宋志偉，王秋旭，寧婷婷，任南琪，李立欣

1.黑龍江科技大學環(huán)境與化工學院，哈爾濱 1500222.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，哈爾濱 150090

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微生物絮凝劑投加方式對好氧顆粒污泥性能的影響

宋志偉1，王秋旭1，寧婷婷1，任南琪2，李立欣1

1.黑龍江科技大學環(huán)境與化工學院，哈爾濱 150022
2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，哈爾濱 150090

為提高好氧污泥顆粒化速度，采用微生物絮凝劑，探討在好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中微生物絮凝劑的投加方式對顆粒污泥理化性能及生物降解效能的影響。結果表明：微生物絮凝劑每隔2、3、5、7 d投加一次時，均可培養(yǎng)出成熟的好氧顆粒污泥，微生物絮凝劑的投加方式對好氧污泥顆?；挠绊戄^顯著；微生物絮凝劑最佳投加方式為每5天投加一次，此時顆粒化速度快，顆粒形成時間由未投加的60 d縮短為42 d，好氧顆粒污泥疏水性好，污泥體積指數(shù)穩(wěn)定在40 mL/g左右，沉降速度達35.06 m/h，COD、氨氮和總磷的去除率分別為96.55%、93.29%和87.29%。

微生物絮凝劑；好氧顆粒污泥；氣升式內循環(huán)序批反應器

0 引言

污泥的顆粒化使污水處理系統(tǒng)中微生物高度密集，并保持較高的生物活性，利于反應后的固液分離，縮短污水處理所需時間，還可以實現(xiàn)對氮、磷以及其他金屬離子的去除。但是，污泥的顆?；钑r間很長，一般情況下，在升流式厭氧污泥床反應器(UASB)反應器中厭氧顆粒的形成需2～8月[1]，而氣升式內循環(huán)序批反應器(SBAR)中培養(yǎng)好氧顆粒污泥需1～3月[2-9]，這極大地限制了好氧顆粒污泥的工業(yè)應用。

有些學者探討通過改變微生物活性等促進好氧顆粒污泥的快速形成：于廣麗等[10]通過投加真菌Phanerochaetesp.HSD的厚垣孢子有效縮短了好氧顆粒污泥的馴化時間；王勁松、胡勇有[11-12]在UASB反應器處理低濃度廢水的啟動運行條件下，投加微生物絮凝劑，證實了微生物絮凝劑促進了厭氧菌的聚集，微生物量積累更多，顆粒污泥粒徑大，顆粒污泥活性高，提高了厭氧污泥顆?；俣?。

筆者將微生物絮凝劑應用于促進好氧污泥顆?；难芯?，考察在SBAR反應器運行過程中微生物絮凝劑投加方式的不同對好氧顆粒污泥理化特性的影響，探討在水力停留時間為6 h、曝氣量為0.32 m3/h、有機負荷為3.0 kg/(m3·d)的條件下[8]，定期投加微生物絮凝劑對好氧污泥顆?；M程的影響，并與空白實驗組進行對比，以期為加速好氧污泥顆?；於ɡ碚摶A。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用自制氣升式內循環(huán)序批反應器[13]，反應器有效容積5 L。

1.2 反應器運行方式

以動態(tài)連續(xù)試驗為主，采用5個反應器并列運行，運行時間為42 d，實驗條件見表1。

每個循環(huán)周期為6 h，時間控制為：進水10 min；排水5 min；閑置10 min；沉淀時間第1周15 min，第2周10 min，第3周后5 min；曝氣時間第1周320 min，第2周325 min，第3周后330 min[9]。

1.3 試驗用水與接種污泥

試驗用水采用人工模擬污水，組成見表2，實驗所用藥品均為分析純。接種污泥取自哈爾濱市文昌污水處理廠二沉池，呈絮狀深灰黑色，污泥特性見表3。

表1 實驗條件

表2 模擬污水成分

注：*指每升模擬水樣中加入1 mL微量元素溶液，微量元素溶液中的微量元素組成為：H3BO4150，ZnSO4·7H2O 120，MnCl2·7H2O 120，CuSO4·5H2O 30，NaMoO465，NiCl250，CoCl2·6H2O 210，KI 30 mg/L。

表3 接種污泥特性

注：MLSS為混合液懸浮固體質量濃度；SVI為污泥體積指數(shù)；v為沉降速度；SOUR為比耗氧速率。

1.4 微生物絮凝劑及投加方式

微生物絮凝劑：取自哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，該微生物絮凝劑主要為F2放射根瘤菌(Rhizobiumradiobacter)、F6球形芽孢桿菌(Bacillussphaeicus)，相對分子質量4.79×105Da，多糖質量分數(shù)約85.82%，微生物絮凝劑質量濃度20 mg/L。

微生物絮凝劑投加方式：實驗開始時在接種污泥投入反應器時加入1次微生物絮凝劑，R1、R2、R3、R4反應器運行中微生物絮凝劑的投加方式如表1所示，每次投加量均為50 mL[13]，其中R5反應器不投加微生物絮凝劑，作空白對比試驗。

1.5 分析項目及方法

顆粒污泥的形態(tài)：采用電子顯微鏡(German，LeicaDM1000)觀察。

Zeta電位：采用ZetasizerNanoZSInstrument(MalvernCo.,U.K.)，在25 ℃時測量所得。

2 結果與討論

2.1 微生物絮凝劑投加方式對好氧污泥顆粒化進程的影響

2.1.1 對好氧污泥顆粒化速度的影響

在R1、R2、R3、R4、R5分別運行7、28、42d時取反應器內污泥，用電子顯微鏡觀察污泥的形態(tài)變化，結果如圖1所示。

由圖1可見：接種污泥在SBAR反應器中運行到7d時，R1、R2、R3、R4反應器中污泥顏色均由黑褐色逐漸變成淺褐色，且均有粒徑不同的橢球狀、半透明的淺黃色或白色污泥顆粒出現(xiàn)，但是粒徑(d)均以<0.2mm為主。R1反應器中形成的顆粒表面較其他三者更光滑，由圖1j可以明顯看到R4形成的顆粒中心有核，但顆粒污泥密實程度較低，顆粒表面凹凸不平；這是顆粒形成的初始形態(tài)，這樣的顆粒污泥沉降性能較差。對比可以看出，R1比其他三者形成顆粒污泥的速度更快，R4形成顆粒污泥的速度最慢。此時R1污泥的SVI值迅速降到了44.20mL/g，R2、R3、R4污泥SVI值也控制在50～60mL/g左右，沉降速度提高到15～20m/h。

隨著實驗運行時間的增長、沉降時間的縮短，反應器中結構松散、沉降性能差的細小顆粒及絮狀污泥不斷被洗出，促進了污泥顆?；?，顆粒污泥不斷出現(xiàn)、長大，沉降性能繼續(xù)改善，污泥的沉降性能逐步提高。

反應器連續(xù)運行28d后，由于在短時間內大量投加微生物絮凝劑，促進了胞外聚合物的分泌，促使R1內顆粒粒徑增長速度較快；但是顆粒密實程度較差，在較高的水力沖擊下，粒徑較大的顆粒出現(xiàn)破裂現(xiàn)象，如圖1b所示，同時出水效果也較14d時有所下降。由圖1e可見，雖然R2內形成的顆粒污泥中心的核較密實，但是核外仍有一層乳白色的物質包繞，顆粒表面不光滑。由圖1h可看出，在R3內也形成了較大、較密實的顆粒污泥，并且在其表面和周圍附著大量的鐘蟲，其出水效果良好。

運行42d后，與R5相比，R1在42d后形成大量乳白色半透明狀顆粒污泥；由圖1c可見，污泥成粒效果不好，且顆粒表面有很多絲狀物質附著；SVI最低值仍為48.96mL/g，沉降速度最大僅達到29.60m/h。而R2、R3、R4成團現(xiàn)象較好，顆粒不斷地長大，均形成了大量表面光滑、輪廓清晰的黃褐色顆粒，并不斷有新的乳白色顆粒污泥出現(xiàn)，而且能夠明顯地看到好氧顆粒污泥的表面包裹著密實、牢固的黃褐色物質，污泥絮體減少，SVI降到30～40mL/g，最大沉降速度分別為33.63、35.06、32.82m/h，出水COD、氨氮和TP的質量濃度趨于穩(wěn)定。

a.R1運行7 d；b.R1運行28 d；c.R1運行42 d；d.R2運行7 d；e.R2運行28 d；f.R2運行42 d；g.R3運行7 d；h.R3運行28 d；i.R3運行42 d；j.R4運行7 d；k.R4運行28 d；l.R4運行42 d；m.R5運行7 d；n.R5運行28 d；o.R5運行42 d。圖1 污泥形態(tài)變化Fig.1 Morphology of aerobic granules

可見4種微生物絮凝劑投加方式均可以形成好氧顆粒污泥，與R1、R4相比，R2、R3內所形成的顆粒污泥的沉降性能及微生物量較高，且采用5 d投加1次的方式形成的顆粒速度更快、性能更好；而當采用2 d投加1次微生物絮凝劑的方式時，污泥顆?？焖傩纬?，但污泥穩(wěn)定性差。這是由于微生物絮凝劑的適量投加促進了胞外聚合物的分泌，這層胞外聚合物能提高顆粒的疏水性能，通過Zeta電位的變化可以證實。

2.1.2 對好氧顆粒污泥粒徑分布的影響

在反應器運行7 d和42 d時，分別取反應器內污泥采用標準篩分法測定其粒徑，結果如圖2所示。

圖2 好氧顆粒污泥粒徑分布Fig.2 Size distribution of aerobic granular sludge in reactors

由圖2a可見：運行7 d時，R1、R2、R3內污泥的成粒效果均不明顯，d<0.2 mm的污泥均占總污泥量的90.00%左右，R4中d<0.2 mm的污泥約占80%，但4個反應器中均不同程度出現(xiàn)d>1.5 mm的顆粒。

由圖2b可見：好氧顆粒污泥培養(yǎng)末期，R1中顆粒污泥d<0.2 mm的質量分數(shù)仍維持在48.57%，雖然有d>2.0 mm的顆粒出現(xiàn)，但只是少量的，整體上污泥d>0.2 mm、d<0.2 mm的質量分數(shù)各約為50%；R2、R3、R4中顆粒污泥粒徑在0.2～0.6 mm范圍內顆粒的質量分數(shù)分別達到48.85%、29.94%、49.31%，而且R3中顆粒粒徑增長的速度最快，其粒徑在0.6～1.0 mm、1.0～2.0 mm的顆粒質量分數(shù)均高于其他反應器。

通過對R1、R2、R3、R4中顆粒粒徑的計算，得出各組成熟顆粒污泥的算術加權平均粒徑分別為0.314 、0.389、0.547、0.335 mm。顆粒粒徑的變化與Zeta電位的變化基本一致，在好氧顆粒培養(yǎng)末期，R3中顆粒污泥的Zeta電位最大，其疏水性能最好。根據(jù)細胞表面疏水性理論，當顆粒污泥Zeta電位逐漸變大，即顆粒表面電荷變少時，此時好氧顆粒污泥的疏水性能增強，細胞之間的斥力變小，引力增加，更有利于顆粒的聚集，因此好氧污泥顆?；Ч詈谩?/p>

2.2 微生物絮凝劑投加方式對好氧顆粒污泥降解效果的影響

圖3 好氧顆粒污泥的的去除效果Fig.3

由圖3a所示：反應器運行7 d時，R3、R4中污泥對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；培養(yǎng)14 d后，R1、R2中顆粒污泥對COD的去除效果開始呈下降趨勢，而R3、R4對COD的去除率繼續(xù)提高；運行30 d以后，R3、R4對COD的去除效率趨于穩(wěn)定，基本穩(wěn)定在95.00%左右，而R1、R2對COD的去除率仍存在波動，而且處理效果不夠理想，僅達到90.00%左右；培養(yǎng)42 d后，R1、R2、R3、R4對COD的去除率分別達到87.08%、88.7%、96.55%、96.98%。與R5相比，在好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中投加微生物絮凝劑對COD的降解影響不顯著。

a.R1；b.R2；c.R3；d.R4；e.R5。圖4 好氧顆粒污泥掃描電鏡照片F(xiàn)ig.4 SEM photographs of the aerobic granules

由圖3c曲線的變化趨勢可見：反應器運行后的7 d內，R1、R2、R3、R4對TP的去除效果均高于R5，且呈明顯增長趨勢；運行14 d后，R1、R2對TP的去除效果呈下降趨勢，而R3、R4的去除效果較為穩(wěn)定；運行30 d后，R1、R2、R3、R4對TP的去除效果都趨于穩(wěn)定，但是此時R1、R2對TP的去除效果分別下降到61.63%、65.0%，而R3、R4的去除效果較好，分別達到85.43%、83.52%；運行42 d各組反應器對TP的去除效率分別達到76.92%、75.87%、87.29%、85.13%。投加微生物絮凝劑對TP的去除影響較為顯著，這可能是由于微生物絮凝劑的加入對顆粒污泥的微生物群落產生了較大的影響，有待進一步研究。

可見，頻繁投加微生物絮凝劑條件下污泥顆?；Ч⒉焕硐耄@可能是由于投加微生物絮凝劑過多，促使胞外聚合物過多地分泌，使污泥沉降性能差。而采用每5天投加1次的方式，污泥顆?；Ч徒到庑阅芟鄬^好，說明適量的投加微生物絮凝劑可有效改變顆粒的疏水性能，利于污泥的顆?；瑫r使其表面聚集更多的微生物，改善好氧顆粒污泥對污水的降解效果。

2.3 微生物絮凝劑投加方式對好氧污泥顆?；绊懙臋C理探討

2.3.1 好氧顆粒污泥微觀結構的變化

由好氧顆粒污泥掃描電鏡照片(圖4)可見：在R3、R4中形成的好氧顆粒污泥表面分布著一些較清晰的孔隙，且延伸到顆粒內部(圖4c、d)，這些孔隙是底物、營養(yǎng)物質和氣體的輸送通道，也是顆粒污泥內部微生物排放代謝產物的通道； R1、R2、R5中未見有絲狀細菌出現(xiàn)，顆粒表面的空隙較淺(圖4a、b、e)。根據(jù)對相關污泥性能的測定和對好氧顆粒污泥形成過程的分析[17]可知，在顆?？紫遁^淺的情況下，顆粒中的專性厭氧菌在好氧條件下不能生存而死亡，進而發(fā)生自溶或被新生成的好氧微生物消耗，從而影響到顆粒狀污泥的各方面性能，如沉降性能及微生物含量、營養(yǎng)物質的進入等。

由于在R3中好氧顆粒表面具有相對良好的內部孔隙，不但其沉降性能好，且溶解氧能從顆粒外部經過表面孔隙逐漸傳遞到顆粒內部，氧濃度逐漸降低形成氧梯度，在顆粒內部造成缺氧區(qū)域，形成了適宜兼氧微生物(如反硝化細菌)生長的地方，有利于其對氨氮的降解，故R3中培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥性能良好。

可見，微生物絮凝劑的投加對顆粒污泥的結構有一定影響，而顆粒污泥的形成與其中微生物的種群變化是密切相關的。本研究中投加的微生物絮凝劑主要以放線菌為主，放線菌呈菌絲狀生長，在水力剪切力的作用下，菌絲相互纏繞形成顆粒污泥的網(wǎng)狀骨架，在顆粒污泥中能起到架橋作用，因此，適量地投加微生物絮凝劑能促進顆粒污泥的結構更加穩(wěn)定。

2.3.2 好氧顆粒污泥疏水性能的變化

在實驗運行過程中，定期測定各反應器中的顆粒污泥的Zeta電位，結果如表4所示。

表4 各反應器中好氧顆粒污泥的Zeta電位

由表4可知：運行7 d時，R1、R2、R3、R4中污泥的Zeta電位都呈明顯增加的趨勢，且R1增加得較快；運行28～42 d時，R2、R3的Zeta電位增加到-4.000～-2.000 mV，并且較穩(wěn)定，R4的Zeta電位由-8.595 mV上升到-3.267 mV，Zeta電位的增加較R2、R3更緩慢，而R1內污泥的Zeta電位趨于穩(wěn)定，維持在-7.000～-5.000 mV，與未投加微生物絮凝劑的R5比較接近。這可能是因為絮凝菌能分泌較多的蛋白質等黏性物質，在污泥顆?；^程中起到了增加EPS(胞外聚合物)含量的作用，進而有效地提高了顆粒污泥的疏水性能[18]。根據(jù)細胞表面疏水性假說，顆粒表面疏水性的增加，減小了顆粒間的靜電斥力，使其更易產生碰撞接觸，易于形成顆粒污泥。

3 結論

1)投加微生物絮凝劑能促進好氧顆粒污泥的形成，在SBAR反應器培養(yǎng)好氧顆粒污泥過程中，每2、3、5、7 d分別投加50 mL微生物絮凝劑的情況下，均可培養(yǎng)出成熟的好氧顆粒污泥，顆粒的沉降性能良好，污泥質量濃度穩(wěn)定在3.0～3.5 g/L，出水水質良好。

2)微生物絮凝劑最佳投加方式為每5天投加一次，這種方式下所形成的好氧顆粒污泥疏水性好，顆?；俣瓤欤w?；瘯r間由未投加微生物絮凝劑的60 d縮短為42 d，顆粒污泥的SVI穩(wěn)定在40 mL/g左右，沉降速度最大達37.32 m/h。

3)適量投加微生物絮凝劑形成的好氧顆粒污泥，對污水中氨氮、總磷的降解效果明顯改善，去除率分別達93.29%、87.29%，而對COD的去除無顯著影響。

4)掃描電鏡觀察顯示，適量添加微生物絮凝劑可在好氧顆粒表面形成良好的內部孔隙，有利于其理化性能和降解性能的改善。

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Influence of Microbial Flocculant Dosing Way on Performance of Aerobic Granules

Song Zhiwei1, Wang Qiuxu1，Ning Tingting1, Ren Nanqi2,Li Lixin1

1.SchoolofEnvironmentalandChemicalEngineering,HeilongjiangUniversityofScienceandTechnology，Harbin150022,China2.StateKeyLaboratoryofUrbanWaterResourceandEnvironment,HarbinInstituteofTechnology,Harbin150090,China

microbial flocculant; aerobic granular sludge; sequencing batch airlift reactor (SBAR)

10.13278/j.cnki.jjuese.201501207.

2014-06-05

國家自然科學基金項目(51408200)；黑龍江省自然科學基金項目(E201461)

宋志偉(1968——)，女，教授，博士，主要從事污水治理技術及工藝方面的研究，E-mail:szwcyp@163.com。

10.13278/j.cnki.jjuese.201501207

X703.1

A

宋志偉，王秋旭，寧婷婷，等. 微生物絮凝劑投加方式對好氧顆粒污泥性能的影響.吉林大學學報:地球科學版,2015,45(1):247-254.

Song Zhiwei, Wang Qiuxu, Ning Tingting, et al. Influence of Microbial Flocculant Dosing Way on Performance of Aerobic Granules.Journal of Jilin University:Earth Science Edition,2015,45(1):247-254.doi:10.13278/j.cnki.jjuese.201501207.