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〔1〕。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。
1 实验材料和方法
1.1 实验装置
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 cm，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0.4 m3/h，相当于表面气速为2.89 cm/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入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 min、曝气227 min、沉降5 min、排水5 min，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) ℃。
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)∶m(TN)∶m(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 CaCl2(即40 mg/L Ca2+)，R2内则投加406 mg/L MgSO4·7H2O(即40 mg/L Mg2+)。
1.3 测定项目与分析方法
(1)COD、NH4+-N、TP、MLSS、SVI30等采用标准方法测定〔3〕。(2)污泥粒径分布采用湿筛法测定〔4〕，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，混合后将样品打入样品池，进行3次测定，测定结果取平均值〔5〕。(4)EPS的提取与测定。EPS采用热提取法〔6〕，多糖(PS)的测定采用蒽酮-硫酸法〔7〕，蛋白质(PN)的测定采用考马斯亮蓝法〔8〕。(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SVI30的变化情况。结果显示，启动初期接种污泥的SVI30为85.52 mL/g，运行5~10 d左右都出现了污泥膨胀，SVI30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〔10〕。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，SVI30明显下降。经过34 d的培养，颗粒污泥达到成熟，最终SVI30基本稳定维持在10~20 mL/g，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 min，12 d以后均设为3 min，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，Dong Wei等〔11〕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。
图 2 COD、氨氮、TP的去除率变化情况 a—R1；b—R2。
由于反应器的接种污泥取自生活污水处理反应器，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〔1〕，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，R1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，SVI30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R1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+、Mg2+)形成的好氧颗粒污泥具有不同的粒径分布，R1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11%。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。
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。SVI30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 1、1.051 8。表明Mg2+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〔2, 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(Ca2+、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电位分别为-9.21、-12.38 mV，远低于接种污泥的 -30.60 mV，研究认为金属阳离子对颗粒污泥的形成起着重要作用，金属离子能够降低表面电荷并增强细胞间的范德华力〔13〕。
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。
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〔14〕。投加Ca2+条件下形成的颗粒污泥胞外多糖从接种污泥时的12.78 mg/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+条件下形成的颗粒污泥胞外多糖和蛋白质均要高于Ca2+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Mg2+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。
在培养过程中，随着颗粒化程度的提高，污泥性能的改善，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电位从最初接种污泥时的-30.60 mV分别降低到-20.02、-19.53 mV，最终分别降低至-9.21、-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。
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18.39 mg/g，后又增加至32.41 mg/g;而PN从29.26 mg/g增加到40.78 mg/g，随后逐渐减少至34.26 mg/g，最后达到42.31 mg/g。而R2中PS从37.37 mg/g逐渐增加到48.77 mg/g，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 mg/g。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Mg2+的反应器表现更为明显，这说明在1个周期内Ca2+和Mg2+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Mg2+对EPS的影响较Ca2+更大。
1个周期内微生物经历1个饱食-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Ca2+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〔15〕。分析可知此后一段时间内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Ca2+与投加Mg2+的饱食-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)Mg2+的添加更有利于缩短好氧颗粒污泥系统的启动时间，Ca2+添加条件形成的颗粒污泥平均粒径比Mg2+添加条件下形成的要小，投加Mg2+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Mg2+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Mg2+较Ca2+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Mg2+的微生物更易利用PS作为碳源，且在饱食-饥饿期的变化阶段Mg2+对污泥表面Zeta电位造成的影响更大。