表觀氣速對(duì)除磷污泥顆?；阅芗按x特征的影響

陳 希,胡 彬,張瑞峰,宮延哲,蔡虎林,曹銀煥,楊文浩,穆瑞花 (.西安工程大學(xué)城市規(guī)劃與市政工程學(xué)院,陜西 西安 70048；.西安凈水處理有限責(zé)任公司,陜西 西安 7006；.西安工程大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院,陜西 西安 70048)

與傳統(tǒng)活性污泥系統(tǒng)相比,好氧顆粒污泥系統(tǒng)可減少20%～50%的能源消耗和25%～75%的占地面積[1].表觀氣速的大小對(duì)污泥顆?；绊懞艽?高表觀氣速引起的強(qiáng)水力剪切力會(huì)加快污泥顆?；?抑制絲狀菌的過度生長(zhǎng)[2],而低表觀氣速不利于污泥顆?；痆3].Tay 等[4]研究發(fā)現(xiàn),在表觀氣速為0.3cm/s時(shí),沒有發(fā)生污泥顆?；?而在表觀氣速為1.2cm/s時(shí),可以誘導(dǎo)顆粒污泥分泌更多的胞外多糖,促進(jìn)形成結(jié)構(gòu)緊密的顆粒污泥.雖然高表觀氣速能促進(jìn)絮狀污泥的顆?；痆5],但卻意味著更高的能耗,此與好氧顆粒污泥節(jié)能降耗的初衷存在矛盾.

研究表明,采用厭氧/好氧交替模式篩選具有胞內(nèi)儲(chǔ)存功能的緩慢生長(zhǎng)微生物(如傳統(tǒng)聚磷菌和聚糖菌),即使在較低的剪切力下也可以培養(yǎng)出性能穩(wěn)定的好氧顆粒污泥——生物除磷顆粒污泥.研究發(fā)現(xiàn),以乙酸鈉為碳源通過厭氧-好氧交替環(huán)境可以成功培養(yǎng)好氧顆粒污泥,這些顆粒污泥即使在較低的剪切力和溶解氧條件下(40%甚至20%飽和溶解氧)也能穩(wěn)定存在[6-7].目前,研究者嘗試采用低表觀氣速或低溶解氧培養(yǎng)好氧顆粒污泥,多以小分子有機(jī)物為碳源,對(duì)大分子碳源的關(guān)注較少.

在厭氧好氧交替的生物除磷系統(tǒng),采用小分子碳源易實(shí)現(xiàn)厭氧飽食好氧饑餓代謝模式,污泥更易顆?；?但實(shí)際生活污水中小分子碳源占比較低,緩慢降解的大分子有機(jī)物才是碳源的主體,約占總COD 的50%以上.由于大分子碳源需經(jīng)過復(fù)雜的水解發(fā)酵過程才能實(shí)現(xiàn)厭氧儲(chǔ)存[8],因此常常延緩甚至阻礙污泥的顆?；?Layer 等研究[9]發(fā)現(xiàn),污水中存在不可擴(kuò)散的有機(jī)基質(zhì)(大分子有機(jī)物)會(huì)導(dǎo)致小顆粒的形成,同時(shí)當(dāng)復(fù)雜基質(zhì)增多時(shí),發(fā)酵功能菌群比傳統(tǒng)聚磷菌和聚糖菌更易富集,系統(tǒng)中的絮體污泥增多.在生物除磷污泥系統(tǒng)中,表觀氣速不僅提供剪切力,同時(shí)可能影響大分子碳源的水解發(fā)酵和胞內(nèi)儲(chǔ)存,進(jìn)而影響污泥的顆?；?但是目前關(guān)于復(fù)雜碳源條件下表觀氣速對(duì)污泥顆?；绊懙难芯枯^少.

本研究以小分子和大分子有機(jī)物復(fù)合基質(zhì)為碳源(60%NaAc+40%可溶性淀粉),考察復(fù)雜碳源條件下,表觀氣速對(duì)除磷污泥顆?；阅芗按x特征的影響,從碳源代謝和菌群結(jié)構(gòu)的角度,揭示復(fù)雜碳源條件下表觀氣速影響生物除磷污泥顆粒化的機(jī)理,以期為好氧顆粒污泥技術(shù)的應(yīng)用提供參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

采用3 組等工作體積的SBR 反應(yīng)器(圖1),材料為有機(jī)玻璃.3 組反應(yīng)器的高徑比相同且體積相同,高度均為110cm,內(nèi)徑7.5cm,有效水深92cm,高徑比12.27,有效容積為4L,排水比為50%.曝氣量由轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制,分別為1.2、0.8、0.4L/min,對(duì)應(yīng)表觀氣速分別為0.45 (R1)、0.30 (R2)、0.15(R3) cm/s.采用蠕動(dòng)泵(保定蘭格BT100-2J)控制進(jìn)水,由反應(yīng)器底部的布水盤均勻布水,進(jìn)水的同時(shí)通過頂部溢流口推流出水.采用恒溫水浴系統(tǒng)(西安東瑞YHX-030)將反應(yīng)器保持在(20±1)℃下運(yùn)行.

圖1 等工作體積SBR 反應(yīng)器示意Fig.1 Diagram of the SBR with constant working volume

反應(yīng)器進(jìn)出水、曝氣等程序通過時(shí)控開關(guān)自動(dòng)控制.每天運(yùn)行6 個(gè)周期,每個(gè)周期4h,包括60min 同步進(jìn)出水(推移流),30min 厭氧靜置,120～145min 曝氣,以及30～5min 沉淀(在32d 內(nèi)通過延長(zhǎng)曝氣時(shí)間將沉淀時(shí)間從30min 逐漸減少至5min).在運(yùn)行過程中,反應(yīng)器中水面高度保持不變,即為等工作體積.反應(yīng)器不設(shè)置機(jī)械攪拌,泥水混合通過曝氣實(shí)現(xiàn);不控制污泥齡,僅通過測(cè)定污泥濃度和胞內(nèi)外代謝排泥.

1.2 接種污泥及進(jìn)水水質(zhì)

接種污泥采用西安市第四污水處理廠回流污泥.污泥為絮體,結(jié)構(gòu)松散,沉降性較差,絲狀菌較多,主要為微絲菌(Microthrixparvicella).用孔徑1mm 的篩子將取回的污泥過濾,篩除雜質(zhì)后移入反應(yīng)器.

以60%乙酸鈉+40%可溶性淀粉為碳源模擬生活污水,進(jìn)水COD 為400mg/L;總氮為45mg/L,其中5mg/L 硝氮由配水所用自來水帶入,其余氮素由NH4Cl 提供;總磷為10mg/L,由60%的K2HPO4和40%的KH2PO4提供.每升模擬污水中分別加入1mL微量元素和10mL 礦物質(zhì)濃縮液[10],微量元素和礦物質(zhì)濃縮液組分及其濃度見表1.

表1 微量元素和礦物質(zhì)濃縮液組分及其濃度Table 1 Components and concentrations of trace elements and minerals in concentrated solution

1.3 分析方法

1.3.1 常規(guī)指標(biāo)分析方法 常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)的檢測(cè)參考《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》(第4 版)[11].污泥濃度(MLSS)測(cè)定從反應(yīng)器中部取樣,SVI30和SVI5分別為污泥在曝氣末期沉降30min 和5min 時(shí)的污泥體積指數(shù).采用SVI30/SVI5表示污泥的顆?；M(jìn)程,當(dāng)SVI30和SVI5均較低時(shí),該值越接近1,表明污泥顆粒化效果越好[12].采用光學(xué)顯微鏡(Olympus BX53)每周對(duì)污泥進(jìn)行一次常規(guī)鏡檢.污泥粒徑的測(cè)定采用激光粒度分析儀(S3500).COD 測(cè)定采用重鉻酸鉀法,測(cè)定采用紫外分光光度法,PO43--P 測(cè)定采用鉬銻抗分光光度法[11].常規(guī)水質(zhì)和污泥特性測(cè)定從反應(yīng)器中部取樣;典型周期內(nèi)水質(zhì)和污泥特性測(cè)定,厭氧階段從反應(yīng)器底部取樣,好氧階段從反應(yīng)器中部取樣.

1.3.2 污泥胞外聚合物的提取和測(cè)定 污泥胞外聚合物(EPS)提取采用超聲+陽離子交換樹脂法,采用修正的Lowry 法測(cè)定蛋白質(zhì),牛血清蛋白為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì);采用蒽酮比色法測(cè)定多糖,葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[13].每30d 對(duì)EPS 進(jìn)行1 次提取和測(cè)定,連續(xù)監(jiān)測(cè)3 組系統(tǒng)EPS 的變化.

采用傅里葉紅外光譜儀(IRPrestige-21)測(cè)定疏松型EPS(LB-EPS)和緊密型EPS(TB-EPS)的紅外光譜,具體方法為:將待測(cè)樣品冷凍處理(-20℃ ), 然后使用冷凍干燥機(jī)將冷凍后的樣品在-55℃下冷凍干燥24h.將凍干后的樣品粉末和烘干后的溴化鉀(100℃下干燥5h)按1:50 的配比稱量混合,于研磨機(jī)中研磨均勻后壓片(厚度小于0.5mm).采用傅里葉紅外光譜儀對(duì)樣品進(jìn)行掃描,分辨率為0.4 /cm,測(cè)定波長(zhǎng)范圍為400～4000/cm,掃描32 次.隨后對(duì)掃描所得紅外光譜中蛋白質(zhì)酰胺I 區(qū)(1600～1700 /cm)的二階導(dǎo)數(shù)采用PeakFit 進(jìn)行分峰擬合,統(tǒng)計(jì)代表不同結(jié)構(gòu)的各峰面積,計(jì)算α-螺旋/(β-折疊+無規(guī)則卷曲)的數(shù)值.該數(shù)值越小,表明EPS 的疏水性越高[14].

1.3.3 揮發(fā)性脂肪酸和乳酸的測(cè)定 揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)的測(cè)定采用氣相色譜法(雙檢),色譜柱為PE WAX TER 型毛細(xì)管柱(30.0m×250μm×0.25μm),檢測(cè)器為氫火焰離子化檢測(cè)儀(FID).采用程序升溫的方法,初始溫度為 100℃,初始時(shí)間為 2min,以3 ℃/min 的速度升溫至160℃后停留1min.氫焰室溫度230℃,N2、H2和空氣氣速分別為20,35,350mL/min.進(jìn)樣口(汽化室)溫度為200℃,載氣為高純氮?dú)?分流比10:1,微量進(jìn)樣器進(jìn)樣1μL.乳酸參照諸葛健等[15]和高慶等[16]的方法,采用對(duì)羥基聯(lián)苯法測(cè)定.VFAs和乳酸取樣時(shí)間均在第215d,此時(shí)為反應(yīng)器運(yùn)行后期,3 組系統(tǒng)均較為穩(wěn)定.

1.3.4 胞內(nèi)儲(chǔ)存物的測(cè)定 生物除磷污泥的厭氧胞內(nèi)儲(chǔ)存物主要為聚羥基烷酸酯(PHAs)和糖原,其中聚β-羥基丁酸鹽(PHB)和聚β-羥基戊酸鹽(PHV)為PHAs 的主要成分[17].本研究中PHB 和PHV 均采用氣相色譜儀(PE680)測(cè)定,色譜柱為HP-5 型色譜柱(30m length×320μm ID×0.25μm film),進(jìn)樣方式為自動(dòng)進(jìn)樣(進(jìn)樣量2μL),檢測(cè)器為氫火焰離子化檢測(cè)器(FID),采取恒定流模式,以N2作為載氣,進(jìn)樣口溫度250℃,分流比為2.7:1,分流流量為2mL/min,FID檢測(cè)器的工作溫度為300℃.空氣流量為400mL/min,尾吹氣流量為20mL/min,氫氣流量為40mL/min,采用程序升溫,從50℃升溫至270℃,之后保持6min.糖原采用蒽酮比色法測(cè)[18]定.PHB、PHV 和糖原的預(yù)處理均采用凍干法[19],取樣時(shí)間為第215d.

1.3.5 16S rRNA 基因高通量測(cè)序 采用 16S rRNA 基因高通量測(cè)序?qū)臃N污泥和3 組反應(yīng)器關(guān)鍵時(shí)間節(jié)點(diǎn)(污泥顆?；跗诩芭囵B(yǎng)末期)污泥的菌群結(jié)構(gòu)進(jìn)行解析(上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司).3 組反應(yīng)器顆?；跗诘臅r(shí)間節(jié)點(diǎn)分別為:90、200、140d,培養(yǎng)末期時(shí)間節(jié)點(diǎn)均為256d.具體分析方法為:采用E.Z.N.A.? soil 試劑盒(Omega Biotek,Norcross,GA,U.S.)提取污泥的總DNA,DNA 濃度和純度采用NanoDrop2000 進(jìn)行檢測(cè),采用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)DNA提取質(zhì)量.聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)(PCR)擴(kuò)增子文庫(kù)使用Illumina MiSeq PE300 平臺(tái)構(gòu)建,引物 338F(5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3’)和806R(5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’)[10].采用UPARSE 軟件,對(duì)序列進(jìn)行OTU 聚類(97%的相似度),并在聚類過程中去除單序列和嵌合體.利用RDP classifier 對(duì)每條序列進(jìn)行物種分類注釋,和Silva 數(shù)據(jù)庫(kù)(SSU123)進(jìn)行比對(duì),最后對(duì)所得的細(xì)菌分類信息進(jìn)行多樣性和群落組成分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 系統(tǒng)的污泥濃度及沉降性能變化

由圖2 可見,R3 反應(yīng)器由于水力剪切力最小,污泥流失較小,在整個(gè)運(yùn)行過程中MLSS 始終最高,保持在8000～10000mg/L.R1 和R2 由于表觀氣速均較高,MLSS 在60d 前不斷減低,變化規(guī)律基本一致,2個(gè)反應(yīng)器的MLSS 在第80～90d 出現(xiàn)拐點(diǎn),此后持續(xù)上升.R2 的表觀氣速和水力剪切力低于R1,但MLSS在運(yùn)行中期(60～110d)比R1低2000～ 3000mg/L,此現(xiàn)象與R3 污泥濃度整體較高的現(xiàn)象并不一致.這是由于在R2的表觀氣速下,系統(tǒng)中孳生了大量的仙女蟲,這種后生動(dòng)物不斷吞食和破壞污泥絮體和顆粒污泥雛形[20],導(dǎo)致MLSS 最低降至2300mg/L.在第78d將仙女蟲用200μm 篩網(wǎng)篩除,R2 的MLSS 短暫降低后持續(xù)升高.表觀氣速在提供水力剪切力的同時(shí),也改變了系統(tǒng)的微生物組成和污泥狀態(tài).

圖2 三組反應(yīng)器中MLSS 和SVI30 的歷時(shí)變化Fig.2 Variations of MLSS and SVI30 in the three reactors

在R1 運(yùn)行后期(111～260d),其中部取樣測(cè)得的MLSS 在4500～9000mg/L 呈周期性波動(dòng),但污泥沉降性始終很好,SVI30為20～45mL/g.R1 中下部污泥濃度不斷升高,并沿軸向呈梯度分布,241d 反應(yīng)器上部(液面以下23cm)、中部(液面以下46cm)和下部(液面以下69cm)的MLSS 分別為7289,8434,8921mg/L.表觀氣速越大反應(yīng)器中污泥所受水的剪切力越大,R1 由于顆?；M(jìn)程最快,粒徑越大的污泥受重力影響越大,因此離曝氣盤越近污泥濃度越高.而在表觀氣速更小的R2和R3中,由于污泥顆?；M(jìn)行較慢,污泥粒徑較小.盡管剪切力較小,曝氣盤提供的水力強(qiáng)度仍能保證污泥的完全混合,因此R2 和R3 中污泥濃度分布均勻,并未出現(xiàn)沿反應(yīng)器軸向梯度分布的現(xiàn)象.在R1 反應(yīng)器中,伴隨著污泥濃度的周期性波動(dòng),厭氧靜置階段泥面高度不斷增加.R1 反應(yīng)器污泥濃度的周期性降低并非由污泥流失引起,而是污泥粒徑增大后其懸浮位置向反應(yīng)器下部移動(dòng)的結(jié)果.因此推斷R1 在該階段存在顆粒污泥再生過程,規(guī)律為新生顆粒-懸浮中上部-懸浮底部-再次新生顆粒.

污泥沉降性較好時(shí),SVI30/SVI5越接近1 代表污泥顆粒化效果越好[12].由圖3(a)可知,R1 顆?；M(jìn)程最快,在110d 基本實(shí)現(xiàn)顆粒化;R2 在200d 后開始快速顆?；?R3 在140d 后快速顆粒化,至190d 實(shí)現(xiàn)顆?；?3 組反應(yīng)器污泥穩(wěn)定性良好,直至實(shí)驗(yàn)?zāi)┢贛LSS 和污泥粒徑仍不斷增大.圖3(b)中225d 3 組反應(yīng)器污泥的粒徑分布,中值粒徑分別為374,192, 291μm,污泥顆粒化進(jìn)程由快至慢依次為R1、R3 和R2.

圖3 三組反應(yīng)器中SVI30/SVI5 的歷時(shí)變化和第225d 污泥的粒徑分布Fig.3 Variations of SVI30/SVI5 in the three reactors and distribution of particle size on day 225

van Dijk 等[21]以數(shù)學(xué)模擬的方法探究好氧顆粒污泥的顆?；瘷C(jī)理,發(fā)現(xiàn)采用厭氧-好氧交替環(huán)境篩選緩慢生長(zhǎng)微生物形成好氧顆粒污泥時(shí),污泥的顆?；嬖谝粋€(gè)“遲滯期”,約在120d 附近,之后污泥將快速顆?；?本研究中3 組反應(yīng)器均出現(xiàn)了污泥顆?；倪t滯期,R1 的表觀氣速最大,污泥顆粒化的遲滯期最短,大約持續(xù)60d;R2 表觀氣速雖然介于R1 與R3 之間,但顆?；倪t滯期最長(zhǎng),為200d;R3 表觀氣速最小,遲滯期長(zhǎng)于R1 但短于R2,約為140d.不同表觀氣速下反應(yīng)器的“遲滯期”并非隨表觀氣速的降低而遞減,這可能由于表觀氣速不僅提供水力剪切力,同時(shí)影響微生物的碳源代謝.

2.2 污泥的外觀形態(tài)變化

由圖4 可見, R1 顆粒污泥粒徑大,形狀規(guī)整,邊界清晰.R2 絮體較多,顆粒粒徑較小,邊界較為清晰,形狀較為規(guī)整.R3 顆粒邊界不清晰,形狀不規(guī)整,含有較多絲狀菌,顆粒粒徑較為均勻且小于R1.R1、R2和R3 污泥的密實(shí)度依次降低.Liu 等[22]研究剪切力在生物膜和顆粒污泥形成中的作用時(shí)發(fā)現(xiàn),2.5cm/s的表觀氣速可形成致密、形狀規(guī)則的顆粒污泥.Beun等[23]也在高表觀氣速下(4.1cm/s)培養(yǎng)出了光滑、致密的顆粒污泥.此與本研究R1 和R2 的結(jié)論一致.但由于R2 在200d 后才開始顆粒化,培養(yǎng)末期(260d)仍在顆?；?因此絮體占比較高.Yang 等[24]在探究不同DO 對(duì)顆粒污泥穩(wěn)定性的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),降低曝氣量后,顆粒粒徑明顯降低.因此R3中較小的粒徑和較低的密實(shí)度與較低的表觀氣速有關(guān).

2.3 除磷污泥系統(tǒng)的處理性能

3 組反應(yīng)器中氨氮的去除率為100%,亞硝氮的去除率接近100%,如圖5 所示.3 組反應(yīng)器COD 的去除率分別為88%、88%和94%.隨著表觀氣速的降低,總氮的去除率依次升高,分別為54%、61%和67%.盡管R1和R3中污泥的中值粒徑和氧的傳質(zhì)阻力較大,但是表觀氣速相比粒徑對(duì)氮去除的影響更大.較低的表觀氣速增大了顆粒內(nèi)部的缺氧區(qū),同時(shí)促進(jìn)了大分子碳源的水解發(fā)酵,為反硝化提供了更多的易降解碳源,因此提高了脫氮效率.周赟成等[25]在研究曝氣強(qiáng)度對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的影響時(shí)同樣指出,降低曝氣量可以強(qiáng)化同步硝化反硝化作用,提高系統(tǒng)的脫氮效率.

圖5 三組反應(yīng)器污染物去除率Fig.5 Removal efficiency of the pollutants in the three reactors

3組反應(yīng)器中磷去除率的均值分別為60%、60%和82%,R2 和R3 磷去除率的變化幅度較大.R1 表觀氣速最高,污泥除磷率較低,并隨著時(shí)間的延續(xù)不斷降低.由于本研究主要關(guān)注污泥的顆?；?未進(jìn)行規(guī)律排泥,因此可能導(dǎo)致R1 中GAOs 豐度增加,與PAOs 競(jìng)爭(zhēng)碳源導(dǎo)致除磷率逐漸下降[26].R2 在運(yùn)行中期由于仙女蟲的孳生和聚磷菌的流失,除磷率下降較多;但在運(yùn)行末期發(fā)酵菌群與聚磷菌協(xié)同生長(zhǎng),除磷率大幅升高(該過程伴隨著污泥的快速顆?；?,故除磷率變化較大.R3 的除磷率始終較高,這是由于R3 的低表觀氣速有利于發(fā)酵菌群的生長(zhǎng),系統(tǒng)中水解發(fā)酵菌群和除磷菌群的協(xié)同作用更好.R3 的除磷率在160d前變化不大,磷去除率始終較高;但是160d后污泥快速顆?；?磷去除率有所降低,導(dǎo)致系統(tǒng)的除磷率變化較大.R3 的表觀氣速最低(0.15cm/s),提供的剪切力最小,在污泥顆粒化后無法使大粒徑的顆粒污泥有效懸浮,部分大顆粒沉積在反應(yīng)器底部而呈黑色,導(dǎo)致好氧階段出現(xiàn)了底部污泥的厭氧釋磷,降低了磷的去除率.為保證系統(tǒng)較高的磷去除率,好氧顆粒污泥系統(tǒng)可采取2 種方法強(qiáng)化磷的去除:(1)規(guī)律性排泥,促進(jìn)PAOs 的優(yōu)勢(shì)生長(zhǎng);(2)在低表觀氣速系統(tǒng)中,采取一定措施避免好氧階段大顆粒沉積在反應(yīng)器底部,如增加水力循環(huán)或者機(jī)械攪拌等.

綜上可知,降低表觀氣速可通過促進(jìn)大分子碳源的水解發(fā)酵同步提高系統(tǒng)的脫氮和除磷效率.大顆粒的有效懸浮對(duì)除磷效果影響很大,低表觀氣速時(shí)需采取一定的措施避免大顆粒的沉積.

2.4 污泥的胞外聚合物

2.4.1 多糖和蛋白質(zhì)含量 圖6(a)中,根據(jù)污泥EPS 的變化規(guī)律和顆?；M(jìn)程以110d 為界解析污泥的顆?；^程.在110d 前(第I 和第II 階段),R1 和R2 污泥中EPS 的多糖含量較高,顆?；俣容^快,而R3 中EPS 的多糖含量較少,顆?；俣容^慢.在110d 后(第III 階段),3 組反應(yīng)器LB-EPS 中多糖含量的均值依次增加,TB-EPS 也呈現(xiàn)相似的規(guī)律.110d后R1 系統(tǒng)已基本完成顆粒化,多糖含量有所降低,R2 和R3 反應(yīng)器顆?；俣燃涌?多糖含量逐漸升高.此外,R3 系統(tǒng)在此階段污泥顆粒化速度最快,EPS中多糖含量最高.EPS 可通過改變細(xì)胞表面性質(zhì),提高疏水性,與多價(jià)金屬離子等結(jié)合,促進(jìn)污泥顆?；痆27].EPS 中的多糖可通過提高絮體間的黏附作用促進(jìn)污泥顆?；痆28].Tay 等[4]研究表明,好氧顆粒污泥系統(tǒng)中的剪切力與多糖的產(chǎn)生、細(xì)胞表面疏水性等均與呈正相關(guān).在110d 前,R1 較高的剪切力通過促進(jìn)EPS 的分泌加快了污泥的顆?；?R2 表觀氣速介于R1 和R3 之間,盡管EPS 較高,但其正面影響被仙女蟲的負(fù)面影響所掩蓋;R3 表觀氣速最小,EPS 較低,污泥顆粒化較慢.110d后,R3LB-EPS較高的多糖含量與聚糖菌豐度的增加有關(guān).

圖6 三組系統(tǒng)污泥中EPS 多糖和蛋白質(zhì)的含量Fig.6 Contents of polysaccharide and protein of the EPS of the sludge in the three reactors

由圖6(b)可見, R1 和R3LB-EPS 和TB-EPS 中蛋白質(zhì)的含量均在110d 后明顯增加,此過程伴隨著顆粒污泥的逐漸穩(wěn)定.R2 由于尚處在污泥顆?；缙?LB-EPS中蛋白質(zhì)的變化較小,但TB-EPS的蛋白質(zhì)增加明顯.Yang 等[24]指出改變DO 值后會(huì)影響EPS 中蛋白質(zhì)的組成,從而對(duì)好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性產(chǎn)生影響.Zhang 等[29]發(fā)現(xiàn)蛋白質(zhì)含量降低使顆粒污泥的穩(wěn)定性變差.因此推測(cè)EPS 中蛋白質(zhì)的增加與顆粒污泥的逐漸穩(wěn)定有關(guān).

2.4.2 EPS 的紅外光譜分析 由圖7(a)可見, R1 反應(yīng)器在170～235d 逐漸進(jìn)入顆粒污泥“再生”階段;R2反應(yīng)器自200d 后污泥沉降性逐漸好轉(zhuǎn),不斷顆?；?R3 反應(yīng)器從140d 開始沉降性不斷好轉(zhuǎn),污泥逐漸顆粒化.采用厭氧好氧交替模式培養(yǎng)顆粒污泥時(shí),無論表觀氣速高低,隨著時(shí)間的延續(xù),LB-EPS 蛋白質(zhì)酰胺I 區(qū)α-螺旋/(β-折疊+無規(guī)則卷曲)的數(shù)值不斷降低,疏水性的增加是一個(gè)必然趨勢(shì),因此即使R1、R2 和R3 反應(yīng)器顆?；M(jìn)程不同,但污泥均向顆?；姆较虬l(fā)展.由圖7(b)可見,隨著表觀氣速的降低,TB-EPS 中α-螺旋/(β-折疊+無規(guī)則卷曲)的中位數(shù)依次增加,分別為0.59、0.71 和0.81,TB-EPS 的疏水性依次降低.隨著表觀氣速的降低,污泥聚集體中細(xì)菌之間的結(jié)合能力由于疏水性的降低而降低,污泥的密實(shí)度隨之降低,與鏡檢結(jié)果一致(圖4e～f).

圖7 三組反應(yīng)器污泥中LB-EPS 和TB-EPS 中α-螺旋/(β-折疊+無規(guī)則卷曲)不同時(shí)期的變化Fig.7 Changes of α-helix/(β-folding + random curling) of LB-EPS and TB-EPS of the sludge in the three reactors during different periods

2.5 碳源的水解發(fā)酵和胞內(nèi)存儲(chǔ)

2.5.1 典型周期內(nèi)COD、揮發(fā)性脂肪酸及乳酸變化情況 圖8 中,取樣時(shí)間為215d.飽食饑餓是影響污泥顆?；闹匾蛩?可以用COD 的變化來描述反應(yīng)器的飽食饑餓情況[30],由圖8(a)可見,在厭氧階段,3組反應(yīng)器的COD 在進(jìn)水末期分別達(dá)到228,252,240mg/L.在好氧階段,3 組反應(yīng)器的COD 不斷減少,曝氣30min 后即降低至100mg/L,曝氣60min 后降低至60mg/L 以下,周期末COD 分別為48,24,24mg/L.3組反應(yīng)器在厭氧段碳源豐富,而在好氧段胞外碳源匱乏,實(shí)現(xiàn)了厭氧飽食好氧饑餓,同時(shí)R2 和R3 的好氧饑餓程度更高.圖8(b)中,在厭氧階段,R1、R2 和R3 對(duì)乙酸的利用速率依次升高.R1 和R2 系統(tǒng)分別在30,15min 內(nèi)將乙酸利用完全,而R3 系統(tǒng)在進(jìn)水的前30min 內(nèi)未檢測(cè)到乙酸.在整個(gè)周期內(nèi),R1 和R2未出現(xiàn)VFAs 的累積,R3 在30min 出現(xiàn)乙酸的累積.生物除磷系統(tǒng)中乳酸是淀粉水解發(fā)酵的重要中間產(chǎn)物[31].圖8(c)中,隨著表觀氣速的降低,乳酸峰值出現(xiàn)的時(shí)刻逐漸提前.R1 和R2 在75min 時(shí)乳酸濃度達(dá)到峰值,R2 在75min 前乳酸濃度始終大于R1,而R3在15min乳酸濃度達(dá)到峰值.曝氣結(jié)束后,3組反應(yīng)器乳酸濃度依次降低,分別為1.84,1.48,0.20mg/L.

圖8 典型周期內(nèi)COD、VFAs、乳酸及DO 變化曲線Fig.8 Changes of COD、VFAs、lactic acid and DO in a typical cycle

厭氧階段的發(fā)酵產(chǎn)物“泄漏”到好氧階段的量越多,系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)好氧饑餓越困難,系統(tǒng)越不易穩(wěn)定.Haaksman 等[32]探究易降解COD 的好氧利用對(duì)好氧顆粒污泥形態(tài)穩(wěn)定性的影響時(shí)提出,碳源的泄露會(huì)導(dǎo)致顆粒污泥的不穩(wěn)定.降低表觀氣速,有利于淀粉水解發(fā)酵為VFAs 等小分子有機(jī)物.R3 在厭氧階段乳酸產(chǎn)生最快,在30min出現(xiàn)乙酸累積但75min后耗盡;在好氧階段乳酸濃度始終低于R1 和R2,好氧末期幾乎無殘留,系統(tǒng)更易實(shí)現(xiàn)污泥顆?；睦硐氕h(huán)境——厭氧飽食好氧饑餓.在R1 和R2 中,由于乳酸產(chǎn)生速率較慢,進(jìn)入好氧階段時(shí)系統(tǒng)殘余的乳酸較多,盡管該階段乳酸不斷下降,但直至好氧末期仍有少量殘留,R1 的殘余量大于R2.R1 中較大的剪切力抵消了碳源“泄漏”的負(fù)面影響,顆?；^快;但R2 剪切力低于R1,不足以抵消碳源“泄漏”的不利影響,系統(tǒng)不易穩(wěn)定,因此顆?；M(jìn)程最慢.

2.5.2 污泥胞內(nèi)貯存物的變化情況 由表2 可知,215d 時(shí),隨著表觀氣速的降低,3 組反應(yīng)器在厭氧階段PHAs(PHB 與PHV 之和)的合成量依次增加,分別為2.28,8.16,23.96mg/gVSS,糖原的降解量依次減小.在以乙酸鈉或以添加了乙酸鈉的生活污水為碳源的好氧顆粒污泥系統(tǒng)中,PHAs 的含量約為19.45～42.62mg/gVSS[33-34],本研究中R1 和R2 反應(yīng)器中PHAs 的厭氧儲(chǔ)存量略低,但是R3 中PHAs 的厭氧儲(chǔ)存量與文獻(xiàn)相當(dāng).在好氧階段,3 組反應(yīng)器PHAs 的降解量依次增大,分別為 2.25,8.35,25.53mg/gVSS;糖原的最大合成量R1>R3>R2.厭氧條件下,聚磷菌(PAOs)水解聚磷酸鹽產(chǎn)生能量用以吸收VFAs 合成PHAs(主要為PHB 和PHV)[24];在好氧階段,PAOs 分解PHAs 獲得能量和碳源,菌體內(nèi)的糖原和聚磷酸鹽含量增加.盡管進(jìn)水中的大分子碳源不易被PAOs 和GAOs 儲(chǔ)存于胞內(nèi),但是在進(jìn)水碳源相同的條件下,隨著表觀氣速的降低,大分子碳源的水解發(fā)酵更為徹底,生成VFAs 更多更快,在厭氧條件下儲(chǔ)存于胞內(nèi)的碳源更多,更易實(shí)現(xiàn)厭氧飽食好氧饑餓.因此R3系統(tǒng)水力剪切力最小,但污泥顆粒化進(jìn)程快于R2.

表2 典型周期內(nèi)胞內(nèi)貯存物的合成量及消耗量(mg/gVSS)Table 2 Synthesis and consumption of PHB、PHV and glycogen in a typical cycle (mg/gVSS)

2.6 污泥的菌群結(jié)構(gòu)解析

2.6.1 菌群結(jié)構(gòu)門水平的差異 由圖9(a)可見,在接種污泥中,優(yōu)勢(shì)菌門為變形菌門(Proteobacteria,13.67%)、放線菌門(Actinobacteriota,31.28%)、綠彎菌門(Chloroflexi,26.54%)、擬桿菌門(Bacteroidetes,10.79%) 和 Patescibacteria(7.52%), 而厚壁菌門(Firmicutes,4.58%) 和酸桿菌門(Acidobacteriota,2.41%)豐度較低.

圖9 細(xì)菌門水平和屬水平的群落結(jié)構(gòu)解析Fig.9 Analysis of community structure at phylum level and genus level

隨著表觀氣速的降低, 變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)和放線菌門(Actinobacteriota)的豐度依次降低.至培養(yǎng)末期,3組反應(yīng)器中變形菌門(Proteobacteria)的豐度較接種污泥大幅升高,分別為51.02%、49.95%和40.11%.變形菌門(Proteobacteria)是好氧顆粒污泥系統(tǒng)中常見的主要菌門[35],這類微生物能通過分泌EPS 促進(jìn)絮狀污泥之間相互凝聚,在污泥顆?；衅鹬匾饔肹36].擬桿菌門(Bacteroidetes)的豐度較接種污泥變化不大,分別為16.89%、12.45%和9.55%.由于接種污泥中的微絲菌(Microthrix,屬于放線菌門)在培養(yǎng)過程中被淘汰,3 組反應(yīng)器中放線菌門(Actinobacteriota)的豐度較接種污泥均大幅降低,分別為16.89%、12.45%和9.55%.

降低表觀氣速有利于綠彎菌門(Chloroflexi)的優(yōu)勢(shì)增殖.至培養(yǎng)末期,3 組反應(yīng)器綠彎菌門(Chloroflexi)的豐度依次升高,分別為7.86%、8.77%和32.74%.Bovio-Winkler 等[37]利用宏基因組探究Chloroflexi 在厭氧氨氧化、活性污泥和產(chǎn)甲烷反應(yīng)器中的作用時(shí)發(fā)現(xiàn),Chloroflexi 具有水解復(fù)雜有機(jī)物的功能,一些Chloroflexi 的菌屬在分泌胞外多糖方面有較積極的作用,部分Chloroflexi 具有促進(jìn)細(xì)胞聚集的能力,有助于顆粒污泥初始框架的形 成.

2.6.2 菌群結(jié)構(gòu)屬水平的差異解析 在屬水平篩選相對(duì)豐度大于1%的菌群進(jìn)行解析,如圖9(b)所示.在接種污泥和3 組反應(yīng)器中,緩慢生長(zhǎng)微生物中的傳統(tǒng)聚磷菌CandidatusAccumulibacter的豐度遠(yuǎn)低于1%,故未分析其作用.而傳統(tǒng)聚糖菌Candidatus_Competibacter的豐度較高,是污泥顆?；暮诵木?R1 表觀氣速最大,Candidatus_Competibacter在培養(yǎng)前期和后期大量富集,90d 和256d 的豐度分別為18.85%和22.29%.R2 運(yùn)行200d 時(shí)Candidatus_Competibacter豐度為11.45%,256d 時(shí)降低至4.93%,表明中等表觀氣速(0.30cm/s)不利于Candidatus_Competibacter的維持和優(yōu)勢(shì)增殖.R3 運(yùn)行140d 時(shí)Candidatus_Competibacter豐度為3.58%,運(yùn)行256d時(shí)增高至25.73%.這主要是因?yàn)樵诘捅碛^氣速下,大分子有機(jī)物水解發(fā)酵條件較好,在培養(yǎng)末期產(chǎn)生了充足的VFAs,促進(jìn)了Candidatus_Competibacter的優(yōu)勢(shì)增殖.Candidatus_Competibacter在厭氧階段通過酵解糖原產(chǎn)生能量吸收VFAs 并將其儲(chǔ)存為PHAs,在好氧階段氧化PHAs產(chǎn)生能量,合成糖原[38].Candidatus_Competibacter還能分泌大量膠狀胞外多糖[39],有助于微生物的團(tuán)聚,因此在R1 和R3 污泥的顆粒化過程中發(fā)揮了重要作用.

系統(tǒng)中可確認(rèn)的聚磷菌為Tetrasphaera和Amaricoccus[40].Tetrasphaera是近年來關(guān)注的發(fā)酵型聚糖菌,該菌在接種污泥也即城市污水處理廠活性污泥中豐度較高(2.05%),在表面氣速最高的R1反應(yīng)器中始終維持較高的豐度(4.48%和3.11%).在培養(yǎng)末期(256d),隨表觀氣速的降低,Tetrasphaera在3組反應(yīng)器中的豐度依次降低,分別為3.11%、0.73%和0.06%,這表明該菌對(duì)剪切力敏感,不易在低表觀氣速的系統(tǒng)中優(yōu)勢(shì)生長(zhǎng).Tetrasphaera在厭氧環(huán)境下能夠降解多聚磷酸鹽并能發(fā)酵復(fù)雜有機(jī)物產(chǎn)生能量合成糖原,在好氧環(huán)境分解糖原,為生長(zhǎng)提供能量并攝取PO43--P 合成聚磷酸鹽[41].在R1 的淀粉降解和除磷中可能發(fā)揮了一定的作用.Amaricoccus是系統(tǒng)中的另一種聚磷菌[40],該菌的外觀與Tetrasphaera相似,也為四聯(lián)球菌,屬于G-細(xì)菌的一種[42],好氧條件下可在胞內(nèi)儲(chǔ)存PHAs.其在R2 顆粒化前期(200d)和運(yùn)行末期(256d)豐度均較高,分別為20.20%和7.69%.McIlroy 等[43]探究SBR 處理酒廠廢水中的微生物群落時(shí)發(fā)現(xiàn),Amaricoccus具有儲(chǔ)存PHAs 的功能.Amaricoccus在好氧條件下具有很強(qiáng)的儲(chǔ)存PHB的能力,但在厭氧條件下并沒有儲(chǔ)存PHB 的能力[44].由于在厭氧條件下無法儲(chǔ)存PHB,相比其它聚磷菌和聚糖菌,Amaricoccus的競(jìng)爭(zhēng)力較弱,所以在培養(yǎng)末期豐度降低.R2 在培養(yǎng)末期仍處于快速顆?；A段,故其顆?；暮诵木翰⒉煌耆鞔_,根據(jù)已有數(shù)據(jù)推測(cè)Candidatus_Competibacter和Amaricoccus等具有胞內(nèi)儲(chǔ)存功能的菌群發(fā)揮了重要作用.

由于進(jìn)水中含有40%的可溶性淀粉,系統(tǒng)中存在較多的水解發(fā)酵菌群,包括Saccharimonadales[45]、Saprospiraceae[46]、Tetrasphaera和一些綠彎菌門(Chloroflexi)的絲狀菌(Caldilineaceae和Kouleothrix)等.除微絲菌(Microthrix)外,norank_f_Caldilineaceae和Kouleothrix是接種污泥中的主要絲狀菌,豐度分別為4.90%和4.03%.隨著表觀氣速的降低,在培養(yǎng)末期norank_f_Caldilineaceae的豐度依次增加,分別為0.96%、1.30%和2.78%.在R3 反應(yīng)器中Kouleothrix(1851 型絲狀菌)的豐度始終較高,污泥顆?；捌诤皖w粒化后豐度分別為6.48%和10.44%.

R3 在系統(tǒng)運(yùn)行140d 時(shí),大分子有機(jī)物的降解主要 由Kouleothrix、norank_f_norank_o_Saccharimonadales、norank_f_Saprospiraceae、Tetrasphaera、norank_f_Chitinophagaceae完成,豐度分別為6.48%、6.97%、4.03%、3.75%和2.89%.培養(yǎng)至256d時(shí),Kouleothrix的豐度升高至10.44%,其余4 個(gè)菌群豐度均有所降低,分別為0.12%、1.75%、0.06%和1.90%,因此在培養(yǎng)后期降解功能主要依靠Kouleothrix(1851 型絲狀菌).1851 型絲狀菌是一種能夠發(fā)酵大分子有機(jī)物的絲狀菌,當(dāng)系統(tǒng)內(nèi)糖類較多時(shí),這種絲狀菌容易大量繁殖[47].R3 較低的表觀氣速為Kouleothrix的大量生長(zhǎng)和水解發(fā)酵大分子碳源創(chuàng)造了有利的水力條件和氧化還原環(huán)境,該菌一方面為顆粒污泥提供絲狀骨架,另一方面分泌胞外聚合物和小分子碳源促進(jìn)Candidatus_Competibacter等緩慢生長(zhǎng)微生物的附著生長(zhǎng)和優(yōu)勢(shì)增殖,促進(jìn)了污泥的顆?；?

2.7 不同表觀氣速下除磷污泥顆粒化的機(jī)理

以60% NaAc+40%可溶性淀粉研究復(fù)雜碳源條件下生物除磷污泥顆?；臋C(jī)理,根據(jù)污泥特性、代謝產(chǎn)物和菌群結(jié)構(gòu)的結(jié)果,推測(cè)不同表觀氣速下污泥顆?；臋C(jī)理,見圖10.

圖10 不同表觀氣速下除磷污泥顆?；臋C(jī)理Fig.10 Mechanism of the granulation of phosphorus removal sludge at different superficial gas velocity

在含有大分子有機(jī)物的復(fù)雜碳源條件下,較大的表觀氣速(R1,0.45cm/s)會(huì)抑制絲狀菌的生長(zhǎng),緩慢生長(zhǎng)微生物更容易富集(以GAOs 為主,PAOs 較少),這些具有儲(chǔ)存功能的緩慢生長(zhǎng)微生物通過分泌較多EPS 加快污泥顆?；?較高的剪切力容易將顆粒邊緣松散的污泥沖刷至液相,形成的顆粒污泥密實(shí)度更高,形狀更為規(guī)整.被剪切下的小聚集體凝聚性能較好、密度更大,可保留在系統(tǒng)中再次顆粒化,實(shí)現(xiàn)顆粒污泥的良性再生.低表觀氣速下(R3, 0.15cm/s)也能形成好氧顆粒污泥,但形成速度略慢于高表觀氣速.具有水解發(fā)酵功能的絲狀菌(Kouleothrix)被保留在系統(tǒng)中,這些絲狀菌一方面形成顆粒污泥的骨架使菌膠團(tuán)菌附著生長(zhǎng),另一方面為傳統(tǒng)聚磷菌和傳統(tǒng)聚糖菌等緩慢生長(zhǎng)微生物提供小分子碳源,緩慢生長(zhǎng)微生物再通過分泌大量 EPS 尤其是多糖類物質(zhì),與絲狀菌共同促進(jìn)污泥的顆?；?同時(shí),盡管R3 形成顆粒污泥的速度略慢于R1 但仍快于R2,降低表觀氣速不但能節(jié)省能耗還能強(qiáng)化大分子碳源的水解發(fā)酵,為同步硝化反硝化和生物除磷提供較好的環(huán)境,系統(tǒng)的脫氮除磷效率更高.在中等表觀氣速下(R2,0.30cm/s),剪切力和具有水解發(fā)酵功能絲狀菌的作用都不明顯,系統(tǒng)不易穩(wěn)定,需要較長(zhǎng)時(shí)間使具有胞內(nèi)儲(chǔ)存功能的菌群(如Candidatus_Competibacter和Amaricoccus等)與水解發(fā)酵菌群和諧共生實(shí)現(xiàn)顆?；?考慮到實(shí)際應(yīng)用,在降低表觀氣速培養(yǎng)好氧顆粒污泥的過程中,為避免中等表觀氣速下系統(tǒng)不穩(wěn)定,需關(guān)注碳源代謝產(chǎn)物的濃度,避免過多碳源泄露至好氧區(qū).此外,當(dāng)顆粒污泥形成后,低表觀氣速可能導(dǎo)致部分大粒徑污泥沉積于反應(yīng)器底部而降低除磷率,因此需采取一定措施避免好氧階段大顆粒的沉積,如增加水力循環(huán)或者機(jī)械攪拌等.

3 結(jié)論

3.1 復(fù)雜碳源條件下,表觀氣速的遞減與污泥的顆?；M(jìn)程并不完全一致.R1 系統(tǒng)表觀氣速最大(0.45cm/s),顆粒污泥以水力選擇為主,污泥顆?；M(jìn)程較快,110d 實(shí)現(xiàn)污泥顆?；?形成的顆粒污泥密實(shí)程度高,性能更好;R3 系統(tǒng)表觀氣速最小(0.15cm/s),污泥顆粒化主要以代謝選擇為主,190d 實(shí)現(xiàn)污泥顆?；?進(jìn)程慢于R1 但快于R2,顆粒污泥密實(shí)度最低,形狀不規(guī)整,邊界不清晰;R2 系統(tǒng)表觀氣速介于R1和R3 之間(0.30cm/s),菌群篩選介于水力選擇和代謝選擇之間,污泥顆?；M(jìn)程最慢,培養(yǎng)至200d 后開始顆?；?

3.2 厭氧好氧交替運(yùn)行使3組反應(yīng)器LB-EPS二級(jí)結(jié)構(gòu)中α-螺旋/(β-折疊+無規(guī)則卷曲)的數(shù)值均逐漸降低,LB-EPS 疏水性的不斷升高可能使污泥顆?；蔀橐粋€(gè)必然趨勢(shì);TB-EPS 中該數(shù)值依次升高,導(dǎo)致污泥密實(shí)度依次降低.降低表觀氣速有利于大分子有機(jī)物水解發(fā)酵為更多的VFAs 和乳酸等小分子有機(jī)物,污泥PHAs 的厭氧合成量更大,更易實(shí)現(xiàn)厭氧飽食好氧饑餓的碳源代謝模式.

3.3 16S rRNA 基因高通量測(cè)序分析顯示,隨著表觀氣速的降低,綠彎菌門(Chloroflexi)的豐度依次升高,分別為7.86%、8.77%和32.74%.在屬水平,傳統(tǒng)聚糖菌Candidatus_Competibacter是污泥顆?；暮诵木?R1 較高的表觀氣速有利于該菌的維持和優(yōu)勢(shì)增殖,污泥顆?；M(jìn)程最快.R3 表觀氣速最低,水解發(fā)酵功能菌群Kouleothrix(1851 型絲狀菌,屬于綠彎菌門)大量生長(zhǎng)(豐度10.44%),通過提供絲狀骨架和小分子碳源促進(jìn)Candidatus_Competibacter的優(yōu)勢(shì)增殖(豐度25.73%),加快了污泥的顆粒化進(jìn)程.