胡小兵,韦京云,林 睿,汪 坤,常 静,顾娴静,张 琳,钟梅英

营养失衡下的分层分质EPS对异型膨胀污泥及其沉降性差异影响

胡小兵1,2*,韦京云1,林 睿1,汪 坤1,常 静1,顾娴静1,张 琳1,钟梅英1

(1.安徽工业大学建筑工程学院, 安徽 马鞍山 243002；2.生物膜法水质净化及利用技术教育部工程研究中心,安徽 马鞍山 243032)

为探索EPS对膨胀污泥沉降性的影响,通过减少进水P源、N源的方式培养异型膨胀活性污泥,分析不同层、不同组分EPS对异型膨胀污泥沉降性影响.结果表明:异型膨胀(非丝状菌粘性膨胀、丝状菌膨胀)活性污泥EPS多糖组分Total-PS、中层组分(L-PS)含量均高于正常污泥.非丝状菌粘性膨胀污泥EPS各层多糖含量高于丝状菌膨胀污泥,而各层蛋白质(PN)含量均低于丝状菌膨胀污泥.非丝状菌粘性膨胀污泥Total-EPS((229±94) mg/g MLSS)、PS/PN值不仅显著高于正常活性污泥((86±16)mg/g MLSS),也高于丝状菌膨胀污泥((108±30)mg/g MLSS).非丝状菌粘性膨胀污泥EPS多糖总量Total-PS、蛋白质总量Total-PN越高,SVI值越大,污泥沉降性越差,越易膨胀,且EPS蛋白质组分对污泥膨胀作用大于多糖;从不同层EPS看,松散外层(S层)EPS对非丝状菌粘性膨胀作用最大(S-PN与SVI值相关性最大,为0.881,<0.05),是主要影响因子. 丝状菌膨胀污泥,除了内层紧密型T-PN对SVI值影响较大外,其他各层、各组分EPS含量与SVI均呈微弱负相关.

异型膨胀污泥；分层胞外聚合物；蛋白质组分；多糖组分；沉降性能

活性污泥法是目前城市生活污水最常用的生物处理方法,绒絮状活性污泥中栖息着大量具有生命力的微生物群,其中的细菌等微生物吸附污水中有机污染物,在生物酶催化作用下将其代谢分解,实现污水无害化处理[1].污水厂活性污泥往往发生污泥恶化,发生频率最高的是污泥膨胀[2],污泥体积指数(SVI)上升,泥水分离性能下降,引起系统污泥流失、出水悬浮物超标,导致处理能力大幅下降,甚至出现系统崩溃现象[3].调查表明,70%~90%的活性污泥系统都存在着固液分离问题,污泥膨胀一直是困扰人们的难题之一[4].

污泥膨胀主要分为丝状菌膨胀和非丝状菌膨胀,丝状菌膨胀是由于丝状菌过度生长引起的,这是污泥膨胀的主要原因;菌胶团细菌的非正常过度生长引发粘性非丝状菌污泥膨胀[1].城市污水处理厂活性污泥膨胀的发生主要与进水水质、pH值、溶解氧、污泥负荷、温度等因素有关[5].当进水中BOD/ P为100:(0.6~0.3)时,发生非丝状菌污泥膨胀[6].A2O工艺中,好氧区的DO浓度和有机负荷偏低,逐渐膨胀[7],但当有机负荷高于0.55kgCOD/(kgMLSS.d)时,易引发严重丝状菌污泥膨胀,冬季突然降温也会导致污泥膨胀的发生[8],且随着反应温度的下降,活性污泥沉降性能逐渐变差,胞外聚合物不断积累,其中主要是LB-EPS(即疏松型的胞外聚合物)和Total-C 即胞外多糖)的大量累积[9].

胞外聚合物(EPS)是微生物生长代谢分泌的一类高分子聚合物质,是污泥絮体构成主要组分,占活性污泥总有机质的50%~90%[10]. EPS是微生物营养源,可交换遗传信息,并提供过量碳源,促进微生物粘附、聚集和凝聚,它形成一种保护作用,防止环境压力和细胞脱水[11-12].强化除磷系统中Mg2+>Ca2+,好氧末期EPS中TP含量(21.65mg/gMLSS)明显高于普通活性污泥中TP含量(13.83mg/g MLSS)[13].国内外不少学者探讨了污泥EPS组成[11,14].EPS主要成分为多糖、蛋白质、核酸等[15-18].EPS中蛋白质聚合度对EPS的功能产生很大影响[19],EPS组成影响活性污泥对污染物吸附[20].根据形态可分为粘液态外层EPS(S-EPS)和结合态EPS(B-EPS),其中结合态B-EPS又分为松散结合中层EPS(L-EPS)和紧密结合内层EPS(T-EPS),不同层EPS含量不同[2,21-22],微生物代谢副产物更多地存在于T-EPS中[23].C/N对EPS及其组分具有显著影响.随着 C/N由0升高至15,EPS和紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS)含量逐渐升高,而松散型胞外聚合物(LB-EPS)含量逐渐降低[24].

活性污泥中微生物及其胞外聚合物(EPS)的变化会对污泥沉降性能产生影响[25-27],活性污泥EPS与污泥膨胀密切相关,污泥中EPS总量越高,SVI值就越大,污泥沉降性能就越差[13].而进水营养比是一个重要的工艺参数[27-28],进水基质缺P、缺N条件下能引起膨胀[17,29],那么缺P、缺N条件下污泥的不同层EPS、不同EPS组分对膨胀活性污泥形成及不同类型(异型)膨胀污泥沉降性会产生什么样影响？目前尚未见报道,值得进一步研究.

为了更加精准地揭示分层分质EPS对膨胀污泥沉降性影响的规律,本文运用SBR法培养异型膨胀污泥,研究不同层EPS(S-EPS、L-EPS、T-EPS)、不同EPS组分(蛋白质、多糖)对异型膨胀污泥及其沉降性能的差异性影响, 从EPS分层、组分解析污泥膨胀类型机理,为更加准确有效地控制异型活性污泥膨胀提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 试验材料

1.1.1 活性污泥适应驯化 试验采用圆柱形反应器驯化活性污泥,反应器内直径为10.0cm,高度为23.0cm,有效容积为1.5L.采用SBR(序批式活性污泥法)运行方式,反应器每天运行2个周期,每个周期运行12h,每个运行周期分为4个阶段:进水(0.5h、曝气(10h)、沉淀和闲置(1.5h).使用电磁式空气泵对SBR系统曝气,智能定时器控制停曝气时间,转子流量计控制系统曝气量,维持反应器在运行时污泥混合液中DO浓度.

从马鞍山某污水处理厂曝气池内采集接种活性污泥混合液,将其静置沉降一段时间(2h),选取具有良好沉降性能的静置污泥作为反应器的接种污泥,驯化期各SBR系统中的污泥浓度(MLSS)设定为4000mg/L.试验中进水采用模拟生活污水:按照1:10的比例在污水厂采集的原污水中加自来水稀释,再按COD:N:P为100:5:1的比例,在经过稀释的原水中投加C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4分别作为碳源、氮源和磷源,使得进水COD、NH4+-N、TP浓度分别为(800±50),(40±5),(10±2)mg/L,驯化活性污泥.试验用水适应驯化期,运行时污泥混合液中DO浓度见表1.每周期排水时采用虹吸法将反应器内上清液排出,排出水的体积为1/3,即0.5L,再补充原水至反应器原体积. 对该接种污泥适应驯化20d,污泥SV达到20%左右,COD去除率稳定达到90%以上,污泥系统内出现固着类纤毛虫(如小口钟虫),标志污泥驯化成熟,可进行下一阶段膨胀活性污泥驯化.

1.1.2 活性污泥膨胀驯化 在适应驯化成熟的活性污泥中,通过进水中减少投加营养物质(NH4Cl、KH2PO4)调节进水营养比,创造缺P、缺N的进水条件,驯化膨胀活性污泥,其他条件与1.1.1相同,污泥两种驯化的运行工艺参数如表1所示.

表1 试验主要工艺参数

注:第一阶段同时设置3个反应器,进行3种营养比条件下的膨胀污泥驯化.

1.2 测定方法

1.2.1 常规参数分析方法 活性污泥宏观指标SV、MLSS和SVI,水质指标COD、NH4+-N、TP等均按照标准方法《水和废水监测分析方法(第四版)》[30]测定;溶解氧(DO)使用便携式溶解氧仪法(JPBJ-608)测定,pH值使用数显pH计(pHS-25)测定.

1.2.2 EPS提取和测定方法 为了在提取胞外聚合物时不破坏活性污泥中微生物细胞结构,提高松散污泥结构、增加EPS的溶解性,提高EPS的提取率,本试验采用热提取法进行EPS分层提取[30]. 预备试验表明,试验活性污泥EPS组分DNA等物质含量极低,主要是蛋白质和多糖,故只分析蛋白质和多糖,EPS蛋白质组分与多糖量组分之和为总胞外聚合物.

EPS中的多糖以葡萄糖为标准物质,采用蒽酮-硫酸分光光度法测定[31],测定不同层多糖EPS(S层多糖S-PS、L层多糖L-PS、T层多糖T-PS) 含量,三者之和为总多糖Total-PS;EPS中蛋白质以牛血清蛋白为标准物质,采用Lowry法测定[32],测定不同层蛋白质EPS(S层蛋白质S-PN、L层蛋白质L-PN、T层蛋白质T-PN) 含量,三者之和为总蛋白质Total-N. Total-PS、Total-PN之和为总EPS(Total- EPS).

1.2.3 数据统计和分析 采用SPSS statistics 19.0统计分析软件对不同层EPS不同组分与异型膨胀污泥沉降性能(SVI)进行相关性分析,采用Origin 9.0完成相关图表制作.

2 结果与讨论

2.1 膨胀活性污泥形成过程

图1 膨胀活性污泥驯化过程中SVI变化

由图1可见,在活性污泥驯化期间(COD:N:P为100:5:1),SVI值较稳定并逐渐变小,污泥沉降性能越来越好.改变进水水质后,污泥先后出现组成、形态不同的异型膨胀污泥(非丝状菌粘性膨胀污泥与丝状菌膨胀污泥,图2),SVI也发生了显著变化.

限制P素(COD:N:P=100:5:0.01)后,活性污泥SVI逐步升高,培养到40~43d时,虽然污泥SVI未超过污泥发生膨胀的150mL/g,但是系统内肉眼可见大量泡沫,且污泥较松散,不易沉降,因此,认为已开始发生污泥膨胀.此时,污水中营养物质失衡,负荷提高,微生物吸收更多的碳源,形成代谢产物向体外分泌大量的具粘液性多聚糖类物质,形成泡沫. 镜检只见絮体内部有少量丝状菌,但没有伸出絮体外,由此可断定系统发生的是非丝状菌粘性膨胀[34].试验45d后,减少进水中N源,进入缺N、P阶段(COD:N:P=100:0.04:0.01),负荷进一步提高,在高负荷条件下污泥中丝状菌大量滋生[1,35],发生了丝状菌膨胀,除了微丝菌()外,还有大量的匍枝根霉(),它们的菌丝密集并伸出絮体外,污泥SVI进一步升高,污泥沉降性显著降低.55d后,松散层胞外多糖含量也降低,SVI值剧增,最高达450mL/g,75d后污泥SVI值有所下降,但仍然远高于150mL/g,污泥沉降性仍然很差.因此,根据膨胀污泥驯化过程中的SVI值与污泥微观结果,认定40~55d,为非丝状菌粘性膨胀阶段,55~85d为丝状菌膨胀阶段.

2.2 膨胀活性污泥EPS变化分析

2.2.1 活性污泥EPS组分多糖变化 如图3所示,非丝状菌粘性膨胀型污泥的Total-PS含量最高可达390mg/gMLSS,均值含量(208mg/g MLSS)远高于正常活性污泥(48mg/g MLSS);丝状菌膨胀型污泥的Total-PS均值含量(83mg/g MLSS)也高于正常活性污泥,两种膨胀污泥的S-PS和L-PS均值含量也高于正常污泥.但非丝状菌粘性膨胀型污泥的T-PS均值含量(38mg/g MLSS)和丝状菌膨胀型污泥的T-PS含量(37mg/gMLSS)均略低于正常污泥(40mg/g MLSS).当进水基质中缺乏磷和氮等营养物质时,由于过量的碳源存在,微生物不能充分利用而转变为多糖类胞外贮存物,因此多糖含量升高[36].

图3 活性污泥EPS多糖组分含量变化

从PS分层看,两种类型膨胀污泥的S-PS含量均高于其他两层.非丝状菌粘性膨胀污泥S-PS含量均值(141mg/g MLSS)最高,占Total-PS的67.8%左右,而L-PS均值(29mg/gMLSS)和T-PS均值(38mg/g MLSS)含量较低;丝状菌污泥膨胀S-PS含量均值(34mg/g MLSS)占Total-PS的41%左右, L-PS(12mg/g MLSS)、T-PS(37mg/g MLSS)含量均值也较低.从膨胀污泥类型看,非丝状菌粘性膨胀污泥多糖总量Total-PS、各层(S-PS、L-PS、T-PS)含量均高于丝状菌膨胀污泥.因为碳含量与限制性营养物质的比例越高,更有利于EPS多糖组分的产生[23],且采用小分子的葡萄糖作为碳源,富余的碳源更容易被储存在体内[37].微生物按照限制性营养的含量成比例地分解含碳有机物,由于限制性营养(N素)的缺乏导致对含碳营养物分解受限.此时,污水中大量含碳营养物就被微生物累积在污泥EPS的松散层形成粘性很强的多糖类物质,使得污泥EPS的松散层PS含量很高.而这些糖类物质是高度亲水化合物,致使污泥中结合水异常增多,污泥压缩性能恶化,最终使得污泥发生非丝状菌黏性膨胀[37].因此,从EPS分层角度看,过多的松散层PS是污泥发生非丝状菌粘性膨胀的主因.

从变化趋势上看,S-PS、L-PS含量在非丝状菌粘性膨胀污泥阶段呈现“急增急降”的变化规律,丝状菌膨胀污泥阶段呈现“缓降”变化规律.非丝状菌粘性膨胀期内S-PS含量从培养期40d的10mg/g MLSS急增至45d的最大值255mg/g MLSS,每天增加49mg/gMLSS;然后快速降低到55d的83mg/g MLSS,每天降低17mg/gMLSS.丝状菌膨胀污泥S-PS含量逐渐减少到试验结束时的23mg/g MLSS,每天减少2mg/g MLSS.L-PS含量也从5mg/g MLSS迅速增大到膨胀期(45d)的最大值85mg/gMLSS,然后又降低到试验结束时的9mg/g MLSS左右. T-PS含量在非丝状菌粘性膨胀污泥阶段呈现波动增长,到57d到达最大值80mg/g MLSS;而在丝状菌膨胀阶段,T-PS含量呈现较快降低的变化规律,其变化幅度小于S-PS和L-PS含量.由于S-PS对Total-PS的贡献最大,因此,Total-PS在污泥膨胀阶段出现与S-PS类似的变化规律.

2.2.2 活性污泥EPS组分蛋白质变化 如图4所示,非丝状菌粘性膨胀污泥的Total-PN含量均值(20mg/g MLSS)和丝状菌膨胀污泥的Total-PN含量均值(24mg/g MLSS)均低于正常活性污泥(38mg/g MLSS).无论非丝状菌粘性膨胀污泥还是丝状菌膨胀污泥,其S-PN、L-PN含量均值都高于正常活性污泥,而T-PN含量均值均低于正常活性污泥.因此,紧密型胞外聚合物(T-PN)减小,疏松型胞外聚合物(S-PN)增大,导致活性污泥结构趋于松散,沉降性能下降.污泥驯化阶段的T-PN含量均值(34mg/g MLSS)最高,占Total-PN的89%.非丝状菌粘性污泥膨胀阶段,T-PN含量均值(14mg/g MLSS)最高,占Total-PN的70%;S-PN、L-PN含量较低,分别占Total-PN的20%和10%.丝状菌污泥膨胀阶段,T-PN含量均值(17mg/g MLSS)最高,占Total-PN的70%;S-PN、L-PN含量较低,分别占Total-PN的17%和13%.总的看来,非丝状菌粘性膨胀污泥Total-PN、S-PN、L-PN、T-PN均低于丝状膨胀污泥.由于PS量过度合成分泌(见2.2.1),消耗过多的碳源,从而抑制PN的合成,导致PN含量降低,但在非丝状菌粘性膨胀污泥阶段,蛋白质含量一直增加.

图4 污泥EPS蛋白质组分含量的变化

从PN不同层看,非丝状菌污泥粘性膨胀阶段,各层PN均呈现不同程度的“平缓到增加”变化规律.其中S-PN、L-PN含量增加较快,40d-55d,S-PN从1.3mg/g MLSS升高到6.5mg/g MLSS,L-PN含量从0.7mg/g MLSS升高到6mg/g MLSS. T-PN、Total-PN含量缓慢增加,40d~55d内分别增加了7mg/g MLSS和17mg/g MLSS. 丝状菌膨胀阶段,S-PN出现波动变化趋势,到85d时为4.5mg/g MLSS;L-PN含量出现缓慢下降趋势,从55d的5mg/g MLSS下降到85d的1.5mg/g MLSS;T-PN、Total-PN含量呈现“W”型波动变化,分别稳定在24mg/g MLSS和30mg/g MLSS上下波动.结合图3、图4可看出,活性污泥的Total-PS比Total-PN含量多,即多糖的含量高于蛋白质的含量.试验中人工配水的pH值为偏酸性(6.0~6.5),酸性条件中微生物为抵抗环境pH值压力而分泌吸附的多糖量超过蛋白质[33].

2.2.3 活性污泥EPS组分变化 如图5所示,正常污泥Total-EPS含量((86±16) mg/gMLSS)变化较平稳,PS/PN值为(1.58±0.75).非丝状菌粘性膨胀污泥阶段,Total-EPS含量((229±94) mg/g MLSS)波动性较大,PS/PN值为(11.32±7.39).而丝状菌膨胀污泥含量((108±30) mg/g MLSS)波动性较小,PS/PN值为(3.54±1.23).非丝状菌粘性膨胀污泥Total-EPS含量不仅显著高于正常活性污泥[34],也高于丝状菌膨胀污泥.当进水基质中COD/N和COD/P值升高,高含碳量与限制性营养物质之间的比例有利于EPS产生,污泥EPS含量有不同程度增加[24,33].非丝状菌粘性膨胀污泥PS/PN值高于膨胀活性污泥,更高于正常活性污泥.随着PS/PN值增大,出现污泥絮体松散,SVI上升现象.

图5 污泥EPS组分含量的变化

非丝状菌粘性膨胀污泥阶段,COD去除率降低,相关性分析表明:各层EPS多糖组分均与COD去除率呈现负相关(||³0.20);各层EPS蛋白质组分均与COD去除率呈现正相关(³0.85),说明EPS蛋白质的积累有利于COD去除.丝状菌膨胀阶段COD去除率升高,与正常污泥的去除效果相差无几.相关性分析表明:各层不同组分EPS(多糖、蛋白质)与COD去除率均呈现较弱的负相关(||>0.1),说明EPS对COD的作用很小.非丝状菌粘性膨胀污泥,PS/PN值从1.58急剧升高到11.32,而COD去除率由92%下降到70%,推测其原因为污泥中微生物按比例吸收降解污水营养元素,进水基质中P源缺失时,对含碳有机物COD去除率降低.而在丝状菌污泥阶段,PS/PN值从11.32降低到3.54,COD去除率却由70%上升到90%.因为污泥中的匍枝根霉()对N、P要求不高,对含碳有机物有较强降解能力,且丝状菌大量繁殖,污泥絮体变大,比表面积大,吸收快.虽然污泥沉降性能恶化,但对污染物的吸附增强[22],所以COD去除率升高.

2.3 EPS对污泥沉降性能的影响

EPS对活性污泥沉降性能有较大影响,不同层EPS不同组分与异型膨胀污泥(非丝状菌型粘性膨胀污泥、丝状菌膨胀型污泥)沉降性能(SVI)间的关系分析结果如图6所示.

由图6可见,非丝状菌粘性膨胀污泥各层EPS含量与SVI值相关性各不相同. 从EPS组分来看,Total-PS与SVI值(=0.324), Total-PN与SVI值(=0.541)均呈现一定正相关,表明随总胞外多糖和蛋白质含量增加会在一定程度上促进SVI升高,污泥沉降性下降.当EPS含量过高、污泥表面负电荷大时,絮体间斥力导致沉降性能恶化[38-39],SVI整体均呈逐渐增大趋势[40].营养物质比例失调时,微生物不能充分利用碳源合成细胞物质,而是将获得的大量碳源物质转变成EPS,使污泥沉降性变差[36].

从非丝状菌粘性膨胀污泥不同层胞外聚合物来看,外层S-PS、S-PN与SVI值的相关性系数分别为0.408、0.881(<0.05),S层EPS与SVI值均呈现正相关,随着松散层胞外聚合物含量增加,污泥沉降性能变差;中层L-PS、L-PN与SVI值相关性系数分别为0.119、0.288,说明L层EPS与SVI值均呈现较弱正相关,L层EPS增加对污泥沉降性作用较小;内层T-PS、T-PN与SVI值相关系数分别为0.148、0.364,T层EPS与SVI值也呈现一定正相关,紧密型胞外聚合物含量增加在一定程度上影响污泥沉降性能.

非丝状菌粘性膨胀污泥中不同层不同组分胞外聚合物含量之间都存在较好的相关性. S-PS与L-PS(=0.919,<0.05),Total-PS与S-PS(=0.992,<0.01)、L-PS(=0.954,<0.05), Total-PN与L-PN (=0.947,<0.05)、TPN (=0.911,<0.05)均存在显著的相关性,表明不同层次不同组分胞外聚合物是相互影响的,总胞外聚合物多糖含量最主要受松散层多糖含量影响,总胞外聚合物蛋白质含量最主要受结合层蛋白质含量影响,S层多糖和L层多糖、S层多糖与S层蛋白质相互促进影响.

丝状菌膨胀污泥各层EPS含量与SVI之间相关性不太显著.从EPS组分来看,Total-PS与SVI值(仅为-0.09)、Total-PN与SVI值(为-0.374)间均呈现弱负相关,说明胞外聚合物组分对污泥沉降性影响较小.

丝状菌膨胀污泥不同层次胞外聚合物中S-PS、S-PN与SVI值间相关性系数分别为-0.223、-0.176,S层EPS与SVI值呈现一定负相关,表明松散层胞外聚合物含量较高时污泥沉降性能反而较好;L-PS与SVI值呈现负相关性(=-0.216),L-PN与SVI值呈现极弱正相关(=0.008),中层蛋白质污泥SVI影响极小,而中层胞外多糖含量对污泥沉降性产生一定影响;T-PS与SVI值呈现正相关性(= 0.168),紧密型胞外多糖含量增加一定程度造成污泥沉降性变差;T-PN与SVI值呈现负相关(=-0.417),紧密型胞外蛋白质含量降低,会导致污泥沉降性能变差[22].

丝状菌膨胀污泥中不同层不同组分胞外聚合物间也存在较好相关性. Total-PS与S-PS、L-PS、T-PS,S-PS与S-PN、L-PN,L-PS与T-PS,S-PN与L-PN,Total-PS与S-PN、T-PN之间均有显著正相关,相关性系数介于0.629~0.858(<0.01),说明不同层不同组分胞外聚合物是相互影响.总胞外聚合物多糖受S层多糖影响最大,总胞外聚合物蛋白质受T层蛋白质影响最大.

3 结论

3.1 非丝状菌粘性膨胀污泥EPS组分Total-PS、Total-PN与SVI值均呈正相关,多糖蛋白质组分增加降低污泥沉降性,污泥膨胀,且蛋白质对膨胀的作用大于多糖. EPS外层S-PN与SVI值相关性最大(为0.881,<0.05),说明松散层(外层)胞外聚合物对非丝状菌粘性污泥沉降性能起主导作用.

3.2 丝状菌膨胀污泥各层EPS含量与SVI之间相关性不太显著. EPS组分总量Total-PS、Total-PN与SVI值均呈较弱的负相关,EPS含量小污泥沉降性较好,蛋白质含量低污泥易膨胀.胞外聚合物内层T-PN与SVI值相关系数为-0.417,丝状菌EPS内层紧密型胞外蛋白质含量高时,SVI值小,污泥沉降性能好.

3.3 异型膨胀污泥内层T-PS、T-PN含量低于正常污泥,而Total-PS、外层(S-PS、S-PN)、中层多糖(L-PS)含量则反之.非丝状菌粘性膨胀污泥EPS各层多糖均高于丝状膨胀污泥,蛋白质低于丝状膨胀污泥.非丝状菌膨胀污泥 Total-EPS、PS/PN值高于正常污泥与丝状菌膨胀污泥,随着PS/PN值增大,污泥絮体松散COD去除率降低,而丝状菌膨胀污泥随PS/PN值增大,COD去除率增高.

[1] 田 园.SBR反应器中氮和磷含量对污泥膨胀现象影响研究[D]. 吉林:吉林建筑大学, 2013. Tian Y. Experimental study on the effects of nitrogen and phosphorus content of SBR reactor for sludge bulking [D]. Jilin: Jilin university architecture and civil engineering, 2013.

[2] 梅哈古丽·艾尼瓦尔,姚俊芹,宋文娟,等.膨胀污泥的胞外聚合物组分及其三维荧光光谱分析 [J]. 中国给水排水, 2017,33(7):109-117. Mehaguli·A, Yao J, Song W, et al. Components and three- dimension excitation-emission matrix fluorescence spectral characteristics of EPS from bulking Sludge [J]. China Water & Wastewater, 2017,33(7): 109-117.

[3] Liu R, Qi R, Wang J, et al. Phage-host associations in a full- scale activated sludge plant during sludge bulking [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2017,101(16):6495-6504.

[4] 张振宇,费学宁,焦秀梅,等.微丝菌培养分离、特性标记及调控研究进展 [J]. 工业水处理, 2017,37(10):1-5. Zhang Z Y, Fei X N, Jiao X M, et al. Research progress in the characteristics, labelling and regulation of microthrix parvicella [J]. Industrial Water Treatment, 2017,37(10):1-5.

[5] 彭永臻,郭建华.活性污泥膨胀机理、成因及控制 [M]. 北京:科学出版社, 2012. Peng Y Z, Guo J H. Mechanism of activated sludge bulking: causes and control [M]. Beijing: Science Press, 2012.

[6] 高春娣,彭永臻,王淑莹.磷缺乏引起的非丝状菌活性污泥膨胀[J]. 中国环境科学, 2002,22(1):40-43. Gao C D, Peng Y Z, Wang S Y. Non-filamentous activated sludge bulking caused by the deficiency of phosphorus [J]. China Environmental Science, 2002,22(1):40-43.

[7] 吴昌永,彭永臻,彭 轶. A2O工艺中的污泥膨胀问题及恢复研究[J]. 中国环境科学, 2008,28(12):1074-1078. Chang Y, Peng Y Z, Peng Y. Activated sludge bulking and control in A2O process [J]. China Environmental Science, 2008,28(12):1074- 1078.

[8] 吕冬梅,彭永臻,赵伟华,等.A2O-BAF 反硝化除磷工艺丝状菌膨胀的发生及控制[J]. 中国环境科学, 2015,35(10):3026-303. Lv D M, Peng Y Z, Zhao W H, et al. Occurrence and control of filamentous bulking in A2O-BAF denitrifying phosphorus removal process. China Environmental Science, 2015,35(10):3026-303.

[9] 刘振超.胞外聚合物对活性污泥沉降性能影响机制研究 [D]. 青岛:青岛理工大学, 2015. Liu Z C. Mechanism study on the effect of extracellular polymer substance to the settleability of activated sludge [D]. Qingdao: Qingdao Technological University, 2015.

[10] Sheng G P, Yu H Q, Li X Y. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems: A review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6):882-894.

[11] Flemming H C, Wingender J. The Biofilm matrix [J]. Nature Reviews Microbiology, 2010,8(9):623-633.

[12] 李 昆,李海波,李瑶峰,等.异养协同硫自养ABR系统还原高浓度高氯酸盐[J]. 中国环境科学, 2018,38(11):4153-4158. Li K, Li H B, Li Y F, et al. Heterotrophic combining sulfur-based autotrophic process reduction of high concentration perchlorate using ananaerobic baffle reactor. China Environmental Science, 2018,38(11): 4153-4158.

[13] 王然登,程战利,彭永臻,等.强化生物除磷系统中胞外聚合物的特性[J]. 中国环境科学, 2014,34(11):2838-2843. Wang R D, Cheng Z L, Peng Y Z, et al. Characteristics of EPS taken from an enhanced biological phosphorus removal system. China Environmental Science, 2014,34(11):2838-2843.

[14] Martins A M, Karahan O, Van Loosdrecht MC. Effect of polymeric substrate on sludge settleability [J]. Water Research, 2011,45(1):263- 273.

[15] 梅哈古丽·艾尼瓦尔.活性污泥胞外聚合物特性与沉降性能的关系研究 [D]. 乌鲁木齐:新疆大学, 2017. Meihaguli·A. Study on the extracellular polymer substance and the settle ability of activated sludge [D]. Wulumuqi: Xinjiang University, 2017.

[16] Shi Y, Huang J, Zeng G, et al. Exploiting extracellular polymeric substances (EPS) controlling strategies for performance enhancement of biological wastewater treatments: An overview [J]. Chemosphere, 2017,180:396-411.

[17] Liu H, Fang H H. Characterization of electrostatic binding sites of extracellular polymers by linear programming analysis of Titration Data [J]. Biotechnology & Bioengineering, 2010,80(7):806-811.

[18] Wang H, Deng H, Ma L, et al. Influence of operating conditions on extracellular polymeric substances and surface properties of sludge flocs [J]. Carbohydrate Polymers, 2013,92(1):510-515.

[19] 胡小兵,叶 星,周元凯,等.胞外聚合物对活性污泥吸附生活污水碳源的影响 [J]. 环境科学学报, 2016,36(11):4062-4069. Hu X B, Ye X, Zhou Y K, et al. The effect of extracellular polymeric substances on adsorption of the carbon source in sewage by activated sludge [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016,36(11):4062-4069.

[20] Wang, Liu, Chen, et al. Composition and functional group characterization of extracellular polymeric substances (EPS) in activated sludge: the impacts of polymerization degree of proteinaceous substrates[J]. Water Research, 2017,129(1):133-142

[21] Basuvaraj M, Fein J, Liss S N. Protein and polysaccharide content of tightly and loosely bound extracellular polymeric substances and the development of a granular activated sludge floc [J]. Water Research, 2015,(82):104-117.

[22] 侍 宽,薛 罡,高 品,等.丝状菌膨胀对无纺布生物反应器处理效果及膜污染特征的影响 [J]. 环境科学, 2014,35(6):2241-2248. Shi K, Xue G, Gao P, et al. Impacts of filamentous bulking on treatment effect and fouling characteristics of nonwoven bioreactor [J]. Environmental Science, 2014,35(6):2241-2248.

[23] 姚 萌,罗红元,谢小青,等.城市污水厂活性污泥胞外聚合物的三维荧光特性分析[J]. 中国环境科学, 2012,32(1):94-99. Yao M, Luo H Y, Xie X Q, et al. Three dimensional excitation emission florescence spectra of extracellular polymer substances in activated sludge of WWTP [J]. China Environmental Science, 2012, 32(1):94-99.

[24] 孙洪伟,陈翠忠,高宇学,等.碳氮比对活性污泥胞外聚合物的长期影响[J]. 中国环境科学, 2018,38(3):950-958. Sun H W, Chen C Z, Gao Y X, et al. Effect of C/N ratio on extracellular polymeric substance (EPS) in the sequencing batch reactor (SBR). China Environmental Science, 2018,38(3):950-958.

[25] Long X Y, Fang Z D, Tang R, et al. Effect of EPS and cation on settleability of activated sludge [J]. China Water & Wastewater, 2010, 26(13):50-53.

[26] Zhang L H, Li J, Guo J B, et al. Effect of EPS on activated sludge flocculation ability, settleability and surface properties [J]. CIESC Journal, 2012,63(6):1865-1871.

[27] 俞苗新,潘 杨,黄 勇,等.活性污泥法合成PHB的研究进展 [J]. 水处理技术, 2012,(6):1-6.Yu M X, Pan Y, Huang Y, et al. Research advances in producing PHB by activated process [J]. Technology of Water Treatment, 2012,(6):1-6.

[28] 张 淼,彭永臻,张建华,等.进水C/N对A2/O-BCO工艺反硝化除磷特性的影响 [J]. 中国环境科学, 2016,36(5):1366-1375. Zhang M, Peng Y Z, Zhang J H. et al. Effect of influent C/N ratios on denitrifying phosphorus removal characteristics in the A2/O-BCO process [J]. China Environmental Science, 2016,36(5):1366-1375.

[29] 郝二成,袁 星,阜 崴,等.污泥膨胀原因及控制措施研究 [J]. 环境工程, 2017,35(7):18-22. Hao E C, Yuan X, Fu W, et al. Research on reason for sludge bulking and its control stategy [J]. Environmental Engineering, 2017,35(7):18- 22.

[30] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法 [M]. 4版.北京:中国环境科学出版社, 2002:200-281. State Environmental Protection Administration. Water and waste water monitoring and analysis method (fourth edition) [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2000:200-281.

[31] 吕文洲,王小宝,刘 英,等.预曝气及提取方法对活性污泥胞外聚合物的影响 [J]. 中国环境科学, 2018,38(1):150-160. Lv W Z, Wang X B, Liu Y, et al. Effects of pre-aeration and extraction methods on characteristics of extracellular polymeric substances extracted from activated sludge [J]. China Environmental Science, 2018,38(1):150-160.

[32] 刘昌庚,伍 斌,谢四才.Fe(Ⅱ)活化过一硫酸盐氧化调理剩余活性污泥 [J]. 中国环境科学, 2017,37(10):3794-3799. Liu C G, Wu B, Xie S C, Conditioning of excess activate sludge by Fe(II)-activated peroxymonosulfate oxidation [J]. China Environmental Science, 2017,37(10):3794-3799.

[33] Miriam W, David G, Wareham, P, et al. The effect of loess addition on the settling ability of activated sludge [J]. Journal of Environmental Science and Health, Part A, 2015,50(7):728-734.

[34] 杨 培,王淑莹,顾升波,等.中试SBR长期运行中粘性膨胀现象及原因分析 [J]. 环境科学学报, 2010,30(7):1384-1389. Yang P, Wang S Y, Gu S B, et al. The causes of non-filamentous activated-sludge bulking in a long-term pilot-scale sequencing batch reactor(SBR) [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2010,30(7):1384- 1389.

[35] 何志江,赵 媛,张源凯,等.活性污泥表面性质对絮凝沉降性能与出水悬浮物的影响 [J]. 环境科学, 2016,37(8):3135-3143.He Z J, Zhao Y, Zhang Y K, et al. Influence of activated sludge surface properties on flocculating settling and effluent suspend solid [J]. Environmental Science, 2016,37(8):3135-3143.

[36] 陈 滢,彭永臻,刘 敏,等.营养物质对污泥沉降性能的影响及污泥膨胀的控制 [J]. 环境科学, 2004,25(6):54-58. Chen Y, Peng Y Z, Liu M, et al. Effect of Nutrient on Sludge Settling Property and Bulking Controls [J]. Environmental Science, 2004,25(6): 54-58.

[37] 杨 雄,彭永臻,宋姬晨,等.进水中碳水化合物分子大小对污泥沉降性能的影响 [J]. 中国环境科学, 2015,35(2):448-456. Yang X, Peng Y Z, Song J C, et al. Effect of influent carbohydrates with different molecule-size on sludge settleability [J]. China Environmental Science, 2015,35(2):448-456.

[38] 刘 垚.微丝菌型活性污泥膨胀的影响因素与调控方法研究 [D]. 北京:清华大学, 2016. Liu G. Study on the Influence Factors and Control Strategies for activated sludge bulking by microthrix parvicella [D]. Beijing: Tsinghua University, 2016.

[39] He Z J, Zhao Y, Zhang Y K, et al. Influence of activated sludge surface properties on flocculating settling and effluent suspend solid [J]. Environmental Science, 2016,37(8):3135-3143.

[40] 樊鹏超,曾 薇,纪兆华,等.城市污水厂活性污泥中胞外聚合物与工艺运行及污泥沉降性能的相关性分析 [J]. 环境科学学报, 2017,(8):184-190. Fan P C, Zeng W, Ji Z H, et al. Correlation of extracellular polymeric substance (EPS) in Activated sludge of municipal wastewater treatment plants to process performance and sludge settleability [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017,(8):184-190.

[41] 马兴冠,纪文娟,江 涛,等.生活污水处理中胞外聚合物对活性污泥絮凝沉降性的影响 [J]. 过程工程学报, 2013,13(2):207-211. Ma X G, Ji W J, Jiang T, et al. Effect of extracellular polymeric substances on flocculation-sedimentation during domestic wastewater treatment [J]. The Chinese Journal of Process Engineering. 2013, 13(2):207-211.

致谢：对安徽省马鞍山市东部污水厂在污泥、水样采集等方面提供的帮助表示感谢.

Different effect of EPS in layers and its components on settleability of heterogenic bulking activated sludge with condition of nutritional imbalance.

HU Xiao-bing1,2*, WEI Jing-yun1, LIN Rui1, WANG Kun1, CHANG Jing1, GU Xian-jing1, ZHANG Lin1, ZHONG Mei-ying1

(1.College of Architectural Engineering, Anhui University of Technology, Ma’anshan 243032, China；2.Engineering Research Center of Water Purification and Utilization Technology Based on Biofilm Process, Ministry of Education, Ma’anshan 243032, China)., 2019,39(12)：5110~5118

To explore the different effects of extracellular polymeric substance (EPS) on settleability of bulking sludge, the influent conditions changed with shortage of elements P and N for culture different bulking sludges, the EPS in different layers and their components in bulking sludges were analyzed. The results showed that no matter in the non-filamentous viscous bulking sludge or in the filamentous bulking sludge, the contents of Total-PS, of EPS in the outer layer(S-PS、S-PN), and of EPS in the middle layer(L-PS) were higher than those in the normal activated sludge. Polysaccharide content in EPS of all layers in non-filamentous viscous bulking sludge was more than that in filamentous bulking sludge, while the contents of PN of all layers in non-filamentous viscous bulking sludge were lower than those in filamentous bulking sludge. Total-EPS ((229±94) mg/g MLSS) in non-filamentous viscous bulking sludge was higher than that in normal activated sludge ((86±16) mg/g MLSS) and filamentous bulking sludge ((108±30) mg/g MLSS). The higher the contents of Total-P, Total-PN in non-filamentous viscous bulking sludge were, the bigger SVI value was and the worse sludge settleability was. Protein had more great effect on the sludge settleability than polysaccharide did. In the view of EPS in layers, the EPS in incompact outer layer(layer S) was the key to the formation of non-filamentous viscous bulking sludge(value of S-PN and SVI had the greatest correlation,=0.881,<0.05). Total contents of EPS components, the EPS contents in the different layers but tightly bond T-PN were all weak-negative correlated with SVI.

heterogenic bulking sludge；EPS in layers；protein；polysaccharide；settleability

X703

A

1000-6923(2019)12-5110-09

胡小兵(1966-),男,安徽泾县人,博士,副教授,主要从事水处理生物学与污水生态处理研究.发表论文40余篇.

2019-04-28

国家自然科学基金项目(51878001)

* 责任作者, 副教授,hxb6608@163.com