污泥顆粒化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)具有結構穩定、 沉降性能好、 微生物量大、 耐沖擊負荷和毒性等優點，但AGS的培養過程比較復雜[2, 3, 4]. 眾多研究表明，接種污泥性質、 有機負荷、 沉降時間、 剪切力和pH條件等都能顯著影響顆粒污泥的形成過程與最終性能[5, 6, 7, 8, 9].
其中，合理控制有機負荷(OLR)對于協調生物量累積與顆粒生長過程至關重要. 當進水OLR很低時，微生物增殖速率緩慢，很難在較強的水力剪切環境中形成聚集體[10]. Ni等[11]利用COD 為170 mg ·L-1的低濃度生活污水，歷時300 d才培養出平均粒徑約0.8 mm的好氧顆粒污泥. 相反地，當進水OLR達到6~9 kg ·(m3 ·d)-1時，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的極高負荷條件下成功實現了污泥顆粒化，但此時維持反應器的穩定運行已變得相當困難. Long等[14]的研究表明，當進水OLR升至15 kg ·(m3 ·d)-1以上時，AGS內部“厭氧核”將變得不穩定，顆粒結構強度被嚴重削弱，極易發生解體.
為進一步驗證OLR在好氧顆粒污泥培養過程中的特殊作用，本研究在柱形SBR反應器中接種絮狀活性污泥，以乙酸鈉為碳源，考察了逐步提高進水COD負荷對好氧顆粒污泥形成與穩定過程的影響，并通過分析污泥形態、 微生物活性與EPS組成的演化規律，闡明了不同進水OLR條件下，生物量累積與顆粒生長之間的相互關系.
1 材料與方法
1.1 實驗裝置與運行工況
實驗裝置圖如圖 1所示，采用有機玻璃材質的圓柱形SBR反應器，其內徑為7 cm，有效容積為3.9 L(H/D=14.28). 在反應器底部設置曝氣裝置，控制曝氣量為2.5L ·min-1，表面上升流速約為1.1 cm ·s-1. 通過時間程序控制器設置反應周期，單個周期為3 h. 其中，進水5 min，反應170 min，除應急性排泥期間(第98~102 d)沉降時間縮短至2 min以外，正常沉降時間為5 min，其余為排水、 閑置時間，排水比為2/5. 反應溫度控制在28~32℃.
圖 1 實驗裝置示意
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，呈灰褐色絮狀. 種泥經24 h悶曝、 靜置濃縮后，加至SBR反應器中，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，用碳酸氫鈉調節堿度，pH 控制在7.8~8.0之間. 在好氧顆粒污泥的培養過程中，進水有機負荷逐步從0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1.
1.3 分析方法
(1)化學需氧量(COD)、 懸浮固體濃度(MLSS)、 揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)、 污泥體積指數(SVI5和SVI30)等指標采用國家標準方法測定[16]，pH采用賽多利斯酸度計測定，溶解氧(DO)濃度采用多水質分析儀(903P般特)測定，污泥形態通過OLYMPUS CX41型顯微鏡觀察，顆粒污泥沉降速率采用清水靜沉測速法測定.
(2)絮狀污泥平均直徑使用LeicaDM2500顯微鏡測定. 顆粒污泥的粒徑分布采用篩分法測定[17]，使用孔徑分別為1.6、 1.25、 0.8、 0.5和0.3 mm的分樣篩，計算截留在篩網上的污泥質量百分比，通過加權平均計算平均粒徑.
(3)胞外聚合物(EPS)的提取與測定：污泥EPS采用甲醛-NaOH法提取[18]. 蛋白質采用Lowry法測定，以牛血清蛋白作為標準物質[19]. 多糖采用苯酚-硫酸法測定，以葡萄糖作為標準物質[20]. 利用污泥干重(以MLVSS計)，對EPS組分含量進行單位化，單位為mg ·g-1.
(4)比耗氧速率(SOUR)的測定：從反應器中取出一定量污泥，經超純水沖洗后在3300 r ·min-1下離心5 min，棄去上清液，重復以上操作3次. 隨后，將污泥裝入250 mL標準BOD瓶中，并用DO接近飽和狀態的基質溶液充滿，基質配方與張子健等[21]相同. 在密閉條件下，定期記錄DO濃度讀數變化. 利用最小二乘法擬合計算耗氧速率(OUR). 比耗氧速率(SOUR)即為OUR與MLVSS的比值，單位為mg ·(g ·h)-1.
(5)相關計算公式
在相同有機負荷條件下，污泥粒徑增長速率
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; 運行時間為(x-y)，單位d. 2 結果與分析 2.1 顆粒污泥形成過程中性能的變化
在為期125 d的好氧顆粒污泥培養過程中，通過逐步提高進水OLR，反應器內污泥量呈現總體上升的趨勢，見圖 2(a). 需要指出的是，在第90~97 d，對應OLR為4.48 kg ·(m3 ·d)-1時，反應器內出現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競爭中占居優勢，保持顆粒污泥在反應器中的主導地位，需暫時縮短SBR沉降時間，進行應急性排泥操作. 待穩定后，將進水OLR提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，污泥濃度持續累積，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 不同有機負荷條件下，污泥性狀與反應器效能的變化過程
另外，反應器在OLR為0.64 kg ·(m3 ·d)-1條件下運行7 d后，污泥出現沙化，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. 運行至第84 d，污泥SVI30穩定在15~20 mL ·g-1. Maas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，平均沉降速率達到102 m ·h-1，在30~112 m ·h-1的文獻數據中處于頂尖水平[12, 23, 24].
由圖 2(c)可知，盡管OLR在整個培養過程中提高了近8倍，但污泥對COD的去除率始終呈現穩步上升的趨勢，由最初的65%增至90%以上. 即使在第98~102 d的應急性排泥階段，MLSS由19.0 g ·L-1降至6.8 g ·L-1，反應器對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，反應器對有機物的去除負荷(ORR)與進水OLR呈現良好的線性正比關系. 這意味著污泥顆粒化過程不僅使污泥形態發生了根本變化，也顯著增強了反應器的除污效能. 2.2 OLR對污泥顆粒生長的影響
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速率. 在第11 d，污泥仍呈現絮狀，平均直徑僅為0.22 mm. 當進水OLR由0.96 kg ·(m3 ·d)-1逐步提高至2.56 kg ·(m3 ·d)-1時，反應器內MLVSS/MLSS值由45.5%上升至65.3%，粒徑在0~0.3 mm的污泥質量百分比由59.2%增至76.0%，而粒徑在0.5 mm以上的MLSS始終穩定在0.5 g ·L-1左右，污泥平均粒徑的增長速率為負值. 這意味著當OLR較低時，提高進水COD濃度有利于微生物增殖形成微小聚集體，但并不能有效促進粒徑較大污泥的生長[25]. 當進水OLR升至3.20 kg ·(m3 ·d)-1和3.84 kg ·(m3 ·d)-1時，污泥平均粒徑的增長速率分別達到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始占主導. 然而，在更高的OLR條件下，AGS的粒徑增長速率迅速放緩，平均粒徑達到1.2~1.4 mm，污泥結構變得更加密實. 在第115 d，OLR 為5.12 kg ·(m3 ·d)-1，粒徑0.5 mm以上的污泥質量百分比為98.5%，1.6 mm以上的大顆粒質量百分比達到22.6%.
圖 3 不同有機負荷條件下，污泥粒徑分布與平均粒徑的變化過程
在本研究中，根據污泥的性狀差異，將培養過程分為以下4個階段，如表 1所示.
表 1 污泥顆粒化過程中，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，逐漸形成結構密實、 形狀規則的小顆粒，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則，呈棉花狀，表面有明顯的絲狀菌包裹，見圖 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表面及內部的傳質阻力，顯著改善顆粒密實度.隨著反應器內MLSS的持續增長，進一步提高進水OLR，可充分利用絲狀菌的骨架作用，形成穩定的顆粒結構，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 不同有機負荷條件下，污泥形態的顯微鏡照片
2.3 污泥顆粒化過程中EPS組分的變化
EPS是微生物實現自適應與固定化的重要結構性物質，其中，蛋白質(PN)與聚多糖(PS)可占到EPS總量的70%以上. 眾多研究表明，AGS的結構性狀與PN、 PS的相對含量密切相關[26, 27, 28].
在污泥顆粒化過程中，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總量隨運行時間呈現單調上升的趨勢，PN/PS值由1.53提高至3.22. 出于維持特殊結構的需要，顆粒污泥的EPS總量通常高于絮狀污泥的水平[29,30]. 其中，PN含量的持續增加與好氧顆粒污泥MLVSS、 SOUR和平均粒徑的變化過程是一致的. 這不僅是生物量累積、 污泥活性增強的必然結果，也是改善顆粒表面疏水性、 促進微生物聚集的前提條件[31].
圖 5 污泥顆粒化過程中，胞外聚合物中PN、PS含量的變化過程
相比之下，PS常被描述成一種高分子量、 強絡合能力的“生物膠水”. 在AGS形成過程中，PS組分的增量較小，但其通常貫穿于整個顆粒污泥中，對維持結構的穩定非常重要[32]. Adav等[19]認為，PS中含有大量羥基、 羧基等負電官能團，可與Ca2+等陽離子通過吸附、架橋作用形成網狀骨架，為微生物的聚集生長創造有利條件.由圖 5可知，PS成分在反應器運行的前55 d內處于緩慢上升階段，濃度值在20~30 mg ·g-1. 但在顆粒生長與成熟期，PS含量出現了2次大幅度波動. 結合圖 2、 圖 3可知，在第73 d，PS含量增至43.7 mg ·g-1，穩定數天后開始減少. 此時，污泥粒徑的增長速率躍升至27.8 μm ·d-1，并首次出現了1.25~1.6 mm的粒徑區間. 其次，在第113 d，PS含量達到峰值約63.6 mg ·g-1，隨后又逐漸降回最初的水平. 這與粒徑1.6 mm以上的污泥質量百分比由2.1%大幅增至22.6%幾乎是同時出現的. Zhu等[33]在培養AGS的過程中也有類似發現，當SBR運行到第40 d，伴隨著污泥濃度快速上升、 SVI30趨于穩定，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，在污泥顆粒化過程中，盡管PN、PS含量具有不同的變化趨勢，但兩者對于生物量累積和顆粒生長表現出良好的響應關系.在后續的工作中，有必要深入研究EPS組分的指示功能，以期為完善、優化現有好氧顆粒污泥的培養方法提供理論指導.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。
3 結論
(1)將SBR反應器進水有機負荷由0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，可以有效促進污泥的顆粒化進程. 反應器ORR值、 污泥平均粒徑與SOUR值的變化過程表明，污泥顆粒化不僅使污泥形態發生了根本變化，也顯著增強了微生物活性.
(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，反應器對COD去除率高于90%.
(3)在本研究中，當進水OLR為3.20~4.84 kg ·(m3 ·d)-1時，污泥平均粒徑的增長速率最快.但在更高的OLR條件下，絮狀污泥的大量出現使得必須采取應急性排泥措施，才能保持AGS在反應器中的主導地位.
(4)在好氧顆粒污泥的培養過程中，胞外聚合物中PN、 PS含量的變化對生物量累積、 顆粒生長表現出良好的響應關系. 因此，有必要對EPS組分的指示功能開展深入研究.(來源及作者：蘇州科技學院環境科學與工程學院 劉小朋、王建芳、錢飛躍、王琰、陳重軍、沈耀良)
