唐朝春++葉鑫++劉名

摘要：在3個(gè)間歇式活性污泥處理系統(tǒng)（SBR反應(yīng)器）R1、R2、R3（進(jìn)水中C/N值分別為5、10、30）內(nèi)，研究不同進(jìn)水C/N值條件下硝化好氧顆粒污泥的形成過程，重點(diǎn)探究不同C/N值對污泥顆粒化過程中Zeta電位與胞外多聚物（EPS）的影響，以及各感應(yīng)器內(nèi)有機(jī)污染物的去除情況。結(jié)果表明，經(jīng)過35 d培養(yǎng)，污泥形成顆粒，所得好氧顆粒污泥的顏色接近橙黃色。不同C/N值對所培養(yǎng)顆粒污泥的粒徑具有影響，C/N 值越小，則大顆粒越多，沉降性能越差。C/N 值的大小影響顆粒污泥蛋白質(zhì)（PN）含量與多糖（PS）含量的比值，進(jìn)而影響顆粒的密實(shí)性，C/N值越小則PN/PS值越小，產(chǎn)生的PS越多。R1、R2、R3的氨態(tài)氮去除率分別為94.9%、72.3%、43.61%，對化學(xué)需氧量的去除率分別為96%、98%、85%，對總磷的去除率可達(dá)80%～90%。

關(guān)鍵詞：好氧顆粒污泥；間歇式活性污泥處理系統(tǒng)；Zeta電位；胞外多聚物；去除率；生長特性

中圖分類號(hào)： X703文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A文章編號(hào)：1002-1302（2016）05-0428-03

好氧顆粒污泥是一類微生物通過自聚集形成的微生物聚集體。與普通活性污泥相比，好氧顆粒污泥具有結(jié)構(gòu)密實(shí)、抗沖擊負(fù)荷強(qiáng)、沉降性能優(yōu)良等優(yōu)點(diǎn)，目前已成為排放污水處理的研究熱點(diǎn)[1]。采用好氧顆粒污泥處理污廢水的效果較好，是因?yàn)槠鋬?nèi)部微生物種群具有多樣性，從而具有多種代謝活性。胞外多聚物（EPS）對菌群的生長與優(yōu)勢競爭具有重要作用[2]。好氧顆粒污泥胞外聚合物（EPS）是好氧顆粒污泥的重要成分，普遍存在于顆粒表面，并使污泥形成了規(guī)則外形，從而使微生物聚集顆粒保持穩(wěn)定并進(jìn)一步形成微生物聚集體[3]。Chen等在間歇式活性污泥處理系統(tǒng)（SBR）中采用含有500 mg/L苯酚的合成廢水成功培養(yǎng)出好氧顆粒污泥，并通過多色熒光原位雜交技術(shù)檢測剛接種的新鮮污泥與培養(yǎng)成熟的顆粒污泥的內(nèi)部結(jié)構(gòu)[4-6]。熒光染色和CLSM均表明，微生物自凝聚是顆粒污泥形成的最初步驟。聚合在一起的微生物在附著點(diǎn)分泌EPS，增殖使得污泥生長，最終形成顆粒污泥。通過觀測SBR運(yùn)行過程中不同C/N值下培育出的好氧顆粒污泥，探究C/N值為5、10、30時(shí)污泥顆粒化過程中Zeta電位的變化，以及Zeta電位與EPS的相互聯(lián)系。

1材料與方法

1.1試驗(yàn)裝置

SBR反應(yīng)器的每個(gè)運(yùn)行周期約為4 h，根據(jù)進(jìn)出水時(shí)間、曝氣時(shí)間、沉降時(shí)間均分為3個(gè)階段：第1階段，進(jìn)出水時(shí)間 3 min、曝氣時(shí)間3.6 h、沉降時(shí)間15 min；第2階段，進(jìn)出水時(shí)間3 min、曝氣時(shí)間3.6 h、沉降時(shí)間9 min；第3階段，進(jìn)出水時(shí)間3 min、曝氣時(shí)間3.8 h、沉降時(shí)間3 min。在整個(gè)運(yùn)行過程中，SBR反應(yīng)器由時(shí)間繼電器自動(dòng)控制，溫度由溫控儀、電熱帶共同控制在（20±1） ℃。

試驗(yàn)采用自制SBR生物反應(yīng)器（圖1），反應(yīng)器總高 100 cm、內(nèi)徑7 cm、有效容積2 L，排水口位于距反應(yīng)器底部26 cm處，排水量為1 L，排水比為50%。反應(yīng)器底部設(shè)有曝氣頭，由空氣泵供氣，并采用轉(zhuǎn)子流量計(jì)將曝氣量控制在 0.1～0.3 m3/h （相當(dāng)于表面氣速2.17 cm/s）。人工模擬廢水裝入配水箱，由小型抽水泵抽吸并從上部進(jìn)水口打入SBR反應(yīng)器。排水口位于反應(yīng)器中間，由電磁閥控制排水。

1.2接種污泥和進(jìn)水水質(zhì)

反應(yīng)器接種污泥取自華東交通大學(xué)污水廠MBR反應(yīng)器曝氣池內(nèi)的普通絮狀污泥，接種體積為1 L，占反應(yīng)器容積的1/2，接種污泥的質(zhì)量濃度MLSS為2.64 g/L，SVI30=52.51 mL/g。接種污泥完全呈絮狀，無顆粒污泥。進(jìn)水組分見表1，以三水乙酸鈉含量（1 700 mg/L）作為COD（800 mg/L），進(jìn)水溶液微量元素取1 mL/L，投加111 mg/L CaCl2（即40 mg/L Ca2+）、406 mg/L MgSO4·7H2O（即40 mg/L Mg2+）。R1、R2、R3內(nèi)的C ∶N ∶P值分別按照 100 ∶5 ∶1、100 ∶10 ∶1、100 ∶30 ∶1比例配制人工廢水。

1.3試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.3.1污泥Zeta電位的測定分別取R1、R2、R3的SBR反應(yīng)器下水位的混合液，以3 000 r/min離心5 min，棄去上清液，再加入與原溶液同體積的去離子水，混合后采用Zeta電位儀對樣品進(jìn)行3次Zeta電位的平行測定，測定結(jié)果取平均值[7]。

1.3.2EPS的提取與測定EPS含量采用熱提取法測定[8]，多糖（PS）含量采用蒽酮-硫酸法測定[9]，蛋白質(zhì)（PN）含量采用考馬斯亮藍(lán)法測定[10]。

2結(jié)果與分析

2.1好氧顆粒污泥的Zeta電位與EPS的變化

由圖2可知，R1、R2、R3在整個(gè)好氧顆粒培養(yǎng)過程中，微生物分泌大量的胞外多聚物（EPS），成熟顆粒污泥的EPS總含量由接種時(shí)的53.27 mg/g MLSS分別增加至312.24、282.42、337.60 mg/g MLSS，各反應(yīng)器內(nèi)成熟好氧顆粒污泥EPS總含量的差異不大。隨著營養(yǎng)負(fù)荷的增加，污泥胞外蛋白（PN）增長迅速，而胞外多糖（PS）含量的增幅不明顯[11]。

在進(jìn)水C/N值為5的條件下，形成的顆粒污泥PN含量從24.16 mg/g MLSS明顯增加至223.61 mg/g MLSS，PS含量從接種污泥時(shí)的29.11 mg/g MLSS增加至88.63 mg/g MLSS。

運(yùn)行35 d后，R2、R3中成熟好氧顆粒污泥的PS含量分別為56.72、51.72 mg/g MLSS，PN含量分別為225.70、285.88 mg/g MLSS，進(jìn)水C/N值為10、30條件下形成的顆粒污泥PN含量均略高于C/N值為5時(shí)。PN是影響污泥絮凝最主要的因素，PN具有很多氨基官能團(tuán)，可中和表面負(fù)性電荷，PN的表面電負(fù)性和高疏水性可促進(jìn)顆粒黏附絮凝[12]。

在C/N值為5條件下形成的好氧顆粒污泥的PS含量明顯高于C/N值為10、30時(shí)，即低C/N值條件下形成的顆粒污泥的PS含量較多?？赡艿脑?yàn)榈虲/N值條件下微生物生長過快，而細(xì)胞在對數(shù)生長期分泌的多為與細(xì)胞非緊密結(jié)合的低分子聚合物，呈疏松狀態(tài)，附著于顆粒胞外EPS的外層，屬于松散附著型EPS（LB-EPS）[13]。組成LB-EPS的物質(zhì)中，PS的貢獻(xiàn)往往最大，由于PS具有一定的親水性，PS含量過多可能會(huì)對污泥的沉降與脫水性造成負(fù)面影響[14-15]，并影響該顆粒污泥的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。可見，低C/N值會(huì)產(chǎn)生過多的PS，不利于好氧顆粒污泥的沉降及其結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。

在整個(gè)培養(yǎng)過程中，隨著顆?；潭鹊奶岣吆臀勰嘈阅艿母纳?，3個(gè)反應(yīng)器中污泥表面的Zeta電位均隨PN含量的升高而逐漸降低。開始接種污泥時(shí)的Zeta電位為 -28.79 mV；運(yùn)行16 d后，R1、R2、R3中污泥表面的Zeta電位分別降至-20.99、-21.11、-18.24 mV；培養(yǎng)35 d后，分別降至-17.24、-14.31、-15.86 mV，均具有較好的凝聚特性。Zeta電位的變化過程具有相似性。

由圖2可知，污泥的PN/PS值與Zeta電位均呈正相關(guān)性，即EPS中PN/PS值越大，則污泥的Zeta電位越低，越有利于污泥的凝聚。R1、R2、R3中的相關(guān)系數(shù)分別為0.6642、

0.903 5、0.849 2，表明污泥的Zeta電位與PN/PS值密切相關(guān)，且R2中的相關(guān)度高于R1、R3，R1中的相關(guān)度最小。PN/PS值的升高有助于污泥的絮凝沉降，這可能是PN疏水區(qū)與PS親水區(qū)共同作用的結(jié)果。提高PN/PS值有助于減弱細(xì)菌與水分子之間的結(jié)合，并促進(jìn)細(xì)菌之間形成菌膠團(tuán)[16-17]。

本試驗(yàn)R1、R2、R3中的PN/PS值分別由0.83增至 2.52、3.98、5.53。其中，R1中成熟好氧顆粒污泥的PN/PS值最小，顆粒粒徑卻以大的居多；R3中污泥的PN/PS值最大，小粒徑顆粒多于R1、R2。低C/N值條件下，PN/PS值小則微生物代謝產(chǎn)生的PS較多，而具有凝膠特性的PS可促使污泥快速絮凝形成顆粒，且PS含量越多則形成的顆粒越大，松散型胞外多聚物含量越多，污泥沉降性能越差。高C/N值條件下，PN/PS值越大則PN含量越高，污泥疏水性越大，Zeta電位小，污泥之間的排斥力變小，從而促進(jìn)污泥的凝聚。如果C/N值過大則PN/PS值過大，具有疏水性的PN易使反應(yīng)器內(nèi)產(chǎn)生小粒徑的顆粒污泥。

2.2好氧顆粒污泥對模擬廢水（COD/NH4+-N/TP）的處理情況

在好氧顆粒污泥的培養(yǎng)中，反應(yīng)器運(yùn)行過程對污染物的去除情況見圖3。

初始反應(yīng)器的接種污泥取自膜生物反應(yīng)器，因此培養(yǎng)前期為污泥馴化過程。為保證污泥的正常生長，初始進(jìn)水COD質(zhì)量濃度為200 mg/L，隨后逐漸提高反應(yīng)器進(jìn)水COD質(zhì)量濃度，由200 mg/L遞增至800 mg/L并穩(wěn)定在此。培養(yǎng)35 d后，R1、R2反應(yīng)器中COD的去除率基本維持在95%，與剛接種時(shí)污泥對COD的去除率相近；R3反應(yīng)器內(nèi)污泥對COD的去除率則由97.0%降至85.3%。由圖3可知，不同C/N值條件下形成的顆粒污泥對總磷TP去除效果的影響差異不大，去除率可達(dá)80%～90%。C/N值越高，形成的顆粒污泥對氨態(tài)氮的去除率越低，R1、R2、R3的氨態(tài)氮去除率分別為949%、72.3%、43.61%。在C/N=5、10的反應(yīng)器內(nèi)，顆粒污泥對COD具有較好的去除效果，去除率分別為96%、98%；C/N=30條件下形成的顆粒污泥對COD的去除率有所降低，僅為85%（圖3）。

觀察培養(yǎng)過程中各反應(yīng)器內(nèi)污泥對污染物的去除趨勢，COD、氨態(tài)氮、TP等污染物的去除率在初期劇烈下降，這是培養(yǎng)初期水力選擇壓的作用。沉降性能差的污泥被排出反應(yīng)器，導(dǎo)致MLSS急劇下降，對污染物的去除率造成一定影響。隨著后期污泥濃度的增加，污泥對各污染物的去除率穩(wěn)步上升。培養(yǎng)16 d后，顆粒污泥處于穩(wěn)定運(yùn)行階段，對污染物的去除能力趨于穩(wěn)定（圖3）。

培養(yǎng)后期的顆粒污泥對TP的去除效果較好，主要原因是顆粒污泥隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長逐漸成熟，粒徑增大，內(nèi)部富集越來越多的聚磷菌，且顆粒結(jié)構(gòu)外部好氧、內(nèi)部缺氧的氧環(huán)境有利于聚磷菌對磷過量攝取與釋放，從而達(dá)到更好的除磷效果，TP的去除率也隨之升高。

3結(jié)論

C/N值的大小會(huì)影響顆粒污泥的PS含量與PN/PS值。C/N值越大則PN/PS值越大，污泥的絮凝沉降性能越好；C/N值越小則PN/PS值越小，產(chǎn)生的PS越多，但具有凝膠特性的PS有助于污泥凝聚，且過多PS易增加松散型EPS的含量，促使大量大顆粒污泥的產(chǎn)生?？梢?，低C/N值條件可促進(jìn)污泥凝聚成顆粒，卻不利于顆粒污泥的沉降。

不同C/N值條件下形成的顆粒污泥對TP去除效果的影響差異不大，去除率可達(dá)80%～90%。C/N值越高，形成的顆粒污泥對氨態(tài)氮的去除率越低，R1、R2、R3的氨態(tài)氮去除率分別為94.9%、72.3%、43.61%。在C/N=5、10的反應(yīng)器內(nèi)，顆粒污泥對COD具有較好的去除效果，去除率分別為96%、98%；C/N=30條件下形成的顆粒污泥對COD的去除率有所降低，僅為85%。

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