2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
0 引言
污泥的颗粒化使污水处理系统中微生物高度密集，并保持较高的生物活性，利于反应后的固液分离，缩短污水处理所需时间，还可以实现对氮、磷以及其他金属离子的去除。但是，污泥的颗粒化所需时间很长，一般情况下，在升流式厌氧污泥床反应器(UASB)反应器中厌氧颗粒的形成需2～8月[1]，而气升式内循环序批反应器(SBAR)中培养好氧颗粒污泥需1～3月[2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, 9]，这极大地限制了好氧颗粒污泥的工业应用。
有些学者探讨通过改变微生物活性等促进好氧颗粒污泥的快速形成：于广丽等[10]通过投加真菌Phanerochaete sp.HSD的厚垣孢子有效缩短了好氧颗粒污泥的驯化时间；王劲松、胡勇有[11, 12]在UASB反应器处理低浓度废水的启动运行条件下，投加微生物絮凝剂，证实了微生物絮凝剂促进了厌氧菌的聚集，微生物量积累更多，颗粒污泥粒径大，颗粒污泥活性高，提高了厌氧污泥颗粒化速度。
笔者将微生物絮凝剂应用于促进好氧污泥颗粒化的研究，考察在SBAR反应器运行过程中微生物絮凝剂投加方式的不同对好氧颗粒污泥理化特性的影响，探讨在水力停留时间为6 h、曝气量为0.32 m3/h、有机负荷为3.0 kg/(m3·d)的条件下[8]，定期投加微生物絮凝剂对好氧污泥颗粒化进程的影响，并与空白实验组进行对比，以期为加速好氧污泥颗粒化奠定理论基础。 1 材料与方法 1.1 实验装置
实验采用自制气升式内循环序批反应器[13]，反应器有效容积5 L。 1.2 反应器运行方式
以动态连续试验为主，采用5个反应器并列运行，运行时间为42 d，实验条件见表 1。
| 反应器 | 曝气量/
(m 3/h) |
COD负荷/
(kg/(m 3·d)) |
微生物絮凝剂投
加间隔时间/d |
水力停留
时间/h |
| R1 | 0.32 | 3 | 2 | 6 |
| R2 | 0.32 | 3 | 3 | 6 |
| R3 | 0.32 | 3 | 5 | 6 |
| R4 | 0.32 | 3 | 7 | 6 |
| R5 | 0.32 | 3 | 0 | 6 |
每个循环周期为6 h，时间控制为：进水10 min；排水5 min；闲置10 min；沉淀时间第1周15 min，第2周10 min，第3周后5 min；曝气时间第1周320 min，第2周325 min，第3周后330 min[9]。 1.3 试验用水与接种污泥
试验用水采用人工模拟污水，组成见表 2，实验所用药品均为分析纯。接种污泥取自哈尔滨市文昌污水处理厂二沉池，呈絮状深灰黑色，污泥特性见表 3。
| 药品名称 |
ρ
B/
(mg/L) |
药品名称 |
ρ
B/
(mg/L) |
| 葡萄糖 | 1 500 | CaCl 2 | 150 |
| 牛肉膏 | 75 | K 2HPO 4 | 52.5 |
| 蛋白胨 | 112.5 | KH 2PO 4 | 22.5 |
| 氯化铵 | 300 | MgSO 4·7H 2O | 22.5 |
| FeSO 4·7H 2O | 30 | 微量元素 | * |
| 注:*指每升模拟水样中加入1 mL微量元素溶液,微量元素溶液中的微量元素组成为:H 3BO 4 150,ZnSO 4·7H 2O 120,MnCl 2·7H 2O 120,CuSO 4·5H 2O 30,NaMoO 4 65,NiCl 2 50,CoCl 2·6H 2O 210,KI 30 mg/L。 | |||
|
MLSS/
(g/L) |
SVI/
(mL/g) |
v/
(m/h) |
Zeta电
位/mV |
SOUR/
(mg/(g·min) |
| 4 200 | 106.65 | 13.70 | -16.635 | 0.342 |
| 注： MLSS为混合液悬浮固体质量浓度；SVI为污泥体积指数；v为沉降速度；SOUR为比耗氧速率。 | ||||
微生物絮凝剂：取自哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，该微生物絮凝剂主要为F2放射根瘤菌(Rhizobium radiobacter)、F6球形芽孢杆菌(Bacillus sphaeicus)，相对分子质量4.79×105 Da，多糖质量分数约85.82%，微生物絮凝剂质量浓度20 mg/L。
微生物絮凝剂投加方式：实验开始时在接种污泥投入反应器时加入1次微生物絮凝剂，R1、R2、R3、R4反应器运行中微生物絮凝剂的投加方式如表 1所示，每次投加量均为50 mL[13]，其中R5反应器不投加微生物絮凝剂，作空白对比试验。 1.5 分析项目及方法
ρ(COD)、ρ(NH4+-N)、ρ(TP)、MLSS、SV(污泥沉降比)、SVI采用标准方法测定[14]；颗粒污泥的粒径分布利用标准筛分法[15]测定；颗粒污泥沉降速度的测定方法参照文献[16]。
颗粒污泥的形态：采用电子显微镜(German，Leica DM1000)观察。
Zeta电位：采用Zetasizer Nano ZS Instrument (Malvern Co.,U.K.)，在25 ℃时测量所得。 2 结果与讨论 2.1 微生物絮凝剂投加方式对好氧污泥颗粒化进程的影响 2.1.1 对好氧污泥颗粒化速度的影响
在R1、R2、R3、R4、R5分别运行7、28、42 d时取反应器内污泥，用电子显微镜观察污泥的形态变化，结果如图 1所示。
 |
| a.R1运行7 d；b.R1运行28 d；c.R1运行42 d；d.R2运行7 d；e.R2运行28 d；f.R2运行42 d；g.R3运行7 d；h.R3运行28 d；i.R3运行42 d；j.R4运行7 d；k.R4运行28 d；l.R4运行42 d；m.R5运行7 d；n.R5运行28 d；o.R5运行42 d。 图 1 污泥形态变化 Fig. 1 Morphology of aerobic granules |
| |
由图 1可见：接种污泥在SBAR反应器中运行到7 d时，R1、R2、R3、R4反应器中污泥颜色均由黑褐色逐渐变成浅褐色，且均有粒径不同的椭球状、半透明的浅黄色或白色污泥颗粒出现，但是粒径(d)均以 < 0.2 mm为主。R1反应器中形成的颗粒表面较其他三者更光滑，由图 1j可以明显看到R4形成的颗粒中心有核，但颗粒污泥密实程度较低，颗粒表面凹凸不平；这是颗粒形成的初始形态，这样的颗粒污泥沉降性能较差。对比可以看出，R1比其他三者形成颗粒污泥的速度更快，R4形成颗粒污泥的速度最慢。此时R1污泥的SVI值迅速降到了44.20 mL/g，R2、R3、R4污泥SVI值也控制在50～60 mL/g左右，沉降速度提高到15～20 m/h。
随着实验运行时间的增长、沉降时间的缩短，反应器中结构松散、沉降性能差的细小颗粒及絮状污泥不断被洗出，促进了污泥颗粒化，颗粒污泥不断出现、长大，沉降性能继续改善，污泥的沉降性能逐步提高。
反应器连续运行28 d后，由于在短时间内大量投加微生物絮凝剂，促进了胞外聚合物的分泌，促使R1内颗粒粒径增长速度较快；但是颗粒密实程度较差，在较高的水力冲击下，粒径较大的颗粒出现破裂现象，如图 1b所示，同时出水效果也较14 d时有所下降。由图 1e可见，虽然R2内形成的颗粒污泥中心的核较密实，但是核外仍有一层乳白色的物质包绕，颗粒表面不光滑。由图 1h可看出，在R3内也形成了较大、较密实的颗粒污泥，并且在其表面和周围附着大量的钟虫，其出水效果良好。
运行42 d后，与R5相比，R1在42 d后形成大量乳白色半透明状颗粒污泥；由图 1c可见，污泥成粒效果不好，且颗粒表面有很多丝状物质附着；SVI最低值仍为48.96 mL/g，沉降速度最大仅达到29.60 m/h。而R2、R3、R4成团现象较好，颗粒不断地长大，均形成了大量表面光滑、轮廓清晰的黄褐色颗粒，并不断有新的乳白色颗粒污泥出现，而且能够明显地看到好氧颗粒污泥的表面包裹着密实、牢固的黄褐色物质，污泥絮体减少，SVI降到30~40 mL/g，最大沉降速度分别为33.63、35.06、32.82 m/h，出水COD、氨氮和TP的质量浓度趋于稳定。
可见4种微生物絮凝剂投加方式均可以形成好氧颗粒污泥，与R1、R4相比，R2、R3内所形成的颗粒污泥的沉降性能及微生物量较高，且采用5 d投加1次的方式形成的颗粒速度更快、性能更好；而当采用2 d投加1次微生物絮凝剂的方式时，污泥颗粒快速形成，但污泥稳定性差。这是由于微生物絮凝剂的适量投加促进了胞外聚合物的分泌，这层胞外聚合物能提高颗粒的疏水性能，通过Zeta电位的变化可以证实。 2.1.2 对好氧颗粒污泥粒径分布的影响
在反应器运行7 d和42 d时，分别取反应器内污泥采用标准筛分法测定其粒径，结果如图 2所示。
 |
| 图 2 好氧颗粒污泥粒径分布 Fig. 2 Size distribution of aerobic granular sludge in reactors |
| |
由图 2a可见：运行7 d时，R1、R2、R3内污泥的成粒效果均不明显，d < 0.2 mm的污泥均占总污泥量的90.00%左右，R4中d < 0.2 mm的污泥约占80%，但4个反应器中均不同程度出现d>1.5 mm的颗粒。
由图 2b可见：好氧颗粒污泥培养末期，R1中颗粒污泥d < 0.2 mm的质量分数仍维持在48.57%，虽然有d>2.0 mm的颗粒出现，但只是少量的，整体上污泥d>0.2 mm、d < 0.2 mm的质量分数各约为50%；R2、R3、R4中颗粒污泥粒径在0.2～0.6 mm范围内颗粒的质量分数分别达到48.85%、29.94%、49.31%，而且R3中颗粒粒径增长的速度最快，其粒径在0.6～1.0 mm、1.0～2.0 mm的颗粒质量分数均高于其他反应器。
通过对R1、R2、R3、R4中颗粒粒径的计算，得出各组成熟颗粒污泥的算术加权平均粒径分别为0.314 、0.389、0.547、0.335 mm。颗粒粒径的变化与Zeta电位的变化基本一致，在好氧颗粒培养末期，R3中颗粒污泥的Zeta电位最大，其疏水性能最好。根据细胞表面疏水性理论，当颗粒污泥Zeta电位逐渐变大，即颗粒表面电荷变少时，此时好氧颗粒污泥的疏水性能增强，细胞之间的斥力变小，引力增加，更有利于颗粒的聚集，因此好氧污泥颗粒化效果最好。 2.2 微生物絮凝剂投加方式对好氧颗粒污泥降解效果的影响
各反应器进水COD、NH4+-N、TP质量浓度分别控制在1 500、85、10 mg/L左右，在运行过程中，每2 d对反应器进出水进行监测，其COD、NH4+-N、TP的去除效果如图 3所示。
 |
| 图 3 好氧颗粒污泥的COD、NH4+-N、TP的去除效果 Fig. 3 Removal rate of COD, NH4+-N and TP in reactors |
| |
由图 3a所示：反应器运行7 d时，R3、R4中污泥对COD去除效果有不同程度的提高，相比之下,R1、R2提高的速度更快一些；培养14 d后，R1、R2中颗粒污泥对COD的去除效果开始呈下降趋势，而R3、R4对COD的去除率继续提高；运行30 d以后，R3、R4对COD的去除效率趋于稳定，基本稳定在95.00%左右，而R1、R2对COD的去除率仍存在波动，而且处理效果不够理想，仅达到90.00%左右；培养42 d后，R1、R2、R3、R4对COD的去除率分别达到87.08%、88.7%、96.55%、96.98%。与R5相比，在好氧颗粒污泥培养过程中投加微生物絮凝剂对COD的降解影响不显著。
由图 3b所示：反应器运行7 d时，R1、R2、R3、R4对NH4+-N的去除率均呈上升趋势，均由初始的60.00%左右提高到75.00%左右，且R1、R2对NH4+-N的去除效果略好些；运行14 d后，R1、R2、R3、R4颗粒污泥对NH4+-N的去除率分别达到81.87%、86.28%、89.53%、84.32%，且在7～14 d的过程中，R1对NH4+-N的去除效果提高得并不明显；运行30 d以后，各组对NH4+-N的去除效率趋于稳定，但对NH4+-N的去除效果有较大差异，此时NH4+-N的去除效果分别达到79.14%、75.00%、91.43%、90.62%；培养42 d后，R1、R2、R3、R4对NH4+-N的去除率分别达到76.89%、75.87%、93.29%、90.98%。
由图 3c曲线的变化趋势可见：反应器运行后的7 d内，R1、R2、R3、R4对TP的去除效果均高于R5，且呈明显增长趋势；运行14 d后，R1、R2对TP的去除效果呈下降趋势，而R3、R4的去除效果较为稳定；运行30 d后，R1、R2、R3、R4对TP的去除效果都趋于稳定，但是此时R1、R2对TP的去除效果分别下降到61.63%、65.0%，而R3、R4的去除效果较好，分别达到85.43%、83.52%；运行42 d各组反应器对TP的去除效率分别达到76.92%、75.87%、87.29%、85.13%。投加微生物絮凝剂对TP的去除影响较为显著，这可能是由于微生物絮凝剂的加入对颗粒污泥的微生物群落产生了较大的影响，有待进一步研究。
可见，频繁投加微生物絮凝剂条件下污泥颗粒化效果并不理想，这可能是由于投加微生物絮凝剂过多，促使胞外聚合物过多地分泌，使污泥沉降性能差。而采用每5天投加1次的方式，污泥颗粒化效果和降解性能相对较好，说明适量的投加微生物絮凝剂可有效改变颗粒的疏水性能，利于污泥的颗粒化，同时使其表面聚集更多的微生物，改善好氧颗粒污泥对污水的降解效果。 2.3 微生物絮凝剂投加方式对好氧污泥颗粒化影响的机理探讨 2.3.1 好氧颗粒污泥微观结构的变化
由好氧颗粒污泥扫描电镜照片(图 4)可见：在R3、R4中形成的好氧颗粒污泥表面分布着一些较清晰的孔隙，且延伸到颗粒内部(图 4c、d)，这些孔隙是底物、营养物质和气体的输送通道，也是颗粒污泥内部微生物排放代谢产物的通道； R1、R2、R5中未见有丝状细菌出现，颗粒表面的空隙较浅(图 4a、b、e)。根据对相关污泥性能的测定和对好氧颗粒污泥形成过程的分析[17]可知，在颗粒孔隙较浅的情况下，颗粒中的专性厌氧菌在好氧条件下不能生存而死亡，进而发生自溶或被新生成的好氧微生物消耗，从而影响到颗粒状污泥的各方面性能，如沉降性能及微生物含量、营养物质的进入等。
 |
| a.R1；b.R2；c.R3；d.R4；e.R5。 图 4 好氧颗粒污泥扫描电镜照片 Fig. 4 SEM photographs of the aerobic granules |
| |
由于在R3中好氧颗粒表面具有相对良好的内部孔隙，不但其沉降性能好，且溶解氧能从颗粒外部经过表面孔隙逐渐传递到颗粒内部，氧浓度逐渐降低形成氧梯度，在颗粒内部造成缺氧区域，形成了适宜兼氧微生物(如反硝化细菌)生长的地方，有利于其对氨氮的降解，故R3中培养出的好氧颗粒污泥性能良好。
可见，微生物絮凝剂的投加对颗粒污泥的结构有一定影响，而颗粒污泥的形成与其中微生物的种群变化是密切相关的。本研究中投加的微生物絮凝剂主要以放线菌为主，放线菌呈菌丝状生长，在水力剪切力的作用下，菌丝相互缠绕形成颗粒污泥的网状骨架，在颗粒污泥中能起到架桥作用，因此，适量地投加微生物絮凝剂能促进颗粒污泥的结构更加稳定。 2.3.2 好氧颗粒污泥疏水性能的变化
在实验运行过程中，定期测定各反应器中的颗粒污泥的Zeta电位，结果如表 4所示。
| mV | |||||
| 时间/d | R1 | R2 | R3 | R4 | R5 |
| 0 | -17.842 | -19.031 4 | -18.625 3 | -18.647 | -16.635 |
| 7 | -7.828 | -10.978 1 | -11.075 2 | -13.498 | -15.304 |
| 28 | -5.636 | -2.320 7 | -2.233 9 | -8.595 | -8.736 |
| 42 | -6.982 | -3.764 7 | -3.024 5 | -3.267 | -5.342 |
由表 4可知：运行7 d时，R1、R2、R3、R4中污泥的Zeta电位都呈明显增加的趋势，且R1增加得较快；运行28~42 d时，R2、R3的Zeta电位增加到-4.000~-2.000 mV，并且较稳定，R4的Zeta电位由-8.595 mV上升到-3.267 mV，Zeta电位的增加较R2、R3更缓慢，而R1内污泥的Zeta电位趋于稳定，维持在-7.000~-5.000 mV，与未投加微生物絮凝剂的R5比较接近。这可能是因为絮凝菌能分泌较多的蛋白质等黏性物质，在污泥颗粒化过程中起到了增加EPS(胞外聚合物)含量的作用，进而有效地提高了颗粒污泥的疏水性能[18]。根据细胞表面疏水性假说，颗粒表面疏水性的增加，减小了颗粒间的静电斥力，使其更易产生碰撞接触，易于形成颗粒污泥。 3 结论
1)投加微生物絮凝剂能促进好氧颗粒污泥的形成，在SBAR反应器培养好氧颗粒污泥过程中，每2、3、5、7 d分别投加50 mL微生物絮凝剂的情况下，均可培养出成熟的好氧颗粒污泥，颗粒的沉降性能良好，污泥质量浓度稳定在3.0～3.5 g/L，出水水质良好。
2)微生物絮凝剂最佳投加方式为每5天投加一次，这种方式下所形成的好氧颗粒污泥疏水性好，颗粒化速度快，颗粒化时间由未投加微生物絮凝剂的60 d缩短为42 d，颗粒污泥的SVI稳定在40 mL/g左右，沉降速度最大达37.32 m/h。
3)适量投加微生物絮凝剂形成的好氧颗粒污泥，对污水中氨氮、总磷的降解效果明显改善，去除率分别达93.29%、87.29%，而对COD的去除无显著影响。
4)扫描电镜观察显示，适量添加微生物絮凝剂可在好氧颗粒表面形成良好的内部孔隙，有利于其理化性能和降解性能的改善。
| [1] | Liu Y, Xu H L, Show K Y, et al. Anaerobic Granulation Technology for Wastewater Treatment[J]. World J Microbiol Biotechnol, 2002, 18(2):99-113. |
| [2] | Adav S S, Lee D J, Show K Y, et al. Aerobic Granular Sludge[J].Recent Advances:Biotechnology Advances, 2008, 26:411-423. |
| [3] | Tay J H, Liu Q S, Liu Y. Aerobic Granulation on a Sequential Sludge Blanket Reactor[J]. Water Sci Technol, 2002, 46:13-18. |
| [4] | Li X M, Liu Q Q, Yang Q, et al. Enhanced Aerobic Sludge Granulation in Sequencing Batch Reactor by Mg2+ Augmentation[J]. Bioresource Technology, 2009, 100:64-67. |
| [5] | 苏彩丽, 余泳昌, 任天宝, 等. SBR系统中好氧颗粒污泥的培养及脱氮除硫研究[J]. 中国环境科学, 2010, 32(4):522-526. Su Caili, Yu Yongchang, Ren Tianbao, et al. Cultivation and Characters of the Aerobic Granules for Ammonium and Sulfide Removal in SBR System[J]. China Environmental Science, 2010, 32(4):522-526. |
| [6] | Morales N, Figueroa M, Mosquera-Corral A, et al. Aerobic Granular-Type Biomass Development in a Continuous Strired Tank Reactor[J]. Separation and Purification Technology, 2012, 89:199-205. |
| [7] | 唐朝春, 简美鹏, 刘名, 等. 强化好氧颗粒污泥稳定性的研究进展[J]. 化工进展, 2013, 32(4):919-923. Tang Chaochun, Jian Meipeng, Liu Ming, et al. Research Advances in Aerobic Granule Stability Enhancement[J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2013, 32(4):919-923. |
| [8] | Song Z W, Ren N Q, Zhang K, et al. Influence of Temperature on the Characteristics of Aerobic Granulation in Sequencing Batch Airlift Reactors[J]. Journal of Environmental Sciences, 2009, 21(3):273-278. |
| [9] | 宋志伟, 梁洋, 任南琪.有机负荷对SBAR中好氧颗粒污泥特性影响的研究[J]. 环境科学与技术, 2008, 31(10):128-132. Song Zhiwei, Liang Yang, Ren Nanqi. Influence of Organic Loading on Characteristics of Aerobic Granular Sludge[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 31(10):128-132. |
| [10] | 于广丽, 李平, 王海磊, 等. 好氧颗粒污泥的快速驯化及其动力学研究[J]. 河南师范大学学报:自然科学版, 2011, 39(6):129-132. Yu Guangli, Li Ping, Wang Hailei, et al. Rapid Culture Method of Aerobic Granule and Its Kinetics[J]. Journal of Normal University:Natural Science, 2011, 39(6):129-132. |
| [11] | 王劲松, 胡勇有.比生物絮凝因子作为絮凝剂促进厌氧污泥颗粒化指标的研究[J].环境科学学报, 2005, 25(12):1615-1618. Wang Jinsong, Hu Yongyou. Study on "Relative Bioflocculation Parameter BF/BF0" as the Indicatrix of Enhancing Anaerobic Granulation with Floculants[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2005, 25(12):1615-1618. |
| [12] | 王劲松, 胡勇有.微生物絮凝剂促进厌氧污泥颗粒化及其机制的研究[J].环境科学学报, 2005, 25(3):361-366. Wang Jinsong, Hu Yongyou. Mechanism of Anaerobic Granulation Enhancement with Bio-Flocculant[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2005, 25(3):361-366. |
| [13] | 宋志伟, 程晓霞, 潘月军, 等. 接种污泥对好氧颗粒污泥稳定性的影响[J].吉林大学学报:地球科学版, 2011, 41(3):873-878. Song Zhiwei, Cheng Xiaoxia, Qiao Yuejun, et al. Influence of Seed Sludge on the Reactivation of Aerobic Sludge Granular After Storage[J]. Journal of Jilin University:Earth Science Edition, 2011, 41(3):873-878. |
| [14] | 国家环保局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社, 2002. State Environmental Protection Administration of China. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. 4th ed. Beijing:Environmental Science Press, 2002. |
| [15] | Lvguna A, Ouattara A, Gonzalez R O, et al. A Simple and Low Cost Technique for Determining the Granulometry of Up-Flow Anaerobic Sludge Blanket Reactor Sludge[J].Wat Sci Tech, 1999, 40(8):1-8. |
| [16] | 竺建荣, 刘纯新.好氧颗粒污泥的培养及理化特性的研究[J].环境科学, 1999, 20(2):38-41. Zhu Jianrong, Liu Chunxin. Cultivation and Physic-Chemical Characteristics Granular Activated Sludge in Alternation of Anaerobic/Aerobic Process[J]. Environmental Science, 1999, 20(2):38-41. |
| [17] | Toh S K, Tay J H, Moy B Y P, et al. Size Effect on the Physical Characteristics of the Aerobic Granule in a SBR[J]. Appl Micro Biotech, 2003, 60(6):687-695. |
| [18] | Ivanov V, Wang X M, Tay S T, et al.Bioaugmentation and Enhanced Formation of Microbial Granules Used in Aerobic Wastewater Treatment[J].Appl Microbiol Biotechnol, 2006, 70:374-381. |