Ca2+、Mg2+對好氧污泥顆�；�的影響研究

　　好氧顆粒污泥是微生物通過自聚集形成的具有規(guī)則外形、結(jié)構(gòu)密實、沉降性能優(yōu)良的微生物聚集體，目前已成為研究熱點〔1〕。好氧顆粒污泥表面一般帶有負電性，這種帶電特性可以用Zeta電位來表示，Zeta電位越高，粒子間的靜電斥力就越大，因此Zeta電位對污泥的聚集有著重要影響。

　　胞外多聚物(EPS)是分泌于細胞表面的大分子物質(zhì)，EPS的分泌有利于微生物細胞凝聚，其中蛋白質(zhì)對降低污泥表面電位、促進污泥聚集可能起著重要作用〔2〕。研究發(fā)現(xiàn)，金屬陽離子對好氧顆粒污泥的形成具有一定促進作用，但是投加不同金屬離子后好氧顆粒污泥形成過程中EPS含量的變化以及對污泥表面電位的影響還鮮有報道，污泥的Zeta電位變化與蛋白/多糖之間的關(guān)系也報道較少。

　　為了更好地探討顆粒污泥培養(yǎng)過程中添加金屬離子后Zeta電位與EPS對顆粒污泥形成的影響，筆者對好氧污泥顆�；�過程中Zeta電位與EPS的變化規(guī)律，以及兩者之間的關(guān)系進行了研究。

　　1 實驗材料和方法

　　1.1 實驗裝置

　　實驗中R1、R2均為SBR反應(yīng)器，由有機玻璃制成，如圖 1所示。反應(yīng)器有效高度為100 cm，內(nèi)徑7 cm，有效體積2 L，排水口設(shè)在距反應(yīng)器底部26 cm處，排水量為1 L，即換水比為50%。反應(yīng)器底部設(shè)有曝氣頭，由空氣泵供氣并用轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣量，曝氣量控制采取遞增模式，由0.1 m3/h逐漸增加并最終穩(wěn)定在0.4 m3/h，相當于表面氣速為2.89 cm/s。人工模擬廢水裝入儲水箱由小型抽水泵抽吸并從上部進入SBR反應(yīng)器。反應(yīng)器中部設(shè)置有排水口，由電磁閥控制排水。SBR反應(yīng)器運行周期4 h，進水3 min、曝氣227 min、沉降5 min、排水5 min，整個運行過程由時間繼電器自動控制。溫度由電熱帶和溫控儀共同控制在(24±1) ℃。

 圖 1 實驗裝置

　　1.2 接種污泥和進水水質(zhì)

　　反應(yīng)器的接種污泥取自當?shù)厣��?A style="TEXT-DECORATION: none" href="http://www.yiban123.com/">污水廠MBR反應(yīng)器曝氣池內(nèi)的普通絮狀污泥，接種體積為1 L，占反應(yīng)器容積的1/2，接種污泥質(zhì)量濃度MLSS為3.08 g/L，SVI30為85.52 mL/g。接種污泥完全呈絮狀，無顆粒污泥。 實驗按照m(COD)∶m(TN)∶m(TP)=100∶5∶1配制人工廢水，進水組分見表 1，以醋酸鈉作為COD，進水溶液微量元素取1 mL/L 。R1內(nèi)投加111 mg/L CaCl2(即40 mg/L Ca2+)，R2內(nèi)則投加406 mg/L MgSO4·7H2O(即40 mg/L Mg2+)。

　　1.3 測定項目與分析方法

　　(1)COD、NH4+-N、TP、MLSS、SVI30等采用標準方法測定〔3〕。(2)污泥粒徑分布采用濕篩法測定〔4〕，使用光學顯微鏡和數(shù)碼照相機觀察和記錄污泥形態(tài)。(3)污泥的Zeta電位采用Zeta電位儀測定。取反應(yīng)器1個周期反應(yīng)末段的混合液，在3 000 r/min下離心5 min，棄去上清液，加入與上清液相同體積的去離子水，混合后將樣品打入樣品池，進行3次測定，測定結(jié)果取平均值〔5〕。(4)EPS的提取與測定。EPS采用熱提取法〔6〕，多糖(PS)的測定采用蒽酮-硫酸法〔7〕，蛋白質(zhì)(PN)的測定采用考馬斯亮藍法〔8〕。(5)密度測定通過已知體積的均勻污泥樣的質(zhì)量和 4 ℃下相同體積蒸餾水的質(zhì)量進行對比;沉降速率采用重力法測定〔9〕。

　　2 實驗結(jié)果與討論

　　2.1 好氧顆粒污泥的形成

　　考察了2個反應(yīng)器運行過程中污泥質(zhì)量濃度MLSS與污泥容積指數(shù)SVI30的變化情況。結(jié)果顯示，啟動初期接種污泥的SVI30為85.52 mL/g，運行5~10 d左右都出現(xiàn)了污泥膨脹，SVI30有一定的上升，這可能是由于環(huán)境的改變對其生長過程造成了影響〔10〕。10 d后，隨著好氧顆粒污泥的形成，污泥沉降性能逐漸改善，沉降速率有所加快，SVI30明顯下降。經(jīng)過34 d的培養(yǎng)，顆粒污泥達到成熟，最終SVI30基本穩(wěn)定維持在10~20 mL/g，與接種污泥相比具有良好的沉降性能。

　　成熟的好氧顆粒污泥在R1、R2反應(yīng)器中的MLSS分別達到4.77、4.53 g/L，比啟動初期接種污泥質(zhì)量濃度(3.08 g/L)有一定提高。反應(yīng)器接種后的5 d內(nèi)為防止污泥大量流失，將沉降時間設(shè)為15 min，6~11 d改為9 min，12 d以后均設(shè)為3 min，在實驗啟動后的第1周，由于沉淀性能較差的污泥逐漸被淘洗出反應(yīng)器，而沉速大的污泥所占比例較小，因此反應(yīng)器的MLSS大幅下降，污泥排放量大，反應(yīng)器中的活性污泥量較少，Dong Wei等〔11〕也有同樣的現(xiàn)象。其中R1最低時達到1.61 g/L，R2最低時為0.77 g/L。之后由于好氧顆粒污泥開始形成并逐漸長大，反應(yīng)器中顆粒污泥質(zhì)量濃度穩(wěn)步增加至4.5~5.0 g/L。

　　好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中采用進料負荷作為主要控制參數(shù)，2個反應(yīng)器運行過程中對污染物的去除情況如圖 2所示。

 圖 2 COD、氨氮、TP的去除率變化情況 a—R1；b—R2。

　　由于反應(yīng)器的接種污泥取自生活污水處理反應(yīng)器，因此在培養(yǎng)過程中應(yīng)對其進行馴化，以保證污泥的正常生長。初始進水COD在200 mg/L，逐步提高反應(yīng)器進水濃度，進水COD逐漸遞增最終穩(wěn)定在800 mg/L。培養(yǎng)34 d后，2個反應(yīng)器中的 COD去除率都基本維持在85%~90%。

　　氨氮的去除率在反應(yīng)初期有所下降，這是由于培養(yǎng)初期水力選擇壓的作用〔1〕，沉降性能好的污泥被保留下來，而沉降性能較差的污泥被排出反應(yīng)器，污泥大量流失，導(dǎo)致MLSS急劇下降，對氨氮的去除造成一定影響，后期隨著污泥濃度的增加，R1和R2中的污泥對氨氮的去除率穩(wěn)步上升，最終能夠達到95%~98%。在培養(yǎng)前期，R1和R2中的TP去除率還是比較高的，2個反應(yīng)器中的污泥均出現(xiàn)了一定的膨脹，這時消耗的磷較多，均用于微生物生長。1周后隨著顆粒污泥的初期形成，沒有富集較多的聚磷菌，故R1和R2對TP的去除率持續(xù)下降。隨著培養(yǎng)時間的逐漸增加，顆粒污泥逐漸成熟，粒徑增大，內(nèi)部逐漸富集聚磷菌，形成內(nèi)部缺氧、外部好氧的環(huán)境，易于除磷，TP去除率隨之升高，達到65%~75%。

　　2.2 好氧顆粒污泥的形態(tài)變化

　　反應(yīng)器運行34 d后污泥完全顆粒化，R1和R2中顆粒污泥的形成過程十分相似。從反應(yīng)器接種啟動到顆�；�，整個過程可以分為3個階段：啟動期、顆粒污泥出現(xiàn)期和顆粒污泥成熟期。

　　接種時的活性污泥為灰黑色，較為松散，沉降性能較差。在啟動期經(jīng)過1周的培養(yǎng)，污泥顏色逐漸由灰黑色變?yōu)橥咙S色，也出現(xiàn)了一定的絲狀膨脹，SVI30有所上升。這是由于啟動初期活性污泥的抗沖擊負荷能力較差，逐步減少沉降時間后，污泥膨脹有所控制。在第7 天時R2中最先出現(xiàn)了細小的顆粒污泥晶核，顏色為白黃色，其表面附著大量絲狀菌，形成初期一定數(shù)量的絲狀菌對好氧顆粒污泥的形成有促進作用，絲狀菌可以作為內(nèi)核的骨架，菌膠團便附著于上，形成穩(wěn)定的聚合體。R2運行13 d時顆粒污泥初步形成，而R1出現(xiàn)這一現(xiàn)象的時間在第11 天，不過投加Mg2+的污泥在顆粒污泥形成過程中有大量的輪蟲等后生動物聚集于菌膠團，微生物相相當豐富。通過34 d的培養(yǎng)，反應(yīng)器中的絮狀污泥幾乎全部轉(zhuǎn)變?yōu)闇\黃色、小米粒狀的顆粒污泥，形成的好氧顆粒污泥以圓形和橢圓形為主，表面光滑，結(jié)構(gòu)密實。SBR中好氧顆粒污泥已經(jīng)占據(jù)主導(dǎo)地位，幾乎沒有絮狀污泥存在。此外R1中形成的顆粒污泥平均粒徑比R2偏小，而R2形成的顆粒污泥外形更加規(guī)則。2個反應(yīng)器形成的好氧顆粒污泥顏色均為黃白色，差異不明顯。

　　2.3 成熟顆粒污泥的物理和化學性質(zhì)

　　對R1和R2中成熟顆粒污泥的粒徑分布進行了考察。2個反應(yīng)器中粒徑>3 mm的顆粒污泥所占比例都在3%以下。投加不同金屬離子(Ca2+、Mg2+)形成的好氧顆粒污泥具有不同的粒徑分布，R1中59%的好氧顆粒污泥粒徑范圍在1~3 mm，粒徑范圍在0.5~1 mm的顆粒污泥為28%，粒徑<0.5 mm的占11%。相比之下，R2中66%的好氧顆粒污泥粒徑范圍在1~3 mm，而粒徑<0.5 mm的顆粒污泥僅占1%。結(jié)果表明Mg2+投加條件下會獲得較大粒徑的好氧顆粒污泥。實驗運行34 d后，2個反應(yīng)器中的成熟顆粒污泥理化性質(zhì)如表 2所示。

　　由表 2可以發(fā)現(xiàn)，顆�；瘜崿F(xiàn)后，2個反應(yīng)器的污泥質(zhì)量濃度較接種污泥提高了1.5倍左右，MLSS在4.5~5.0 g/L，具有較高的生物量濃度。SVI30均比接種污泥時要低，分別為14.46、14.78 mL/g，顯示出良好的沉降性能。實驗對比了R1和R2中好氧顆粒污泥的相對密度和沉速，可以明顯看出好氧污泥顆�；�后的沉降性能明顯提高，但2個反應(yīng)器中污泥的相對密度和沉速提高程度卻不相同，R1和R2中培養(yǎng)的好氧顆粒污泥沉速分別為23±3、36±7 m/h，而相對密度相差不明顯，分別為1.032 1、1.051 8。表明Mg2+投加條件下形成的好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)更加致密緊實，沉降性能相對較優(yōu)越。

　　EPS在污泥的顆�；�過程中起到重要作用〔2, 12〕。從表 2可以看出，相比接種的絮狀污泥，2個反應(yīng)器中成熟好氧顆粒污泥的多糖和蛋白質(zhì)含量均大幅度提高，但提升幅度不同。投加不同金屬離子(Ca2+、Mg2+)得到的好氧顆粒污泥所分泌的EPS含量不同，Mg2+更有利于EPS的分泌，形成的好氧顆粒污泥EPS含量較高。

　　一般微生物細胞表面均帶有電負性，可用Zeta電位來表示，Zeta電位越高，粒子間的靜電斥力就越大。如表 2所示，R1、R2中成熟顆粒污泥的Zeta電位分別為-9.21、-12.38 mV，遠低于接種污泥的 -30.60 mV，研究認為金屬陽離子對顆粒污泥的形成起著重要作用，金屬離子能夠降低表面電荷并增強細胞間的范德華力〔13〕。

　　2.4 Zeta電位與EPS之間的關(guān)系

　　R1、R2中污泥的Zeta電位與EPS(PN+PS)的變化情況如圖 3所示。

 圖 3 R1（A）、R2（B）中污泥的Zeta電位與EPS的變化

　　從圖 3可以看出，在整個好氧顆粒污泥培養(yǎng)過程中，隨著營養(yǎng)負荷的增加，微生物分泌大量的EPS，污泥胞外蛋白質(zhì)增長迅速，而胞外多糖增幅不明顯，這與之前報道情況一致〔14〕。投加Ca2+條件下形成的顆粒污泥胞外多糖從接種污泥時的12.78 mg/g增加到31.59 mg/g，胞外蛋白則從22.97 mg/g明顯增加至215.32 mg/g。而投加Mg2+條件下形成的顆粒污泥胞外多糖和蛋白質(zhì)均要高于Ca2+條件，其胞外多糖為52.61 mg/g，蛋白質(zhì)在運行34 d后高達341.08 mg/g�？梢奙g2+投加條件下形成的好氧顆粒污泥EPS含量較高。蛋白質(zhì)具有很多氨基官能團，帶有正向電荷，能夠很好地中和表面負性電荷，從而降低表面電荷，促進凝聚作用。

　　在培養(yǎng)過程中，隨著顆�；�程度的提高，污泥性能的改善，R1、R2中污泥表面Zeta電位逐漸降低。運行7 d后R1、R2中污泥Zeta電位從最初接種污泥時的-30.60 mV分別降低到-20.02、-19.53 mV，最終分別降低至-9.21、-12.38 mV，均具有較好的凝聚特性，從Zeta電位的變化過程來看，投加Ca2+條件下Zeta電位的變化更平穩(wěn)。

　　對R1、R2中污泥的Zeta電位與PN、PS質(zhì)量比的關(guān)系進行了分析。發(fā)現(xiàn)R1、R2中m(PN)∶m(PS)與Zeta電位均呈現(xiàn)出正相關(guān)性，即EPS中m(PN)∶ m(PS)越大，污泥的Zeta電位越低，污泥間靜電斥力越小，越有利于污泥的凝聚。R1中的相關(guān)系數(shù)為0.84，R2中的相關(guān)系數(shù)為0.80，說明污泥的Zeta電位與m(PN)∶m(PS)密切相關(guān)，且R1中的相關(guān)度要高于R2。

　　2.5 1個周期內(nèi)COD、EPS和Zeta電位的變化

　　實驗分別對R1和R2中1個典型反應(yīng)周期內(nèi)EPS、COD和Zeta電位的變化情況進行研究，結(jié)果如圖 4所示。

 圖 4 R1（A）和R2（B）中1個周期內(nèi)COD和EPS的變化

　　R1、R2中的EPS含量在前1.0 h內(nèi)有一個上升過程，隨后降低至一個較穩(wěn)定數(shù)值。R1中PS從28.46 mg/g逐漸增加到33.80 mg/g，隨后逐漸減少至18.39 mg/g，后又增加至32.41 mg/g;而PN從29.26 mg/g增加到40.78 mg/g，隨后逐漸減少至34.26 mg/g，最后達到42.31 mg/g。而R2中PS從37.37 mg/g逐漸增加到48.77 mg/g，隨后減少至18.59 mg/g，后又增加至32.41 mg/g;PN從42.26 mg/g增加到57.71 mg/g，隨后逐漸減少至51.69 mg/g。1個周期內(nèi)前期Ca2+和Mg2+對EPS的產(chǎn)生都有一定的促進作用，而到了后期，兩者的EPS中PN的增加較為穩(wěn)定，PS卻呈現(xiàn)出下降趨勢，其中投加Mg2+的反應(yīng)器表現(xiàn)更為明顯，這說明在1個周期內(nèi)Ca2+和Mg2+對EPS的調(diào)控主要是通過對PS的影響來體現(xiàn)的，其中1個周期內(nèi)Mg2+對EPS的影響較Ca2+更大。

　　1個周期內(nèi)微生物經(jīng)歷1個飽食-饑餓期，在前1.5 h中，由于營養(yǎng)物質(zhì)充足，微生物除了將有機物用于自身代謝外，還將一部分有機物質(zhì)以EPS的形式儲存起來，由圖 4可以看出前期(飽食期)R1、R2內(nèi)PN和PS均增加。另外從EPS增加趨勢差異不大可知Ca2+和Mg2+在飽食期對EPS的影響并沒有明顯差異;而后期(饑餓期)EPS出現(xiàn)下降趨勢，主要原因是反應(yīng)器中的COD在運行1.5 h后基本降解完畢，微生物正處于底物匱乏期，故部分EPS(主要是PS)被分解成小分子有機物，供微生物作為碳源使用〔15〕。分析可知此后一段時間內(nèi)COD有所增加也是微生物對自身EPS分解所致。同時由后期PS的下降趨勢可以推斷，投加Mg2+的顆粒污泥較投加Ca2+的顆粒污泥產(chǎn)生的EPS(主要表現(xiàn)在PS)更易于被微生物分解作為碳源，以供其在底物匱乏時維持自身的生命活動。

　　污泥的Zeta電位總體均呈下降趨勢，在1.5~2.0 h內(nèi)，投加Mg2+比投加Ca2+的顆粒污泥表面Zeta電位變化大，主要原因可能是投加Ca2+與投加Mg2+的飽食-饑餓期變化階段不一致，對污泥表面Zeta電位造成了一定影響。具體參見http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1)Mg2+的添加更有利于縮短好氧顆粒污泥系統(tǒng)的啟動時間，Ca2+添加條件形成的顆粒污泥平均粒徑比Mg2+添加條件下形成的要小，投加Mg2+形成的顆粒污泥有較豐富的后生動物。

　　(2)SBR系統(tǒng)好氧顆粒污泥的培養(yǎng)和生長過程中，污泥Zeta電位呈逐漸下降過程，投加Ca2+條件下Zeta電位的變化較Mg2+投加條件更平穩(wěn)。

　　(3)顆�；�過程中，污泥中的EPS含量不斷增加，添加Mg2+較Ca2+更有利于胞外聚合物的分泌。多糖含量變化均不明顯，但蛋白質(zhì)含量均增幅較大，且反應(yīng)器中污泥的Zeta電位變化與蛋白/多糖呈正相關(guān)性。

　　(4)在底物匱乏期，添加Mg2+的微生物更易利用PS作為碳源，且在飽食-饑餓期的變化階段Mg2+對污泥表面Zeta電位造成的影響更大。