淀粉對(duì)除磷污泥顆粒化的影響

張　杰，張金庫(kù)，李　冬，呂育鋒，范　丹，葉麗紅

(1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(北京工業(yè)大學(xué))，100124 北京；2.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))，150090 哈爾濱)

?

淀粉對(duì)除磷污泥顆?；挠绊?/p>

張杰1,2，張金庫(kù)1，李冬1，呂育鋒1，范丹1，葉麗紅1

(1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(北京工業(yè)大學(xué))，100124 北京；2.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))，150090 哈爾濱)

摘要:為探究淀粉對(duì)除磷污泥顆?；挠绊懀捎脽o(wú)淀粉添加反應(yīng)器(1#)和有淀粉添加反應(yīng)器(2#)進(jìn)行對(duì)比實(shí)驗(yàn).通過(guò)電子顯微鏡、紫外分光光度計(jì)、粒徑儀研究淀粉對(duì)污泥粒徑增長(zhǎng)、COD及TP去除效果的影響.結(jié)果表明，2#僅用24 d就實(shí)現(xiàn)顆?；?，比1#節(jié)約用時(shí)1/4，證實(shí)淀粉可加速污泥的顆?；?其中2#污泥蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，表明淀粉可能會(huì)刺激微生物分泌淀粉酶，從而使微生物分泌的EPS中蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)更多，更有利于顆粒的形成.此外，由于2#生物量較高，在好氧段需要更多的氧氣，因此，可承受更高的曝氣量，從而使顆粒的密實(shí)度更高，有利于維持系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行；TP去除率達(dá)95%以上，COD去除率為90%左右，說(shuō)明30%的進(jìn)水COD由淀粉提供時(shí)不會(huì)影響系統(tǒng)的除磷效果，淀粉最終作為有機(jī)物被消耗，停止添加淀粉，系統(tǒng)仍能穩(wěn)定運(yùn)行.

關(guān)鍵詞:除磷系統(tǒng)；聚磷菌；淀粉；顆?；?；胞外聚合物

除磷顆粒污泥是指聚磷菌占主導(dǎo)并具有良好除磷效果的顆粒污泥[1-4].彭永臻等[5]認(rèn)為除磷過(guò)程中需要有交替的厭氧、好氧環(huán)境，除磷顆粒污泥的培養(yǎng)與傳統(tǒng)的厭氧顆粒污泥或好氧顆粒污泥不盡相同，但除磷污泥的顆?；彩俏⑸锛?xì)胞自凝聚作用的結(jié)果.Wu等[6-7]采用SBR裝置，在交替的厭氧、好氧環(huán)境下培養(yǎng)出除磷顆粒污泥，分別用了40和82 d，由陽(yáng)等[8]采用先培養(yǎng)好氧顆粒再富集聚磷菌的方法，歷經(jīng)80 d培養(yǎng)出了除磷顆粒污泥.為盡快將除磷顆粒污泥應(yīng)用于廢水處理，需加速除磷污泥的顆粒化.在顆粒污泥形成過(guò)程中，微生物之間的黏附、聚集是顆粒形成的基礎(chǔ)，若能加快此過(guò)程，就有可能加速污泥的顆?；?Wang等[9]證實(shí)淀粉具有黏性可迅速吸附在絮體表面，在絮體之間起到橋連作用，促進(jìn)菌膠團(tuán)的形成.Teh等[10]利用大米淀粉作為絮凝劑處理工農(nóng)業(yè)廢水，廢水中懸浮物的去除率達(dá)86.65%，同時(shí)比較了大米淀粉與小麥淀粉、土豆淀粉、玉米淀粉以及明礬絮凝性的差異，得出將0.38 g/L的明礬和0.28 g/L的大米淀粉混合使用得到的絮凝效果最佳.Pal等[11-12]利用改良性淀粉作為助凝劑也獲得了良好的絮凝效果.此外，Wang等[9]發(fā)現(xiàn)淀粉還可以作為碳源，被水解為小分子有機(jī)物后可供微生物吸收利用，當(dāng)?shù)矸垧じ皆谛躞w表面時(shí)，可以誘導(dǎo)溶液中游離的微生物向其靠攏，從而得到較大的生物聚集體.由此可見(jiàn)，若向除磷污泥中添加淀粉，淀粉的絮凝性可提升污泥的沉降性能，其黏性可加速微生物的聚集，強(qiáng)化了水力選擇壓和生物選擇壓對(duì)顆?；挠绊?，有可能會(huì)加速除磷污泥的顆?；?在污泥顆粒化過(guò)程中還要確保聚磷菌為優(yōu)勢(shì)菌種.羅陽(yáng)等[13]研究了當(dāng)?shù)矸圩鳛槲ㄒ惶荚磿r(shí)，由于淀粉為結(jié)構(gòu)復(fù)雜的有機(jī)物，不能直接被聚磷菌吸收利用，磷的去除率只有50%左右.為保證出水水質(zhì)良好，還需添加易于聚磷菌代謝的短鏈脂肪酸(乙酸、丙酸等)，短鏈脂肪酸作為主要碳源，淀粉首先起絮凝劑作用，再作為碳源被微生物分解利用.

本實(shí)驗(yàn)采用兩個(gè)相同的SBR反應(yīng)器，采用厭氧、好氧交替運(yùn)行的方式，以淀粉作為唯一變量，采用水力篩選的方法，并在整個(gè)實(shí)驗(yàn)對(duì)比過(guò)程中，對(duì)其除磷特性、粒徑變化、沉降性能進(jìn)行監(jiān)測(cè)，探討淀粉在除磷污泥顆粒化過(guò)程中的作用.

1實(shí)驗(yàn)

1.1實(shí)驗(yàn)設(shè)備與操作條件

實(shí)驗(yàn)采用兩個(gè)完全相同的SBR裝置(圖1所示)，材質(zhì)為有機(jī)玻璃，高55 cm，直徑7 cm，有效容積2 L，排水口在反應(yīng)器中部，使容積交換率為50%.反應(yīng)周期為6 h，其中進(jìn)水2 min，厭氧攪拌120 min，好氧曝氣180～220 min，沉淀由最初的40 min逐漸降到2 min，其余時(shí)間閑置.通過(guò)控制沉降時(shí)間對(duì)接種污泥進(jìn)行水力篩選，將沉降性差的污泥排出系統(tǒng)，并控制污泥齡為10 d.實(shí)驗(yàn)在室溫(20 ℃左右)條件下進(jìn)行，不對(duì)溫度進(jìn)行控制；保持進(jìn)水pH在7.1～7.5.厭氧段的溶解氧(DO)保持在0.15 mg/L以下，考慮到DO在顆粒內(nèi)部的傳質(zhì)速率，在污泥顆粒化過(guò)程中，隨粒徑的增長(zhǎng)好氧段曝氣量由0.4 L/min逐漸升高到1.2 L/min.

1、2、3、4分別為進(jìn)水、排水、攪拌、曝氣時(shí)序控制器;5、6為攪拌裝置;7為曝氣頭;A、B、C分別為控制進(jìn)水、排水、曝氣電磁閥.

圖1反應(yīng)器裝置示意

1.2接種污泥和實(shí)驗(yàn)用水

實(shí)驗(yàn)接種的污泥為北京市某污水處理廠的普通活性污泥，接種質(zhì)量濃度為4 000 mg/L.實(shí)驗(yàn)用水采用人工配水(表1所示)，進(jìn)水COD為400 mg/L，其中1#碳源全部采用丙酸鈉，2#采用70%的丙酸鈉和30%的淀粉(經(jīng)小試得出此比例既可提供足夠的淀粉，又能得到良好的除磷效果)，兩個(gè)反應(yīng)器其他指標(biāo)均相同，同時(shí)加入0.57 mL/L的營(yíng)養(yǎng)液(采用Smolders等[14]的配方).

表1　實(shí)驗(yàn)水質(zhì)情況

注：1#COD由丙酸鈉提供，2#COD由70%丙酸鈉和30%淀粉提供.

1.3分析方法

DO、pH、溫度采用WTW便攜測(cè)定儀測(cè)定；COD采用COD快速測(cè)定儀測(cè)定；總磷(TP)采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定；MLSS采用重量法測(cè)定；胞外聚合物中多糖和蛋白質(zhì)的測(cè)定采用苯酚-硫酸法[15]和Bradford法[15-16]；粒徑通過(guò)粒度分析儀測(cè)定；SVI的測(cè)量采用國(guó)標(biāo)方法[17].

2結(jié)果與討論

2.1顆?；^(guò)程中污泥的沉降特性及生物量變化

兩個(gè)反應(yīng)器接種的絮狀污泥具有較好的沉降性，其SVI為120 mL/g，采用不同的進(jìn)水運(yùn)行后，兩反應(yīng)器中污泥的沉降性出現(xiàn)了較大差距，如圖2所示.相比于1#，2#反應(yīng)器中污泥的SVI在反應(yīng)初期急劇下降，再緩慢減小，最終維持在33 mL/g左右.分析其原因，主要是2#反應(yīng)器中添加的淀粉可作為絮凝劑，在絮體與絮體之間起到橋連作用，形成結(jié)構(gòu)更緊湊、體積更大的絮體，大大提高了污泥的沉降性能，從而導(dǎo)致2#反應(yīng)器中污泥的SVI在反應(yīng)初期急劇下降，這與 Teh[10]的結(jié)論相符.隨著接種的絮狀污泥不斷顆?；?，污泥在沉降過(guò)程中抵抗外界干擾的能力越來(lái)越強(qiáng)，淀粉所起到的絮凝效果越來(lái)越弱，因此，在反應(yīng)中后期污泥的SVI變化坡度較緩，最終兩反應(yīng)器中污泥的沉降性趨于一致.

由圖2可知，2#的污泥質(zhì)量濃度要高于1#，這主要是因?yàn)榈矸鄣奶砑訉?dǎo)致2#污泥的沉降性更好，在相同的水力選擇壓條件下，2#被截留下來(lái)的沉降性能良好的污泥更多，致使2#污泥質(zhì)量濃度偏高；此外，根據(jù)Wang等[9]的研究結(jié)果，吸附在絮體表面的淀粉作為有機(jī)物會(huì)誘導(dǎo)溶液中游離的微生物向其靠攏，也會(huì)使其生物量升高.

圖2　污泥容積指數(shù)及污泥質(zhì)量濃度變化

2.2顆粒粒徑變化及除磷效果

由圖3可知，污泥在接種1#、2#反應(yīng)器后的8 d里，其粒徑增長(zhǎng)緩慢，1#的粒徑由開(kāi)始的86 μm下降到83 μm，2#的粒徑由開(kāi)始的78 μm增長(zhǎng)到85 μm，平均增長(zhǎng)速率僅為0.875 μm/d.隨后粒徑開(kāi)始快速增長(zhǎng)，除磷效果逐漸變好，1#經(jīng)過(guò)30 d培養(yǎng)，2#經(jīng)24 d顆粒平均粒徑達(dá)400 μm，表明污泥的顆?；瓿蒣18].2#粒徑增長(zhǎng)速率明顯高于1#，第33 天兩者粒徑差達(dá)到最大值252 μm，然后粒徑差逐漸變小，最后趨于一致.

圖3　兩反應(yīng)器粒徑變化

分析原因，認(rèn)為1#、2#都存在一定的適應(yīng)期，由于進(jìn)水水質(zhì)的差異，兩反應(yīng)器內(nèi)聚磷菌對(duì)環(huán)境的適應(yīng)能力不盡相同，導(dǎo)致了前8 d兩者粒徑變化有所差別，但粒徑都沒(méi)有明顯增長(zhǎng).適應(yīng)期結(jié)束以后，兩反應(yīng)器內(nèi)粒徑開(kāi)始增長(zhǎng)，且2#粒徑增長(zhǎng)明顯比1#快，說(shuō)明淀粉的投加有助于污泥的顆?；?綜合SVI變化分析，一方面淀粉作為絮凝劑提升絮體的沉降性能，并在水力剪切力的作用下逐漸顆?；涣硪环矫?，淀粉吸附在顆粒的表面后最終會(huì)作為碳源被微生物利用，從而誘導(dǎo)游離的微生物向顆?？繑n，在顆粒內(nèi)部的微生物不斷生長(zhǎng)繁殖和外部游離微生物不斷加入的共同作用下，顆粒污泥內(nèi)的生物量大大提高，促進(jìn)顆粒的生長(zhǎng).圖4為不同時(shí)間兩反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥的對(duì)比.

圖4　不同時(shí)間兩反應(yīng)器顆粒污泥對(duì)比

圖5為兩反應(yīng)器內(nèi)TP和COD的去除效果.可以看出，在適應(yīng)期，1#、2#在厭氧段只有少量的COD被去除，說(shuō)明聚磷菌所占比例及活性不高，相應(yīng)的除磷效果不理想，除磷率只有57.7%左右.渡過(guò)適應(yīng)期后，聚磷菌的活性得到恢復(fù)，菌群逐漸增長(zhǎng)，在厭氧段去除的COD越來(lái)越多，出水效果逐漸變好，在第18天以后，厭氧段COD去除率在92.3%以上，出水TP質(zhì)量濃度低于0.5 mg/L，TP去除率達(dá)95%以上，達(dá)到較穩(wěn)定的去除效果.對(duì)比1#、2#出水COD，兩者都在40 mg/L以下且相差不大，表明2#中添加的淀粉最終作為碳源被微生物分解利用，對(duì)比1#、2#在厭氧段COD的變化，1#稍多于2#，這是由于1#的碳源全部由利于聚磷菌代謝的丙酸鈉提供，而2#是由70%的丙酸鈉和30%的淀粉組成，淀粉作為難降解、不能被聚磷菌直接利用的有機(jī)物，會(huì)抑制聚磷菌的代謝，當(dāng)?shù)矸郾坏矸勖杆鉃閱翁呛?，再被微生物吸收，從而?dǎo)致1#中COD降解快于2#.由于2#中淀粉所占比例很小，對(duì)聚磷菌的活性影響有限，2#出水COD、TP質(zhì)量濃度略高于1#，但出水水質(zhì)良好.待顆粒成熟(粒徑不再明顯增長(zhǎng)，圖3所示52 d以后)，逐漸減少2#淀粉質(zhì)量分?jǐn)?shù)但進(jìn)水COD仍為400 mg/L，2#COD、TP的去除效果依然良好，粒徑?jīng)]有明顯波動(dòng)(圖3、5所示).綜上，淀粉有利于加速除磷污泥的顆粒化，顆粒培養(yǎng)完成后，逐步減少淀粉的投加依然能維持原有除磷系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行.

圖5　兩反應(yīng)器內(nèi)COD、TP的變化

2.3胞外聚合物(EPS)對(duì)顆?；挠绊?/p>

學(xué)術(shù)界對(duì)于顆粒污泥的形成有諸多假說(shuō)[5]，其中EPS假說(shuō)得到眾多學(xué)者的認(rèn)同，該假說(shuō)認(rèn)為EPS中多糖(PS)和蛋白質(zhì)(PN)對(duì)顆粒化的影響至關(guān)重要.

本實(shí)驗(yàn)在周期末取樣測(cè)量水樣中的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)，由圖6得知，隨著實(shí)驗(yàn)進(jìn)行，1#、2#EPS總量逐漸升高，其中PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸減少，PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)增多，這與Liu等[19]的觀點(diǎn)一致.劉麗等[20-21]認(rèn)為，在顆粒形成過(guò)程中，PS起到架橋作用，PN通過(guò)影響污泥的疏水性使污泥更容易聚集，兩者對(duì)污泥的顆?；兄匾绊?

圖6　PS、PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)與粒徑增長(zhǎng)速率變化

對(duì)比兩反應(yīng)器中EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)可知(圖6)，2#EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)總高于1#，這是由于2#中未被完全分解的淀粉使PS質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高，淀粉的水解要在淀粉酶的催化下進(jìn)行，微生物分泌的淀粉酶大都屬于胞外酶，在淀粉的刺激下，微生物需分泌足夠多的淀粉酶以用來(lái)水解淀粉，淀粉酶屬于蛋白質(zhì)，從而使2#PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高.

由圖6可知，在第35天以后，雖然2#的EPS總量增加，但粒徑增長(zhǎng)速率不再繼續(xù)增大，可見(jiàn)顆粒粒徑增長(zhǎng)速率并不隨EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高而無(wú)限增大.對(duì)粒徑增長(zhǎng)速率和PS與PN質(zhì)量比進(jìn)行關(guān)聯(lián)性分析(圖7)，發(fā)現(xiàn)二者之間具有一定的相關(guān)性，即粒徑增長(zhǎng)速率隨PS與PN質(zhì)量比的降低而升高，且呈線性相關(guān)，其中1#相關(guān)系數(shù)高于2#，主要是因?yàn)樗鶞y(cè)PS包含微生物本身分泌的多糖和未被分解的淀粉，2#殘留的淀粉對(duì)微生物自身分泌的PS與PN質(zhì)量比產(chǎn)生干擾，從而導(dǎo)致PS與PN質(zhì)量比同粒徑增長(zhǎng)速率的相關(guān)性變差.由于有淀粉的刺激，2#PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)更高，污泥表面疏水性更強(qiáng)，微生物之間的黏附性更好，同時(shí)細(xì)菌表面的自由能降低，增強(qiáng)了細(xì)胞之間的親和力[22]，從而促進(jìn)污泥的顆粒化.經(jīng)實(shí)驗(yàn)檢測(cè)，在相同的PS與PN質(zhì)量比下，2#PS、PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)均高于1#，2#粒徑增長(zhǎng)速率較快，故得到的擬合直線斜率較大(圖7所示).由此可知，在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，隨著淀粉的添加，不斷刺激微生物分泌淀粉酶，導(dǎo)致微生物分泌更多的PN，從而促進(jìn)顆粒更快地形成.

圖7　PS與PN質(zhì)量比與粒徑增長(zhǎng)速率關(guān)系

2.4DO對(duì)除磷系統(tǒng)的影響

DO是影響聚磷菌除磷能力的重要因素，在好氧段聚磷菌以O(shè)2為電子受體，將體內(nèi)儲(chǔ)能物質(zhì)PHA氧化，釋放的能量用來(lái)吸收溶液中的磷酸鹽，使污水得到凈化.此外，DO由曝氣提供，曝氣所產(chǎn)生的水力剪切力對(duì)絮體進(jìn)行擠壓、消磨，促進(jìn)顆粒成型，有助于污泥的顆?；?采用較高的DO可提高顆粒內(nèi)部氧的傳質(zhì)速率，提高聚磷菌除磷效果，但過(guò)高的DO會(huì)過(guò)量消耗聚磷菌體內(nèi)的PHA和糖原，抑制聚磷菌的生長(zhǎng)，從而影響系統(tǒng)的除磷效果.圖8為兩反應(yīng)器在第31天一周期內(nèi)DO及TP的變化，為準(zhǔn)確測(cè)定反應(yīng)器中的DO，先將一部分溶液轉(zhuǎn)移到燒杯中，再用DO測(cè)定儀測(cè)量燒杯中的DO.

由圖8可知，在厭氧段，2#最大釋磷量為28.33 mg/L，多于1#的20.6 mg/L，且2#釋磷速率總大于1#；在好氧段，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，兩反應(yīng)器內(nèi)DO逐漸升高，TP不斷降低，其中1#DO升高比2#快，最終兩者DO在5 mg/L以上.因?yàn)檫M(jìn)水總COD相同，2#30%的COD由淀粉提供，作為難降解的有機(jī)物，不利于聚磷菌的代謝，但2#無(wú)論是釋磷量還是釋磷速率均高于1#，說(shuō)明2#的生物量更高，符合圖2所示數(shù)據(jù)；好氧段2#DO升高緩慢，是因?yàn)?#厭氧段釋放的TP多，在好氧段就需要較多的氧氣作為電子受體來(lái)完成吸磷，從而導(dǎo)致DO較低，由此得出2#可承受更大的曝氣量.根據(jù)Morgenroh等[23-24]的研究，較大曝氣提供的水力剪切力更容易加速污泥的顆粒化，所形成的顆粒密實(shí)度更高，從而有利于系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行.

圖8　第31天一周期內(nèi)DO和TP的變化

3結(jié)論

1)淀粉可作為絮凝劑加速絮體的聚集，從而形成較大的絮凝體，在水力選擇壓和生物選擇壓的共同作用下更容易形成顆粒.

2)采用投加淀粉培養(yǎng)顆粒，在反應(yīng)初期淀粉起到絮凝劑作用，最終作為碳源被微生物利用，僅用24 d時(shí)間實(shí)現(xiàn)顆?；?，比丙酸鈉作為單一碳源培養(yǎng)用時(shí)縮短了1/4；除磷率在95%以上，COD去除率高達(dá)90%，與1#的COD、TP去除能力相似.

3)隨著實(shí)驗(yàn)進(jìn)行，淀粉的添加不斷刺激微生物分泌淀粉酶，致使2#PN質(zhì)量分?jǐn)?shù)更多，細(xì)胞疏水性增強(qiáng)，有利于微生物的聚集，從而促進(jìn)污泥的顆粒化.

4) 有淀粉誘導(dǎo)的顆粒污泥粒徑增長(zhǎng)速率更快，其生物量更高，可承受更大的曝氣，所形成顆粒密實(shí)度更高，有利于顆粒的穩(wěn)定運(yùn)行.

參考文獻(xiàn)

[1] 李錦秀，廖文根. 富營(yíng)養(yǎng)化綜合防治調(diào)控指標(biāo)探討[J]. 水資源保護(hù), 2002(2): 4-5.

[2] 趙丹，任南琪，陳堅(jiān)，等. 生物除磷技術(shù)新工藝及其微生物學(xué)原理[J]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2004，36(11): 1460-1462.

[3] 王強(qiáng)，陳堅(jiān)，堵國(guó)成. 選擇壓法培育好氧顆粒污泥的實(shí)驗(yàn)[J]. 環(huán)境科學(xué), 2003, 24(4): 99-104.

[4] 竺建榮，劉純新. 好氧顆粒活性污泥的培養(yǎng)及理化特性的研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 1999, 20(2): 38-41.

[5] 吳昌永，王然登，彭永臻. 污水處理顆粒污泥技術(shù)原理與應(yīng)用[M]. 北京：中國(guó)建筑工業(yè)出版社, 2011.

[6] WU Changyong, PENG Yongzhen, WANG Shuying, et al . Enhanced biological phosphorus removal by granular sludge: from macro-to micro-scale[J]. Water Research, 2010, 44(3): 807-814.

[7] 劉小英，姜應(yīng)和，郭超，等. SBR中除磷顆粒污泥的培養(yǎng)和A/O及A/A/O顆粒污泥工藝除磷特性研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2009，30(9): 2655-2660.

[8] 由陽(yáng)，彭軼，袁志國(guó)，等. 富含聚磷菌的好氧顆粒污泥的培養(yǎng)與特性[J]. 環(huán)境科學(xué), 2008，29(8): 2242-2248.

[9] WANG Binbin, ZHANG Lin, PENG Dangcong，et al . Extended filaments of bulking sludge sink in the floc layer with particulate substrate[J]. Chemosphere, 2013, 93(11): 2725-2731.

[10]TEH C Y, WU T Y, JUAN J C. Potential use of rice starch in coagulation-flocculation process of agro-industrial wastewater: treatment performance and flocs characterization[J]. Ecological Engineering, 2014, 71: 509-519.

[11]PAL S, MAL D, SINGU R P. Cationic starch: an effective flocculating agent[J]. Carbohydrate Polymers, 2005, 59(4): 417-423.

[12]LIU Hongyi, YANG Xiaogang, ZHANG Yong, et al. Flocculation characteristics of polyacrylamide grafted cellulose from Phyllostachys heterocycla: an efficient and eco-friendly flocculant[J]. Water Research, 2014, 59: 165-171.

[13]羅陽(yáng)，張學(xué)洪，張華，等. 不同碳源對(duì)SBR系統(tǒng)生物強(qiáng)化除磷的影響[J]. 桂林理工大學(xué)學(xué)報(bào), 2010(4): 595-598.

[14]SMOLDERS G J F, MEIJ J, LOOSDRECHT M C M, et al. A metabolic model for the biological phosphorus removal process[J]. Water Science and Technology, 1995, 31(2): 79-93.

[15]ZHANG Bin, SUN Baosheng, JIN Min, et al. Extraction and analysis of extracellular polymeric substances in membrane fouling in submerged MBR [J].Desalination,2008,227(1/2/3):286-294.

[16]CEYHAN N, OZDEMIR G. Extracellular polysaccharides produced by cooling water tower biofilm bacteria and their possible degradation[J]. Biofouling, 2008,24(2):129-135.

[17]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局. 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社,2002.

[18]楊麒. 好氧顆粒污泥快速培養(yǎng)及其去除生物營(yíng)養(yǎng)物特性的研究[D]. 長(zhǎng)沙：湖南大學(xué), 2008.

[19]LIU Y, YANG S F， TAY J H. A thermodynamic interpretation of cell hydrophobicity in aerobic granulation[J]. Applied Microbiology and Biotechnology， 2004, 3(64): 410-515.

[20]劉麗，任婷婷，徐得潛，等. 高強(qiáng)度好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及特性研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2008,28(4): 360-364.

[21]萬(wàn)金寶，朱邦輝. 好氧顆粒污泥中胞外聚合物作用機(jī)理的討論[J]. 江西科學(xué)，2009, 4(28): 360-364.

[22]Lü Junping, WANG Yaqin, ZHONG Chen, et al. The effect of quorum sensing and extracellular proteins on the microbial attachment of aerobic granular activated sludge[J]. Bioresource Technology，2014, 152: 53-58.

[23]MORGENROTH E, SHERDEN V, LOOSDRECH M. Aerobic granular sludge in a sequencing batch reactor [J]. Water Research, 1997, 31(12): 3191-3194.

[24]TAY J H, LIU Q S, LIU Y. The effects of shear force on the formation, structure and metabolism of aerobic granules [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2002，59: 332-337.

(編輯劉彤)

Influence of starch on the granulation of biological phosphorus removal sludge

ZHANG Jie1,2,ZHANG Jinku1,LI Dong1,Lü Yufeng1, FAN Dan1,YE Lihong1

(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering(Beijing University of Technology), 100124 Beijing,China; 2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment (Harbin Institute of Technology), 150090 Harbin,China)

Abstract:Effect of starch on the granulation of sludge which is rich in PAOs was comparably studied with two reactors: without starch addition(1#), and with starch addition(2#). The granulation of the sludge granulars within the reactors, as well as the removal efficiency of COD, TP was investigated via the using of scanning electron microscopy, ultraviolet spectrophotometer and particle instrument. The granulation was fulfilled in 24 days during the operation of the 2# reactor, and was 25% shorter than that of 1#. A higher content of protein observed from the sludge EPS in the 2# reactor suggested that the existence of starch led to a higher production of amylase, and consequently to a fast granulation. In comparing with 1#, 2# exhibited a higher biomass concentration and need more O2in aerobic unit, thus resulted in a denser granule sludge structure, which maintain a stable operation of the reactor. The additive of starch as 30% of the COD in the 2# system showed no negative effect on the bulk removal of phosphorus, with an average TP and COD removal efficiency of 95% and 90% respectively. The efficiency system changed insignificantly even if the starch additive was stopped.

Keywords:EBPR; PAOs; starch; granulation; EPS

中圖分類(lèi)號(hào):X703.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

文章編號(hào):0367-6234(2016)02-0021-06

通信作者:李冬，lidong2006@bjut.edu.cn.

作者簡(jiǎn)介:張杰(1938—)，男，博士生導(dǎo)師，中國(guó)工程院院士.

基金項(xiàng)目:國(guó)家重大科技專項(xiàng)-水專項(xiàng)(2012ZX07202-005).

收稿日期:2015-06-08.

doi：10.11918/j.issn.0367-6234.2016.02.004

李冬(1976—)，女，教授，博士生導(dǎo)師.