2024年3月9日发(作者：联想客服24小时电话)

第３５卷第８期　２０１５年８月　工业水处理　Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　Ｗａｔｅｒ　Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ　Ｖｏ１．３５　Ｎｏ．８　Ａｕｇ．．２０１５　Ｃａ２＋、Ｍｇ　对好氧污泥颗粒化的影响研究　刘　名，唐朝春，陈惠民，叶　鑫，简关鹏　（华东交通大学土木建筑学院，江西南昌３３００１３）　［摘要］研究了投加不同金属离子（Ｃａ２＋、Ｍｇ２＋）在好氧污泥颗粒化过程中的作用，简要分析了颗粒形成过程中污　泥的形态和物化性质变化，重点探究Ｚｅｔａ电位、胞外多聚物（ＥＰＳ）的变化以及两者之间的关系。在接种普通活性污　泥的２个序批式反应器中分别投加等量４０ｍｇ／Ｌ的Ｃａ２＋和Ｍｇ“，培养运行３４　ｄ，２个反应器都已全部颗粒化，结果显　示添加Ｍ　更有利于缩短好氧颗粒污泥系统的启动时间，而添加Ｃａ“形成的颗粒污泥平均粒径较小，添加Ｍｇ“更能　促进ＥＰＳ的分泌。底物匮乏期，添加Ｍｇ“较添加Ｃａ２＋的微生物更易利用ＥＰＳ作为碳源，且在饱食一饥饿期的交替阶段　Ｍｇ２＋对污泥表面Ｚｅｔａ电位造成的影响更大。　［关键词］好氧颗粒污泥；金属离子；胞外多聚物　［中图分类号］Ｘ７０３．１　［文献标识码］Ａ　［文章编号］１００５—８２９Ｘ（２０１５）０８—００５７—０５　Ｒｅｓｅａｒｃｈ　Ｏｎ　ｔｈｅ　ｉｎｆｌｕｅｎｃｅｓ　Ｏｆ　Ｃａ２＋．Ｍｇ２＋　Ｏｎ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｓｌｕｄｇｅ　ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ　Ｌｉｕ　Ｍｉｎｇ，Ｔａｎｇ　Ｃｈａｏｃｈｕｎ，Ｃｈｅｎ　Ｈｕｉｍｉｎ，Ｙｅ　Ｘｉｎ，Ｊｉａｎ　Ｍｅｉｐｅｎｇ　（Ｓｃｈｏｏｌ　ｏｆＣｉｖｉｌＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇａｎｄＡｒｃｈｉｔｅｃｔｕｒｅ，Ｅａｓｔ　ＣｈｉｎａＪｉａｏｔｏｎｇＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｎａｎｃｈａｎｇ３３００１３，Ｃｈｉｎａ）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ａｄｄｉｎｇ　ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ　ｋｉｎｄｓ　ｏｆ　ｍｅｔａｌｌｉｃ　ｉｏｎｓ（Ｃａ２＋，Ｍｇ　）ｏｎ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｓｌｕｄｇｅ　ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ　ｐｒｏｃｅｓｓ　ｈａｓ　ｂｅｅｎ　ｓｔｕｄｉｅｄ．Ｔｈｅ　ｓｈａｐｅ　ｏｆ　ｓｌｕｄｇｅ　ａｎｄ　ｔｈｅ　ｃｈａｎｇｅ　ｏｆ　ｐｈｙｓｉｃａｌ＆ｃｈｅｍｉｃａｌ　ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ　ｉｎ　ｔｈｅ　ｃｏｕｒｓｅ　ｏｆ　ｆｏｒｍａｔｉｏｎ　ａｒｅ　ａｎａｌｙｚｅｄ　ｂｒｉｅｆｌｙ．Ｔｈｅ　Ｚｅｔａ　ｐｏｔｅｎｔｉａｌｓ，ｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒ　ｐｏｌｙｍｅｒｉｃ　ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ（ＥＰＳ），ａｎｄ　ｔｈｅ　ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ　ｂｅｔｗｅｅｎ　ｔｈｅ　ｔｗｏ　ｏｆ　ｔｈｅｍ　ａｒｅ　ｐｒｏｂｅｄ　ｉｎｔｏ　ｅｍｐｈａｔｉｃａｌｌｙ．Ｂｙ　ａｄｄｉｎｇ　ｅｑｕａｌ　ａｍｏｕｎｔ．４０　ｍｇ／Ｌ　ｏｆ　Ｃａ　ａｎｄ　Ｍｇ　ｔｏ　ｔｈｅ　ｔｗｏ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒｓ　ｆｏｒ　ｉｎｏｃｕｌａｔｉｎｇ　ｏｒｄｉｎａｒｙ　ａｃｔｉｖａｔｅｄ　ｓｌｕｄｇｅ　ａｎｄ　ｂｙ　ｃｕｌｔｕｒｉｎｇ　ｉｎ　ｏｐｅｒａｔｉｏｎ　ｆｏｒ　３４　ｄａｙｓ，ｔｈｅ　ｔｗｏ　ｒｅａｃｔｏｒｓ　ｈａｖｅ　ａｌｌ　ｃｏｍｐｌｅｔｅｄ　ｔｈｅ　ｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ．Ｔｈｅ　ｒｅｓｕｌｔｓ　ｓｈｏｗ　ｔｈａｔ　ａｄｄｉｎｇ　Ｍｇ　ｉｓ　ｍｏｒｅ　ａｄｖａｎｔａｇｅｏｕｓ　ｔｏ　ｔｈｅ　ｓｈｏｒｔｅｎｉｎｇ　ｏｆ　ｔｉｍｅ　ｏｒ　ｔｈｅ　ｓｔａｒｆｔ—ｕｐ　ｏｆ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｇｒａｎｕｌａｒ　ｓｌｕｄｇｅ　ｓｙｓｔｅｍ．Ｈｏｗｅｖｅｒ，ｔｈｅ　ｇｒａｎｕｌａｒ　ｓｌｕｄｇｅ　ｆｏｒｍｅｄ　ｂｙ　ａｄｄｉｎｇ　Ｃａ　ｈａｓ　ｓｍａｌｌｅｒ　ｇｒａｎｕｌａｒ　ｓｉｚｅｓ　ａｖｅｒａｇｅｌｙ．Ａｄｄｉｎｇ　Ｍｇ　ｃａｎ　ｐｒｏｍｏｔｅ　ｔｈｅ　ｓｅｃｒｅｔｉｏｎ　ｏｆ　ＥＰＳ．Ｄｕｒｉｎｇ　ｔｈｅ　ｓｕｂｓｔｒａｔｅ　ｄｅｐｒｉｖａｔｉｏｎ　ｐｅｒｉｏｄ，　ａｄｄｉｎｇ　Ｍｇ　ｉｓ　ｍｏｒｅ　ａｐｔ　ｔｏ　ｕｓｅ　ＥＰＳ　ａｓ　ｃａｒｂｏｎ　ｓｏｕｒｃｅ　ｔｈａｎ　ａｄｄｉｎｇ　Ｃａ　．Ｆｕ￣ｈｅｒｍｏｒｅ．ｉｎ　ｔｈｅ　ａｈｅｒａｔｉｖｅ　ｓｔａｇｅ　ｏｆ　ｓａｔｉａｔｉｏｎ－　ｓｔａｒｖａｔｉｏｎ，Ｍｇ　ｃａｕｓｅｓ　ｇｒｅａｔｅｒ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｎ　Ｚｅｔａ　ｐｏｔｅｎｔｉａｌ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｓｌｕｄｇｅ　ｓｕｒｆａｃｅ．　Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：ａｅｒｏｂｉｃ　ｇｒａｎｕｌａｒ　ｓｌｕｄｇｅ；ｍｅｔａｌｌｉｃ　ｉｏｎ；ｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒ　ｐｏｌｙｍｅｒｉｃ　ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ　好氧颗粒污泥是微生物通过自聚集形成的具有　规则外形、结构密实、沉降性能优良的微生物聚集　体，目前已成为研究热点…。好氧颗粒污泥表面一般　带有负电性，这种带电特性可以用Ｚｅｔａ电位来表　变化与蛋白／多糖之间的关系也报道较少　为了更好地探讨颗粒污泥培养过程中添加金属　离子后Ｚｅｔａ电位与ＥＰＳ对颗粒污泥形成的影响．笔　者对好氧污泥颗粒化过程中Ｚｅｔａ电位与ＥＰＳ的变　化规律。以及两者之间的关系进行了研究　示，Ｚｅｔａ电位越高，粒子间的静电斥力就越大．因此　Ｚｅｔａ电位对污泥的聚集有着重要影响　胞外多聚物（ＥＰＳ）是分泌于细胞表面的大分子　１　实验材料和方法　１．１　实验装置　物质，ＥＰＳ的分泌有利于微生物细胞凝聚，其中蛋白　质对降低污泥表面电位、促进污泥聚集可能起着重　要作用［２］。研究发现．金属阳离子对好氧颗粒污泥的　形成具有一定促进作用．但是投加不同金属离子后　好氧颗粒污泥形成过程中ＥＰＳ含量的变化以及对　污泥表面电位的影响还鲜有报道．污泥的Ｚｅｔａ电位　实验中Ｒ１、Ｒ２均为ＳＢＲ反应器．由有机玻璃　制成，如图１所示。反应器有效高度为１００　ｃｍ。内径　７　ａｍ，有效体积２　Ｌ．排水口设在距反应器底部２６　ｃｍ　处，排水量为１　Ｌ，即换水比为５０％。反应器底部设　有曝气头。由空气泵供气并用转子流量计控制曝气　［基金项目］江西省自然科学基金资助项目（２０ｌ３２ＢＡＢ２Ｏ３Ｏ３３）；江西省科技厅支撑计划项目（２００９ＡＥ０１６０１）　５７—　

试验研究　量，曝气量控制采取递增模式．由０．１　ｍ３／ｈ逐渐增加　并最终稳定在Ｏ．４ｍ３／ｈ，相当于表面气速为２．８９　ｅｍ／ｓ　人工模拟废水装入储水箱由小型抽水泵抽吸并从　上部进人ＳＢＲ反应器。反应器中部设置有排水口．　由电磁阀控制排水。ＳＢＲ反应器运行周期４　ｈ．进水　３　ｒａｉｎ、曝气２２７　ｍｉｎ、沉降５　ｍｉｎ、排水５　ｒａｉｎ，整个运　行过程由时间继电器自动控制　温度由电热带和温　控仪共同控制在（２４＋＿１）℃　●　：，ｏｏｏＣ　羹　水　‘　筵　一一一一　一一一一一一一一一一一一一一Ｊ　图１实验装置　１．２接种污泥和进水水质　反应器的接种污泥取自当地生活污水厂ＭＢＲ　反应器曝气池内的普通絮状污泥．接种体积为１　Ｌ．　占反应器容积的１／２．接种污泥质量浓度ＭＬＳＳ为　３．０８　ｇ／Ｌ，ＳＶＩ３０为８５．５２　ｍＬ／ｇ。接种污泥完全呈絮状，　无颗粒污泥。实验按照ｍ（ＣＯＤ）＂／７７，（ＴＮ）：ＤＺ（ＴＰ）＝　１００：５：１配制人工废水．进水组分见表１，以醋酸钠　作为ＣＯＤ，进水溶液微量元素取１　ｍＬ／Ｌ。Ｒ１内投加　１１１　ｍｇ／Ｌ　ＣａＣ１２（即４０　ｍｇ／Ｌ　Ｃａ　＋）．Ｒ２内则投加４０６　ｍｇ／Ｌ　ＭｇＳＯ４・７Ｈ２０（即４０　ｍｇ／Ｌ　Ｍｇ　）。　表１　模拟废水的组成　营养元素数值，（ｍｇ・Ｌ　）　微量元素　数值／（ｇ・Ｌ－　）　Ｃ０Ｄ　８ｏｏ　（ＮＨ４）６Ｍｏ　Ｏ２４￣４Ｈ２０　０．１２　ＮＨ　Ｃｌ　１５３　ＫＩ　Ｏ．０５　ＫＨｚＰ０４　３５　ＣｕＳＯ４・５Ｈ２０　０．０３　Ｃａ　４０　ＦｅＳ０４・７１ｑ【２０　１．５　Ｍ　４０　ＺｎＳＯ４・７Ｈ２Ｏ　０．０５　ＮａＨＣ０　２４０　ＥＤＴＡ　２０　Ｎｉ（ＮＯ３）２・６Ｈ２０　０．０３　１．３测定项目与分析方法　（１）ＣＯＤ、ＮＨａ＋－Ｎ、ＴＰ、ＭＩＳＳ、ＳＶＩ３ｏ等采用标准　方法测定（３　３。（２）污泥粒径分布采用湿筛法测定（４３．　使用光学显微镜和数码照相机观察和记录污泥形　态　（３）污泥的Ｚｅｔａ电位采用Ｚｅｔａ电位仪测定。取反　应器１个周期反应末段的混合液．在３　０００　ｒ／ｍｉｎ下　离心５　ｍｉｎ．弃去上清液．加入与上清液相同体积的　去离子水．混合后将样品打人样品池。进行３次测　定，测定结果取平均值［５＝。（４）ｗＰＳ的提取与测定。　５８～　工业水处理２０１５—０８，３５（８）　ＥＰＳ采用热提取法［　，多糖（ｖｓ）的测定采用蒽酮一硫　酸法　，蛋白质（ＰＮ）的测定采用考马斯亮蓝法（８３。　（５）密度测定通过已知体积的均匀污泥样的质量和　４℃下相同体积蒸馏水的质量进行对比：沉降速率　采用重力法测定［９］。　２实验结果与讨论　２．１好氧颗粒污泥的形成　考察了２个反应器运行过程中污泥质量浓度　ＭＬＳＳ与污泥容积指数ＳＶＩ加的变化情况。结果显　示，启动初期接种污泥的ＳＶＩ加为８５．５２　ｍＬ／ｇ，运行　５～１０　ｄ左右都出现了污泥膨胀，ＳＶＩ　有一定的上　升。这可能是由于环境的改变对其生长过程造成了　影响（ｍ）。１０　ｄ后，随着好氧颗粒污泥的形成．污泥沉　降性能逐渐改善，沉降速率有所加快，ＳＶＩ加明显下　降。经过３４　ｄ的培养，颗粒污泥达到成熟，最终ＳＶＩ　基本稳定维持在ｌ０～２０　ｍｕｇ．与接种污泥相比具有　良好的沉降性能　成熟的好氧颗粒污泥在Ｒ１、Ｒ２反应器中的　ＭＬＳＳ分别达到４．７７、４．５３　ｇ／Ｌ。比启动初期接种污泥　质量浓度（３．０８　ｇ／Ｌ）有一定提高。反应器接种后的５　ｄ　内为防止污泥大量流失．将沉降时间设为１５　ｍｉｎ，　６　１１　ｄ改为９　ｒａｉｎ，１２　ｄ以后均设为３　ａｒｉｎ．在实验启　动后的第１周．由于沉淀性能较差的污泥逐渐被淘　洗出反应器，而沉速大的污泥所占比例较小．因此反　应器的ＭＬＳＳ大幅下降．污泥排放量大．反应器中的　活性污泥量较少，Ｄ０ｎｇＷｅｉ等，ｌ１］也有同样的现象。其　中Ｒ１最低时达到１．６１　ｇ／Ｌ，Ｒ２最低时为０．７７　ｇ／Ｌ。之　后由于好氧颗粒污泥开始形成并逐渐长大．反应器　中颗粒污泥质量浓度稳步增加至４．５～５．０　ｇ／Ｌ。　好氧颗粒污泥培养过程中采用进料负荷作为主　要控制参数．２个反应器运行过程中对污染物的去　除情况如图２所示　０　墓２５　皇５０　Ｚ　７５　Ｚ　１ｏｏ　对阀憾　ａ—Ｒ１：ｂ—Ｒ２。　图２　ＣＯＤ、氨氮、ＴＰ的去除率变化情况　由于反应器的接种污泥取自生活污水处理反应　

工业水处理２０１５—０８，３５（８）　器．因此在培养过程中应对其进行驯化，以保证污泥　的正常生长　初始进水ＣＯＤ在２００　ｍｇ／Ｌ，逐步提高　反应器进水浓度．进水ＣＯＤ逐渐递增最终稳定在　８００　ｍｇ／Ｌ　培养３４　ｄ后，２个反应器中的ＣＯＤ去除　率都基本维持在８５％～９０％。　氨氮的去除率在反应初期有所下降．这是由于　培养初期水力选择压的作用［“。沉降性能好的污泥　被保留下来．而沉降性能较差的污泥被排出反应器，　污泥大量流失．导致ＭＬＳＳ急剧下降．对氨氮的去除　造成一定影响．后期随着污泥浓度的增加，Ｒ１和Ｒ２　中的污泥对氨氮的去除率稳步上升．最终能够达到　９５％～９８％。在培养前期，Ｒ１和Ｒ２中的ＴＰ去除率还　是比较高的．２个反应器中的污泥均出现了一定的　膨胀．这时消耗的磷较多，均用于微生物生长。１周　后随着颗粒污泥的初期形成．没有富集较多的聚磷　菌．故Ｒ１和Ｒ２对ＴＰ的去除率持续下降。随着培养　时间的逐渐增加．颗粒污泥逐渐成熟，粒径增大，内　部逐渐富集聚磷菌．形成内部缺氧、外部好氧的环　境，易于除磷，ＴＰ去除率随之升高，达到６５％～７５％。　２．２好氧颗粒污泥的形态变化　反应器运行３４　ｄ后污泥完全颗粒化．Ｒｌ和Ｒ２　中颗粒污泥的形成过程十分相似。从反应器接种启　动到颗粒化．整个过程可以分为３个阶段：启动期、　颗粒污泥出现期和颗粒污泥成熟期。　接种时的活性污泥为灰黑色。较为松散．沉降性　能较差。在启动期经过１周的培养。污泥颜色逐渐由　灰黑色变为土黄色．也出现了一定的丝状膨胀，ＳＶＩ加　有所上升　这是由于启动初期活性污泥的抗冲击负　荷能力较差．逐步减少沉降时间后，污泥膨胀有所控　制　在第７天时Ｒ２中最先出现了细小的颗粒污泥　晶核，颜色为白黄色．其表面附着大量丝状菌，形成　初期一定数量的丝状菌对好氧颗粒污泥的形成有促　进作用．丝状菌可以作为内核的骨架．菌胶团便附着　于上．形成稳定的聚合体。Ｒ２运行１３　ｄ时颗粒污泥　初步形成．而Ｒ１出现这一现象的时间在第１１天．　不过投加Ｍｇ２＋的污泥在颗粒污泥形成过程中有大量　的轮虫等后生动物聚集于菌胶团．微生物相相当丰　富　通过３４　ｄ的培养．反应器中的絮状污泥几乎全　部转变为浅黄色、小米粒状的颗粒污泥．形成的好氧　颗粒污泥以圆形和椭圆形为主．表面光滑．结构密　实。ＳＢＲ中好氧颗粒污泥已经占据主导地位，几乎　没有絮状污泥存在　此外Ｒ１中形成的颗粒污泥平均　粒径比Ｒ２偏小．而Ｒ２形成的颗粒污泥外形更加规　刘名，等：ｃａ２＋、Ｍ　对好氧污泥颗粒化的影响研究　则　２个反应器形成的好氧颗粒污泥颜色均为黄白　色．差异不明显　２－３成熟颗粒污泥的物理和化学性质　对Ｒｌ和Ｒ２中成熟颗粒污泥的粒径分布进行　了考察　２个反应器中粒径＞３　ｍｍ的颗粒污泥所占　比例都在３％以下。投加不同金属离子（Ｃａ２＋、Ｍ　）形　成的好氧颗粒污泥具有不同的粒径分布．Ｒｌ中５９％　的好氧颗粒污泥粒径范围在１　３　ｍｍ．粒径范围在　０．５～１　ｍｍ的颗粒污泥为２８％．粒径＜０．５　ｍｍ的占　ｌ１％　相比之下，Ｒ２中６６％的好氧颗粒污泥粒径范　围在１～３　ｍｍ．而粒径＜０．５　ｍｍ的颗粒污泥仅占１％。　结果表明Ｍｇ２＋投加条件下会获得较大粒径的好氧颗　粒污泥　实验运行３４　ｄ后。２个反应器中的成熟颗粒　污泥理化性质如表２所示　表２成熟好氧颗粒污泥的理化性质　由表２可以发现．颗粒化实现后，２个反应器的　污泥质量浓度较接种污泥提高了１．５倍左右．ＭＬＳＳ　在４．５～５．０　ｇ／Ｌ，具有较高的生物量浓度。ＳＶＩ∞均比　接种污泥时要低。分别为１４．４６、１４．７８　ｍＬ／ｇ，显示出　良好的沉降性能　实验对比了Ｒ１和Ｒ２中好氧颗粒　污泥的相对密度和沉速．可以明显看出好氧污泥颗　粒化后的沉降性能明显提高．但２个反应器中污泥　的相对密度和沉速提高程度却不相同．Ｒ１和Ｒ２中　培养的好氧颗粒污泥沉速分别为２３￣３、３６￣７　ｍ／ｈ，　而相对密度相差不明显．分别为１．０３２　ｌ、１．０５ｌ　８。表　明Ｍｇ　投加条件下形成的好氧颗粒污泥结构更加致　密紧实．沉降性能相对较优越。　ＥＰＳ在污泥的颗粒化过程中起到重要作用［ｚ．１２）　从表２可以看出．相比接种的絮状污泥．２个反应器　中成熟好氧颗粒污泥的多糖和蛋白质含量均大幅度　提高，但提升幅度不同。投加不同金属离子（Ｃａ　、　Ｍｇ２￣）得到的好氧颗粒污泥所分泌的ＥＰＳ含量不同．　Ｍｇ２＋更有利于ＥＰＳ的分泌．形成的好氧颗粒污泥　ＥＰＳ含量较高　一般微生物细胞表面均带有电负性．可用Ｚｅｔａ　电位来表示，Ｚｅｔａ电位越高．粒子间的静电斥力就越　大。如表２所示．Ｒ１、Ｒ２中成熟颗粒污泥的Ｚｅｔａ电　５９—　

试验研究　位分别为一９．２１、一１２．３８　ｍＶ．远低于接种污泥的　一工业水处理２０１５—０８，３５（８）　在培养过程中．随着颗粒化程度的提高．污泥性　３０．６０ｍＶ．研究认为金属阳离子对颗粒污泥的形成　能的改善，Ｒ１、Ｒ２中污泥表面Ｚｅｔａ电位逐渐降低。　运行７　ｄ后Ｒ１、Ｒ２中污泥Ｚｅｔａ电位从最初接种污　起着重要作用．金属离子能够降低表面电荷并增强　细胞间的范德华力【ｌ３］　２．４　Ｚｅｔａ电位与ＥＰＳ之间的关系　Ｒ１、Ｒ２中污泥的Ｚｅｔａ电位与ＥＰＳ（ＰＮ＋ＰＳ）的变　化情况如图３所示　彗　＞　丕　时间，ｄ　毫　图３　Ｒ１（Ａ）、Ｒ２（Ｂ）中污泥的Ｚｅｔａ电位与ＥＰＳ的变化　从图３可以看出，在整个好氧颗粒污泥培养过　程中．随着营养负荷的增加．微生物分泌大量的　ＥＰＳ．污泥胞外蛋白质增长迅速．而胞外多糖增幅不　明显．这与之前报道情况一致［Ｈ］。投加Ｃａｚ＋条件下形　成的颗粒污泥胞外多糖从接种污泥时的ｌ２．７８　ｍ　ｇ　增加到３１．５９　ｍｇ／ｇ，胞外蛋白则从２２．９７　ｍｇ／ｇ明显增　加至２１５．３２　ｍｇ／ｇ。而投加Ｍｇ２十条件下形成的颗粒污　泥胞外多糖和蛋白质均要高于Ｃａｚ＋条件．其胞外多　糖为５２．６１　ｍｇ／ｇ，蛋白质在运行３４　ｄ后高达３４１．０８　ｍｇ／ｇ。可见Ｍｇ　＋投加条件下形成的好氧颗粒污泥　ＥＰＳ含量较高。蛋白质具有很多氨基官能团，带有正　向电荷．能够很好地中和表面负性电荷，从而降低表　面电荷，促进凝聚作用。　泥时的一３Ｏ．６Ｏ　ｍｖ分别降低到一２０．０２、一１９．５３　ｍＹ。最　终分别降低至一９．２１、一１２．３８　ｍＶ，均具有较好的凝聚　特性，从Ｚｅｔａ电位的变化过程来看，投加Ｃａ２＋条件　下Ｚｅｔａ电位的变化更平稳　对Ｒ１、Ｒ２中污泥的Ｚｅｔａ电位与ＰＮ、ＰＳ质量比　的关系进行了分析。发现Ｒ１、Ｒ２中ｍ（ＰＮ）：ｍ（ＰＳ）　与Ｚｅｔａ电位均呈现出正相关性，即ＥＰＳ中ｍ（ＰＮ）：　ｍ（ＰＳ）越大，污泥的Ｚｅｔａ电位越低．污泥间静电斥力　越小，越有利于污泥的凝聚。Ｒ１中的相关系数为　０．８４．Ｒ２中的相关系数为０．８０，说明污泥的Ｚｅｔａ电　位与ｍ（ＰＮ）：ｍ（ＰＳ）密切相关，且Ｒ１中的相关度要　高于Ｒ２。　２．５　１个周期内ＣＯＤ、ＥＰＳ和Ｚｅｔａ电位的变化　实验分别对Ｒ１和Ｒ２中１个典型反应周期内　ＥＰＳ、ＣＯＤ和Ｚｅｔａ电位的变化情况进行研究。结果　如图４所示　８００　蕤　６００　主　营Ｕ　４００　２００　Ｕ　０　一一　∞ｇ）＞ｕｖ　／ｓｄ，Ｎｄ　喜　Ｏ　０　ｌ　２　３　４　舳∞　时间／ｈ　＋Ｚｅｔａ电位加　∞　￣ＰＮ加　＃ＰＳ　ＣＯＤ　图４　Ｒ１（Ａ）和Ｒ２（Ｂ）中１个周期内ＣＯＤ和ＥＰＳ的变化　Ｒ１、Ｒ２中的ＥＰＳ含量在前１．０　ｈ内有一个上升　过程．随后降低至一个较稳定数值。Ｒ１中ＰＳ从　２８．４６　ｍｇ／ｇ逐渐增加到３３．８０　ｍｇ／ｇ，随后逐渐减少至　ｌ８．３９　ｍｇ／ｇ．后又增加至３２．４１　ｍｇ／ｇ：而ＰＮ从２９．２６　ｍｅｇ增加到４０．７８　ｍｇ，ｇ，随后逐渐减少至３４．２６　ｍｅｇ，　最后达到４２．３１　ｍｇ／ｇ。而Ｒ２中ＰＳ从３７．３７　ｍｇ／ｇ逐　渐增加到４８．７７　ｍｅｇ，随后减少至１８．５９　ｍｇ／ｇ，后又　增加至３２．４１　ｍｇ／ｇ：ＰＮ从４２．２６　ｍｇ／ｇ增加到５７．７１　ｍｇ，ｇ，随后逐渐减少至５１．６９　ｍｅｇ。１个周期内前期　Ｃａ２＋和Ｍｇ２＋对ＥＰＳ的产生都有一定的促进作用，而　到了后期．两者的ＥＰＳ中ＰＮ的增加较为稳定，ＰＳ　却呈现出下降趋势．其中投加Ｍｇ　的反应器表现更　为明显．这说明在１个周期内Ｃａ　和Ｍｇ　对ＥＰＳ的　调控主要是通过对Ｐｓ的影响来体现的，其中１个　周期内Ｍｇ　对ＥＰＳ的影响较Ｃａ２＋更大。　

工业水处理２０１５－０８，３５（８）　１个周期内微生物经历１个饱食一饥饿期，在前　１．５　ｈ中．由于营养物质充足。微生物除了将有机物　用于自身代谢外．还将一部分有机物质以ＥＰＳ的形　式储存起来．由图４可以看出前期（饱食期）Ｒ１、Ｒ２　内ＰＮ和ＰＳ均增加。另外从ＥＰＳ增加趋势差异不大　可知Ｃａ　和Ｍｇ２＋在饱食期对ＥＰＳ的影响并没有明显　差异；而后期（饥饿期）ＥＰＳ出现下降趋势，主要原因　是反应器中的ＣＯＤ在运行１．５　ｈ后基本降解完毕，　微生物正处于底物匮乏期，故部分ＥＰＳ（主要是ＰＳ）　被分解成小分子有机物。供微生物作为碳源使用［】　。　分析可知此后一段时问内ＣＯＤ有所增加也是微生　物对自身ＥＰＳ分解所致　同时由后期ＰＳ的下降趋　势可以推断，投加Ｍｇ２＋的颗粒污泥较投加Ｃａ２＋的颗　粒污泥产生的ＥＰＳ（主要表现在ＰＳ）更易于被微生　物分解作为碳源．以供其在底物匮乏时维持自身的　生命活动。　污泥的Ｚｅｔａ电位总体均呈下降趋势．在１．５～２．０　ｈ　内．投加Ｍｇ２＋比投加Ｃａ２＋的颗粒污泥表面Ｚｅｔａ电位　变化大．主要原因可能是投加Ｃａｚ＋与投加Ｍｇ２＋的饱　食一饥饿期变化阶段不一致．对污泥表面Ｚｅｔａ电位　造成了一定影响　３　结论　（１）Ｍｇｚ＋的添加更有利于缩短好氧颗粒污泥系　统的启动时间．Ｃａｚ＋添加条件形成的颗粒污泥平均　粒径比Ｍｇ２＋ｉ￣，］Ｊｆｌ条件下形成的要小，投加Ｍ　＋形成　的颗粒污泥有较丰富的后生动物　（２）ＳＢＲ系统好氧颗粒污泥的培养和生长过程　中，污泥Ｚｅｔａ电位呈逐渐下降过程．投加Ｃａ２＋条件　下Ｚｅｔａ电位的变化较Ｍｇ　投加条件更平稳　（３）颗粒化过程中，污泥中的ＥＰＳ含量不断增　加，添加Ｍ　较Ｃａ　更有利于胞外聚合物的分泌。多　糖含量变化均不明显．但蛋白质含量均增幅较大．且　反应器中污泥的Ｚｅｔａ电位变化与蛋白／多糖呈正相　关性。　（４）在底物匮乏期，添加Ｍ　的微生物更易利用　ＰＳ作为碳源，且在饱食一饥饿期的变化阶段Ｍ　对　污泥表面Ｚｅｔａ电位造成的影响更大　参考文献　［１］唐朝春，简美鹏，刘名。等．强化好氧颗粒污泥稳定性的研究进　展［Ｊ］．化工进展，２０１３，３２（４）：９１９—９２４．　刘名，等：Ｃａ２＋、Ｍｇ２＋对好氧污泥颗粒化的影响研究　［２］Ｚｈａｎｇ　Ｌｉｌｉ，Ｆｅｎｇ　Ｘｉｎｘｉｎｇ，Ｚｈｕ　Ｎａｎｗｅｎ，ｅｔ　ａ１．Ｒｏｌｅ　ｏｆ　ｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒ　ｐｒｏｔｅｉｎｉｎｔｈｅｆｏｒｍａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｓｔａｂｉｌｉｔｙｏｆａｅｒｏｂｉｃ　ｇｒａｎｕｌｅｓ［Ｊ］．Ｅｎｚｙｍｅ　ａｎｄＭｉｃｒｏｂｉａｌＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００７，４１（５）：５５１—５５７．　［３］ＡＰＨＡ．Ｓｔａｎｄａｒｄｓｍｅｔｈｏｄｓｆｏｒｔｈｅ　ｅｘａｍｉｎａｔｉｏｎ　ｏｆｗａｔｅｒ　ａｎｄｗａｓｔｅｗａ—　ｔｅｒ［Ｍ］．２０ｔｈ　ｅｄ．Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ：Ａｍｅｒｉｃａｎ　Ｐｕｂｌｉｃ　Ｈｅａｌｔｈ　Ａｓｓｏｃｉａｔｉｏｎ，　１９９８：１０．　［４］Ｌａｇｕｎａ　Ａ，Ｏｕａｔｔｒａａ　Ａ，Ｇｏｎｚａｌｅｚ　Ｒ　Ｏ，ｅｔ　ａ１．Ａ　ｓｉｍｐｌｅ　ａｎｄ　ｌｏｗ　ｃｏｓｔ　ｔｅｃｈｎｉｑｕｅ　ｆｏｒ　ｄｅｔｅｒｍｉｎｉｎｇ　ｔｈｅ　ｇｒａｎｕｌｏｍｅｔｒｙ　ｏｆ　ｕｐｆｌｏｗ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ　ｓｌｕｄｇｅ　ｂｌａｎｋｅｔ　ｒｅａｃｔｏｒ　ｓｌｕｄｇｅ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｓｃｉｅｎｃｅ　ａｎｄ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，　１９９９，４０（８）：１－８．　［５］Ｂｕｓｓｃｈｅｒ　Ｈ　Ｊ，ｖａｎ　ｄｅ　Ｂｅｌｔ－Ｇｒｉｔｔｅｒ　Ｂ，ｖａｎ　ｄｅｒ　Ｍｅｉ　Ｈ　Ｃ．Ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ａｄｈｅｓｉｏｎ　ｔｏ　ｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ　ｆｏｒ　ｅｖａｌｕａｔｉｎｇ　ｃｅｌｌ　ｓｕｒｆａｃｅ　ｈｙ・　ｄｒｏｐｈｏｂｉｃｉｔｙ　１．Ｚｅｔａ　ｐｏｔｅｎｔｉｌａｓ　ｏｆ　ｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎ　ｄｒｏｐｌｅｔｓ［Ｊ］．Ｃｏｌｌｏｉｄｓ　ｎａｄＳｕｒｆａｃｅｓＢ：Ｂｉｏｉｎｔｅｒｆａｃｅｓ，１９９５，５（３）：ｌ１１－１１６．　［６］Ｌｉ　Ｘ　Ｙ，Ｙａｎｇ　Ｓ　Ｆ．Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｏｆｌｏｏｓｅｌｙ　ｂｏｕｎｄ　ｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒ　ｐｏｌｙｍｅｒｉｃ　ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ（ＥＰＳ）ｏｎ　ｔｈｅ　ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ，ｓｅｄｉｍｅｎｔａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｄｅｗａｔｅｒ－　ａｂｉｌｉｔｙ　ｏｆａｃｔｉｖａｔｅｄ　ｓｌｕｄｇｅ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓｅａｒｃｈ，２００７，４１（５）：１０２２—　１０３０．　［７］Ｒｅｄｄｙ　Ｃ　Ａ，Ｂｅｖｅｒｉｄｇｅ　Ｔ　Ｊ，Ｂｒｅｚｎａｋ　Ｊ　Ａ，ｅｔ　ａ１．Ｍｅｔｈｏｄｓ　ｆｏｒ　Ｇｅｎｅｒａｌ　ａｎｄ　Ｍｏｌｅｃｕｌｒａ　Ｂａｃｔｅｒｉｏｌｏｇｙ［Ｍ］．Ｗａｓｈｉｎｇｔｏｎ，ＤＣ：Ａｍｅｒｉｃａｎ　Ｓｏｃｉｅｔｙ　ｏｆｒ　Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，１９９４．　［８］Ｂｒａｄｆｏｒｄ　Ｍ　Ｍ．Ａ　ｒａｐｉｄ　ａｎｄ　ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ　ｍｅｔｈｏｄ　ｆｏｒ　ｔｈｅ　ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｍｉｃｒｏｇｒａｍ　ｑｕａｎｔｉｔｉｅｓ　ｏｆ　ｐｒｏｔｅｉｎ　ｕｔｉｌｉｚｉｎｇ　ｔｈｅ　ｐｒｉｎｃｉｐｌｅ　ｏｆ　ｐｒｏｔｅｉｎ—ｄｙｅ　ｂｉｎｄｉｎｇ［Ｊ］．Ａｎａｌｙｔｉｃａｌ　Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，１９７６，７２（１）：２４８—２５４．　［９］Ｚｈｅｎｇ　Ｙｕｍｉｎｇ，Ｙｕ　Ｈａｎｑｉｎｇ，Ｌｉｕ　Ｓｈｕａｎｇｊｉａｎｇ，ｅｔ　ａ１．Ｆｏｒｍａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｉｎｓｔａｂｉｌｉｔｙ　ｏｆ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｇｒａｎｕｌｅｓ　ｕｎｄｅｒ　ｈｉｇｈ　ｏｒｇａｎｉｃ　ｌｏａｄｉｎｇ　ｃｏｎｄｉｔ—　ｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００６，６３（１０）：１７９１－１８００．　［１０］Ｏｔｈｍａｎ　Ｉ，Ａｎｕａｒ　Ａ　Ｎ，Ｕｊａｎｇ　Ｚ，ｅｔ　ａ１．Ｌｉｖｅｓｔｏｃｋ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｔｒｅａｔ—　ｍｅｎｔ　ｕｓｉｎｇ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｇｒａｎｕｌａｒ　ｓｌｕｄｇｅ［Ｊ］．Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ　Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，　２０１３，１３３：６３０－６３４．　［１１］ＷｅｉＤｏｎｇ，ＱｉａｏＺｈｕａｎｇｍｉｎｇ，ＺｈａｎｇＹｏｎｇｆａｎｇ，ｅｔ　ａ１．Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆＣＯＤ／　Ｎ　ｒａｔｉｏ　ｏｎ　ｃｕｌｔｉｖａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｇｒａｎｕｌｒａ　ｓｌｕｄｇｅ　ｉｎ　ａ　ｐｉｌｏｔ－－ｓｃａｌｅ　８ｅ．－　ｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒ［Ｊ］．Ａｐｐｌｉｅｄ　Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏ—　ｙｇ，２０１２，９７（４）：１７４５－１７５３．　［１２］Ｌｉｕ　Ｙｏｎｇｑｉａｎｇ，Ｌｊｕ　Ｙｕ，Ｔａｙ　Ｊ　Ｈ．Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔｓ　ｏｆ　ｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒ　ｐｏｌｙ—　ｍｅｒｉｃ　ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ　ｏｎ　ｔｈｅ　ｆｏｒｍａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｓｔａｂｉｌｉｔｙ　ｏｆ　ｂｉｏｇｒａｎｕｌｅｓ［Ｊ］．　Ａｐｐｌｉｅｄ　Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００４，６５（２）：１４３—１４８．　［１３］ＭａｂｏｎｅｙＥＭ，ＶａｒａｎｇｕＬＫ，ＣａｉｎｒｓＷＬ，ｅｔａ１．Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆｃａｌｃｉｕｍ　ｏｎ　ｍｉｃｒｏｂｉａｌ　ａｇｇｒｅｇａｔｉｏｎ　ｄｕｒｉｎｇ　ｕａｓｂ　ｒｅａｃｔｏｒ　ｓｔａｒｔ－ｕｐ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ　Ｓｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９８７，１９（１１２）：２４９－２６０．　［１４］Ｓｕ　Ｋ　Ｚ，Ｙｕ　Ｈａｎｑｉｎｇ．Ｆｏｒｍａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ　ｏｆ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｒｇａｎｕｌｅｓ　ｉｎ　ａ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒ　ｔｒｅａｔｉｎｇ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｓｃｉｅｎｃｅ＆Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５，３９（８）：２８１８—２８２７．　［１５］ＺｈａｎｇＸｉａｏｑｉ，Ｂｉｓｈｏｐ　Ｐ　Ｌ．Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｂｉｌｉｔｙ　ｏｆｂｉｏｆｉｌｍ　ｅｘｔｒａｃｅｌｌｕｌａｒ　ｐｏｌｙｍｅｒｉｃ　ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ，２００３　５０（１）：６３－－６９．　［作者简介］刘名（１９９０一），硕士研究生。通讯作者：唐朝春．教授　Ｅ－ｍａｉｌ：ｔａｎｇｃｃ１９６４＠１６３．ｃｏｍ。　　’［收稿日期］２０１５—０７—１２（修改稿）　—６１—