污泥颗粒化是微生物自凝聚与固定化的一种形式[1]. 与普通活性污泥相比，好氧颗粒污泥(AGS)具有结构稳定、 沉降性能好、 微生物量大、 耐冲击负荷和毒性等优点，但AGS的培养过程比较复杂[2, 3, 4]. 众多研究表明，接种污泥性质、 有机负荷、 沉降时间、 剪切力和pH条件等都能显著影响颗粒污泥的形成过程与最终性能[5, 6, 7, 8, 9].
其中，合理控制有机负荷(OLR)对于协调生物量累积与颗粒生长过程至关重要. 当进水OLR很低时，微生物增殖速率缓慢，很难在较强的水力剪切环境中形成聚集体[10]. Ni等[11]利用COD 为170 mg ·L-1的低浓度生活污水，历时300 d才培养出平均粒径约0.8 mm的好氧颗粒污泥. 相反地，当进水OLR达到6~9 kg ·(m3 ·d)-1时，微生物快速增殖，AGS表面易形成较大厚度的松散层，使其沉降性能降低[12]. 尽管López-Palau等[13]在OLR为22.5 kg ·(m3 ·d)-1的极高负荷条件下成功实现了污泥颗粒化，但此时维持反应器的稳定运行已变得相当困难. Long等[14]的研究表明，当进水OLR升至15 kg ·(m3 ·d)-1以上时，AGS内部“厌氧核”将变得不稳定，颗粒结构强度被严重削弱，极易发生解体.
为进一步验证OLR在好氧颗粒污泥培养过程中的特殊作用，本研究在柱形SBR反应器中接种絮状活性污泥，以乙酸钠为碳源，考察了逐步提高进水COD负荷对好氧颗粒污泥形成与稳定过程的影响，并通过分析污泥形态、 微生物活性与EPS组成的演化规律，阐明了不同进水OLR条件下，生物量累积与颗粒生长之间的相互关系.
1 材料与方法
1.1 实验装置与运行工况
实验装置图如图 1所示，采用有机玻璃材质的圆柱形SBR反应器，其内径为7 cm，有效容积为3.9 L(H/D=14.28). 在反应器底部设置曝气装置，控制曝气量为2.5L ·min-1，表面上升流速约为1.1 cm ·s-1. 通过时间程序控制器设置反应周期，单个周期为3 h. 其中，进水5 min，反应170 min，除应急性排泥期间(第98~102 d)沉降时间缩短至2 min以外，正常沉降时间为5 min，其余为排水、 闲置时间，排水比为2/5. 反应温度控制在28~32℃.
图 1 实验装置示意
1.2 接种污泥与用水
本研究所使用的接种污泥取自苏州某市政污水处理厂氧化沟内，呈灰褐色絮状. 种泥经24 h闷曝、 静置浓缩后，加至SBR反应器中，使MLSS为6.0 g ·L-1左右，其MLVSS/MLSS(F值)为0.47，SVI30约73 mL ·g-1.
进水采用与刘文如等[15]相同成分的人工配水，以乙酸钠和氯化铵分别作为碳源和氮源，用碳酸氢钠调节碱度，pH 控制在7.8~8.0之间. 在好氧颗粒污泥的培养过程中，进水有机负荷逐步从0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1.
1.3 分析方法
(1)化学需氧量(COD)、 悬浮固体浓度(MLSS)、 挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)、 污泥体积指数(SVI5和SVI30)等指标采用国家标准方法测定[16]，pH采用赛多利斯酸度计测定，溶解氧(DO)浓度采用多水质分析仪(903P般特)测定，污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜观察，颗粒污泥沉降速率采用清水静沉测速法测定.
(2)絮状污泥平均直径使用LeicaDM2500显微镜测定. 颗粒污泥的粒径分布采用筛分法测定[17]，使用孔径分别为1.6、 1.25、 0.8、 0.5和0.3 mm的分样筛，计算截留在筛网上的污泥质量百分比，通过加权平均计算平均粒径.
(3)胞外聚合物(EPS)的提取与测定：污泥EPS采用甲醛-NaOH法提取[18]. 蛋白质采用Lowry法测定，以牛血清蛋白作为标准物质[19]. 多糖采用苯酚-硫酸法测定，以葡萄糖作为标准物质[20]. 利用污泥干重(以MLVSS计)，对EPS组分含量进行单位化，单位为mg ·g-1.
(4)比耗氧速率(SOUR)的测定：从反应器中取出一定量污泥，经超纯水冲洗后在3300 r ·min-1下离心5 min，弃去上清液，重复以上操作3次. 随后，将污泥装入250 mL标准BOD瓶中，并用DO接近饱和状态的基质溶液充满，基质配方与张子健等[21]相同. 在密闭条件下，定期记录DO浓度读数变化. 利用最小二乘法拟合计算耗氧速率(OUR). 比耗氧速率(SOUR)即为OUR与MLVSS的比值，单位为mg ·(g ·h)-1.
(5)相关计算公式
在相同有机负荷条件下，污泥粒径增长速率
式中，Dx为第x天平均粒径，单位mm; Dy为第y天平均粒径，单位mm; 运行时间为(x-y)，单位d. 2 结果与分析 2.1 颗粒污泥形成过程中性能的变化
在为期125 d的好氧颗粒污泥培养过程中，通过逐步提高进水OLR，反应器内污泥量呈现总体上升的趋势，见图 2(a). 需要指出的是，在第90~97 d，对应OLR为4.48 kg ·(m3 ·d)-1时，反应器内出现了大量沉降性能较差的白色絮状污泥. 为了防止絮状污泥在基质竞争中占居优势，保持颗粒污泥在反应器中的主导地位，需暂时缩短SBR沉降时间，进行应急性排泥操作. 待稳定后，将进水OLR提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，污泥浓度持续累积，MLSS、 MLVSS升至峰值23.9 g ·L-1和13.0 g ·L-1，分别为接种污泥的4.0倍和4.6倍.
图 2 不同有机负荷条件下，污泥性状与反应器效能的变化过程
另外，反应器在OLR为0.64 kg ·(m3 ·d)-1条件下运行7 d后，污泥出现沙化，沉降性能明显改善，SVI30由最初的86 mL ·g-1降至51 mL ·g-1，如图 2(b)所示. 运行至第84 d，污泥SVI30稳定在15~20 mL ·g-1. Maas等[22]指出，SVI5/SVI30值越接近1.0意味着污泥颗粒化程度越高. 在本研究中，成熟颗粒污泥的SVI5/SVI30值约为1.1，平均沉降速率达到102 m ·h-1，在30~112 m ·h-1的文献数据中处于顶尖水平[12, 23, 24].
由图 2(c)可知，尽管OLR在整个培养过程中提高了近8倍，但污泥对COD的去除率始终呈现稳步上升的趋势，由最初的65%增至90%以上. 即使在第98~102 d的应急性排泥阶段，MLSS由19.0 g ·L-1降至6.8 g ·L-1，反应器对COD的去除率仍维持在(93±3)%，絮状污泥的排出并未明显削弱SBR的除污能力. 如图 2(d)所示，反应器对有机物的去除负荷(ORR)与进水OLR呈现良好的线性正比关系. 这意味着污泥颗粒化过程不仅使污泥形态发生了根本变化，也显著增强了反应器的除污效能. 2.2 OLR对污泥颗粒生长的影响
图 3给出了不同OLR条件下，污泥的粒径分布与平均粒径增长速率. 在第11 d，污泥仍呈现絮状，平均直径仅为0.22 mm. 当进水OLR由0.96 kg ·(m3 ·d)-1逐步提高至2.56 kg ·(m3 ·d)-1时，反应器内MLVSS/MLSS值由45.5%上升至65.3%，粒径在0~0.3 mm的污泥质量百分比由59.2%增至76.0%，而粒径在0.5 mm以上的MLSS始终稳定在0.5 g ·L-1左右，污泥平均粒径的增长速率为负值. 这意味着当OLR较低时，提高进水COD浓度有利于微生物增殖形成微小聚集体，但并不能有效促进粒径较大污泥的生长[25]. 当进水OLR升至3.20 kg ·(m3 ·d)-1和3.84 kg ·(m3 ·d)-1时，污泥平均粒径的增长速率分别达到27.8 μm ·d-1和60.0 μm ·d-1，粒径0.5 mm以上的颗粒状污泥开始占主导. 然而，在更高的OLR条件下，AGS的粒径增长速率迅速放缓，平均粒径达到1.2~1.4 mm，污泥结构变得更加密实. 在第115 d，OLR 为5.12 kg ·(m3 ·d)-1，粒径0.5 mm以上的污泥质量百分比为98.5%，1.6 mm以上的大颗粒质量百分比达到22.6%.
图 3 不同有机负荷条件下，污泥粒径分布与平均粒径的变化过程
在本研究中，根据污泥的性状差异，将培养过程分为以下4个阶段，如表 1所示.
表 1 污泥颗粒化过程中，各阶段的污泥特性
在第Ⅰ、Ⅱ期，沉降性能良好的絮状污泥相互凝聚，逐渐形成结构密实、 形状规则的小颗粒，如图 4(a)~4(c)所示. 在中等OLR条件下，微生物活性(SOUR)大幅提高，生物量(MLSS)累积速率加快，污泥颗粒变得膨松且不规则，呈棉花状，表面有明显的丝状菌包裹，见图 4(d). Tay等[10]的研究表明，提供较高的COD浓度和足够的水力剪切力，有助于降低AGS表面及内部的传质阻力，显著改善颗粒密实度.随着反应器内MLSS的持续增长，进一步提高进水OLR，可充分利用丝状菌的骨架作用，形成稳定的颗粒结构，如图 4(f)所示.由表 1可知，成熟颗粒污泥的沉降速率、 SOUR值分别比接种污泥提高了50倍和3倍，微生物聚集度与活性均大幅提高.
(a)0.64 kg ·(m3 ·d)-1;(b)1.28 kg ·(m3 ·d)-1;(c)2.56 kg ·(m3 ·d)-1;(d)3.20 kg ·(m3 ·d)-1;(e)4.48 kg ·(m3 ·d)-1;(f)5.12 kg ·(m3 ·d)-1图 4 不同有机负荷条件下，污泥形态的显微镜照片
2.3 污泥颗粒化过程中EPS组分的变化
EPS是微生物实现自适应与固定化的重要结构性物质，其中，蛋白质(PN)与聚多糖(PS)可占到EPS总量的70%以上. 众多研究表明，AGS的结构性状与PN、 PS的相对含量密切相关[26, 27, 28].
在污泥颗粒化过程中，胞外多聚物中PN、 PS含量的变化曲线如图 5所示. 在本研究中，污泥EPS总量随运行时间呈现单调上升的趋势，PN/PS值由1.53提高至3.22. 出于维持特殊结构的需要，颗粒污泥的EPS总量通常高于絮状污泥的水平[29,30]. 其中，PN含量的持续增加与好氧颗粒污泥MLVSS、 SOUR和平均粒径的变化过程是一致的. 这不仅是生物量累积、 污泥活性增强的必然结果，也是改善颗粒表面疏水性、 促进微生物聚集的前提条件[31].
图 5 污泥颗粒化过程中，胞外聚合物中PN、PS含量的变化过程
相比之下，PS常被描述成一种高分子量、 强络合能力的“生物胶水”. 在AGS形成过程中，PS组分的增量较小，但其通常贯穿于整个颗粒污泥中，对维持结构的稳定非常重要[32]. Adav等[19]认为，PS中含有大量羟基、 羧基等负电官能团，可与Ca2+等阳离子通过吸附、架桥作用形成网状骨架，为微生物的聚集生长创造有利条件.由图 5可知，PS成分在反应器运行的前55 d内处于缓慢上升阶段，浓度值在20~30 mg ·g-1. 但在颗粒生长与成熟期，PS含量出现了2次大幅度波动. 结合图 2、 图 3可知，在第73 d，PS含量增至43.7 mg ·g-1，稳定数天后开始减少. 此时，污泥粒径的增长速率跃升至27.8 μm ·d-1，并首次出现了1.25~1.6 mm的粒径区间. 其次，在第113 d，PS含量达到峰值约63.6 mg ·g-1，随后又逐渐降回最初的水平. 这与粒径1.6 mm以上的污泥质量百分比由2.1%大幅增至22.6%几乎是同时出现的. Zhu等[33]在培养AGS的过程中也有类似发现，当SBR运行到第40 d，伴随着污泥浓度快速上升、 SVI30趋于稳定，胞外聚合物中PS的含量成倍增加. 随后，颗粒污泥逐渐成熟，部分多糖被新增的微生物所利用，PN/PS比值重新恢复至4.2左右. Franco等[34]的研究也表明，颗粒污泥与絮状污泥的性状差异与PS含量的高低是一致的.
总之，在污泥颗粒化过程中，尽管PN、PS含量具有不同的变化趋势，但两者对于生物量累积和颗粒生长表现出良好的响应关系.在后续的工作中，有必要深入研究EPS组分的指示功能，以期为完善、优化现有好氧颗粒污泥的培养方法提供理论指导.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
3 结论
(1)将SBR反应器进水有机负荷由0.64 kg ·(m3 ·d)-1提高至5.12 kg ·(m3 ·d)-1，可以有效促进污泥的颗粒化进程. 反应器ORR值、 污泥平均粒径与SOUR值的变化过程表明，污泥颗粒化不仅使污泥形态发生了根本变化，也显著增强了微生物活性.
(2)成熟好氧颗粒污泥的MLSS、 SVI30、 平均粒径、 沉降速率和SOUR分别达到23.9 g ·L-1、 20 mL ·g-1、 1.4 mm、 102 m ·h-1和50.2 mg ·(g ·h)-1，反应器对COD去除率高于90%.
(3)在本研究中，当进水OLR为3.20~4.84 kg ·(m3 ·d)-1时，污泥平均粒径的增长速率最快.但在更高的OLR条件下，絮状污泥的大量出现使得必须采取应急性排泥措施，才能保持AGS在反应器中的主导地位.
(4)在好氧颗粒污泥的培养过程中，胞外聚合物中PN、 PS含量的变化对生物量累积、 颗粒生长表现出良好的响应关系. 因此，有必要对EPS组分的指示功能开展深入研究.(来源及作者：苏州科技学院环境科学与工程学院 刘小朋、王建芳、钱飞跃、王琰、陈重军、沈耀良)
