厌氧颗粒污泥形成探讨

影响厌氧污泥颗粒化的因素, _1 q6 k& F N
厌氧污泥颗粒化是一个非常复杂的过程，受到诸多因素的影响，可以归纳为：环境因素、废水特征、接种污泥和操作因素。

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1 环境因素
1.1温度
废水的厌氧处理主要依靠水中微生物的生命活动来达到处理的目的,不同的微生物生长需要不同的温度范围,根据反应器内微生物的这一特性,通常将反应器划分为低温(16～25℃)UASB反应器、中温(30～40℃)UASB反应器、及高温(50～60℃)UASB反应器。

一般说来，稳定每增加10℃，厌氧反应速度约增加一倍。

低温下，颗粒污泥的形成需要很长的时间，而中、高温则较短。

中温条件下UASB的应用最为广泛，而高温条件主要是用在废水本身温度较高的场合，而且由于温度较高，NH3及其它一些化学物质的毒性随之增加，这给高温下厌氧颗粒污泥的形成带来了一定的障碍。

1.2 pH值及pH缓冲能力
pH值是厌氧处理的又一个重要因素。

厌氧过程中,水解菌与产酸菌对pH有较大的适应范围,而甲烷菌则对pH值比较敏感,适宜它的生长范围是6.5～7.8。

若反应器内废水pH值超过这个范围,会引起由于甲烷菌受到抑制而出现的酸积累等问题,因而甲烷菌的这一特性也就决定了反应器内反应区所应控制的pH值范围。

反应器内乙酸的形成是对pH值影响最大的一个因素。

不同特性的废水进入反应器后对pH 值的影响也不同,例如含碳水化合物的废水会引起pH值的降低,而含大量蛋白质和氨基酸的废水则会造成pH值上升。

因而,进液时废水可有不同的pH值,关键是保证进液后pH值的稳定,使废水有一定的缓冲能力,防止酸积累对甲烷菌产生毒性影响。

在操作过程中出水回流不仅在反应器启动阶段提供反应器一定的水力负荷,且由于出水碱度高于进水碱度,可增加废水的缓冲能力,减少化学物质的添加[41 ];不过,更多地是采用向废水中添加化学药品如Na2CO3、NaOH、Ca(OH)2、NaHCO3 等碱性物质,以在废水中形成碳酸氢盐缓冲系统,保证系统pH值的稳定。

但是在投加化学药品时,要充分考虑到盐类的毒性作用,投加浓度不能高于其毒性浓度。

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1.3营养物和微量元素[1]! R+ X3 C; {% e, Z% y8 u3 M
微生物的生长需要一定量的营养物和微量元素,添加营养物的数量及微量元素的种类要依据组成细胞的化学成分而定。

UASB反应器中,细菌种类可能有产酸菌、酸分解菌、产甲烷菌等几种。

不论在哪几种微生物,C、N、P都是微生物生长所不可缺少的。

一般说来,对于未酸化的废水,C∶N∶P =1 30∶5∶1 ;而对于基本上完全酸化的废水C∶N∶P =1000∶5∶1～330∶5∶1。

对于部分酸化的废水,可视具体情况根据上述数据参考而定。

除此以外,微量元素对微生物良好生长也有重要的作用。

以甲烷菌为例来说,甲烷菌需要相对高浓度的Fe、Co、Ni等,而在某些废水中不含有或含有的浓度非常低。

在此情况下,只有向废水中补充这些微量元素。

已在进水合成基质成分的试验中,添加过Fecl2•4H2O ,CuCl2 等物质[42]。

不过,具体要添加哪种微量金属溶液,还要依据进液废水的情况而定。

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2 废水特征. @1 j$ B1 R( U8 [9 z
废水特征及操作设计条件均是UASB反应器启动的影响因素。

2.1进水COD浓度
经过人们大量的研究认为,在初次启动UASB反应器时,进水COD浓度宜在500mg/L左右[43]。

若COD浓度较高,可采用出水回流进行稀释的方法。

出水中,不能含有高的不可降解的COD ,以防反应器过负荷。

随着颗粒污泥的逐渐形成,逐步提高负荷,最终实现原水进液。

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但是竺建荣等人[43]认为,进水稀释后,要最终实现原水或高浓度水的处理,需一定的调整时间,有时会因浓度高低相差太多而造成颗粒污泥特性的改变或恶化。

若采用原水或高浓度水直接培养颗粒污泥,只要操作适当,就可解决这一问题,这一点非常有研究前景的。

2.2悬浮物" B, s5 M" K0 H; i& e2 C1 Q
废水中的悬浮物会造成污泥产甲烷活性的降低,阻碍有机物的降解,引起污泥流失,降低污泥颗粒化的速度,甚至根本不能形成颗粒污泥。

UASB反应器较其他高速厌氧反应器有令人满意的悬浮物去除效果。

当悬浮物低于300mg/L时[1],不会对反应器的初次启动有太大的不利影响,这也是UASB反应器较其他反应器优越的特征之一。

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对于高浓度的悬浮物,可在反应器前增加预处理装置,如沉淀池等,通过絮凝、混凝等方式予以去除。

若悬浮物是可生物降解的,则不必对其进行预处理。

2.3毒性化合物的存在
对废水特征进行分析时,还必须充分考虑废水中是否存在毒性化合物或在降解过程中可能转化为毒性化合物的物质。

这些物质的存在对敏感的甲烷菌有不利影响,抑制微生物的活性,阻碍污泥颗粒化。

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一般说来,毒性物质分为无机毒性物质(如氨、无机硫化物、盐及重金属等)、有机毒性物质以及生物异型化合物。

这些物质根据存在浓度、存在形态及环境因素如pH值的不同而显示不同的毒性作用。

例如,接种污泥中高的硫酸盐会造成低的产甲烷量[44],氨的毒性则体现在游离氨的毒性上,pH为7时,游离氨仅为总氨氮的1%,而pH为8时,游离氨的比例可上升10倍。

此外,当氨的浓度被稀释至低于抑制浓度时,则毒性消失,具有可逆性。

所有这些特点在用UASB反应器处理含蛋白质或氨基酸的废水时,要充分考虑。

可采用对废水稀释或对污泥进行驯化来消除毒性,保证反应器的启动成功。

3 接种污泥
UASB的处理能力主要取决于两个参数：反应器内保存的生物体数量和残留生物体的比活性,因而反应器的启动快慢很大程度上决定于接种污泥的性质。

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,寻找合适的种泥便成了能否启动成功的关键之一。

厌氧消化污泥或粪便可优先考虑,陆正禹等[45]在常温下启动UASB处理啤酒废水时发现,好氧污泥也可作为厌氧反应器的接种污泥,但反应器的运行稳定性和抗冲击负荷的能力不足,随着运行时间的延长可以达到厌氧污泥接种的水平,但驯化时间远远长于厌氧污泥接种的情况。

不同的厌氧污泥同样对反应器的启动具有一定的影响,Fang等[46]分别利用絮状消化污泥,正常运行的UASB颗粒污泥及碎裂的颗粒污泥接种,发现虽然三个反应器经过110天后都能形成颗粒污泥,但用絮状污泥接种的厌氧反应器启动时间明显长于后两者。

利用UASB处理有毒有机废水时,对消化污泥进行短期的人工培养,可以有效地缩短启动时间[47]。

Lepisto[48]等在一项研究中发现,利用中温颗状污泥接种,经28ｄ可以得到稳定的亚甲基源与60 %以上的COD去除率。

厌氧微生物的生长率比好氧微生物要低得多,因此在启动厌氧反应器时,有足够的接种量要比好氧系统更重要。

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/m3。

高温型UASB反应器最佳接种量在6～15 kgVSS/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。

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4 操作因素
操作因素主要是水力负荷和污泥负荷。

研究表明[49]，厌氧污泥在颗粒化过程中，一定的上升流速和气流搅拌对颗粒污泥的形成影响十分明显。

在污泥颗粒化过程中,亚核形成阶段和
亚核增长阶段是关键性阶段。

流体动量传递效应是颗粒化过程的必要条件。

UASB启动期,依重力沉降形成的絮状污泥层的流通性能不良,污泥床易形成沟流或柱塞式整体上浮,影响亚核的形成。

因此布水均匀性和最低流速的控制十分重要。

另外，在启动时,污泥负荷不应太高。

在以VFA混合物进液时,以消化污泥为接种污泥的实验中,反应器启动负荷由0.5～1.5kgCOD/(m3．d)或污泥负荷由0.05～0.1 kgCOD/(m3．d)开始。

水流与产气选择性地洗出细小的颗粒污泥或絮状污泥,这也是污泥颗粒化的一个关键的因素。

因此,此时洗出的污泥因降解性能差而不再回流至反应器。

但是要注意的是,洗出的污泥量不能太多,否则会因负荷过高而导致反应器内酸积累,系统运行不稳定。

当可降解COD被去除80%后,再逐步提高负荷。

若以VFA混合液进液,对于含碳水化合物的溶解性废水,污泥负荷达到0.3 kgCOD/(m3．d)就会出现颗粒污泥,而以蛋白质为主的有机负荷,当污泥负荷达到0 .67 kgCOD/(m3．d)时才会出现颗粒污泥。

颗粒污泥出现后,可逐渐加大水力负荷,减少水力停留时间,以促进颗粒污泥的快速形成,缩短启动时间。

厌氧污泥颗粒化机制# P( q5 {. h; R- d* W/ o( V
目前，厌氧颗粒污泥形成机制的研究主要从两个方面来进行，一是通过比较培养颗粒污泥的不同工艺条件和过程，提出厌氧颗粒污泥的可能形成机制；二是通过研究不同工艺条件和过程培养得到的厌氧颗粒污泥的性能，推测厌氧颗粒污泥的可能形成机制。

具体来说，有以下几种不同的学说。

1 无机物作用说6 A+ K. V) t$ `+ E
持这种机制学说的研究者认为：颗粒污泥的形成，无机物（包括、Ca（PO4）2、CaCO3、FeS、SiO2等化合物和金属离子）在其中起着主要作用。

具体说来有如下几种作用方式：9 h( g
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1.1中和作用c- U3 D& ^2 C7 S* |, ]6 M
Forste[26]r等人认为，由于钙和硅带正电，被吸附在带负电的细胞表面，中和了电荷，使细菌表面的电荷减少形成疏水性，从而使细菌凝聚在一起。

1.2 惰性物作用" p; p! W' ~1 I: j5 ~
Dubourguier[27]等发现FeS被牢固吸附在M.soehngenii细菌的鞘上，由于FeS与水相比有较高的表面张力和Methanothrix sp.具有易于附着于各种惰性表面的疏水性，基于大量Methanothrix sp.的存在是大多数颗粒污泥的共性，因此，FeS可能有助于稳定颗粒中的菌团，从而对颗粒污泥的稳定具有一定的作用。

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1.3 增强颗粒污泥的稳定性3 O3 L. w0 A# u0 `/ O( v7 ^
Grotenhuis[28]等人用EGTA络合颗粒污泥中钙离子，通过测定络合前后颗粒污泥的强度，得出结论，钙离子对颗粒污泥的稳定性有重要作用。

此外，在UASB反应器中用Ca（OH）2代替NaCO3,也发现形成的颗粒污泥稳定性好一些。

陈坚等人[29]的研究发现，在产酸和产甲烷颗粒污泥中，Si对颗粒的稳定性，强度等方面的作用程度要强于Ca，而且Si和Ca可以多种化合物的形式存在。

1.4 加速颗粒化过程& G2 e. k- ~0 a$ O1 P$ Y
Mahoney[30]等人在研究钙离子对微生物凝聚作用时，发现加钙离子形成的颗粒污泥沉降性能好，并且加钙离子可加快反应器的启动。

但Lettinga曾认为大量的CaCO3会覆盖在颗粒的外表面，除活性损失外，还增大颗粒的密度，使反应器底部污泥浓度过高不利于废水与污泥的接触。

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1.5 絮凝作用
王宝贞[31]等人发现加入絮凝剂Al2(SO4)3和ZnSO4有利于颗粒污泥的形成，于是认为颗粒污泥的形成可能与无机物的絮凝作用有关。

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2 粘液说" c" b$ C) k; ^2 @8 R5 p* h/ }# r
持这种机制学说的研究者主要依据是：借助于透视和扫描电子显微镜，可以发现颗粒污泥中某些细菌，如产甲烷八叠球菌和某些杆菌会分泌出一层薄薄的粘液层，即胞外多聚物（Extracellular Polymers, 简称ECP），从而推测其在颗粒污泥的形成中有着重要的作用。

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胞外多聚物以荚膜或胞外粘液形式积累，已被普遍认为与菌体附着和絮凝过程有关。

已有研究表明，ECP可在共生细胞间提供形成各种键，如多糖－蛋白质特殊连接键、氢键、极性键等的条件。

在生物膜的形成和稳定过程中ECP具有的重要作用多有报导。

因此，ECP在颗粒化过程中起着重要作用的观点得到了许多研究者的认同。

一般认为ECP的作用在于其累积在单个细胞壁上，使细菌可附着于其它物质表面或者相互粘合而形成颗粒污泥，但也有研究者发现ECP的作用与其所带电荷有关。

据文献报导[32、33] 以占污泥干重计，ECP的含量一般在1%~3.5%，有些学者认为，如果ECP是以脂类多糖的形式存在并有特殊的连接方式，这么少的量已经足以使微生物群体在颗粒中保持稳定[34]。

3 包埋说; X% R/ l& a/ ?" J8 W( R, O
吴唯民发现[35]，在一定的污泥负荷条件下，颗粒污泥中的产甲烷八叠球菌，会迅速形成包囊体，包入丝状菌和无机惰性物质构成密实的颗粒污泥。

但是大多数研究者并未观察到包囊体的存在。

4 选择压作用说9 f3 B. T- l' k4 U8 S
该学说主要是从工艺学角度来考虑。

所谓选择压，是指在UASB反应器中由上升的液体和气流形成的冲击作用。

有两种不同提法如下：
4.1自身凝聚说5 n7 B) Q% d( x; L
Zoutberg[36]等人对牛瘤胃细菌进行纯培养，得到了颗粒污泥。

他们认为只要在适当条件下，如高的水力负荷下，未自身凝聚的细菌会自然被冲出，而有些菌体可通过自身凝聚作用形成较大的聚集体存留在反应器中，由此形成颗粒污泥。

他们还对培养得到的颗粒污泥进行了电镜观察，未发现有ECP的存在，从而推测是自身凝聚的结果。

但他们并未指出此种自身凝聚是什么因素作用的结果，也未论及细菌，如产甲烷菌是否也有此种自身凝聚作用。

其普遍性有待进一步论证。

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4.2 网络说6 ~1 R; J' }" f" L" v0 O
Lettinga以及其他持网络学说的研究者认为，甲烷丝状菌（Methanothirix）具有极强的附着能力，在通过适当的控制工艺条件使之成为优势菌之后，其在重力、水流以及逸出的气体造成的扰动力作用下可相互缠绕形成网络结构，如此将其它杆菌、球菌及一些无机化合物网络于其中，形成颗粒污泥。

R" b" t9 r% h9 \" Z/ W7 h
该学说重点强调丝状菌的作用。

事实上甲烷丝状菌的作用已得到许多研究者的认可和证实[28、34]。

Foster[26]等人发现甲烷丝状菌几乎存在于所有的颗粒污泥中，并由此推测，这种丝状菌的大量存在可能是成熟颗粒污泥的基本特征。

但是也有研究者在培养颗粒污泥过程中并未发现有甲烷丝状菌的存在。

比如在产酸颗粒污泥，在对甲烷八叠球菌的纯培养形成的颗粒污泥中都未发现丝状菌。

5 分段作用说8 C" H5 c+ H3 @
该学说认为，颗粒污泥的形成主要分两个阶段，首先是内核的形成，然后是在内核基础上颗粒的成长。

Macleod[37]等人认为内核的形成主要是Methanothrix 作用。

根据电镜观察到颗粒污泥中各菌群呈有规律的分层分布，Macleod等得出结论，Methanothrix相互聚集在一起形成内核，具有一定的框架作用，从而使为Methanothrix提供乙酸基质的产乙酸菌以及氢消耗菌附着在其上，最后是发酵性细菌（产酸菌及其它氢消耗菌）在外围生长，由此形成颗粒污泥。

Morgan 等也有类似的模型。

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陈坚[38]等人在研究中提出，内核的形成是在适宜的动力学环境条件下，通过M.sarcina分泌胞外多聚物自身成簇和M.thrix插入团簇中或附着在其表面这两个过程。

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6 二次核说
该学说从比较宏观的角度，提出了颗粒污泥的具体生长周期。

一旦在适宜的条件下出现部分颗粒污泥，随着颗粒的生长，粒径增大，内部的微生物会因营养不足而死亡，致使颗粒污泥的强度减弱，这样在水流剪切力作用下颗粒将破裂，破裂后的污泥碎片可作为新的二次核，从新形成颗粒污泥。

二次核的产生保证了颗粒污泥的大量增加。

Grotenhuis[39]等人分别用高浓度和低浓度基质培养颗粒污泥，发现前者形成的颗粒粒径较大，而后者形成的颗粒粒径较小，从而提出了下列模型
颗粒化可能途径
Beeftink[40]采用砂粒的方法培养得到了颗粒污泥，但在做颗粒污泥的TEM切片时，未发现有砂粒存在于颗粒中，因而认为，砂粒在颗粒污泥的形成过程中起来核的作用，随着颗粒污泥的长大会脱离出来，作为形成新颗粒的二次核，如此循环，使得颗粒污泥迅速出现。

据此提出了模型（图9）。

图9 颗粒化途径示意图
因此，二次核说可合理解释：(1)在接种污泥中加入少量的颗粒污泥可加速颗粒化进程；(2)颗粒污泥的不同生长阶段其内部菌体的分布是不一样的。

促进厌氧污泥颗粒化的手段
目前，促进厌氧污泥颗粒化的手段主要有以下几个：补充二价金属离子；投加惰性物质；投加絮凝剂。

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1 二价金属离子对厌氧污泥颗粒化的促进作用
1.1 Mg2+的影响
Mg2+是厌氧颗粒污泥灰分中的重要组分,约占3%～4%[50]。

Ca2+、Mg2+、Fe2+等可能以碳酸盐、磷酸盐、硅酸盐或硫化物的形式存在于颗粒污泥中[51]。

在UASB中, Mg2+除了具有二价金属离子的共性外,还参与甲烷菌的能量代谢过程,可以促进其生化反应的进程,从而加速甲烷的产生。

Blaylock等研究厌氧污泥中的巴氏甲烷八叠球菌的甲基转移过程发现, Mg2+参与了催化以甲醇为甲基供体和以维生素B12为甲基受体合成甲基维生素B12 的过程,而后者是合成甲烷的重要前体物之一(对其他甲烷菌可能也有类似作用),但是当Mg2+浓度低时不能起到催化和促进作用。

Schmidt等人发现Mg2+会影响高温厌氧污泥的微生物特征,即Mg2+会影响污泥中各种微生物的相对数量,改变其中的优势菌。

当Mg2+缺乏时Methanosarcina thermophila TM -1 (TM -1型嗜热甲烷八叠球菌)十分稀少；当Mg2+浓度增加时该菌的数量也增加；当Mg2+达到30mmol/L ,另外一些菌种也会受到影响[52]。

当合成废水中添加0.2 mmol/L的Mg2+、0.34 mmol/L的Ca2+和一些微量元素时能够改善中温UASB反应器的运行和加速厌氧污泥的颗粒化。

在进水中保持适量的Mg2+能改善UASB中高温厌氧污泥的沉降性能、减少被洗出反应器的污泥量,当Mg2+为0.5～10 mmol/L时，UASB的运行较好,缺乏Mg2+时乙酸的转化速率会明显降低,而过量的Mg2+会导致颗粒污泥的破碎、解聚。

Mg2+对UASB中、高温厌氧污泥的产甲烷活性的促进作用不是很明显[53]。

研究还发现4.1mmol/L的Mg2+比0.4 mmol/L更能增加厌氧污泥的沉降性能[52]。

Ahring等所作的研究表明,接种污泥形成颗粒污泥需要一个临界Mg2+离子浓度,其对颗粒污泥的结构和大小的影响很大。

当Mg2+浓度从1 2ｍｇ/Ｌ降到0时颗粒污泥变得疏松,而且颗粒污泥中优势菌种由甲烷八叠球菌属转化成丝状甲烷菌属。

在UASB反应器中诱使污泥颗粒化的尝试中逐渐增加Mg2+浓度,结果乙酸
盐转化率增加,不久第一批颗粒污泥形成,该颗粒污泥主要是由甲烷八叠球菌构成,其乙酸降解速率相当高[4～7ｇCOD/ (gVSS．d)][8]。

1.2 Ca2+的影响1 `9 u9 z3 Q8 R3 N* d, {( G% M
在厌氧颗粒污泥中含大量Ca元素,颗粒污泥中的Ca2+可与代谢过程中产生的CO2 生成CaCO3 沉淀,增加颗粒污泥的密度,改善污泥的沉降性能[51]。

Grotenhuis等人用EGT络合颗粒污泥中的Ca2+通过测定络合前后颗粒污泥的强度发现Ca2+对颗粒污泥的稳定性有重要作用[54]。

另外在UASB中用Ca(OH)2 代替Na2CO3 可以提高颗粒污泥的稳定性,但当Ca2+浓度过高时会形成过量的CaCO3，CaCO3 附在颗粒污泥上会降低颗粒污泥的活性,不利于废水与污泥的有效接触以及进行物质与能量的交换[55]。

Mahoney等人在研究Ca2+对微生物凝聚作用时,发现加Ca2+形成的颗粒污泥沉降性能好,并可加快反应器的启动。

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对UASB的运行来说,适宜的Ca2+浓度为80～150 mg/L。

当Ca2+浓度过高时颗粒污泥的活性会降低。

G.Lettinga等发现当Ca2+高达600mg/L时UASB对COD去除率可高达98%[56]。

有研究表明,当Ca2+浓度达到3.75mmol/L时可明显促进UASB中污泥的颗粒化。

加入80 mg/L的Ca2+可以提前使颗粒污泥出现,并且形成的颗粒污泥被多聚体膜覆盖,生物相以球菌、杆菌为主。

进水中Ca2+、Mg2+离子浓度不同时,降解乙酸的Mehanosarcina(甲烷八叠球菌)的形态发生变化,进而使整个UASB反应器的运行改变。

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1.3 Fe2+的影响8 ]2 a& U/ W# G! U) C# y1 H
与Ca、Mg相似,Fe也是厌氧颗粒污泥中含量高的元素,Fe主要以FeS的形式存在于厌氧颗粒污泥中。

Fe是催化许多厌氧反应酶的重要组分[56、41]。

厌氧颗粒污泥的黑色主要就是由于FeS之类硫化物沉淀存在的缘故[57]。

Dolfing等报道过厌氧污泥灰分的30%为FeS ,FeS 可能沉淀到微量亲脂性的细菌表面,据称FeS所具有的较高表面张力和细菌的亲脂性可起到稳定细菌团粒的作用。

G.Lettinga等发现FeS被牢固吸附在M.Soehngenii(索氏甲烷杆菌)的鞘上,由于FeS与水相比有较高的表面张力和Methanthix sp.(甲烷丝菌属)具有易于附着于各种惰性表面的疏水性,因而FeS可能有助于稳定厌氧颗粒污泥中的菌团,从而对颗粒污泥结构的稳定具有一定作用[58]。

在巴氏甲烷八叠球菌的甲基转移过程中,酶催化反应的成分中除了Mg2+外,还有铁氧还原蛋白及其他一些物质。

就对甲烷菌的营养激活作用而言,Speece对甲烷菌所需的营养给出如下顺序：N、S、P、Fe、Co、Ni、Mo、VB2 、VB12[59]。

可以看出,Fe是甲烷菌所需的重要无机营养。

Hoban和Vanden Bery等报道在进水中投加Fe2+后甲烷菌的乙酸利用速率可大大提高,最佳可溶性Fe 的投量为0.2～2mmol/L[1 4]。

Takashima和Speece等研究发现将FeCl2 直接投入反应器(以防止在进水中被沉淀)后,反应器内甲烷菌的优势菌地位发生变化,而乙酸利用速率提高了3～5倍[59]。

目前,许多研究都是同时对Fe2+、Co2+和Ni2+进行的。

例如,Shen等报道Fe2+、Co2+和Ni2+对UASB反应器中颗粒污泥的形成起着重要作用[59]。

王长辉研究微量元素在厌氧生化处理中的应用时发现,Fe2+、Zn2+、Co2+和Ni2+对厌氧微生物生长有促进作用,适量添加这些离子可大大缩短UASB反应器中厌氧污泥颗粒化的时间[60]。

李亚新等报道加入微量Fe2+、Co2+和Ni2+能有效缩短厌氧消化时间、提高基质降解速率和产气速率[61]。

另外他们还报道了厌氧消化过程中Fe、Co、Ni对NH4+-N存在拮抗作用,并且NH4+-N浓度越高,Fe、Co和Ni对其毒性的拮抗作用越明显。

H.Q.Yu等研究发现,300～450mg/L的Fe2+能够加速UASB反应器中污泥的颗粒化。

当进水Fe2+增加时污泥颗粒的活性降低,即高浓度Fe2+对污泥颗粒活性存在一定的毒性[62]。

Hoban和Vanden Berg报道在利用乙酸的甲烷培养物中加入Fe2+会显著增加乙酸盐转化为甲烷的速率。

据报道,溶解性Fe2+的最佳浓度为10～100mg/L ,但Speece的研究结果表明对Fe2+的需要量仅为该值的1/10。

1.4其他二价金属离子的影响
与Ca2+、Mg2+和Fe2+等不同,其他二价金属离子在厌氧颗粒污泥灰分中含量很少,而且在不同条件下形成的厌氧颗粒污泥其含量也不同。

例如Z .I.Bhatti等在他们所研究的厌氧颗粒污泥中,Mn为0.5mg/L、Cu为0.3mg/L ,而Ni和Co等几乎难以
测出[63]。

试验表明,营养物不足时,Fe2+、Co2+、Ni2+ 和Wo2+等二价金属离子对启动时间的长短有一定影响,因为这些元素成分是甲烷菌生长所必需的[64]。

R.E.speece认为Fe2+、Co2+、Ni2+、Wo2+、Zn2+和Mn2+等二价金属离子对甲烷菌的代谢过程有激活作用[8]。

Ni2+对甲烷菌是必要的微量金属离子,是细菌尿素酶的重要成分[1 4]。

Dichkert等研究发现,当培养甲烷菌的培养基中酵母抽提物(其中含有Ni2+)浓度大为减少时,只有补充了Ni2+甲烷菌才能保持良好的生长状态,尚未发现有其他金属离子可代替Ni2+。

估计对于不同的甲烷菌,1克细胞干重所需Ni2+的最大量为250～1100mmol/L。

Scherer和Sahu也报道说Ni2+的存在对M.barkeri的最佳生长十分重要[59]。

王长辉报道Zn2+、Co2+和Ni2+对厌氧污泥活性都有一定提高作用,并可促进厌氧发酵过程[60]。

虽然在厌氧颗粒污泥中存在一定量的Cu2+,但研究发现添加CuSO4形式的Cu2+不但不能提高厌氧颗粒污泥的产甲烷活性,反而产生较强的抑制作用,这可能是因为Cu是重金属的缘故。

Murray和Van Berg报道在厌氧生物滤池中加入100nmol/LNi2+和50nmol/LCo2+时乙酸转化为甲烷的速率会提高,处理食品工业废水时由于补充了这些微量金属元素使甲烷产量提高了42 %,HRT也缩短了,据此推测在UASB反应器中也有相似现象。

4 R1 z# u6 ` H& _* n; Z
2 投加惰性物质
根据二次核理论，如果在UASB启动时加入一定量的细微颗粒，此颗粒可起到“晶核”的作用，有助于厌氧微生物在颗粒上的吸附，从而能加快细菌聚集的速度，促进厌氧污泥颗粒化。

近来,惰性载体在颗粒污泥形成中的作用日益受到人们的重视,如向接种污泥中投加粒状活性碳[65,66]、砂粒[66]、高炉粒状炉渣[67]等,可促进颗粒污泥形成。

周律[65]等对颗粒活性炭对加快UASB反应器内颗粒化进程的研究中发现：
1）在启动UASB反应器的过程中投加颗粒活性炭,具有明显加速污泥颗粒化进程、缩短启动时间的强化作用。

2）在相同的试验条件下,投加颗粒活性炭的反应器其颗粒污泥的出现时间仅为不投加颗粒活性炭反应器的一半左右,而且颗粒污泥的粒径也大。

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3)在试验运行期间,投加颗粒活性炭反应器的最大有机容积负荷为不投加颗粒活性炭反应器的1.6倍。

4)纵观整个运行参数,投加颗粒活性炭反应器的稳定性和耐水力冲击负荷性优于不投加颗粒活性炭反应器,而且缩短了水力停留时间。

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5）启动初期,活性炭颗粒起到了“晶核”作用,但运行后期似乎作用不明显。

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3 投加聚合物、絮凝剂[68、69、70、71、72、73、74]
由絮状污泥向颗粒污泥的发展过程中，其中一个重要的条件是提供一个内核或者增强菌体的吸附力。

天然的与人工合成的絮凝剂已经得到广泛应用。

向类似UASB的厌氧反应器中投加絮凝剂，可以使颗粒化速率提高为原来的2.5倍。

絮凝剂可以起到类似ECP的作用，它们在细胞，菌体之间架桥，从而促进原始内核的形成，这是厌氧污泥颗粒化的第一步。

在絮凝剂促进厌氧污泥颗粒化的过程中，其作用机制有以下两个：1）投加絮凝剂后，可以改变细菌表面特性，进而影响到细胞之间的作用。

2)絮凝剂自身构成一个稳定的、固态的三维网络，细菌吸附在该网络上不断繁殖。

如果将细颗粒惰性物质与絮凝剂混合使用，将起到更为明显的效果。

吴允在UASB启动的。