外源AHLs信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的影響

宋志偉，鄧文靜，鄭 歡，谷新宇

(1.黑龍江科技大學(xué) 教務(wù)處， 哈爾濱 150022； 2.黑龍江科技大學(xué) 環(huán)境與化工學(xué)院， 哈爾濱 150022)

0 引 言

好氧顆粒污泥(Aerobic granular sludge，AGS)具有污泥濃度高、沉降性優(yōu)異、能夠同步脫氮除磷等優(yōu)點(diǎn)[1]，然而，AGS在運(yùn)行過程中顆粒易解體、破碎，導(dǎo)致出水水質(zhì)波動(dòng)，微生物功能紊亂，AGS系統(tǒng)崩潰，極大地限制了好氧顆粒污泥技術(shù)的應(yīng)用與推廣[2]。因此，提高好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性，可以突破好氧顆粒污泥技術(shù)的瓶頸問題，為推動(dòng)高效低耗廢水處理技術(shù)的發(fā)展提供理論基礎(chǔ)。

近年來研究發(fā)現(xiàn)，微生物群體感應(yīng)(Quorum sensing，QS)能夠通過分泌、積累和感知信號(hào)分子指導(dǎo)微生物行為，有利于好氧顆粒污泥的形成與穩(wěn)定[3]。Zhang等[4]的研究表明，在菌藻顆粒污泥和好氧顆粒污泥中都檢測(cè)到了AHLs(N-acyl homoserinelactonase)信號(hào)分子，且其含量在成熟期有所增多，穩(wěn)定期有所下降，說明AHLs信號(hào)分子與顆粒污泥的成熟與穩(wěn)定具有相關(guān)性，有助于維持好氧顆粒污泥的穩(wěn)定結(jié)構(gòu)。徐雪冬[5]在碳氮比為15的條件下培養(yǎng)好氧顆粒污泥，結(jié)果表明，C10-HSL、C12-HSL及C14-HSL為AGS生長(zhǎng)過程中的主要信號(hào)分子，有利于好氧顆粒污泥的形成與穩(wěn)定[5]。上述研究表明，AHLs在好氧顆粒污泥生長(zhǎng)過程中起重要作用，但無法明確外源AHLs信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的影響，未能解決好氧顆粒污泥運(yùn)行過程中失穩(wěn)的問題。

筆者通過投加3種AHLs信號(hào)分子的方式，干預(yù)好氧顆粒污泥系統(tǒng)中的群體感應(yīng)效應(yīng)，監(jiān)測(cè)反應(yīng)過程中顆粒污泥粒徑、沉降性、出水水質(zhì)及EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化，探究AHLs信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的影響，研發(fā)調(diào)控好氧污泥顆粒穩(wěn)定性的方法，突破制約好氧顆粒污泥技術(shù)應(yīng)用的瓶頸問題。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

采用自制的氣升式內(nèi)循環(huán)序批式反應(yīng)器(Sequencing batch airlift reactor，SBAR)，內(nèi)管直徑6 cm，高90 cm。外管直徑8 cm，高120 cm，有效體積5 L。反應(yīng)器內(nèi)、外壁為有機(jī)玻璃，配有水浴控溫夾層，反應(yīng)期間的溫度控制在30 ℃左右。內(nèi)管底部置有曝氣裝置，由真空泵供氣，曝氣量由氣體轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制，為0.32 m3/h。運(yùn)行方式為序批式連續(xù)運(yùn)行，體積交換率為50%，SBAR實(shí)驗(yàn)裝置示意圖如圖1所示。

圖1 SBAR實(shí)驗(yàn)裝置Fig. 1 Schematic of SBAR Installation

1.2 實(shí)驗(yàn)材料

接種污泥為取自哈爾濱市百威啤酒廠中啤酒廢水處理二沉池中的絮狀污泥。污泥呈褐色，顆粒平均粒徑為0.051 mm，混合液懸浮固體質(zhì)量濃度(MLSS)6 542 mg/L，污泥體積指數(shù)(SVI30)為149.8 mL/g。

信號(hào)分子：N-decanoyl-L-Homoserine lactone(C10-HSL)、N-dodecanoyl-L-Homoserine lactone(C12-HSL)、N-tetradecanoyl-L-Homoserine lactone(C14-HSL)。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

同步運(yùn)行4組相同結(jié)構(gòu)SBAR反應(yīng)器，分別為R1、R2、R3和R4。其中R1作為空白對(duì)照組，在反應(yīng)器中顆粒污泥達(dá)到成熟期(20 d)時(shí)，分別向R2、R3和R4中投加C10-HSL、C12-HSL和C14-HSL信號(hào)分子。

投加方式：3種信號(hào)分子均采用外源投加的方式，隨進(jìn)水進(jìn)入反應(yīng)器內(nèi)，連續(xù)投加至反應(yīng)結(jié)束。投加濃度為50 nmol/L。

反應(yīng)器運(yùn)行條件：運(yùn)行周期6 h，包括進(jìn)水、曝氣、沉降及排水4個(gè)階段，由PLC控制器進(jìn)行控制，其中，進(jìn)水5 min，曝氣340 min，沉降15 min，排水5 min。隨著好氧顆粒污泥沉降性能的提高，沉降時(shí)間從15 min逐漸降低至5 min，曝氣時(shí)間相應(yīng)增加。反應(yīng)器運(yùn)行時(shí)間90 d。

1.4 分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 AHLs對(duì)粒徑的影響

為探究信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥粒徑的影響，定期采用激光粒度分布儀測(cè)定不同時(shí)期好氧顆粒污泥的粒徑大小，圖2為運(yùn)行過程中顆粒的變化情況。圖中每組數(shù)據(jù)從左至右分別代表R1、R2、R3和R4中不同粒徑顆粒占比。

圖2 運(yùn)行過程中顆粒粒徑的變化情況Fig. 2 Variations of particles size during operation

由圖2可知，接種污泥99%以上的粒徑小于0.2 mm，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，4個(gè)反應(yīng)器中的污泥不斷生長(zhǎng)，粒徑逐漸增大，在20 d時(shí)，R1、R2、R3及R4中大于0.2 mm的顆粒占比分別上升至54.6%、56.3%、52.4%和57.6%，此時(shí)好氧顆粒污泥進(jìn)入成熟期。

在20～60 d期間，4個(gè)反應(yīng)器中顆粒污泥粒徑均有所增長(zhǎng)；70 d時(shí)，R1和R2中的好氧顆粒污泥粒徑急劇減小，小于0.2 mm的顆粒占比分別增至64.8%和47.3%，顆粒污泥出現(xiàn)解體現(xiàn)象；而R3和R4中好氧顆粒污泥的粒徑仍保持穩(wěn)定的增大趨勢(shì)，在70 d時(shí)，R3中污泥粒徑大于0.2 mm的顆粒占比72.5%，R4中污泥粒徑大于0.2 mm的顆粒占比69.0%。

反應(yīng)運(yùn)行到90 d時(shí)，R1和R2中的顆粒污泥幾乎全部解體，粒徑小于0.2 mm顆粒分別達(dá)到96.3%和65.0%；R3中大于0.2 mm的顆粒占65.7%，1.0～2.0 mm的顆粒占16.8%，其好氧顆粒污泥仍保持完整的顆粒結(jié)構(gòu)；R4中的顆粒污泥從80 d開始出現(xiàn)部分解體現(xiàn)象，小于0.2 mm的顆粒占比驟增，并且0.2～0.6 mm和0.6～1.0 mm的顆粒均有減少，由70 d時(shí)的29.2%和25.5%降至90 d時(shí)的22.8%和13.4%，小于0.2 mm的顆粒占比高達(dá)55.3%。

綜上可知，外源AHLs信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥的粒徑影響顯著，投加C12-HSL的R3中小于0.2 mm的粒徑僅占34.3%，粒徑增長(zhǎng)情況最好，直至反應(yīng)結(jié)束也保持著較大的顆粒結(jié)構(gòu)，未出現(xiàn)解體現(xiàn)象，表明C12-HSL信號(hào)分子能夠促進(jìn)AGS中微生物的聚集，可以保持其完整的顆粒結(jié)構(gòu)，從而維持顆粒污泥的穩(wěn)定。

2.2 AHLs對(duì)沉降性的影響

成熟的好氧顆粒污泥生物含量豐富，污泥濃度高，易于泥水分離。為探究外源AHLs對(duì)AGS沉降性能的影響，定期檢測(cè)4個(gè)反應(yīng)器中好氧顆粒污泥的SVI值，結(jié)果見圖3。

圖3 污泥體積指數(shù)的變化Fig. 3 Variations of sludge volume index

由圖3可知，接種的活性污泥SVI值為149.8 mL/g。0～20 d時(shí)，污泥粒徑不斷增大，沉降性逐漸改善，20 d時(shí)各反應(yīng)器中顆粒污泥均達(dá)到成熟，SVI值降至26.9、23.4、30.1和29.0 mL/g；20～50 d內(nèi)，4個(gè)反應(yīng)器中顆粒污泥的SVI值變化趨勢(shì)大致相同，穩(wěn)定在11.8～24.2 mL/g之間，R1、R2、R3和R4組分別在40、35、40和35 d降到最低，對(duì)應(yīng)的SVI值為13.7、12.0、11.8和14.5 mL/g；隨著顆粒污泥的部分解體、污泥的流失，R1中顆粒污泥的沉降性從第55 d開始變差，在90 d時(shí)SVI值升高至172.3 mL/g；R2中的SVI值同樣在第55 d時(shí)開始升高，但低于R1組，在90 d時(shí)達(dá)到97.3 mL/g；R3中的好氧顆粒污泥直至實(shí)驗(yàn)結(jié)束也保持著優(yōu)異的沉降性能，SVI值基本趨于平穩(wěn)，在90 d時(shí)為14.6 mL/g；R4中的顆粒污泥在80 d時(shí)SVI值升高，沉降性變差，在90 d時(shí)為66.6 mL/g。

結(jié)果表明，未投加信號(hào)分子的R1中的好氧顆粒污泥在反應(yīng)運(yùn)行至60 d失去其良好的沉降性能，投加C10-HSL信號(hào)分子的顆粒污泥沉降性相較于R1偏好，但在65 d也出現(xiàn)了SVI值升高的情況，投加C14-HSL的顆粒污泥在90 d時(shí)SVI值為66.6 mL/g，而投加C12-HSL的顆粒污泥在反應(yīng)結(jié)束時(shí)SVI值穩(wěn)定在14.6～21.0 mL/g之間，表明外源C12-HSL信號(hào)分子有利于好氧顆粒污泥維持其優(yōu)異的沉降性能。

2.3 AHLs對(duì)污染物降解性能的影響

2.3.1 AHLs對(duì)CODCr去除效果的影響

為探究AHLs對(duì)好氧顆粒污泥CODCr去除效果的影響，定期對(duì)4個(gè)反應(yīng)器進(jìn)、出水CODCr進(jìn)行檢測(cè)，各反應(yīng)器中好氧顆粒污泥對(duì)CODCr去除率的變化見圖4。

圖4 CODCr的去除率Fig. 4 Removal ratio of CODCr

由圖4可知，反應(yīng)初期，各反應(yīng)器中的好氧顆粒污泥對(duì)CODCr的去除率變化趨勢(shì)相似，在0～15 d時(shí)，顆粒污泥對(duì)CODCr的去除率都有所降低，這是由于反應(yīng)前期污泥濃度低，污泥粒徑小導(dǎo)致的，污泥經(jīng)過一段時(shí)間生長(zhǎng)后，對(duì)CODCr的去除能力也逐漸增強(qiáng)，在20～55 d期間趨于穩(wěn)定，R1、R2、R3和R4分別在89.1%、89.9%、93.5%和92.2%左右。55 d后，空白對(duì)照組R1和添加C10-HSL信號(hào)分子的顆粒污泥對(duì)CODCr的去除率大幅度降低，分別降至45.0%和52.0%，遠(yuǎn)低于接種污泥的75.2%；而添加C14-HSL信號(hào)分子的R4在55～80 d期間去除率在88.7%～92.0%范圍內(nèi)略有波動(dòng)，但在80～90 d，對(duì)CODCr的去除率逐漸降低至71.0%；而添加了C12-HSL信號(hào)分子的顆粒污泥在20～90 d之間，顆粒污泥始終保持優(yōu)異的降解CODCr的能力，去除率維持在90.7%～94.7%。

分析可知，外源C12-HSL信號(hào)分子有利于維持好氧顆粒污泥降解性能的穩(wěn)定，且能夠促進(jìn)顆粒污泥對(duì)污染物降解能力的提高，CODCr去除率穩(wěn)定在90.7%～94.7%之間。

圖N的去除率 N

2.3.3 AHLs對(duì)TP去除效果的影響

為探究AHLs對(duì)好氧顆粒污泥TP去除效果的影響，定期對(duì)4個(gè)反應(yīng)器進(jìn)、出水TP進(jìn)行檢測(cè)，各反應(yīng)器中好氧顆粒污泥對(duì)TP去除率的變化見圖6。

圖6 TP的去除率Fig. 6 Removal ratio of TP

由圖6可知，接種污泥有著較良好的降解TP的性能，為77.5%。在0～20 d，各反應(yīng)器中的好氧顆粒污泥對(duì)TP的去除率變化趨勢(shì)相似，在反應(yīng)初始階段，TP的去除率都有所降低，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，好氧顆粒污泥對(duì)TP的去除能力逐漸增強(qiáng)，除R1外，R2、R3和R4對(duì)TP的去除率在20～60 d內(nèi)基本保持穩(wěn)定，在85.0%～93.2%之間，空白對(duì)照組R1從50 d起，TP去除率呈現(xiàn)大幅度波動(dòng)下降趨勢(shì)，在反應(yīng)結(jié)束時(shí)TP去除率僅有40.0%；添加C10-HSL信號(hào)分子的R2組，在65 d后TP去除率大幅度降低，在第90 d降至44.8%；在80 d時(shí)，添加C14-HSL信號(hào)分子的R4組對(duì)TP的降解能力下降，去除率逐漸降低至71.0%；而添加C12-HSL信號(hào)分子的R3組，直至反應(yīng)結(jié)束時(shí)仍有優(yōu)異的降解TP的能力，去除率為92.8%。

分析可知，AHLs對(duì)好氧顆粒污泥污染物降解能力有一定的影響，外源C12-HSL信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥去除TP有促進(jìn)作用，有利于好氧顆粒污泥系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行。

2.4 AHLs對(duì)EPS的影響

為探究AHLs對(duì)好氧顆粒污泥EPS的影響，定期對(duì)4個(gè)反應(yīng)器中EPS組分及其質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行檢測(cè)，結(jié)果如圖7所示。

圖7 EPS、LB-EPS及TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化Fig. 7 Variations of EPS,LB-EPS and TB-EPS during granulation

由圖7可知，在0～45 d期間，4個(gè)反應(yīng)器中的好氧顆粒污泥分泌EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化趨勢(shì)相似，呈增長(zhǎng)趨勢(shì)，在45 d時(shí)，4個(gè)反應(yīng)器中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別由0 d的63.25 mg/g增長(zhǎng)至97.09、102.90、120.78和118.93 mg/g。在45 d后，各反應(yīng)器中顆粒污泥分泌EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)有明顯差異，空白對(duì)照組R1中污泥分泌EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸減少，在90 d時(shí)，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)減少至53.11 mg/g；添加C10-HSL的R2中，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)不斷增長(zhǎng)，在58 d時(shí)達(dá)到峰值109.18 mg/g，但58 d后，顆粒污泥分泌EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸減少，在反應(yīng)結(jié)束時(shí)為60.29 mg/g；而添加C12-HSL的R3中，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)在60～90 d內(nèi)較為穩(wěn)定，維持在120.00 mg/g左右，并在90 d時(shí)達(dá)到峰值123.92 mg/g；R4中，可見EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)在45～70 d內(nèi)穩(wěn)定在117.16～118.93 mg/g之間，但在70 d后，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)也開始減少，在反應(yīng)結(jié)束時(shí)為97.06 mg/g。

接種污泥的TB-EPS和LB-EPS分別為29.36和33.89 mg/g，隨著反應(yīng)的運(yùn)行，R1中TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增長(zhǎng)速度大于LB-EPS，在45 d時(shí)達(dá)到峰值53.52 mg/g，而此時(shí)LB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)為39.00 mg/g，之后R1中EPS總量下降，但TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)仍大于LB-EPS；與R1相似，在0～58 d內(nèi)，R2中的LB-EPS呈緩慢增長(zhǎng)趨勢(shì)，而TB-EPS增長(zhǎng)較快，在58 d時(shí)LB-EPS和TB-EPS都達(dá)到峰值，分別為52.49和56.69 mg/g；R3中的LB-EPS和TB-EPS在0～45 d內(nèi)呈穩(wěn)定增長(zhǎng)趨勢(shì)，在45 d升至52.97和67.81 mg/g，至反應(yīng)結(jié)束時(shí)，LB-EPS和TB-EPS基本穩(wěn)定，其中LB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)為(52±2) mg/g，TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)為(69±3) mg/g；R4中的LB-EPS和TB-EPS在0～45 d內(nèi)總體呈穩(wěn)定增長(zhǎng)趨勢(shì)，與其他3組反應(yīng)器不同的是，R4中的LB-EPS和TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)在0～45 d內(nèi)穩(wěn)定增長(zhǎng)，在45 d時(shí)分別為57.09、61.84 mg/g，而在45～90 d內(nèi)，LB-EPS和TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈波動(dòng)下降趨勢(shì)。

綜上可知，4個(gè)反應(yīng)器中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化有顯著差異，在90 d時(shí)，R1、R2、R3和R4中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為53.11、60.29、123.92和97.06 mg/g，且成熟的顆粒污泥分泌的TB-EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)均大于LB-EPS，說明AHLs信號(hào)分子可以促進(jìn)好氧顆粒污泥分泌EPS，尤其對(duì)TB-EPS的促進(jìn)作用更明顯，C12-HSL可以促進(jìn)好氧顆粒污泥在污泥成熟期和穩(wěn)定期分泌大量的EPS，進(jìn)而維持好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性。結(jié)合好氧顆粒污泥的粒徑、SVI值及出水水質(zhì)變化情況，可知好氧顆粒污泥分泌的EPS對(duì)AGS的生長(zhǎng)與穩(wěn)定有重要作用，且較高的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)有利于顆粒污泥保持穩(wěn)定，其中，TB-EPS是好氧顆粒污泥生長(zhǎng)和穩(wěn)定的重要物質(zhì)，這與文獻(xiàn)[8]的研究結(jié)果一致。

3 結(jié) 論

(1)AHLs對(duì)好氧顆粒污泥穩(wěn)定性有顯著影響。投加C12-HSL的好氧顆粒污泥能夠保持較大的顆粒粒徑、優(yōu)異的沉降性能和較高的污染物降解性能，說明外源C12-HSL有利于好氧顆粒污泥維持其穩(wěn)定性，而空白對(duì)照組R1和投加C10-HSL、C14-HSL的R2和R4中的顆粒污泥分別在65、70和80 d解體。

(2)AHLs信號(hào)分子對(duì)好氧顆粒污泥EPS有顯著影響。反應(yīng)結(jié)束時(shí)，R3中EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)為123.92 mg/g，高于R1、R2和R4，表明C12-HSL信號(hào)分子可促進(jìn)好氧顆粒污泥EPS的分泌，有利于顆粒維持其形態(tài)完整，其中TB-EPS是形成好氧顆粒污泥及維持其穩(wěn)定性的重要因素。