天然混凝剂强化好氧颗粒污泥成形研究

杨志颖，李江琴，欧阳二明，闵航，程洁

(南昌大学 资源与环境学院，江西 南昌 330031)

好氧颗粒污泥成形(AGS)是一种新兴的污水处理工艺，但长耗时成形限制了AGS的应用推广[1-2]。相关研究着力于强化AGS的快速形成[3-4]，其中聚合氯化铝(PAC)促进颗粒污泥形成，方法相对便捷且效果较好[5]，但存在生物毒害风险[6-7]。因此，研究一种环保型混凝剂替代PAC对好氧颗粒污泥形成的促进作用，对AGS的应用具有重要的现实意义。淀粉基天然混凝剂(SNC)具有螯合吸附能力、表面分子无毒性、生物相容性好和可生物降解性等特点[8]，更加环保和经济。本研究以常规混凝剂PAC为对照，从成形时间、对污染物去除效果和微生物群落的差异，探求SNC强化好氧颗粒污泥成形规律及其性能，进而实现以废治废。

1 实验部分

1.1 试剂与仪器

葡萄糖、CH3COONa、NH4Cl、KH2PO4、MgSO4、FeSO4·7H2O、CaCl2、NaOH、HCl、NaHCO3、HgI2、KI、AgSO4、HgSO4、H2SO4(98%)、KNaC2H4O6·4H2O、H3BO3、PAC、C10H7NHC2H4NH2·2HCl、NH2C6H4SO2NH2均为分析纯；K2Cr2O7，优级纯；PAC，工业品；实验用水，为模拟生活废水，主要成分葡萄糖、乙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾等；其中葡萄糖和乙酸钠提供碳源，氯化铵提供氮源，磷酸二氢钾提供磷源，具体浓度见表1，并用碳酸氢钠调节pH=7.0～8.0；接种污泥，取自南昌市某污水处理厂的回流污泥，MLSS为 2.86 g/L，MLVSS为2.04 g/L，SVI30为76.96 mL/g，经10目钢筛滤去杂质后，呈褐色、絮状。

UV-5200紫外分光光度计；MS3000激光粒度分析仪；COD-571化学需氧量测定仪；PHS-25 pH测定仪；MLA650F扫描电子显微镜；202电热恒温干燥箱；TCW-32B一体化自动程控高温炉。

表1 模拟生活废水成分Table 1 Simulate the composition of domestic wastewater

1.2 SNC混凝剂的制备

淀粉基天然混凝剂(SNC)从回收的菠萝蜜核中提取，提取方法为碱式提取法[9]。将菠萝蜜果皮和种子分开，放入预热至65 ℃的烤箱中干燥 48 h。用磨粉机将其粉碎，收集果渣，用0.05 mol/L的氢氧化钠浸泡24 h。用纱布过滤，将滤液离心分离，得到白色糊状物，低温烘干，即得到具有凝结能力的支链淀粉(用碘液测试，呈紫红色，确认提取材料成分为支链淀粉)——淀粉基天然混凝剂(SNC)。将其配制为10 g/L的溶液，通过烧杯实验，确定最佳投加量60 mg/L。

PAC粉剂配制成10 g/L的溶液，投加量与SNC保持一致 。

1.3 实验方法

实验采用两个完全相同的序批式反应器(S1、S2)，反应器材质为有机玻璃，其工作容积为3 L，径深比约为4.5。底部安装有砂芯曝气盘，使用空气泵进行曝气，通过流量计将曝气量调节为8 L/min，此时表观气速为1.88 cm/s。每天运行4个周期，每个周期时间为6 h，其中进水5 min，曝气330 min，沉降3 min，出水17 min(排水比为50%)，闲置5 min，周期内时间由定时器控制。自第3天起，每天的第3个周期进水时，S1同步投加20 mL SNC溶液，S2同步投加20 mL PAC溶液。在周期结束前10 min时从反应器中部排水口取污泥样。

图1 SBR装置Fig.1 SBR device 1.水箱；2.进水蠕动泵；3.出水蠕动泵；4.曝气泵； 5.转子流量计；6.曝气头；7.定时器

1.4 分析方法

2 结果与讨论

2.1 混凝剂对污泥颗粒化的物理特性影响

2.1.1 对好氧颗粒污泥粒径的影响 S1和S2反应器自每天第3个周期投入PAC和SNC，在曝气作用下，PAC和SNC与活性污泥充分混合。运行至 21 d 时，S1中出现肉眼可见形状不规则的白色颗粒物，此时开始对S1和S2中污泥取样，进行粒度分析，结果见图2。

由图2a可知，S1和S2的污泥平均粒径于21 d分别为290 μm和105 μm，于 28 d分别为424 μm和217 μm。以200 μm作为颗粒污泥形成界限，SNC型和PAC型好氧颗粒污泥分别成形于21 d和28 d。随实验运行，S1和S2的污泥平均粒径迅速增加，分别于42 d和56 d达到780 μm和759 μm后，增长均明显趋于平缓，此时可认为SNC型和PAC型好氧颗粒污泥均趋于成熟，而两组成熟的好氧颗粒污泥粒径差异不明显。陈翰等研究发现，成熟颗粒污泥的粒径主要与进水COD浓度相关[10]，与混凝剂的类型无显著相关性。

AGS粒径分布的均匀性可以表征系统内部的稳定性[11]。粒径分布越均匀，AGS的处理效果越佳，混凝强化效果越好。S1和S2的粒径分布见图2b，好氧颗粒污泥形成过程中，S1的好氧颗粒粒径分布均呈正态分布，而前期S2的好氧颗粒污泥粒径分布出现明显杂峰，成熟后趋于正态分布。在好氧颗粒污泥成形过程中，PAC具有压缩双电层作用，将使絮体污泥失稳，并且PAC的生物毒性作用将对污泥的适应产生影响，因此S1前期出现杂峰现象。综上结果可知，SNC和PAC均能强化好氧颗粒污泥成形和成熟，但SNC的促进效果更显著。分析SNC的无毒性和选择作用温和，能更好促进污泥颗粒化。

图2 混凝剂对颗粒污泥粒径(a) 和粒径分布(b)的影响Fig.2 Effect of coagulant on particle size and particle size distribution of granular sludge

2.1.2 对好氧颗粒污泥形态结构影响 不同混凝剂型好氧颗粒污泥形态结构见图3和图4。

图3 好氧颗粒污泥成熟前后形态对比Fig.3 Comparison of the morphology of aerobic granular sludge before and after mature

由图3可知，接种污泥经48 h曝气后呈黄色、絮状。成熟后的SNC型和PAC型好氧颗粒污泥存在显著差异：SNC型好氧颗粒污泥颜色偏白，呈颗粒状，轮廓清晰；PAC型好氧颗粒污泥颜色偏黄，颗粒污泥周围附有绒毛状的物质。绒毛状物质的产生主要因实验用水的水质波动[12]，而成熟的SNC型好氧颗粒污泥表面光滑，说明成熟的SNC型好氧颗粒污泥具有良好的抗冲击能力。

图4 成熟好氧颗粒污泥表面SEM观察结果Fig.4 SEM observation results on the surface of mature aerobic granular sludge

由图4的S1-A和S2-A可知，SNC型AGS存在明显的丝状物质缠绕，并且出现了特殊的纺锤体型结构和球形团聚物；而PAC型AGS内存在明显的特殊网状孔洞，微生物等物质以网状孔洞核心围绕附着。由S1-B和S2-B可知，SNC型AGS中含有大量杆菌、球菌和丝状菌，彼此紧密相连而形成一个紧凑的结构。并且球菌散布在表面和杆菌位于AGS内部，将有助于创造适当的环境来提高AGS的污染降解能力。而PAC型AGS菌型大多为杆菌和丝状菌，球菌相对较少，结构较致密。成熟的SNC型和PAC型AGS中均存在细小的孔洞，这有利于基质和氧气进入颗粒内部，并且有利于排出内部微生物产生的代谢产物。此外，成熟的SNC型和PAC型AGS的表观结构存在差异，所产生的特殊结构归因于PAC和SNC混凝剂特性的差异。

2.1.3 对SVI和MLSS的影响 不同混凝剂对好氧颗粒污泥的SVI和MLSS影响见图5。

由图5可知，在反应器运行15 d前，S1和S2反应器的MLSS均出现下降，S2的MLSS下降显著于S1。此外，S2的SVI会先上升再下降，由于PAC会先使反应器内的菌胶团解体，形成无定型的絮状物，在沉降时被排除，导致S2的MLSS下降明显，而S1无此类现象。经过前期筛选，小的松散的絮状物被洗脱出来，沉降性能逐渐变好，S1和S2的SVI趋于稳定(40 mL/g)，MLSS呈稳步上升趋势。结果表明，SNC和PAC均对沉降性能好的微生物具有选择作用，但SNC的影响比PAC相对温和。

图5 反应器MLSS和SVI变化比较Fig.5 Comparison of MLSS and SVI changes in the reactor

2.2 颗粒化过程中系统对污染物的去除性能

图去除效果

2.2.2 对COD去除影响 S1和S2出水COD浓度和去除率变化见图7。

图7 COD去除效果Fig.7 COD removal efficiency

由图7可知，接种污泥活性高，对COD去除效能好。第1天，反应器污泥对COD的去除达到93%，随后由于沉降时间短，大量沉降性能较差的污泥被排出，使污泥微生物量降低，S1和S2对COD去除率明显下降。随S1和S2污泥内部的微生物对实验水质适应，生物量持续积累，混凝剂促使好氧颗粒污泥形成，S1和S2中微生物对COD去除能力逐步提高。好氧颗粒污泥成熟后，S1和S2的出水COD浓度维持在20 mg/L，COD去除率分别为 96.22% 和95.67%，SNC型好氧颗粒污泥对COD的去除效能稍优于PAC，SNC能提高好氧颗粒污泥微生物群落，提高系统对COD去除效能。

2.2.3 对TIN去除影响 S1和S2出水TIN浓度和去除率变化见图8。

图8 TIN去除效果Fig.8 TIN removal efficiency

2.3 不同混凝剂对微生物群落的影响

PAC和SNC会影响好氧颗粒污泥的微生物群落，图9为成熟后的好氧颗粒污泥微生物门级比较。

图9 不同混凝剂对好氧颗粒污泥微生物群落的影响Fig.9 Effect of different coagulants on aerobic granular sludge microbialcommunity

由图9可知，SNC型和PAC型好氧颗粒污泥的微生物主要门类为Proteobacteria(55.80%～45.44%)、Bacteroidota(17.90%～21.85%)、Actinobacteriota(12.14%～17.16%)、Chlorflexi(5.44%～7.58%)。这四种主要门在SNC型好氧颗粒污泥和PAC型好氧颗粒污泥存在差异。有研究表明，AOB和NOB大多属于变形菌门(Proteobacteria)[16-17]，SNC型好氧颗粒污泥中的Proteobacteria相对丰度显著高于PAC型。此外，NOB菌所属的硝化螺旋体门(Nitrospirota)在SNC型和PAC型AGS的相对丰度分别为1.03%和0.71%，具有硝化作用的疣微菌门(Verrucomicrobiocta)在SNC型和PAC型AGS的相对丰度分别为1.11%和1.47%，此两种菌门对于SNC型和PAC型AGS差异不显著。但SNC型AGS的AOB菌和NOB菌丰度仍相对高于PAC型AGS，因此SNC型AGS的硝化作用相对强于PAC型AGS。据文献报道，Chloroflexi和Bacteroidota具有骨架作用[18]，能促进好氧颗粒污泥的形成，这两种门的相对丰度在PAC型AGS(29.72%)高于SNC型AGS(23.33%)，分析SNC自身的骨架作用强于PAC，致使SNC型好氧颗粒污泥对Chloroflexi和Bacteroidota的菌属选择弱于PAC型。

2.4 不同混凝剂强化颗粒污泥形成机制

混凝剂型好氧颗粒污泥的形成方式主要是以混凝剂的水解物作为依附骨架，微生物逐步填充，形成好氧颗粒污泥。PAC和SNC强化颗粒污泥的具体形成机制存在差异。PAC水解形成分子间复合物，并产生卷曲的沉淀物[19]。PAC型好氧颗粒污泥形成：以PAC中的水解物作为桥梁和纽带，形成好氧颗粒污泥网状空间结构核，从而促使好氧颗粒污泥的形成。SNC型好氧颗粒污泥形成：一是以淀粉颗粒为凝结核，微生物附着在淀粉颗粒表面繁衍生长，促使好氧颗粒污泥形成；二是SNC支链淀粉水解形成丝状黏性物质，该物质能起到丝状菌成形假说中丝状菌作用[20]，促使小颗粒污泥形成大颗粒污泥。

3 结论

(1) SNC型和PAC型好氧颗粒污泥分别成形于21 d和28 d，成熟于42 d和56 d，SNC促进好氧颗粒污泥成形和成熟时间早于PAC。

(3)SNC型和PAC型AGS的强化形成机理存在差异。从混凝强化机理而言，PAC混凝的主要依靠电性中和作用和卷捕网扫作用。而SNC主要依靠高分子吸附架桥作用。而从AGS形成机理而言，PAC型和SNC型AGS具均有多种假说作用，但作用形式不同。