楊 雄，彭永臻，宋姬晨，王淑瑩，王 杰

（北京工業(yè)大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院，北京 100124）

進(jìn)水中碳水化合物分子大小對污泥沉降性能的影響

楊 雄，彭永臻*，宋姬晨，王淑瑩，王 杰

（北京工業(yè)大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院，北京 100124）

為弄清楚碳水化合物分子大小和污泥沉降性能之間的影響關(guān)系，在3個序批式系統(tǒng)中，分別以顆粒型淀粉、溶解型淀粉和葡萄糖為碳源，考察了長期運(yùn)行中系統(tǒng)的污泥沉降性能和處理能力.結(jié)果證明：碳水化合物分子越小，活性污泥對環(huán)境的變化越敏感，當(dāng)運(yùn)行條件不利時越容易引發(fā)污泥膨脹問題；大分子碳源吸附于絮體內(nèi)部能夠提高污泥的沉降性能；糖類作碳源時，活性污泥的PHA貯存量約為0.6mmol C/L，但系統(tǒng)SVI仍然能夠維持在150mL/g以下；胞外聚合物中多糖與蛋白質(zhì)（C/P）的比值與污泥的SVI呈正相關(guān)性，SVI從100mL/g增長到600mL/g，C/P比從0.248增長到1.201；以顆粒型淀粉、溶解型淀粉和葡萄糖為碳源時，系統(tǒng)的優(yōu)勢絲狀菌分別為Type 0041、M. parvicella和S. natans；進(jìn)水以葡萄糖作單一碳源時，系統(tǒng)的除磷能力能達(dá)到80%以上.

碳水化合物；淀粉；葡萄糖；污泥沉降性能；污泥膨脹；絲狀菌

活性污泥法工藝是目前應(yīng)用最廣泛的污水處理工藝，而不定期暴發(fā)的污泥膨脹問題嚴(yán)重影響著城市污水處理廠的穩(wěn)定運(yùn)行［1-2］.絕大多數(shù)的污泥膨脹問題都是由于系統(tǒng)運(yùn)行條件不合適導(dǎo)致絲狀菌過量生長所引發(fā)的［3-4］.確定導(dǎo)致活性污泥中絲狀菌過量生長的因素，對于污水處理廠預(yù)防和控制污泥膨脹、提升污水處理效果起著至關(guān)重要的作用.近年來已有較多的研究證實(shí)，進(jìn)水水質(zhì)中的C/N/P營養(yǎng)配比［5-6］、易生物降解有機(jī)碳源種類［7-8］等的差異對污泥沉降性能及絲狀菌種類的生長都具有選擇性的影響，但是針對污水中大分子或顆粒狀等難生物降解碳水化合物對污泥沉降性能影響的研究還很少.

難生物降解大分子碳水化合物是污水中有機(jī)物的重要組成部分，其含量占污水中總有機(jī)物數(shù)量的30%～50%［3］，這類有機(jī)物在被微生物降解利用前，必須先水解成為單分子或者小分子物質(zhì)［9］.進(jìn)水中碳水化合物分子大小的差異，必將影響到微生物的表面特性、內(nèi)碳源貯存性能等關(guān)系到污泥沉降效果和污染物去除效果的特性.本研究在3個不同的序批式系統(tǒng)（SBR）中分別以顆粒型淀粉、溶解型淀粉及葡萄糖為碳源，考察了不同碳水化合物分子大小對污泥沉降性能的影響，比較了不同系統(tǒng)內(nèi)絲狀菌種類的差異和污染物降解效果的差異，以期為污水處理廠預(yù)防與控制污泥膨脹問題提供參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行方式

試驗(yàn)在3個有效容積為5L，具備自動控制系統(tǒng)的SBR中進(jìn)行（圖1）.通過可編程控制器（PLC）控制SBR進(jìn)水泵、攪拌器、曝氣閥及排水閥的開啟，以實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)的自動控制.運(yùn)行過程中，溶解氧（DO）探頭和溫度探頭將反應(yīng)器內(nèi)的DO和溫度值實(shí)時反饋給PLC，PLC根據(jù)上位機(jī)中控制軟件的參數(shù)設(shè)定值對曝氣閥和加熱棒的電源開關(guān)進(jìn)行控制，實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)DO濃度和溫度的恒定.采用IKA REO basic C型磁力攪拌器使系統(tǒng)混合均勻；采用鼓風(fēng)曝氣充氧，維持好氧階段的DO濃度為（2.0±0.2） mg/L， 溫度控制在（23±1）℃.試驗(yàn)共運(yùn)行250d，分為3個階段：階段Ⅰ（0～90d）采用不同分子大小的碳水化合物作碳源培養(yǎng)馴化污泥，并考察了進(jìn)水碳水化合物分子粒徑差異對污泥沉降性能的影響；階段Ⅱ（91～180d）去掉缺氧條件，使SBR全程好氧運(yùn)行，繼續(xù)考察3個系統(tǒng)內(nèi)污泥沉降性能的變化情況；階段Ⅲ（181～250d）進(jìn)一步降低系統(tǒng)內(nèi)的底物濃度梯度（通過延長進(jìn)水時間實(shí)現(xiàn)），考察在最容易誘發(fā)污泥膨脹的運(yùn)行條件下［7］，3個系統(tǒng)內(nèi)污泥沉降性能的變化情況.各個階段的運(yùn)行時間如表1所示.階段Ⅰ每天運(yùn)行4個周期，階段Ⅱ和階段Ⅲ由于污泥沉降性能變差，延長了沉淀時間，每天分別運(yùn)行3個周期和2個周期；運(yùn)行過程中SBR每周期進(jìn)水2.5L，排水比為50%.

圖1 SBR試驗(yàn)系統(tǒng)及控制裝置示意Fig.1 SBR and the PLC

表1 反應(yīng)器各個階段運(yùn)行方式Table 1 Operating parameters for different phases

1.2 試驗(yàn)水質(zhì)及接種污泥

3個SBR均采用人工配水，SBR1～3分別以顆粒型淀粉、溶解型淀粉以及葡萄糖代表不同分子大小的碳水化合物（其中溶解型淀粉為顆粒型淀粉加熱發(fā)生糊化作用后得到）作為唯一碳源基質(zhì)，其他營養(yǎng)成分都相同，如表2所示.進(jìn)水中C：N：P比例為300：30：10，進(jìn)水中所添加的痕量元素配方見參考文獻(xiàn)［10］.3個系統(tǒng)的接種污泥取自本實(shí)驗(yàn)室某處理生活污水的A/O系統(tǒng)二沉池排泥，種泥的沉降性能良好，污泥體積指數(shù)（SVI）在100mL/g左右.

1.3 檢測指標(biāo)及分析方法

試驗(yàn)過程中，對SVI、混合液懸浮固體濃度（MLSS）、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）、聚-β-羥基烷酸（PHA）、胞外聚合物（EPS）、pH值、DO等指標(biāo)進(jìn)行了監(jiān)測.SVI、MLSS、MLVSS、COD按照標(biāo)準(zhǔn)方法測定［11采用流動注射快速測定儀檢測（Quick Chem 8500， Lachat instrument，USA）；PHA測定前，先用三氯甲烷和酸化甲醇將樣品污泥在100 ℃條件下消解20h以溶出PHA，然后對有機(jī)相（三氯甲烷）中的PHA成分進(jìn)行檢測，PHA含量以聚-β-羥基丁酸（PHB）和聚-β-羥基戊酸（PHV）兩者之和計(jì)，PHB和PHV采用Agilent 6890N型氣相色譜和Agilent DB-1型氣相色譜柱，分別以3-羥基丁酸和3-羥基戊酸（兩種物質(zhì)比例為95%：5%，西格瑪試劑， 瑞士）作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，依據(jù)Oehmen等［12］的操作方法進(jìn)行測定；pH值、DO采用WTW Multi 340i pH/DO儀在線測定；EPS采用陽離子樹脂交換法提?。?3］，EPS 3種組分的測定：多糖以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，用蒽酮法測定［14］；蛋白質(zhì)以牛血清蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，用修正的Lowry法測定［13］，DNA以小牛胸腺DNA作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，采用二苯胺法測定［15］；3種組分的測定值相加即為總的EPS.

表2 人工配水水質(zhì)情況Table 2 characteristic of artifical wastewater

1.4 顯微鏡觀察及微生物種類鑒定

菌膠團(tuán)形態(tài)觀察采用Olympus_BX61型顯微鏡在微分干涉模式下進(jìn)行，每3～5d進(jìn)行一次，主要觀察菌膠團(tuán)絮體的形態(tài)、結(jié)構(gòu)、絲狀菌的豐度（FI），F(xiàn)I依據(jù)Eikelboom所提出的方法進(jìn)行認(rèn)定［3］.采用碘液對SBR1和SBR2中的污泥進(jìn)行染色，在明場模式100倍放大倍數(shù)下觀察淀粉的降解情況.采用革蘭氏染色、納氏染色技術(shù)聯(lián)合熒光原位雜交技術(shù)（FISH）對優(yōu)勢絲狀菌的種類進(jìn)行鑒定，F(xiàn)ISH操作依據(jù)Amann等［16］所述方法進(jìn)行.本文所用到的寡核苷酸探針包括：MPmix（包含MP60、MP223、MP645，針對Microthrix parvicella）；N1、N2、N3（均針對Nostocoida Limicola）；SNA 23a（針對Sphaerotilus natans）；HHY（針對Haliscomenobacter hydrossis）.所有探針的詳細(xì)信息見參考文獻(xiàn)［17］.

2 結(jié)果與討論

2.1 進(jìn)水中大分子碳水化合物對污泥沉降性能的影響

圖2 不同階段3個系統(tǒng)內(nèi)部的污泥沉降性能變化情況Fig.2 Variations of SVI in each SBR during different phases

如圖2所示，接種污泥的SVI約為100mL/g，污泥沉降性能良好（圖3A）.改用3種不同分子大小的碳源培養(yǎng)后（階段Ⅰ），SBR2內(nèi)SVI值出現(xiàn)了短暫波動的現(xiàn)象，SVI最大值達(dá)到了200mL/g，直到第30d左右才恢復(fù)到100mL/g的水平；而SBR1和SBR3內(nèi)部SVI值波動較小.分析認(rèn)為，這種波動是由于環(huán)境條件的突變引起的.種泥取自處理實(shí)際污水的連續(xù)流系統(tǒng)，接種到SBR后其運(yùn)行系統(tǒng)和水質(zhì)都發(fā)生了改變，活性污泥微生物對突變的環(huán)境存在不應(yīng)期，致使污泥沉降性能暫時惡化.造成不同系統(tǒng)內(nèi)污泥沉降性能波動幅度差異的原因與進(jìn)水碳源的粒徑有關(guān)，SBR3采用單分子葡萄糖作碳源，該有機(jī)物容易被微生物利用，因此微生物的適應(yīng)能力好，系統(tǒng)污泥沉降性能表現(xiàn)穩(wěn)定.SBR1和SBR2都含有大分子有機(jī)物，而測定后發(fā)現(xiàn)，糊化后的淀粉使得SBR2內(nèi)微生物的表面特性發(fā)生了較大的變化，EPS中多糖和蛋白質(zhì)的比例（C/P比）較其他兩個系統(tǒng)高，C/P比高會導(dǎo)致污泥沉降性能變差［18］，表面特性的突變是造成SBR2中污泥沉降性能出現(xiàn)較大波動的原因；而以顆粒型淀粉作碳源的SBR1中微生物分泌了較多的EPS，且C/P比很低，因此沉降性能比較穩(wěn)定.經(jīng)過90d的培養(yǎng)馴化，3個系統(tǒng)內(nèi)的活性污泥微生物分別適應(yīng)了給定的運(yùn)行條件，出水水質(zhì)和污泥沉降性能都趨于穩(wěn)定.

圖3 不同系統(tǒng)內(nèi)污泥形態(tài)鏡檢結(jié)果Fig.3 Morphological observation results

階段Ⅱ切換為全程好氧的運(yùn)行模式后，SBR1和SBR2內(nèi)的污泥沉降性能又出現(xiàn)了短期惡化的現(xiàn)象，經(jīng)過30d左右的適應(yīng)期后，SBR1和SBR2中的SVI值分別穩(wěn)定到了100mL/g，150mL/g左右；SBR3中的SVI始終維持在100mL/g左右.由此可見，在運(yùn)行條件發(fā)生改變的情況下，以小分子物質(zhì)為碳源的活性污泥（SBR3）能夠?qū)Νh(huán)境的變化做出快捷的反應(yīng)，表現(xiàn)出良好的穩(wěn)定性；而進(jìn)水中大分子碳水化合物較多時，污泥的穩(wěn)定性稍差，運(yùn)行條件改變時污泥沉降性能易出現(xiàn)波動.但是，運(yùn)行結(jié)果顯示該階段3個系統(tǒng)內(nèi)都沒有出現(xiàn)嚴(yán)重的污泥膨脹問題，其原因如下：活性污泥中的絲狀菌絕大多數(shù)都是異養(yǎng)菌，需要在有氧的條件下才能維持正常的新陳代謝［3］，階段Ⅱ改為全程好氧的模式運(yùn)行雖然有利于絲狀菌的生長，但是該階段仍然維持短時進(jìn)水的運(yùn)行模式，每個周期前期的高底物濃度梯度條件仍然有利于菌膠團(tuán)菌對有機(jī)物的貯存和利用，抑制絲狀菌的過量生長［19］.SBR1和SBR2兩個系統(tǒng)均采用淀粉作碳源，在階段Ⅱ末期兩者污泥沉降性能之所以會存在差異，主要是因?yàn)樘荚捶肿哟笮〉牟町?SBR2進(jìn)水碳源為糊化后的淀粉，糊化后的淀粉分子鍵斷裂，形成了大量的中小分子，中小分子物質(zhì)進(jìn)入系統(tǒng)后均勻地粘附于污泥絮體表面或者夾雜在絮體內(nèi)部.由于中小分子物質(zhì)的水解速率近似相等，且水解速率低于其水解產(chǎn)物被微生物利用的速率，導(dǎo)致絮體內(nèi)外的有機(jī)物濃度低且不存在濃度梯度差［20］，因此SBR2的污泥絮體內(nèi)部滋生有較多的絲狀菌，絮體變得蓬松多孔（圖3C）；但是由于絮體內(nèi)外的底物濃度無差異，絲狀菌并沒有大量延伸出來，其SVI最終平衡在了150mL/g左右.SBR1中的進(jìn)水碳源為顆粒淀粉，其水解速率較SBR2中碳源更慢，因此系統(tǒng)內(nèi)的易微生物降解有機(jī)物組分非常有限，推測SBR1中的污泥沉降性能較SBR2差.但是運(yùn)行結(jié)果證明：SBR1中污泥沉降性能良好，鏡檢結(jié)果顯示系統(tǒng)內(nèi)污泥絮體碎小，無蓬松的狀態(tài)，絮體周圍可見部分絲狀菌延伸出來（圖3B）.造成以上結(jié)果的原因可能是：顆粒淀粉的水解速率非常緩慢，微生物正常生長受限，導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)菌膠團(tuán)碎??；系統(tǒng)內(nèi)雖然生長了一定量的絲狀菌，但是由于進(jìn)入系統(tǒng)內(nèi)的顆粒淀粉多附著在菌膠團(tuán)絮體周圍或內(nèi)部（如圖3E所示，黑色顆粒為粒狀淀粉），這些比重較大的淀粉顆粒增加了污泥的沉降速度，所以造成了SBR1中的表觀沉降性能優(yōu)異.

階段Ⅲ切換為長時間進(jìn)水、全程好氧的運(yùn)行模式后，SBR3中發(fā)生了嚴(yán)重的污泥膨脹問題，SVI達(dá)到了600mL/g；SBR2中污泥沉降性能稍有惡化，其SVI最終穩(wěn)定在了280mL/g；SBR1中污泥沉降性能較前2個階段沒有顯著差異.分析其原因：長時進(jìn)水、全程好氧運(yùn)行的方式極大地降低了進(jìn)水的底物濃度梯度，有利于絲狀菌的增殖［7］；與階段Ⅱ一致，采用小分子碳源的SBR3對環(huán)境的變化反應(yīng)迅速，一旦環(huán)境條件對絲狀菌有利，SBR3中的絲狀菌就迅速增殖（圖3D），使得污泥沉降性能迅速惡化；采用顆粒型淀粉的SBR1中微生物活性主要受淀粉水解速率的制約，階段Ⅲ進(jìn)水方式的改變并沒有造成SBR1中微生物生長條件的改變，因此SBR1中的污泥沉降性能較前一階段沒有差異；采用溶解型淀粉的SBR2中污泥沉降性能對進(jìn)水方式變化的反應(yīng)介于SBR1和SBR3之間，SBR2的進(jìn)水碳源實(shí)際上可以分為小分子及中分子2個部分，慢進(jìn)水的方式使得SBR2中的絲狀菌優(yōu)先利用了小分子物質(zhì)，因此SBR2中絲狀菌數(shù)量在階段Ⅲ顯著增多，且有一部分延伸到了菌膠團(tuán)外部；但是SBR2中的中分子物質(zhì)緩慢水解又保證了絮體內(nèi)外的底物濃度均勻，抑制了絲狀菌的大量延伸，這種情況最終導(dǎo)致了SBR2中存在大量絲狀菌，但污泥仍然以大直徑、松散的絮體為主，污泥沉降性能沒有嚴(yán)重惡化的結(jié)果.

2.2 不同粒徑碳水化合物影響下絲狀菌種類的差異

活性污泥微生物種群結(jié)構(gòu)的不同，尤其是絲狀菌種類的不同，是造成污泥沉降性能差異的根本原因［3］.試驗(yàn)證明，進(jìn)水中碳水化合物分子粒徑的差異會引起活性污泥系統(tǒng)內(nèi)絲狀菌種類的變化，從而影響到污泥的沉降性能.表3為不同系統(tǒng)在不同階段的絲狀菌鑒定結(jié)果.種泥沉降性能良好，可見少量的M. Parvicella，Type 0041和Type 0092，其中M. Parvicella的數(shù)量占優(yōu)勢.經(jīng)過階段Ⅰ的培養(yǎng)馴化， SBR1內(nèi)部M. Parvicella的數(shù)量顯著減少，至階段Ⅱ完全消失，而這個過程中Type 0041和Type 0092數(shù)量均得到增殖.SBR1在3個階段的優(yōu)勢絲狀菌均為Type 0041（圖4A）.由于Type 0041附著生長的構(gòu)型有利于菌膠團(tuán)菌的附著，同時有吸附的大分子淀粉的作用，該系統(tǒng)內(nèi)的污泥沉降性能沒有惡化.階段Ⅲ在SBR1中觀察到了少量的H. Hydrossis，這可能與系統(tǒng)全程好氧的運(yùn)行方式有關(guān)，Eikelboom［3］的研究指出，H. Hydrossis容易在完全混合式的曝氣池中生長，階段Ⅲ提供了這樣的環(huán)境.

SBR2中絲狀菌主要有M. Parvicella （圖4B）和N. Limicola （圖4C）2種，3個階段M. Parvicella的數(shù)量均占優(yōu)勢.本試驗(yàn)所采用的FISH探針MPmix未能成功與SBR2中的M. Parvicella雜交，表3鑒定結(jié)果依據(jù)染色技術(shù)確定，染色結(jié)果顯示：該絲狀菌呈革蘭氏陽性，納氏染色可見菌絲內(nèi)包含大量的黑色小點(diǎn)（聚磷貯存），且菌絲呈股生長，有盤繞現(xiàn)象，以上均符合M. Parvicella的特征［3-4］.同樣，該系統(tǒng)內(nèi)的N. Limicola也未成功通過FISH鑒定.究其原因：目前已知M. Parvicella和N.Limicola均有多個種類，不排除還有其他的種類，而現(xiàn)有的FISH探針種類有限，僅能檢測已熟知的類型.后續(xù)的研究可以針對這些種類的絲狀菌進(jìn)行基因?qū)用娴蔫b定，以確定其種屬并設(shè)計(jì)出相應(yīng)的FISH探針.

SBR3在階段Ⅰ和階段Ⅱ僅能觀察到少量的Type 0092和Type 0041；階段Ⅲ發(fā)生嚴(yán)重的污泥膨脹問題后，系統(tǒng)內(nèi)增殖了一種新的絲狀菌，經(jīng)FISH鑒定為S. natans（圖4D）.S. natans極容易在進(jìn)水碳源以易生物降解小分子有機(jī)物為主的系統(tǒng)內(nèi)增殖，且能引發(fā)嚴(yán)重的污泥膨脹問題［3］.本試驗(yàn)結(jié)果驗(yàn)證了這一特性.

圖4 階段Ⅲ3個系統(tǒng)內(nèi)的絲狀菌染色和FISH結(jié)果Fig.4 Staining and FISH results of filamentous identification in phase Ⅲ

表3 絲狀菌鑒定結(jié)果Table 3 Filamentous identification results

2.3 碳水化合物分子大小對活性污泥微生物胞內(nèi)、胞外貯存特性的影響

由圖5（A）可知，階段ⅠSBR2和SBR3中的PHA貯存量相近，約為0.6mmol C/L，改為好氧運(yùn)行后（階段Ⅱ和階段Ⅲ），2個系統(tǒng)中的PHA貯存量均低于0.4mmol C/L；SBR1在3個階段的PHA貯存量始終低于0.2mmol C/L.由于受淀粉水解速率的限制， SBR1和SBR2內(nèi)沒有充足的碳源可供微生物利用，因此2個系統(tǒng)均表現(xiàn)出低的PHA的貯存；而SBR3采用小分子的葡萄糖作碳源，理論上該碳源容易被微生物降解利用，階段Ⅰ富余的碳源應(yīng)該被微生物貯存于體內(nèi)，但是試驗(yàn)結(jié)果證明進(jìn)入系統(tǒng)后的葡萄糖并沒有被大量轉(zhuǎn)化成PHA.之前的研究顯示［7］，菌膠團(tuán)菌胞內(nèi)PHA的貯存量與碳源的種類有關(guān)，當(dāng)采用乙酸鈉作碳源時，沉降性能良好的污泥在缺氧條件下平均PHA的貯存量能達(dá)到7.5mmol C/L，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于SBR3在階段Ⅰ的PHA貯存量.

圖5 不同碳源條件下PHA和EPS貯存情況對比Fig.5 PHA and EPS storage performances of each system

由于菌膠團(tuán)菌具備貯存PHA的能力，但是絕大多數(shù)的絲狀菌不具備［21］，因此通常認(rèn)為活性污泥微生物對PHA的貯存能力能夠反映系統(tǒng)內(nèi)菌膠團(tuán)菌與絲狀菌競爭的優(yōu)勢水平，即系統(tǒng)微生物的PHA貯存能力越強(qiáng)，則說明系統(tǒng)的菌膠團(tuán)菌越占優(yōu)勢，系統(tǒng)的污泥沉降性能越好.在本試驗(yàn)的階段Ⅰ，3個SBR內(nèi)的PHA貯存量雖然都很低，但是仍然表現(xiàn)出了良好的污泥沉降性能，由此可見：并不能單一地依據(jù)PHA的貯存水平來判斷污泥沉降性能的好壞，微生物對不同碳源的代謝途徑不同，進(jìn)入系統(tǒng)的碳源可能被微生物以PHA以外的其他內(nèi)含物形式進(jìn)行了貯存，供外碳源缺乏時取用.這一假設(shè)還有待進(jìn)一步的研究.

由圖5（B）和表4可知，EPS中的 C/P比與污泥沉降性能之間呈現(xiàn)明顯的相關(guān)性：SBR1中的污泥沉降性能在3個階段都表現(xiàn)良好，其C/P比始終低于0.3；SBR2的污泥沉降性能在階段Ⅱ和階段Ⅲ變差，其C/P比也相應(yīng)地增大到了0.5以上；SBR3在階段Ⅲ爆發(fā)了嚴(yán)重的污泥膨脹，其C/P比數(shù)值是階段Ⅰ的4倍.C/P比值隨著污泥沉降性能的惡化而增長，這與文獻(xiàn)的報(bào)道結(jié)果一致［18］.但是，本研究中EPS貯存總量與污泥沉降性能之間不存在明顯的相關(guān)性.之前有研究指出：EPS分泌量越少，污泥沉降性能越差［22］；也有研究認(rèn)為EPS的總量與污泥沉降性能之間不存在必然聯(lián)系［23］，目前對此尚無定論.從圖5（B）可以看出，雖然SBR1和SBR2采用難于被微生物降解利用的淀粉作為碳源，但是其EPS分泌量并沒有因此受到影響，SBR1中的EPS總量反而高于其他2個系統(tǒng)，這可能是由于SBR1中易生物降解的小分子有機(jī)物最少，對微生物的生長代謝最不利，微生物會在這種不利的環(huán)境中調(diào)節(jié)自身的代謝特性， 分泌較多的EPS來隔離外界的不利環(huán)境，削弱外界條件對菌體造成的不利影響.

表4 不同試驗(yàn)階段不同反應(yīng)器中蛋白質(zhì)與多糖比例Table 4 The Protein to carbohydrates ratio in each phases

2.4 進(jìn)水中碳源粒徑的差異對系統(tǒng)脫氮除磷性能的影響

如表5所示，從階段Ⅰ到階段Ⅲ，SBR1和SBR2中氨氮去除率變化不大，均維持在90%左右，而SBR3中的硝化性能在階段Ⅲ有顯著的降低，這與系統(tǒng)的污泥沉降性能及碳水化合物分子大小有關(guān).階段Ⅰ存在缺氧條件，SBR3中的小分子碳源主要在缺氧條件下被消耗利用，因此好氧條件下硝化反應(yīng)能夠順利地進(jìn)行；進(jìn)入階段Ⅱ后，其有機(jī)物也主要在好氧前期降解完畢，能夠保障后期系統(tǒng)內(nèi)出現(xiàn)低有機(jī)物、好氧的環(huán)境供硝化反應(yīng)的進(jìn)行；而階段Ⅲ由于污泥沉降性能嚴(yán)重惡化，菌膠團(tuán)大量解體，硝化菌隨出水大量流失，導(dǎo)致了系統(tǒng)硝化性能的急劇惡化，平均的氨氮去除率由95%降低到了45%.與SBR3不同，SBR1和SBR2內(nèi)均含有大量的大分子淀粉，尤其是SBR1內(nèi)全部為顆粒型淀粉，淀粉的水解伴隨著整個反應(yīng)過程，無論在哪一階段，好氧曝氣時2個SBR內(nèi)的淀粉水解作用仍不斷地進(jìn)行，低濃度有機(jī)物對硝化作用產(chǎn)生的不利影響無法改變，從而出現(xiàn)了表5所示的結(jié)果.

表5 不同試驗(yàn)階段不同反應(yīng)器中脫氮除磷特性的對比Table 5 Nutrients removal efficiencies of different SBR in each phases

嚴(yán)格的厭氧條件和充足的碳源是良好的除磷效果的保障［24］.本試驗(yàn)中，只有階段Ⅰ在反硝化進(jìn)行完成以后才有可能出現(xiàn)嚴(yán)格的厭氧條件，因此3個系統(tǒng)在階段Ⅱ和階段Ⅲ的除磷效果都很差.而在階段Ⅰ，SBR3的除磷效率為81%，其他2個SBR的除磷效率都很低，其原因有2個：第一，受淀粉水解速率的限制， SBR2和SBR3內(nèi)可供聚磷菌（PAOs）釋磷的碳源嚴(yán)重不足，系統(tǒng)的除磷效果必然遭受影響；第二，碳源的種類對PAOs和聚糖菌（GAOs）的種群競爭有顯著影響［25］，揮發(fā)性有機(jī)酸（VFA）類碳源（如乙酸鹽）有利于PAOs的富集和除磷性能的強(qiáng)化，而非VFA類物質(zhì)（如糖類）則不利于PAOs貯存PHA并釋磷，反而有利于GAOs的生長［26］，所以SBR2和SBR3內(nèi)的除磷效果不佳.但是也有研究指出，葡萄糖作碳源時也可以先在厭氧條件下發(fā)酵成VFA物質(zhì)，從而可供PAOs利用［27-28］.SBR3在階段Ⅰ的試驗(yàn)結(jié)果也證明了葡萄糖作碳源時系統(tǒng)的除磷能力能維持在80%以上.

3 結(jié)論

3.1 進(jìn)水碳水化合物分子越小，活性污泥對環(huán)境的變化越敏感，當(dāng)運(yùn)行條件不利時越容易引發(fā)污泥膨脹問題；進(jìn)水碳水化合物分子越大，吸附的大分子物質(zhì)能夠增加菌膠團(tuán)的沉降速度，污泥的沉降性能越穩(wěn)定.

3.2 顆粒型淀粉作碳源時主要滋生Type 0041絲狀菌；溶解型淀粉作碳源時絲狀菌以M. parvicella為主；單分子葡萄糖作碳源，沉降性能良好時絲狀菌主要為Type 0092，沉降性能惡化時會滋生大量的S. natans.

3.3 不能單一依據(jù)PHA的貯存水平來判斷污泥沉降性能的好壞，微生物對富余碳源的貯存可能存在其他的途徑；糖類作碳源時，活性污泥的PHA貯存量約為0.6mmol C/L，但是系統(tǒng)仍然能夠維持良好的污泥沉降性能；以大分子碳水化合物為碳源時系統(tǒng)內(nèi)EPS分泌量要高于以小分子或者中小分子為碳源時的EPS分泌量.

3.4 進(jìn)水以大分子碳水化合物作單一碳源時對系統(tǒng)的硝化性能影響較??；以葡萄糖作單一碳源時，系統(tǒng)的除磷能力能達(dá)到80%以上.

［1］楊亞紅，彭黨聰，李 磊，等.低DO微孔曝氣變速氧化溝脫氮能力恢復(fù)效果分析 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2013，33（3）：436-442.

［2］宋姬晨，王淑瑩，楊 雄，等.亞硝酸鹽對A2O系統(tǒng)脫氮除磷的影響 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2014，34（9）：2231-2238.

［3］Eikelboom D H. Process control of activated sludge plants by microscopic investigation ［M］. UK： IWA Publishing， 2000.

［4］Jenkins D， Richard M G and Daigger G T. Manual on the causes and control of activated sludge bulking and other solids separation problems （3rd edition） ［M］. Michigan： IWA Publishing， 2004.

［5］陳 瀅，彭永臻，劉 敏，等.營養(yǎng)物質(zhì)對污泥沉降性能的影響及污泥膨脹的控制 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 2004，（6）：54-58.

［6］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(xué)報(bào)， 2014，65（3）：1040-1048.

［7］楊 雄，霍明昕，王淑瑩，等.碳源類型對污泥沉降性能及絲狀菌生長的影響 ［J］. 化工學(xué)報(bào)， 2011，62（12）：3471-3477.

［8］Ciggin a S， Orhon D， Rossetti S， et al. Short-term and long-term effects on carbon storage of pulse feeding on acclimated or unacclimated activated sludge ［J］. Water Research， 2011，45（10）：3119-3128.

［9］Martins a M P， Karahan O and Van Loosdrecht M C M. Effect of polymeric substrate on sludge settleability ［J］. Water Research，2011，45（1）：263-273.

［10］黃惠珺，王淑瑩，王中瑋，等.不同碳源類型對活性污泥PHA貯存及轉(zhuǎn)化的影響 ［J］. 化工學(xué)報(bào)， 2010，61（6）：1510-1515.

［11］Apha. Standard methods for the examination of water and wastewater ［M］. Washington DC： American Water Works Association and Water Environment Federation， 1998.

［12］Oehmen A， Keller-Lehmann B， Zeng R J， et al. Optimisation of poly-beta-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorus removal systems ［J］. Journal of Chromatography A， 2005，1070（1/2）：131-136.

［13］Frolund B， Palmgren R， Keiding K， et al. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin ［J］. Water Research， 1996，30（8）：1749-1758.

［14］Gerhardt P， Murray R G E， Costilow R N， et al. Manual of Methods for General Bacteriology ［M］. Michigan： American Society for Microbiology， 1981.

［15］Liu H and Fang H H P. Extraction of extracellular polymeric substances （EPS） of sludges ［J］. Journal of Biotechnology， 2002， 95（3）：249-256.

［16］Amann R I， Krumholz L and Stahl D A. Fluorescentoligonucleotide probing of whole cells for determinative， phylogenetic， and environmental-studies in microbiology ［J］. Journal of Bacteriology， 1990，172（2）：762-770.

［17］Loy A， Maixner F， Wagner M， et al. probeBase - an online resource for rRNA-targeted oligonucleotide probes： new features 2007 ［J］. Nucleic Acids Research， 2007，35：D800-D804.

［18］Shin H S， Kang S T and Nam S Y. Effect of carbohydrate and protein in the EPS on sludge settling characteristics ［J］. Water Science and Technology， 2001，43（6）：193-196.

［19］Lou I C and De Los Reyes F L. Clarifying the roles of kinetics and diffusion in activated sludge filamentous bulking ［J］. Biotechnology and Bioengineering， 2008，101（2）：327-336.

［20］De Kreuk M K， Kishida N， Tsuneda S， et al. Behavior of polymeric substrates in an aerobic granular sludge system ［J］. Water Research， 2010，44（20）：5929-5938.

［21］Martins a M P， Pagilla K， Heijnen J J， et al. Filamentous bulking sludge - a critical review ［J］. Water Research， 2004，38（4）：793-817.

［22］Sponza D T. Properties of four biological flocs as related to settling ［J］. Journal of Environmental Engineering-Asce， 2004， 130（11）：1289-1300.

［23］Liao B Q， Allen D G， Droppo I G， et al. Surface properties of sludge and their role in bioflocculation and settleability ［J］. Water Research， 2001，35（2）：339-350.

［24］Seviour R J， Mino T and Onuki M. The microbiology of biological phosphorus removal in activated sludge systems ［J］. Fems Microbiology Reviews， 2003，27（1）：99-127.

［25］Oehmen A， Lemos P C， Carvalho G， et al. Advances in enhanced biological phosphorus removal： From micro to macro scale ［J］. Water Research， 2007，41（11）：2271-2300.

［26］Tsai C S and Liu W T. Phylogenetic and physiological diversity of tetrad-forming organisms in deteriorated biological phosphorus removal systems ［J］. Water Science and Technology， 2002，46（1/2）：179-184.

［27］Canizares P， De Lucas A， Rodriguez L， et al. Anaerobic uptake of different organic substrates by an enhanced biological phosphorus removal sludge ［J］. Environmental Technology， 2000，21（4）：397-405.

［28］Sudiana I M， Mino T， Satoh H， et al. Metabolism of enhanced biological phosphorus removal and non-enhanced biological phosphorus removal sludge with acetate and glucose as carbon source ［J］. Water Science and Technology， 1999，39（6）：29-35.

Effect of influent carbohydrates with different molecule-size on sludge settleability.

YANG Xiong， PENG Yong-zhen*，SONG Ji-chen， WANG Shu-ying， WANG Jie
（College of Environmental and Energy Engineering， Beijing University of Technology， Beijing 100124， China）.

China Environmental Science， 2015，35（2）：448～456

It's still unclear whether the sludge settleability would be affected by the molecule-sizes of carbohydrates. In order to reveal this correlations， long term effects of influent carbohydrates with different molecule-size on sludge settleability were investigated in this study. Three lab-scale sequencing batch reactors were operated by using particulate starch， soluble starch and glucose as the solo carbon source， respectively. The smaller the carbohydrate molecule-size was，the more sensitive the activated sludge was with the environment changing. Therefore， the system would be more easily to suffer with bulking problems when feeding with micro-molecule carbohydrate. The adsorbed particulate carbohydrate would highly increase the sludge settleability in the polymeric carbohydrate-fed system. The SVI was kept lower than 150mL/g in the glucose-fed system although the PHA production was only about 0.6mmol C/L. The carbohydrate to protein （C/P） ratio of the extracellular polymeric substances showed positive correlation with SVI. The C/P value increased from 0.248to 1.201while the SVI increased from 100to 600mL/g. The dominant filamentous bacteria of the particulate starch-， soluble starch- and glucose-fed system were Type 0041、M. parvicella and S. natans， respectively. Finally， the phosphorous removal efficiency could reach to 80% with glucose as the sole carbon source.

carbohydrates；starch；glucose；sludge settleability；filamentous bulking；filamentous bacteria

X703.1

A

1000-6923（2015）02-0448-09

楊 雄（1986-），男，湖南長沙人，北京工業(yè)大學(xué)博士研究生，主要從事污水生物處理的理論與技術(shù)研究.發(fā)表論文4篇.

2014-04-26

“十二五”國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)（2012ZX07302002-06）；北京市教委科技創(chuàng)新平臺項(xiàng)目；2014年學(xué)科與研究生教育-創(chuàng)新人才培養(yǎng)計(jì)劃-博士生創(chuàng)新獎學(xué)金-楊雄（YB201410）

* 責(zé)任作者， 教授， pyz@bjut.edu.cn