污泥顆�；�是微生物自凝聚與固定化的一種形式[1]. 與普通活性污泥相比，好氧顆粒污泥(AGS)具有結(jié)構(gòu)穩(wěn)定、 沉降性能好、 微生物量大、 耐沖擊負(fù)荷和毒性等優(yōu)點(diǎn)，但AGS的培養(yǎng)過(guò)程比較復(fù)雜[2, 3, 4]. 眾多研究表明，接種污泥性質(zhì)、 有機(jī)負(fù)荷、 沉降時(shí)間、 剪切力和pH條件等都能顯著影響顆粒污泥的形成過(guò)程與最終性能[5, 6, 7, 8, 9].

　　其中，合理控制有機(jī)負(fù)荷(OLR)對(duì)于協(xié)調(diào)生物量累積與顆粒生長(zhǎng)過(guò)程至關(guān)重要. 當(dāng)進(jìn)水OLR很低時(shí)，微生物增殖速率緩慢，很難在較強(qiáng)的水力剪切環(huán)境中形成聚集體[10]. Ni等[11]利用COD 為170 mg ·L-1的低濃度生活污水，歷時(shí)300 d才培養(yǎng)出平均粒徑約0.8 mm的好氧顆粒污泥. 相反地，當(dāng)進(jìn)水OLR達(dá)到6~9 kg ·(m3 ·d)-1時(shí)，微生物快速增殖，AGS表面易形成較大厚度的松散層，使其沉降性能降低[12]. 盡管López-Palau等[13]在OLR為22.5 kg ·(m3 ·d)-1的極高負(fù)荷條件下成功實(shí)現(xiàn)了污泥顆�；�，但此時(shí)維持反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行已變得相當(dāng)困難. Long等[14]的研究表明，當(dāng)進(jìn)水OLR升至15 kg ·(m3 ·d)-1以上時(shí)，AGS內(nèi)部“厭氧核”將變得不穩(wěn)定，顆粒結(jié)構(gòu)強(qiáng)度被嚴(yán)重削弱，極易發(fā)生解體.

　　為進(jìn)一步驗(yàn)證OLR在好氧顆粒污泥培養(yǎng)過(guò)程中的特殊作用，本研究在柱形SBR反應(yīng)器中接種絮狀活性污泥，以乙酸鈉為碳源，考察了逐步提高進(jìn)水COD負(fù)荷對(duì)好氧顆粒污泥形成與穩(wěn)定過(guò)程的影響，并通過(guò)分析污泥形態(tài)、 微生物活性與EPS組成的演化規(guī)律，闡明了不同進(jìn)水OLR條件下，生物量累積與顆粒生長(zhǎng)之間的相互關(guān)系.

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行工況

　　實(shí)驗(yàn)裝置圖如圖 1所示，采用有機(jī)玻璃材質(zhì)的圓柱形SBR反應(yīng)器，其內(nèi)徑為7 cm，有效容積為3.9 L(H/D=14.28). 在反應(yīng)器底部設(shè)置曝氣裝置，控制曝氣量為2.5L ·min-1，表面上升流速約為1.1 cm ·s-1. 通過(guò)時(shí)間程序控制器設(shè)置反應(yīng)周期，單個(gè)周期為3 h. 其中，進(jìn)水5 min，反應(yīng)170 min，除應(yīng)急性排泥期間(第98~102 d)沉降時(shí)間縮短至2 min以外，正常沉降時(shí)間為5 min，其余為排水、 閑置時(shí)間，排水比為2/5. 反應(yīng)溫度控制在28~32℃.

　　圖 1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

　　1.2 接種污泥與用水

　　本研究所使用的接種污泥取自蘇州某市政污水處理廠氧化溝內(nèi)，呈灰褐色絮狀. 種泥經(jīng)24 h悶曝、 靜置濃縮后，加至SBR反應(yīng)器中，使MLSS為6.0 g ·L-1左右，其MLVSS/MLSS(F值)為0.47，SVI30約73 mL ·g-1.

　　進(jìn)水采用與劉文如等[15]相同成分的人工配水，以乙酸鈉和氯化銨分別作為碳源和氮源，用碳酸氫鈉調(diào)節(jié)堿度，pH 控制在7.8~8.0之間. 在好氧顆粒污泥的培養(yǎng)過(guò)程中，進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷逐步從0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1.

　　1.3 分析方法

　　(1)化學(xué)需氧量(COD)、 懸浮固體濃度(MLSS)、 揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)、 污泥體積指數(shù)(SVI5和SVI30)等指標(biāo)采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[16]，pH采用賽多利斯酸度計(jì)測(cè)定，溶解氧(DO)濃度采用多水質(zhì)分析儀(903P般特)測(cè)定，污泥形態(tài)通過(guò)OLYMPUS CX41型顯微鏡觀察，顆粒污泥沉降速率采用清水靜沉測(cè)速法測(cè)定.

　　(2)絮狀污泥平均直徑使用LeicaDM2500顯微鏡測(cè)定. 顆粒污泥的粒徑分布采用篩分法測(cè)定[17]，使用孔徑分別為1.6、 1.25、 0.8、 0.5和0.3 mm的分樣篩，計(jì)算截留在篩網(wǎng)上的污泥質(zhì)量百分比，通過(guò)加權(quán)平均計(jì)算平均粒徑.

　　(3)胞外聚合物(EPS)的提取與測(cè)定：污泥EPS采用甲醛-NaOH法提取[18]. 蛋白質(zhì)采用Lowry法測(cè)定，以牛血清蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[19]. 多糖采用苯酚-硫酸法測(cè)定，以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[20]. 利用污泥干重(以MLVSS計(jì))，對(duì)EPS組分含量進(jìn)行單位化，單位為mg ·g-1.

　　(4)比耗氧速率(SOUR)的測(cè)定：從反應(yīng)器中取出一定量污泥，經(jīng)超純水沖洗后在3�@300 r ·min-1下離心5 min，棄去上清液，重復(fù)以上操作3次. 隨后，將污泥裝入250 mL標(biāo)準(zhǔn)BOD瓶中，并用DO接近飽和狀態(tài)的基質(zhì)溶液充滿(mǎn)，基質(zhì)配方與張子健等[21]相同. 在密閉條件下，定期記錄DO濃度讀數(shù)變化. 利用最小二乘法擬合計(jì)算耗氧速率(OUR). 比耗氧速率(SOUR)即為OUR與MLVSS的比值，單位為mg ·(g ·h)-1.

　　(5)相關(guān)計(jì)算公式

　　在相同有機(jī)負(fù)荷條件下，污泥粒徑增長(zhǎng)速率

　　式中，Dx為第x天平均粒徑，單位mm; Dy為第y天平均粒徑，單位mm; 運(yùn)行時(shí)間為(x-y)，單位d. 2 結(jié)果與分析 2.1 顆粒污泥形成過(guò)程中性能的變化

　　在為期125 d的好氧顆粒污泥培養(yǎng)過(guò)程中，通過(guò)逐步提高進(jìn)水OLR，反應(yīng)器內(nèi)污泥量呈現(xiàn)總體上升的趨勢(shì)，見(jiàn)圖 2(a). 需要指出的是，在第90~97 d，對(duì)應(yīng)OLR為4.48 kg ·(m3 ·d)-1時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)了大量沉降性能較差的白色絮狀污泥. 為了防止絮狀污泥在基質(zhì)競(jìng)爭(zhēng)中占居優(yōu)勢(shì)，保持顆粒污泥在反應(yīng)器中的主導(dǎo)地位，需暫時(shí)縮短SBR沉降時(shí)間，進(jìn)行應(yīng)急性排泥操作. 待穩(wěn)定后，將進(jìn)水OLR提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，污泥濃度持續(xù)累積，MLSS、 MLVSS升至峰值23.9 g ·L-1和13.0 g ·L-1，分別為接種污泥的4.0倍和4.6倍.

　　圖 2 不同有機(jī)負(fù)荷條件下，污泥性狀與反應(yīng)器效能的變化過(guò)程

　　另外，反應(yīng)器在OLR為0.64 kg ·(m3 ·d)-1條件下運(yùn)行7 d后，污泥出現(xiàn)沙化，沉降性能明顯改善，SVI30由最初的86 mL ·g-1降至51 mL ·g-1，如圖 2(b)所示. 運(yùn)行至第84 d，污泥SVI30穩(wěn)定在15~20 mL ·g-1. Ma�媋s等[22]指出，SVI5/SVI30值越接近1.0意味著污泥顆粒化程度越高. 在本研究中，成熟顆粒污泥的SVI5/SVI30值約為1.1，平均沉降速率達(dá)到102 m ·h-1，在30~112 m ·h-1的文獻(xiàn)數(shù)據(jù)中處于頂尖水平[12, 23, 24].

　　由圖 2(c)可知，盡管OLR在整個(gè)培養(yǎng)過(guò)程中提高了近8倍，但污泥對(duì)COD的去除率始終呈現(xiàn)穩(wěn)步上升的趨勢(shì)，由最初的65%增至90%以上. 即使在第98~102 d的應(yīng)急性排泥階段，MLSS由19.0 g ·L-1降至6.8 g ·L-1，反應(yīng)器對(duì)COD的去除率仍維持在(93±3)%，絮狀污泥的排出并未明顯削弱SBR的除污能力. 如圖 2(d)所示，反應(yīng)器對(duì)有機(jī)物的去除負(fù)荷(ORR)與進(jìn)水OLR呈現(xiàn)良好的線性正比關(guān)系. 這意味著污泥顆粒化過(guò)程不僅使污泥形態(tài)發(fā)生了根本變化，也顯著增強(qiáng)了反應(yīng)器的除污效能. 2.2 OLR對(duì)污泥顆粒生長(zhǎng)的影響

　　圖 3給出了不同OLR條件下，污泥的粒徑分布與平均粒徑增長(zhǎng)速率. 在第11 d，污泥仍呈現(xiàn)絮狀，平均直徑僅為0.22 mm. 當(dāng)進(jìn)水OLR由0.96 kg ·(m3 ·d)-1逐步提高至2.56 kg ·(m3 ·d)-1時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)MLVSS/MLSS值由45.5%上升至65.3%，粒徑在0~0.3 mm的污泥質(zhì)量百分比由59.2%增至76.0%，而粒徑在0.5 mm以上的MLSS始終穩(wěn)定在0.5 g ·L-1左右，污泥平均粒徑的增長(zhǎng)速率為負(fù)值. 這意味著當(dāng)OLR較低時(shí)，提高進(jìn)水COD濃度有利于微生物增殖形成微小聚集體，但并不能有效促進(jìn)粒徑較大污泥的生長(zhǎng)[25]. 當(dāng)進(jìn)水OLR升至3.20 kg ·(m3 ·d)-1和3.84 kg ·(m3 ·d)-1時(shí)，污泥平均粒徑的增長(zhǎng)速率分別達(dá)到27.8 μm ·d-1和60.0 μm ·d-1，粒徑0.5 mm以上的顆粒狀污泥開(kāi)始占主導(dǎo). 然而，在更高的OLR條件下，AGS的粒徑增長(zhǎng)速率迅速放緩，平均粒徑達(dá)到1.2~1.4 mm，污泥結(jié)構(gòu)變得更加密實(shí). 在第115 d，OLR 為5.12 kg ·(m3 ·d)-1，粒徑0.5 mm以上的污泥質(zhì)量百分比為98.5%，1.6 mm以上的大顆粒質(zhì)量百分比達(dá)到22.6%.

　　圖 3 不同有機(jī)負(fù)荷條件下，污泥粒徑分布與平均粒徑的變化過(guò)程

　　在本研究中，根據(jù)污泥的性狀差異，將培養(yǎng)過(guò)程分為以下4個(gè)階段，如表 1所示.

　　表 1 污泥顆�；�過(guò)程中，各階段的污泥特性

　　在第Ⅰ、Ⅱ期，沉降性能良好的絮狀污泥相互凝聚，逐漸形成結(jié)構(gòu)密實(shí)、 形狀規(guī)則的小顆粒，如圖 4(a)~4(c)所示. 在中等OLR條件下，微生物活性(SOUR)大幅提高，生物量(MLSS)累積速率加快，污泥顆粒變得膨松且不規(guī)則，呈棉花狀，表面有明顯的絲狀菌包裹，見(jiàn)圖 4(d). Tay等[10]的研究表明，提供較高的COD濃度和足夠的水力剪切力，有助于降低AGS表面及內(nèi)部的傳質(zhì)阻力，顯著改善顆粒密實(shí)度.隨著反應(yīng)器內(nèi)MLSS的持續(xù)增長(zhǎng)，進(jìn)一步提高進(jìn)水OLR，可充分利用絲狀菌的骨架作用，形成穩(wěn)定的顆粒結(jié)構(gòu)，如圖 4(f)所示.由表 1可知，成熟顆粒污泥的沉降速率、 SOUR值分別比接種污泥提高了50倍和3倍，微生物聚集度與活性均大幅提高.

　　(a)0.64 kg ·(m3 ·d)-1;(b)1.28 kg ·(m3 ·d)-1;(c)2.56 kg ·(m3 ·d)-1;(d)3.20 kg ·(m3 ·d)-1;(e)4.48 kg ·(m3 ·d)-1;(f)5.12 kg ·(m3 ·d)-1圖 4 不同有機(jī)負(fù)荷條件下，污泥形態(tài)的顯微鏡照片

　　2.3 污泥顆�；�過(guò)程中EPS組分的變化

　　EPS是微生物實(shí)現(xiàn)自適應(yīng)與固定化的重要結(jié)構(gòu)性物質(zhì)，其中，蛋白質(zhì)(PN)與聚多糖(PS)可占到EPS總量的70%以上. 眾多研究表明，AGS的結(jié)構(gòu)性狀與PN、 PS的相對(duì)含量密切相關(guān)[26, 27, 28].

　　在污泥顆粒化過(guò)程中，胞外多聚物中PN、 PS含量的變化曲線如圖 5所示. 在本研究中，污泥EPS總量隨運(yùn)行時(shí)間呈現(xiàn)單調(diào)上升的趨勢(shì)，PN/PS值由1.53提高至3.22. 出于維持特殊結(jié)構(gòu)的需要，顆粒污泥的EPS總量通常高于絮狀污泥的水平[29,30]. 其中，PN含量的持續(xù)增加與好氧顆粒污泥MLVSS、 SOUR和平均粒徑的變化過(guò)程是一致的. 這不僅是生物量累積、 污泥活性增強(qiáng)的必然結(jié)果，也是改善顆粒表面疏水性、 促進(jìn)微生物聚集的前提條件[31].

　　圖 5 污泥顆�；�過(guò)程中，胞外聚合物中PN、PS含量的變化過(guò)程

　　相比之下，PS常被描述成一種高分子量、 強(qiáng)絡(luò)合能力的“生物膠水”. 在AGS形成過(guò)程中，PS組分的增量較小，但其通常貫穿于整個(gè)顆粒污泥中，對(duì)維持結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定非常重要[32]. Adav等[19]認(rèn)為，PS中含有大量羥基、 羧基等負(fù)電官能團(tuán)，可與Ca2+等陽(yáng)離子通過(guò)吸附、架橋作用形成網(wǎng)狀骨架，為微生物的聚集生長(zhǎng)創(chuàng)造有利條件.由圖 5可知，PS成分在反應(yīng)器運(yùn)行的前55 d內(nèi)處于緩慢上升階段，濃度值在20~30 mg ·g-1. 但在顆粒生長(zhǎng)與成熟期，PS含量出現(xiàn)了2次大幅度波動(dòng). 結(jié)合圖 2、 圖 3可知，在第73 d，PS含量增至43.7 mg ·g-1，穩(wěn)定數(shù)天后開(kāi)始減少. 此時(shí)，污泥粒徑的增長(zhǎng)速率躍升至27.8 μm ·d-1，并首次出現(xiàn)了1.25~1.6 mm的粒徑區(qū)間. 其次，在第113 d，PS含量達(dá)到峰值約63.6 mg ·g-1，隨后又逐漸降回最初的水平. 這與粒徑1.6 mm以上的污泥質(zhì)量百分比由2.1%大幅增至22.6%幾乎是同時(shí)出現(xiàn)的. Zhu等[33]在培養(yǎng)AGS的過(guò)程中也有類(lèi)似發(fā)現(xiàn)，當(dāng)SBR運(yùn)行到第40 d，伴隨著污泥濃度快速上升、 SVI30趨于穩(wěn)定，胞外聚合物中PS的含量成倍增加. 隨后，顆粒污泥逐漸成熟，部分多糖被新增的微生物所利用，PN/PS比值重新恢復(fù)至4.2左右. Franco等[34]的研究也表明，顆粒污泥與絮狀污泥的性狀差異與PS含量的高低是一致的.

　　總之，在污泥顆粒化過(guò)程中，盡管PN、PS含量具有不同的變化趨勢(shì)，但兩者對(duì)于生物量累積和顆粒生長(zhǎng)表現(xiàn)出良好的響應(yīng)關(guān)系.在后續(xù)的工作中，有必要深入研究EPS組分的指示功能，以期為完善、優(yōu)化現(xiàn)有好氧顆粒污泥的培養(yǎng)方法提供理論指導(dǎo).具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1)將SBR反應(yīng)器進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷由0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，可以有效促進(jìn)污泥的顆粒化進(jìn)程. 反應(yīng)器ORR值、 污泥平均粒徑與SOUR值的變化過(guò)程表明，污泥顆�；�不僅使污泥形態(tài)發(fā)生了根本變化，也顯著增強(qiáng)了微生物活性.

　　(2)成熟好氧顆粒污泥的MLSS、 SVI30、 平均粒徑、 沉降速率和SOUR分別達(dá)到23.9 g ·L-1、 20 mL ·g-1、 1.4 mm、 102 m ·h-1和50.2 mg ·(g ·h)-1，反應(yīng)器對(duì)COD去除率高于90%.

　　(3)在本研究中，當(dāng)進(jìn)水OLR為3.20~4.84 kg ·(m3 ·d)-1時(shí)，污泥平均粒徑的增長(zhǎng)速率最快.但在更高的OLR條件下，絮狀污泥的大量出現(xiàn)使得必須采取應(yīng)急性排泥措施，才能保持AGS在反應(yīng)器中的主導(dǎo)地位.

　　(4)在好氧顆粒污泥的培養(yǎng)過(guò)程中，胞外聚合物中PN、 PS含量的變化對(duì)生物量累積、 顆粒生長(zhǎng)表現(xiàn)出良好的響應(yīng)關(guān)系. 因此，有必要對(duì)EPS組分的指示功能開(kāi)展深入研究.(來(lái)源及作者：蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 劉小朋、王建芳、錢(qián)飛躍、王琰、陳重軍、沈耀良)