1 引言

　　顆粒污泥技術(shù)具有剩余污泥排放量少，對(duì)污泥沉降系統(tǒng)要求低，可在高容積負(fù)荷下降解高濃度有機(jī)廢水，所需占地面積小等特點(diǎn)，因而在污水處理工藝中受到普遍關(guān)注.其中，好氧顆粒污泥技術(shù)一方面由于能產(chǎn)生不易發(fā)生污泥膨脹、抗沖擊能力強(qiáng)、能承受高有機(jī)負(fù)荷且集不同性質(zhì)的微生物于一體的好氧顆粒污泥;另一方面克服了厭氧顆粒污泥技術(shù)較高的運(yùn)行溫度、較長(zhǎng)的啟動(dòng)期、不可去除氮和磷等技術(shù)缺陷，已成為污水生物技術(shù)領(lǐng)域研究的新熱點(diǎn).

　　近年來，國內(nèi)外許多學(xué)者研究表明，反應(yīng)器結(jié)構(gòu)、沉淀時(shí)間、運(yùn)轉(zhuǎn)負(fù)荷、接種污泥種類的不同對(duì)顆粒污泥形成有不同程度的影響.部分研究也發(fā)現(xiàn)(Jiang et al., 2003;Li et al., 2009)，Ca2+、Mg2+不僅是厭氧顆粒污泥中的重要組分，而且與接種普通活性污泥相比，Ca2+、Mg2+的投加會(huì)影響厭氧顆粒污泥的物理和生物特性.有文獻(xiàn)指出(肖本益等，2002;李志健等，2011)，Ca2+對(duì)微生物凝聚作用產(chǎn)生影響，添加Ca2+形成的厭氧顆粒污泥沉降性能好，并可加快反應(yīng)器的啟動(dòng).Mg2+會(huì)影響高溫厭氧污泥的微生物特征，即Mg2+會(huì)影響污泥中各種微生物的相對(duì)數(shù)量，改變其中的優(yōu)勢(shì)菌.

　　然而由于好氧顆粒污泥形成過程的復(fù)雜性，有關(guān)Ca2+、Mg2+對(duì)好氧污泥顆粒化的影響機(jī)制研究報(bào)道較少.因此，本試驗(yàn)通過對(duì)好氧顆粒培養(yǎng)過程中污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)變化、性能變化等方面的對(duì)比研究，來探討添加Ca2+、Mg2+在好氧污泥顆�；�進(jìn)程中的作用及其機(jī)理，以期為好氧污泥快速顆粒化研究提供有益的參考.

　　2 材料與方法

　　2.1 原水水質(zhì)與接種污泥

　　試驗(yàn)用水為合肥市某高校生活污水，水質(zhì)參數(shù)見表 1.

表1 合肥市某高校生活污水水質(zhì)

試驗(yàn)接種的絮狀活性污泥取自合肥市望塘污水處理廠二沉池回流污泥，其污泥濃度(MLSS)為2896 mg · L-1，污泥容積指數(shù)(SVI)為101 mg · L-1.各反應(yīng)器污泥培養(yǎng)方式見表 2.

　　表2 好氧顆粒污泥培養(yǎng)方式

　　2.2 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

　　本試驗(yàn)為平行試驗(yàn)，采用3組圓柱形SBR反應(yīng)器(R1、R2、R3，圖 1)，反應(yīng)器內(nèi)徑均為7 cm，高為120 cm，有效容積為4 L.采用粘砂塊微孔曝氣器和空氣壓縮機(jī)來供氣，通過玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量.試驗(yàn)在常溫下運(yùn)行，同時(shí)定期測(cè)定反應(yīng)器內(nèi)pH值，并調(diào)節(jié)使其維持在6.5~7.5范圍內(nèi).SBR反應(yīng)器的運(yùn)行控制參數(shù)見表 3.

 

　　圖 1 SBR試驗(yàn)裝置(1.潛水泵，2.進(jìn)水箱，3.時(shí)間控制裝置，4.空壓機(jī)，5.玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)，6.排水電磁閥，7.出水箱，8.溢流口，9.排出口，10.放空口，11.排泥口，12.微孔曝氣頭，13.取樣口)

　　表3 SBR反應(yīng)器的運(yùn)行控制參數(shù)

　　2.3 分析項(xiàng)目和方法

　　污泥容積指數(shù)(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)采用國家環(huán)�？偩�(2002)標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定.

　　污泥形態(tài)采用生物光學(xué)顯微鏡(OLYNPUS-CX31)觀察;pH值采用WTW340i-pH測(cè)定儀測(cè)定;污泥好氧速率(OUR)采用Thermo Orion805A儀測(cè)定;粒徑分布采用多目分篩法分析(Laguna et al., 1999);污泥沉降速度采用重力沉降法測(cè)定(劉玉玲等，2011).

　　EPS的提取采用加熱法(Adav et al., 2008).首先將污泥從反應(yīng)器中取出，接著調(diào)整污泥濃度使之保持在5.0 g · L-1左右;取適量污泥樣品離心(4000 r · min-1，5 min)后棄去上清液，以超純水補(bǔ)足體積，混合后離心棄去上清液，留下污泥備用;備用污泥用超純水補(bǔ)足體積，加蓋密封后于80 ℃水浴提取30 min，取出，混合均勻后離心(5000 r · min-1，15 min)，取出上清液通過0.22 μm微孔濾膜過濾后分析污泥EPS.

　　多糖與蛋白質(zhì)的測(cè)定：多糖采用苯酚-硫酸法測(cè)定，以0~50 mg · L-1的葡萄糖溶液作為標(biāo)準(zhǔn);蛋白質(zhì)采用修正的Lowry法測(cè)定，以0~250 mg · L-1的牛血清蛋白作為標(biāo)準(zhǔn).

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 污泥外觀形態(tài)變化

　　好氧顆粒污泥的形成和生長(zhǎng)可分為3個(gè)階段，即污泥馴化期、污泥顆�；�期和顆粒污泥成熟期(Wang et al., 2008).在污泥培養(yǎng)馴化期，3個(gè)SBR反應(yīng)器均整體呈現(xiàn)黑色，經(jīng)過3 d(15個(gè)周期)的運(yùn)行后，污泥顏色均逐漸從黑色變?yōu)樽睾谏?在反應(yīng)器運(yùn)行初期絮狀污泥的沉降性能較差，為防止污泥大量流失排出系統(tǒng)，將沉降時(shí)間設(shè)置為10 min.隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，反應(yīng)系統(tǒng)中的沉降時(shí)間逐漸從10 min~5 min~2 min進(jìn)行縮減，強(qiáng)化結(jié)構(gòu)松散的絮狀污泥的排出，以期篩選出結(jié)構(gòu)緊密、沉降性能好的污泥，促進(jìn)反應(yīng)器中顆粒污泥的形成.在污泥顆�；�期，投加Ca2+的R2反應(yīng)器運(yùn)行至第6 d(第27周期)，出現(xiàn)了好氧顆粒污泥，污泥顏色從棕黑色變成黃褐色;而投加Mg2+的R3反應(yīng)器在第7 d(第31周期)后才出現(xiàn)好氧顆粒污泥;同時(shí)，R1反應(yīng)器在第7 d(第32周期)也出現(xiàn)少量細(xì)小的好氧顆粒污泥.

　　在縮減沉降時(shí)間的調(diào)控過程中，R1、R2、R3反應(yīng)器的顆粒污泥數(shù)量不斷增加，粒徑明顯增大，絮狀污泥不斷減少直至消失，逐漸實(shí)現(xiàn)污泥顆�；�.根據(jù)Bhunia等(2006)的理論，粒徑大于0.34 mm的微�？梢苑Q為顆粒，評(píng)價(jià)指出當(dāng)大于0.34 mm的污泥顆粒占50%以上時(shí)，已基本實(shí)現(xiàn)好氧污泥顆�；�.據(jù)此，在Ca2+投加條件下好氧污泥顆�；�在第19 d(第92周期)實(shí)現(xiàn)，而投加Mg2+的反應(yīng)器則在第23 d(第112周期)后實(shí)現(xiàn)此目標(biāo)，而R1反應(yīng)器要將近35 d才實(shí)現(xiàn)完全顆粒化.此后，微生物不斷聚集、生長(zhǎng)，顆粒污泥進(jìn)入成熟生長(zhǎng)期.本試驗(yàn)采用生物光學(xué)顯微鏡定期對(duì)培養(yǎng)中的污泥形態(tài)進(jìn)行觀察，如圖 2所示，Ca2+、Mg2+的投加能促進(jìn)好氧污泥顆粒化進(jìn)程，而投加Ca2+條件下好氧污泥顆�；�進(jìn)程更快.

 

　　圖 2 污泥顆�；�過程中形態(tài)變化(×40倍)

　　3.2 粒徑變化

　　顆粒的粒徑對(duì)污泥的生物活性、傳質(zhì)特性及沉降性能均具有顯著影響.常規(guī)的活性絮狀污泥粒徑一般介于20~200 μm，而顆粒污泥則具有較大的粒徑，能夠達(dá)到絮狀污泥的5~20倍，甚至更大.顆粒粒徑的變化可以直觀地體現(xiàn)污泥顆�；�的過程，本試驗(yàn)分別于第1、15、20、40 d測(cè)定各反應(yīng)器內(nèi)粒徑分布以觀察其顆�；�進(jìn)程(圖 3).

 

　　圖 3 污泥粒徑分布隨時(shí)間的變化

　　在接種污泥的第1 d，3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)都是絮狀污泥，污泥的粒徑幾乎均小于0.355mm.運(yùn)行15 d之后，由于SBR中水力剪切的作用和沉降時(shí)間的逐步縮減，性能不好的絮狀活性污泥逐漸被排出系統(tǒng)，R1、R2、R3反應(yīng)器中都不同程度地出現(xiàn)小米粒一樣的顆粒污泥，這種小顆粒的形成是一個(gè)相對(duì)較快的過程.運(yùn)行至第20 d，R2、R3反應(yīng)器中的污泥粒徑絕大多數(shù)超過0.355 mm，其中，R2反應(yīng)器中污泥粒徑在1~2 mm之間和大于2 mm的分別占體積分?jǐn)?shù)的16.1%和3.9%，相比之下，R3反應(yīng)器中分別為11.6%和2.4%，可見R2反應(yīng)器的顆�；�程度比R3反應(yīng)器更快，顆粒粒徑也較大.運(yùn)行至第40 d，R1、R2、R3反應(yīng)器中污泥粒徑在0.355 mm以上的分別達(dá)到56.6%、72.2%、70.6%，3個(gè)反應(yīng)器中顆粒化均已完成.從圖 3中可以看出，Ca2+誘導(dǎo)下顆粒粒徑較大，根據(jù)Ca2+作用分析原因可能有：①加入Ca2+會(huì)中和細(xì)菌表面的負(fù)電荷，減少細(xì)胞間的靜電斥力，進(jìn)而促進(jìn)污泥顆�；�;②Ca2+通過EPS-Ca2+-EPS起到架橋作用，從而形成微生物聚集生長(zhǎng)的骨架;③投加的Ca2+作為顆粒中心形成誘導(dǎo)核，促進(jìn)微生物凝聚，并增加成熟顆粒物理強(qiáng)度.相比之下，Mg2+誘導(dǎo)下顆粒粒徑較Ca2+小，Mg2+的物理作用不明顯.

　　3.3 SVI與沉降速度變化

　　反映污泥沉降性能的SVI與沉降速度的變化趨勢(shì)同樣顯示了污泥顆�；�進(jìn)程，其變化情況如圖 4所示.由圖 4a可知，接種污泥SVI值為101 mL · g-1，沉降性能較差.隨著反應(yīng)的進(jìn)行，各反應(yīng)器內(nèi)顆粒污泥SVI逐漸降低.這一方面是由于沉淀時(shí)間縮短，選擇性的洗出沉淀性能差的絮狀污泥;另一方面，隨著反應(yīng)器中污泥顆�；�程度不斷提高，其緊湊和密實(shí)的結(jié)構(gòu)致使污泥沉降性能大大提升.在污泥顆粒化過程中，Ca2+誘導(dǎo)下污泥的SVI值從初始值101 mL · g-1降低到29.6 mL · g-1，相比之下，Mg2+誘導(dǎo)下污泥的SVI值從初始值101 mL · g-1降低到33.6 mL · g-1，說明Ca2+的添加可能更有利于污泥沉降性能的提高.各反應(yīng)器顆粒污泥進(jìn)入成熟生長(zhǎng)期之后，SVI值也趨于穩(wěn)定.Ca2+誘導(dǎo)下污泥的SVI值在第29 d開始穩(wěn)定在30~35 mL · g-1左右，Mg2+誘導(dǎo)下污泥SVI值從第33 d開始穩(wěn)定在上述范圍內(nèi)，而未投加金屬離子的污泥在第41 d開始穩(wěn)定在36 mL · g-1左右.因此，從沉降性能角度分析，金屬離子的添加促進(jìn)了污泥的顆�；�進(jìn)程.

 

　　圖 4 反應(yīng)器內(nèi)SVI(a)和污泥沉降速度(b)的變化

　　顆粒污泥的沉降速度與顆粒結(jié)構(gòu)和大小有關(guān)，反映了污泥的顆粒化進(jìn)程.剛接種時(shí)，各反應(yīng)器中污泥沉降速度都較低，均為8.55 m · h-1左右(圖 4b).隨著好氧污泥顆�；�進(jìn)程的推進(jìn)，3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)污泥的沉降速度逐步加大.從圖 4b可以看出，在好氧污泥的顆�；�全程中，Ca2+投加下的好氧污泥沉降速度始終大于Mg2+投加下，而僅接種普通活性污泥的R1反應(yīng)器中污泥沉降速度一直低于前二者.在整個(gè)反應(yīng)結(jié)束時(shí)，R2反應(yīng)器內(nèi)成熟的好氧顆粒污泥沉降速度為43.17 m · h-1，R3反應(yīng)器內(nèi)好氧顆粒污泥沉降速度為38.41 m · h-1.相比之下，R1反應(yīng)器內(nèi)成熟的好氧顆粒污泥沉降速度僅為34.52 m · h-1.由此可見，金屬離子的添加加速了好氧污泥顆�；�進(jìn)程，而Ca2+的添加更有益于提高污泥的沉降性能.3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)成熟的好氧顆粒污泥沉降速度均大于30 m · h-1，大約是剛接種時(shí)普通活性污泥的3倍左右.

　　3.4 MLSS與MLVSS/MLSS變化

　　MLSS在一定程度上反映了污泥的生物活性，而污泥內(nèi)部揮發(fā)組分比例(MLVSS/MLSS)代表活性污泥中有機(jī)固體的比例，表示污泥內(nèi)部活性微生物量，MLVSS/MLSS越大說明污泥內(nèi)部微生物的含量越高.MLSS與MLVSS/MLSS的變化情況如圖 5所示.

 

　　圖 5 反應(yīng)器內(nèi)MLSS(a)和MLVSS/MLSS(b)變化

　　剛開始接種時(shí)，R1、R2、R3反應(yīng)器中普通活性污泥的初始濃度(MLSS)均為2896 mg · L-1.隨著污泥進(jìn)入馴化期，由于接種污泥對(duì)于反應(yīng)器的運(yùn)行方式、水質(zhì)情況等不適應(yīng)且部分松散絮狀污泥被選擇性排出反應(yīng)器，3個(gè)反應(yīng)器中MLSS開始降低(圖 5a).隨著培養(yǎng)過程中沉淀時(shí)間的逐漸縮短，R1、R2、R3反應(yīng)器中污泥濃度迅速下降，R2反應(yīng)器中的污泥濃度直到第15 d達(dá)到3106 mg · L-1才超過接種時(shí)水平，此時(shí)R3反應(yīng)器中污泥濃度為2994 mg · L-1，也超過了接種時(shí)水平，而R1中污泥濃度直到第21 d才達(dá)到2977 mg · L-1，開始超過接種時(shí)水平，此后3個(gè)反應(yīng)器中污泥濃度快速增加.運(yùn)行1個(gè)月之后，R2、R3反應(yīng)器內(nèi)基本實(shí)現(xiàn)顆�；�，MLSS增長(zhǎng)開始減緩，濃度也趨于穩(wěn)定，保持在5500 mg · L-1左右.

　　剛接種的普通活性污泥，內(nèi)部活性微生物量較少，MLVSS/MLSS僅為0.5左右.反應(yīng)器啟動(dòng)后，由于加入新鮮污水，污泥內(nèi)微生物獲得充足的營養(yǎng)，活性微生物量開始增大.至反應(yīng)結(jié)束第45 d，R1、R2、R3反應(yīng)器內(nèi)MLVSS/MLSS分別為0.72、0.74、0.79，與反應(yīng)器內(nèi)剛接種普通活性污泥相比，MLVSS/MLSS高出近0.3，具有較高的生物量.由圖 5b可知，在整個(gè)反應(yīng)時(shí)期，MLVSS/MLSS總體是保持上升的趨勢(shì)，且金屬離子誘導(dǎo)下的反應(yīng)器內(nèi)污泥內(nèi)部活性微生物量較高，Mg2+誘導(dǎo)下的污泥內(nèi)部微生物量增高尤為明顯.

　　綜上，與未添加金屬離子相比，Mg2+的添加可能促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)與聚集，MLSS、MLVSS/MLSS始終高于前者，微生物量最高.

　　3.5 污泥好氧速率與比好氧速率的變化

　　污泥好氧速率(OUR)與比好氧速率(SOUR)是評(píng)價(jià)污泥微生物代謝活性的重要指標(biāo)，其變化可在一定程度上反映好氧污泥快速顆粒化過程中生物活性的變化(周曼等，2012).本試驗(yàn)選測(cè)在好氧污泥快速顆粒化進(jìn)程中，第5、15、30、45 d 3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)污泥的OUR和SOUR值，結(jié)果見表 4.

　　表4 反應(yīng)器內(nèi)OUR與SOUR的變化

　　在反應(yīng)器啟動(dòng)初期的第5 d時(shí)，3個(gè)反應(yīng)器中OUR和SOUR都較低且無明顯差異，OUR不超過0.40 mg · min-1 · L-1，SOUR不超過0.13 mg · min-1 · g-1.這是因?yàn)榉磻?yīng)器剛啟動(dòng)不久，污泥中的微生物對(duì)運(yùn)行環(huán)境尚處于適應(yīng)階段，生物活性都較低.運(yùn)行至第30 d時(shí)，由前可知，R2和R3反應(yīng)器中好氧污泥已經(jīng)完全顆�；�，而R1反應(yīng)器中的污泥卻仍處在顆�；�期.此時(shí)3個(gè)反應(yīng)器中OUR和SOUR呈現(xiàn)明顯區(qū)別，金屬離子誘導(dǎo)下的顆粒污泥較僅接種普通活性污泥培養(yǎng)形成的顆粒污泥OUR和SOUR有顯著提高，其中，Mg2+誘導(dǎo)下的顆粒污泥OUR和SOUR 最高，分別為3.53 mg · min-1 · L-1和0.61 mg · min-1 · g-1. 到反應(yīng)結(jié)束第45 d時(shí)，3個(gè)反應(yīng)器中好氧污泥均已實(shí)現(xiàn)完全顆�；�，進(jìn)入成熟期.從表 4中可以看出，金屬離子投加下培養(yǎng)成熟的好氧顆粒污泥具有更高的OUR和SOUR，且Mg2+誘導(dǎo)下成熟的好氧顆粒污泥從OUR和SOUR角度來說，生物活性最高.

　　由于酶是一種能夠激發(fā)微生物活性的特殊蛋白質(zhì)，而Mg2+能夠作為酶的激活劑參與酶促反應(yīng)，結(jié)合MLSS與MLVSS/MLSS變化數(shù)據(jù)分析，Mg2+可能是通過影響好氧污泥的生化性質(zhì)來促進(jìn)污泥顆粒化，使誘導(dǎo)下的好氧顆粒污泥保持更高的生物活性.

　　3.6 Ca2+和Mg2+對(duì)產(chǎn)生EPS的影響

　　EPS通常包括蛋白質(zhì)(PN)、多糖(PS)、DNA、脂類、腐殖酸及一些無機(jī)成分，其各組分含量和所占比例受基質(zhì)種類和負(fù)荷、溫度、溶解氧、水力剪切條件、pH等培養(yǎng)參數(shù)影響(王碩等，2012).而部分研究表明(Wang et al., 2007)，EPS組分中以PN、PS為主，占總量的70%~80%，其它成分含量相對(duì)較低.多年來，很多研究發(fā)現(xiàn)，EPS含量的增加對(duì)于微生物聚集、顆粒污泥形成及穩(wěn)定性具有積極的促進(jìn)作用(邱光磊等，2011;俞言文等，2012;Liu et al., 2004).本試驗(yàn)對(duì)不同培養(yǎng)方式下好氧顆粒形成過程中EPS組成含量變化進(jìn)行研究分析.R1、R2、R3反應(yīng)器內(nèi)EPS中PN和PS含量隨時(shí)間的變化如圖 6所示.

　　圖 6 PN(a)和PS(b)含量的變化

　　在整個(gè)培養(yǎng)過程中，3個(gè)反應(yīng)器中PN含量呈現(xiàn)先快速增加后期稍緩的趨勢(shì).R1反應(yīng)器中PN含量在第40 d達(dá)到55.9 mg · g-1(以VSS計(jì))，然后開始放緩，R2反應(yīng)器中PN含量在第35 d達(dá)到58.7 mg · g-1后開始放緩，R3反應(yīng)器中PN含量一直增長(zhǎng)直到第40 d達(dá)到72.4 mg · g-1后才稍緩.從圖 6a可以看出，R1反應(yīng)器中PN含量均在R2、R3反應(yīng)器之下，在第45 d達(dá)到最大值57.1 mg · g-1.從曲線變化趨勢(shì)來看，R2反應(yīng)器中PN增長(zhǎng)速度與R1反應(yīng)器相當(dāng)，但R2反應(yīng)器中PN含量一直較R1反應(yīng)器高，在第40 d達(dá)到最大值60.4 mg · g-1.R3反應(yīng)器中PN含量一開始便快速增長(zhǎng)，增長(zhǎng)速度明顯快于R1、R2反應(yīng)器，且顆�；�進(jìn)程中R3反應(yīng)器中的PN含量一直高于R1和R2反應(yīng)器.

　　從圖 6b中還可以看出，整個(gè)運(yùn)行期間3個(gè)反應(yīng)器中PS含量呈現(xiàn)前期緩慢增長(zhǎng)后期快速增長(zhǎng)的特點(diǎn).在第5 d，3個(gè)反應(yīng)器中PS含量均未超過20 mg · g-1(以VSS計(jì)).在第5~20 d，R1和R2反應(yīng)器中PS含量處于平穩(wěn)狀態(tài)，增長(zhǎng)保持在1 mg · g-1左右，隨后R1、R2反應(yīng)器中PS含量快速增長(zhǎng)，且R2反應(yīng)器的增長(zhǎng)速度略高于R1反應(yīng)器.R3反應(yīng)器在第5~20 d增長(zhǎng)放緩后又開始保持較高的增長(zhǎng)速度直到第45 d達(dá)到最大值25.9 mg · g-1.在整個(gè)培養(yǎng)過程中，R3反應(yīng)器中PS含量高于R1和R2反應(yīng)器，R2反應(yīng)器高于R1反應(yīng)器，但三者之間PS含量全程相差不大，保持在3 mg · g-1左右范圍內(nèi).

　　據(jù)上推測(cè)，金屬離子的投加能促進(jìn)細(xì)胞分泌EPS中PN、PS含量的增加.與Ca2+相比，Mg2+誘導(dǎo)下細(xì)胞分泌EPS中PN和PS的量均有更大的提高，且PN、PS含量增加速度明顯加快.這可能因?yàn)镸g2+作為一種酶促劑，參與微生物體內(nèi)核酸和蛋白質(zhì)的合成，使顆粒污泥體系中出現(xiàn)更豐富種類的微生物、更高的生物活性，而Ca2+更多是通過物理作用影響污泥顆�；�.

　　EPS中的PN/PS比與好氧顆粒污泥性質(zhì)密切相關(guān)，其通過影響顆粒污泥細(xì)胞表面疏水性與表面電荷來調(diào)控微生物的聚集狀態(tài)(王浩宇等，2012).由于蛋白質(zhì)中的氨基基團(tuán)是EPS中的疏水組分，有利于污泥絮凝，而多糖中含有較高比例的親水基團(tuán)(如羥基)，是親水性的主要成分.適當(dāng)?shù)腜N/PS對(duì)菌體細(xì)胞表面的親疏水性，進(jìn)而對(duì)污泥的絮凝沉降性能十分重要.本試驗(yàn)中m(PN)/m(PS)隨時(shí)間的變化曲線如圖 7所示.

　　圖 7 m(PN)/m(PS)變化

　　從圖中可以看出，3個(gè)反應(yīng)器中蛋白質(zhì)與多糖含量的比值在整個(gè)運(yùn)行過程中總體呈上升的趨勢(shì).R1、R2反應(yīng)器內(nèi)第1~5 d PN/PS稍降，至第5~25 d比值呈快速上升趨勢(shì)，在第25~40 d基本穩(wěn)定在2.5~2.6左右，且R2反應(yīng)器整個(gè)顆粒化過程中PN/PS整體高于R1反應(yīng)器.R3反應(yīng)器在整個(gè)顆�；�過程中PN/PS一直增長(zhǎng)，到第40 d達(dá)到最大值3.0后略降，且R3反應(yīng)器在反應(yīng)全程中PN/PS整體明顯高于R1和R2反應(yīng)器.3個(gè)反應(yīng)器中，隨著PN/PS的不斷增大，污泥顆�；�程度不斷提高，說明PN/PS與污泥顆粒化程度密切相關(guān)，且Mg2+通過生化作用更能提高顆粒污泥生物活性，PN/PS明顯更大.

　　3.7 Ca2+和Mg2+對(duì)快速顆�；�進(jìn)程中除污效能的影響

　　好氧顆粒污泥對(duì)COD的去除主要通過物理吸附和生物降解兩個(gè)途徑完成，未去除的有機(jī)物可能是某些不易生物降解的復(fù)雜成分或者微生物溶解產(chǎn)物(SMP).從表 5可以看出，快速顆�；�進(jìn)程中3個(gè)反應(yīng)器中COD的去除效果在相似的水平上，沒有顯著性的差異.但R1反應(yīng)器中COD的去除效果波動(dòng)性較大且平均去除率為74.16%，低于R2和R3反應(yīng)器中的77.75%和77.43%.

　　表5 除污效率單因素分析表

　　污水中NH4+-N的去除主要是通過硝化作用來實(shí)現(xiàn)的，硝化作用是在好氧狀態(tài)下分兩個(gè)基本階段將NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO3-N.由表 5可知，3個(gè)反應(yīng)器中氨氮的去除率都達(dá)到了85%以上，且添加Mg2+與未添加金屬離子相比NH4+-N去除效果有明顯差異;從去除率平均水平來看，R3反應(yīng)器效果最佳，為87.16%，R1反應(yīng)器最差，為84.78%.金屬離子的添加對(duì)除氨氮起到一定的效果，且Mg2+的添加將更有助于提高NH4+-N的降解效率.Mg2+作為微生物所需的一種微量元素，參與細(xì)胞的能量代謝，調(diào)控細(xì)胞增殖與分化，刺激微生物生長(zhǎng)，提高微生物活性.Ca2+條件下氨氮去除率低于Mg2+條件下，這是因?yàn)镃a2+誘導(dǎo)形成的好氧顆粒污泥粒徑較大，營養(yǎng)基質(zhì)和氧氣在顆粒中傳遞運(yùn)輸受阻，顆粒中心為厭氧無機(jī)帶且生物多樣性單一，對(duì)氨氮的去除不利.具體參見污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　磷的去除是通過排出系統(tǒng)中的剩余污泥來實(shí)現(xiàn)的，SBR反應(yīng)器運(yùn)行中，通過好氧顆粒污泥周期性的排泥來達(dá)到除磷目的.由表 5可知，添加Ca2+條件下，PO43--P的去除率明顯優(yōu)于未添加金屬離子，且有顯著性差異，但Ca2+、Mg2+在同等濃度條件下對(duì)PO43--P的去除效果影響無明顯差別.從表 5中還可以看出，PO43--P的去除效果整體具有較大的波動(dòng)性，這不僅與進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)有關(guān)，還與聚磷菌(POA)、反硝化聚磷菌(DPB)的生長(zhǎng)及好氧顆粒成熟狀態(tài)(形成好氧-缺氧-厭氧的交替環(huán)境)都有密切關(guān)系.

　　4 結(jié)論

　　1)Ca2+、Mg2+的添加能快速縮短好氧污泥顆�；�所需時(shí)間，但作用機(jī)理并非完全相同.Ca2+的添加更有利于好氧顆粒污泥系統(tǒng)啟動(dòng)時(shí)間的縮短，其形成的顆粒污泥結(jié)構(gòu)更為致密，形狀較為規(guī)則，并且粒徑也較大，沉降性能更好，表現(xiàn)出更優(yōu)越的物理特性.而Mg2+添加條件下形成的顆粒污泥，其MLSS、MLVSS/MLSS、OUR和SOUR顯著提高，生物多樣性更豐富，表現(xiàn)出更顯著的生化特性.

　　2)與未添加金屬離子相比，添加Ca2+、Mg2+促使顆粒污泥中PN、PS含量有較高的增加，特別是PN的含量增加更明顯，這對(duì)好氧顆粒污泥的形成起到促進(jìn)作用.與Ca2+相比，Mg2+誘導(dǎo)下細(xì)胞分泌EPS中PN、PS含量均有更大的提高，且增速明顯更快.

　　3)Ca2+、Mg2+的添加使好氧顆粒污泥具有更顯著的除污優(yōu)勢(shì)，穩(wěn)態(tài)下COD、NH4+-N、PO-34-P的去除率均提升3%左右.