投加不同有機晶核的好氧顆粒污泥培養(yǎng)及比較

王 瑞，劉振鴻，馬春燕，萬正妍，梁豐鑠，于 皓

（東華大學環(huán)境科學與工程學院，上海 201600）

好氧顆粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）是在一定水力剪切力作用下源于微生物的一種生物聚集體顆粒，且其沉降速度遠遠高于普通活性污泥絮體。除此之外好氧顆粒污泥還具有生物量高且生物種類眾多（包含好氧、兼氧和厭氧微生物）、生物反應器容積負荷高、抗沖擊負荷能力強、固液分離效率高等優(yōu)勢，近年來受到眾多科技工作者的關注。然而，由于好氧顆粒污泥的培養(yǎng)以及成熟顆粒穩(wěn)定性的控制等問題，限制了好氧顆粒污泥在工程實際中的應用。

由于研究者的方法和試驗條件不同，好氧顆粒污泥形成的機理和培養(yǎng)方法很難達成共識，但接種污泥基本分為三種：絮狀活性污泥、厭氧顆粒污泥或直接選擇好氧顆粒污泥進行培養(yǎng)。研究表明，選擇顆粒污泥進行培養(yǎng)，系統(tǒng)啟動速度較快，可大大縮短污泥培養(yǎng)周期［1］，但目前顆粒污泥較為昂貴，好氧顆粒污泥就更為稀缺，尚不適合大規(guī)模的工程應用［2］。

“晶核假說”（crystallized nuclei formation）是Hulshoff等［3］提出的有關厭氧顆粒污泥的形成機理，該機理認為顆粒污泥的形成類似于結晶過程，在晶核的基礎上，顆粒污泥不斷發(fā)育，最終形成了成熟的顆粒污泥。應用厭氧顆粒污泥培養(yǎng)的成功經(jīng)驗，魏燕杰等［4］在SBR反應器中投加粉末活性炭，得到了結構密實的好氧顆粒污泥，同時強化了系統(tǒng)內(nèi)水力剪切力。Hoek［5］認為投加鈣離子會加速形成好氧顆粒污泥，也是因為鈣離子為顆粒污泥提供了晶核。李星等［6］研究了在不同時期投加聚合氯化鋁（PAC）對好氧顆粒污泥形成的影響，發(fā)現(xiàn)在對數(shù)增長期投加絮凝劑對顆粒形成的促進作用最為明顯。上述方法均是向反應器中投加一定的惰性或無機載體來給好氧顆粒污泥提供晶核，以提高微生物自身聚集成顆粒狀態(tài)的能力，從而加速好氧顆粒污泥的形成［7］。

本研究基于晶核原理，以厭氧顆粒污泥作為有機晶核，由于厭氧顆粒污泥本身由微生物及其分泌物組成，相較于投加無機晶核，厭氧顆粒污泥與好氧顆粒污泥同為微生物構成，有更多相似之處。厭氧顆粒污泥在投加至反應器后，在高水力剪切力下被剝離、破碎、甚至解體，變成不規(guī)則的碎塊，隨后作為在好氧顆粒污泥形成過程中絮狀污泥附著、纏繞的核心。本試驗還將以人工機械破碎代替反應器內(nèi)的破碎過程，將破碎后的厭氧顆粒污泥投加至反應器，以期利用更小的種核加快普通活性污泥的顆粒化。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

本研究采用氣升式間歇反應器（sequencing batch airlift reactor，SBAR），由有機玻璃管制成，內(nèi)筒直徑為 60 mm，高為 900 mm，外筒直徑為110 mm，高為1 100 mm，總容積為8 L，有效容積為6 L，高徑比H／D為10，具體裝置如圖1所示。

反應器運行分為曝氣、沉淀、進水和排水四個階段。出水口位于反應器的1／2處，排水率為50%。利用可調(diào)節(jié)氣泵控制曝氣量為2 L／min。反應器的運行由時間控制器來控制，周期為6 h，其中進水10 min，曝氣310 min，沉淀時間從30 min開始，根據(jù)試驗進程逐漸遞減至 5 min，排水時間則為10～35 min。

圖1 試驗裝置（SBAR）圖Fig.1 Experimental Setup of SBAR

1.2 進水水質(zhì)與接種污泥

試驗采用人工配水，配方如表1所示。

表1 反應器進水組分Tab.1 Influent Composition of Synthetic Wastewater

接種的絮狀污泥取自上海市松江污水處理廠的二沉池回流污泥，污泥呈深褐色、絮體較小。污泥投加反應器內(nèi)后質(zhì)量濃度為3 g／L，污泥沉降指數(shù)SVI為123.83 mL／g。設3組反應器，R1為對照組，僅接種活性污泥，其余2組在此基礎上投加厭氧顆粒污泥作為晶核，投加量均為污泥質(zhì)量的5%；其中，R2投加的顆粒污泥其粒徑在0.8～4.0 mm；R3中投加使用機械破碎的厭氧顆粒污泥，其粒徑在0.1～0.5 mm。

1.3 分析項目與測試方法

化學需氧量（COD）、混合液懸浮固體濃度（MLSS）、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）、污泥體積指數(shù)（SVI）、總氮（TN）、氨氮（NH＋4～N）均采用標準方法測定；污泥形態(tài)及生物相的觀察采用奧林巴斯CX-31顯微鏡并配合奧林巴斯E-620數(shù)碼相機進行觀察和拍攝；顆粒的微觀表面觀察則由Quanta-250型環(huán)境掃面電子顯微鏡完成；污泥粒徑分布采用貝克曼庫爾特公司的Ls13320型號的激光粒度儀測定。顆粒污泥比重、沉降速率、耗氧速率等由倪丙杰等［8］研究中的方法測定，胞外聚合物采用羅曦等［9］的方法提取，多糖采用硫酸-蒽酮法測定，蛋白質(zhì)采用BCA法測定。脫氫酶的測定使用較常見的TTC法，具體見茹臨鋒［10］的研究。

(1) 在人員密集的封閉空間內(nèi)，指示標志只能安裝于空間頂部(安裝下部會被人群遮擋)，一旦發(fā)生火災或爆炸而產(chǎn)生大量煙塵時，煙塵主要聚集在建筑內(nèi)頂部區(qū)域，指示標志將無法看清，并失去指示效用。

2 結果與討論

2.1 好氧顆粒污泥的培養(yǎng)

Liu等［11］提出好氧顆粒污泥形成可分為四個階段：（1）細菌通過物理運動相互接觸；（2）細胞間的相互接觸及穩(wěn)定的過程；（3）細胞聚合體的成熟；（4）在水力剪切力的作用下，較大形狀不規(guī)則的顆粒反復被打磨，形成有一定強度的、穩(wěn)定的，一個存在三維微觀結構的好氧顆粒污泥。本研究就不同條件下顆粒形成的前三個階段和成熟顆粒的性征進行比較研究。

2.1.1 適應及初步成型階段

起始階段，沉淀時間為30 min，進水COD容積負荷從 1.5 kg COD／（m3·d）至 2.52 kg COD／（m3·d）。在投加晶核后，由圖2可知：接種污泥以成片的絮體，R2中的厭氧顆粒污泥及R3中的破碎后厭氧顆粒污泥。培養(yǎng)10 d后，沉降時間降至20 min，污泥變?yōu)辄S褐色，在R3中已經(jīng)可以觀察到較小的顆粒雛形。隨著輪蟲（圖3a）以及固著型纖毛蟲（圖3b）的出現(xiàn)，污水處理效果轉好，標志著馴化期結束［12］。

至20 d，在水力作用（剪切力及二次流）和布朗運動的作用下，微生物個體間或與晶核間有效碰撞［13-14］，絮體開始變得質(zhì)密，顆粒內(nèi)核逐漸成型，通過觀察，晶核的存在加速了這個過程。在20 d的存供氧充足的條件下，馴化末期輪蟲和紅斑瓢體蟲大量生長（圖3c），過程中纖毛蟲、輪蟲以及寡毛蟲會吞食水體中的有機物和絮狀污泥碎片，有利于有機物去除的同時還對污泥絮凝以及顆?；写龠M作用［15］。

圖2 馴化階段污泥形態(tài)變化Fig.2 Morphology of Aerobic Granular Sludge in First Stage

圖3 好氧顆粒污泥系統(tǒng)中的微型動物Fig.3 Microfauna of Aerobic Granular Sludge

由圖4 COD去除率和SVI變化趨勢可知，前10 d，R1中的污泥有較強的適應能力，COD去除率逐漸上升，而投入?yún)捬躅w粒污泥晶核的R2與R3均有不同程度的COD去除率波動。10 d以后，3組反應器的COD均開始上升并趨于穩(wěn)定，20 d后，反應器出水CODCr為40 mg／L左右，去除率穩(wěn)定在90%以上。總體來說，投機有機晶核的R2、R3對COD去除率的穩(wěn)定要滯后于R1。但是在顆粒完全形成后，R2、R3的去除率要高于R1。

圖4 3組SBAR中在馴化期COD的去除效率以及MLSS、SVI以及MLVSS／MLSS的變化Fig.4 Removal Rate of and the Variation of MLSS、SVI、MLVSS／MLSS of Aerobic Granular Sludge in Different Reactors

MLSS和SVI是表征污泥量和污泥沉降性能的重要指標［16］。圖4顯示，培養(yǎng)初期MLSS有所下降，說明由于人工調(diào)控沉降時間的縮減，沉降性能較差的污泥不斷被洗出系統(tǒng)，隨COD負荷的增加和在水力選擇壓的篩選下，MLSS呈波動增長，其中R3增長速度最快。第40 d，當生長量與洗出的污泥接近時，沉降時間控制在5 min，系統(tǒng)進入穩(wěn)定，MLSS開始平穩(wěn)并逐漸增加。前10 d，3組反應器的污泥SVI均處于 100 mL／g，至 20 d后，SVI降至 70 mL／g左右，結合鏡檢，3組污泥初步的顆?；r形已經(jīng)形成。MLVSS／MLSS隨顆?；黾樱钚晕勰喾ㄖ蠱LVSS／MLSS在0.7左右，而好氧顆粒污泥系統(tǒng)可以達到0.9，甚至更高。其中R1顆粒中有機物質(zhì)所占比重更大。

2.1.2 污泥顆?；l(fā)展階段

隨著反應器沉降時間的縮減，沉降性能較差的絮狀污泥不斷地被排出系統(tǒng)，密實且沉降速度較快的初期顆粒被截留。鏡檢可知，松散絮體越來越少，在高水力剪切力下顆粒邊緣逐漸清晰，圓度也隨之提高（圖5）。附著在內(nèi)核上的生物快速生長的同時，表面松散的部分在高水力剪切力下被剝離，又在水力選擇壓下被帶出系統(tǒng)，污泥在這個過程中變得質(zhì)密，逐漸顆?；?/p>

培養(yǎng)至第50 d，3組反應器中的顆粒污泥平均粒徑在0.4 mm左右，根據(jù) Bhunia等［17］的判斷依據(jù)，當有一半以上的顆粒粒徑均大于0.34 mm時，即實現(xiàn)了污泥的顆粒化。此時，SVI下降至50 mL／g左右，MLSS在5 g／L以上，在這個階段中，反應器內(nèi)的污泥濃度R2＞R3＞R1，可見有機晶核的投加，有利于污泥吸附團聚被截留并不斷增殖。

圖5 顆?；A段3組反應器內(nèi)培養(yǎng)的好氧顆粒污泥形態(tài)Fig.5 Morphology of Aerobic Granular Sludge between Different Reactors in Granulation Stage

此階段系統(tǒng)中適合寡毛蟲捕食的細小污泥碎片隨著顆?；瘻p少，紅斑瓢體蟲進入衰亡期，蟲體萎縮且數(shù)量驟減。如圖6a所示，R1甚至在高水力剪切力下形成了部分以蟲柄連接、蟲體朝外的球團狀鐘蟲群。在沉降區(qū)的末端，由于溶解氧偏低，部分紅線蟲（仙女蟲）附著在反應器內(nèi)壁上生長（圖6b），紅線蟲以水體中的有機物和細小污泥為食，有研究可知，其分泌物可以促進污泥絮凝和成為顆粒污泥的晶核，對污泥的絮凝和顆?；写龠M效果［12］。

圖6 顆?；A段好氧顆粒污泥系統(tǒng)中的微型動物Fig.6 Microfauna of Aerobic Granular Sludge in Granulation Stage

圖7 不同階段顆粒污泥的粒徑變化Fig.7 Diameter Variation of Aerobic Granular Sludge in Different Stage

比較顆粒成長過程中3組的粒徑變化，馴化第10 d，反應器內(nèi)顆粒尚未形成，以小于0.1 mm的絮體為主。隨著顆?；倪M程，第50 d，投加破碎厭氧顆粒污泥的R3顆粒粒徑較大，而顆粒完全成熟之后，R2的顆粒平均粒徑最大。如圖7所示，第80 d，R3顆粒的圓度較差，可以看出，晶核的投加使得顆粒生長速度加快，而破碎的厭氧顆粒污泥會加速生長期的顆粒化，但是在R3顆粒成熟之后粒徑較R2小，說明其穩(wěn)定性較差，且水力剪切力下顆粒有破碎的問題。

2.1.3 成熟階段

培養(yǎng)至60 d時，沉淀時間降至5 min，顆粒上微生物增長速率高于被洗出的微生物，污泥濃度繼續(xù)穩(wěn)定上升，此時，好氧顆粒污泥呈球形或橢圓形（圖8），表觀顏色呈黃色。至70 d，系統(tǒng)中寡毛蟲完全消失，纖毛蟲、輪蟲和紅線蟲等數(shù)量穩(wěn)定，固著型纖毛蟲和絲狀菌大量附著在顆粒表面（圖9a、9b）。培養(yǎng)至80 d，系統(tǒng)中懸浮污泥消失，顆粒污泥完全占據(jù)主體。SVI下降至35～40 mL／g，污泥濃度MLSS上升至5.5～6.0 g／L，其中以R2顆粒污泥濃度最高，顆?；Ч詈?。到了第90 d，顆粒完全成熟，粒徑在0.7～1.2 mm，R2和R3中的顆粒圓度要優(yōu)于R1，且具有更豐富的生物相。

圖8 成熟階段3組反應器內(nèi)培養(yǎng)的好氧顆粒污泥形態(tài)Fig.8 Morphology of Aerobic Granular Sludge between Different Reactors in Mature Stage

圖9 成熟和破碎的好氧顆粒污泥Fig.9 Mature and Broken Aerobic Granular Sludge

從培養(yǎng)過程來看，R2、R3的成粒速度快，圓度也較R1好?？梢娫谛鯛罨钚晕勰噙M行好氧顆粒污泥培養(yǎng)中，適當投加厭氧顆粒污泥作為有機晶核，可促進污泥的顆粒化進程。比較不同大小有機晶核的投加，形成的顆粒R2的穩(wěn)定性要優(yōu)于R3，可能是由于R3中投加的顆粒污泥經(jīng)過人工機械破碎，致使晶核原有的內(nèi)外層結構遭到破壞，粒徑較小、形狀不均勻的晶核雖然在初期的絮狀污泥吸附及顆粒成型過程具備一定優(yōu)勢，但在顆粒內(nèi)容易形成較多的空腔，大而空的顆粒污泥易破碎，穩(wěn)定性變差，不如R2中的顆粒［18］。再觀察R2中投加的厭氧顆粒污泥在投加初期并不會由于好氧環(huán)境的變化以及水力剪切力而破碎，其在反應器中不斷地碰撞和剪切，一方面增加了有效碰撞的幾率，另一方面從其表面剝離的微小顆?？梢詾橄到y(tǒng)中好氧顆粒污泥的形成持續(xù)提供內(nèi)核?？偠灾?，在顆粒化階段，投加厭氧顆粒污泥的R2成粒效果最好，投加破碎厭氧顆粒污泥的R3雖能形成較多的顆粒，但顆粒穩(wěn)定性較差，而投加了有機晶核的R2、R3的顆?；Ч黠@優(yōu)于空白組。

2.2 成熟好氧顆粒污泥的性狀分析

通過掃描電子顯微鏡觀察，成熟的顆粒污泥擁有粗糙表面，顆粒表面（圖10c）由大量的球菌和桿菌組成并與孔隙和絲狀菌骨架構成顆粒，其表面存在孔隙以及絲狀菌和鐘蟲（圖10a、10b），這些孔隙和通道的存在有利于水體中的有機物及溶解氧進入顆粒內(nèi)部。而累枝蟲等纖毛蟲的附著如同植物的根系對土壤，有利于顆粒的穩(wěn)定性，且可使出水更加澄清［19］。

圖10 反應器中形成的顆粒污泥SEM分析Fig.10 SEM Analysis of Aerobic Granular Sludge in Reactors

顆粒密度的增加，有利于提高顆粒污泥的沉降速率和壓縮性能，與接種絮狀污泥相比，好氧顆粒污泥比重增加（表2），有極高的沉降速度，更便于泥水分離。顆粒污泥的呼吸速率大幅提高，顯示較好的生物活性，而較高的生物活性對于有機物的去除有更好的效果，其中R2顆粒的比重、沉降速率和生物活性最佳。脫氫酶活性同樣可以表征顆粒污泥的生物活性，較耗氧速率更準確，經(jīng)試驗測定，3組成熟好氧顆粒污泥樣品的脫氫酶活性分別為：3.214、5.704、6.283 μg TF／（mg MLSS·h），與耗氧速率相同，脫氫酶的活性R3＞R2＞R1，說明晶核的投加對好氧顆粒污泥有顯著的促生作用，且破碎厭氧顆粒污泥的投加更有利于促進微生物附著與生長。

表2 接種的絮狀污泥以及3組SBAR中顆粒污泥的其他性征Tab.2 Other Characteristics of Aerobic Granular Sludge with Three Groups of SBAR and Floc Sludge

胞外多聚物（EPS）是污泥系統(tǒng)中的細菌或其他微生物在代謝過程中合成并分泌出的物質(zhì)，包括多糖（PS）、蛋白質(zhì)（PN）、DNA、脂類、腐值酸及一些無機成分。研究表明，EPS的含量以及各組分的比例對生物聚集、顆粒污泥的形成以及成熟顆粒的穩(wěn)定都有重要的影響，如通過架橋等作用連接和黏附細胞，從而為好氧顆粒污泥的形成創(chuàng)造條件，也使得顆粒污泥更加穩(wěn)定［8］。由表2可知，成熟顆粒污泥的EPS均比絮狀污泥高，其中以TB-EPS（緊密結合型胞外聚合物）的增長為主。晶核對于EPS的分泌有一定的促進作用，且R3的成熟顆粒三種EPS均高于其他兩組，是由于破碎的顆粒污泥提供了更多的晶核，微生物大量附著，刺激EPS的分泌。

3 結論

（1）在SBAR反應器內(nèi)，以絮狀活性污泥作為接種污泥，采用模擬生活廢水，COD容積負荷為1.5～2.52 kg COD／（m3·d），沉淀時間從 30 min 逐漸遞減至5 min，培養(yǎng)至60 d時，形成了成熟好氧顆粒污泥。SVI降到 40 mL／g，MLSS在 5 g／L以上，COD去除率達到95%，且有極好的微生物活性。

（2）與接種絮狀污泥相比，好氧顆粒污泥比重增加，有極高的沉降速度，更便于泥水分離。顆粒污泥的呼吸速率大幅提高，顯示較好的生物活性。成粒過程中EPS整體呈增加趨勢，其中以TB-EPS（緊密結合型胞外聚合物）的增長為主。顆?；倪^程中原生動物和后生動物有一定的演替規(guī)律。SEM顯示，成熟的好氧顆粒污泥擁有粗糙表面，顆粒表面由大量的球菌和桿菌組成，并與孔隙和絲狀菌骨架構成顆粒，其表面存在孔隙以及絲狀菌和鐘蟲，這些孔隙和通道的存在有利于水體中的有機物及溶解氧進入顆粒內(nèi)部。

（3）有機晶核的投加有利于好氧顆粒污泥的培養(yǎng)，得到的顆粒比重、沉降速率和生物活性均優(yōu)于空白。無論投加何種有機晶核，在其他條件相同的情況下，SEM下觀察到的成熟顆粒污泥形態(tài)相近。投加破碎厭氧顆粒污泥可提供的較多晶核顆粒污泥的形成速度相對較快，活性也較高，但由于顆粒污泥粒徑增加過快，其原始結構遭到破壞，致使形成的成熟顆粒的性能不如直接投加厭氧顆粒污泥。

［1］盧然超，張曉健，張悅，等.SBR工藝污泥顆?；瘜ι锩摰滋匦缘难芯浚跩］.環(huán)境科學學報，2001，21（5）：577-581.

［2］Khan A A，Ahmad M，Giesen A.NEREDA（R）：An emerging technology forsewage treatment［J］. WaterPractice ＆Technology，2015，10（4）：799-805.

［3］Hulshoff Pol L W，Si D C L，Lettinga G，et al.Anaerobic sludge granulation ［J］.Water Research，2004，38（6）：1376-1389.

［4］魏燕杰，季民，李國一，等.投加粉末活性炭強化好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性［J］.天津大學學報，2012，45（3）：247-253.

［5］Hoek J P.Granulation of denitrifying sludge ［J］.Proc，1988：203-211.

［6］李星，劉永軍，劉喆，等.聚合氯化鋁投加時期對好氧顆粒污泥形成的影響［J］.安全與環(huán)境學報，2016（2）：314-318.

［7］Sarma S J，Tay J H，Chu A.Finding knowledge gaps in aerobic granulation technology ［J］.Trends in Biotechnology，2017，35（1）：66-78.

［8］倪丙杰，徐得潛，劉紹根.污泥性質(zhì)的重要影響物質(zhì)-胞外聚合物（EPS）［J］.環(huán)境科學與技術，2006，29（3）：108-110.

［9］羅曦，雷中方，張振亞，等.好氧／厭氧污泥胞外聚合物（EPS）的提取方法研究［J］.環(huán)境科學學報，2005，25（12）：1624-1629.

［10］茹臨鋒.生物鐵法-MBR處理印染廢水［D］.上海：東華大學，2003.

［11］Liu Yu，Tay Joo-Hwa.State of the art of biogranulation technology for wastewater treatment［J］.Biotechnology Advances，2004，22（7）：533-563.

［12］趙慶祥.污水處理的生物相診斷［M］.上海：化學工業(yè)出版社，2012：46-47.

［13］易誠，湛含輝，程勝高，等.流體力化學-二次流原理在污泥顆粒化中的研究前景［J］.南華大學學報（自然科學版），2006，20（3）：20-25.

［14］Liu Y Q，Zhang X，Zhang R，et al.Effects of hydraulic retention time on aerobic granulation and granule growth kinetics at steady state with a fast start-up strategy ［J］.Applied Microbiology ＆Biotechnology，2016，100（1）：469-477.

［15］馬放.環(huán)境微生物圖譜［M］.北京：中國環(huán)境科學出版社，2010：192-196.

［16］Matsuzaki H，Takahashi S，Zhu H L，et al.活性汚泥の沈降性（SV30およびSVI）に関する一考察［J］.Chemical Engineering，1983，9：91-95.

［17］Bhunia P，Ghangrekar M M.Required minimum granule size in UASB reactor and characteristics variation with size ［J］.Bioresource Technology，2007，98（5）：994-999.

［18］王芳.SBAR中好氧顆粒污泥的培養(yǎng)及其特性研究［D］.大連：大連理工大學，2004：126-128.

［19］謝鍇，李軍，馬挺，等.表層附著累枝蟲的好氧顆粒污泥特性［J］.環(huán)境科學學報，2015，35（4）：1012-1018.