鈣鎂離子對好氧污泥快速顆�；�的影響

　　1 引言

　　顆粒污泥技術(shù)具有剩余污泥排放量少，對污泥沉降系統(tǒng)要求低，可在高容積負(fù)荷下降解高濃度有機(jī)廢水，所需占地面積小等特點(diǎn)，因而在污水處理工藝中受到普遍關(guān)注.其中，好氧顆粒污泥技術(shù)一方面由于能產(chǎn)生不易發(fā)生污泥膨脹、抗沖擊能力強(qiáng)、能承受高有機(jī)負(fù)荷且集不同性質(zhì)的微生物于一體的好氧顆粒污泥;另一方面克服了厭氧顆粒污泥技術(shù)較高的運(yùn)行溫度、較長的啟動期、不可去除氮和磷等技術(shù)缺陷，已成為污水生物技術(shù)領(lǐng)域研究的新熱點(diǎn).

　　近年來，國內(nèi)外許多學(xué)者研究表明，反應(yīng)器結(jié)構(gòu)、沉淀時(shí)間、運(yùn)轉(zhuǎn)負(fù)荷、接種污泥種類的不同對顆粒污泥形成有不同程度的影響.部分研究也發(fā)現(xiàn)(Jiang et al., 2003;Li et al., 2009)，Ca2+、Mg2+不僅是厭氧顆粒污泥中的重要組分，而且與接種普通活性污泥相比，Ca2+、Mg2+的投加會影響厭氧顆粒污泥的物理和生物特性.有文獻(xiàn)指出(肖本益等，2002;李志健等，2011)，Ca2+對微生物凝聚作用產(chǎn)生影響，添加Ca2+形成的厭氧顆粒污泥沉降性能好，并可加快反應(yīng)器的啟動.Mg2+會影響高溫厭氧污泥的微生物特征，即Mg2+會影響污泥中各種微生物的相對數(shù)量，改變其中的優(yōu)勢菌.

　　然而由于好氧顆粒污泥形成過程的復(fù)雜性，有關(guān)Ca2+、Mg2+對好氧污泥顆�；�的影響機(jī)制研究報(bào)道較少.因此，本試驗(yàn)通過對好氧顆粒培養(yǎng)過程中污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)變化、性能變化等方面的對比研究，來探討添加Ca2+、Mg2+在好氧污泥顆粒化進(jìn)程中的作用及其機(jī)理，以期為好氧污泥快速顆粒化研究提供有益的參考.

　　2 材料與方法

　　2.1 原水水質(zhì)與接種污泥

　　試驗(yàn)用水為合肥市某高校生活污水，水質(zhì)參數(shù)見表 1.

表1 合肥市某高校生活污水水質(zhì)

試驗(yàn)接種的絮狀活性污泥取自合肥市望塘污水處理廠二沉池回流污泥，其污泥濃度(MLSS)為2896 mg · L-1，污泥容積指數(shù)(SVI)為101 mg · L-1.各反應(yīng)器污泥培養(yǎng)方式見表 2.

　　表2 好氧顆粒污泥培養(yǎng)方式

　　2.2 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

　　本試驗(yàn)為平行試驗(yàn)，采用3組圓柱形SBR反應(yīng)器(R1、R2、R3，圖 1)，反應(yīng)器內(nèi)徑均為7 cm，高為120 cm，有效容積為4 L.采用粘砂塊微孔曝氣器和空氣壓縮機(jī)來供氣，通過玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量.試驗(yàn)在常溫下運(yùn)行，同時(shí)定期測定反應(yīng)器內(nèi)pH值，并調(diào)節(jié)使其維持在6.5~7.5范圍內(nèi).SBR反應(yīng)器的運(yùn)行控制參數(shù)見表 3.

 

　　圖 1 SBR試驗(yàn)裝置(1.潛水泵，2.進(jìn)水箱，3.時(shí)間控制裝置，4.空壓機(jī)，5.玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)，6.排水電磁閥，7.出水箱，8.溢流口，9.排出口，10.放空口，11.排泥口，12.微孔曝氣頭，13.取樣口)

　　表3 SBR反應(yīng)器的運(yùn)行控制參數(shù)

　　2.3 分析項(xiàng)目和方法

　　污泥容積指數(shù)(SVI)、混合液懸浮固體濃度(MLSS)、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)采用國家環(huán)�？偩�(2002)標(biāo)準(zhǔn)方法測定.

　　污泥形態(tài)采用生物光學(xué)顯微鏡(OLYNPUS-CX31)觀察;pH值采用WTW340i-pH測定儀測定;污泥好氧速率(OUR)采用Thermo Orion805A儀測定;粒徑分布采用多目分篩法分析(Laguna et al., 1999);污泥沉降速度采用重力沉降法測定(劉玉玲等，2011).

　　EPS的提取采用加熱法(Adav et al., 2008).首先將污泥從反應(yīng)器中取出，接著調(diào)整污泥濃度使之保持在5.0 g · L-1左右;取適量污泥樣品離心(4000 r · min-1，5 min)后棄去上清液，以超純水補(bǔ)足體積，混合后離心棄去上清液，留下污泥備用;備用污泥用超純水補(bǔ)足體積，加蓋密封后于80 ℃水浴提取30 min，取出，混合均勻后離心(5000 r · min-1，15 min)，取出上清液通過0.22 μm微孔濾膜過濾后分析污泥EPS.

　　多糖與蛋白質(zhì)的測定：多糖采用苯酚-硫酸法測定，以0~50 mg · L-1的葡萄糖溶液作為標(biāo)準(zhǔn);蛋白質(zhì)采用修正的Lowry法測定，以0~250 mg · L-1的牛血清蛋白作為標(biāo)準(zhǔn).

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 污泥外觀形態(tài)變化

　　好氧顆粒污泥的形成和生長可分為3個(gè)階段，即污泥馴化期、污泥顆�；�期和顆粒污泥成熟期(Wang et al., 2008).在污泥培養(yǎng)馴化期，3個(gè)SBR反應(yīng)器均整體呈現(xiàn)黑色，經(jīng)過3 d(15個(gè)周期)的運(yùn)行后，污泥顏色均逐漸從黑色變?yōu)樽睾谏?在反應(yīng)器運(yùn)行初期絮狀污泥的沉降性能較差，為防止污泥大量流失排出系統(tǒng)，將沉降時(shí)間設(shè)置為10 min.隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，反應(yīng)系統(tǒng)中的沉降時(shí)間逐漸從10 min~5 min~2 min進(jìn)行縮減，強(qiáng)化結(jié)構(gòu)松散的絮狀污泥的排出，以期篩選出結(jié)構(gòu)緊密、沉降性能好的污泥，促進(jìn)反應(yīng)器中顆粒污泥的形成.在污泥顆�；�期，投加Ca2+的R2反應(yīng)器運(yùn)行至第6 d(第27周期)，出現(xiàn)了好氧顆粒污泥，污泥顏色從棕黑色變成黃褐色;而投加Mg2+的R3反應(yīng)器在第7 d(第31周期)后才出現(xiàn)好氧顆粒污泥;同時(shí)，R1反應(yīng)器在第7 d(第32周期)也出現(xiàn)少量細(xì)小的好氧顆粒污泥.

　　在縮減沉降時(shí)間的調(diào)控過程中，R1、R2、R3反應(yīng)器的顆粒污泥數(shù)量不斷增加，粒徑明顯增大，絮狀污泥不斷減少直至消失，逐漸實(shí)現(xiàn)污泥顆�；�.根據(jù)Bhunia等(2006)的理論，粒徑大于0.34 mm的微粒可以稱為顆粒，評價(jià)指出當(dāng)大于0.34 mm的污泥顆粒占50%以上時(shí)，已基本實(shí)現(xiàn)好氧污泥顆�；�.據(jù)此，在Ca2+投加條件下好氧污泥顆粒化在第19 d(第92周期)實(shí)現(xiàn)，而投加Mg2+的反應(yīng)器則在第23 d(第112周期)后實(shí)現(xiàn)此目標(biāo)，而R1反應(yīng)器要將近35 d才實(shí)現(xiàn)完全顆�；�.此后，微生物不斷聚集、生長，顆粒污泥進(jìn)入成熟生長期.本試驗(yàn)采用生物光學(xué)顯微鏡定期對培養(yǎng)中的污泥形態(tài)進(jìn)行觀察，如圖 2所示，Ca2+、Mg2+的投加能促進(jìn)好氧污泥顆�；�進(jìn)程，而投加Ca2+條件下好氧污泥顆粒化進(jìn)程更快.

 

　　圖 2 污泥顆�；�過程中形態(tài)變化(×40倍)

　　3.2 粒徑變化

　　顆粒的粒徑對污泥的生物活性、傳質(zhì)特性及沉降性能均具有顯著影響.常規(guī)的活性絮狀污泥粒徑一般介于20~200 μm，而顆粒污泥則具有較大的粒徑，能夠達(dá)到絮狀污泥的5~20倍，甚至更大.顆粒粒徑的變化可以直觀地體現(xiàn)污泥顆�；�的過程，本試驗(yàn)分別于第1、15、20、40 d測定各反應(yīng)器內(nèi)粒徑分布以觀察其顆�；�進(jìn)程(圖 3).

 

　　圖 3 污泥粒徑分布隨時(shí)間的變化

　　在接種污泥的第1 d，3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)都是絮狀污泥，污泥的粒徑幾乎均小于0.355mm.運(yùn)行15 d之后，由于SBR中水力剪切的作用和沉降時(shí)間的逐步縮減，性能不好的絮狀活性污泥逐漸被排出系統(tǒng)，R1、R2、R3反應(yīng)器中都不同程度地出現(xiàn)小米粒一樣的顆粒污泥，這種小顆粒的形成是一個(gè)相對較快的過程.運(yùn)行至第20 d，R2、R3反應(yīng)器中的污泥粒徑絕大多數(shù)超過0.355 mm，其中，R2反應(yīng)器中污泥粒徑在1~2 mm之間和大于2 mm的分別占體積分?jǐn)?shù)的16.1%和3.9%，相比之下，R3反應(yīng)器中分別為11.6%和2.4%，可見R2反應(yīng)器的顆�；�程度比R3反應(yīng)器更快，顆粒粒徑也較大.運(yùn)行至第40 d，R1、R2、R3反應(yīng)器中污泥粒徑在0.355 mm以上的分別達(dá)到56.6%、72.2%、70.6%，3個(gè)反應(yīng)器中顆�；�均已完成.從圖 3中可以看出，Ca2+誘導(dǎo)下顆粒粒徑較大，根據(jù)Ca2+作用分析原因可能有：①加入Ca2+會中和細(xì)菌表面的負(fù)電荷，減少細(xì)胞間的靜電斥力，進(jìn)而促進(jìn)污泥顆粒化;②Ca2+通過EPS-Ca2+-EPS起到架橋作用，從而形成微生物聚集生長的骨架;③投加的Ca2+作為顆粒中心形成誘導(dǎo)核，促進(jìn)微生物凝聚，并增加成熟顆粒物理強(qiáng)度.相比之下，Mg2+誘導(dǎo)下顆粒粒徑較Ca2+小，Mg2+的物理作用不明顯.

　　3.3 SVI與沉降速度變化

　　反映污泥沉降性能的SVI與沉降速度的變化趨勢同樣顯示了污泥顆�；�進(jìn)程，其變化情況如圖 4所示.由圖 4a可知，接種污泥SVI值為101 mL · g-1，沉降性能較差.隨著反應(yīng)的進(jìn)行，各反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥SVI逐漸降低.這一方面是由于沉淀時(shí)間縮短，選擇性的洗出沉淀性能差的絮狀污泥;另一方面，隨著反應(yīng)器中污泥顆�；�程度不斷提高，其緊湊和密實(shí)的結(jié)構(gòu)致使污泥沉降性能大大提升.在污泥顆�；�過程中，Ca2+誘導(dǎo)下污泥的SVI值從初始值101 mL · g-1降低到29.6 mL · g-1，相比之下，Mg2+誘導(dǎo)下污泥的SVI值從初始值101 mL · g-1降低到33.6 mL · g-1，說明Ca2+的添加可能更有利于污泥沉降性能的提高.各反應(yīng)器顆粒污泥進(jìn)入成熟生長期之后，SVI值也趨于穩(wěn)定.Ca2+誘導(dǎo)下污泥的SVI值在第29 d開始穩(wěn)定在30~35 mL · g-1左右，Mg2+誘導(dǎo)下污泥SVI值從第33 d開始穩(wěn)定在上述范圍內(nèi)，而未投加金屬離子的污泥在第41 d開始穩(wěn)定在36 mL · g-1左右.因此，從沉降性能角度分析，金屬離子的添加促進(jìn)了污泥的顆�；�進(jìn)程.

 

　　圖 4 反應(yīng)器內(nèi)SVI(a)和污泥沉降速度(b)的變化

　　顆粒污泥的沉降速度與顆粒結(jié)構(gòu)和大小有關(guān)，反映了污泥的顆�；�進(jìn)程.剛接種時(shí)，各反應(yīng)器中污泥沉降速度都較低，均為8.55 m · h-1左右(圖 4b).隨著好氧污泥顆粒化進(jìn)程的推進(jìn)，3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)污泥的沉降速度逐步加大.從圖 4b可以看出，在好氧污泥的顆�；�全程中，Ca2+投加下的好氧污泥沉降速度始終大于Mg2+投加下，而僅接種普通活性污泥的R1反應(yīng)器中污泥沉降速度一直低于前二者.在整個(gè)反應(yīng)結(jié)束時(shí)，R2反應(yīng)器內(nèi)成熟的好氧顆粒污泥沉降速度為43.17 m · h-1，R3反應(yīng)器內(nèi)好氧顆粒污泥沉降速度為38.41 m · h-1.相比之下，R1反應(yīng)器內(nèi)成熟的好氧顆粒污泥沉降速度僅為34.52 m · h-1.由此可見，金屬離子的添加加速了好氧污泥顆粒化進(jìn)程，而Ca2+的添加更有益于提高污泥的沉降性能.3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)成熟的好氧顆粒污泥沉降速度均大于30 m · h-1，大約是剛接種時(shí)普通活性污泥的3倍左右.

　　3.4 MLSS與MLVSS/MLSS變化

　　MLSS在一定程度上反映了污泥的生物活性，而污泥內(nèi)部揮發(fā)組分比例(MLVSS/MLSS)代表活性污泥中有機(jī)固體的比例，表示污泥內(nèi)部活性微生物量，MLVSS/MLSS越大說明污泥內(nèi)部微生物的含量越高.MLSS與MLVSS/MLSS的變化情況如圖 5所示.

 

　　圖 5 反應(yīng)器內(nèi)MLSS(a)和MLVSS/MLSS(b)變化

　　剛開始接種時(shí)，R1、R2、R3反應(yīng)器中普通活性污泥的初始濃度(MLSS)均為2896 mg · L-1.隨著污泥進(jìn)入馴化期，由于接種污泥對于反應(yīng)器的運(yùn)行方式、水質(zhì)情況等不適應(yīng)且部分松散絮狀污泥被選擇性排出反應(yīng)器，3個(gè)反應(yīng)器中MLSS開始降低(圖 5a).隨著培養(yǎng)過程中沉淀時(shí)間的逐漸縮短，R1、R2、R3反應(yīng)器中污泥濃度迅速下降，R2反應(yīng)器中的污泥濃度直到第15 d達(dá)到3106 mg · L-1才超過接種時(shí)水平，此時(shí)R3反應(yīng)器中污泥濃度為2994 mg · L-1，也超過了接種時(shí)水平，而R1中污泥濃度直到第21 d才達(dá)到2977 mg · L-1，開始超過接種時(shí)水平，此后3個(gè)反應(yīng)器中污泥濃度快速增加.運(yùn)行1個(gè)月之后，R2、R3反應(yīng)器內(nèi)基本實(shí)現(xiàn)顆粒化，MLSS增長開始減緩，濃度也趨于穩(wěn)定，保持在5500 mg · L-1左右.

　　剛接種的普通活性污泥，內(nèi)部活性微生物量較少，MLVSS/MLSS僅為0.5左右.反應(yīng)器啟動后，由于加入新鮮污水，污泥內(nèi)微生物獲得充足的營養(yǎng)，活性微生物量開始增大.至反應(yīng)結(jié)束第45 d，R1、R2、R3反應(yīng)器內(nèi)MLVSS/MLSS分別為0.72、0.74、0.79，與反應(yīng)器內(nèi)剛接種普通活性污泥相比，MLVSS/MLSS高出近0.3，具有較高的生物量.由圖 5b可知，在整個(gè)反應(yīng)時(shí)期，MLVSS/MLSS總體是保持上升的趨勢，且金屬離子誘導(dǎo)下的反應(yīng)器內(nèi)污泥內(nèi)部活性微生物量較高，Mg2+誘導(dǎo)下的污泥內(nèi)部微生物量增高尤為明顯.

　　綜上，與未添加金屬離子相比，Mg2+的添加可能促進(jìn)微生物的生長與聚集，MLSS、MLVSS/MLSS始終高于前者，微生物量最高.

　　3.5 污泥好氧速率與比好氧速率的變化

　　污泥好氧速率(OUR)與比好氧速率(SOUR)是評價(jià)污泥微生物代謝活性的重要指標(biāo)，其變化可在一定程度上反映好氧污泥快速顆�；�過程中生物活性的變化(周曼等，2012).本試驗(yàn)選測在好氧污泥快速顆�；�進(jìn)程中，第5、15、30、45 d 3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)污泥的OUR和SOUR值，結(jié)果見表 4.

　　表4 反應(yīng)器內(nèi)OUR與SOUR的變化

　　在反應(yīng)器啟動初期的第5 d時(shí)，3個(gè)反應(yīng)器中OUR和SOUR都較低且無明顯差異，OUR不超過0.40 mg · min-1 · L-1，SOUR不超過0.13 mg · min-1 · g-1.這是因?yàn)榉磻?yīng)器剛啟動不久，污泥中的微生物對運(yùn)行環(huán)境尚處于適應(yīng)階段，生物活性都較低.運(yùn)行至第30 d時(shí)，由前可知，R2和R3反應(yīng)器中好氧污泥已經(jīng)完全顆粒化，而R1反應(yīng)器中的污泥卻仍處在顆�；�期.此時(shí)3個(gè)反應(yīng)器中OUR和SOUR呈現(xiàn)明顯區(qū)別，金屬離子誘導(dǎo)下的顆粒污泥較僅接種普通活性污泥培養(yǎng)形成的顆粒污泥OUR和SOUR有顯著提高，其中，Mg2+誘導(dǎo)下的顆粒污泥OUR和SOUR 最高，分別為3.53 mg · min-1 · L-1和0.61 mg · min-1 · g-1. 到反應(yīng)結(jié)束第45 d時(shí)，3個(gè)反應(yīng)器中好氧污泥均已實(shí)現(xiàn)完全顆�；�，進(jìn)入成熟期.從表 4中可以看出，金屬離子投加下培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥具有更高的OUR和SOUR，且Mg2+誘導(dǎo)下成熟的好氧顆粒污泥從OUR和SOUR角度來說，生物活性最高.

　　由于酶是一種能夠激發(fā)微生物活性的特殊蛋白質(zhì)，而Mg2+能夠作為酶的激活劑參與酶促反應(yīng)，結(jié)合MLSS與MLVSS/MLSS變化數(shù)據(jù)分析，Mg2+可能是通過影響好氧污泥的生化性質(zhì)來促進(jìn)污泥顆粒化，使誘導(dǎo)下的好氧顆粒污泥保持更高的生物活性.

　　3.6 Ca2+和Mg2+對產(chǎn)生EPS的影響

　　EPS通常包括蛋白質(zhì)(PN)、多糖(PS)、DNA、脂類、腐殖酸及一些無機(jī)成分，其各組分含量和所占比例受基質(zhì)種類和負(fù)荷、溫度、溶解氧、水力剪切條件、pH等培養(yǎng)參數(shù)影響(王碩等，2012).而部分研究表明(Wang et al., 2007)，EPS組分中以PN、PS為主，占總量的70%~80%，其它成分含量相對較低.多年來，很多研究發(fā)現(xiàn)，EPS含量的增加對于微生物聚集、顆粒污泥形成及穩(wěn)定性具有積極的促進(jìn)作用(邱光磊等，2011;俞言文等，2012;Liu et al., 2004).本試驗(yàn)對不同培養(yǎng)方式下好氧顆粒形成過程中EPS組成含量變化進(jìn)行研究分析.R1、R2、R3反應(yīng)器內(nèi)EPS中PN和PS含量隨時(shí)間的變化如圖 6所示.

　　圖 6 PN(a)和PS(b)含量的變化

　　在整個(gè)培養(yǎng)過程中，3個(gè)反應(yīng)器中PN含量呈現(xiàn)先快速增加后期稍緩的趨勢.R1反應(yīng)器中PN含量在第40 d達(dá)到55.9 mg · g-1(以VSS計(jì))，然后開始放緩，R2反應(yīng)器中PN含量在第35 d達(dá)到58.7 mg · g-1后開始放緩，R3反應(yīng)器中PN含量一直增長直到第40 d達(dá)到72.4 mg · g-1后才稍緩.從圖 6a可以看出，R1反應(yīng)器中PN含量均在R2、R3反應(yīng)器之下，在第45 d達(dá)到最大值57.1 mg · g-1.從曲線變化趨勢來看，R2反應(yīng)器中PN增長速度與R1反應(yīng)器相當(dāng)，但R2反應(yīng)器中PN含量一直較R1反應(yīng)器高，在第40 d達(dá)到最大值60.4 mg · g-1.R3反應(yīng)器中PN含量一開始便快速增長，增長速度明顯快于R1、R2反應(yīng)器，且顆粒化進(jìn)程中R3反應(yīng)器中的PN含量一直高于R1和R2反應(yīng)器.

　　從圖 6b中還可以看出，整個(gè)運(yùn)行期間3個(gè)反應(yīng)器中PS含量呈現(xiàn)前期緩慢增長后期快速增長的特點(diǎn).在第5 d，3個(gè)反應(yīng)器中PS含量均未超過20 mg · g-1(以VSS計(jì)).在第5~20 d，R1和R2反應(yīng)器中PS含量處于平穩(wěn)狀態(tài)，增長保持在1 mg · g-1左右，隨后R1、R2反應(yīng)器中PS含量快速增長，且R2反應(yīng)器的增長速度略高于R1反應(yīng)器.R3反應(yīng)器在第5~20 d增長放緩后又開始保持較高的增長速度直到第45 d達(dá)到最大值25.9 mg · g-1.在整個(gè)培養(yǎng)過程中，R3反應(yīng)器中PS含量高于R1和R2反應(yīng)器，R2反應(yīng)器高于R1反應(yīng)器，但三者之間PS含量全程相差不大，保持在3 mg · g-1左右范圍內(nèi).

　　據(jù)上推測，金屬離子的投加能促進(jìn)細(xì)胞分泌EPS中PN、PS含量的增加.與Ca2+相比，Mg2+誘導(dǎo)下細(xì)胞分泌EPS中PN和PS的量均有更大的提高，且PN、PS含量增加速度明顯加快.這可能因?yàn)镸g2+作為一種酶促劑，參與微生物體內(nèi)核酸和蛋白質(zhì)的合成，使顆粒污泥體系中出現(xiàn)更豐富種類的微生物、更高的生物活性，而Ca2+更多是通過物理作用影響污泥顆粒化.

　　EPS中的PN/PS比與好氧顆粒污泥性質(zhì)密切相關(guān)，其通過影響顆粒污泥細(xì)胞表面疏水性與表面電荷來調(diào)控微生物的聚集狀態(tài)(王浩宇等，2012).由于蛋白質(zhì)中的氨基基團(tuán)是EPS中的疏水組分，有利于污泥絮凝，而多糖中含有較高比例的親水基團(tuán)(如羥基)，是親水性的主要成分.適當(dāng)?shù)腜N/PS對菌體細(xì)胞表面的親疏水性，進(jìn)而對污泥的絮凝沉降性能十分重要.本試驗(yàn)中m(PN)/m(PS)隨時(shí)間的變化曲線如圖 7所示.

　　圖 7 m(PN)/m(PS)變化

　　從圖中可以看出，3個(gè)反應(yīng)器中蛋白質(zhì)與多糖含量的比值在整個(gè)運(yùn)行過程中總體呈上升的趨勢.R1、R2反應(yīng)器內(nèi)第1~5 d PN/PS稍降，至第5~25 d比值呈快速上升趨勢，在第25~40 d基本穩(wěn)定在2.5~2.6左右，且R2反應(yīng)器整個(gè)顆�；�過程中PN/PS整體高于R1反應(yīng)器.R3反應(yīng)器在整個(gè)顆�；�過程中PN/PS一直增長，到第40 d達(dá)到最大值3.0后略降，且R3反應(yīng)器在反應(yīng)全程中PN/PS整體明顯高于R1和R2反應(yīng)器.3個(gè)反應(yīng)器中，隨著PN/PS的不斷增大，污泥顆�；�程度不斷提高，說明PN/PS與污泥顆�；�程度密切相關(guān)，且Mg2+通過生化作用更能提高顆粒污泥生物活性，PN/PS明顯更大.

　　3.7 Ca2+和Mg2+對快速顆�；�進(jìn)程中除污效能的影響

　　好氧顆粒污泥對COD的去除主要通過物理吸附和生物降解兩個(gè)途徑完成，未去除的有機(jī)物可能是某些不易生物降解的復(fù)雜成分或者微生物溶解產(chǎn)物(SMP).從表 5可以看出，快速顆�；�進(jìn)程中3個(gè)反應(yīng)器中COD的去除效果在相似的水平上，沒有顯著性的差異.但R1反應(yīng)器中COD的去除效果波動性較大且平均去除率為74.16%，低于R2和R3反應(yīng)器中的77.75%和77.43%.

　　表5 除污效率單因素分析表

　　污水中NH4+-N的去除主要是通過硝化作用來實(shí)現(xiàn)的，硝化作用是在好氧狀態(tài)下分兩個(gè)基本階段將NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3-N.由表 5可知，3個(gè)反應(yīng)器中氨氮的去除率都達(dá)到了85%以上，且添加Mg2+與未添加金屬離子相比NH4+-N去除效果有明顯差異;從去除率平均水平來看，R3反應(yīng)器效果最佳，為87.16%，R1反應(yīng)器最差，為84.78%.金屬離子的添加對除氨氮起到一定的效果，且Mg2+的添加將更有助于提高NH4+-N的降解效率.Mg2+作為微生物所需的一種微量元素，參與細(xì)胞的能量代謝，調(diào)控細(xì)胞增殖與分化，刺激微生物生長，提高微生物活性.Ca2+條件下氨氮去除率低于Mg2+條件下，這是因?yàn)镃a2+誘導(dǎo)形成的好氧顆粒污泥粒徑較大，營養(yǎng)基質(zhì)和氧氣在顆粒中傳遞運(yùn)輸受阻，顆粒中心為厭氧無機(jī)帶且生物多樣性單一，對氨氮的去除不利.具體參見污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　磷的去除是通過排出系統(tǒng)中的剩余污泥來實(shí)現(xiàn)的，SBR反應(yīng)器運(yùn)行中，通過好氧顆粒污泥周期性的排泥來達(dá)到除磷目的.由表 5可知，添加Ca2+條件下，PO43--P的去除率明顯優(yōu)于未添加金屬離子，且有顯著性差異，但Ca2+、Mg2+在同等濃度條件下對PO43--P的去除效果影響無明顯差別.從表 5中還可以看出，PO43--P的去除效果整體具有較大的波動性，這不僅與進(jìn)水水質(zhì)波動有關(guān)，還與聚磷菌(POA)、反硝化聚磷菌(DPB)的生長及好氧顆粒成熟狀態(tài)(形成好氧-缺氧-厭氧的交替環(huán)境)都有密切關(guān)系.

　　4 結(jié)論

　　1)Ca2+、Mg2+的添加能快速縮短好氧污泥顆粒化所需時(shí)間，但作用機(jī)理并非完全相同.Ca2+的添加更有利于好氧顆粒污泥系統(tǒng)啟動時(shí)間的縮短，其形成的顆粒污泥結(jié)構(gòu)更為致密，形狀較為規(guī)則，并且粒徑也較大，沉降性能更好，表現(xiàn)出更優(yōu)越的物理特性.而Mg2+添加條件下形成的顆粒污泥，其MLSS、MLVSS/MLSS、OUR和SOUR顯著提高，生物多樣性更豐富，表現(xiàn)出更顯著的生化特性.

　　2)與未添加金屬離子相比，添加Ca2+、Mg2+促使顆粒污泥中PN、PS含量有較高的增加，特別是PN的含量增加更明顯，這對好氧顆粒污泥的形成起到促進(jìn)作用.與Ca2+相比，Mg2+誘導(dǎo)下細(xì)胞分泌EPS中PN、PS含量均有更大的提高，且增速明顯更快.

　　3)Ca2+、Mg2+的添加使好氧顆粒污泥具有更顯著的除污優(yōu)勢，穩(wěn)態(tài)下COD、NH4+-N、PO-34-P的去除率均提升3%左右.