好氧顆粒污泥由微生物自凝聚形成, 與絮狀污泥相比, 具有沉速快、生物相豐富、抗沖擊負荷能力強等優點, 被認為是最有前景的污水處理技術之一.目前, 好氧顆粒污泥已廣泛運用于處理城市污水、重金屬污水、印染廢水及高濃度食品廢水等.其中, 利用顆粒污泥進行脫氮除磷對研究顆粒污泥形成與穩定及同步去除氮磷機制具有重要意義.

　　大量研究表明, 碳源對污泥物理性能、菌落結構、脫氮除磷等具有顯著影響.王迪等發現, 醋酸鈉和葡萄糖為碳源培養的顆粒污泥, 兩者粒徑和污泥容積指數(sludge volume index, SVI)相近(粒徑分別為1.1 mm和1.0 mm, SVI分別為31 mL·g-1和26 mL·g-1), 但前者不含絲狀菌而后者則有少量絲狀菌存在; 高景峰等進一步證明, 以揮發性脂肪酸(volatile fatty acids, VFAs)為碳源時, 短桿菌較多, 球菌較少, 而以葡萄糖為碳源時球菌多, 且存在大量與聚糖菌(glycogen accumulating organisms, GAOs)有關的八疊球菌.但總體而言, 這方面研究較少.

　　碳源對生物除磷有重要影響.普遍認為, 以醋酸、丙酸等VFAs為碳源時, 聚磷菌(polyphosphate accumulating organisms, PAOs)易于富集, 而以葡萄糖為碳源時, GAOs會大量富集導致系統非穩態運行, 抑制PAOs生長而導致反應器喪失除磷能力.但也有研究者發現, 葡萄糖為碳源時PAOs數量遠高于GAOs數量(兩者分別為45.5%和4.26%).相比較而言, 碳源對脫氮影響較小.醋酸鈉反應器脫氮效率在90%以上, 盡管反硝化速率是葡萄糖為碳源的1.37倍, 但葡萄糖反應器脫氮效率也在80%以上.綜上看出, 碳源對除磷的影響有待更進一步研究.

　　另外, 研究者發現, 碳源對污泥胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)、糖原及磷的形態也有影響. Ye等發現, 分別以醋酸鈉和葡萄糖為碳源時, EPS中蛋白質(protein, PN)均為主要組成部分且質量分數相當, 但后者多糖(polysaccharide, PS)質量分數較高(PN、PS與污泥穩定性有重要聯系[1]), 而其他學者以葡萄糖為碳源時發現, EPS中PS質量分數顯著高于PN.污泥中總磷(total phosphorus, TP)和總糖是系統中PAOs和GAOs數量重要指示, 醋酸鈉為碳源時, 污泥中總糖較低, 而TP較高, 除磷能力強.近年來, 研究者進一步發現污泥中磷的形態與磷去除機制有關, 葡萄糖與醋酸鈉(配比為1:1) 混合碳源時, 無機磷(inorganic phosphorus, IP)中鐵與鋁結合態磷(Fe/Al-P)為污泥中磷的主要存在形式, 然而一些研究者認為除磷系統中與Ca結合的Ca-P為主要形式, 這可能與其進水組分有關.總之, EPS、TP和總糖及磷組份的差異是否與碳源基質有關, 還有待于深入研究.

　　因此, 本試驗在SBR反應器中, 以成熟脫氮除磷顆粒污泥(醋酸鈉為碳源)為研究對象, 逐級增加葡萄糖比例, 最終培養成葡萄糖為唯一碳源的好氧顆粒污泥, 研究此碳源脅迫過程中顆粒污泥物理、生化性能的變化, 深入探究其相互關系, 進一步豐富碳源對顆粒污泥脫氮除磷的影響研究.

　　1 材料與方法1.1 試驗裝置及運行方式

　　試驗用SBR反應器(圖 1)由圓柱形雙層有機玻璃制成, 總容積5 L, 有效容積4 L, 內層為反應主體部分, 直徑16 cm, 高25 cm, 外層為循環水用于溫度控制.反應器體積交換率為50%, pH值為7.5~8.5, 溫度為26℃左右, 攪拌轉速為96 r·min-1左右, 好氧段曝氣流量約為0.45~0.80 L·min-1.反應器每周期運行288 min, 其中包括進水1 min、厭氧80 min、曝氣193 min、沉淀5 min、排水5 min及閑置4 min, 好氧末端排出一定量泥水混合物, 控制污泥齡為23 d左右.

1.進水泵; 2.攪拌電機; 3.攪拌槳; 4.微孔曝氣盤; 5.出水泵; 6.空氣泵; 7.循環水進水口; 8.循環水出水口; 9.顆粒污泥

圖 1 SBR反應器裝置示意

　　1.2 試驗用水

　　試驗用水由人工配制, 其組成成分見表 1.

　　表 1 進水成分

　　1.3 試驗方法

　　本次試驗按進水COD組成成分不同分為5階段, 其中階段Ⅰ以醋酸鈉為唯一碳源, 階段Ⅱ至階段Ⅳ碳源為醋酸鈉和葡萄糖, 其對COD的貢獻比例分別為3:1、1:1和1:3, 階段Ⅴ以葡萄糖為唯一碳源, 反應器共運行705 d.通過試驗研究碳源脅迫下, 各階段污泥形態, 氮和磷的去除狀況及其最大反應速率, 污泥中EPS、總糖及TP含量及污泥中磷形態, 探討碳源對微生物形態、反應速率及污泥形態的影響, 分析碳源種類與微生物形態、EPS、磷的形態之間的關系.

　　1.4 分析測試方法1.4.1 SMT法測定污泥中磷的形態及含量

　　SMT法將污泥中TP形態分為4類, 分別為Fe/Al-P、Ca-P、有機磷(organic phosphorus, OP)和IP, 其分析方法如圖 2所示.

圖 2 SMT分析方法

　　1.4.2 污泥中EPS提取及測試

　　本試驗采用加熱法提取污泥中EPS, 其具體方法如下：取適量泥水混合物, 用去離子水離心清洗(6 000 r·min-1, 10 min)3次, 撇去上清液, 向污泥中加EPS提取液(2mmol·L-1 Na3PO4, 4 mmol·L-1 NaH2PO4, 9 mmol·L-1 NaCl和1 mmol·L-1 KCl, pH=7) 恢復至原體積, 置于沸水浴15 min(每5 min取出進行振蕩), 結束后樣品經離心(12 000 r·min-1, 15 min)后, 取上清液測定污泥中EPS; EPS中PS、PN和腐殖酸(humic acid, HA)分別采用蒽酮法和修正的福林酚法測定, 核酸(nucleic acid, NA)采用分光光度計(260 nm)測定.

　　1.4.3 污泥反應速率測定

　　通過燒杯試驗測定污泥去除氮和磷的生化反應速率, 其具體操作如下：從反應器中取一定量顆粒污泥混合液, 經離心清洗后置于燒杯試驗裝置中定容, 然后分別投加特定試驗基質(釋磷試驗投加相應碳源, 吸磷試驗在厭氧釋磷結束后清洗后再投加磷并進行曝氣, 硝化試驗投加氮和碳酸氫鈉并進行曝氣, 反硝化試驗投加碳源和氮, 基質必須充足), 控制反應過程中溫度(25~28℃)和pH值(7.0~7.5), 在不同時刻測定相應的氮和磷的質量濃度, 分別繪制ρ-t曲線, 利用曲線的最大斜率計算得到污泥最大釋磷、吸磷、硝化及反硝化速率.

　　1.4.4 常規指標

　　NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P、MLSS、MLVSS及SVI等參照文獻測定; 顆粒污泥形態采用生物顯微鏡(舜宇EX20, 寧波)和掃描電鏡(JSM-IT300, 日本)進行觀察; 顆粒污泥經超聲(新芝JY92-Ⅱ, 寧波)預處理后, 采用蒽酮比色法測污泥中總糖.

　　2 結果與討論2.1 醋酸鈉為碳源(階段Ⅰ)顆粒污泥的性能

　　階段Ⅰ顆粒污泥反應器運行123 d, 該顆粒污泥[圖 3(a)]呈淡黃色, 邊界清晰, 呈球形或橢球形, 平均粒徑在1.0 mm左右, SVI在38.97 mL·g-1以下; 顆粒污泥表面和內部生長著一定數量的絲狀菌(圖 3), 球菌和短桿菌等微生物附著于絲狀菌周圍, 污泥內存在一定數量的孔隙和空腔來傳輸微生物生長需要的營養物質和溶解氧[圖 3(b)].

圖 3 階段Ⅰ顆粒污泥形態

　　顆粒污泥系統在該階段對氮和磷的去除狀況見圖 4(a). 123 d內厭氧末端磷(Pant)由60 mg·L-1緩慢上升到近120 mg·L-1, 而出水磷維持在0.78 mg·L-1左右; 出水NH4+-N維持在0.14 mg·L-1以下, 未檢測出NO2--N, 出水NO3--N開始56 d內較穩定(約為1.88 mg·L-1), 之后逐漸上升, 82 d達最大9.42 mg·L-1, 然后逐漸降低至1.0 mg·L-1左右.

圖 4 階段Ⅰ污泥脫氮除磷性能

　　27d時, 反應器某一周期內顆粒污泥對營養物質的降解特性見圖 4(b).厭氧段期間, 8 min內COD由196.68 mg·L-1迅速下降到61.04 mg·L-1, 最后維持至40 mg·L-1左右, 最大降解速率為194.07 mg·(g·h)-1.磷在20 min內迅速上升到84.03 mg·L-1, 最大釋磷速率為64.68 mg·(g·h)-1, 釋磷總量為74.39 mg·L-1; 好氧開始95 min內磷快速降低到9.38mg·L-1, 最大吸磷速率為33.34 mg·(g·h)-1, 吸磷總量83.09 mg·L-1.厭氧段NH4+-N略有下降, 好氧段NH4+-N由21.74 mg·L-1下降到1.85 mg·L-1, 期間最大硝化速率7.27 mg·(g·h)-1, 好氧段結束時, 磷、NH4+-N、NOx--N均在1.0 mg·L-1以下.

　　2.2 碳源脅迫下顆粒污泥的性能變化2.2.1 污泥表觀形態

　　碳源脅迫下顆粒污泥形態及內部菌落的變化見表 2及圖 5.從其中數據看出, 階段Ⅳ為污泥形態變化拐點, 該階段污泥粒徑、邊界及質地均有顯著變化.內部菌落變化較小, 球菌作為構成主體, 絲狀菌存在于各階段, 階段Ⅴ中觀察到有少量桿菌, 各階段顆粒污泥都具有較好的沉降性能.

　　表 2 好氧顆粒污泥物理性狀

圖 5 碳源脅迫下顆粒污泥形態變化

　　2.2.2 反應器脫氮除磷效果

　　由圖 6(a)可知, 階段Ⅱ到階段Ⅳ, Pant由110 mg·L-1逐漸下降到15 mg·L-1以下, 出水磷在352 d前約維持在1.04 mg·L-1, 之后直到階段Ⅳ末期呈上升趨勢, 最高可達21.34 mg·L-1, 階段Ⅴ中, Pant由8.23mg·L-1緩慢上升到45.58 mg·L-1并維持穩定, 出水磷則呈下降趨勢, 到644 d降低為0.86 mg·L-1.較高的Pant推斷出, 系統中存在大量PAOs, 有利于除磷.

圖 6 碳源脅迫下脫氮除磷歷時變化

　　圖 6(b)看出, 階段Ⅱ到階段Ⅴ, 出水NH4+-N和NO2--N基本維持在1.0 mg·L-1以下, 出水NO3--N變化顯著, 階段Ⅱ到階段Ⅳ呈上升趨勢, 階段Ⅳ結束時, 其值高達21.75 mg·L-1, 階段Ⅴ呈顯著下降趨勢, 由21.75 mg·L-1下降到0.50 mg·L-1.從階段Ⅱ到階段Ⅳ, 系統脫氮除磷性能逐級變差, 而進入階段Ⅴ后經過一定穩定時間, 系統同步脫氮除磷性能逐漸恢復.

　　上述結果看出, 顆粒污泥在碳源脅迫下, 雖保持良好的沉降性能, 但污泥形態和內部微生物構成發生了變化, 其中磷的變化更為顯著.例如, 階段Ⅳ葡萄糖為主要進水碳源, 污泥形態發生了顯著變化, 系統除磷能力喪失; 同時污泥粒徑變小, 外部DO滲透破壞顆粒污泥內部微缺氧環境, 反硝化能力降低.由此可見, 碳源是影響系統效果的重要因素.

　　2.3 不同階段顆粒污泥其他性能參數轉變2.3.1 顆粒污泥生化反應性能

　　取各階段內不同時段污泥進行燒杯試驗, 得到表 3污泥生化特性.反應器由階段Ⅰ到階段Ⅴ運行過程中, 污泥最大釋/吸磷速率、硝化速率和反硝化速率呈先降低后緩慢上升的趨勢, MLSS及MLVSS也有同樣變化趨勢.

　　表 3 污泥生化反應性能 　　

　　結合圖 4和6看出, 階段Ⅰ顆粒污泥最大釋/吸磷速率快, 系統除磷能力強, 相比較而言, 階段Ⅴ系統除磷能力也較強但其最大釋/吸磷速率較慢; 各階段污泥齡在23 d左右, 曝氣量充足的情況下, 系統硝化速率基本維持在7mg·(g·h)-1以上, 出水基本沒有NH4+-N, 在較低出水NOx--N下, 階段Ⅰ相比階段Ⅴ具有更高的反硝化速率; 階段Ⅳ, 污泥濃度及生化反應速率最慢, 此時顆粒污泥結構松散, 微生物易于流失.

　　2.3.2 顆粒污泥中總磷和總糖

　　取各階段好氧末端污泥測定其總糖與TP含量, 其變化見表 4.隨著進水中葡萄糖的增加, 污泥中總糖由63.77 mg·g-1顯著上升到224.18 mg·g-1; 而TP從階段Ⅰ到階段Ⅳ則顯著下降, 最低為21.88 mg·g-1, 階段Ⅴ又上升到69.60 mg·g-1, 維持了較高水平.可見, 葡萄糖為基質時有利于糖原的合成.

　　表 4 不同階段顆粒污泥總糖與TP變化/mg·g-1

　　結合圖 4、圖 6和表 4可以看出, 階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅴ中, 污泥中TP在69.60 mg·g-1以上, 此時污泥中總糖雖然差別很大, 但系統平均除磷率均在80%以上, 而階段Ⅳ污泥總糖在200 mg·g-1以上, 低于階段Ⅴ總糖, 其TP最低僅為21.88 mg·g-1, 系統幾乎喪失除磷能力.這可能由于系統中PAOs數量減少, 而以球菌形式存在的GAOs數量增多引起, 導致厭氧段合成胞內儲存物質的種類和途徑發生了變化, 影響磷的去除; 同時生物除磷污泥總糖含量較高, 間接說明GAOs與PAOs共存, 這一結論與Beer的結果一致.

　　最新研究發現, 污泥中磷組分與污泥除磷有直接關系.為此課題組利用SMT法研究了不同階段污泥中磷組分情況(見表 5), 發現IP為主要組成, IP中Ca-P質量分數在60%以上, 這與本試驗中進水投加CaCl2有關; 階段Ⅳ中, Ca-P和Fe/Al-P在TP中的質量分數最低分別為40.60%和15.19%, 而對應此時污泥中TP和釋/吸磷速率最低(見表 4和表 3), 系統除磷能力最差; 而階段Ⅰ中其值最高分別為57.34%和21.36%, 此時除磷能力最強.其中, OP與微生物代謝有關, 而Ca-P和Fe/Al-P不僅作為構成顆粒污泥的重要晶核存在, 同時參與了聚磷合成及營養物質的運輸, 影響系統的除磷.

　　表 5 SMT法測定污泥中磷的構成/%

　　2.3.3 顆粒污泥中EPS

　　圖 7顯示不同階段顆粒污泥EPS組成情況, 階段Ⅰ和Ⅱ污泥EPS在350 mg·g-1左右, 而階段Ⅳ和Ⅴ污泥EPS維持在200 mg·g-1左右; 各階段污泥EPS中, PN為其主要組成部分, PN與PS是引起EPS變化主要因素.疏水性PN有利于污泥穩定, 親水性PS與污泥解體有關, PN/PS反映顆粒污泥的穩定性.結合圖 3和圖 5可以看出, PN/PS變化與污泥形態結構變化呈顯著正相關, PN/PS在4以上時, 顆粒污泥表現出良好的形態結構.

圖 7 碳源脅迫下顆粒污泥EPS的變化

　　綜上所述, EPS作為運輸細胞內外物質的通道, 間接反映了微生物生長狀況.以醋酸鈉為主碳源的系統中, 具有較高釋/吸磷速率, 系統除磷能力較強, EPS分泌量較高, 當葡萄糖為單一碳源時, 雖然系統可以維持較高除磷率, 但污泥釋/吸磷速率顯著減慢, EPS總量也隨之降低; 另外, 階段Ⅰ和Ⅴ中, 污泥中存在一定數量的桿菌(反硝化微生物主要以桿菌為主, 但其極易流失), 反硝化速率較快, 系統具有較高脫氮能力.具體參見污水寶商城資料或http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1) 好氧顆粒在碳源脅迫下, 污泥物理形態和菌種結構發生了較顯著變化, 絲狀菌和球菌廣泛存在, 尤其以葡萄糖為主的碳源系統中, 球菌數量較多.

　　(2) 以醋酸鈉為主碳源系統中, 污泥釋/吸磷速率, 污泥TP均較高, 系統表現出良好的除磷效果; 當增加進水中葡萄糖比例時, 污泥釋/吸磷速率降低至接近零, 污泥中TP降低到21.88 mg·g-1, 系統喪失除磷能力; 當葡萄糖為唯一碳源時, 污泥釋/吸磷速率和污泥TP均呈現回升, 系統獲得較好的除磷效果.

　　(3) 不同運行階段污泥生化反應速率表明, 碳源不影響硝化反應, 而以短桿菌形態存在的反硝化菌由于顆粒污泥結構的變化而流失, 導致出水NO3--N較高, 最高達21.75 mg·L-1.當污泥性能穩定, 葡萄糖為唯一碳源時, 污泥中仍含少量短桿菌, 反硝化速率也提高到18.78 mg·(g·h)-1, 保證系統具有較高的氮去除率.

　　(4) 污泥中IP占TP的65%以上, 其中Ca-P是構成IP的主要部分; 另外, 醋酸鈉為主的碳源系統中, 顆粒污泥EPS最高, 隨著進水葡萄糖的增加, EPS逐漸降低, 當葡萄糖為單一碳源時, EPS最低; PN/PS在4以上時, 顆粒污泥結構穩定.

　　致謝: 感謝武漢理工大學給排水實驗室和課題組成員給予的幫助.