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根據在污水中的生長狀態，活性微生物分為懸浮態和附著態，分別形成污水處理中活性污泥法和生物膜法兩大工藝。活性污泥法運行穩定、處理能力大，但產污泥量大、易產生污泥膨脹。生物膜法具有占地面積小、生物量大、適應沖擊負荷能力強、污泥產量小、運行管理簡單等優點，但處理能力較小。近年來，科研人員將這兩種工藝結合起來，形成了泥膜復合處理工藝。在該工藝中，微生物同時存在懸浮態和附著態兩種形態，兩種形態的生物可發揮各自優勢，能夠高效降解污水中有機污染物。泥膜復合系統能夠增加生物量，使其達到傳統活性污泥的5~20倍；該系統的微生物多樣性更高、食物鏈更長、污泥產量更低，系統中硝化細菌生長良好，硝化能力強，可同步脫氮除磷，并且該系統污泥沉降性能好，不易產生污泥膨脹。

對泥膜復合處理工藝的研究主要集中于整體工藝的污染物去除效果和脫氮除磷性能等方面，或者孤立探索兩相微生物各自的特性。實際上，懸浮態污泥和附著態生物膜之間存在一種復雜的關系，既有競爭關系，也可能會發生轉化。復合系統內懸浮污泥絮體可附著在載體表面，逐漸增殖形成生物膜，載體表面生物膜隨著水力剪切或老化脫落為懸浮態生物膜。懸浮生物膜如何演變，是演變成活性污泥增加活性，還是老化降低泥膜系統活性？對于這個影響處理工藝的關鍵問題未見報道，值得深入探索。

雖然生物膜與活性污泥形態結構存在顯著差別，但它們都是污水處理生物系統，可以采用一些共同指標表征其特性。絮體的形態結構在一定程度上決定了傳質效率、生化反應速率、沉降性能和微生物群落結構，并最終影響廢水處理效果。生物量（MLSS）可以反映系統中處理污水的微生物量，合適的MLSS下污泥才有良好的處理效果。胞外聚合物（EPS）作為一種高分子聚合物，對絮體的穩定性、形態結構和污泥沉降性能等都有著重要的影響。因此探索懸浮生物膜演變過程中各項指標的變化，對于建立兩種工藝間的聯系、深入探究泥膜復合工藝的原理以及更好地應用泥膜復合工藝十分關鍵。

1、材料與方法

1.1 試驗填料與反應器

為便于剝離填料表面的生物膜，盡可能維持生物膜的完整形態，試驗填料選用PVC透明塑料軟管，其內徑為8mm，外徑為10mm。將塑料軟管清洗晾干后等間距（12mm）截斷為短管填料。裁剪后的短管填料用20mg/L的生理鹽水浸泡1d，取出后用蒸餾水沖洗干凈，室溫（15~30℃）下自然晾干備用。

試驗裝置主體由2根材質和尺寸相同的有機塑料玻璃柱并聯構成。反應柱直徑為12cm，高為25cm，有效容積為2.5L。反應器在室溫（15~30℃）下運行，采用空氣泵供氧，采用轉子流量計控制供氣量，維持反應器DO濃度為2.96~5.16mg/L。

1.2 試驗用水和接種污泥

在自來水中添加葡萄糖、氯化銨和磷酸二氫鉀，并補充微量元素濃縮液制成人工模擬廢水。采用磷酸緩沖溶液調節進水pH為7~8。模擬廢水基本組成如下：COD為（264.34±42.03）mg/L、NH4+-N為（24.98±5.61）mg/L、TP為（4.39±0.83）mg/L、NaCl為0.61mg/L、Ca（OH）2為0.19mg/L、MgSO4·7H2O為5.07mg/L、ZnSO4·7H2O為0.44mg/L、CuSO4·5H2O為0.39mg/L、FeCl3·6H2O為1.45mg/L、CoCl2·6H2O為0.42mg/L、MnCl2·4H2O為0.28mg/L、酵母浸膏為30mg/L。接種污泥取自馬鞍山市某污水廠曝氣池。取回的活性污泥進行悶曝（48h）后（MLSS約為4000mg/L）投加至反應器內。

1.3 試驗方法

將填料按照40%填充率投加至1#反應器內，以序批式生物膜法（SBBR）運行，反應器采用接種掛膜啟動。每天運行2個周期，每個周期包括進水（0.5h）、曝氣（10h）、沉淀（1h）、出水（0.5h）。掛膜期間換水率為50%，7d后填料表面出現污泥顆粒，將反應器換水率調整至100%，在接種掛膜40d后，填料表面可觀察到一定厚度的黃褐色生物膜，鏡檢出現輪蟲、鐘蟲等微型后生動物，對COD和NH4+-N的去除率均達到70%以上，表明生物膜培養成熟。用塑料刮片將填料表面的生物膜輕輕剝離，將剝落的生物膜斑塊投加到2#反應器內進行培養（初始MLSS約為3000mg/L），按照序批式（SBR）方式運行，換水率為50%。設置3#反應器同步培養活性污泥，將接種污泥（MLSS為3000mg/L）投加至其中，運行方式與2#反應器一致。

1.4 泥膜微觀結構分析

從2#反應器中部采集30mL泥膜混合樣，從3#反應器中部采集30mL活性污泥混勻。用切去一段槍頭的移液槍吸取25μL樣品，并在生物顯微鏡下觀察，采用配套的明美顯微數碼測量分析系統采集絮體圖像。以前人對絮體結構特征參數研究為依據，利用Image-ProPlus圖像分析軟件內置參數對純培養離體懸浮生物膜絮體結構進行定量描述。目前主要通過孔隙率（Po）、分形特征、大小等幾個方面對絮體結構進行研究。本試驗以當量直徑（Deq）、孔隙率、規則度（Re）和長徑比（AR）4個特征參數分別表征泥膜絮體的尺寸大小、密實性、規則性和伸長性。

1.5 泥膜特性分析

采用重量法測定生物量（MLSS）和揮發性懸浮生物量（MLVSS），采用MLVSS/MLSS（f）表征泥膜微生物活性。采用較為溫和的熱提取法分層提取EPS，分別對外層S-EPS、中層LB-EPS和內層TB-EPS各組分進行測定。其中，多糖（PS）和蛋白質（PN）分別采用苯酚-硫酸法和改良的Lowry法進行測定。S-EPS、LB-EPS和TB-EPS各層的蛋白質、多糖分別以S-PN、LB-PN、TB-PN和S-PS、LB-PS、TB-PS表示；總多糖、總蛋白質和總EPS分別以TolPS、Tol-PN和Tol-EPS表示。

1.6 分析項目及方法

COD、NH4+-N、TP采用《水和廢水監測分析方法》（第4版）進行測定；DO和溫度采用便攜式溶解氧儀測定；pH采用便攜式pH計測定。

2、結果與討論

2.1 懸浮生物膜微觀形態結構演變及分析

2.1.1 懸浮生物膜微觀形態結構演變

離體懸浮生物膜共培養35d，根據其形態結構以及理化特性、廢水處理效果，將培養期分為3個階段：培養前期（0~12d）、培養中期（12~23d）和培養后期（23~33d）。懸浮生物膜形態演變如圖1所示。可知，培養第1天，生物膜斑塊形態較完整，絮體表面積較大，結構比較緊密，孔隙率較低。由于水流及氣泡的沖擊作用，生物膜逐漸裂解，絮體尺寸變小，結構較之前變得松散，孔隙率增大。到第6天，懸浮生物膜裂解分散出較多的小尺寸絮體，圍繞在大絮體（生物膜斑塊）周圍，絮體孔隙率繼續升高，規則度較低，培養到第12天，絮體形態逐漸規整，內部孔隙增多。培養到第20天，絮體尺寸繼續減小，孔隙率仍處于較高水平，規則度升高，絮體形態趨同于活性污泥。第30天，絮體尺寸仍較小，絮體內部孔隙率升高，形狀規整，形態與活性污泥對照組類似，這說明離體生物膜培養一定時間后形態上演變成了活性污泥。生物膜向活性污泥的形態結構轉變，除受到水力剪切作用外，膜內微型動物活動也有一定作用。通過顯微鏡觀察絮體可以發現輪蟲等后生動物，它們的生命活動也促進了污泥絮體分解。

2.1.2 懸浮生物膜微觀形態演變分析

懸浮生物膜微觀結構參數變化如圖2所示。由圖2（a）可知，絮體當量直徑Deq在培養前中期（0~23d）隨培養時間延長不斷降低，由（514.69±175.11）μm降低至（149.69±65.10）μm。這是由于離體的懸浮生物膜從載體表面剝離，失去了穩定的生長環境，在污水中受到強烈的氣泡、水流等水力剪切作用，生物膜內附著的微型動物從絮體中游離出來，游離出來的微型動物在系統內穿透捕食，導致絮體不斷裂解，由表面積大的絮體分裂成多個小絮體。培養后期小顆粒絮體之間發生碰撞，出現了凝聚現象，絮體當量直徑Deq有所上升，但仍然處于較低水平（均值為157.70μm）。

由圖2（b）可知，絮體規則度Re在培養前中期逐漸從0.430上升至0.707，21~25d略有波動，之后又逐步上升至0.710左右。規則度Re的變化并不是獨立的，與絮體尺寸變化密切相關，隨著當量直徑的減小，絮體規則度逐漸上升。培養前期，絮體尺寸較大，裂解時產生的形變較大，因此規則度較低，中后期結構松散的絮體逐步分離，絮體形態逐漸規則，趨向近球形。

由圖2（c）可知，絮體孔隙率Po在培養前中期整體較低（均值為0.056），且呈“M”型波動變化。出現這一現象的原因是懸浮生物膜受到水力剪切和微型動物穿透捕食的作用，絮體內部區域出現孔洞導致孔隙率增大，孔洞部位結構較為松散易發生裂解，而一部分絮體裂解之后，相連部位的孔洞也隨之消失，導致絮體孔隙率減小。整個運行期間，該過程循環往復多次，大絮體也被分解成多個小絮體。培養后期孔隙率升高，培養至第33天，孔隙率達到最高值0.099。這是因為前中期分裂出的小絮體又發生碰撞凝聚，必然導致絮體之間產生孔隙，孔隙率升高。

由圖2（d）可知，絮體長徑比AR在整個培養期間一致處于小范圍波動變化狀態，前期、中期、后期均值分別為1.596±0.084、1.585±0.166和1.610±0.113。變化規律不顯著，整體處于較低水平，均值為1.597±0.134，說明絮體裂解對單個絮體的伸長性影響較小。

2.2 懸浮生物膜特性變化

2.2.1 懸浮生物膜生物量變化

懸浮生物膜生物量與揮發性生物量的動態變化如圖3所示。可知，運行期間，MLSS平均值為（5.84±1.49）mg/mL，MLVSS平均值為（5.12±1.43）mg/mL。運行前期（0~10d），MLSS由3.50mg/mL上升至4.96mg/mL，MLVSS由3.03mg/mL上升至4.21mg/mL。14~27d，MLSS波動上升至最大值7.68mg/mL，MLVSS上升至最大值6.91mg/mL。27d之后，MLSS和MLVSS均略微下降，但仍處于較高水平，平均值分別為（7.57±0.12）、（6.88±0.03）mg/mL。隨著培養時間的延長，反應器內MLSS和MLVSS基本呈逐漸上升的趨勢。這是由于生物膜脫離載體表面后，懸浮狀態使其有了更多增殖空間，絮體不斷裂解，比表面積增加，與水體接觸面積增大，提高了氧及營養物質的傳質效率，豐富的營養物質使得懸浮生物膜內的微生物不斷增殖，生物膜量不斷增長。

由圖3還發現，f值整體呈“先減后增”的趨勢。2~6d，f值從0.87降低至0.83，之后逐漸升高至0.92（32d）。培養前期懸浮生物膜絮體體積較大，導致其對水中無機物截留作用較強，f值略微下降。中后期絮體裂解，比表面積增加，提高了氧及營養物質的傳質效率，從而使懸浮生物膜活性增加。隨著生物膜在水中裂解，一部分胞外聚合物脫離細胞表面進入水體，造成污水中有機物含量升高，生物膜活性升高。因此，在泥膜系統中，從填料上脫下的生物膜不僅活性污泥化，而且還增加了活性，有利于提高污水處理效果。

2.2.2 懸浮生物膜沉降性能變化

反映懸浮生物膜沉降性能的SVI的動態變化如圖4所示。

由圖4可知，整個運行期間SVI值雖有波動，但均值總體呈上升趨勢，沉降性能變差。培養前期反應器中SVI值由42.92mL/g上升至61.62mL/g；培養中期呈“V”型變化趨勢，第17天達到中期最低值58.91mL/g；培養后期SVI值呈“先增后減”的變化趨勢，第25天上升至最高值75.62mL/g，隨后略有下降。前期、中期及后期的SVI均值依次為（54.82±8.45）、（64.37±5.84）、（72.09±3.80）mL/g。活性污泥絮體尺寸、EPS含量對污泥沉降性能均有一定程度的影響。培養前期反應器中絮體顆粒較大，沉降快。而隨著培養時間的延長，絮體當量直徑逐漸減小使得SVI值上升。培養中期隨著絮體裂解，小顆粒絮體所占比例繼續增大，因此SVI均值增大，但同時小顆粒絮體之間也發生了碰撞凝聚，因此第17天時有所下降，17~25d，由于小顆粒絮體所占比例高于碰撞凝聚的絮體所占比例，SVI值升高。培養后期，絮體規則度呈上升趨勢，絮體沉降性能變好。培養后期SVI值反映出懸浮生物膜在沉降性能上已趨同于活性污泥（一般為70~100mL/g）。

2.2.3 懸浮生物膜EPS組分變化

懸浮生物膜各層EPS及其組分含量的動態變化如圖5所示。

由圖5可知，從EPS分層情況來看，與細胞結合緊密的TB-EPS是EPS的主要組成部分，TB層>S層>LB層，與其他研究者結果相同，從培養初期到后期，TB-EPS占比由71.84%升高至95.43%，SEPS和LB-EPS占比分別從20.71%、7.45%降低至2.66%、1.90%。在絮體裂解過程中，分布于生物膜外層的S-EPS和中層LB-EPS結構疏松、流動性較強，與細胞結合的緊密程度一般，在受到水力剪切作用時會不斷流失，而與細胞結合緊密的TBEPS受外部環境影響較小。

Tol-EPS含量隨運行時間整體呈“先減后增”的趨勢。運行前期Tol-EPS由121.03mg/g迅速降至56.90mg/g，降低速率達10.69mg/（g·d）。這是因為生物膜當量直徑變小，其中的EPS脫離生物膜而進入水中，生物膜內EPS含量降低。EPS對維持細菌黏附有著重要作用，EPS大量流失，又使得絮體內部結合緊密度降低，加速了生物膜裂解分散。但分裂的細小絮體的比表面積更大、吸收更快，使得MLSS并沒有減小，而是逐漸增大。培養中期略微上升，穩定在70mg/g左右，后期逐步上升至98.19mg/g。培養后期，為保護細胞免受外界環境的干擾，維持絮體內部結構的穩定性，EPS含量增加，后期絮體孔隙率升高，DO和營養物質傳質效率也相應提高，微生物代謝活動增強，因此分泌更多的EPS。

PN和PS含量的變化規律與Tol-EPS相似，均隨運行時間的延長呈“先減后增”的趨勢。第7天時，Tol-PN含量降低至最低值45.33mg/g，中期數值上升穩定在55mg/g左右，后期升高至74.24mg/g。第7天時，Tol-PS含量降低至最低值11.57mg/g，中后期逐步上升到23.95mg/g。隨著運行時間的增加，Tol-PN/Tol-PS不斷降低（4.37降至3.10），但各層蛋白質含量均高于多糖，說明蛋白質是EPS的主要組分。

2.3 懸浮生物膜形態演變對廢水處理效果的影響

懸浮生物膜反應器對COD、NH4+-N和TP的去除情況如圖6所示。

由圖6可知，整個運行期間對COD的去除效果都比較好且穩定，平均去除率為（84.23±4.12）%。運行前期對COD的平均去除率為（84.21±5.54）%，運行中期去除效果最好，平均去除率穩定在（86.49±1.94）%，運行后期略有下降，但仍保持在較高水平。因此，懸浮生物膜絮體結構的演變對COD的去除效果影響不大。

NH4+-N和TP去除率的變化趨勢類似，整個運行期間波動幅度較大，且隨運行時間呈上升的趨勢。懸浮生物膜培養1~4d，TP去除率由7.88%迅速上升至92.78%；培養后期，NH4+-N和TP去除率分別為（89.86±13.67）%和（85.81±9.57）%。培養前期懸浮生物膜脫離了穩定的附著狀態，生物膜原來的內層也變成了外層，缺少厭氧環境，生物膜內厭氧/好氧交替的環境被打破，反硝化細菌和聚磷菌受到抑制，NH4+-N和TP去除率較低，分別為（63.23±13.88）%和（63.27±34.72）%。培養后期，雖然絮體尺寸變小，但SVI變小，沉降性變好，其EPS含量增加，說明其內部結構密實度增加，增大了厭氧環境，因此聚磷菌不斷被富集，除磷性能得到提升，NH4+-N和TP去除率逐漸升高。

2.4 懸浮生物膜演變結果

培養后期，懸浮生物膜性能與同步培養的活性污泥特征比較如圖7所示。可以看出，培養后期，演化生物膜的尺寸、規則度、長徑比等與活性污泥非常接近，懸浮生物膜與活性污泥的結構特征指標相差（-12.61±27.07）%、理化特征指標相差（17.28±15.05）%、廢水處理指標相差（-1.68±5.63）%。這表明懸浮生物膜成功地活性污泥化了，而且演變生物膜的生物量、生物活性、EPS含量及污泥沉降性能較活性污泥均有一定程度的提升。有研究表明，絮體結構對沉降性能的影響較大，體積較小、形狀規整的絮體沉降性能更好。在廢水處理性能方面，除了對COD的去除率略低外，對NH4+-N和TP的去除效果與活性污泥法的效果持平。

3、結論

①絮體當量直徑Deq在前中期不斷降低，后期略微上升；孔隙率Po在前中期整體水平較低（0.056），后期顯著上升至0.099；規則度Re在整個運行期間呈上升趨勢，絮體形狀逐漸規整，趨向于穩定的球形；長徑比AR變化無明顯規律，絮體裂解對伸長性無明顯影響。

②運行期間MLSS和MLVSS均呈波動式增長，培養后期均值分別達到（7.57±0.12）和（6.88±0.03）mg/mL。生物膜活性f值在培養期間一直處于較高水平。Tol-EPS、Tol-PS和Tol-PN的含量均呈“先減后增”的變化趨勢，TB-EPS占比隨運行時間的增加逐漸升高，各層PN含量均高于PS。SVI值波動上升，培養后期沉降性能已趨同于活性污泥。

③運行期間對COD的去除效果良好且穩定，平均去除率為（84.23±4.12）%，絮體結構演變對COD去除率的影響較小；培養前期對NH4+-N和TP的去除率較低，中后期逐漸上升，后期的平均去除率分別達到（89.86±13.67）%和（85.81±9.57）%。

④懸浮生物膜后期結構指標與活性污泥差異較小，懸浮生物膜基本完成向活性污泥的演變，MLSS及活性、沉降性能均優于常規活性污泥。脫氮除磷效果較好，但對COD的去除率較常規活性污泥略有下降。