胡小兵,韋京云,林 睿,汪 坤,常 靜,顧嫻靜,張 琳,鐘梅英

營養(yǎng)失衡下的分層分質(zhì)EPS對異型膨脹污泥及其沉降性差異影響

胡小兵1,2*,韋京云1,林 睿1,汪 坤1,常 靜1,顧嫻靜1,張 琳1,鐘梅英1

(1.安徽工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院, 安徽 馬鞍山 243002；2.生物膜法水質(zhì)凈化及利用技術(shù)教育部工程研究中心,安徽 馬鞍山 243032)

為探索EPS對膨脹污泥沉降性的影響,通過減少進(jìn)水P源、N源的方式培養(yǎng)異型膨脹活性污泥,分析不同層、不同組分EPS對異型膨脹污泥沉降性影響.結(jié)果表明:異型膨脹(非絲狀菌粘性膨脹、絲狀菌膨脹)活性污泥EPS多糖組分Total-PS、中層組分(L-PS)含量均高于正常污泥.非絲狀菌粘性膨脹污泥EPS各層多糖含量高于絲狀菌膨脹污泥,而各層蛋白質(zhì)(PN)含量均低于絲狀菌膨脹污泥.非絲狀菌粘性膨脹污泥Total-EPS((229±94) mg/g MLSS)、PS/PN值不僅顯著高于正?；钚晕勰?(86±16)mg/g MLSS),也高于絲狀菌膨脹污泥((108±30)mg/g MLSS).非絲狀菌粘性膨脹污泥EPS多糖總量Total-PS、蛋白質(zhì)總量Total-PN越高,SVI值越大,污泥沉降性越差,越易膨脹,且EPS蛋白質(zhì)組分對污泥膨脹作用大于多糖;從不同層EPS看,松散外層(S層)EPS對非絲狀菌粘性膨脹作用最大(S-PN與SVI值相關(guān)性最大,為0.881,<0.05),是主要影響因子. 絲狀菌膨脹污泥,除了內(nèi)層緊密型T-PN對SVI值影響較大外,其他各層、各組分EPS含量與SVI均呈微弱負(fù)相關(guān).

異型膨脹污泥；分層胞外聚合物；蛋白質(zhì)組分；多糖組分；沉降性能

活性污泥法是目前城市生活污水最常用的生物處理方法,絨絮狀活性污泥中棲息著大量具有生命力的微生物群,其中的細(xì)菌等微生物吸附污水中有機污染物,在生物酶催化作用下將其代謝分解,實現(xiàn)污水無害化處理[1].污水廠活性污泥往往發(fā)生污泥惡化,發(fā)生頻率最高的是污泥膨脹[2],污泥體積指數(shù)(SVI)上升,泥水分離性能下降,引起系統(tǒng)污泥流失、出水懸浮物超標(biāo),導(dǎo)致處理能力大幅下降,甚至出現(xiàn)系統(tǒng)崩潰現(xiàn)象[3].調(diào)查表明,70%~90%的活性污泥系統(tǒng)都存在著固液分離問題,污泥膨脹一直是困擾人們的難題之一[4].

污泥膨脹主要分為絲狀菌膨脹和非絲狀菌膨脹,絲狀菌膨脹是由于絲狀菌過度生長引起的,這是污泥膨脹的主要原因;菌膠團(tuán)細(xì)菌的非正常過度生長引發(fā)粘性非絲狀菌污泥膨脹[1].城市污水處理廠活性污泥膨脹的發(fā)生主要與進(jìn)水水質(zhì)、pH值、溶解氧、污泥負(fù)荷、溫度等因素有關(guān)[5].當(dāng)進(jìn)水中BOD/ P為100:(0.6~0.3)時,發(fā)生非絲狀菌污泥膨脹[6].A2O工藝中,好氧區(qū)的DO濃度和有機負(fù)荷偏低,逐漸膨脹[7],但當(dāng)有機負(fù)荷高于0.55kgCOD/(kgMLSS.d)時,易引發(fā)嚴(yán)重絲狀菌污泥膨脹,冬季突然降溫也會導(dǎo)致污泥膨脹的發(fā)生[8],且隨著反應(yīng)溫度的下降,活性污泥沉降性能逐漸變差,胞外聚合物不斷積累,其中主要是LB-EPS(即疏松型的胞外聚合物)和Total-C 即胞外多糖)的大量累積[9].

胞外聚合物(EPS)是微生物生長代謝分泌的一類高分子聚合物質(zhì),是污泥絮體構(gòu)成主要組分,占活性污泥總有機質(zhì)的50%~90%[10]. EPS是微生物營養(yǎng)源,可交換遺傳信息,并提供過量碳源,促進(jìn)微生物粘附、聚集和凝聚,它形成一種保護(hù)作用,防止環(huán)境壓力和細(xì)胞脫水[11-12].強化除磷系統(tǒng)中Mg2+>Ca2+,好氧末期EPS中TP含量(21.65mg/gMLSS)明顯高于普通活性污泥中TP含量(13.83mg/g MLSS)[13].國內(nèi)外不少學(xué)者探討了污泥EPS組成[11,14].EPS主要成分為多糖、蛋白質(zhì)、核酸等[15-18].EPS中蛋白質(zhì)聚合度對EPS的功能產(chǎn)生很大影響[19],EPS組成影響活性污泥對污染物吸附[20].根據(jù)形態(tài)可分為粘液態(tài)外層EPS(S-EPS)和結(jié)合態(tài)EPS(B-EPS),其中結(jié)合態(tài)B-EPS又分為松散結(jié)合中層EPS(L-EPS)和緊密結(jié)合內(nèi)層EPS(T-EPS),不同層EPS含量不同[2,21-22],微生物代謝副產(chǎn)物更多地存在于T-EPS中[23].C/N對EPS及其組分具有顯著影響.隨著 C/N由0升高至15,EPS和緊密結(jié)合型胞外聚合物(TB-EPS)含量逐漸升高,而松散型胞外聚合物(LB-EPS)含量逐漸降低[24].

活性污泥中微生物及其胞外聚合物(EPS)的變化會對污泥沉降性能產(chǎn)生影響[25-27],活性污泥EPS與污泥膨脹密切相關(guān),污泥中EPS總量越高,SVI值就越大,污泥沉降性能就越差[13].而進(jìn)水營養(yǎng)比是一個重要的工藝參數(shù)[27-28],進(jìn)水基質(zhì)缺P、缺N條件下能引起膨脹[17,29],那么缺P、缺N條件下污泥的不同層EPS、不同EPS組分對膨脹活性污泥形成及不同類型(異型)膨脹污泥沉降性會產(chǎn)生什么樣影響？目前尚未見報道,值得進(jìn)一步研究.

為了更加精準(zhǔn)地揭示分層分質(zhì)EPS對膨脹污泥沉降性影響的規(guī)律,本文運用SBR法培養(yǎng)異型膨脹污泥,研究不同層EPS(S-EPS、L-EPS、T-EPS)、不同EPS組分(蛋白質(zhì)、多糖)對異型膨脹污泥及其沉降性能的差異性影響, 從EPS分層、組分解析污泥膨脹類型機理,為更加準(zhǔn)確有效地控制異型活性污泥膨脹提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗材料

1.1.1 活性污泥適應(yīng)馴化 試驗采用圓柱形反應(yīng)器馴化活性污泥,反應(yīng)器內(nèi)直徑為10.0cm,高度為23.0cm,有效容積為1.5L.采用SBR(序批式活性污泥法)運行方式,反應(yīng)器每天運行2個周期,每個周期運行12h,每個運行周期分為4個階段:進(jìn)水(0.5h、曝氣(10h)、沉淀和閑置(1.5h).使用電磁式空氣泵對SBR系統(tǒng)曝氣,智能定時器控制停曝氣時間,轉(zhuǎn)子流量計控制系統(tǒng)曝氣量,維持反應(yīng)器在運行時污泥混合液中DO濃度.

從馬鞍山某污水處理廠曝氣池內(nèi)采集接種活性污泥混合液,將其靜置沉降一段時間(2h),選取具有良好沉降性能的靜置污泥作為反應(yīng)器的接種污泥,馴化期各SBR系統(tǒng)中的污泥濃度(MLSS)設(shè)定為4000mg/L.試驗中進(jìn)水采用模擬生活污水:按照1:10的比例在污水廠采集的原污水中加自來水稀釋,再按COD:N:P為100:5:1的比例,在經(jīng)過稀釋的原水中投加C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4分別作為碳源、氮源和磷源,使得進(jìn)水COD、NH4+-N、TP濃度分別為(800±50),(40±5),(10±2)mg/L,馴化活性污泥.試驗用水適應(yīng)馴化期,運行時污泥混合液中DO濃度見表1.每周期排水時采用虹吸法將反應(yīng)器內(nèi)上清液排出,排出水的體積為1/3,即0.5L,再補充原水至反應(yīng)器原體積. 對該接種污泥適應(yīng)馴化20d,污泥SV達(dá)到20%左右,COD去除率穩(wěn)定達(dá)到90%以上,污泥系統(tǒng)內(nèi)出現(xiàn)固著類纖毛蟲(如小口鐘蟲),標(biāo)志污泥馴化成熟,可進(jìn)行下一階段膨脹活性污泥馴化.

1.1.2 活性污泥膨脹馴化 在適應(yīng)馴化成熟的活性污泥中,通過進(jìn)水中減少投加營養(yǎng)物質(zhì)(NH4Cl、KH2PO4)調(diào)節(jié)進(jìn)水營養(yǎng)比,創(chuàng)造缺P、缺N的進(jìn)水條件,馴化膨脹活性污泥,其他條件與1.1.1相同,污泥兩種馴化的運行工藝參數(shù)如表1所示.

表1 試驗主要工藝參數(shù)

注:第一階段同時設(shè)置3個反應(yīng)器,進(jìn)行3種營養(yǎng)比條件下的膨脹污泥馴化.

1.2 測定方法

1.2.1 常規(guī)參數(shù)分析方法 活性污泥宏觀指標(biāo)SV、MLSS和SVI,水質(zhì)指標(biāo)COD、NH4+-N、TP等均按照標(biāo)準(zhǔn)方法《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》[30]測定;溶解氧(DO)使用便攜式溶解氧儀法(JPBJ-608)測定,pH值使用數(shù)顯pH計(pHS-25)測定.

1.2.2 EPS提取和測定方法 為了在提取胞外聚合物時不破壞活性污泥中微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu),提高松散污泥結(jié)構(gòu)、增加EPS的溶解性,提高EPS的提取率,本試驗采用熱提取法進(jìn)行EPS分層提取[30]. 預(yù)備試驗表明,試驗活性污泥EPS組分DNA等物質(zhì)含量極低,主要是蛋白質(zhì)和多糖,故只分析蛋白質(zhì)和多糖,EPS蛋白質(zhì)組分與多糖量組分之和為總胞外聚合物.

EPS中的多糖以葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì),采用蒽酮-硫酸分光光度法測定[31],測定不同層多糖EPS(S層多糖S-PS、L層多糖L-PS、T層多糖T-PS) 含量,三者之和為總多糖Total-PS;EPS中蛋白質(zhì)以牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì),采用Lowry法測定[32],測定不同層蛋白質(zhì)EPS(S層蛋白質(zhì)S-PN、L層蛋白質(zhì)L-PN、T層蛋白質(zhì)T-PN) 含量,三者之和為總蛋白質(zhì)Total-N. Total-PS、Total-PN之和為總EPS(Total- EPS).

1.2.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計和分析 采用SPSS statistics 19.0統(tǒng)計分析軟件對不同層EPS不同組分與異型膨脹污泥沉降性能(SVI)進(jìn)行相關(guān)性分析,采用Origin 9.0完成相關(guān)圖表制作.

2 結(jié)果與討論

2.1 膨脹活性污泥形成過程

圖1 膨脹活性污泥馴化過程中SVI變化

由圖1可見,在活性污泥馴化期間(COD:N:P為100:5:1),SVI值較穩(wěn)定并逐漸變小,污泥沉降性能越來越好.改變進(jìn)水水質(zhì)后,污泥先后出現(xiàn)組成、形態(tài)不同的異型膨脹污泥(非絲狀菌粘性膨脹污泥與絲狀菌膨脹污泥,圖2),SVI也發(fā)生了顯著變化.

限制P素(COD:N:P=100:5:0.01)后,活性污泥SVI逐步升高,培養(yǎng)到40~43d時,雖然污泥SVI未超過污泥發(fā)生膨脹的150mL/g,但是系統(tǒng)內(nèi)肉眼可見大量泡沫,且污泥較松散,不易沉降,因此,認(rèn)為已開始發(fā)生污泥膨脹.此時,污水中營養(yǎng)物質(zhì)失衡,負(fù)荷提高,微生物吸收更多的碳源,形成代謝產(chǎn)物向體外分泌大量的具粘液性多聚糖類物質(zhì),形成泡沫. 鏡檢只見絮體內(nèi)部有少量絲狀菌,但沒有伸出絮體外,由此可斷定系統(tǒng)發(fā)生的是非絲狀菌粘性膨脹[34].試驗45d后,減少進(jìn)水中N源,進(jìn)入缺N、P階段(COD:N:P=100:0.04:0.01),負(fù)荷進(jìn)一步提高,在高負(fù)荷條件下污泥中絲狀菌大量滋生[1,35],發(fā)生了絲狀菌膨脹,除了微絲菌()外,還有大量的匍枝根霉(),它們的菌絲密集并伸出絮體外,污泥SVI進(jìn)一步升高,污泥沉降性顯著降低.55d后,松散層胞外多糖含量也降低,SVI值劇增,最高達(dá)450mL/g,75d后污泥SVI值有所下降,但仍然遠(yuǎn)高于150mL/g,污泥沉降性仍然很差.因此,根據(jù)膨脹污泥馴化過程中的SVI值與污泥微觀結(jié)果,認(rèn)定40~55d,為非絲狀菌粘性膨脹階段,55~85d為絲狀菌膨脹階段.

2.2 膨脹活性污泥EPS變化分析

2.2.1 活性污泥EPS組分多糖變化 如圖3所示,非絲狀菌粘性膨脹型污泥的Total-PS含量最高可達(dá)390mg/gMLSS,均值含量(208mg/g MLSS)遠(yuǎn)高于正?；钚晕勰?48mg/g MLSS);絲狀菌膨脹型污泥的Total-PS均值含量(83mg/g MLSS)也高于正?；钚晕勰?兩種膨脹污泥的S-PS和L-PS均值含量也高于正常污泥.但非絲狀菌粘性膨脹型污泥的T-PS均值含量(38mg/g MLSS)和絲狀菌膨脹型污泥的T-PS含量(37mg/gMLSS)均略低于正常污泥(40mg/g MLSS).當(dāng)進(jìn)水基質(zhì)中缺乏磷和氮等營養(yǎng)物質(zhì)時,由于過量的碳源存在,微生物不能充分利用而轉(zhuǎn)變?yōu)槎嗵穷惏赓A存物,因此多糖含量升高[36].

圖3 活性污泥EPS多糖組分含量變化

從PS分層看,兩種類型膨脹污泥的S-PS含量均高于其他兩層.非絲狀菌粘性膨脹污泥S-PS含量均值(141mg/g MLSS)最高,占Total-PS的67.8%左右,而L-PS均值(29mg/gMLSS)和T-PS均值(38mg/g MLSS)含量較低;絲狀菌污泥膨脹S-PS含量均值(34mg/g MLSS)占Total-PS的41%左右, L-PS(12mg/g MLSS)、T-PS(37mg/g MLSS)含量均值也較低.從膨脹污泥類型看,非絲狀菌粘性膨脹污泥多糖總量Total-PS、各層(S-PS、L-PS、T-PS)含量均高于絲狀菌膨脹污泥.因為碳含量與限制性營養(yǎng)物質(zhì)的比例越高,更有利于EPS多糖組分的產(chǎn)生[23],且采用小分子的葡萄糖作為碳源,富余的碳源更容易被儲存在體內(nèi)[37].微生物按照限制性營養(yǎng)的含量成比例地分解含碳有機物,由于限制性營養(yǎng)(N素)的缺乏導(dǎo)致對含碳營養(yǎng)物分解受限.此時,污水中大量含碳營養(yǎng)物就被微生物累積在污泥EPS的松散層形成粘性很強的多糖類物質(zhì),使得污泥EPS的松散層PS含量很高.而這些糖類物質(zhì)是高度親水化合物,致使污泥中結(jié)合水異常增多,污泥壓縮性能惡化,最終使得污泥發(fā)生非絲狀菌黏性膨脹[37].因此,從EPS分層角度看,過多的松散層PS是污泥發(fā)生非絲狀菌粘性膨脹的主因.

從變化趨勢上看,S-PS、L-PS含量在非絲狀菌粘性膨脹污泥階段呈現(xiàn)“急增急降”的變化規(guī)律,絲狀菌膨脹污泥階段呈現(xiàn)“緩降”變化規(guī)律.非絲狀菌粘性膨脹期內(nèi)S-PS含量從培養(yǎng)期40d的10mg/g MLSS急增至45d的最大值255mg/g MLSS,每天增加49mg/gMLSS;然后快速降低到55d的83mg/g MLSS,每天降低17mg/gMLSS.絲狀菌膨脹污泥S-PS含量逐漸減少到試驗結(jié)束時的23mg/g MLSS,每天減少2mg/g MLSS.L-PS含量也從5mg/g MLSS迅速增大到膨脹期(45d)的最大值85mg/gMLSS,然后又降低到試驗結(jié)束時的9mg/g MLSS左右. T-PS含量在非絲狀菌粘性膨脹污泥階段呈現(xiàn)波動增長,到57d到達(dá)最大值80mg/g MLSS;而在絲狀菌膨脹階段,T-PS含量呈現(xiàn)較快降低的變化規(guī)律,其變化幅度小于S-PS和L-PS含量.由于S-PS對Total-PS的貢獻(xiàn)最大,因此,Total-PS在污泥膨脹階段出現(xiàn)與S-PS類似的變化規(guī)律.

2.2.2 活性污泥EPS組分蛋白質(zhì)變化 如圖4所示,非絲狀菌粘性膨脹污泥的Total-PN含量均值(20mg/g MLSS)和絲狀菌膨脹污泥的Total-PN含量均值(24mg/g MLSS)均低于正?；钚晕勰?38mg/g MLSS).無論非絲狀菌粘性膨脹污泥還是絲狀菌膨脹污泥,其S-PN、L-PN含量均值都高于正?；钚晕勰?而T-PN含量均值均低于正常活性污泥.因此,緊密型胞外聚合物(T-PN)減小,疏松型胞外聚合物(S-PN)增大,導(dǎo)致活性污泥結(jié)構(gòu)趨于松散,沉降性能下降.污泥馴化階段的T-PN含量均值(34mg/g MLSS)最高,占Total-PN的89%.非絲狀菌粘性污泥膨脹階段,T-PN含量均值(14mg/g MLSS)最高,占Total-PN的70%;S-PN、L-PN含量較低,分別占Total-PN的20%和10%.絲狀菌污泥膨脹階段,T-PN含量均值(17mg/g MLSS)最高,占Total-PN的70%;S-PN、L-PN含量較低,分別占Total-PN的17%和13%.總的看來,非絲狀菌粘性膨脹污泥Total-PN、S-PN、L-PN、T-PN均低于絲狀膨脹污泥.由于PS量過度合成分泌(見2.2.1),消耗過多的碳源,從而抑制PN的合成,導(dǎo)致PN含量降低,但在非絲狀菌粘性膨脹污泥階段,蛋白質(zhì)含量一直增加.

圖4 污泥EPS蛋白質(zhì)組分含量的變化

從PN不同層看,非絲狀菌污泥粘性膨脹階段,各層PN均呈現(xiàn)不同程度的“平緩到增加”變化規(guī)律.其中S-PN、L-PN含量增加較快,40d-55d,S-PN從1.3mg/g MLSS升高到6.5mg/g MLSS,L-PN含量從0.7mg/g MLSS升高到6mg/g MLSS. T-PN、Total-PN含量緩慢增加,40d~55d內(nèi)分別增加了7mg/g MLSS和17mg/g MLSS. 絲狀菌膨脹階段,S-PN出現(xiàn)波動變化趨勢,到85d時為4.5mg/g MLSS;L-PN含量出現(xiàn)緩慢下降趨勢,從55d的5mg/g MLSS下降到85d的1.5mg/g MLSS;T-PN、Total-PN含量呈現(xiàn)“W”型波動變化,分別穩(wěn)定在24mg/g MLSS和30mg/g MLSS上下波動.結(jié)合圖3、圖4可看出,活性污泥的Total-PS比Total-PN含量多,即多糖的含量高于蛋白質(zhì)的含量.試驗中人工配水的pH值為偏酸性(6.0~6.5),酸性條件中微生物為抵抗環(huán)境pH值壓力而分泌吸附的多糖量超過蛋白質(zhì)[33].

2.2.3 活性污泥EPS組分變化 如圖5所示,正常污泥Total-EPS含量((86±16) mg/gMLSS)變化較平穩(wěn),PS/PN值為(1.58±0.75).非絲狀菌粘性膨脹污泥階段,Total-EPS含量((229±94) mg/g MLSS)波動性較大,PS/PN值為(11.32±7.39).而絲狀菌膨脹污泥含量((108±30) mg/g MLSS)波動性較小,PS/PN值為(3.54±1.23).非絲狀菌粘性膨脹污泥Total-EPS含量不僅顯著高于正常活性污泥[34],也高于絲狀菌膨脹污泥.當(dāng)進(jìn)水基質(zhì)中COD/N和COD/P值升高,高含碳量與限制性營養(yǎng)物質(zhì)之間的比例有利于EPS產(chǎn)生,污泥EPS含量有不同程度增加[24,33].非絲狀菌粘性膨脹污泥PS/PN值高于膨脹活性污泥,更高于正?；钚晕勰?隨著PS/PN值增大,出現(xiàn)污泥絮體松散,SVI上升現(xiàn)象.

圖5 污泥EPS組分含量的變化

非絲狀菌粘性膨脹污泥階段,COD去除率降低,相關(guān)性分析表明:各層EPS多糖組分均與COD去除率呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)(||30.20);各層EPS蛋白質(zhì)組分均與COD去除率呈現(xiàn)正相關(guān)(30.85),說明EPS蛋白質(zhì)的積累有利于COD去除.絲狀菌膨脹階段COD去除率升高,與正常污泥的去除效果相差無幾.相關(guān)性分析表明:各層不同組分EPS(多糖、蛋白質(zhì))與COD去除率均呈現(xiàn)較弱的負(fù)相關(guān)(||>0.1),說明EPS對COD的作用很小.非絲狀菌粘性膨脹污泥,PS/PN值從1.58急劇升高到11.32,而COD去除率由92%下降到70%,推測其原因為污泥中微生物按比例吸收降解污水營養(yǎng)元素,進(jìn)水基質(zhì)中P源缺失時,對含碳有機物COD去除率降低.而在絲狀菌污泥階段,PS/PN值從11.32降低到3.54,COD去除率卻由70%上升到90%.因為污泥中的匍枝根霉()對N、P要求不高,對含碳有機物有較強降解能力,且絲狀菌大量繁殖,污泥絮體變大,比表面積大,吸收快.雖然污泥沉降性能惡化,但對污染物的吸附增強[22],所以COD去除率升高.

2.3 EPS對污泥沉降性能的影響

EPS對活性污泥沉降性能有較大影響,不同層EPS不同組分與異型膨脹污泥(非絲狀菌型粘性膨脹污泥、絲狀菌膨脹型污泥)沉降性能(SVI)間的關(guān)系分析結(jié)果如圖6所示.

由圖6可見,非絲狀菌粘性膨脹污泥各層EPS含量與SVI值相關(guān)性各不相同. 從EPS組分來看,Total-PS與SVI值(=0.324), Total-PN與SVI值(=0.541)均呈現(xiàn)一定正相關(guān),表明隨總胞外多糖和蛋白質(zhì)含量增加會在一定程度上促進(jìn)SVI升高,污泥沉降性下降.當(dāng)EPS含量過高、污泥表面負(fù)電荷大時,絮體間斥力導(dǎo)致沉降性能惡化[38-39],SVI整體均呈逐漸增大趨勢[40].營養(yǎng)物質(zhì)比例失調(diào)時,微生物不能充分利用碳源合成細(xì)胞物質(zhì),而是將獲得的大量碳源物質(zhì)轉(zhuǎn)變成EPS,使污泥沉降性變差[36].

從非絲狀菌粘性膨脹污泥不同層胞外聚合物來看,外層S-PS、S-PN與SVI值的相關(guān)性系數(shù)分別為0.408、0.881(<0.05),S層EPS與SVI值均呈現(xiàn)正相關(guān),隨著松散層胞外聚合物含量增加,污泥沉降性能變差;中層L-PS、L-PN與SVI值相關(guān)性系數(shù)分別為0.119、0.288,說明L層EPS與SVI值均呈現(xiàn)較弱正相關(guān),L層EPS增加對污泥沉降性作用較小;內(nèi)層T-PS、T-PN與SVI值相關(guān)系數(shù)分別為0.148、0.364,T層EPS與SVI值也呈現(xiàn)一定正相關(guān),緊密型胞外聚合物含量增加在一定程度上影響污泥沉降性能.

非絲狀菌粘性膨脹污泥中不同層不同組分胞外聚合物含量之間都存在較好的相關(guān)性. S-PS與L-PS(=0.919,<0.05),Total-PS與S-PS(=0.992,<0.01)、L-PS(=0.954,<0.05), Total-PN與L-PN (=0.947,<0.05)、TPN (=0.911,<0.05)均存在顯著的相關(guān)性,表明不同層次不同組分胞外聚合物是相互影響的,總胞外聚合物多糖含量最主要受松散層多糖含量影響,總胞外聚合物蛋白質(zhì)含量最主要受結(jié)合層蛋白質(zhì)含量影響,S層多糖和L層多糖、S層多糖與S層蛋白質(zhì)相互促進(jìn)影響.

絲狀菌膨脹污泥各層EPS含量與SVI之間相關(guān)性不太顯著.從EPS組分來看,Total-PS與SVI值(僅為-0.09)、Total-PN與SVI值(為-0.374)間均呈現(xiàn)弱負(fù)相關(guān),說明胞外聚合物組分對污泥沉降性影響較小.

絲狀菌膨脹污泥不同層次胞外聚合物中S-PS、S-PN與SVI值間相關(guān)性系數(shù)分別為-0.223、-0.176,S層EPS與SVI值呈現(xiàn)一定負(fù)相關(guān),表明松散層胞外聚合物含量較高時污泥沉降性能反而較好;L-PS與SVI值呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)性(=-0.216),L-PN與SVI值呈現(xiàn)極弱正相關(guān)(=0.008),中層蛋白質(zhì)污泥SVI影響極小,而中層胞外多糖含量對污泥沉降性產(chǎn)生一定影響;T-PS與SVI值呈現(xiàn)正相關(guān)性(= 0.168),緊密型胞外多糖含量增加一定程度造成污泥沉降性變差;T-PN與SVI值呈現(xiàn)負(fù)相關(guān)(=-0.417),緊密型胞外蛋白質(zhì)含量降低,會導(dǎo)致污泥沉降性能變差[22].

絲狀菌膨脹污泥中不同層不同組分胞外聚合物間也存在較好相關(guān)性. Total-PS與S-PS、L-PS、T-PS,S-PS與S-PN、L-PN,L-PS與T-PS,S-PN與L-PN,Total-PS與S-PN、T-PN之間均有顯著正相關(guān),相關(guān)性系數(shù)介于0.629~0.858(<0.01),說明不同層不同組分胞外聚合物是相互影響.總胞外聚合物多糖受S層多糖影響最大,總胞外聚合物蛋白質(zhì)受T層蛋白質(zhì)影響最大.

3 結(jié)論

3.1 非絲狀菌粘性膨脹污泥EPS組分Total-PS、Total-PN與SVI值均呈正相關(guān),多糖蛋白質(zhì)組分增加降低污泥沉降性,污泥膨脹,且蛋白質(zhì)對膨脹的作用大于多糖. EPS外層S-PN與SVI值相關(guān)性最大(為0.881,<0.05),說明松散層(外層)胞外聚合物對非絲狀菌粘性污泥沉降性能起主導(dǎo)作用.

3.2 絲狀菌膨脹污泥各層EPS含量與SVI之間相關(guān)性不太顯著. EPS組分總量Total-PS、Total-PN與SVI值均呈較弱的負(fù)相關(guān),EPS含量小污泥沉降性較好,蛋白質(zhì)含量低污泥易膨脹.胞外聚合物內(nèi)層T-PN與SVI值相關(guān)系數(shù)為-0.417,絲狀菌EPS內(nèi)層緊密型胞外蛋白質(zhì)含量高時,SVI值小,污泥沉降性能好.

3.3 異型膨脹污泥內(nèi)層T-PS、T-PN含量低于正常污泥,而Total-PS、外層(S-PS、S-PN)、中層多糖(L-PS)含量則反之.非絲狀菌粘性膨脹污泥EPS各層多糖均高于絲狀膨脹污泥,蛋白質(zhì)低于絲狀膨脹污泥.非絲狀菌膨脹污泥 Total-EPS、PS/PN值高于正常污泥與絲狀菌膨脹污泥,隨著PS/PN值增大,污泥絮體松散COD去除率降低,而絲狀菌膨脹污泥隨PS/PN值增大,COD去除率增高.

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致謝：對安徽省馬鞍山市東部污水廠在污泥、水樣采集等方面提供的幫助表示感謝.

Different effect of EPS in layers and its components on settleability of heterogenic bulking activated sludge with condition of nutritional imbalance.

HU Xiao-bing1,2*, WEI Jing-yun1, LIN Rui1, WANG Kun1, CHANG Jing1, GU Xian-jing1, ZHANG Lin1, ZHONG Mei-ying1

(1.College of Architectural Engineering, Anhui University of Technology, Ma’anshan 243032, China；2.Engineering Research Center of Water Purification and Utilization Technology Based on Biofilm Process, Ministry of Education, Ma’anshan 243032, China)., 2019,39(12)：5110~5118

To explore the different effects of extracellular polymeric substance (EPS) on settleability of bulking sludge, the influent conditions changed with shortage of elements P and N for culture different bulking sludges, the EPS in different layers and their components in bulking sludges were analyzed. The results showed that no matter in the non-filamentous viscous bulking sludge or in the filamentous bulking sludge, the contents of Total-PS, of EPS in the outer layer(S-PS、S-PN), and of EPS in the middle layer(L-PS) were higher than those in the normal activated sludge. Polysaccharide content in EPS of all layers in non-filamentous viscous bulking sludge was more than that in filamentous bulking sludge, while the contents of PN of all layers in non-filamentous viscous bulking sludge were lower than those in filamentous bulking sludge. Total-EPS ((229±94) mg/g MLSS) in non-filamentous viscous bulking sludge was higher than that in normal activated sludge ((86±16) mg/g MLSS) and filamentous bulking sludge ((108±30) mg/g MLSS). The higher the contents of Total-P, Total-PN in non-filamentous viscous bulking sludge were, the bigger SVI value was and the worse sludge settleability was. Protein had more great effect on the sludge settleability than polysaccharide did. In the view of EPS in layers, the EPS in incompact outer layer(layer S) was the key to the formation of non-filamentous viscous bulking sludge(value of S-PN and SVI had the greatest correlation,=0.881,<0.05). Total contents of EPS components, the EPS contents in the different layers but tightly bond T-PN were all weak-negative correlated with SVI.

heterogenic bulking sludge；EPS in layers；protein；polysaccharide；settleability

X703

A

1000-6923(2019)12-5110-09

胡小兵(1966-),男,安徽涇縣人,博士,副教授,主要從事水處理生物學(xué)與污水生態(tài)處理研究.發(fā)表論文40余篇.

2019-04-28

國家自然科學(xué)基金項目(51878001)

* 責(zé)任作者, 副教授,hxb6608@163.com