投加不同有机晶核的好氧颗粒污泥培养及比较

王 瑞，刘振鸿，马春燕，万正妍，梁丰铄，于 皓

（东华大学环境科学与工程学院，上海 201600）

好氧颗粒污泥（aerobic granular sludge，AGS）是在一定水力剪切力作用下源于微生物的一种生物聚集体颗粒，且其沉降速度远远高于普通活性污泥絮体。除此之外好氧颗粒污泥还具有生物量高且生物种类众多（包含好氧、兼氧和厌氧微生物）、生物反应器容积负荷高、抗冲击负荷能力强、固液分离效率高等优势，近年来受到众多科技工作者的关注。然而，由于好氧颗粒污泥的培养以及成熟颗粒稳定性的控制等问题，限制了好氧颗粒污泥在工程实际中的应用。

由于研究者的方法和试验条件不同，好氧颗粒污泥形成的机理和培养方法很难达成共识，但接种污泥基本分为三种：絮状活性污泥、厌氧颗粒污泥或直接选择好氧颗粒污泥进行培养。研究表明，选择颗粒污泥进行培养，系统启动速度较快，可大大缩短污泥培养周期［1］，但目前颗粒污泥较为昂贵，好氧颗粒污泥就更为稀缺，尚不适合大规模的工程应用［2］。

“晶核假说”（crystallized nuclei formation）是Hulshoff等［3］提出的有关厌氧颗粒污泥的形成机理，该机理认为颗粒污泥的形成类似于结晶过程，在晶核的基础上，颗粒污泥不断发育，最终形成了成熟的颗粒污泥。应用厌氧颗粒污泥培养的成功经验，魏燕杰等［4］在SBR反应器中投加粉末活性炭，得到了结构密实的好氧颗粒污泥，同时强化了系统内水力剪切力。Hoek［5］认为投加钙离子会加速形成好氧颗粒污泥，也是因为钙离子为颗粒污泥提供了晶核。李星等［6］研究了在不同时期投加聚合氯化铝（PAC）对好氧颗粒污泥形成的影响，发现在对数增长期投加絮凝剂对颗粒形成的促进作用最为明显。上述方法均是向反应器中投加一定的惰性或无机载体来给好氧颗粒污泥提供晶核，以提高微生物自身聚集成颗粒状态的能力，从而加速好氧颗粒污泥的形成［7］。

本研究基于晶核原理，以厌氧颗粒污泥作为有机晶核，由于厌氧颗粒污泥本身由微生物及其分泌物组成，相较于投加无机晶核，厌氧颗粒污泥与好氧颗粒污泥同为微生物构成，有更多相似之处。厌氧颗粒污泥在投加至反应器后，在高水力剪切力下被剥离、破碎、甚至解体，变成不规则的碎块，随后作为在好氧颗粒污泥形成过程中絮状污泥附着、缠绕的核心。本试验还将以人工机械破碎代替反应器内的破碎过程，将破碎后的厌氧颗粒污泥投加至反应器，以期利用更小的种核加快普通活性污泥的颗粒化。

1 材料与方法

1.1 试验装置

本研究采用气升式间歇反应器（sequencing batch airlift reactor，SBAR），由有机玻璃管制成，内筒直径为 60 mm，高为 900 mm，外筒直径为110 mm，高为1 100 mm，总容积为8 L，有效容积为6 L，高径比H／D为10，具体装置如图1所示。

反应器运行分为曝气、沉淀、进水和排水四个阶段。出水口位于反应器的1／2处，排水率为50%。利用可调节气泵控制曝气量为2 L／min。反应器的运行由时间控制器来控制，周期为6 h，其中进水10 min，曝气310 min，沉淀时间从30 min开始，根据试验进程逐渐递减至 5 min，排水时间则为10～35 min。

图1 试验装置（SBAR）图Fig.1 Experimental Setup of SBAR

1.2 进水水质与接种污泥

试验采用人工配水，配方如表1所示。

表1 反应器进水组分Tab.1 Influent Composition of Synthetic Wastewater

接种的絮状污泥取自上海市松江污水处理厂的二沉池回流污泥，污泥呈深褐色、絮体较小。污泥投加反应器内后质量浓度为3 g／L，污泥沉降指数SVI为123.83 mL／g。设3组反应器，R1为对照组，仅接种活性污泥，其余2组在此基础上投加厌氧颗粒污泥作为晶核，投加量均为污泥质量的5%；其中，R2投加的颗粒污泥其粒径在0.8～4.0 mm；R3中投加使用机械破碎的厌氧颗粒污泥，其粒径在0.1～0.5 mm。

1.3 分析项目与测试方法

化学需氧量（COD）、混合液悬浮固体浓度（MLSS）、混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）、污泥体积指数（SVI）、总氮（TN）、氨氮（NH＋4～N）均采用标准方法测定；污泥形态及生物相的观察采用奥林巴斯CX-31显微镜并配合奥林巴斯E-620数码相机进行观察和拍摄；颗粒的微观表面观察则由Quanta-250型环境扫面电子显微镜完成；污泥粒径分布采用贝克曼库尔特公司的Ls13320型号的激光粒度仪测定。颗粒污泥比重、沉降速率、耗氧速率等由倪丙杰等［8］研究中的方法测定，胞外聚合物采用罗曦等［9］的方法提取，多糖采用硫酸-蒽酮法测定，蛋白质采用BCA法测定。脱氢酶的测定使用较常见的TTC法，具体见茹临锋［10］的研究。

(1) 在人员密集的封闭空间内，指示标志只能安装于空间顶部(安装下部会被人群遮挡)，一旦发生火灾或爆炸而产生大量烟尘时，烟尘主要聚集在建筑内顶部区域，指示标志将无法看清，并失去指示效用。

2 结果与讨论

2.1 好氧颗粒污泥的培养

Liu等［11］提出好氧颗粒污泥形成可分为四个阶段：（1）细菌通过物理运动相互接触；（2）细胞间的相互接触及稳定的过程；（3）细胞聚合体的成熟；（4）在水力剪切力的作用下，较大形状不规则的颗粒反复被打磨，形成有一定强度的、稳定的，一个存在三维微观结构的好氧颗粒污泥。本研究就不同条件下颗粒形成的前三个阶段和成熟颗粒的性征进行比较研究。

2.1.1 适应及初步成型阶段

起始阶段，沉淀时间为30 min，进水COD容积负荷从 1.5 kg COD／（m3·d）至 2.52 kg COD／（m3·d）。在投加晶核后，由图2可知：接种污泥以成片的絮体，R2中的厌氧颗粒污泥及R3中的破碎后厌氧颗粒污泥。培养10 d后，沉降时间降至20 min，污泥变为黄褐色，在R3中已经可以观察到较小的颗粒雏形。随着轮虫（图3a）以及固着型纤毛虫（图3b）的出现，污水处理效果转好，标志着驯化期结束［12］。

至20 d，在水力作用（剪切力及二次流）和布朗运动的作用下，微生物个体间或与晶核间有效碰撞［13-14］，絮体开始变得质密，颗粒内核逐渐成型，通过观察，晶核的存在加速了这个过程。在20 d的存供氧充足的条件下，驯化末期轮虫和红斑瓢体虫大量生长（图3c），过程中纤毛虫、轮虫以及寡毛虫会吞食水体中的有机物和絮状污泥碎片，有利于有机物去除的同时还对污泥絮凝以及颗粒化有促进作用［15］。

图2 驯化阶段污泥形态变化Fig.2 Morphology of Aerobic Granular Sludge in First Stage

图3 好氧颗粒污泥系统中的微型动物Fig.3 Microfauna of Aerobic Granular Sludge

由图4 COD去除率和SVI变化趋势可知，前10 d，R1中的污泥有较强的适应能力，COD去除率逐渐上升，而投入厌氧颗粒污泥晶核的R2与R3均有不同程度的COD去除率波动。10 d以后，3组反应器的COD均开始上升并趋于稳定，20 d后，反应器出水CODCr为40 mg／L左右，去除率稳定在90%以上。总体来说，投机有机晶核的R2、R3对COD去除率的稳定要滞后于R1。但是在颗粒完全形成后，R2、R3的去除率要高于R1。

图4 3组SBAR中在驯化期COD的去除效率以及MLSS、SVI以及MLVSS／MLSS的变化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标［16］。图4显示，培养初期MLSS有所下降，说明由于人工调控沉降时间的缩减，沉降性能较差的污泥不断被洗出系统，随COD负荷的增加和在水力选择压的筛选下，MLSS呈波动增长，其中R3增长速度最快。第40 d，当生长量与洗出的污泥接近时，沉降时间控制在5 min，系统进入稳定，MLSS开始平稳并逐渐增加。前10 d，3组反应器的污泥SVI均处于 100 mL／g，至 20 d后，SVI降至 70 mL／g左右，结合镜检，3组污泥初步的颗粒化雏形已经形成。MLVSS／MLSS随颗粒化增加，活性污泥法中MLVSS／MLSS在0.7左右，而好氧颗粒污泥系统可以达到0.9，甚至更高。其中R1颗粒中有机物质所占比重更大。

2.1.2 污泥颗粒化发展阶段

随着反应器沉降时间的缩减，沉降性能较差的絮状污泥不断地被排出系统，密实且沉降速度较快的初期颗粒被截留。镜检可知，松散絮体越来越少，在高水力剪切力下颗粒边缘逐渐清晰，圆度也随之提高（图5）。附着在内核上的生物快速生长的同时，表面松散的部分在高水力剪切力下被剥离，又在水力选择压下被带出系统，污泥在这个过程中变得质密，逐渐颗粒化。

培养至第50 d，3组反应器中的颗粒污泥平均粒径在0.4 mm左右，根据 Bhunia等［17］的判断依据，当有一半以上的颗粒粒径均大于0.34 mm时，即实现了污泥的颗粒化。此时，SVI下降至50 mL／g左右，MLSS在5 g／L以上，在这个阶段中，反应器内的污泥浓度R2＞R3＞R1，可见有机晶核的投加，有利于污泥吸附团聚被截留并不断增殖。

图5 颗粒化阶段3组反应器内培养的好氧颗粒污泥形态Fig.5 Morphology of Aerobic Granular Sludge between Different Reactors in Granulation Stage

此阶段系统中适合寡毛虫捕食的细小污泥碎片随着颗粒化减少，红斑瓢体虫进入衰亡期，虫体萎缩且数量骤减。如图6a所示，R1甚至在高水力剪切力下形成了部分以虫柄连接、虫体朝外的球团状钟虫群。在沉降区的末端，由于溶解氧偏低，部分红线虫（仙女虫）附着在反应器内壁上生长（图6b），红线虫以水体中的有机物和细小污泥为食，有研究可知，其分泌物可以促进污泥絮凝和成为颗粒污泥的晶核，对污泥的絮凝和颗粒化有促进效果［12］。

图6 颗粒化阶段好氧颗粒污泥系统中的微型动物Fig.6 Microfauna of Aerobic Granular Sludge in Granulation Stage

图7 不同阶段颗粒污泥的粒径变化Fig.7 Diameter Variation of Aerobic Granular Sludge in Different Stage

比较颗粒成长过程中3组的粒径变化，驯化第10 d，反应器内颗粒尚未形成，以小于0.1 mm的絮体为主。随着颗粒化的进程，第50 d，投加破碎厌氧颗粒污泥的R3颗粒粒径较大，而颗粒完全成熟之后，R2的颗粒平均粒径最大。如图7所示，第80 d，R3颗粒的圆度较差，可以看出，晶核的投加使得颗粒生长速度加快，而破碎的厌氧颗粒污泥会加速生长期的颗粒化，但是在R3颗粒成熟之后粒径较R2小，说明其稳定性较差，且水力剪切力下颗粒有破碎的问题。

2.1.3 成熟阶段

培养至60 d时，沉淀时间降至5 min，颗粒上微生物增长速率高于被洗出的微生物，污泥浓度继续稳定上升，此时，好氧颗粒污泥呈球形或椭圆形（图8），表观颜色呈黄色。至70 d，系统中寡毛虫完全消失，纤毛虫、轮虫和红线虫等数量稳定，固着型纤毛虫和丝状菌大量附着在颗粒表面（图9a、9b）。培养至80 d，系统中悬浮污泥消失，颗粒污泥完全占据主体。SVI下降至35～40 mL／g，污泥浓度MLSS上升至5.5～6.0 g／L，其中以R2颗粒污泥浓度最高，颗粒化效果最好。到了第90 d，颗粒完全成熟，粒径在0.7～1.2 mm，R2和R3中的颗粒圆度要优于R1，且具有更丰富的生物相。

图8 成熟阶段3组反应器内培养的好氧颗粒污泥形态Fig.8 Morphology of Aerobic Granular Sludge between Different Reactors in Mature Stage

图9 成熟和破碎的好氧颗粒污泥Fig.9 Mature and Broken Aerobic Granular Sludge

从培养过程来看，R2、R3的成粒速度快，圆度也较R1好。可见在絮状活性污泥进行好氧颗粒污泥培养中，适当投加厌氧颗粒污泥作为有机晶核，可促进污泥的颗粒化进程。比较不同大小有机晶核的投加，形成的颗粒R2的稳定性要优于R3，可能是由于R3中投加的颗粒污泥经过人工机械破碎，致使晶核原有的内外层结构遭到破坏，粒径较小、形状不均匀的晶核虽然在初期的絮状污泥吸附及颗粒成型过程具备一定优势，但在颗粒内容易形成较多的空腔，大而空的颗粒污泥易破碎，稳定性变差，不如R2中的颗粒［18］。再观察R2中投加的厌氧颗粒污泥在投加初期并不会由于好氧环境的变化以及水力剪切力而破碎，其在反应器中不断地碰撞和剪切，一方面增加了有效碰撞的几率，另一方面从其表面剥离的微小颗粒可以为系统中好氧颗粒污泥的形成持续提供内核。总而言之，在颗粒化阶段，投加厌氧颗粒污泥的R2成粒效果最好，投加破碎厌氧颗粒污泥的R3虽能形成较多的颗粒，但颗粒稳定性较差，而投加了有机晶核的R2、R3的颗粒化效果要明显优于空白组。

2.2 成熟好氧颗粒污泥的性状分析

通过扫描电子显微镜观察，成熟的颗粒污泥拥有粗糙表面，颗粒表面（图10c）由大量的球菌和杆菌组成并与孔隙和丝状菌骨架构成颗粒，其表面存在孔隙以及丝状菌和钟虫（图10a、10b），这些孔隙和通道的存在有利于水体中的有机物及溶解氧进入颗粒内部。而累枝虫等纤毛虫的附着如同植物的根系对土壤，有利于颗粒的稳定性，且可使出水更加澄清［19］。

图10 反应器中形成的颗粒污泥SEM分析Fig.10 SEM Analysis of Aerobic Granular Sludge in Reactors

颗粒密度的增加，有利于提高颗粒污泥的沉降速率和压缩性能，与接种絮状污泥相比，好氧颗粒污泥比重增加（表2），有极高的沉降速度，更便于泥水分离。颗粒污泥的呼吸速率大幅提高，显示较好的生物活性，而较高的生物活性对于有机物的去除有更好的效果，其中R2颗粒的比重、沉降速率和生物活性最佳。脱氢酶活性同样可以表征颗粒污泥的生物活性，较耗氧速率更准确，经试验测定，3组成熟好氧颗粒污泥样品的脱氢酶活性分别为：3.214、5.704、6.283 μg TF／（mg MLSS·h），与耗氧速率相同，脱氢酶的活性R3＞R2＞R1，说明晶核的投加对好氧颗粒污泥有显著的促生作用，且破碎厌氧颗粒污泥的投加更有利于促进微生物附着与生长。

表2 接种的絮状污泥以及3组SBAR中颗粒污泥的其他性征Tab.2 Other Characteristics of Aerobic Granular Sludge with Three Groups of SBAR and Floc Sludge

胞外多聚物（EPS）是污泥系统中的细菌或其他微生物在代谢过程中合成并分泌出的物质，包括多糖（PS）、蛋白质（PN）、DNA、脂类、腐值酸及一些无机成分。研究表明，EPS的含量以及各组分的比例对生物聚集、颗粒污泥的形成以及成熟颗粒的稳定都有重要的影响，如通过架桥等作用连接和黏附细胞，从而为好氧颗粒污泥的形成创造条件，也使得颗粒污泥更加稳定［8］。由表2可知，成熟颗粒污泥的EPS均比絮状污泥高，其中以TB-EPS（紧密结合型胞外聚合物）的增长为主。晶核对于EPS的分泌有一定的促进作用，且R3的成熟颗粒三种EPS均高于其他两组，是由于破碎的颗粒污泥提供了更多的晶核，微生物大量附着，刺激EPS的分泌。

3 结论

（1）在SBAR反应器内，以絮状活性污泥作为接种污泥，采用模拟生活废水，COD容积负荷为1.5～2.52 kg COD／（m3·d），沉淀时间从 30 min 逐渐递减至5 min，培养至60 d时，形成了成熟好氧颗粒污泥。SVI降到 40 mL／g，MLSS在 5 g／L以上，COD去除率达到95%，且有极好的微生物活性。

（2）与接种絮状污泥相比，好氧颗粒污泥比重增加，有极高的沉降速度，更便于泥水分离。颗粒污泥的呼吸速率大幅提高，显示较好的生物活性。成粒过程中EPS整体呈增加趋势，其中以TB-EPS（紧密结合型胞外聚合物）的增长为主。颗粒化的过程中原生动物和后生动物有一定的演替规律。SEM显示，成熟的好氧颗粒污泥拥有粗糙表面，颗粒表面由大量的球菌和杆菌组成，并与孔隙和丝状菌骨架构成颗粒，其表面存在孔隙以及丝状菌和钟虫，这些孔隙和通道的存在有利于水体中的有机物及溶解氧进入颗粒内部。

（3）有机晶核的投加有利于好氧颗粒污泥的培养，得到的颗粒比重、沉降速率和生物活性均优于空白。无论投加何种有机晶核，在其他条件相同的情况下，SEM下观察到的成熟颗粒污泥形态相近。投加破碎厌氧颗粒污泥可提供的较多晶核颗粒污泥的形成速度相对较快，活性也较高，但由于颗粒污泥粒径增加过快，其原始结构遭到破坏，致使形成的成熟颗粒的性能不如直接投加厌氧颗粒污泥。

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