳定在95％以上。

以上研究说明：

采用实际冷饮废水驯化已经培养好的颗粒污泥，通过逐步提高进水比例，驯化颗粒污泥，采用之前已经得到的优化运行参数。通过一个月的培养使颗粒污泥很好的适应了该废水水质，COD去除率达到95％以上。实验证明，实际应用中可采用接种、驯化的方式完成工业废水好氧颗粒污泥处理工艺的启动与运行。

工程处理效果分析

污水处理站SBR池接种经驯化后的好氧颗粒污泥后，出水随进水水质有一定波动，经过一周时间的调试，好氧颗粒污泥在该厂污水处理站很快适应，并促进了SBR池中污泥的颗粒化，顺利实现该污水站SBR工艺整体颗粒化的实现。SBR池内污泥浓度较原来絮状污泥有大幅度提高，而且抗冲击负荷能力提高，出水随进水水质波动影响减小。这主要是由于好氧颗粒污泥的出现，其作为微生物聚集群体，有丰富的生物相，能够抵抗外部环境带来一定的冲击负荷，提高了SBR池内污泥抗冲击负荷的能力。另一方面，由于好氧颗粒污泥的大量出现，反应池内污泥浓度的增高，从而提高了SBR池处理负荷能力。加之由于污泥的颗粒化，沉降时间较原来大大缩短，有效地缩短了系统运行周期。因此保证了出水稳定性及处理效果。进水COD及出水处理效果见图7。

SBR池内污泥颗粒化的实现，提升了该污水站的处理负荷，在不改变构筑物尺寸的前提下保证了污水处理量从1000t/d提高到1500t/d的要求，出水达到排放要求。

综上所述，采用自配模拟生活污水，在自制的SBR装置中培养好氧颗粒污泥，系统通过PLC控制柜实现自动化控制。并通过调整运行方式和进水负荷，经过33天培养系统内出现大量好氧颗粒污泥。粒径一般在0.5-2mm左右，有部分颗粒大于3mm最大达到4mm。颗粒呈椭圆形，结构紧密，表面光滑。系统对COD、NH₃-N去除率分别达到93.58％和97.97％。

利用已培养的好氧颗粒污泥，通过对底物组成、进水负荷、沉降时间、水力剪切力、溶解氧、温度和PH等影响因素的研究，分析了各个影响对好氧颗粒污泥系统的影响，并优化了运行参数。在较高有机负荷(COD550-600mg/L，NH₃-N 55-65mg/L)下，COD更能克服颗粒内部传质阻力，达到颗粒内部，为内层微生物提供较充足的基质，微生物新陈代谢旺盛，增值速率快，生成更大的颗粒体。沉降时间在5min条件下，有利于形成稳定的颗粒污泥，一般粒径达1.0-2.5mm。曝气量控制在0.1m³·h^-1，溶解氧为9.8mg/L时，好氧颗粒污泥在系统中的运行较为稳定，过低的曝气量、溶解氧有利于丝状菌的繁殖，导致颗粒不密实，粒径较大。反应器温度在(23±1℃)范围内，好氧颗粒污泥较为稳定，而温度高于25℃时，系统颗粒污泥发生膨胀现象，有部分颗粒解体现象。最适PH范围在7-8.5之间。

根据各个影响因素的研究以及优化的运行参数，将进水调整为实际冷饮食品废水，通过调整原水配水比例，使颗粒化污泥不断适应新的水质，最终达到了完全适应该冷饮废水，COD去除率达到95％以上。

在工程项目对接方面，将驯化好的颗粒污泥作为菌种接种到现场SBR反应池内进行富集、放大，很快的适应了新的环境。在现场，由于条件有限，溶解氧含量控制在3mg/L左右。从现场情况来看，该溶解氧含量也完全能满足好氧颗粒污泥需求。原污水站打算在原有基础上实施扩建污水站规模以满足由于厂区扩大生产所带来的污水量增加的问题。正是由于好氧颗粒污泥的成功接种，SBR池内的污泥浓度大大提高，在不改变构筑物尺寸的条件下，满足了提高污水处理量的要求。另一方面由于好氧颗粒污泥沉降时间较原有絮状活性污泥大为缩短，原有运行周期时间也随之缩短，在一定程度上提高了系统单位时间污水处理量，同时保证了出水效果。好氧颗粒污泥在SBR中的成功介入为该企业节省了扩建改造所需的投资费用。节省土建投资约60万，设备投资至少20万，节省运行费用约10万元/年。因此，好氧颗粒污泥在SBR中的实际应用不仅具有具有环境意义，同时也具有经济意义。自污水站SBR内接种好氧颗粒污泥以来，系统运行稳定，出水效果较好，达到排放要求。

SBR好氧颗粒污泥的培养与实际应用的成功对接表明，好氧颗粒污泥对SBR具有较强的适应能力，适宜用于SBR中提高废水处理能力，强化处理负荷等方面，并为类似工程项目提供借鉴。

以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以作出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。

Claims (1)

1.一种好氧颗粒污泥的培养方法，其特征在于，包括如下步骤：

S1、配制人工合成模拟废水：以乙酸钠为碳源，NH₄Cl为氮源，KH₂PO₄为磷源，并加入适当微量元素作为补充；初始COD、NH₃-N浓度分别为213mg/l和12mg/l；

S2、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；

S3、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；

S4、逐步提高进水负荷：COD、NH₃-N浓度分别提高至400mg/l和30mg/l；

S5、采用：进水-曝气-静置+搅拌-二次曝气-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；

S6、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。