淀粉对除磷污泥颗粒化的影响

张　杰，张金库，李　冬，吕育锋，范　丹，叶丽红

(1.水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室(北京工业大学)，100124 北京；2.城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学)，150090 哈尔滨)



淀粉对除磷污泥颗粒化的影响

张杰1,2，张金库1，李冬1，吕育锋1，范丹1，叶丽红1

(1.水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室(北京工业大学)，100124 北京；2.城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学)，150090 哈尔滨)

摘要:为探究淀粉对除磷污泥颗粒化的影响，采用无淀粉添加反应器(1#)和有淀粉添加反应器(2#)进行对比实验.通过电子显微镜、紫外分光光度计、粒径仪研究淀粉对污泥粒径增长、COD及TP去除效果的影响.结果表明，2#仅用24 d就实现颗粒化，比1#节约用时1/4，证实淀粉可加速污泥的颗粒化.其中2#污泥蛋白质质量分数较高，表明淀粉可能会刺激微生物分泌淀粉酶，从而使微生物分泌的EPS中蛋白质质量分数更多，更有利于颗粒的形成.此外，由于2#生物量较高，在好氧段需要更多的氧气，因此，可承受更高的曝气量，从而使颗粒的密实度更高，有利于维持系统稳定运行；TP去除率达95%以上，COD去除率为90%左右，说明30%的进水COD由淀粉提供时不会影响系统的除磷效果，淀粉最终作为有机物被消耗，停止添加淀粉，系统仍能稳定运行.

关键词:除磷系统；聚磷菌；淀粉；颗粒化；胞外聚合物

除磷颗粒污泥是指聚磷菌占主导并具有良好除磷效果的颗粒污泥[1-4].彭永臻等[5]认为除磷过程中需要有交替的厌氧、好氧环境，除磷颗粒污泥的培养与传统的厌氧颗粒污泥或好氧颗粒污泥不尽相同，但除磷污泥的颗粒化也是微生物细胞自凝聚作用的结果.Wu等[6-7]采用SBR装置，在交替的厌氧、好氧环境下培养出除磷颗粒污泥，分别用了40和82 d，由阳等[8]采用先培养好氧颗粒再富集聚磷菌的方法，历经80 d培养出了除磷颗粒污泥.为尽快将除磷颗粒污泥应用于废水处理，需加速除磷污泥的颗粒化.在颗粒污泥形成过程中，微生物之间的黏附、聚集是颗粒形成的基础，若能加快此过程，就有可能加速污泥的颗粒化.Wang等[9]证实淀粉具有黏性可迅速吸附在絮体表面，在絮体之间起到桥连作用，促进菌胶团的形成.Teh等[10]利用大米淀粉作为絮凝剂处理工农业废水，废水中悬浮物的去除率达86.65%，同时比较了大米淀粉与小麦淀粉、土豆淀粉、玉米淀粉以及明矾絮凝性的差异，得出将0.38 g/L的明矾和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]利用改良性淀粉作为助凝剂也获得了良好的絮凝效果.此外，Wang等[9]发现淀粉还可以作为碳源，被水解为小分子有机物后可供微生物吸收利用，当淀粉黏附在絮体表面时，可以诱导溶液中游离的微生物向其靠拢，从而得到较大的生物聚集体.由此可见，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，强化了水力选择压和生物选择压对颗粒化的影响，有可能会加速除磷污泥的颗粒化.在污泥颗粒化过程中还要确保聚磷菌为优势菌种.罗阳等[13]研究了当淀粉作为唯一碳源时，由于淀粉为结构复杂的有机物，不能直接被聚磷菌吸收利用，磷的去除率只有50%左右.为保证出水水质良好，还需添加易于聚磷菌代谢的短链脂肪酸(乙酸、丙酸等)，短链脂肪酸作为主要碳源，淀粉首先起絮凝剂作用，再作为碳源被微生物分解利用.

本实验采用两个相同的SBR反应器，采用厌氧、好氧交替运行的方式，以淀粉作为唯一变量，采用水力筛选的方法，并在整个实验对比过程中，对其除磷特性、粒径变化、沉降性能进行监测，探讨淀粉在除磷污泥颗粒化过程中的作用.

1实验

1.1实验设备与操作条件

实验采用两个完全相同的SBR装置(图1所示)，材质为有机玻璃，高55 cm，直径7 cm，有效容积2 L，排水口在反应器中部，使容积交换率为50%.反应周期为6 h，其中进水2 min，厌氧搅拌120 min，好氧曝气180～220 min，沉淀由最初的40 min逐渐降到2 min，其余时间闲置.通过控制沉降时间对接种污泥进行水力筛选，将沉降性差的污泥排出系统，并控制污泥龄为10 d.实验在室温(20 ℃左右)条件下进行，不对温度进行控制；保持进水pH在7.1～7.5.厌氧段的溶解氧(DO)保持在0.15 mg/L以下，考虑到DO在颗粒内部的传质速率，在污泥颗粒化过程中，随粒径的增长好氧段曝气量由0.4 L/min逐渐升高到1.2 L/min.

1、2、3、4分别为进水、排水、搅拌、曝气时序控制器;5、6为搅拌装置;7为曝气头;A、B、C分别为控制进水、排水、曝气电磁阀.

图1反应器装置示意

1.2接种污泥和实验用水

实验接种的污泥为北京市某污水处理厂的普通活性污泥，接种质量浓度为4 000 mg/L.实验用水采用人工配水(表1所示)，进水COD为400 mg/L，其中1#碳源全部采用丙酸钠，2#采用70%的丙酸钠和30%的淀粉(经小试得出此比例既可提供足够的淀粉，又能得到良好的除磷效果)，两个反应器其他指标均相同，同时加入0.57 mL/L的营养液(采用Smolders等[14]的配方).

表1　实验水质情况

注：1#COD由丙酸钠提供，2#COD由70%丙酸钠和30%淀粉提供.

1.3分析方法

DO、pH、温度采用WTW便携测定仪测定；COD采用COD快速测定仪测定；总磷(TP)采用钼锑抗分光光度法测定；MLSS采用重量法测定；胞外聚合物中多糖和蛋白质的测定采用苯酚-硫酸法[15]和Bradford法[15-16]；粒径通过粒度分析仪测定；SVI的测量采用国标方法[17].

2结果与讨论

2.1颗粒化过程中污泥的沉降特性及生物量变化

两个反应器接种的絮状污泥具有较好的沉降性，其SVI为120 mL/g，采用不同的进水运行后，两反应器中污泥的沉降性出现了较大差距，如图2所示.相比于1#，2#反应器中污泥的SVI在反应初期急剧下降，再缓慢减小，最终维持在33 mL/g左右.分析其原因，主要是2#反应器中添加的淀粉可作为絮凝剂，在絮体与絮体之间起到桥连作用，形成结构更紧凑、体积更大的絮体，大大提高了污泥的沉降性能，从而导致2#反应器中污泥的SVI在反应初期急剧下降，这与 Teh[10]的结论相符.随着接种的絮状污泥不断颗粒化，污泥在沉降过程中抵抗外界干扰的能力越来越强，淀粉所起到的絮凝效果越来越弱，因此，在反应中后期污泥的SVI变化坡度较缓，最终两反应器中污泥的沉降性趋于一致.

由图2可知，2#的污泥质量浓度要高于1#，这主要是因为淀粉的添加导致2#污泥的沉降性更好，在相同的水力选择压条件下，2#被截留下来的沉降性能良好的污泥更多，致使2#污泥质量浓度偏高；此外，根据Wang等[9]的研究结果，吸附在絮体表面的淀粉作为有机物会诱导溶液中游离的微生物向其靠拢，也会使其生物量升高.

图2　污泥容积指数及污泥质量浓度变化

2.2颗粒粒径变化及除磷效果

由图3可知，污泥在接种1#、2#反应器后的8 d里，其粒径增长缓慢，1#的粒径由开始的86 μm下降到83 μm，2#的粒径由开始的78 μm增长到85 μm，平均增长速率仅为0.875 μm/d.随后粒径开始快速增长，除磷效果逐渐变好，1#经过30 d培养，2#经24 d颗粒平均粒径达400 μm，表明污泥的颗粒化完成[18].2#粒径增长速率明显高于1#，第33 天两者粒径差达到最大值252 μm，然后粒径差逐渐变小，最后趋于一致.

图3　两反应器粒径变化

分析原因，认为1#、2#都存在一定的适应期，由于进水水质的差异，两反应器内聚磷菌对环境的适应能力不尽相同，导致了前8 d两者粒径变化有所差别，但粒径都没有明显增长.适应期结束以后，两反应器内粒径开始增长，且2#粒径增长明显比1#快，说明淀粉的投加有助于污泥的颗粒化.综合SVI变化分析，一方面淀粉作为絮凝剂提升絮体的沉降性能，并在水力剪切力的作用下逐渐颗粒化；另一方面，淀粉吸附在颗粒的表面后最终会作为碳源被微生物利用，从而诱导游离的微生物向颗粒靠拢，在颗粒内部的微生物不断生长繁殖和外部游离微生物不断加入的共同作用下，颗粒污泥内的生物量大大提高，促进颗粒的生长.图4为不同时间两反应器内颗粒污泥的对比.

图4　不同时间两反应器颗粒污泥对比

图5为两反应器内TP和COD的去除效果.可以看出，在适应期，1#、2#在厌氧段只有少量的COD被去除，说明聚磷菌所占比例及活性不高，相应的除磷效果不理想，除磷率只有57.7%左右.渡过适应期后，聚磷菌的活性得到恢复，菌群逐渐增长，在厌氧段去除的COD越来越多，出水效果逐渐变好，在第18天以后，厌氧段COD去除率在92.3%以上，出水TP质量浓度低于0.5 mg/L，TP去除率达95%以上，达到较稳定的去除效果.对比1#、2#出水COD，两者都在40 mg/L以下且相差不大，表明2#中添加的淀粉最终作为碳源被微生物分解利用，对比1#、2#在厌氧段COD的变化，1#稍多于2#，这是由于1#的碳源全部由利于聚磷菌代谢的丙酸钠提供，而2#是由70%的丙酸钠和30%的淀粉组成，淀粉作为难降解、不能被聚磷菌直接利用的有机物，会抑制聚磷菌的代谢，当淀粉被淀粉酶水解为单糖后，再被微生物吸收，从而导致1#中COD降解快于2#.由于2#中淀粉所占比例很小，对聚磷菌的活性影响有限，2#出水COD、TP质量浓度略高于1#，但出水水质良好.待颗粒成熟(粒径不再明显增长，图3所示52 d以后)，逐渐减少2#淀粉质量分数但进水COD仍为400 mg/L，2#COD、TP的去除效果依然良好，粒径没有明显波动(图3、5所示).综上，淀粉有利于加速除磷污泥的颗粒化，颗粒培养完成后，逐步减少淀粉的投加依然能维持原有除磷系统的稳定运行.

图5　两反应器内COD、TP的变化

2.3胞外聚合物(EPS)对颗粒化的影响

学术界对于颗粒污泥的形成有诸多假说[5]，其中EPS假说得到众多学者的认同，该假说认为EPS中多糖(PS)和蛋白质(PN)对颗粒化的影响至关重要.

本实验在周期末取样测量水样中的EPS质量分数，由图6得知，随着实验进行，1#、2#EPS总量逐渐升高，其中PS质量分数逐渐减少，PN质量分数相对增多，这与Liu等[19]的观点一致.刘丽等[20-21]认为，在颗粒形成过程中，PS起到架桥作用，PN通过影响污泥的疏水性使污泥更容易聚集，两者对污泥的颗粒化有重要影响.

图6　PS、PN质量分数与粒径增长速率变化

对比两反应器中EPS的质量分数可知(图6)，2#EPS质量分数总高于1#，这是由于2#中未被完全分解的淀粉使PS质量分数较高，淀粉的水解要在淀粉酶的催化下进行，微生物分泌的淀粉酶大都属于胞外酶，在淀粉的刺激下，微生物需分泌足够多的淀粉酶以用来水解淀粉，淀粉酶属于蛋白质，从而使2#PN质量分数较高.

由图6可知，在第35天以后，虽然2#的EPS总量增加，但粒径增长速率不再继续增大，可见颗粒粒径增长速率并不随EPS质量分数的升高而无限增大.对粒径增长速率和PS与PN质量比进行关联性分析(图7)，发现二者之间具有一定的相关性，即粒径增长速率随PS与PN质量比的降低而升高，且呈线性相关，其中1#相关系数高于2#，主要是因为所测PS包含微生物本身分泌的多糖和未被分解的淀粉，2#残留的淀粉对微生物自身分泌的PS与PN质量比产生干扰，从而导致PS与PN质量比同粒径增长速率的相关性变差.由于有淀粉的刺激，2#PN质量分数更高，污泥表面疏水性更强，微生物之间的黏附性更好，同时细菌表面的自由能降低，增强了细胞之间的亲和力[22]，从而促进污泥的颗粒化.经实验检测，在相同的PS与PN质量比下，2#PS、PN质量分数均高于1#，2#粒径增长速率较快，故得到的拟合直线斜率较大(图7所示).由此可知，在实验过程中，随着淀粉的添加，不断刺激微生物分泌淀粉酶，导致微生物分泌更多的PN，从而促进颗粒更快地形成.

图7　PS与PN质量比与粒径增长速率关系

2.4DO对除磷系统的影响

DO是影响聚磷菌除磷能力的重要因素，在好氧段聚磷菌以O2为电子受体，将体内储能物质PHA氧化，释放的能量用来吸收溶液中的磷酸盐，使污水得到净化.此外，DO由曝气提供，曝气所产生的水力剪切力对絮体进行挤压、消磨，促进颗粒成型，有助于污泥的颗粒化.采用较高的DO可提高颗粒内部氧的传质速率，提高聚磷菌除磷效果，但过高的DO会过量消耗聚磷菌体内的PHA和糖原，抑制聚磷菌的生长，从而影响系统的除磷效果.图8为两反应器在第31天一周期内DO及TP的变化，为准确测定反应器中的DO，先将一部分溶液转移到烧杯中，再用DO测定仪测量烧杯中的DO.

由图8可知，在厌氧段，2#最大释磷量为28.33 mg/L，多于1#的20.6 mg/L，且2#释磷速率总大于1#；在好氧段，随着反应的进行，两反应器内DO逐渐升高，TP不断降低，其中1#DO升高比2#快，最终两者DO在5 mg/L以上.因为进水总COD相同，2#30%的COD由淀粉提供，作为难降解的有机物，不利于聚磷菌的代谢，但2#无论是释磷量还是释磷速率均高于1#，说明2#的生物量更高，符合图2所示数据；好氧段2#DO升高缓慢，是因为2#厌氧段释放的TP多，在好氧段就需要较多的氧气作为电子受体来完成吸磷，从而导致DO较低，由此得出2#可承受更大的曝气量.根据Morgenroh等[23-24]的研究，较大曝气提供的水力剪切力更容易加速污泥的颗粒化，所形成的颗粒密实度更高，从而有利于系统的稳定运行.

图8　第31天一周期内DO和TP的变化

3结论

1)淀粉可作为絮凝剂加速絮体的聚集，从而形成较大的絮凝体，在水力选择压和生物选择压的共同作用下更容易形成颗粒.

2)采用投加淀粉培养颗粒，在反应初期淀粉起到絮凝剂作用，最终作为碳源被微生物利用，仅用24 d时间实现颗粒化，比丙酸钠作为单一碳源培养用时缩短了1/4；除磷率在95%以上，COD去除率高达90%，与1#的COD、TP去除能力相似.

3)随着实验进行，淀粉的添加不断刺激微生物分泌淀粉酶，致使2#PN质量分数更多，细胞疏水性增强，有利于微生物的聚集，从而促进污泥的颗粒化.

4) 有淀粉诱导的颗粒污泥粒径增长速率更快，其生物量更高，可承受更大的曝气，所形成颗粒密实度更高，有利于颗粒的稳定运行.

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(编辑刘彤)

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

中图分类号:X703.1

文献标志码:A

文章编号:0367-6234(2016)02-0021-06

通信作者:李冬，lidong2006@bjut.edu.cn.

作者简介:张杰(1938—)，男，博士生导师，中国工程院院士.

基金项目:国家重大科技专项-水专项(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，博士生导师.