维普资讯 http://www.cqvip.com 环境污染与防治第３０卷第１期２００８年１月 污泥负荷对上流式厌氧污泥床中 颗粒污泥快速形成的影响＊ 韩丰波 呼世斌。 冯贵颖 李发永 郑志伟 （１．西北农林科技大学资源环境学院，陕西 杨凌７１２１００；２．西北农林科技大学理学院，陕西 杨凌７１２１００） 摘要 运行两个相同的升流式厌氧污泥床（ＵＡＳＢ）反应器Ｒ１和Ｒ２，设定两个反应器的初始污泥负荷（ＭｃｏＤ／（Ｍｖｓｓ·ｄ））分 别为０，１２、０，１７ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ），并根据ＣＯＤ去除情况逐步地提高污泥负荷水平，在运行过程中控制Ｒ２的污泥负荷始终高于Ｒ１ ３７ ４Ｏ％，以此来研究污泥负荷对颗粒污泥快速形成的影响。实验结果表明，Ｒ２内颗粒污泥的形成速率高于Ｒ１，其污泥负荷在达到 ０．２９～Ｏ．５１ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）时，开始形成大量的厌氧颗粒污泥。最终Ｒ２内形成的颗粒污泥粒径为１，００～４．００ ｒｎｍ的占３６，１ ，并有 ６，３ 的颗粒污泥粒径在４，００ ｒｎｒｎ以上；而Ｒ１中这两个粒径范围的颗粒污泥仅为１１．８ 和１．２ 。同时Ｒ２内较大的污泥负荷也 使其产生的颗粒污泥具有相对较高的ＶＳＳ／ＴＳＳ。最终得出结论，０，２９～０，５１ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）的污泥负荷能加速厌氧颗粒污泥的形成 过程，而低于这个污泥负荷则不利于颗粒污泥的形成。 关键词 上流式厌氧污泥床 污泥负荷 厌氧颗粒污泥 沉降速率 ＶＳＳ／ＴＳＳ Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｌｏａｄｉｎｇ ｒａｔｅ ｏｎ ｔｈｅ ｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ｉｎ ＵＡＳＢ ｒｅａｃｔｏｒｓ Ｈａｎ Ｆｅｎｇｂｏ ，Ｈｕ Ｓｈｉｂｉｎ ，Ｆｅｎｇ Ｇｕｉｙｉｎｇ ，Ｌｉ Ｆａｙｏｎｇ ，Ｚｈｅｎｇ Ｚｈｉｗｅｉ ．（１．Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，Ｎｏｒｔｈｗｅｓｔ Ａ＆Ｆ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｙａｎｇｌｉｎｇ Ｓｈａｎｘｉ ７１２１００；２．Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅ，ＮｏｒｔｈｗｅｓｔＡ＆Ｆ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｙａｎｇｌｉｎｇ Ｓｈａｎｘｉ ７１２１００） Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｗｏ ｉｄｅｎｔｉｃａｌ ｕｐ－ｆｌｏｗ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｓｌｕｄｇｅ ｂｌａｎｋｅｔ（ＵＡＳＢ）ｒｅａｃｔｏｒｓ（Ｒ１ ａｎｄ Ｒ２）ｗｅｒｅ ｏｐｅｒａｔｅｄ ａｔ ｄｉｆ— ｆｅｒｅｎｔ ｓｌｕｄｇｅ ｌｏａｄｉｎｇ ｒａｔｅｓ（ＳＬＲ）ｔＯ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ＳＬＲ ｏｎ ｔｈｅ ｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ｉｎ ＵＡＳＢ．Ｔｈｅ ＳＬＲ ｏｆ Ｒ１ ａｎｄ Ｒ２ ｗｅｒｅ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｆｒｏｍ ０．１２ ａｎｄ ０．１７ ｋｇ ＣＯＤ／（ｋｇ ＶＳＳ·ｄ），ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ，ｓｔｅｐｗｉｓｅ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｒｅａｃｔｏｒ ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ；ＳＩ Ｒ ｏｆ Ｒ２ ｗａｓ ｋｅｐｔ，ａｔ ３７ 一４Ｏ ｈｉｇｈｅｒ ｔｈａｎ ｔｈａｔ ｏｆ Ｒ１ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅ ｅｎｔｉｒｅ ｓｔｕｄｙ．Ｔｈｅ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ ｔｏｏｋ ｐｌａｃｅ ｍｏｒｅ ｒａｐｉｄｌｙ ｉｎ Ｒ２ ｗｈｉｃｈ ａｌｓｏ ｈａｄ ａ ｈｉｇｈｅｒ ＶＳＳ／ＴＳＳ ａｎｄ ｍｏｒｅ ｏｆ ｌａｒｇｅｒ ｇｒａｎｕｌｅｓ．Ａｔ ｔｈｅ ｅｎｄ ｏｆ ｔｈｅ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ，３６．１ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ｗｅｒｅ ｏｆ １．００—４．００ ｍｍ ｉｎ ｄｉａｍｅｔｅｒ ａｎｄ ６．３ ＞４．００ ｍｍ ｉｎ Ｒ２ ｒｅｌａｔｉｖｅ ｔＯ １１．８ ａｎｄ １．２ ，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ，ｉｎ Ｒ１．Ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ ｂｅｇａｎ ａｔ ａ ＳＬＲ ｏｆ ０．２９ ｋｇ ＣＯＤ／（ｋｇ ＶＳＳ·ｄ），ａｎｄ ｔｈｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ｗｅｒｅ ｆｏｒｍｅｄ ｍｏｒｅ ｒａｐｉｄｌｙ ａｓ ｔｈｅ ＳＬＲ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ｔＯ ０．５１ ｋｇ ＣＯＤ／（ｋｇ ＶＳＳ·ｄ）． Ｋｅｙｗｏｒｄｓ： ＵＳＡＢ；ｓｌｕｄｇｅ ｌｏａｄｉｎｇ ｒａｔｅ；ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｇｒａｎｕｌａｒ ｓｌｕｄｇｅ；ｓｅｔｔｌｉｎｇ ｒａｔｅ；ＶＳＳ／ＴＳＳ 从２０世纪７０年代起，废水的高效厌氧生物处 １材料与方法 理技术因其投资省、能耗低以及处理负荷高等优点， 得到了迅速发展。特别是上流式厌氧污泥床 １．１ 实验装置 （ＵＡＳＢ）反应器被广泛应用于各种有机废水的处 实验装置为两套相同规格的ＵＡＳＢ反应器，编 理。截至２００４年全世界已建ｕＡＳＢ反应器９００多 号为Ｒ１和Ｒ２。反应器为有机玻璃加工而成，高度 座＿】］，是应用最为广泛的高效厌氧处理技术 ｊ。 ０．９３ ｍ，直径０．１０ ｍ，有效容积４．７ Ｌ，采用恒流泵 ＵＡＳＢ中的成熟厌氧颗粒污泥具有较高的微生物浓 度、良好的沉降性能及抗冲击负荷能力，是反应器稳 定、高效运行的关键，被认为是ＵＡＳＢ启动成功的 标志。但由于厌氧菌增殖较慢，厌氧反应器的初次 启动过程缓慢，往往需要２～３个月，长者达半年甚 至一年之久 ］。因此，如何加快厌氧颗粒污泥的形 成是国内外研究的热点问题。本实验通过控制反应 器的污泥负荷参数，来研究污泥负荷这一ｕＡｓＢ运 图１实验装置图 行参数在厌氧颗粒污泥快速形成过程中的作用。 Ｆｉｇ．１ Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ ｔｈｅ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ａｐｐａｒａｔｕｓ 第一作者：韩丰波，男，１９８３年生，硕士研究生，主要从事废水生物处理技术方面的研究。 通讯作者。 ＊国家首批环保示范项目。 · ４４ · 维普资讯 http://www.cqvip.com 韩丰波等 污泥负荷对上流式厌氧污泥床中颗粒污泥快速形成的影响 定速进水。反应器壁外围设有伴热带保温层，维持 反应器内温度为（３５±１）℃。气体收集装置采用排 水集气的方式收集计量，实验装置见图１。 １．２ 实验废水 ． 粒污泥于１ ０００ ｍＬ沉降筒（放满清水）中，根据水深 和沉降时间之比求出其沉降速率。 ２结果与讨论 实验废水为人工配制的模拟废水，废水ＣＯＤ为 水的组分见表１＿４ｊ。 表１模拟废水的组分 Ｔａｂｌｅ １ Ｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ 一一一一一一一一一 軎ｌ 十２．１ 反应器的运行过程 ４ ０００ ｍｇ／Ｌ，ＣＯＤ：Ｎ：Ｐ约为２００：４：１，模拟废 在运行的开始阶段，两个反应器的进水容积负 荷和污泥负荷都保持在较低的水平，以便使反应器 处于相对稳定的运行适应期，使ＣＯＤ去除率不断升 高。随着运行时间的延长，Ｒ１、Ｒ２不同的污泥负荷 导致两个反应器不同的ＣＯＤ去除率变化。 讲水ＣＯＤ ＋ＲＩ出水ＣＯＤ 组分 质量浓度／（ｍｇ·Ｌ ） ３ １２０（初始） ９６０（初始） ｌ６０ ８Ｏ ｌ ５ＯＯ ３２ ３８ ４２ １．１ ０．０５ ０．６ Ｏ ——— —— ’’ ０ ｌ０ ２Ｏ ３Ｏ ｒ．．．．．．。。，．．．．。。．Ｌｒ。。．．．．．Ｌ．． 。。．．．－．．．Ｌ——。－ ‘。— ４０ ５Ｏ ６０ ０．０５ ０．０３ ％ 时间，ｄ 。 ｆａ）进、出水ＣＯＤ和ＣＯＤ去除率 ｆ １．３ 接种污泥 刚融ＪＬｒ一０ 接种污泥为陕西杨凌污水处理厂的厌氧消化污 泥，呈黑色絮状，经０．６ ｍｍ筛网去除大悬浮物。污泥 的总悬浮物（ＴＳＳ）为３６．１０ ｇ／Ｌ，挥发性悬浮物（ＶｓＳ） 柱 赠 螺 为２１．２５ ｇ／Ｌ，ＶＳＳ／ＴＳＳ为０．５８９，最大比产甲烷活性 （（ＭｃＨ．／（Ｍ ·ｄ））为０．２６ ｇ／（ｇ·ｄ）。Ｒ１和Ｒ２的 污泥接种量分别为２．４０、１．７５ Ｌ，接种后反应器内污 泥质量浓度（以ＶＳＳ计）分别为１０．８５、７．９１ ｇ／Ｌ。 １．４ 反应器运行控制方法 时间，ｄ 一 （ｂ）污泥负荷 ６ ５ ４ ３ ２ ０ 污泥在接种到反应器后，通入模拟废水静置１ 周，使厌氧污泥初步适应模拟废水。实验过程中，反 一 １）／删避＊ 妪 体 ｌ ９ ２９ ３３ ４０ ５２ ｏＵ 应器运行温度控制在（３５±１）℃，ｐＨ维持在适宜甲 烷菌生长的范围（６．５～７．８）。实验初始，进水ＣＯＤ 为３ ０００ ｍｇ／Ｌ，水力停留时间（ＨＲＴ）为３６ ｈ，Ｒ１、 时间，ｄ Ｒ２的初始污泥负荷（Ｍｃ。。／（Ｍ、， ·ｄ））分别为０．１２、 ０．１７ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）。运行过程中，根据ＣＯＤ去除率 的情况，通过逐渐加大进水ＣＯＤ和进水流量的方 （ｃ１容积负荷和进水流量 图２ ＵＡＳＢ反应器主要运行参数变化情况 Ｆｉｇ．２ Ｐｒｏｆｉｌｅｓ ｏｆ ｏｐｅｒａｔｉｎｇ ａｎｄ ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｏｆ ｔｈｅ ＵＡＳＢ ｒｅａｃｔｏｒｓ 式，不断增大Ｒ１、Ｒ２的污泥负荷。整个实验过程 中，两反应器的进水ｃＯＤ、进水流量完全相同。 １．５ 分析测试项目及方法 ， ＵＡＳＢ反应器主要运行参数变化情况见图２。 从图２可以看出，第４天至第３０天，反应器Ｒ１的污 泥负荷比Ｒ２低０．０５～０．０８ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ），ＣＯＤ去 除率相应地Ｒ１比Ｒ２高５ ～７ ；第３１天至第３９ 天，Ｒ１的污泥负荷与Ｒ２的差值扩大至０．１２ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ），Ｒ２的ＣＯＤ去除率却逐渐接近于或超 过Ｒ１，两者的处理效果在这段时间内较为接近。而 · ４５ ‘ ＣＯＤ测定采用密闭快速催化氧化法；ＴＳＳ、ＶＳＳ 采用重量法［５］；ｐＨ测定使用雷磁ｐＨＳ一３Ｃ数显ｐＨ 计；颗粒污泥粒径分布采用湿筛法测定 ］。 颗粒污泥沉降速率测定方法：随机取若干粒颗 维普资讯 http://www.cqvip.com 环境污染与防治第３０卷第１期２００８年１月 从第３５天开始，Ｒ１与Ｒ２的污泥负荷差值进一步扩 颗粒污泥粒径超过４．００ ｍｍ。Ｒ１中的污泥８２．０ 集中在０．５０ ｍｍ的颗粒粒径以下或者是没有形成 颗粒。 大，Ｒ２的ＣＯＤ去除率开始超过Ｒ１，并且一直维持 到实验结束。因此，随着运行时间的延长，污泥负荷 较大的Ｒ２逐渐表现出了强于Ｒ１的ＣＯＤ去除能 力。ＦＡＮＧ等【７ 认为，正是大量颗粒污泥的形成使 ＵＡＳＢ反应器具有了更高的ＣＯＤ去除能力，由此可 以推断，Ｒ２产生了多于Ｒ１的厌氧颗粒污泥。 从两个反应器的抗负荷冲击能力的角度来看， 根据实验运行的不同阶段，分别在第３１、３９、５５天， 较大幅度地提高反应器的容积负荷，两反应器ｃＯＤ 去除率均不同程度地下降，Ｒ１的下降幅度分别为 １２．５ 、１１．５ 、１５．３ ，Ｒ２的下降幅度分别为 １３．１ 、４．３ 、７．０ ，Ｒ２与Ｒ１下降幅度的比值为 １．０５、０．３７、０．４６，Ｒ２的下降幅度相比Ｒ１明显变小， 由此可见，Ｒ２与Ｒ１相比逐渐表现出了更强的抗冲 击负荷能力。而在ＵＡＳＢ反应器中，较高的抗冲击 逞籁 删 ∞ｓＬ 负荷能力主要归功于其内部大量的厌氧颗粒污泥，∞ 柏 加ｍ ｏ 这进一步说明Ｒ２内厌氧颗粒污泥的形成数量多 于Ｒ１。 综合以上分析，并结合反应器污泥负荷的变化 情况，可将Ｒ２运行过程分为３个时期：①污泥驯化 期：当Ｒ２的污泥负荷在０．１７～０．２７ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ） 时，ＣＯＤ去除率始终低于Ｒ１且差距未见缩小，这段 时期未形成颗粒污泥或形成的数量极少；②颗粒污 泥的出现与形成期：当Ｒ２的污泥负荷升高到０．２９ ０．５１ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）时，Ｒ２的ＣＯＤ去除率与Ｒ１的 差距逐渐开始缩小并最终超过，正是在这段时间里 颗粒污泥大量的出现并形成。适宜的污泥负荷是这 时期颗粒污泥形成的关键因素，谢汉方等 认为当 污泥负荷达到０．３ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）以上时，开始形成 颗粒污泥，本实验结果与这一结论较为接近；③颗粒 污泥成熟时期：从第３９天到实验最后阶段，Ｒ２始终 保持着高于Ｒ１的ＣＯＤ去除率，颗粒不断密实变 大，可认为是颗粒污泥的逐渐成熟时期。 ２．２ 颗粒污泥的粒径分布 反应器运行６０ ｄ后，将两反应器的颗粒污泥从 取样口取出，观察发现两个反应器的污泥颗粒均是 自上而下逐渐地增大。对Ｒ１、Ｒ２混合均匀的颗粒 污泥进行粒径分布的测定，结果见图３。 从图３可以看出，Ｒ２中形成的颗粒污泥数量较 多，粒径较大，在１．００～４．００ ｍｍ范围内的颗粒污 泥占到３６．１ ，而Ｒ１中１．００～４．００ ｍｍ的颗粒污 泥仅占１１．８ 。另外，Ｒ２中有超过６．３ 的颗粒污 泥粒径在４．００ ｍｍ以上，而在Ｒ１中仅有１．２ 的 ４６ · 颗粒污泥粒径／ａｒｍ 图３颗粒污泥的粒径分布 Ｆｉｇ．３ Ｗｅｉｇｈｔ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ｂｙ ｓｉｚｅ（ｄｉａｍｅｔｅｒ） 从颗粒污泥的粒径分布来看，无论是颗粒污泥 数量还是粒径大小，Ｒ２均较大程度优于Ｒ１，这也 进一步确证了Ｒ２产生的颗粒污泥数量多于Ｒ１的 推论。 ２．３ 颗粒污泥的基本特征 ２．３．１外观观察 观察发现，两反应器颗粒污泥的外观较为一致， 较小的颗粒污泥颜色为黑色，粒径变大后颜色逐渐 变为黑灰色；形状大致上呈椭球型，或不规则的球型 和多边形；颗粒体密实，按压有弹性。不同粒径颗粒 污泥外观照片见图４。 ■■■■ ｌｅ】１ｔ２０．５ １．Ｏ０ｍｍ【ｔ］１ｔ２１．０【 ２．Ｏ０ｍｍ ｌ １ｔ２２·０【 ４．Ｏ０ ｒｎｍ ０１）１ｔ２＞４·一１３０ｍⅡＩ■ 图４颗粒污泥外观照片 Ｆｉｇ．４ Ａｐｐｅａｒａｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ２．３．２ Ｖｓｓ／ＴＳＳ 测定两个反应器中不同粒径颗粒污泥的ｖｓｓ／ ＴＳＳ，具体数据见表２。 根据表２数据，从纵向比较，每个反应器内颗粒 污泥ＶＳＳ／ＴＳＳ随着颗粒粒径的增大逐渐变大。对 于粒径小于１．００ ｍｍ的颗粒污泥，这种增大的趋势 很明显，ＶＳＳ／ＴＳＳ相差较大；而对于粒径大于１．Ｏ０ ｍｍ的颗粒污泥，这种增大的趋势较为平缓，ｖｓｓ／ ＴＳＳ相差较小。这说明粒径１．００ ｍｍ以下的颗粒 污泥还处于微生物增殖和聚集阶段，内部没有形成 维普资讯 http://www.cqvip.com 韩丰波等 污泥负荷对上流式厌氧污泥床中颗粒污泥快速形成的影响 稳定的菌群；而粒径在１．００ ｍｍ以上的颗粒污泥内 一 ．曼＼埒煅世蟮 ２．４ 污泥负荷影响颗粒污泥形成的机制初探 ∞蚰加∞舳∞柏加Ｏ 在反应器运行的前２８天内，迟迟未能形成颗粒 部，已经形成了较稳定的微生物群落，颗粒污泥趋于 成熟。从横向比较，Ｒ２内颗粒污泥的ＶＳＳ／ＴＳＳ在 各个粒径范围内比Ｒ１大（粒径＜０．２５ ｍｍ时除 污泥或形成的颗粒污泥很少，主要原因可能是反应 器没有达到足够高的污泥负荷，不能供给微生物生 长繁殖所需的充足营养，没有足够的微生物，颗粒化 没有了物质基础ｒ９］，就不可能快速形成颗粒污泥。 在颗粒污泥出现与形成期，反应器达到了一定 外），可见污泥负荷影响颗粒污泥的Ｖｓｓ／Ｔｓｓ，较高 的污泥负荷给微生物提供充足的营养生长繁殖，可 使颗粒污泥内含有较多的微生物菌体，增大ｖｓｓ／ ＴＳＳ。通过比较两个反应器内颗粒污泥和未经颗粒 化的絮状接种污泥，可以看出颗粒污泥的Ｖｓｓ／ＴＳＳ 的负荷，厌氧菌群能获得丰富的营养和能量，加速生 成，并达到一定的生物体数量，产生胞外多聚物，才 比絮状接种污泥显著提高，说明颗粒化过程使厌氧 微生物大量繁殖，提高了污泥的整体生物体含量，从 而使其具有更高的生物处理能力。 表２不同粒径颗粒污泥的ＶＳＳ／ＴＳＳ Ｔａｂｌｅ ２ ＶＳＳ／ＴＳＳ ｏｆ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｉｚｅ ｆｒａｃｔｉｏｎｓ ２．３．３沉降性能 选取Ｒ１、Ｒ２内不同粒径大小的单个颗粒污泥，测 定其沉降速率。颗粒粒径与沉降速率的关系见图５。 粒径／ｍｍ 图５颗粒污泥的沉降速率 Ｆｉｇ．５ Ｓｅｔｔｌｉｎｇ ｒａｔｅ ｖｓ．ｓｉｚｅ ｏｆ ｔｈｅ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌｅｓ 根据图５所示，同一粒径大小的颗粒污泥，Ｒ１ 中的沉降速率比Ｒ２的稍大一些，但差距甚小，整体 上来说十分接近。原因可能是由于Ｒ２中颗粒污泥 的ＶＳＳ／ＴＳＳ较高，其ＶＳＳ高于Ｒ１，致使颗粒密度 略小于Ｒ１。 据文献Ｅ８９报道，颗粒污泥根据沉降速率可分为 ３类：第一类沉降性能不好，沉降速率为１８～２Ｏ ｍ／ｈ＋第二类沉降性能较好，沉降速率为２Ｏ～５Ｏ ｍ／ｈ；第三类沉降性能很好，沉降速率大于５０ ｍ／ｈ。 本实验所培养的粒径在０．５０ ｍｉｌｌ以上的颗粒污泥 沉降速率均超过２０ ｍ／ｈ，最高达到１４７ ｍ／ｈ，表明颗 粒污泥具有较好的沉降性能。 能逐渐形成大量的颗粒污泥＿１ 。 进入污泥成熟期后，逐步提高污泥负荷可防止 絮状污泥争夺营养迅速增长，并为微生物的生长提 供较为稳定的环境条件，利于各类群微生物稳步增 长，使各生理菌群之间保持相对平衡，同时也利于丝 状菌和杆状菌等微生物交错生长，从而易于形成结 构致密、性能良好的颗粒污泥口 ］。 ３结论与展望 （１）ＵＡＳＢ中适宜的高污泥负荷有利于厌氧颗 粒污泥的快速形成，当污泥负荷达到０．２９～０．５１ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）时，颗粒污泥开始大量形成，这一污泥 负荷范围最有利于颗粒污泥的形成，当污泥负荷低 于０．２９ ｋｇ／（ｋｇ·ｄ）时，颗粒污泥形成很慢。 （２）Ｒ２采用合适的高污泥负荷条件，在６０ ｄ内 培育出较多的颗粒污泥，粒径１．００ ｍｍ以上的颗粒污 泥占到总污泥的４２．４ ，而低污泥负荷条件的反应器 Ｒ１只培育出１３．０ 粒径大于１．００ ｍｍ的颗粒污泥。 （３）污泥负荷影响颗粒污泥的ＶＳＳ／ＴＳＳ，较高的 污泥负荷给微生物提供充足的营养生长繁殖，可使污 泥颗粒内含有较多的微生物菌体，增大ＶＳＳ／ＴＳＳ。 （４）在两个反应器内，相同粒径颗粒污泥的沉 降速率较为接近，粒径在０．５０ ｍｉＴｔ以上的颗粒污泥 沉降速率为２Ｏ～１４７ ｍ／ｈ，具有较好的沉降性能。 根据本实验结论，在颗粒污泥形成过程中，低污 泥负荷不利于颗粒污泥的快速形成，而合适的较高 污泥负荷有利于厌氧颗粒污泥的快速形成，但如果 污泥负荷过高是否会不利于颗粒污泥的形成，具体 污泥负荷高于多少将不会加速颗粒污泥的形成过 程，这些问题有待进一步研究。 参考文献 ［１］ＳＨＯＷ Ｋ Ｙ，ＷＡＮＧ Ｙ，ＦＯＯＮＧ Ｓ Ｆ，ｅｔ ａ１．Ａｃｃｅｌｅｒａｔｅｄ ｓｔａｒｔ— ｕｐ ａｎｄ ｅｎｈａｎｃｅｄ ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ ｉｎ ｕｐｆｌｏｗ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｓｌｕｄｇｅ ｂｌａｎｋｅｔ ｒｅａｃｔｏｒｓＥＪ￣．Ｗａｔ．Ｒｅｓ．，２００４，３８：２２９３—２３０４． （下转第５１页） ４７· 维普资讯 http://www.cqvip.com
李玲玲等 盐度对活性污泥硝化功能的影响 物的影响更大ｌ＿６］。本试验驯化的耐盐硝化菌在处理 较小，而ＮａＣ１质量浓度突然增加会对耐盐硝化菌产 生强的抑制作用。 参考文献 ［１］ 尤作亮，蒋展鹏，祝万鹏．海水直接利用及其环境问题分析［Ｊ］． 给水排水，１９９８，２４（３）：６４ ６７． ｆｅｃｔｓ ｏｆ ｈｉｇｈ ｓｏ出ｕｍ ｃｈｌｏｒｉｄｅ Ｅ２３ ＨＡＭＯＤＡ Ｍ Ｆ，ＡＬ－ＡＴＬＡＲ Ｍ Ｓ．Ｅｆ系统盐度增加时，其硝化功能受到的影响较大。 在第５试验周期后，将两个反应器试验水中的 ＮａＣ１质量浓度再恢复到３５．０ ｇ／Ｌ，研究污泥对氨氮 的去除效果。图４为ＮａＣ１质量浓度恢复到３５．０ ｇ／Ｌ后氨氮随时间的变化曲线。从图４可见，适应于 ＮａＣ１质量浓度为３５．０ ｇ／Ｌ的耐盐污泥，置于无盐 ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｎ ａｃｔｉｖａｔｅｄ ｓｌｕｄｇｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ＥＪ］．Ｗａｔ．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈ．， １９９５，３１（９）：６１－７２． Ｒ，ＩＲⅥＮＥ Ｒ Ｉ ．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｏｆ ｈｙｐｅｒｓａｌｉｎｅ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ［３］ ＷｏｏＬＡＲＤ Ｃ 环境中一段时间后，再将其放入ＮａＣ１质量浓度为 ３５．０ ｇ／Ｌ的环境中，污泥仍能以较快的速率将试验 ｉｎ ｔｈｅ ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ ｂａｔｃｈ ｒｅａｔｏｒ［Ｊ］．ｗａｔ．Ｒｅｓ．，１９９５，２９（４）： 水中的氨氮去除。而污泥受到ＮａＣ１质量浓度为 ５０．０ ｇ／Ｌ的试验水冲击一段时间后，再将ＮａＣ１质 量浓度恢复到３５．０ ｇ／Ｌ时，污泥对试验水中氨氮去 除速率很低。其原因可能是适应于ＮａＣ１质量浓度 为３５．０ ｇ／Ｌ的耐盐硝化菌在受到更高的盐度冲击 时，其细胞结构或体内酶已遭到破坏，当ＮａＣ１质量 浓度恢复到３５．０ ｇ／Ｌ时，其代谢能力不能恢复，因 此对氨氮去除效果差。 ◆一ＮａＣ１ ０ ｇ／Ｌ一３５０ ｇ／Ｌ Ｉ＇－ＮａＣ１ ５０ ０ ｇ／Ｌ—，３５．０ ｇ／Ｌ ４０ ，３０ ２０ －。 ０ ０ ６０ Ｉ２０ Ｉ剐 ｔ／ａｒｉｎ 图４试验水ＮａＣＩ恢复到３５．０ ｇ／Ｌ后的氨氮去除过程 Ｆｉｇ．４ ＮＨ 一Ｎ ｒｅｍｏｖａｌ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｅｓｅｎｃｅ ｏｆ ３５．０ ｇ／Ｌ ｓａｌｔ 由于盐度的波动尤其是盐度增高对耐盐污泥硝 化功能有很大影响，甚至会造成系统处理功能完全 被破坏。在实际废水处理过程中，应尽量减少处理 构筑物中盐度的波动，一般应设调节池。 ３结 论 （１）常规活性污泥中的硝化菌对盐度较敏感， 当试验水中的ＮａＣ１质量浓度达到１０．０ ｇ／Ｌ时，硝 化菌的硝化能力明显降低。 （２）通过逐步提高试验水中ＮａＣ１浓度，对活性 污泥进行长期驯化，可以驯化出耐盐硝化菌，并且耐 盐硝化菌在ＮａＣ１质量浓度为３５．０ ｇ／Ｌ的高盐度环 境中，仍具有较稳定的硝化功能。ＮａＣ１质量浓度为 １０．Ｏ～３５．０ ｇ／Ｌ时，耐盐污泥的比硝化速率接近于 常规活性污泥的比硝化速率。 （３）适应于某一ＮａＣ１浓度的耐盐硝化菌在受 到盐度冲击时，ＮａＣ１浓度降低对其产生的抑制作用 １１５９—１１６８． Ｅ４３ ＶＲＥＤＥＮＢＲＥＧＴ Ｌ Ｈ Ｊ，ＮＩＥＩ ＳＥＮ Ｋ，ＰＯＴＭＡ Ａ Ａ，ｅｔ ａ１． Ｆｌｕｉｄ ｂｅｄ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ ｈｉｇｈ ｓａ— ｌｉｎｉｔｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ［－Ｊ］．ｗａｔ．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈ．，１９９７，３６（１）：９３一ｌＯ９． Ｅ５３ 张延青，谢经良．气浮一接触氧化工艺处理高盐度海产品加工 废水ＥＪ］．中国住宅设施，２００４（６）：４９—５１． Ｅ６］ ＫＩＮＣＡＮＮＯＮ Ｄ Ｆ，ＧＡＵＤＹ Ａ Ｆ．Ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｏｆ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｗａｓｔｅ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｓｙｓｔｅｍｓ ｔｏ ｃｈａｎｇｅｓ ｉｎ ｓａｌｔ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈ— ｎｏｌ Ｂｉｏｅｎｇｎｇ．，１９６８，１０：４８３ ４９６． 责任编辑：赵 多 （修改稿收到日期：２００７ ０８—０３） （上接第４７页） ｒ２］ＬＥＴＴＩＮＧＡ Ｇ，ＭＡＮ Ａ Ｄ，ＶＥＲ ＤＥＲ ＬＡＳＴ Ａ Ｒ Ｍ，ｅｔ ａ１．Ａｎ— ａｅｒｏｂｉｃ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｏｆ ｄｏｍｅｓｔｉｃ ｓｅｗａｇｅ ａｎｄ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒＦＪ］．Ｗａ— ｔｅｒ Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈｎｏ１．，１９９３，２７：６７—７３． Ｅ３］贺延龄．废水的厌氧生物处理［Ｍ］．北京：中国轻工业出版社， ｌ９９８． ［４］ Ｙｕ Ｈ Ｑ，ＴＡＹ Ｊ Ｈ，ＨＥＲＢＥＲ Ｈ Ｐ．Ｔｈｅ ｒｏｌｅｓ ｏｆ ｃａｌｃｉｕｍ ｓｌｕｄｇｅ ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ ｄｕｒｉｎｇ ＵＡＳＢ ｒｅａｃｔｏｒ ｓｔａｒｔ ｕｐ［－Ｊ］．Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ， ２００１，３５（４）：１０５２－１０６０． Ｅ５］ 国家环保局《水和废水监测分析方法》编委会．水与废水监测分 析方法ＥＭ］．第３版．北京：中国环境科学出版社，１９８９：３６２— ３６５． Ｅ６］ ＬＡＧＵＮＡ Ａ，ＯＵＡＴＴＡＲＡ Ａ，ＧＯＮＺＡＩ ＥＺ Ｒ Ｏ，ｅｔ ａ１．Ａ ｓｉｅｒ— ｐｌｅ ａｎｄ ｌｏｗ ｃｏｓｔ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅ ｆｏｒ ｄｅｔｅｒｍｉｎｉｎｇ ｔｈｅ ｇｒａｎｕｌｏｍｅｔｒｙ ｏｆ ｕｐ－ｆｌｏｗ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｓｌｕｄｇｅ ｂｌａｎｋｅｔ ｒｅａｃｔｏｒ ｓｌｕｄｇｅ［Ｊ］．Ｗａｔ．Ｓｃｉ． Ｔｅｃｈ．，ｌ９９９，４０（８）：１－８． ｒ７］ＦＡＮＧ Ｈ Ｈ Ｐ，ＣＨＵＩ Ｈ Ｋ，ＬＩ Ｙ Ｙ，ｅｔ ａ１．Ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ ａｎｄ ｇｒａｎｕｌｅ ｃｈａｒａｃｔｅ“ｓｔｉｃｓ ｏｆ ＵＡＳＢ ｐｒｏｃｅｓｓ ｔｒｅａｔｉｎｇ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｗｉｔｈ ｈｙｄｒｏｌｙｚｅｄ ｐｒｏｔｅｉｎｓ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈｎｏ１．，１９９４，３０：５５— ６３． ［８］谢汉方，苏希．ＵＡＳＢ系统启动过程中颗粒污泥形成全过程的 机理性分析ＥＪ］．微生物学杂志，２００２（４）：８ １０． Ｅ９］ＳＣＨＭＩＤＴ Ｊ Ｅ，ＡＨＲＩＮＧ Ｂ Ｋ．Ｇｒａｎｕｌａｒ ｓｌｕｄｇｅ ｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｉｎ ｕｐ—ｆｌｏｗ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｓｌｕｄｇｅ ｂｌａｎｋｅｔ（ＵＡＳＢ）ｒｅａｃｔｏｒｓ［Ｊ］．Ｂｉ０ｔｅｃｈ— ｎｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｂｉｏｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，１９９６，４９：２２９—２４６． ［Ｊｏ］易赛莉，雒文生．ＵＡＳＢ反应器常温下处理生活污水的二次启 动研究ＥＪ］．环境科学与技术，２００６（６）：７９—８１． ［１１］ＱＵＡＲＭＢＹ Ｊ，ＦＯＲＳＴＥＲ Ｃ Ｆ．Ａｎ ｅｘａｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｒｕｃ－ ｔｕｒｅ ｏｆ ＵＡＳＢ ｇｒａｎｕｌｅｓ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，１９９５，２９（１１）： ２４４９—２４５４． ［１２］许敬亮，高勇生，陈立伟，等．运行负荷对酶制剂废水厌氧颗粒 污泥形成的影响ＥＪ］．环境科学学报，２００５，２５（３）：３７９—３８４． 责任编辑：陈泽军 （修改稿收到日期：２００７—０７—１６） ５１ ·
