進水COD濃度對A2/O工藝EPS的影響

史長東，徐恒鐸，趙瑞芳

(1.吉林市能源測試檢驗所，吉林 吉林 132013;2.東北電力大學化學工程學院，吉林 吉林 132012)

A2/O工藝是厭氧－缺氧－好氧生物脫氮除磷工藝(Anaerobic-Anoxic-Oxic process)的簡稱，因其特有的技術經濟優勢和環境效益，越來越受到人們的高度重視，現已成為具有脫氮除磷要求的城市污水處理廠所廣泛采用的工藝。該工藝運行過程中進水負荷的變化對微生物產生的EPS有顯著影響。EPS的主要成分是一些不同類型的高分子物質，如多糖，蛋白質，核酸等聚合物，EPS填充并且形成了細菌之間的空間，形成了絮凝體的結構;EPS是生物絮體的主要組成部分，EPS占活性污泥中總有機物的比例大致在50% ～90%之間，絮體中總的EPS質量占活性污泥質量的80%左右，EPS被認為是決定絮凝體物理化學性質和生物性質的關鍵物質。微生物被EPS包埋在里面。因此，EPS為固著的細胞創造了一個由其本質所決定的微生物環境。研究顯示在傳統活性污泥法中隨著污泥負荷的減少，溶解氧的增多，EPS的量有所增加。本文主要從進水負荷對EPS合成的影響進行探討。檢測中以LB、TB的量來衡量EPS的含量。LB(Loosely Bound EPS)為松散附著層，TB(Tightly Bound EPS)為緊密粘附層。LB位于外層，它的結構較松散，是可向周圍擴展且沒有明顯邊緣的粘液層;TB位于LB的內層，它與細胞的表面結合比較緊密，具有一定外形，并且穩定地附著于細胞壁外。

國內外關于EPS的研究大多用于膜污染的防治[7]。Morgan J W等[8]研究了EPS與細胞的相互作用對微生物絮凝性的影響，證明多價離子(如鈣離子、鎂離子)與EPS架橋能夠提高微生物聚集體的絮凝性，促進絮體形成。Mayer等[9]發現EPS和離子共存是維持微生物聚體結構的主要作用之一，離子(尤其是二價離子)可以平衡與掩蔽部分電荷，削弱靜電斥力，與周圍發生架橋作用。Sobeck等[10]研究表明，多價離子和EPS帶負電荷的官能團發生架橋作用，有助于絮體聚集，并能加固高聚物和微生物所形成凝聚體的結構，促進生物絮凝。國內主要集中在EPS組成成分的確定[11－13]，關于EPS對絮體的影響以及EPS對污泥特性的影響研究較少。

本研究考察進水負荷對EPS濃度的影響，以達到提高活性污泥系統的可控性和處理效率，穩定運行效果的目的。

1 試驗材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗裝置如圖1所示，A2/O反應器采用有機玻璃制成，裝置內部由隔板分為8個隔室，折流方式運行。其中第一、二隔室為厭氧區，第三、四隔室為缺氧區，后四個隔室為好氧區，反應器有效容積為60 L，其中厭氧區缺氧區好氧區體積比 =112。二沉池采用豎流式，容積為5 L。實驗進水、污泥回流及硝化混合液回流均采用蠕動泵控制。厭氧區與缺氧區內安裝有攪拌器將污泥攪拌均勻呈懸浮態。好氧區氧氣由氣泵提供，氣體通過曝氣砂頭鼓出均勻且微小的氣泡以滿足微生物的生長，供氣量由供氣管路上閥門控制。

工藝具體反應流程為:模擬生活污水經蠕動泵進入厭氧區第一隔室，在厭氧區內進行部分微生物自身合成去除氨氮及少量的反硝化作用脫氮，隨后污水依次進入缺氧區和好氧區，在好氧區進行硝化作用的混合液再由蠕動泵回流至缺氧區進行反硝化，最后從好氧區排出的污水進入二沉池沉淀，二沉池下部沉積的污泥部分經蠕動泵回流至厭氧區進行再利用。

圖1 實驗裝置圖

1.2 原水水質

本實驗采用模擬生活污水，進水pH為6.3－8.5，水溫為常溫(25－32℃)，COD為60－500 mg/L，氨氮為0.8－25 mg/L，TN 為10－50 mg/L。

模擬生活污水由無水乙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鈉、硫酸鎂、氯化鈣等配制而成，見表1所示。根據實驗研究的要求不同，通過調節無水乙酸鈉投加量改變進水COD濃度。

表1 反應器中模擬生活廢水成分

1.3 分析項目及檢測方法

COD、LB、TB采用國家標準方法測定[14]，采用物理法提取EPS[15]。每日取樣一次，每次三個平行樣品。EPS的量采用LB、TB含量衡量，利用胞外聚合物的結構(LB為松散附著層，TB為緊密粘附層)來表征其組成[3]。

1.3.1 EPS 提取

將污泥樣品采用TGL-16B臺式離心機離心5 min(5000 G)后棄去上清液。加入0.9%的NaCl溶液至原體積后，采用HS-120D超聲波清洗機進行超聲波振蕩2 min，再采用TGL-16B臺式離心機離心10 min(5000 G)。所得上清液用于測定LB。

棄去多余的的上清液，加入0.9%的NaCl溶液至原體積后，采用HHS型電熱恒溫水浴鍋在70℃條件下水解30 min后，再利用TGL-16B臺式離心機離心15 min(5000 G)。所得上清液用于測定TB。

1.3.2 EPS 含量分析

分別取1.3.1中用于測定 LB和TB上清液10 mL，加入10 mL除鹽水混合后，分別依次加入0.4 g HgSO4、10 mL重鉻酸鉀標準溶液、0.3 g Ag2SO4和30 mL濃硫酸后，加入適量沸石，加熱至沸騰后繼續加熱回流2小時。冷卻后，用已標定的硫酸亞鐵銨溶液進行滴定，計算所得分別為LB和TB。

2 試驗結果與分析

2.1 進水負荷對EPS組分的影響

進水COD濃度對EPS中LB的影響，如圖2所示。當進水COD濃度為360－420 mg/L時，LB值大致為200 mg/L;當進水COD濃度低于360 mg/L時，LB值呈明顯的上升趨勢;當進水COD濃度高于420 mg/L時，LB值大幅下降。這說明EPS中LB的量隨著進水COD濃度的降低而增加。當進水COD濃度增加時，微生物具有較慢的生長速率和較高的內源代謝水平，大量的細胞發生自溶，使得LB的含量增加。

圖3表明進水COD濃度對EPS中TB的影響，當進水COD濃度為360～420 mg/L時，TB值大致為250 mg/L;當進水COD濃度小于360 mg/L或大于420 mg/L時，TB值在200～300 mg/L范圍內變化。這說明EPS中TB含量隨進水COD濃度的變化較小。

圖2 不同進水COD濃度下LB值的變化

圖3 不同進水COD濃度下TB值的變化

2.2 進水負荷對EPS含量的影響

如圖4所示，隨著進水COD濃度的降低，微生物細胞發生自溶現象，EPS的含量增加。當進水COD濃度較高時，細菌增殖速率高，細菌數量多，細菌占優勢;此時細菌分泌的EPS較少，多糖含量較低，絲狀菌可利用的基質少;此外，高負荷污泥的泥齡短，絲狀菌世代周期長，故絲狀菌無法成為優勢菌種;因此，高負荷污泥的生態環境不利于絲狀菌增殖。

隨著進水COD的降低，細菌可利用的基質減少，增殖速率降低，細菌數量逐漸減少，活性降低。但是，在低基質濃度條件下，一方面由于絲狀菌的Ks比細菌小，絲狀菌增殖速率高，細菌的分泌和自溶使低負荷污泥中EPS含量較高，其中細菌自溶釋放出部分胞內EPS;另一方面，低負荷時污泥EPS中多糖、DNA及蛋白質的含量較高，EPS中的大分子物質可以通過胞外酶的水解轉化成為葡萄糖、氨基酸等可生物降解的小分子物質，而被絲狀菌利用。因此，在低負荷污泥中，作為骨架的絲狀菌優先利用了部分可生物降解的EPS作基質而增殖，這可能是低負荷時易發生污泥膨脹的重要原因。

2.3 EPS對污泥沉降性能的影響

圖5表明EPS總量對活性污泥沉降性能的影響。圖5表明，隨著EPS總量的增大，SVI升高，污泥沉降性能逐漸變差。EPS總量與SVI呈正相關性，相關系數R2分別為0.9652。SVI反映了污泥不同的性質，描述了污泥的區域沉降與壓縮沉降過程，與活性污泥的沉降性能密切相關。因此，EPS總量的增加可以導致污泥容積指數SVI的增大，使泥水分離難度加大，沉降性能變差。

從EPS的結構組分可知，LB與細胞體結合不緊密，是一種開放的疏松結構，含水分多，密度小，體積大，具有流變性，導致污泥絮體體積增大，并易引發污泥膨脹，這削弱了污泥絮體的壓縮性，導致SVI增大。另外，LB含量的增加使污泥絮體界面的粗糙度相對增大，同時也可能會使絮體Zeta電位升高，造成絮體與水分離的難度增大，導致污泥的沉降性能變差。這與Forster[16]研究的結論相一致。

圖4 不同進水COD濃度下EPS含量的變化

圖5 EPS對污泥沉降性能的影響

4 結 論

(1)進水COD濃度對EPS中LB的量影響比較大，進水COD濃度的降低有利于LB的合成，微生物具有較慢的生長速率和較高的內源代謝水平，大量的細胞發生自溶，使LB的含量增加;進水COD濃度的變化對EPS中TB的量影響較小。

(2)進水COD濃度對EPS的合成影響較大。隨著進水COD濃度的降低，微生物細胞發生自溶現象，EPS的含量增加。

(3)EPS的增加導致污泥容積指數SVI的增大，泥水分離難度加大，污泥沉降性能變差。EPS與SVI、呈線性正相關。

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