陳瑤，徐愿堅，陳玉成，徐貴華，3

（1 西南大學資源環(huán)境學院，重慶 400716；2 中國科學院重慶綠色智能技術研究院，重慶 400714；3 中國科學院水庫水環(huán)境重點實驗室，重慶 400714）

活性污泥法因其運行方式靈活、工作效率高、運行費用低等優(yōu)點成為目前應用最廣泛的生物處理工藝。通過重力作用進行固液分離是活性污泥工藝中的重要處理單元[1]，其中活性污泥沉降性能的好壞直接影響到固液分離的效果。傳統(tǒng)的活性污泥沉淀工藝大多通過調(diào)節(jié)沉淀池構造和沉淀操作等外部宏觀條件來控制固液分離效果，而這些外部條件都是通過影響活性污泥表面理化性質(zhì)（粒徑、Zeta 電位、親疏水性等）來間接影響污泥沉降性能[2-5]。因此，研究污泥表面理化性質(zhì)這一直接影響因素顯得尤為迫切和重要。然而，污泥表面理化性質(zhì)眾多且相互影響，很難直接從中找出最重要的理化性質(zhì)。Randall[6]研究發(fā)現(xiàn)脫氮和脫氮除磷工藝的污泥沉降和脫水性能優(yōu)于傳統(tǒng)的異養(yǎng)污泥，而Hartley[7]和Tsai 等[8]的研究表明污泥沉降性能是由脫氮過程決定的，除磷過程基本沒有影響。這些研究結果表明自養(yǎng)污泥的沉降性能優(yōu)于異養(yǎng)污泥。自養(yǎng)污泥特別是硝化污泥和傳統(tǒng)的異養(yǎng)污泥工藝操作條件一致，只是由于底物不同造成微生物菌群有所差異。此外，有研究顯示菌落組成對污泥沉降性能影響不大[9]，因此必然存在一種或幾種微生物組成之外的污泥表面理化性質(zhì)對其沉降性能差異起到關鍵作用，這些表面特性很有可能是影響污泥沉降性能的最重要因素。因此，通過研究造成自養(yǎng)污泥和異養(yǎng)污泥沉降性能差異的表面理化性質(zhì)，有可能找出影響污泥沉降性能的最重要的微觀因素，為更好地控制污泥沉淀過程提供理論支持。

本研究擬通過分析自養(yǎng)、異養(yǎng)和混合營養(yǎng)3 種不同基質(zhì)類型的活性污泥沉降性能差異的原因，找出造成沉降差異的微觀原因，為改善污泥的沉降性能提供新的途徑和理論依據(jù)。首先保持操作條件一致啟動培養(yǎng)3 種不同營養(yǎng)類型污泥，觀測3 種污泥沉降性能差異，通過分析3 種污泥的粒徑、Zeta 電位、接觸角等參數(shù)找出影響污泥沉降性能的重要表面理化性質(zhì)，進而研究污泥的表面物質(zhì)微觀成分如胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）含量及組分，找出造成污泥沉降差異的微觀原因，從而為改善污泥的沉降性能提供依據(jù)。

1 試驗材料與方法

1.1 實驗裝置

采用3 個完全相同的SBR 反應器培養(yǎng)好氧活性污泥，分別為自養(yǎng)反應器（R1）、異養(yǎng)反應器（R2）和混合營養(yǎng)反應器（R3）。反應器采用有機玻璃加工而成，由內(nèi)外兩個圓筒組成，內(nèi)筒為活性污泥培養(yǎng)區(qū)，外筒為保溫區(qū)（圖1），冬天時利用加熱棒控制反應器溫度維持在28℃±0.5℃。內(nèi)筒直徑14cm，高39.5cm，有效容積為4.2L。3 個反應器每天運行3 個周期，每個周期8h，利用可編程四路時間繼電器控制進水、曝氣、沉降和出水4 個階段，其中進水20min、曝氣380min、沉降60min、出水20min。利用轉(zhuǎn)子流量計控制每個反應器進氣量為0.8L/min，保證3 個反應器中溶解氧（DO）濃度基本一致。另外，為保證反應器內(nèi)污泥充分懸浮無積泥死角，需要較大的進氣量，而較大的進氣量遠遠超過自養(yǎng)反應器所需，很容易造成自養(yǎng)反應器污泥流失，造成污泥培養(yǎng)失敗。因此本研究將充氣和攪拌分開，采用轉(zhuǎn)速200r/min 的電動攪拌器攪拌使污泥混合，盡量保證反應器內(nèi)水力條件一致。同時，通過控制取樣量和排泥量，將3 個反應器污泥齡控制在30 天左右。

圖1 實驗裝置圖

1.2 接種污泥

3 個反應器接種污泥保持一致，均取自重慶市北碚區(qū)污水處理廠曝氣池，該污泥容積指數(shù)（SVI）為90.05mg/L。接種量為1.5L，接種后3 個反應器內(nèi)污泥濃度完全一致，懸浮固體濃度（MLSS）約為4000mg/L，揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）約為2300mg/L。

1.3 試驗污水

3 個反應器進水采用人工模擬廢水，自養(yǎng)反應器R1 以氯化銨作為底物進行硝化自養(yǎng)反應；異養(yǎng)反應器R2 以乙酸鈉和葡萄糖作為底物，以硝酸鉀作為氮源進行去除COD 的異養(yǎng)過程；混合營養(yǎng)反應器R3 以氯化銨作為氮源，以乙酸鈉和葡萄糖作為有機碳源，進行硝化和去除COD 的異養(yǎng)反應。3個反應器利用磷酸氫二鉀和磷酸二氫鉀作為緩沖控制反應器內(nèi)pH 值在7～8，模擬配水配方具體成分見表1。此外為了滿足微生物對鈣鎂離子和微量營養(yǎng)元素的需求，配水中分別加入2mL 濃度為0.04g/L的CaCl2和0.08g/L 的MgSO4溶液以及2mL 微量元素，其具體成分見參考文獻[10]。

表1 3 種反應器進水基質(zhì)

1.4 分析方法

MLSS、MLVSS、SVI 和pH 值測定采用國標方法測定，具體方法參考《水質(zhì)和廢水監(jiān)測分析方法》（第四版）。粒徑采用激光顆粒粒度分析儀（Mastersizer 3000，英國Malvern 公司）測量。污泥Zeta 電位使用納米粒徑和Zeta 電位分析儀測定（ZS90，英國Malvern 公司），污泥樣品稀釋后的濃度大約為干重的0.002%～0.005%，每個樣品分別測量8 次，結果取平均值。使用接觸角測量儀（DSA-100，德國Kruss 公司）測定污泥的靜態(tài)水接觸角。具體操作參照劉曉猛[11]的方法：將一定量的污泥抽濾至0.45μm 乙酸纖維素膜上，用蒸餾水洗滌兩次后放在1%瓊脂板上以保持其水分；測定時，從膜上剪一小條置于載玻片上，干燥10min；然后采用靜滴法，將5μL 水滴到膜片上，使用CCD拍攝液滴形狀，最后由軟件分析計算污泥的接觸角；每個樣品測定10～15 次取平均值。EPS 提取采用Li 等[12]的兩段式熱提法提取，其中多糖濃度采用蒽酮法測定[13]，以葡萄糖為標準物質(zhì)；蛋白質(zhì)采用改進的Lowry 法來測定[14]，以卵清蛋白為標準物；腐殖酸采用改進的Lowry 法來測定[14]，以腐殖酸為標準物；用多糖蛋白腐殖酸總和表示EPS 總量。

2 結果分析

2.1 3 種營養(yǎng)類型污泥SVI 變化

圖2 為培養(yǎng)43 天后3 種營養(yǎng)類型污泥30min內(nèi)污泥沉降比（SV30）的變化，其中量筒內(nèi)3 種營養(yǎng)類型污泥濃度相同（4125mg/L±328mg/L）。由圖2 可以看出，3 種營養(yǎng)類型污泥的沉降性能存在明顯差異，自養(yǎng)污泥R1 在15min 后基本沉降完畢，異養(yǎng)污泥R2 和混合營養(yǎng)污泥R3 在30min 之后才達到最低點，但R3 污泥的SV30更低，說明R1 污泥沉降速度最快，R2 污泥最慢。圖3 為培養(yǎng)43 天后3種營養(yǎng)類型污泥的100 倍光學顯微鏡圖，可以看出經(jīng)過馴化培養(yǎng)后3 種污泥形貌較接種污泥均有明顯變化。R1 污泥形成更為密實的絮體結構，R3 污泥絮體小且較密實，R2 污泥絮體較大但結構疏松。這一結果與圖2 所示污泥沉降快慢結果完全相符。此外，啟動培養(yǎng)過程中3 種污泥SVI 的結果同樣表明了這一差異，如圖4 所示，3 種污泥的沉降性能在培養(yǎng)初期都有不同程度的惡化，這可能是由于微生物對環(huán)境的不適應造成的，但隨著培養(yǎng)時間的增加，3 種污泥的SVI 趨于穩(wěn)定。R1、R2 和R3 分別在經(jīng)過22 天、25 天和22 天的培養(yǎng)后SVI 達到穩(wěn)定，并出現(xiàn)明顯差異。其中，自養(yǎng)污泥R1 具有最優(yōu)的沉降性能，其SVI 值為20.46mL/g±5.52mL/g；異養(yǎng)污泥 R2 沉 降 性 能 最 差， 其 SVI 值 為88.52mL/g±5.01mL/g；混合營養(yǎng)污泥R3 沉降性能介于R1 和R2 之間，SVI 值為57.91mL/g±7.16mL/g。而污泥的絮凝和沉降過程直接由微生物絮體表面理化性質(zhì)決定[1]，因此必然是由一種或幾種污泥絮體的表面理化性質(zhì)造成了3 種污泥沉降性能的差異。接下來分析了本研究中3 種不同營養(yǎng)類型污泥的表面理化性質(zhì)，以期找出造成其沉降性能差異的原因。

2.2 3 種營養(yǎng)類型污泥絮體表面理化性質(zhì)的差異

3 個反應器培養(yǎng)穩(wěn)定后，在43 天取樣分析3 種營養(yǎng)類型污泥的表面理化性質(zhì)（平均粒徑、Zeta 電位、接觸角），結果如表2 所示。從表2 中可以看出，R2 污泥的平均粒徑最大，R3 污泥最小。根據(jù)斯托沉降公式，如果密度一樣的顆粒，尺寸較大的顆粒沉降速度更快。而本研究中顆粒大的沉降反而較差，這可能由于活性污泥結構復雜，是一個由各類微生物聚集在一起的多孔絮體復雜結構[15]，而所測量的粒徑只能反映污泥絮體的表觀尺寸，無法真實反映其絮體內(nèi)部結構。如圖3 所示，雖然R2 反應器污泥絮體粒徑較大，但結構較為松散，密度不高，而R1 和R3 與此相反，顆粒較小但結構較為致密。因此污泥沉降性能的好壞與污泥絮體的粒徑?jīng)]有直接關聯(lián)。

圖2 不同營養(yǎng)類型污泥SV30 對比圖

圖3 不同營養(yǎng)類型污泥100 倍光學顯微鏡圖

從表2 中還可以得知，3 種污泥的Zeta 電位存在明顯差別。R2 污泥的Zeta 電位最低；R1 污泥的Zeta 電位最高；R3 位于R1 和R2 之間。對比Zeta電位和SVI 值可以發(fā)現(xiàn)，Zeta 電位越高，即污泥絮體表面負電荷越少，污泥沉降性能越好。根據(jù)DLVO（derjarguin landau verwey overbeek）理論[16-17]，污泥絮體表面負電荷越多，表明有更多的自由電荷，這會造成絮體間的靜電斥力增大，使得絮體難于進一步接觸凝聚，導致污泥沉降性能惡化。同時，靜電斥力增大還會使污泥絮體處于一個“伸展狀態(tài)”，形成毯狀結構，此時污泥具有更高的比表面積，污泥沉降所受阻力增大，從而惡化絮體沉降效果[18]。另外，Zeta 電位絕對值越高，分散在液體中的顆粒的穩(wěn)定性越好[19]，活性污泥絮體不易聚集，污泥沉降能力也會變差。

表2 不同營養(yǎng)類型污泥平均粒徑、Zeta 電位和接觸角

表2 中接觸角和SVI 的結果顯示，3 種污泥接觸角有明顯差別，R1 污泥的最高；R2 污泥最低；R3 位于R1 和R2 之間，表明R1 污泥相對疏水性最好，R2 污泥最差。對比接觸角值和SVI 值可以發(fā)現(xiàn)，接觸角值越大，即污泥相對疏水性越好，污泥沉降性能越好。這與龍向宇等[4]的研究結果相同。

綜上所述，污泥沉降性能與污泥表面性質(zhì)如下：粒徑無明顯關聯(lián)，而Zeta 電位、相對疏水性與污泥沉降性能密切相關，電位值越接近于0，污泥相對疏水性越好，污泥沉降性能越好，表明Zeta 電位、相對疏水性是決定污泥沉降性能的最重要表面理化性質(zhì)。然而Zeta 電位和相對疏水性只是污泥表面物質(zhì)的一個理化指標，因此為找出造成3 種不同營養(yǎng)類型污泥沉降差異的微觀原因，需要進一步研究污泥表面物質(zhì)的組成，即包裹在微生物細胞和污泥絮體表面的胞外分泌物（EPS），找出造成沉降差異的最終原因。

2.3 3 種營養(yǎng)類型污泥EPS 變化

3 種不同營養(yǎng)類型污泥的EPS 總量在前10 天內(nèi)波動較大，從100mg/L 減少到40mg/L，這可能是由于污泥還沒有培養(yǎng)穩(wěn)定（圖5）。在此之后污泥經(jīng)培養(yǎng)馴化適應了新的環(huán)境條件，出現(xiàn)較為明顯的差異：R3 反應器EPS 總量最高，為91.57mg/gMLVSS±8.11mg/gMLVSS ； R1 稍 低 于 R3 ， 為83.93mg/gMLVSS±11.55mg/gMLVSS；R2 最低，為54.45mg/gMLVSS±8.88mg/gMLVSS。而在3 個反應器穩(wěn)定后（43 天）的Zeta 電位為R1＞R3＞R2，相對疏水性為R1＞R3＞R2，SVI 為R1＜R3＜R2，這一結果與EPS 總量沒有相關性，表明EPS 總量對污泥表面Zeta 電位、相對疏水性和污泥沉淀效果好壞沒有明顯影響。這與Chao 等[20]和王紅武等[5]的研究結果一致。以上結果表明，EPS 中的某種或幾種組分決定了污泥表面Zeta 電位和相對疏水性的高低，進而影響了污泥的沉降性能，因此下一步需要對污泥EPS 的組成進行詳細分析，找出造成污泥表面Zeta電位和相對疏水性差異的重要組分。

EPS 主要由多糖、蛋白質(zhì)和腐殖酸組成，因此本研究就這3 種組成進行了研究。圖6(a)表明，R1 和R2 污泥EPS 中腐殖酸的含量差別在整個培養(yǎng)過程中相差不大，但Zeta 電位、相對疏水性和SVI（表2 和圖4）都表明R1 和R2 之間差異最大，說明污泥EPS 中腐殖酸含量對污泥表面Zeta 電位、相對疏水性和污泥沉降性能基本無影響。多糖在3 種不同營養(yǎng)類型污泥中從啟動培養(yǎng)到穩(wěn)定后含量較低而且波動甚微[圖6(b)]，在培養(yǎng)20 天之后出現(xiàn)較小差異，R2、R3 相差不大，R1 稍低。而3 種污泥表面的Zeta 電位、相對疏水性和污泥沉降性能差異較大（表2 和圖4），說明污泥EPS 中多糖組分對污泥表面Zeta 電位和污泥沉降性能基本無影響。R1、R2 和R3 反應器分別在培養(yǎng)22 天、25 天和22 天后，隨著污泥初步培養(yǎng)馴化完成，其蛋白質(zhì)組分含量也趨于穩(wěn)定[圖6(c)]，分別為4 8.0 5 m g/g M LV S S±5.8 5 m g/g M LV S S、1 4.0 8 m g/g M LV S S±3.3 6 m g/g M LV S S 和28.55mg/gMLVSS±3.51mg/gMLVSS。同時R1、R2和R3 污泥表面Zeta 電位值為R1＞R3＞R2，相對疏水性為R1＞R3＞R2。這一結果證明污泥EPS 中蛋白含量與污泥表面Zeta 電位密切相關，且這與3 種污泥的沉降性能結果一致。通過相關性分析（圖7）也可以發(fā)現(xiàn)：在SVI 穩(wěn)定后蛋白含量和SVI 呈負相關，且相關性較高，達R2=0.8792（P＜0.05）。這表明蛋白含量是造成3 種營養(yǎng)類型污泥表面Zeta 電位和相對疏水性差異的最重要原因。這主要是由于下面兩個因素造成的。首先蛋白質(zhì)上含有陽離子結合位點和聚合物交互點，而蛋白與多價陽離子的結合是影響污泥沉降性能的重要因素[21]。蛋白含量越多，能與越多的陽離子結合，形成更為緊密的污泥絮體結構，促進污泥沉降[22]。其次，蛋白與陽離子的結合又能減少污泥表面負電荷，從而降低污泥之間的靜電斥力而促進絮體聚集。最后，蛋白中的帶有疏水作用的氨基酸對污泥絮體的疏水性貢獻很大。綜上所述，蛋白含量是造成本研究中污泥沉降差異的微觀原因，蛋白質(zhì)含量越高，會導致表面負電荷減少，相對疏水性升高，有利于污泥絮凝和沉降。

圖4 不同營養(yǎng)類型污泥SVI 變化曲線

圖5 不同營養(yǎng)類型污泥EPS 總量

圖6 EPS 中腐殖酸、多糖、蛋白質(zhì)含量

圖7 蛋白質(zhì)含量對SVI 的影響

3 結 論

通過實驗室內(nèi)培養(yǎng)自養(yǎng)、異養(yǎng)和混合營養(yǎng)3 種活性污泥，分析造成3 種污泥沉降性能差異的微觀原因，其結果表明：3 種不同營養(yǎng)類型污泥沉降性能存在明顯差異，即自養(yǎng)污泥＞混合營養(yǎng)污泥＞異養(yǎng)污泥。污泥表面Zeta 電位和相對疏水性是造成本研究中3 種污泥沉降性能差異的最重要表面理化性質(zhì)，污泥中EPS 蛋白質(zhì)組分含量的差異是造成3 種污泥表面Zeta 電位和相對疏水性差異的微觀原因，蛋白質(zhì)與陽離子的結合減少污泥表面負電荷，從而降低污泥之間的靜電斥力而促進絮體聚集，進而影響污泥沉降性能。

[1] Jin B，Wilén B M，Lant P. A comprehensive insight into floc characteristics and their impact on compressibility and settleability of activated sludge[J]. Chemical Engineering Journal，2003，95：221-234.

[2] 楊雄，彭永臻，郭建華，等. 氮/磷缺乏對污泥沉降性能及絲狀菌生長的影響[J]. 化工學報，2014，65（3）：1040-1047.

[3] 朱哲，李濤，王東升，等. pH 對活性污泥表面特性和形態(tài)結構的影響[J]. 環(huán)境工程學報，2008，2（12）：1599-1640.

[4] 龍向宇，龍騰銳，唐然. 胞外聚合物及其表面性質(zhì)對活性污泥沉降性的影響[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài)，2008，21（3）：15-20.

[5] 王紅武，李曉巖，趙慶祥. 活性污泥的表面特性與其沉降脫水性能的關系[J]. 清華大學學報：自然科學版，2004，44（6）：766-769.

[6] Randall C W. Activated sludge：Latest developments and a look into the future (abridged）[J]. Water and Environmental Journal，1998，12：375-383.

[7] Hartley K J. Controlling sludge settleability in the oxidation ditch process[J]. Water Research，2008，42：1459-1466.

[8] Tsai M W，Wentzel M C，Ekama G. A. The effect of residual ammonia concentration under aerobic conditions on the growth of Microthrix parvicella in biological nutrient removal plants[J]. Water Research，2003，37：3009-3015.

[9] Wilén B M，Jin B，Lant P. Impacts of structural characteristics on activated sludge floc stability[J]. Water Research，2003，37：3632-3645.

[10] Tsuneda S，Ohno T，Soejima K. Simultaneous nitrogen and phosphorus removal using denitrifying phosphate-accumulating organisms in a sequencing batch reactor[J]. Biochemical Engineering Journal，2006，27：191-196.

[11] 劉曉猛. 微生物聚集體的相互作用及形成機制[D]. 合肥：中國科學技術大學，2008.

[12] Li X Y，Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation ， sedimentation and dewaterability of activated sludge[J]. Water Research，2007，41：1022-1030.

[13] Dubois M，Uilles K A，Hamilton J K，et al. Colorimetric method for determination of sugars and related substance[J]. Analytical Chemistry，1956，28（3）：350-356.

[14] Lowry O H，F(xiàn)arr A L，Randall R J. Protein measurement with the folin phenol reagent[J]. Journal of Biological Chemistry，1951，193（1）：265-275.

[15] Wu R，Lee D，Waite T，et al. Multilevel structure of sludge flocs[J]. Colloid Interface Science，2002，252：383–392.

[16] Grasso D，Subramaniam K，Butkus M. A review of non-DLVO interactions in environmetal colloidal systems[J]. Environmental Science & Bio/Technology，2002，1（1）：17-38.

[17] Feldner J，Bredt W，Kahane I. Influence of cell shape and surface charge on attachment of mycoplasma pneumonia to glass surfaces[J]. Journal of Bacteriology，1983，153（1）：1-5.

[18] Mikkelsen L H，Keiding K. Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering[J]. Water Research，2002，36（10）：2451-2462.

[19] 萬里平，孟英. 油田作業(yè)廢水絮凝過程中Zeta 電位的研究[J]. 化學研究，2004，15（2）：25-28.

[20] Chao A C，Keinath T M. Influence of process loading intensity on sludge clarification and thickening characteristics[J]. Water Research，1979，13：1213-1223.

[21] Hoa P T，Nair L，Visvanathan C. The effect of nutrients on extracellular polymeric substances production and its influence on sludge properties[J]. Water SA.，2003，29：437-442.

[22] Martinez F，Lema J，Mendez R，et al. Role of exopolymeric protein on the settleability of nitrifying sludges[J]. Bioresource Technology，2004，94：43-48.