罗 曦,雷中方,张振亚,等.好氧 厌氧污泥胞外聚合物(EPS )的提取方法研究[J ].环境科学学报,2005,25(12):1624-1629
LUO Xi ,LEI Zhongfang ,ZHANG Zhenya ,e t al .Study on the extraction of extracellul ar polymeric s ubstances (EPS )from aerobic anaerobic s ludges [J ].Acta Scientiae Circumstantiae ,2005,25(12):1624-1629
好氧 厌氧污泥胞外聚合物(EPS )的提取方法研究
罗 曦1
,雷中方
1,＊
,张振亚2,杉浦则夫
2
1.复旦大学环境科学与工程系,上海 200433
2.筑波大学生命环境科学研究院,日本筑波 3058572
收稿日期:2005-05-23 修回日期:2005-09-28 录用日期:2005-09-29
摘要:采用5种方法对同一污泥在好氧和厌氧条件下的胞外聚合物(EPS )进行了提取试验研究.结果表明,甲醛-NaO H 和H 2SO 4法对EPS 的提取产量最高,分别为232.0mg ·g -1和159.7mg ·g -1,且无大量细胞自溶发生,是比较有效的提取方法;与对照方法相比较,阳离子交换树脂(CER )和戊二醛提取法却存在严重缺陷.两种氧环境条件下污泥EP S 中蛋白质的含量均最高,占EPS 总量的50%～80%;其次为胞外多糖和DNA .污泥在经由好氧环境到厌氧环境的转变过程中,EPS 中主要成分蛋白质和DNA 含量降低较为明显,其厌氧 好氧状态下的相应含量比值为0.59～0.91.试验中也发现,提取步骤和检测手段对结果的影响最大.关键词:胞外聚合物;污泥;提取方法;好氧;厌氧
文章编号:0253-2468(2005)12-1624-06 中图分类号:X132 文献标识码:A
Study on the extraction of extracellular polymeric substances (EPS )from aerobic
anaerobic sludges
LUO Xi 1
,LEI Zhongfang 1
,ZHANG Zhenya 2
,SUGIUR A Norio
2
1.Dep artment of En viron mental Scien ce an d En gin eerin g ,Fud an Un ivers ity ,Shan ghai 200433
2.Gradu ate School of Life Environmental Sci en ces ,Tsu kub a Un iversity ,Ts uku ba 3058572,Japan Receiv ed 23May 2005; received in revis ed form 28Sep temb er 2005; accepted 29Sep temb er 2005
Abstract :Effective extract ion and ident ificati on proced ures sh ould be set up at th e b egin nin g of extracellular polymeric su bstances (EPS )stu dy .Five extraction meth od s are util ized t o investigate the extraction efficiencies for EPS from the s ame slud ge und er aerobic an d an aerobic cond itions .The exp erimental resu lts s ugges t t hat formald eh yd e -NaO H meth od and H 2S O 4method are effect ive in slu dge EPS extract ion ,in which the conten ts of EPS are 232.0mg ·g -1an d 159.7mg ·g -1,resp ectively .Compared wit h con trol met hod ,cati on exchange resin (CER )method an d glutaral dehyde method have some s hortages .Und er these two d ifferen t cond itions (aerobic and anaerob ic ),protein ,a moun ting t o 50to 80percen t of total EPS con tent ,is t he major c omp on en t in sl udge EPS ,followed b y carboh ydrate an d D NA .Du ring the con version from aerob ic s tate to anaerobic s tate ,the contents of the main comp on ents in slud ge EPS ,s uch as p rotein an d D NA ,d ecrease ob vi ou sly ,with the correspond in g con tent rati os varyin g from 0.59t o 0.91(anaerob ic aerobic ).It is als o foun d that the extraction an d iden tificati on p rocedu res have s ign ificant i mp acts on th e resu lt of EPS .
K ey words :extracellul ar p ol ymeric sub stances (EPS );slu dge ;extraction meth od s ;aerob ic ;an aerobic
作者简介:罗 曦(1982—),男,硕士研究生,E -mail :9945030@fudan .edu .cn ;＊通讯作者(责任作者),E -mail :zflei @fudan .edu .cn Biography :LUO Xi (1982—),male ,master candidate ,E -mail :9945030@fudan .edu .cn ;＊Corres ponding author ,E -mail :zflei @fudan .edu .cn
污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances ,E PS )是附着于微生物细胞壁上的大分子有机多聚物,主要来源为进水基质、微生物新陈代谢和细胞自溶(Dignac et al .,1998).EPS 具有复杂的化学组成,占总量70%～80%的蛋白质和多糖是最主要的2种成分,而核酸、腐殖质、糖醛酸、脂类和氨基酸等的含量相对较低(Houghton et al .,2002).污泥EPS 不仅影响絮体表面电荷、生物絮凝、沉降和脱水等重要性质(Liu et al .,2002),还能作为抵抗
外界不利环境的保护层以及微生物饥饿期间的碳源和能源(Fr lund et al .,1996),对维持絮体结构和微
生物生长都具有重要作用.
EPS 与细胞壁结合紧密,需要特定方法才能将其从污泥中分离提出.由于细胞自溶释放的胞内物质是EPS 中DNA 的唯一来源(Dignac et al .,1998),因而DNA 的含量常用来判断提取过程对细胞的损害程度,即如果提取物中DNA 含量异常高,则表明提取时较多微生物细胞破裂,EPS 样品已被胞内物
第25卷第12期2005年12月
环 境 科 学 学 报Acta Scientiae Circumstantiae
Vol .25,No .12Dec .,2005
质严重污染(Liu et al .,2002).因此,有效的提取应
是在低细胞死亡率的前提下最大程度地分离出EPS 物质.常见的物理方法包括高速离心(Murthy et al .,1999)、超声波(Jorand e t al .,1995)和热提取(Mor gan ,et al .,1990),酸、碱、醛类、EDTA 和阳离子交换树脂(CER )等则是化学提取法中常用的药剂(Liu et al .,2002;Fr lund e t al .,1996;Neyens et al .,2004;Gulas et al .,1979),将多种方法结合起来还能产生许多新颖有效的提取方法.
目前,国内外关于EPS 的报道较少涉及同一来源的污泥在经由好氧向厌氧环境转化过程中EPS 组成和含量的对比研究,而该过程中EPS 的变化对于污泥的性质和后期处理与处置,包括絮凝、脱水等重要工艺起着决定性作用,因此对好氧 厌氧污泥EPS 差异的探讨,可为研究污泥性质及其处理与处置提供参考.
尽管关于EPS 提取方法已有较多探讨,但由于试验对象和条件等差异,对于各种方法尚缺少具有说服力的综合性对比结果.比如Liu 等人(2002)报道了利用甲醛和Na OH 对好氧活性污泥的EPS 提取效率高,细胞死亡率小,但采用相同NaOH 浓度在本试验条件下却导致活性污泥全部死亡,无法得到有效数据.除上述提取方法外,CER (Fr lund et al .,1996)、戊二醛(Azer edo et al .,1998)、H 2SO 4(Liu et al .,1993)也是目前报道较多、效果较好、操作简
便且易于掌握的几种方法.因此,本文选用甲醛-NaOH 、CER 、H 2SO 4和戊二醛4种提取方法研究好氧活性污泥和厌氧污泥E PS 提取的效率、含量和组成的差异,并与不加任何化学药剂的对照方法相比较,以确定实验环境条件下污泥在经由好氧至厌氧环境
转换过程中E PS 最有效的提取途径和变化情况,为污泥的后期处理与处置提供试验依据.1 材料和方法(Materials and methods )1.1 污泥样品
污泥取自正常运转的上海曲阳水质净化厂的回流污泥提升池(MLSS 为7.5g ·L -1
),该厂采用常规的传统好氧活性污泥法处理城市污水.为保证污泥性状不发生改变,从现场取回实验室后,立即对部分污泥进行EPS 的提取,另一部分污泥浓缩至9g ·L
-1
～10g ·L -1
并加入0.6g ·L -1
葡萄糖作为基质,而后投入7L 间歇式厌氧池内恒温反应((30±2)℃),至第12天可以观察到污泥开始出现明显的颗粒化现象,此时MLSS 为8.1g ·L -1
,取样进行EPS 的提取.1.2 污泥预处理和EPS 的提取
采用CER 、戊二醛、H 2SO 4和甲醛-Na OH 4种方法及对照方法从2种污泥中提取EPS (各提取方法的详细步骤参见图1).
待处理的污泥样品液相中可能含有蛋白质、多糖和DNA ,因此必须首先去除:将50mL
污泥样品离
图1 E PS 提取方法的详细步骤
Fig .1 Detailed procedures for EPS extraction methods
1625
12期罗 曦等:好氧 厌氧污泥胞外聚合物(EPS )的提取方法研究
(Fr lund et al.,1996)同样的方法向污泥小球中加入缓冲溶液(2mmol·L-1Na3PO4,4mmol·L-1 NaH2PO4,9m mol·L-1NaCl和1mmol·L-1KCl,pH= 7)使其体积恢复到50mL.
在对照方法中不使用任何化学提取剂,样品预处理后加入等体积蒸馏水,在固定搅拌强度的搅拌器中提取1h,然后离心10min(6000G),用微孔滤膜过滤上清液以除去残留物.在其余4种方法中,预处理后的样品首先加入相应的化学提取剂,然后利用相同的搅拌、离心和过滤步骤得到EPS提取溶液.提取剂分别为国产CER(001×7,Na+型,15～50目)、1%戊二醛、8%H2SO4和甲醛-Na OH(其中NaOH 0.04mol·L-1).本研究不考虑提取时间的变化对结果的影响,将其固定为1h(Fr lund et al.,1996; Fang et al.,1996).同样,为了比较5种不同提取方法的有效性,在搅拌过程中也采用了相同的搅拌速率(300r·min-1).
1.3 E PS提取物化学分析
EPS提取物中主要为多糖、蛋白质和DNA.多糖的测定采用蒽酮-H2SO4比色法(Bai et al.,2004),即高温下糖类会被浓H2SO4脱水生成糠醛或糠醛衍生物,并与蒽酮(C14H10O)缩合成蓝色化合物.在620 nm处测定吸光度(721型分光光度计),以葡萄糖的
DNA采用紫外吸收法测定(Thermo Spectronic UV-500紫外可见分光光度计).测定溶液在260nm 的吸光度,DNA浓度(mg·L-1)的计算公式(Li et al.,1998)为ρD NA=A260n m0.020.
蛋白质采用紫外吸收法测定(Thermo Spectronic UV-500紫外可见分光光度计).同时测定260nm和280nm处的吸光度,利用下式计算蛋白质的浓度(mg·mL-1)(Li et al.,1998),ρ蛋白质=1.45×A280n m-0.74×A260nm.该方法能消除样品中核酸对测定值的干扰.
E PS的含量最后以单位质量VSS中各成分的总量计.
2 结果(Results)
表1为利用5种方法对好氧和厌氧状态下污泥EPS的提取试验结果.结果表明,污泥样品中EPS的提取产量很大程度取决于提取方法.以往对于纯培养基污泥的研究认为,多糖是EPS中含量最高的物质(Sutherland,1997).但近期的研究发现(Dignac et al.,1998),污水处理厂活性污泥的E PS中蛋白质含量最高.从图2中各组分的比例也可以看出, EPS中蛋白质是最主要的成分,占总量的50%～80%,其次为多糖和DNA.
表1 好氧及厌氧状态下污泥中EPS的提取结果
方法
EPS成分(好氧)EPS成分(厌氧)
w蛋白质
(mg·g-1)
w多糖
(mg·g-1)
w DNA
(mg·g-1)
w总量
(mg·g-1)
w蛋白质
(mg·g-1)
w多糖
(mg·g-1)
w DNA
(mg·g-1)
w总量
(mg·g-1)
CER114.5±7.29.4±0.823.8±0.4147.796.7±1.17.6±0.714.72±0.05119.0甲醛-NaO H128.4±14.566.4±2.237.2±1.0232.0110.3±2.167.6±3.422.9±0.8200.8 H2SO4112.4±15.420.4±4.618.94±0159.782.4±1.920.6±1.811.26±0.01116.1戊二醛44.1±0.3—15.97±0.01—35.5±0.3—10.1±0.1—对照11.9±1.92.3±0.11.23±0.0515.49.5±0.22.10±0.040.94±0.0112.5 注:EP S各组分为3次测量的平均值;2.戊二醛方法的多糖值未检出,EPS总量无法计算
在所有提取方法中,甲醛-Na OH法对两种氧环境下污泥EPS的提取总量最高,其次为H2SO4和CER提取.由于戊二醛对测试的干扰,未能检出多糖的含量.对照方法的EPS提取产量最低,仅为甲醛-NaOH法的6.64%(好氧)和6.23%(厌氧).除甲醛-Na OH法中胞外多糖的含量以外,厌氧状态下污泥中EPS各组分的含量较好氧状态都有不同程度的降低.3 讨论(Discussion)
3.1 EPS提取效率
表1的结果表明,对照方法的提取产量最低,好氧状态下污泥中的EPS为15.43mg·g-1,厌氧状态下也仅为12.54mg·g-1.蛋白质和多糖超过总量的90%,两者质量之比约为4～5,而DNA仅占总提取物的7.5%～8.0%.虽然其提取效率低,与EPS中DNA的实际含量可能相差甚远,但由于提取步骤温
图2 不同方法提取得到的好氧和厌氧状态下污泥中E PS 主要
成分的比例(戊二醛提取法无胞外多糖值,无法计算组成百分比,未列出)
Fi g .2 Percentage of major components in EPS extracted from sludge
under aerobic and anaerobic conditions
和,无大量细胞自溶现象发生,其结果能较好地反映污泥中EPS 的相对组成,可以作为细胞自溶程度的评价依据.从图2看出,其余方法的DNA 比例都高于对照值.这可能源于提取过程对细胞造成了或多
或少的损坏.
甲醛-NaOH 法从两种状态下污泥中提取的蛋白质分别为128.4mg ·g -1
和110.3mg ·g -1
,胞外多糖分
别为66.4mg ·g -1和67.6mg ·g -1
,在所有方法中提取总量最高.在该方法中首先加入的微量甲醛与污泥搅拌0.5h 后,能与细胞膜中氨基、羟基、羧基和巯基等官能团反应,起到加固细胞的作用;随后NaOH 溶液的加入使污泥pH 升高,EPS 中酸性基团分离,
加大了带负电EPS 分子间的排斥,提高了E PS 在水
中的溶解和最终的产量(Liu et al .,2002).虽然该方法中DNA 占总量的11%～16%(见图2),高于对照的7.5%～8.0%,但Liao 等人(2001)认为DNA 在EPS 中的比例在2%～15%都属于正常范围.
H 2SO 4和CER 对胞外蛋白的提取都很有效,仅次于甲醛-Na OH 法.H 2SO 4提取的DNA 占总提取物质的10%～12%,CER 提取法为12%～16%,基本在正常范围以内.两者的最大区别在于对胞外多糖
的提取能力.从表1中可以看出,H 2SO 4对多糖的提取量高于CER 法,这可能是二者的操作条件对多糖溶解性的不同作用所致:H 2SO 4的加入可降低污泥
pH 值,导致絮体解散,同时改变胞外聚合物溶解度(Liu et al .,1993),多糖在此pH 下溶解度增大可能是其含量相对较高;而CER 法是通过树脂交换降低溶液中离子浓度而导致絮体解散(Fr lund et al .,1996),pH 值变化相对较小,对胞外多糖溶解性的促进作用相对较小.
除对照方法外,戊二醛的提取效率最低,而且用蒽酮-H 2SO 4法无法测出多糖的含量.这是由于蒽酮-H 2SO 4试剂与提取物反应后颜色接近黑色,即使将样品稀释到很低浓度后显色,反应管中也会观察到明显的深色沉淀.另外,在蒽酮-H 2SO 4法中,虽然与蒽酮显色的物质主要为糠醛,但戊醛糖同样能与蒽酮显色,因此,大量提取剂的存在可使测试过程受到严重干扰而无法得出正确结果.
3.2 与已有研究的比较分析
表2列出了有关EPS 提取的部分研究结果.可以看出,污泥种类及前道水处理工艺、EPS 提取方法以及EPS 主要组成成分的定量方法对EPS 总量的
表2 污泥种类、提取方法和定量方法对EPS 提取的影响
Table 2 Effects of sludge species ,extraction and quantification methods of EPS
污泥提取方法物质和定量方法EPS 含量文献厌氧污泥H 2SO 4多糖:蒽酮-硫酸法20.6mg ·g -1本文
厌氧污泥H 2SO 4多糖:蒽酮-硫酸法17.2mg ·g -1(Liu et al .,1993)活性污泥甲醛-NaOH 蛋白质:紫外吸收法128.4mg ·g -1本文
活性污泥甲醛-NaOH 蛋白质:Lowry 法54.6mg ·g -1(Liu et al .,2002)厌氧污泥甲醛-NaOH 蛋白质:紫外吸收法110.3mg ·g -1本文
厌氧污泥甲醛-NaOH 蛋白质:Lowry 法42.1mg ·g -1(Liu et al .,2002)活性污泥戊二醛蛋白质:紫外吸收法3.5%a )本文
活性污泥戊二醛蛋白质:Lowry 法3%a )
(Azeredo et al .,1998)活性污泥CER 蛋白质:紫外吸收法114.5mg ·g -1本文
活性污泥
CER
蛋白质:Lowry 法
212.8mg ·g -1
(Fr lund et al .,1996)
a )为蛋白质占污泥干重的质量百分比
1627
12期罗 曦等:好氧 厌氧污泥胞外聚合物(EPS )的提取方法研究
图3 厌氧和好氧状态下污泥E PS 中主要组分含量之
比(厌氧 好氧)
Fig .3 The corres ponding ratios (anaerobic aerobic )of EPS
c omponents in sludge under anaerobic an
d aerobic c onditions
计算影响尤甚.例如,本研究采用了和Liu 等人(2002)同样的甲醛-Na OH 法,但应用了较低的NaOH 浓度(0.04mol ·L -1
),却得到了更多的胞外蛋白质.这种差异可能是由于紫外吸收法和Lowr y 法对蛋白质的定量测定差异所造成(前者的测试值高于后者).将Liu 等(2002)、Azeredo 等(1998)和Fr lund 等(1996)报道的结果与本研究进行比较,也都能得到紫外吸收法的测量值高于Lowr y 法的结论.另外,虽然提取、测定方法基本一致,采用同样的好氧活性污泥,但由于工艺和水质参数不同,也可能会造成EPS 提取量的较大差异.刘志杰等人(1993)报道的H 2SO 4法提取多糖的结果与本文结果的差异就说明了这一点.因此,对于已有研究结论的分析要结合提取方法、定量方法和所用污泥种类以及相关的水处理工艺等几方面因素综合进行.这样,对具体环境条件下污泥样品中E PS 简单、有效提取方法的探索也成为必要.
3.3 好氧污泥和厌氧污泥EPS 比较
由于使用了完全一致的提取程序和定量检测手段,因而可以比较污泥在好氧和厌氧状态下EPS 中主要组成含量的相对变化.图3是污泥在厌氧和好氧状态下E PS 中3种主要成分的提取含量之比(戊二醛法中多糖的含量除外).从图中可以明显看出,除甲醛-Na OH 提取的胞外多糖含量之比为1.02以外,其余比值在0.59～0.91之间.这说明在污泥经由好氧至厌氧的转化过程中,EPS 中各组分含量都有不同程度的降低.究其原因,可能是因为厌氧过程中反应器内基质逐渐减少,当基质不足时部分EPS 作为微生物的营养物被消耗掉,从而导致其EPS 总量下降.另一方面,由于本研究中好氧回流污泥经过
12d 的厌氧培养已有明显的颗粒化现象;而颗粒污
泥中微生物的结合更为紧密,其强度大于好氧絮状污泥(Fang ,2000),削弱了提取过程中的搅拌作用.这在一定程度上也可能导致厌氧状态下污泥中EPS 提取量的减少.
从图中还可发现,不同组分物质的变化程度也不相同,厌氧过程使DNA 的减少最为明显,其次为蛋白质和多糖.这可能与厌氧培养中采用了葡萄糖基质有关:在营养充足的初期,液相中的葡萄糖可能被污泥絮体吸附并成为胞外多糖的一部分.4 结论(Conclusions )
现有的试验表明,好氧和厌氧状态下污泥EPS 中蛋白质含量最高,多糖次之,DNA 最低.几种方法对EPS 的提取效率从高到低依次为甲醛-NaOH 法、H 2SO 4法、CER 法、戊二醛法和对照方法.甲醛-NaOH 和H 2SO 4提取法对EPS 的提取比较有效,其总量分别为232.0mg ·g -1
和159.7mg ·g
-1
,且无大量细胞自
溶的现象发生.CER 对厌氧和好氧状态下污泥中胞
外多糖的提取量仅为7.6～9.4mg ·g -1
,而戊二醛对多糖的测定有严重干扰,这两种方法具有较大的局限性.
经过十余天厌氧培养后污泥中EPS 含量降低.污泥在厌氧和好氧状态下E PS 中3种主要成分的提取含量之比在0.59～0.91之间,其中DNA 和蛋白质减少幅度大于多糖.
通讯作者简介:雷中方(1969-),博士,副教授.主要从事环境工程方面的教学与科研工作;主要研究方向为水污染控制过程的模拟设计与优化以及废弃物的综合利用与资源化.已发表论文20余篇.
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12期罗 曦等:好氧 厌氧污泥胞外聚合物(EPS )的提取方法研究
污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择与设计要点陈怡 (北京市市政工程设计研究总院 , 北京 100082 摘要以北京市小红门污水处理厂和西安市第五污水处理厂为例 , 对污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择和设计要点进行了详细论述 , 包括污泥厌氧消化工艺选择、进泥预处理、厌氧消化池、沼气系统、上清液处理和污泥输送管路等 , 以保证污水处理厂污泥厌氧消化工艺的顺利实施。 关键词污水处理厂污泥厌氧消化工艺选择污泥投配污泥搅拌沼气系统 K e y p o i n t s o f t h e p r o c e s s s e l e c t i o n a n d d e s i g n o f t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n i n w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t C h e n Y i (B e i j i n g G e n e r a l M u n i c i p a l E n g i n e e r i n g D e s i g n a n d R e s e a r c h I n s t i t u t e , B e i j i n g 100082, C h i n a A b s t r a c t :T a k i n g t h e B e i j i n g X i a o h o n g m e n W a s t e w a t e r T r e a t m e n t P l a n t a n d X i ’ a n F i f t h W a s t e w a t e r T r e a t m e n t P l a n t a s e x a m p l e , t h i s p a p e r d e s c r i b e d t h e k e y p o i n t s o f t h e p r o c e s s s e l e c -t i o n a n d d e s i g n o f t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n i n t h e w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t , i n c l u d i n g s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n p r o c e s s s e l e c t i o n , s l u d g e p r e -t r e a t m e n t , a n a e r o b i c d i g e s t i o n t a n k , m e t h -a n e s y s t e m , u p -l e v e l c l e a n l i q u i d t r e a t m e n t , a n d s l u d g e t r a n s m i s s i o n p i p
城市污泥厌氧消化处理技术 彭光霞李彩斌王立宁张晓慧 （北京中持绿色能源环境技术有限公司北京100192） 摘要：随着我国城镇污水处理厂建设的推进，城市脱水污泥的处理处置问题越来越凸显出来。目前我国多数城市污水处理厂多采用浓缩、脱水后外运填埋或作农肥。城市污泥中的生物质能没得到充分利用，造成了资源、能源的浪费。污泥厌氧消化技术作为污泥处理处置的处理工艺，可以实现减量化、稳定化、无害化和资源化，可与多种工艺相结合，为现有污水厂污泥处理处置提供了很好的方向。 关键词：污泥处理处置、厌氧消化、分级分相、土地利用、资源化 1 概述 污泥厌氧消化可以实现污泥处理的减量化、稳定化、无害化和资源化。 污泥经厌氧消化后，体积大大减少，脱水性能大大提高，可实现污泥的减量化和稳定化；污泥在消化过程中，产生的甲烷菌具有很强的抗菌作用，可杀死大部分病原菌以及其它有害微生物，使污泥卫生化。同时，污泥厌氧消化产生大量的清洁能源--沼气，可用作锅炉燃料、直接驱动鼓风机、沼气发电提供污水处理厂的部分用电量、沼气提纯并网、沼气提纯用作汽车燃料等。 1.1 污泥厌氧处理技术原理 厌氧消化是利用兼性菌和厌氧菌进行厌氧生化反应，分解污泥中有机物质的一种污泥处理工艺。消化过程中可回收能源，但消化后的污泥含水率较高，仍需进一步脱水。厌氧消化可以实现污泥处理的减量化、稳定化、无害化和资源化。 污泥厌氧消化是一个由多种细菌参与的多阶段生化反应过程，每一反应阶段都以某类细菌为主，其产物供下一阶段的细菌利用。厌氧降解过程的化学、生物化学和微生物学相发复杂，但是可以综合三阶段理论[2]：1）水解阶段；2）产酸阶段；3）产甲烷阶段。
2.2 AO工艺（缺氧好氧） 2.2.1 AO工艺原理 AO工艺也叫缺氧好氧工艺法，A(Anoxi的英文缩写)是缺氧段，主要用于脱氮；O(Oxic)是好氧段。是国外20世纪七十年代末开发出来的一种污水处理新技 术工艺，它不仅能去除污水中的BOD 5 、CODcr而且能有效的去除污水中的氮化合物。工艺流程如下： 缺氧好氧工艺组合法，它的优越性是使有机污染物得到降解之外，还具有一定的生物脱氮功能，是将缺氧状态下的反硝化技术应用于好氧活性污泥法之前，所以A/O工艺是改进的活性污泥法。 A段溶解氧一般不大于0.2mg/L，O段溶解氧2～4mg/L。在完成O段回流的反硝化作用的同时，异养菌也将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，当污水中的有机污染物经过经缺氧水解后，产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在好氧池，充 足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH 3-N（NH 4 +）氧化为NO3-，通过回流控制返 回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO 3-还原为分子态氮（N 2 ）完 成C、N、O在生态中的循环。 其生物脱氮的基本原理： 脱氮过程一般包括三个过程，分别是氨化、硝化和反硝化： （1）氨化反应(Ammonification)：污水中的蛋白质和脂肪等含氮有机物，在异养型微生物作用下分解为氨氮的过程；
（2）硝化(Nitrification)：污水中的氨氮在硝化菌（好氧自养型微生物） 的作用下被转化为硝态氮的过程； （3）反硝化(Denitrification)：污水中的硝态氮在缺氧条件下载反硝化菌 (兼性异养型细菌)的作用下被还原为N 2 的过程。 其中硝化反应分为两步进行，亚硝化和硝化： 第一步，亚硝化反应：2NH 4++3O 2 →2NO 2 -+2H 2 O+4H+ 第二步，硝化反应：2NO 2-+O 2 →2NO 3 - 总的硝化反应：NH 4++2O 2 →NO 3 -+H 2 O+2H+ 其中反硝化反应过程分三步进行： 第一步：3NO 3-+CH 3 OH→3NO 2 -+2H 2 O+CO 2 第二步：2H++2NO 2-+CH 3 OH→N 2 +3H 2 O+CO 2 第三步：6H++6NO 3-+5CH 3 OH→3N 2 +13H 2 O+5CO 2 2、系统脱氮原理 缺氧好氧组合工艺，其运行过程中，同时具有短程硝化-反硝化反应，即氨 氮在O池中未被完全硝化生成NO 3-，而是生成了大量的NO 2 --N，但在A池NO 2 -同 样被作为受氢体而进行脱氮；再者在A池中存在的NO 2-同样也可和NH 4 +进行反应 脱氮，即短程硝化-厌氧氨氧化： NH 4++NO 2 -→N 2 +2H 2 O 因此缺氧好氧组合工艺，在进水水质以及系统控制参数稳定的条件下也可达到理想的出水效果。 2.2.2 AO工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的污水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点： 1、将脱氮池设置在碳氧化和硝化池的前段，其一，使脱氮过程微生物能直接利用进水中的有机碳源，减少外加碳源量；其二，则通过好氧池混合液的回流 而使其中的NO 3 -在脱氮池中进行反硝化，且利用了短程硝化-反硝化工艺特点，以提高污水中氮的去除率。
2014年9月 CIESC Journal September 2014第65卷 第9期 化 工 学 报 V ol.65 No.9 EGSB 处理中药废水过程中厌氧颗粒污泥特性变化 宿程远1,2，刘兴哲1，王恺尧1，李伟光1 （1哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江 哈尔滨 150090；2广西师范大学环境与资源学院，广西 桂林 541004） 摘要：通过分析厌氧颗粒污泥粒径分布、机械强度、二价金属含量、胞外聚合物含量等，探讨了EGSB 反应器处 理中药废水过程中颗粒污泥特性变化。结果表明，在中药废水COD 浓度为2000～5000 mg ·L ?1、HRT 为12 h 、T 为30℃的条件下，颗粒污泥粒径分布在500～1000 μm 之间，完整系数（integrity coefficient ，IC ）小于20，颗粒 污泥EPS 总量、蛋白含量、多糖含量分别为85.59、63.67和21.92 mg ·(g VSS)?1，此时颗粒污泥絮凝性良好，机 械强度高。当HRT 减少为6 h 时，IC 为30.03，蛋白与多糖的比值增大到6.86，但多糖含量仅为18.11 mg ·(g VSS)?1；而当T 降低为20℃时，颗粒污泥粒径分布在250～750 μm 之间，IC 增大到32.11，Ca 2+、Mg 2+、Mn 2+含量减少 为20.78、4.79和0.94 mg ·L ?1，颗粒污泥EPS 显著降低，其总量、蛋白含量、多糖含量仅为69.04、58.87和10.17 mg ·(g VSS)?1，在此运行条件下，出现了颗粒污泥的解体、流失，同时出水水质变差。 关键词：废水；厌氧；EGSB 反应器；颗粒污泥；粒径分布；胞外聚合物 DOI ：10.3969/j.issn.0438-1157.2014.09.046 中图分类号：X 703.1 文献标志码：A 文章编号：0438—1157（2014）09—3647—07 Characteristics of anaerobic granular sludge in EGSB reactor treating traditional Chinese medicine wastewater SU Chengyuan 1,2, LIU Xingzhe 1, WANG Kaiyao 1, LI Weiguang 1 （1School of Municipal and Environmental Engineering , Harbin Institute of Technology , Harbin 150090, Heilongjiang , China ; 2School of Environment and Resources , Guangxi Normal University , Guilin 541004, Guangxi , China ） Abstract : The characteristics of granular sludge in the EGSB reactor treating TCM wastewater were analyzed in terms of particle size distribution (PSD), integrity coefficient (IC), metal content and extracellular polymeric substances (EPS) of granular sludge. When COD concentration was 2000—5000 mg ·L ?1, hydraulic residence time (HRT) was 12 h, temperature was 30℃, the peak of PSD was in the range of 500—1000 μm, IC value was less than 20, and the contents of total EPS, protein, polysaccharide in granular sludge were 85.59, 63.67 and 21.92 mg ·(g VSS)?1, respectively. At this stage, flocculation of granular sludge was good, and its mechanical strength was high. When HRT was reduced to 6 h, IC value increased to 30.03, and the ratio of protein and polysaccharide increased to 6.86. However ，the concentration of polysaccharide in granular sludge decreased to 18.11 mg ·(g VSS)?1. When temperature decreased to 20℃, the peak of PSD was in the range of 250—750 μm and IC value was 32.11. The concentrations of Ca 2+, Mg 2+ and Mn 2+ were only 20.78, 4.79 and 0.94 mg ·L ?1, respectively. At the same time, the contents of total EPS, protein, polysaccharide in granular sludge were 69.04, 58.87 and 10.17 2013-12-26收到初稿，2014-02-19收到修改稿。 联系人：李伟光。第一作者：宿程远（1981—），男，博士研究生，讲师。 基金项目：国家科技重大专项项目（2012ZX07205-002）；广西自然 科学基金项目。 Received date : 2013-12-26. Corresponding author : Prof. LI Weiguang, hitlwg@https://www.doczj.com/doc/7516611848.html, Foundation item : supported by the National Science and Technology Major Project of China (2012ZX07205-002).
我国城市污水厂污泥厌氧消化系统的运行现状 吴 静, 姜 洁, 周红明, 毕 蕾 (清华大学环境模拟与污染控制国家重点联合实验室,北京100084) 摘 要: 对我国400余座城市污水厂污泥处理工艺的调查表明,目前采用污泥厌氧消化工艺的仅46家,主要采用浓缩/中温厌氧/脱水工艺,采用一级厌氧消化和二级厌氧消化的厂家数量接近,其中仅25家的污泥消化系统正在运行,沼气产量约为14×104m3/d,另有6家在调试。污泥厌氧消化工艺在实际应用中仍存在着较多亟待解决的问题,沼气产率低和利用率不高大大削弱了该工艺的优势。 关键词: 城市污水厂; 污泥处理; 厌氧消化; 沼气 中图分类号:X703.1 文献标识码:B 文章编号:1000-4602(2008)22-0021-04 C u r r e n t O p e r a t i o nS t a t u s o f S l u d g e A n a e r o b i c D i g e s t i o n S y s t e m i n Mu n i c i p a l Wa s t e w a t e r T r e a t m e n t P l a n t s i nC h i n a WUJ i n g, J I A N GJ i e, Z H O UH o n g-m i n g, B I L e i (S t a t e K e y J o i n t L a b o r a t o r y o f E n v i r o n m e n t S i m u l a t i o n a n d P o l l u t i o n C o n t r o l,T s i n g h u a U n i v e r s i t y,B e i j i n g100084,C h i n a) A b s t r a c t: T h er e s u l t so f t h ei n v e s t i g a t i o n o n s l u d g e t r e a t m e n t s y s t e m so v e r400m u n i c i p a l w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t s i n C h i n a s h o wt h a t o n l y a b o u t46p l a n t s h a v e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n s y s-t e m s,m o s t o f w h i c h a d o p t t h i c k e n i n g/m e s o p h i l i c a n a e r o b i c d i g e s t i o n/d e w a t e r i n g p r o c e s s.A b o u t h a l f o f t h e p l a n t s h a v e o n e-s t a g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n s y s t e m s a n d t h e o t h e r h a l f h a v e t w o-s t a g e a n a e r o b i c d i g e s-t i o n s y s t e m s.F o r t h e46p l a n t s,o n l y25p l a n t s o p e r a t e t h e i r a n a e r o b i c d i g e s t i o n s y s t e m s a n d p r o d u c e a- b o u t14×104m3b i o g a s/d,t h e o t h e r6p l a n t s c o m m i s s i o n t h e i r s y s t e m s.T h e r e a r e s o m e u r g e n t p r o b l e m s f o r t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n.T h e l o wb i o g a s y i e l d a n d u t i l i z a t i o n r a t e c o u n t e r a c t s o m e a d v a n t a g e s o f t h e s l u d g e a n a e r o b i c d i g e s t i o n. K e y w o r d s: m u n i c i p a l w a s t e w a t e r t r e a t m e n t p l a n t; s l u d g e t r e a t m e n t; a n a e r o b i c d i g e s t i o n; b i o g a s 随着我国国民经济的高速发展以及城市化进程的不断加快,城镇生活污水量也大幅增加,并在1999年首次超过工业废水排放量,占全国污水排放总量的52.9%[1]。近年来,城镇生活污水量以年均5%的速度递增,已成为我国水环境的主要污染源。我国城市污水处理率长期偏低,直至20世纪90年代以后,城市污水处理的基础设施建设才被提到日程,全国城市污水处理厂数量迅速增加。2006年城市生活污水处理率达到43.8%[2]。根据国家环境保护“十五”计划,到2010年所有城市的污水处理率不得低于60%,直辖市、省会城市、计划单列市和风景旅游城市的污水处理率不得低于70%。故在今后一段时期,城市污水厂数量仍将持续增加。 伴随城市污水厂的兴建,大量城市污泥产生。2003年我国的城市污泥(干泥)产量估计达到160×104t。城市污泥主要由沉砂池和初沉池产生的初沉污泥(含水率为96%左右)以及好氧生物处理单元产生的剩余污泥(含水率为99.2%～99.6%)组 第24卷 第22期2008年11月 中国给水排水 C H I N AWA T E R＆W A S T E WA T E R V o l.24N o.22 N o v.2008
好氧活性污泥性能指标 1 掌握活性污泥性能指标得重要性 中原油田污水处理厂主要处理城市生活污水,采用合建式一体化氧化沟(Coｍbineｄ Aｎd Integrated Oxidaｔion Ｄitch)工艺、相对传统活性污泥法工艺而言,氧化沟工艺流 程短,设备及构筑物利用率高,投资小,占地少,运行成本低;出水水质好,抗冲击负荷能力强,除磷脱氮效率高,污泥易稳定,便于自动化控制等。但就是,在实际运行过程中,仍存在一系列得问题。包括: (1)污泥膨胀问题: 当废水中得碳水化合物较多,Ｎ、P含量不平衡,ｐＨ值偏低,氧化沟中污泥负荷过高,溶解氧浓度不足,排泥不畅等易引发丝状菌性污泥膨胀;非丝状菌性污泥膨胀主要发生 在废水水温较低而污泥负荷较高时。微生物得负荷高,细菌吸取了大量营养物质,由于温度低,代谢速度较慢,积贮起大量高粘性得多糖类物质,使活性污泥得表面附着水大大增加,ＳＶI值很高,形成污泥膨胀。?针对污泥膨胀得起因,可采取不同对策:由缺氧、水温高造成得,可加大曝气量或降低进水量以减轻负荷,或适当降低MLSＳ(控制污泥回流量), 使需氧量减少;如污泥负荷过高,可提高ＭＬSＳ,以调整负荷,必要时可停止进水,闷曝一段时间;可通过投加氮、磷肥,调整营养物质平衡(BOD５:Ｎ:Ｐ=10０:５:1);pH值过低,可投 加石灰调节;漂白粉与液氯(按干污泥得0。3％~0、６%投加),能抑制丝状菌繁殖,控制结 合水性污泥膨胀。 (2)泡沫问题: 由于进水中带有大量油脂,处理系统不能完全有效地将其除去,部分油脂富集于污泥中,经转刷充氧搅拌,产生大量泡沫;泥龄偏长,污泥老化,也易产生泡沫、用表面喷淋水或除沫剂去除泡沫,常用除沫剂有机油、煤油、硅油,投量为0、5～1、5mg/L。通过增加曝气池 污泥浓度或适当减小曝气量,也能有效控制泡沫产生、当废水中含表面活性物质较多时,易预先用泡沫分离法或其她方法去除。另外也可考虑增设一套除油装置、但最重要得就是要加强水源管理,减少含油过高废水及其它有毒废水得进入、 (３)污泥上浮问题: 当曝气时间过长,在池中发生高度硝化作用,使硝酸盐浓度高,在缺氧区易发生反硝化 作用,产生氮气,使污泥上浮;另外,废水中含油量过大,污泥可能挟油上浮、发生污泥上浮后应暂停进水,打碎或清除污泥,判明原因,调整操作。污泥沉降性差,可投加混凝剂或惰性物质,改善沉淀性;如进水负荷大应减小进水量或加大回流量;如污泥颗 粒细小可降低曝气机转速;如发现污泥腐化,应加大曝气量,清除积泥,并设法改善池内水力条件。 (4)流速不均及污泥沉积问题: 在氧化沟中,为了获得其独特得混合与处理效果,混合液必须以一定得流速在沟内循环流动。一般认为,最低流速应为０。15ｍ/ｓ,不发生沉积得平均流速应达到０、３～
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
厌氧颗粒污泥是由产甲烷菌、产乙酸菌和水解发酵菌等形成的自凝聚体。它是由相互聚集的、多物种的微生物构成的团体，具有生物致密、相对密度大、沉降速度快等特点，可使反应器中保持有较高的污泥浓度和容积负荷，与传统的活性污泥法相比，可简化工艺流程、降低成本等，因此它在水污染控制领域必将有更广阔的发展前景。本文对厌氧颗粒污泥技术做以阐述。 1．厌氧颗粒污泥的形成机理、性质及微生物相 1.1厌氧颗粒污泥的形成机理 厌氧颗粒污泥形成的机理目前还处于研究阶段，以下为几种有代表性的假说： 1.1.1二次核学说二次核学说认为营养不足的衰弱颗粒污泥，在水利剪切力作用下，破裂成碎片，污泥碎片可作为新内核，重新形成颗粒污泥。Grotenhuis[1]及其合作者分别用高低浓度基质培养颗粒污泥，发现前者形成颗粒粒径较大，而后者的粒径较小，据此提出了二次核形成的模型。其他研究者如杨虹[2]、Beeftink[3]等也提出过类似的二次核形成模型。二次核学说较好地说明了加入少量颗粒污泥可加速颗粒化进程的现象。 1.1.2三段理论学说Y.G.Yen[4]等认为污泥颗粒化过程可分成三个阶段：即积累阶段、颗粒化阶段和成熟阶段。他们认为颗粒污泥的增长速率呈指数增加，而粒径表示的颗粒比生长速率等于细菌比生长速率的1/3，在积累阶段以后尤为如此。污泥颗粒开始阶段生长非常缓慢，随着运行的进行，颗粒的生长加快，在运行一段时间之后，初始小颗粒平均直径达到0.25mm。在颗粒化阶段开始后，初始颗粒以最大比生长速率迅速增长，颗粒生长模式呈近似指数模式。当底物的有效度低于0.8时，菌体并不以最大生长速率生长，它们也不全部凝聚在一起。随着污泥颗粒的不断增大，比生长速率增加量不断降低，当污泥颗粒达到一定大小时，比生长速率开始下降，污泥颗粒中底物的缺乏和水力负荷与气体负荷产生的剪切力的连续增加，会导致细菌衰退。最后，污泥颗粒达到一定大小后，污泥颗粒内部在菌体衰退与颗粒解聚和菌体的生长与凝聚之间达到一种动态平衡状态，这种平衡随着颗粒的生物和物理相互作用而变化。这样，在一定的操作条件和环境条件下，就形成了厌氧颗粒污泥。 1.2厌氧颗粒污泥的性质 厌氧颗粒污泥的性质与培养条件有关。不同的培养条件，培养出来的各方面性质也不完全相同。厌氧颗粒污泥的形状大多数是具有相对规则的球形或椭球形。成熟的厌氧颗粒污泥表面边界清晰，直径变化范围为0.1145mm，最大直径可达7mm。密度约在1.030-1.080kg/m3之间。颜色取决于处理条件，特别是与Fe，Ni，Co等金属的硫化物有关。厌氧颗粒污泥的颜色通常是黑色或灰色。颗粒污泥有良好的沉降性能，Schmidt等[5]认为其沉降速度范围为18-100m/h典型值在18-50 m/h之间。 1.3厌氧颗粒污泥的微生物相 颗粒污泥主要由厌氧菌组成，如共生单胞菌属、甲烷八叠球菌属、甲烷丝状菌属等，但同时还存在一些好氧菌和兼性厌氧菌。甲烷菌在生物分类学上属于古细菌，是绝对厌氧菌。厌氧颗粒污泥中参与分解复杂有机物、生成甲烷的厌氧细菌可分为三类[6]:第一类：水解发酵菌，对有机物进行最初的分解，生成有机酸和酒精；第二类：产乙酸菌，对有机酸和酒精进一步分解利用；第三类：产甲烷菌，将H2、CO2、乙酸以及其它一些简单转化成为甲烷。水解发酵菌、产乙酸菌和产甲烷细菌在颗粒污泥内生长、繁殖，各种细菌互营互生，菌丝交错相互结合形成复杂的菌群结构，增加了微生物组成鉴定的复杂性。 2．好氧颗粒污泥形成的主要影响因素 影响厌氧颗粒污泥的形成因素较多，至今还在研究之中，其中主要因素有以下几种： 2.1进水水质及有机物浓度 目前，人们已经成功地利用很多废水培养出厌氧颗粒污泥，如酿造废水、食品工业废水、造纸工业废水和生活污水等。Fukuzaki等对淀粉、蔗糖、乙醇、丁酸盐和丙酸盐等不同基质进行研究发现，所形成的颗粒污泥均表现出很高的沉降速率，由此在反应器内可保持了很高的生物量。500天运行后最大COD去除速率(gCOD·L-1d-1)分别达到7.6 (淀粉)、10.5(蔗糖)、32.1(乙醇)、42.6(丁酸盐一丙酸盐)。在不同基质下长期生长改变了细菌的种类和营养组成以及颗粒污泥的特性。以淀粉或蔗糖为基质生长的颗粒比以乙醇或脂肪酸为基质生长的颗粒粒径大，而且具有更高的EPS。以脂肪酸为基质培养的颗粒含有相当多的无机盐(灰分含量：56%-63%)，但EPS含量低，并表现出比其它三种颗粒更为密集的超微结构(亚显微结构)。在微酸环境中以乙醇为基质培养的颗粒污泥显示最小的密度、最高的vss和最低的灰分含量。某些有机物如乙酸，也对厌氧颗粒污泥的形成起着一定的作用。当乙酸浓度较高时，甲烷八叠球菌比增殖速率明显高于甲烷丝菌，成为优势甲烷菌;而浓度较低时，甲烷丝菌则成为优势甲烷菌，易造成污泥膨胀。培养颗粒污泥的进水COD浓度一般以1000-5000mg/L为宜，高的进液浓度有利于底物向构成颗粒污泥的细菌细胞内传递，因而有利于颗粒污泥的形成和生长。但浓度不能过高，过高时细菌生长过快，形成的污泥结构松散、沉降性能差；过低会延长培养时间，甚至难以形成厌氧颗粒污泥。 2.2水力负荷和气体上升速度 水力负荷和气体上升速度是影响厌氧颗粒污泥形成的重要因素。水流速度通常与负荷、反应器产气量共同影响颗粒污泥形成过程，水力上升速度与产气搅动可有选择性地洗出细颗粒污泥和絮状污泥。高负荷产生的大量气体也有助于洗出细小污泥。通常情况下，水力负荷大于0.25m3/m2·h可以把絮状污泥与颗粒污泥完全分开。通过水力负荷筛选沉降性能良好的污泥，淘汰结构松散、沉降性能差的絮状污泥。在颗粒化初期，淘汰絮状污泥可避免与颗粒污泥争夺营养，从而有利于颗粒污泥的生长。提高气体上升速度可以促进污泥的颗粒化、提高颗粒污泥的质量。但过高有害，会使形成的颗粒污泥分散、沉降性能降低。气体上升速度可采用充氮来提高。Wu等给出培养厌氧颗粒污泥的水力负荷下限值为0.3m3/m2·h，通过内循环保持该流速。在处理高浓度有机废水时内循环能起到稀释进水浓度和增加泥水混合作用。 2.3接种污泥及接种量 要培养出较好性能的厌氧颗粒污泥，选择接种污泥及接种量的多少是至关重要的。接种污泥按其来源可以划分为颗粒污泥和非颗粒污泥，共同点是种污泥内必须含有可降解目标废水中有机物的微生物。所需的接种量目前还没有明确的界定，一般认为接种量为UASB反应器有效容积的10%-30%为佳。Veigant等的研究表明，以消化过的污泥、牛粪等为接种物均可生成颗粒污泥。国内的研究也表明用阴沟污泥、厌氧消化过的猪粪、鸡粪、初沉池污泥等为接种物都可形成颗粒污泥。吴唯民等还成功地在中温下用好氧活性污泥作接种物，培养出了性能良好的颗粒污泥。但研究表明采用颗粒污泥为种泥，可加快颗粒化进程，缩短反应器的启动时间。接种量以5-15gVSS/L为宜，较大的接种量可缩短启动的时间。对不同类型的废水和接种（下转第412页） 厌氧颗粒污泥技术 向敏1杨冠2 （1.兰州交通大学环境与市政工程学院甘肃兰州730070；2．兰州理工大学石油化工学院甘肃兰州730050） 【摘要】厌氧颗粒污泥技术是一种高效的厌氧废水处理技术。污泥具有良好沉降性能和高污泥浓度的特点，使反应器的容积负荷较高，能有效地处理高浓度的有机废水和难生物降解的有机物等。文章根据国内外对其的最新研究成果对厌氧颗粒污泥的形成机理、特性以及形成的主要影响因素进行了阐述。 【关键词】厌氧颗粒污泥；机理；性质；影响因素
厌氧微生物的培养驯化及成熟污泥的特征 The final edition was revised on December 14th, 2020.
厌氧消化系统试运行的一个主要任务是培养厌氧污泥，即消化污泥。厌氧活性污泥培养的主要目的是厌氧消化所需要的甲烷细菌和产酸菌，当两种菌种达到动态平衡时，有机质才会被不断地转换为甲烷气，即厌氧沼气。 （一）培菌前的准备工作 厌氧消化的启动，就是完成厌氧活性污泥的培养或甲烷菌的培养。当厌氧消化池经过满水试验和气密性试验后，便可开始甲烷菌的培养。 （二）培菌方法 污泥的厌氧消化中，甲烷细菌的培养与驯化方法主要有两种：和。 接种污泥一般取自正在运行的厌氧处理装置，尤其是城市污水处理厂的消化污泥，当液态消化污泥运输不便时，可用污水厂经机械脱水后的干污泥。在厌氧消化污泥来源缺乏的地方，可从废坑塘中取腐化的有机底泥，或以认粪、牛粪、猪粪、酒糟或初沉池底泥代替。大型污水处理厂，若同时启动所需接种量太大，可分组分别启动。 是向厌氧消化装置中投入容积为总容积的10%～30%的厌氧菌种污泥。接种污泥一般为含固率为3%～5%的湿污泥。再加入新鲜污泥至设计液面，然后通入蒸汽加热，升温速度保持1℃/h，直至达到消化温度。如污泥呈酸性，可人工加碱调整pH至～。维持消化温度，稳定一段时间（3-5d）后，污泥即可成熟。再投配新鲜污泥并转入正式运行。此法适用于小型消化池，因为对于大型消化池，要使升温速度为1℃ /h，需热量较大，锅炉供应不上。
指向厌氧消化池内逐步投入生泥，使生污泥自行逐渐转化为厌氧活性污泥的过程。该方法要使活性污泥经历一个由好氧向厌氧的转变过程，加之厌氧微生物的生长速率比好氧微生物低很多，因此培养过程很慢，一般需历时6～10个月左右，才能完成甲烷菌的培养。 或者通过加热的方法加速污泥的成熟：将每日产生的新鲜污泥投入消化池，待池内的污泥量为一定数量时，通入蒸汽。升温速度控制在1℃/h。当池内温度升到预定温度时，可减少蒸汽量，保持温度不变，并逐日投加一定数量的新鲜污泥，直至达到设计液面时停止加泥。整个成熟过程一直维持恒温，成熟时间约需30～40d。污泥成熟后，即可投配新鲜污泥并转入正式运行。 （三）培菌注意事项 厌氧消化系统的处理主要对象是活性污泥，不存在毒性问题。但是厌氧消化菌繁殖速度太慢，为加快培养启动过程，除投入接种污泥以外，还应做好厌氧污泥的加热。 厌氧消化污泥的培养，初期生污泥投加量与接种污泥的数量及培养时间有关，早期可按设计污泥量的30%～50%投加，到培养经历了60d 左右，可逐渐增加投加量。若从监测结果发现消化不正常时，应减少投泥量。 厌氧消化系统处理城市污水处理厂的活性污泥，由于活性污泥中碳、氮、磷等营养是均衡的，能够适应厌氧微生物生长繁殖的需要。因此，即使在厌氧消化污泥培养的初期也不需要和处理工业废水那样，加入营养物质。
颗粒污泥处理技术具有沉降速度快，抗有机负荷冲击能力强和去除重金属等有毒物质效果好的优点，这几年的对于厌氧颗粒污泥的研究比较普遍。目前人们初步掌握了培养颗粒污泥的基本条件，我们就相关的信息带您了解一下。 下文为您介绍一下影响颗粒污泥培育的因素： 1、基质 培养颗粒污泥首先对基质有一定的要求，一般的，在培养颗粒污泥的基质中COD：N：P=110~200：5：1.而有机废液的基质可分为偏碳水化合物类和偏蛋白质类。为了能顺利培养出颗粒污泥，对于偏碳水化合物类的污水需要添加N 和P.而对于偏蛋白质类的污水需要添加碳源（如葡萄糖等）。有学者研究表明，不添加碳源，颗粒污泥的形成较为困难可见，适当比例的碳源对促成颗粒污泥形成是必要的。 2、温度 废水中的厌氧处理主要依靠微生物的生命活动来达到处理的目的，不同微生
物的生长需要不同的温度范围。温度稍有几度的差别，就可在两类主要种群之间造成不平衡。因此，温度对颗粒污泥的培养很重要。颗粒污泥在低温（15~25℃）、中温（30~40℃）和高温（50~60℃）都有过成功的经验。一般的，高温较中温的培养时间短，但由于高温下NH3与某些化合物混合毒性会增加，因而导致其应用上受一定的限制；中温一般控制在35℃左右，在其它条件适当的情况下，经1~3个月可成功的培养出颗粒污泥。 3 、碱度 一般认为，进水水质中碱度通常应在1000mg/L（以CaCO3计）左右，而对于以碳水化合物为主的废水，进水碱度：COD >1：3是必要的。在颗粒污泥培养初期，控制出水碱度在1000mg/L（以CaCO3计）以上能成功培养出颗粒污泥。在颗粒污泥成熟后，对进水的碱度要求并不高这对降低处理成本具有积极意义。 4、pH值 厌氧处理过程中，水解产酸菌对pH值有较大的适应范围，而产甲烷菌则对
简介： 污泥厌氧消化是指污泥在无氧条件下，由兼性菌和厌氧细菌将污泥中的可生物降解的有机物分解成二氧化碳、甲烷和水等，使污泥得到稳定的过程，是污泥减量化、稳定化的常用手段之一。 机理： 污泥厌氧消化是一个多阶段的复杂过程，完成整个消化过程，需要经过三个阶段（目前公认的），即水解、酸化阶段，乙酸化阶段，甲烷化阶段。各阶段之间既相互联系又相互影响，各个阶段都有各自特色微生物群体。 水解酸化阶段： 一般水解过程发生在污泥厌氧消化初始阶段，污泥中的非水溶性高分子有机物，如碳水化合物、蛋白质、脂肪、纤维素等在微生物水解酶的作用下水解成溶解性的物质。水解后的物质在兼性菌和厌氧菌的作用下，转化成短链脂肪酸，如乙酸、丙酸、丁酸等，还有乙醇、二氧化碳。 乙酸化阶段： 在该阶段主要是乙酸菌将水解酸化产物，有机物、乙醇等转变为乙酸。该过程中乙酸菌和甲烷菌是共生的。 甲烷化阶段： 甲烷化阶段发生在污泥厌氧消化后期，在这一过程中，甲烷菌将乙酸（CH3COOH）和H2、CO2分别转化为甲烷，如下： 2CH3COOH→2CH4↑+ 2CO2↑ 4H2+CO2→CH4+ 2H2O 在整个厌氧消化过程中，由乙酸产生的甲烷约占总量的2/3，由CO2和H2转化的甲烷约占总量的1/3。 影响因素： 温度： 在污泥厌氧消化过程中，温度对有机物负荷和产气量有明显影响。根据微生物对温度的适应性，可将污泥厌氧消化分为中温（一般30~36℃）厌氧消化和高温（一般50~55℃）厌氧消化。研究表明，在污泥厌氧消化过程中，温度发生±3℃变化时，就会抑制污泥消化速度；温度发生±5℃变化时，就会突然停止产气，使有机酸发生大量积累而破坏厌氧消化。 酸碱度： 研究表明，污泥厌氧消化系统中，各种细菌在适应的酸碱度范围内，只允许在中性附件波动。微生物对pH的变化非常敏感。水解与发酵菌及产氢、产乙酸菌适应的pH范围为5.0~6.5，甲烷菌适应的pH范围为6.6~7.5。如果水解酸化和乙酸化过程的反应速度超过甲烷化过程速度，pH就会降低，从而影响产甲烷菌的生活环境，进而影响污泥厌氧消化效果，然而，由于消化液的缓冲作用，在一定范围内避免这种情况的发生。 消化液是污泥厌氧消化过程血红有机物分解而产生的，其中含有除了CO2和NH3外，还有以NH4NCO3形态的NH4+，HCO3-和H2CO3形成缓冲体系，平衡小范围的酸碱波动。如下：H+ + HCO3- ═H2CO3 有毒物质浓度： 在污泥厌氧消化中，每一种所谓有毒物质是具有促进还是抑制甲烷菌生长的作用，关键在于它们的毒阈浓度。低于毒阈浓度，对甲烷菌生长有促进作用；在毒阈浓度范围内，有中等抑制作用，随浓度逐渐增加，甲烷菌可被驯化；超过毒阈上限。则对微生物生长具有强烈的抑制作用。 污泥厌氧消化分类：
如何判断厌氧颗粒污泥的活性 摘要 进入夏季以来，厌氧颗粒污泥的采购逐渐增多。根据污泥的活性不同，有的颗粒污泥卖1200~1400元/吨，而有的只能卖到500~600元/吨；价格相差一倍多。那么如何判断污泥的活性，如何买到质量可靠的厌氧污泥呢？今天，我们就和大家来聊聊如何判断厌氧颗粒污泥活性的话题。 正文： 厌氧颗粒污泥的性能可以通过以下七个方面进行判断： 1.颜色 活性良好的厌氧颗粒污泥呈黑色，有明显光泽；活性差的污泥颜色发灰，缺 乏光泽。 良好污泥钙化污泥 2.颗粒度 活性良好的厌氧颗粒污泥粒径一般在0.5 ~ 2 mm，大小均匀。造纸厂的厌 氧污泥粒径通常会稍稍大一些。 3.弹性 用手按压厌氧污泥时，能够感受到厌氧污泥有轻微的弹性。 4.沉降速度 厌氧颗粒污泥的沉降速度应保持在50 ~150 m/h之间；若沉降速度过快，说
明污泥中的厌氧细菌比较少，钙等无机成分比较多；沉降速度过慢，在上升流速较高或者受冲击时，容易造成污泥流失。 沉降速度计算方法：在200ml的量筒中装满清水，测量液面高度为h,然后将少量的厌氧颗粒放在水面，记录污泥从液面沉降到筒底的平均时间为S，h/S 即可得到沉降速度。 5.颗粒度 颗粒污泥占厌氧污泥总量的60~70%，越高越好。 颗粒度的测量方法：取约200~500ml的厌氧污泥，静置后排出上清液，记录体积为V1，然后像“淘米”一样，反复用清水将絮状污泥洗出，留下颗粒污泥，记录体积为V2，V2/V1就是颗粒度。 6.VSS/TSS TSS和VSS分别是指单位体积的污泥中，总固体和挥发性固体的质量。 VSS/TSS通常在0.7~0.75。 VSS/TSS代表厌氧细菌在颗粒污泥中的比例，比值越高，意味着厌氧细菌的比例越高，比值高的一般可以达到0.8；比值偏低，是因为其中的惰性物质偏多，相应的活性也差一些，比值低的可以达到0.3。 7.厌氧污泥活性 厌氧污泥活性是厌氧颗粒污泥最为重要的一个指标，用厌氧污泥产甲烷活性表示，活性良好的厌氧污泥负荷可以达到0.3~0.5 KgCOD CH4 /(KgVSS.d)。 厌氧活性测试：首先是将乙酸、丙酸等按一定比例配置成底物，再添加含N、Co、Mn、B……的营养母液以维持厌氧污泥活性，再投加一定量的厌氧颗粒污泥样品后，模拟整个厌氧反应过程3~5个次，然后根据COD的去除率，产气速率得出污泥的产甲烷活性。 由于该测试比较复杂，试验精度要求高，国内仅有个别几家环保公司真正具有测试能力。 如下是测试装置的原理示意图: