环境科学  2015, Vol. 36 Issue (9): 3352-3357   PDF    
引用本文
刘小朋, 王建芳, 钱飞跃, 王琰, 陈重军, 沈耀良. 提高有机负荷对好氧颗粒污泥形成与稳定过程的影响[J]. 环境科学, 2015, 36(9): 3352-3357.
LIU Xiao-peng, WANG Jian-fang, QIAN Fei-yue, WANG Yan, CHEN Chong-jun, SHEN Yao-liang. Effect of Increasing Organic Loading Rate on the Formation and Stabilization Process of Aerobic Granular Sludge[J]. Environmental Science, 2015, 36(9): 3352-3357.
提高有机负荷对好氧颗粒污泥形成与稳定过程的影响
刘小朋1, 王建芳1,2,3, 钱飞跃1,2,3, 王琰1, 陈重军1,2,3, 沈耀良1,2,3     
1. 苏州科技学院环境科学与工程学院, 苏州 215009;
2. 苏州科技学院江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009;
3. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009
收稿日期: 2015-01-29; 修订日期: 2015-04-10.
基金项目： 国家自然科学基金项目(51308367);江苏省高校自然科学基金项目(14KJB610008, 14KJB610009);江苏高校优势学科建设工程资助项目
作者简介：刘小朋(1990~),男,硕士研究生,主要研究方向废水生物处理理论与技术,E-mail:LXP6486@126.com
通讯联系人,沈耀良,ylshenniu@126.com
摘要：本研究在柱形SBR反应器中接种市政污水厂活性污泥,以乙酸钠为碳源,考察了逐步提高进水有机负荷(OLR)对好氧颗粒污泥(AGS)形成的影响,并分析了污泥外观形态、微生物活性与胞外聚合物(EPS)组成的演化规律. 结果表明,当进水OLR在3.20~4.84 kg ·(m3 ·d)-1时,污泥粒径的增长速率最快. 更高的OLR将导致絮状污泥的大量出现,需辅以应急性排泥,才能保持AGS在反应器中的主导地位. 成熟AGS的污泥浓度(MLSS)、污泥体积指数(SVI30)、平均粒径、沉降速率和比耗氧速率(SOUR)分别达到23.9 g ·L-1、20 mL ·g-1、1.4 mm、102 m ·h-1和50.2 mg ·(g ·h)-1. 污泥颗粒化过程不仅使污泥形态发生了根本变化,也显著增强了微生物活性. 在此期间,胞外聚合物中PN、PS含量的变化对生物量累积、颗粒生长表现出良好的响应关系. 充分发挥EPS组分的指示功能,将有助于优化现有AGS的培养方法.
关键词： 好氧颗粒污泥     有机负荷     颗粒粒径     微生物活性     胞外聚合物    
Effect of Increasing Organic Loading Rate on the Formation and Stabilization Process of Aerobic Granular Sludge
LIU Xiao-peng1 , WANG Jian-fang1,2,3, QIAN Fei-yue1,2,3, WANG Yan1, CHEN Chong-jun1,2,3, SHEN Yao-liang1,2,3     
1. School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
2. Jiangsu Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
3. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Technology and Material of Water Treatment, Suzhou 215009, China
Abstract: In order to evaluate the effect of organic loading rate (OLR) on the formation of aerobic granular sludge (AGS), a lab-scale cylindrical SBR reactor (sodium acetate as carbon source) was constructed and inoculated with collected sewage sludge. The evolution of morphology, microbial activity and extracellular polymeric substances (EPS) characteristics of sludge samples in the reactor were recorded and analyzed. The results showed that AGS has the highest growth rate under the condition of 3.20-4.84 kg ·(m3 ·d)-1OLR, and a selective discharging strategy of the floccular sludge was suggested to maintain the predominance of AGS in reactor. The accumulated sludge concentration, SVI30, mean granule size, settling velocity and SOUR value of the AGS in steady-state operated SBR was 23.9 g ·L-1, 20 mL ·g-1, 1.4 mm, 102 m ·h-1and 50.2 mg ·(g ·h)-1, respectively. The granulation process not only obviously changed the sludge appearance, but also significantly improved the microbial activity. Meanwhile, linear correlation was observed between the variation of protein/polysaccharide concentration and the granule size of AGS. Thus, variation of protein/polysaccharide concentration of the EPS could be applied as an indicator for optimization of the cultivation method of AGS.
Key words: aerobic granular sludge     organic loading rate     mean granule size     microbial activity     extracellular polymeric substances    

污泥颗粒化是微生物自凝聚与固定化的一种形式[1]. 与普通活性污泥相比，好氧颗粒污泥(AGS)具有结构稳定、 沉降性能好、 微生物量大、 耐冲击负荷和毒性等优点，但AGS的培养过程比较复杂[2, 3, 4]. 众多研究表明，接种污泥性质、 有机负荷、 沉降时间、 剪切力和pH条件等都能显著影响颗粒污泥的形成过程与最终性能[5, 6, 7, 8, 9].

其中，合理控制有机负荷(OLR)对于协调生物量累积与颗粒生长过程至关重要. 当进水OLR很低时，微生物增殖速率缓慢，很难在较强的水力剪切环境中形成聚集体[10]. Ni等[11]利用COD 为170 mg ·L-1的低浓度生活污水，历时300 d才培养出平均粒径约0.8 mm的好氧颗粒污泥. 相反地，当进水OLR达到6~9 kg ·(m3 ·d)-1时，微生物快速增殖，AGS表面易形成较大厚度的松散层，使其沉降性能降低[12]. 尽管López-Palau等[13]在OLR为22.5 kg ·(m3 ·d)-1的极高负荷条件下成功实现了污泥颗粒化，但此时维持反应器的稳定运行已变得相当困难. Long等[14]的研究表明，当进水OLR升至15 kg ·(m3 ·d)-1以上时，AGS内部“厌氧核”将变得不稳定，颗粒结构强度被严重削弱，极易发生解体.

为进一步验证OLR在好氧颗粒污泥培养过程中的特殊作用，本研究在柱形SBR反应器中接种絮状活性污泥，以乙酸钠为碳源，考察了逐步提高进水COD负荷对好氧颗粒污泥形成与稳定过程的影响，并通过分析污泥形态、 微生物活性与EPS组成的演化规律，阐明了不同进水OLR条件下，生物量累积与颗粒生长之间的相互关系. 1 材料与方法 1.1 实验装置与运行工况

实验装置图如图 1所示，采用有机玻璃材质的圆柱形SBR反应器，其内径为7 cm，有效容积为3.9 L(H/D=14.28). 在反应器底部设置曝气装置，控制曝气量为2.5L ·min-1，表面上升流速约为1.1 cm ·s-1. 通过时间程序控制器设置反应周期，单个周期为3 h. 其中，进水5 min，反应170 min，除应急性排泥期间(第98~102 d)沉降时间缩短至2 min以外，正常沉降时间为5 min，其余为排水、 闲置时间，排水比为2/5. 反应温度控制在28~32℃.

图 1 实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the lab-scale SBR
1.2 接种污泥与用水

本研究所使用的接种污泥取自苏州某市政污水处理厂氧化沟内，呈灰褐色絮状. 种泥经24 h闷曝、 静置浓缩后，加至SBR反应器中，使MLSS为6.0 g ·L-1左右，其MLVSS/MLSS(F值)为0.47，SVI30约73 mL ·g-1.

进水采用与刘文如等[15]相同成分的人工配水，以乙酸钠和氯化铵分别作为碳源和氮源，用碳酸氢钠调节碱度，pH 控制在7.8~8.0之间. 在好氧颗粒污泥的培养过程中，进水有机负荷逐步从0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1.

1.3 分析方法

(1)化学需氧量(COD)、 悬浮固体浓度(MLSS)、 挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)、 污泥体积指数(SVI5和SVI30)等指标采用国家标准方法测定[16]，pH采用赛多利斯酸度计测定，溶解氧(DO)浓度采用多水质分析仪(903P般特)测定，污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜观察，颗粒污泥沉降速率采用清水静沉测速法测定.

(2)絮状污泥平均直径使用LeicaDM2500显微镜测定. 颗粒污泥的粒径分布采用筛分法测定[17]，使用孔径分别为1.6、 1.25、 0.8、 0.5和0.3 mm的分样筛，计算截留在筛网上的污泥质量百分比，通过加权平均计算平均粒径.

(3)胞外聚合物(EPS)的提取与测定：污泥EPS采用甲醛-NaOH法提取[18]. 蛋白质采用Lowry法测定，以牛血清蛋白作为标准物质[19]. 多糖采用苯酚-硫酸法测定，以葡萄糖作为标准物质[20]. 利用污泥干重(以MLVSS计)，对EPS组分含量进行单位化，单位为mg ·g-1.

(4)比耗氧速率(SOUR)的测定：从反应器中取出一定量污泥，经超纯水冲洗后在3300 r ·min-1下离心5 min，弃去上清液，重复以上操作3次. 随后，将污泥装入250 mL标准BOD瓶中，并用DO接近饱和状态的基质溶液充满，基质配方与张子健等[21]相同. 在密闭条件下，定期记录DO浓度读数变化. 利用最小二乘法拟合计算耗氧速率(OUR). 比耗氧速率(SOUR)即为OUR与MLVSS的比值，单位为mg ·(g ·h)-1.

(5)相关计算公式

在相同有机负荷条件下，污泥粒径增长速率

式中，Dx为第x天平均粒径，单位mm； Dy为第y天平均粒径，单位mm； 运行时间为(x-y)，单位d. 2 结果与分析 2.1 颗粒污泥形成过程中性能的变化

在为期125 d的好氧颗粒污泥培养过程中，通过逐步提高进水OLR，反应器内污泥量呈现总体上升的趋势，见图 2(a). 需要指出的是，在第90~97 d，对应OLR为4.48 kg ·(m3 ·d)-1时，反应器内出现了大量沉降性能较差的白色絮状污泥. 为了防止絮状污泥在基质竞争中占居优势，保持颗粒污泥在反应器中的主导地位，需暂时缩短SBR沉降时间，进行应急性排泥操作. 待稳定后，将进水OLR提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，污泥浓度持续累积，MLSS、 MLVSS升至峰值23.9 g ·L-1和13.0 g ·L-1，分别为接种污泥的4.0倍和4.6倍.

图 2 不同有机负荷条件下，污泥性状与反应器效能的变化过程 Fig. 2 Performance of the SBR reactor and the variation of biochemical characteristics of sludge under different OLR conditions

另外，反应器在OLR为0.64 kg ·(m3 ·d)-1条件下运行7 d后，污泥出现沙化，沉降性能明显改善，SVI30由最初的86 mL ·g-1降至51 mL ·g-1，如图 2(b)所示. 运行至第84 d，污泥SVI30稳定在15~20 mL ·g-1. Maas等[22]指出，SVI5/SVI30值越接近1.0意味着污泥颗粒化程度越高. 在本研究中，成熟颗粒污泥的SVI5/SVI30值约为1.1，平均沉降速率达到102 m ·h-1，在30~112 m ·h-1的文献数据中处于顶尖水平[12, 23, 24].

由图 2(c)可知，尽管OLR在整个培养过程中提高了近8倍，但污泥对COD的去除率始终呈现稳步上升的趋势，由最初的65%增至90%以上. 即使在第98~102 d的应急性排泥阶段，MLSS由19.0 g ·L-1降至6.8 g ·L-1，反应器对COD的去除率仍维持在(93±3)%，絮状污泥的排出并未明显削弱SBR的除污能力. 如图 2(d)所示，反应器对有机物的去除负荷(ORR)与进水OLR呈现良好的线性正比关系. 这意味着污泥颗粒化过程不仅使污泥形态发生了根本变化，也显著增强了反应器的除污效能. 2.2 OLR对污泥颗粒生长的影响

图 3给出了不同OLR条件下，污泥的粒径分布与平均粒径增长速率. 在第11 d，污泥仍呈现絮状，平均直径仅为0.22 mm. 当进水OLR由0.96 kg ·(m3 ·d)-1逐步提高至2.56 kg ·(m3 ·d)-1时，反应器内MLVSS/MLSS值由45.5%上升至65.3%，粒径在0~0.3 mm的污泥质量百分比由59.2%增至76.0%，而粒径在0.5 mm以上的MLSS始终稳定在0.5 g ·L-1左右，污泥平均粒径的增长速率为负值. 这意味着当OLR较低时，提高进水COD浓度有利于微生物增殖形成微小聚集体，但并不能有效促进粒径较大污泥的生长[25]. 当进水OLR升至3.20 kg ·(m3 ·d)-1和3.84 kg ·(m3 ·d)-1时，污泥平均粒径的增长速率分别达到27.8 μm ·d-1和60.0 μm ·d-1，粒径0.5 mm以上的颗粒状污泥开始占主导. 然而，在更高的OLR条件下，AGS的粒径增长速率迅速放缓，平均粒径达到1.2~1.4 mm，污泥结构变得更加密实. 在第115 d，OLR 为5.12 kg ·(m3 ·d)-1，粒径0.5 mm以上的污泥质量百分比为98.5%，1.6 mm以上的大颗粒质量百分比达到22.6%.

图 3 不同有机负荷条件下，污泥粒径分布与平均粒径的变化过程 Fig. 3 Variation of size distribution of sludge granules and mean size of sludge granules under different OLR conditions

在本研究中，根据污泥的性状差异，将培养过程分为以下4个阶段，如表 1所示.

表 1 污泥颗粒化过程中，各阶段的污泥特性 Table 1 Sludge characteristics under different states of the granulation process

在第Ⅰ、Ⅱ期，沉降性能良好的絮状污泥相互凝聚，逐渐形成结构密实、 形状规则的小颗粒，如图 4(a)~4(c)所示. 在中等OLR条件下，微生物活性(SOUR)大幅提高，生物量(MLSS)累积速率加快，污泥颗粒变得膨松且不规则，呈棉花状，表面有明显的丝状菌包裹，见图 4(d). Tay等[10]的研究表明，提供较高的COD浓度和足够的水力剪切力，有助于降低AGS表面及内部的传质阻力，显著改善颗粒密实度.随着反应器内MLSS的持续增长，进一步提高进水OLR，可充分利用丝状菌的骨架作用，形成稳定的颗粒结构，如图 4(f)所示.由表 1可知，成熟颗粒污泥的沉降速率、 SOUR值分别比接种污泥提高了50倍和3倍，微生物聚集度与活性均大幅提高.

(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图 4 不同有机负荷条件下，污泥形态的显微镜照片 Fig. 4 Microscopic images of sludge granules under different OLR conditions
2.3 污泥颗粒化过程中EPS组分的变化

EPS是微生物实现自适应与固定化的重要结构性物质，其中，蛋白质(PN)与聚多糖(PS)可占到EPS总量的70%以上. 众多研究表明，AGS的结构性状与PN、 PS的相对含量密切相关[26, 27, 28].

在污泥颗粒化过程中，胞外多聚物中PN、 PS含量的变化曲线如图 5所示. 在本研究中，污泥EPS总量随运行时间呈现单调上升的趋势，PN/PS值由1.53提高至3.22. 出于维持特殊结构的需要，颗粒污泥的EPS总量通常高于絮状污泥的水平[29,30]. 其中，PN含量的持续增加与好氧颗粒污泥MLVSS、 SOUR和平均粒径的变化过程是一致的. 这不仅是生物量累积、 污泥活性增强的必然结果，也是改善颗粒表面疏水性、 促进微生物聚集的前提条件[31].

图 5 污泥颗粒化过程中，胞外聚合物中PN、PS含量的变化过程 Fig. 5 Variation of protein and polysaccharide concentration in EPS during sludge granulation

相比之下，PS常被描述成一种高分子量、 强络合能力的“生物胶水”. 在AGS形成过程中，PS组分的增量较小，但其通常贯穿于整个颗粒污泥中，对维持结构的稳定非常重要[32]. Adav等[19]认为，PS中含有大量羟基、 羧基等负电官能团，可与Ca2+等阳离子通过吸附、架桥作用形成网状骨架，为微生物的聚集生长创造有利条件.由图 5可知，PS成分在反应器运行的前55 d内处于缓慢上升阶段，浓度值在20~30 mg ·g-1. 但在颗粒生长与成熟期，PS含量出现了2次大幅度波动. 结合图 2、 图 3可知，在第73 d，PS含量增至43.7 mg ·g-1，稳定数天后开始减少. 此时，污泥粒径的增长速率跃升至27.8 μm ·d-1，并首次出现了1.25~1.6 mm的粒径区间. 其次，在第113 d，PS含量达到峰值约63.6 mg ·g-1，随后又逐渐降回最初的水平. 这与粒径1.6 mm以上的污泥质量百分比由2.1%大幅增至22.6%几乎是同时出现的. Zhu等[33]在培养AGS的过程中也有类似发现，当SBR运行到第40 d，伴随着污泥浓度快速上升、 SVI30趋于稳定，胞外聚合物中PS的含量成倍增加. 随后，颗粒污泥逐渐成熟，部分多糖被新增的微生物所利用，PN/PS比值重新恢复至4.2左右. Franco等[34]的研究也表明，颗粒污泥与絮状污泥的性状差异与PS含量的高低是一致的.

总之，在污泥颗粒化过程中，尽管PN、PS含量具有不同的变化趋势，但两者对于生物量累积和颗粒生长表现出良好的响应关系.在后续的工作中，有必要深入研究EPS组分的指示功能，以期为完善、优化现有好氧颗粒污泥的培养方法提供理论指导. 3 结论

(1)将SBR反应器进水有机负荷由0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，可以有效促进污泥的颗粒化进程. 反应器ORR值、 污泥平均粒径与SOUR值的变化过程表明，污泥颗粒化不仅使污泥形态发生了根本变化，也显著增强了微生物活性.

(2)成熟好氧颗粒污泥的MLSS、 SVI30、 平均粒径、 沉降速率和SOUR分别达到23.9 g ·L-1、 20 mL ·g-1、 1.4 mm、 102 m ·h-1和50.2 mg ·(g ·h)-1，反应器对COD去除率高于90%.

(3)在本研究中，当进水OLR为3.20~4.84 kg ·(m3 ·d)-1时，污泥平均粒径的增长速率最快.但在更高的OLR条件下，絮状污泥的大量出现使得必须采取应急性排泥措施，才能保持AGS在反应器中的主导地位.

(4)在好氧颗粒污泥的培养过程中，胞外聚合物中PN、 PS含量的变化对生物量累积、 颗粒生长表现出良好的响应关系. 因此，有必要对EPS组分的指示功能开展深入研究.

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