王海藍，肖俊絢，陳 威，王宗平

(1.武漢科技大學 城市建設學院，湖北 武漢 430081；2.中建三局工程設計有限公司，湖北 武漢 430064；3.華中科技大學 環(huán)境科學與工程學院，湖北 武漢 430074)

0 引言

污泥膨脹會對污水處理廠生化處理造成巨大影響。如今污水處理廠發(fā)生的污泥膨脹現(xiàn)象大多數(shù)是由于絲狀菌過度生長引起的[1]。絲狀菌造成的膨脹會引起活性污泥中微生物種群失衡，進而降低活性污泥對有機污染物、氨氮、總氮和磷的去除效能[2-3]。過去對絲狀菌膨脹控制通常是采用生物選擇器[4]和投加消毒劑[5]等方法。這些方法的本質是減少絲狀菌的豐富度，進而恢復污泥沉降性能。誘發(fā)絲狀菌膨脹的一大重要原因是生化池內(nèi)溶解氧(dissolved oxygen,DO)過少，使得絲狀菌生長速率大于其他細菌[6]。因此，提升生化池內(nèi)DO濃度也常被用于污泥膨脹控制中[7]?？墒?，提升DO濃度必然會加大生化池曝氣，增大污水處理廠能耗，因此需要探究一種高效節(jié)能的污泥膨脹控制技術。

近幾年，菌藻共生系統(tǒng)被認為是一種節(jié)能高效的污水處理系統(tǒng)[8-9]。藻類在光照條件下可以提供大量Do供細菌呼吸[10]。生化池內(nèi)DO的提升，可能會抑制絲狀菌的生長，進而恢復膨脹污泥的沉降性能。同時，微藻具有很強的黏附生長特性，這種特性使得微藻極易進入污泥內(nèi)部，增加污泥密度，增加污泥的沉降性能[11]。因此，本文基于菌藻共生理論，同時利用微藻的黏附生長特性，旨在通過在非曝氣反應器中恢復絲狀菌引起的膨脹污泥的沉降性能。

1 材料與方法

1.1 種泥特性

1.2 反應器設置

采用光照式序批反應器(photo-sequencing batch reactor, PSBR)開展試驗。首先，每個PSBR為圓柱形有機玻璃容器，其直徑為20 cm，高度為40 cm，容積為12.5 L。PSBR設置在實驗室遠離窗戶的位置，且用錫紙包裹外部，隔絕自然光。在每個PSBR的中部距離底部25 cm的高度處設置一個發(fā)光二極管光源，光通量為165 mmolm-2s-1，光照周期為12 h/d。利用攪拌器保持PSBR中固液混合物保持懸浮狀態(tài)，攪拌器的轉速設置在150 r/min。在PSBR底部設置一個曝氣轉盤，并通過鼓風曝氣機進行鼓氣，氣量為4 L/min。每個PSBR設有進水泵和出水泵來輔助進水和排水。PSBR具體運行工況為進水5 min，曝氣240 min，沉淀5 min，排水5 min，閑置10 min，攪拌695 min。每次排水體積為50%，因此每個PSBR的水力停留時間(hydraulic retention time, HRT)為24 h。每個PSBR污泥停留時間(sludge retention time, SRT)為30 d。

采取不同微藻與污泥的比例(microalgae-to-sludge volume ratio, MVR)對膨脹污泥進行沉降性能與污染物去除效能的恢復。分別在每個PSBR中加入種泥12 L，使反應器中初始MLSS保持在1 500 mg/L。在每個反應器內(nèi)分別加入500 mL、1 000 mL、1 500 mL和2 000 mL單位體積為108cell/L的微藻(購買自中國科學院淡水藻種庫，F(xiàn)ACHB-5)。因此，每個PSBR中MVR分別為24.00(R1)、11.50(R2)、7.30(R3)和5.25(R4)。

1.3 模擬廢水

1.4 檢測方法

2 結論與分析

2.1 污泥特性分析

2.1.1 沉降性能、污泥質量濃度和葉綠素變化趨勢分析

污泥性能變化趨勢圖見圖1。如圖1a所示，不同MVR的反應器里污泥的沉降性能均有大幅度提升，其中MVR為5.25的反應器沉降性能最好(SVI5為14.98 mL/g)。在第40天時，MVR為24.00、11.50和7.30的反應器的SVI5值分別為27.62 mL/g、48.56 mL/g和34.23 mL/g。圖1b則展示出了4個反應器中MLSS和MLVSS變化趨勢。由圖1b可以看出：經(jīng)過40 d的試驗，4個反應器中MLSS和MLVSS均大幅度提高。最終4個反應器的MLSS分別為3 748 mg/L、4 629 mg/L、4 667 mg/L和4 005 mg/L。從圖1c中MLVSS/MLSS的比值可以看出：4個反應器中活性污泥的比例提升。從以上結果可知：在膨脹污泥中加入不同比例的微藻，可以恢復膨脹污泥的沉降性能，并大幅度提升膨脹污泥中活性污泥的組分。通過圖1d的葉綠素a質量比可以看出：在反應器運行前期，微藻比例大幅度提升，但隨著污泥沉降性能的提升，沒有黏附在污泥表面的微藻隨著排水被沖出反應器，造成了葉綠素a質量比的下降。

(a) SVI5變化趨勢

2.1.2 污泥粒徑及表面特性分析

在反應器運行至40 d時，其污泥表觀圖像如圖2所示。如圖2a所示，在40 d時，MVR=24.00的污泥表面存在部分絲狀細菌，表面不平整。圖2b則表明MVR=15.00的污泥表面存在較多孔隙，且也觀察到絲狀菌的存在。圖2c和圖2d說明，在MVR=7.30、MVR=5.25時，污泥表面逐漸變得光滑，且孔隙減少。污泥沉降性能越好，其表面越平整。同時，在絲狀菌的間隙中可以觀察到較小的圓形微藻。這說明微藻可以黏附在污泥內(nèi)部的空隙中，并填補空缺。運行到第40天時，4個反應器內(nèi)污泥的粒徑分別為62.92 μm、76.33 μm、60.28 μm和103.36 μm，污泥粒徑均比種泥的粒徑大。較大的粒徑有助于細菌和微藻的黏附生長，更有利于形成較為密實的污泥絮體。

(a) MVR=24.00

2.2 污泥EPS的分析

2.2.1 EPS質量比

圖3為不同MVR下反應器內(nèi)EPS質量比變化趨勢。從圖3可以看出：隨著反應器的運行，不同MVR下污泥中的EPS質量比不斷提升。在運行到第40天時，4個反應器中胞外聚合物中蛋白質(protein,PN)的質量比分別為25.16 mg/g揮發(fā)性懸浮物(volatile suspended solids,VSS)、22.27 mg/g VSS、18.68 mg/g VSS和26.89 mg/g VSS，而多糖(polysaccharide,PS)的質量比分別為7.54 mg/g VSS、9.62 mg/g VSS、9.09 mg/g VSS和8.55 mg/g VSS。其中，PN占主導地位，PN通常被認為是污泥顆?；M程中的主要貢獻者，PN質量比的提升可以提升污泥的沉降性能[13]。同時，EPS質量比的提升說明污泥表面的吉布斯自由能下降，污泥的疏水性能提升，進而導致膨脹污泥沉降性能和污泥穩(wěn)定性提升[14]。

圖3 不同MVR下反應器內(nèi)EPS質量比變化趨勢

2.2.2 EPS組分分析

表1是4個反應器內(nèi)EPS的三維熒光峰值表。根據(jù)文獻[15]的研究，峰A(Em/Ex: 290～315/215～225)屬于芳香蛋白質I類；峰C(Em/Ex：300～310/270～275)和峰D(Em/Ex：335～365/270～280)屬于微生物可溶性副產(chǎn)物類；峰E(Em/Ex：420～465/265～280)屬于類腐植酸[16-17]。而峰B強度很低，可忽略不計。根據(jù)各個峰的熒光強度可知，芳香蛋白I類強度最高，說明EPS中含有大量蛋白質，這與PN的檢測結果一致。而峰E所代表的類腐植酸是由部分植物或者微生物所分泌的[18]。通過EPS質量比分析和組分類型分析，可知蛋白質是膨脹污泥沉降性能恢復的重要因素。

表1 不同MVR下反應器內(nèi)EPS的三維熒光峰值表

2.3 出水水質分析

表2是不同MVR下各反應器對污染物去除性能表。4個反應器對COD的平均去除率分別為73.0%、69.7%、67.6%和72.4%，對氨氮的平均去除率分別為40.0%、39.6%、41.2%和43.6%，對TIN的平均去除率分別為37.7%、30.1%、36.2%和36.7%，對TP的平均去除率分別為79.6%、84.2%、81.0%和81.2%。可以看出，不同MVR對膨脹污泥的污染物去除性能均有提升，但不同MVR的反應器之間污染物去除性能并無明顯差異。

表2 污染物平均去除率

COD去除性能的提升，可能是由于4個反應器中異養(yǎng)菌的數(shù)量上升。文獻[19]的研究表明，較高的污泥負荷有利于異養(yǎng)菌的增值速率。同時，文獻[20]在生物反應器內(nèi)投加一定數(shù)量異養(yǎng)菌后，COD的去除率增加。本文得到的結論與上述研究一致。但是，由于異養(yǎng)菌的生長周期要明顯短于硝化細菌，過多的異養(yǎng)菌會抑制硝化細菌的生長，進而導致反應器內(nèi)氨氮去除率提升不明顯[21]。微藻有很強的氮同化作用，可以吸收水體中的硝氮和亞硝氮，使得4個反應器內(nèi)TIN去除率上升[22]。但由于硝化作用被抑制，氨氮不能有效轉換成硝氮和亞硝氮，致使TIN去除率并不高。4個反應器對TP的去除率均值很高，說明反應器內(nèi)有大量的聚磷菌，這些細菌可以同化和吸收水體中的P元素，將其轉換為細胞內(nèi)物質，進而起到生物除磷的效果[23]。

分析不同MVR下各反應器對污染物去除性能結果可知，微藻的加入會一定程度上提升反應器的去除效能。但良好的污染物去除效能主要取決于種泥對污染物的去除效能。

2.4 微藻恢復污泥膨脹現(xiàn)象機理分析

圖4為微藻恢復由絲狀菌引起的污泥膨脹機理圖。由圖4可知：微藻恢復由絲狀菌引起的污泥膨脹機理可以分為以下3步：

圖4 微藻恢復由絲狀菌引起的污泥膨脹機理圖

(1)游離的微藻和游離的細菌、絲狀細菌在水力剪切力的作用下，形成污泥絮體。

(2)由于EPS的吸附架橋作用，使得細菌、絲狀菌和微藻持續(xù)不斷地聚集在絮體的表面。由于微藻的體積更小，微藻將黏附在菌藻共生體內(nèi)部空隙中，降低了絮體的比表面積，同時提升了菌藻共生體的密度。此時，由于絮體密度增加，絮體的沉降性能提升。

(3)由于微藻在光照條件下利用細菌分解有機物產(chǎn)生的二氧化碳進行光合作用，從而產(chǎn)生氧氣為細菌使用，這種互利共生關系使得細菌、絲狀菌和藻類平穩(wěn)地生長，使得污泥絮體中活性污泥的成分增加，進而導致生物量的提升[24]。

因此，膨脹污泥沉降性能恢復的關鍵因素是微藻的黏附生長特性[25]。同時，在膨脹污泥沉降性能恢復過程中，PN質量比的提升強化了污泥絮體的密實程度，同時使得污泥絮體保持良好的沉降性能。

3 結論