Al3+快速造粒过程：物化-生化作用的耦合

李昱欢,刘永军,李洋媚,刘 喆 (西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055)

Al3+快速造粒过程：物化-生化作用的耦合

李昱欢,刘永军*,李洋媚,刘 喆 (西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西 西安 710055)

通过在好氧污泥颗粒化初期(10～16d)投加硫酸铝的方式来加速好氧污泥的颗粒化进程.采用X荧光光谱仪测定元素含量,扫描电镜和能量弥散X射线光谱仪联用的方法测定元素的空间分布.结果显示：Al3+快速造粒形成的颗粒污泥结构更加密实,生物量大,具有更加良好的污泥特性.加药停止后,颗粒中Al元素含量从16d的(45.69 ± 0.55) %逐渐下降至43d的(1.09 ± 0.39) %,总体呈一个近似线性下降的趋势.与此同时,颗粒中P和S元素的含量分别由(7.21 ± 0.047) %和(32.11 ± 0.23) %逐渐回升至(13.64 ± 0.071) %和(47.82 ± 0.21) %,并且在成熟后的颗粒中Al元素主要以沉淀物的形式分布在污泥颗粒的核心.这说明加药期间微生物之间的聚集方式以物化絮凝为主,停止加药后微生物的自絮凝逐渐替代了混凝剂的无机絮凝,成为微生物聚集的主要手段.结果证明Al3+快速造粒过程是一个物化-生化的耦合过程.

好氧污泥；快速造粒；Al元素；空间分布

好氧颗粒污泥技术近年来受到了研究者的广泛关注[1-2].与普通活性污泥相比,好氧颗粒污泥具有良好的沉降性能、密实的结构、较高的生物量和对有害物质的吸附能力[3-4].但是,长达数周的启动时间成为好氧颗粒污泥技术发展的主要瓶颈之一[1].

对此,研究者们提出了一些促进好氧污泥颗粒化的方法.将自固定能力较强的的纯菌混合在接种污泥当中,在反应器运行8d后获得了平均粒径为446µm的颗粒污泥[5].然而,在原污泥中接种纯菌的做法较为昂贵,很难直接应用于实际的污水处理项目中.通过人工添加颗粒活性炭作为载体,可以使细菌更加容易吸附在其表面形成核心,从而在一定程度上减少颗粒化时间[6].此外,Ca2+、Mg2+等金属阳离子的添加也可以有效缩短好氧颗粒污泥的形成时间.添加 10mg/L的Mg2+可以使好氧颗粒污泥的成熟时间由 32d缩短至18d[7],而添加100mg/L的Ca2+可以使乙醇和乙酸钠作为混合碳源的好氧颗粒污泥提前 16d成熟[8].

Al3+作为一种常见的金属阳离子,对好氧污泥颗粒化的进程有着直接影响[9].无机高分子混凝剂聚合氯化铝(PAC)的添加,可以有效缩短好氧颗粒污泥的成熟时间[10-11],但对于 Al3+在颗粒化过程中的作用机理还有待进一步的深入研究.相对的,硫酸铝作为一种常见的无机低分子混凝剂,具有使用简单、价格低廉的优点,在水处理领域有着广泛的应用.有研究者指出,低分子无机铝盐混凝剂的投加也可以有效加速颗粒污泥的形成,并且形成的颗粒污泥具有更加良好的污泥特性[12].本实验通过在 SBR反应器运行的第 10～16d投加硫酸铝的方式,对期间的污泥特性、污泥中 Al元素的含量和空间分布变化进行了分析,为明确 Al3+在加速好氧污泥颗粒化中的作用奠定了基础.

1 材料与方法

1.1 实验装置及运行条件

实验采用的序批式活性污泥反应器(SBR)由圆柱形有机玻璃制成(图 1).有效容积 2.4L,高径比(H/D)30,体积交换率 50%,曝气量 1.5L/min.运行方式为每天 5个周期,每个周期包括进水期3min、反应期 262min、沉淀期 5min、出水期3min、静置期 15min.为避免反应器在运行过程中一次性排泥过多,本实验在运行的1～10d内沉淀时间由开始的15min逐渐调整至5min.反应期间的温度由温控棒控制在18～20℃.

1.2 实验废水和接种污泥

实验室接种原泥取自西安市第五污水处理厂(A2O工艺)好氧池的内回流污泥.原污泥的MLSS 7.85g/L、MLVSS 5.21g/L.实验废水采用人工模拟废水,碳源采用混合碳源[8],水质成分如下：乙 醇 , 298mg/L; NaAc, 390mg/L; NH4Cl, 167mg/L; KH2PO4·3H2O, 45mg/L; MgSO4·7H2O, 25mg/L; FeSO4, 15mg/L; CaCl2·2H2O, 30mg/L; H3BO3, 0.15µg/L; Na2Mo7O24·2H2O, 0.06µg/L; CuSO4·5H2O, 0.03µg/L; MnCl2·2H2O, 0.12µg/L; ZnSO4·7H2O, 0.12µg/L; CoCl2·6H2O, 0.15µg/L; KI, 0.03µg/L; Na2Mo7O24·2H2O, 0.06µg/L; FeCl3·6H2O 1.5µg/L.

图1 反应装置示意Fig.1 Schematic representation of the reactor

1.3 絮凝剂投加方式

通过对预实验中反应器内细菌总数的变化进行观察,发现10～16d是反应器内微生物生长的对数期.在之前的研究中发现,与在培养初期投加混凝剂相比,在对数期投加混凝剂可更快地加速好氧颗粒污泥成熟,且形成的颗粒污泥具有更加良好的污泥特性[13].其中,R1作为对照组保持运行.R2在反应器运行的 10～16d,每天前两个周期人工投加硫酸铝,投加方式：每周期排水结束后,在R2中投加75mL浓度20g/L的硫酸铝(硫酸铝终浓度为625mg/L),手动曝气5min混合均匀.每个周期开始时,用NaHCO3溶液将反应器中的pH调整至7.0～7.5.

1.4 分析方法

1.4.1 元素分析 元素含量分析采用X荧光光谱仪(SPECTRO MIDEX斯派克德国).样品处理：为保证取样的均匀性,本实验选择在反应器曝气期间取 50mL污泥混合液经抽滤泵抽滤,抽滤之后的污泥在烘箱内 105℃烘干5h,经玛瑙研钵研碎成均匀粉末,在X荧光光谱仪下测量3次,结果取中间值.

元素空间分布的测定采用扫描电镜(QUINTA-600F FEI公司 美国)和能量弥散X射线光谱仪(Inca-IE350牛津 英国)联用的方法[14].

1.4.2 污泥特性及水质分析 好氧颗粒污泥的MLSS、MLVSS、SVI以及水质参数均按标准方法进行测定[15].好氧颗粒污泥的比重和含水率按照李星等[13]的方法进行测定.污泥胞外聚合物(EPS)的提取采用碱提法[16].颗粒污泥强度按照Zhang[17]的方法进行测定.污泥的微观形态采用光学显微镜(BX51奥林巴斯 日本)和数码相机进行观察.粒径分布采用激光粒度分析仪(LS230/SVM+贝克曼 美国)进行测定.

2 结果与讨论

2.1 Al3+快速造粒过程中颗粒污泥的形成

2.1.1 快速造粒过程中污泥的形态特征 反应器运行的第1d,新接种污泥为结构松散的污泥絮体(图 2),颜色呈深棕色,其中夹杂着大量的丝状菌.在 R2中硫酸铝的投加停止后(16d),2个反应器中均出现了颗粒污泥.其中,R1(粒径中位值357µm)中的颗粒污泥相对结构松散,在显微镜下透光性好,且周围缠绕少量丝状菌,故推测 R1中的颗粒以丝状菌为骨架,由多种属的细菌和 EPS之间的相互作用自凝聚产生[18].相比之下,R2(粒径中位值403µm)中的颗粒拥有更大的粒径,并且透光性差,在结构上更加密实,其中并没有观察到丝状菌的存在.这说明 Al3+的添加可能对丝状菌存在一定的抑制作用[19].此时的颗粒颜色偏白,由大量增殖能力强的新生细菌组成.

图2 快速造粒过程中污泥的形态变化Fig.2 Morphological variation of the sludge during the process of fast granulation

反应器运行至 32d,虽然还有少许小颗粒存在,但是饱满的半透明状颗粒污泥已经在 R2中占据了主要地位,并且部分大颗粒粒径已经超过了1000µm.由于处于微生物繁殖的稳定期,R2中颗粒颜色有所加深,粒径的中位值达到了787µm.相比之下,R1的颗粒粒径略微增加至 437µm,相比之前变化并不明显.

2.1.2 强度、比重、含水率 表1反映了第35d成熟颗粒的强度、比重和含水率.其中,R2的颗粒强度和比重分别比R1高出6.2%和0.0148.较高的颗粒强度表明硫酸铝的投加使得好氧颗粒污泥结构更加紧密,其内部的微生物具有良好的稳定性,这样的结论也与图2的结果相类似.有研究者指出[20],混凝强化造粒形成的好氧颗粒污泥与普通好氧颗粒污泥相比具有更加致密的细菌结构,颗粒中的空隙较少,其中包含间隙水的几率较小.故R2具有比R1更低的含水率.

表1 不同反应器中污泥的强度、比重、含水率Table 1 Strength, density and moisture content of granular sludge in different reactors

2.1.3 SVI和 MLVSS 根据运行条件的不同,将反应器运行过程分为 3个阶段：初始阶段(1～9d)、加药阶段(10～16d)和稳定阶段(17d之后).在初始阶段,反应器的沉淀时间由开始的 15min逐渐调整至 5min.随着沉淀时间的缩短,沉降性较差的污泥被逐渐洗出反应器,这导致 2个反应器中的MLVSS和SVI出现了较大的波动,第8d 2个反应器中的 SVI均超过了 100mL/g(见表 2).同时,污泥的MLVSS也由接种时的5.21g/L分别下降至1.9g/L和1.28g/L.加药阶段中,R1作为对照组保持运行,R2按照之前介绍的方式投加硫酸铝.期间,R2的SVI一度下降至59.79mL/g,在沉降性方面明显好于对照组.这一点与 Liu等[21]的研究结果相同,说明混凝剂的投加可以显著改善好氧污泥的沉降性能.R1和R2的MLVSS在第15d分别达到了2.6g/L和2.83g/L,较之前略微有所上升,但二者之间无明显差异.当反应器运行至稳定阶段,R2中的污泥始终保持着较好的沉降性能,增长速率也明显高于R1.第35d,R2中的MLVSS增加至7.91g/L,是同时期R1(4.08g/L)的近1倍.这充分证明,加药停止后 R2中的污泥得以更多的保留聚集,在反应器内维持了一个较高的生物量水平.

表2 不同反应器中SVI和MLVSS的变化Table 2 The variations of SVI and MLVSS for different reactors

2.1.4 快速造粒过程中 EPS含量的变化 EPS是分泌于微生物细胞表面的有机大分子物质,它可以促进微生物细胞间的相互聚集并维持细胞结构上的稳定,对好氧颗粒污泥的形成过程有着重要影响[22].

在污泥颗粒化的过程中,2个反应器内污泥的EPS均有较为明显的增加(图3).第16d,R1和R2污泥中的 EPS含量分别由初始的 33.1mg/g上升至85.3mg/g和106.1mg/g,加药组R2明显高于对照组R1.这说明硫酸铝的投加可能会使得微生物为了保护自身而分泌更多的 EPS, 这样的结果也与Liu[21]的结论相类似.第32d,2组反应器中污泥EPS含量均较16d略微有所下降,但总体保持在一个较高的水平.

2.2 快速造粒过程中污泥Al元素含量的变化

从图4可以看出,加药期间R2颗粒中Al元素含量呈微弱上升趋势并且始终保持在一个较高的水平[(42.57 ± 0.41)%～(46.37 ± 0.61)%].停止加药后,R2中的 Al元素含量并没有立即低于0.02 %,而是呈一个近似线性下降的趋势.直到第42d, R2中仍然含有(1.09±0.39)%的Al,而未添加硫酸铝的R1中Al含量始终低于0.02%.这意味着,污泥中的一部分Al并没有在停止加药后被立即排出,而是与污泥颗粒相互结合保留了下来.

图3 不同时期EPS含量的变化Fig.3 The changes of EPS contents at different stages

表3反映了污泥中部分元素含量的变化.在未投加硫酸铝的反应器中,Ca、Mg和Fe是存在于颗粒污泥中的主要金属元素.P以多聚磷酸盐的形式被微生物积累在其内部[23],而S元素是构成微生物胞外聚合物中蛋白质的重要物质.快速造粒的第 7d(16d), R2中的 P和 S元素含量[(7.212±0.047)%、(32.11±0.23)%]均少于 R1 [(13.93±0.07)%、(48.87±0.25)%].随着颗粒中 Al元素含量的逐渐下降,P和S元素含量又逐渐回升,直至反应器运行至42d,R2中这2种元素的含量[(13.64±0.071)%、(47.82±0.21)%]与R1[(12.21 ±0.061)%、(47.73±0.25)%]已经十分接近.这说明在快速造粒过程中,硫酸铝的大量投加使得期间微生物的聚集方式以无机絮凝为主,而之后S和P元素含量的上升则证明了在停止加药后,微生物的自絮凝逐渐替代了混凝剂的无机絮凝,成为微生物聚集的主要手段.

图4 快速造粒期间污泥中Al元素含量的变化Fig.4 Al content of sludge during the process of fast granulation

表3 污泥中元素的含量变化(%)Table 3 The variations of element content in the sludge (%)

总体来说,快速造粒过程中R2Al元素含量的逐渐降低包含几种可能：其一,加药停止后有少部分 Al与污泥之间结合生成的絮体在曝气过程中被水流剪切力冲散,成为沉降性较差的悬浮物被排出反应器.其二,在颗粒污泥形成期间可能存在着离子交换的过程.Xu等[24]在研究pH对好氧颗粒污泥吸附 Ni2+的影响时发现,随着Ni2+被吸附的同时K+、Mg2+、Ca2+则从好氧颗粒污泥上游离到溶液中.故推测,好氧颗粒污泥中的 Al3+与进水中的其他离子发生离子交换而被释放出来.其三,R2中的Al成功与污泥中的微生物相互结合,并对颗粒污泥粒径的增长有着明显的促进作用(图 2).同时,反应器中的MLVSS急剧上升(表2),生物的自絮凝在之后的过程中逐渐占据主导地位,使得 Al元素在其中所占的质量百分比减少.

2.3 快速造粒过程中元素的空间分布特征

图5 快速造粒过程中元素在颗粒中的空间分布Fig.5 Spatial distribution of elements in granules during the process of fast granulation

图 5a,图 5d反映了快速造粒过程中颗粒污泥的剖面微观形貌.由于硫酸铝的连续投加,16d R2的颗粒剖面上布满了结构紧凑的白色沉积物.这些沉积物经能谱分析显示其中含有大量的 Al元素(图5b中阴影部分),这就再次验证了在快速造粒时期,颗粒污泥的形成主要是由于硫酸铝的无机絮凝作用.经观察,32d R2的颗粒内部仍保留有白色沉积物,其分布主要集中在颗粒的内核区域,结构较之外围也更加紧凑.对比能谱分析图,此处的Al含量远高于周围区域,这说明Al以某种形态存在于成熟颗粒内核.图 5c,图 5f反映了颗粒污泥中磷元素的分布状态.在图 5c中,颗粒的剖面上分布有大量的磷元素.在化学除磷的过程中,磷的吸附和去除主要是一种特殊作用力下的络合反应的结果[25].除了生成AlPO4的化学沉淀外,Al(OH)3的吸附作用也对除磷效果有着重要影响[26].王硕等[27]认为,颗粒污泥内部的 EPS吸附及生物诱导作用可以生成磷酸盐沉淀.故推测,原水中的一部分磷酸盐在被 Al(OH)3吸附和与 Al3+生成化学沉淀之后,在硫酸铝絮体的絮凝和污泥中微生物的共同作用下,形成了富含P元素和Al元素的污泥颗粒.图5f中,颗粒剖面中心处的P含量远高于外围,这与Al元素的分布较为相似.有研究者指出[28], PO43可能会与金属阳离子形成化学沉淀而积累在颗粒污泥内部.由于PO43沉淀的种类较多并且 Al3+形成的络合物也较为复杂,所以成熟颗粒核心处Al盐沉淀物的组分还有待进一步研究.

2.4 物化-生化作用的耦合

总体来说,Al3+快速造粒过程很可能是一个物化-生化的耦合过程.阳离子 Ca2+可以结合微生物 EPS中的蛋白质并促进细菌粘附于物体的表面[29].故推测,阳离子Al3+也很可能具备相似的功能.首先,由于硫酸铝的大量投加,微生物在加药时期的聚集方式以物化的絮凝作用为主,Al3+结合原水中的P发生一系列复杂的络合反应,并和微生物之间相互作用逐渐形成了一个富含 Al元素的核心.同时,混凝剂的投加会使得微生物为了保护自身而分泌更多的EPS(图3).EPS含量的增加可以在微生物间起到架桥的作用,促使微生物聚集[1].这样的结果也与表2的结论相符.最后,微生物以此为核心,在多种选择压(水流剪切力、沉淀时间等)的作用下粘附在其周围,通过EPS和其细胞之间的桥连生化作用,逐步形成好氧颗粒污泥.

2.5 污泥对污染物的去除效果

在颗粒污泥形成的过程中,定期测定了反应器对COD、NH4+、TN和TP的去除效率,结果如图6所示.

反应器运行至15d, R1和R2的COD去除率分别是91%和92.5%,NH4+的去除率为65.4%和66.6%,TN的去除率为39%和36.69%,二者之间并无明显区别.这说明硫酸铝的添加并未对COD、NH4+和TN的去除率有明显影响.但同时期R2的TP去除率明显高于R1,这可能是由于硫酸铝的添加在反应器中产生了化学除磷作用,使得 TP的去除率显著提升.这样的结论也与图 5的结果相同.第 30d,两个反应器中的颗粒污泥对各项污染物的去除率逐渐趋于稳定.其中,R1和 R2 COD的去除率均高于95%,NH4+的去除率为 70%～80%.相比之下,颗粒污泥对 TN和TP的去除率只有 50%～60%.这可能是由于在运行稳定后反应器内厌氧状态的匮乏及总体排泥量较少、泥龄较长,导致TN和TP的去除率较低.

图6 污染物的去除效果Fig.6 The removal efficiency of pollutants

3 结论

3.1 在SBR反应器运行的10～16d投加硫酸铝可以加速好氧污泥的颗粒化进程,且形成的颗粒污泥机械强度高、生物量高、沉降性好、平均粒径大.同时,硫酸铝的投加并未对 COD、NH4+和TN的去除率有明显影响,但在一定程度上可以提高TP的去除率.

3.2 Al3+快速造粒是一个物化-生化的耦合过程.在加药期,污泥中 Al元素含量始终保持在一个很高的水平,微生物之间主要通过物化的絮凝和吸附作用形成了富含Al元素的污泥颗粒.加药结束之后,随着Al元素的逐渐下降,颗粒中S和P元素含量又逐渐回升.微生物以加药期形成的污泥颗粒为核心,生化的自絮凝逐渐代替了混凝剂的无机絮凝,通过EPS和微生物细胞之间的桥连生化作用,逐步形成好氧颗粒污泥.

[1]王良杰,湛含辉,孙 璨.以脱水污泥为接种污泥促进好氧污泥颗粒化 [J]. 中国环境科学, 2016,36(11)：3405-3411.

[2]侯爱月,李 军,王昌稳,等.不同好氧颗粒污泥中微生物群落结构特点 [J]. 中国环境科学, 2016,36(4)：1136-1144.

[3]Liu X W, Sheng G P, Yu H Q, et al. Physicochemical characteristics of microbial granules [J]. Biotechnology Advances, 2009,27(6)：1061-1070.

[4]Liu W, Zhang J S, Jin Y J, et al. Adsorption of Pb(II), Cd(II) and Zn(II) by extracellular polymeric substances extracted from aerobic granular sludge： Efficiency of protein [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2015,3(2)：1223-1232.

[5]Ivanov V, Wang X H, Tay S T, et al. Bioaugmentation and enhanced formation of microbial granules used in aerobic wastewater treatment [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2006,70(3)：374—381.

[6]Zhou J H, Zhao H, Hua M, et al. Granular activated carbon as nucleating agent for aerobic sludge granulation： Effect of GAC size on velocity field differences (GAC versus flocs) and aggregation behavior [J]. Bioresource Technology, 2015,198：358—363.

[7]Li X M, Liu Q Q, Yang Q, et al. Enhanced aerobic sludge granulation in sequencing batch reactor by Mg2+augmentation [J]. Bioresource Technology, 2009,100(1)：64-67.

[8]Jiang H L, Tay J H, Liu Y, et al. Ca2+augmentation for enhancement of aerobically grown microbial granules in sludge blanket reactors [J]. Biotechnology Letters, 2003,25(2)：95-99.

[9]时文歆,王 硕,于水利,等.铝离子对低温好氧颗粒污泥颗粒化的强化作用 [J]. 同济大学学报(自然科学版), 2012,40(11)：253-374.

[10]Liu Z, Liu Y J, Zhang A N, et al. Study on the process of aerobic granule sludge rapid formation by using the poly aluminum chloride (PAC) [J]. Chemical Engineering Journal, 2014,250(9)：319-325.

[11]Liu Z, Liu Y J, Kuschk P, et al. Poly aluminum chloride (PAC) enhanced formation of aerobic granules：Coupling process between physicochemical -biochemical effects [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,284：1127-1135.

[12]Yu H Q, Fang H H P, Tay J H, Enhanced sludge granulation in upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactors by aluminum chloride [J]. Chemosphere, 2001,44(1)：31-36.

[13]李 星,刘永军,刘 喆,等.聚合氯化铝投加时期对好氧颗粒污泥形成的影响 [J]. 安全与环境学报, 2016,16(2)：314-318.

[14]Alphenaar P A, Groeneveld N, Van A A C, et al. Scanning electron microscopical method for internal structure analysis of granular sludge [J]. Micron, 1994,25,(2)：129—133.

[15]国家环境保护总局.水和废水分析检测方法 [M]. 北京：中国环境科学出版社, 2006：105-285.

[16]Liu H, Fang H H, Extraction of extracellular polymeric substances (EPS) of sludge [J]. Journal of Biotechnology, 2002, 95(3)：249-256.

[17]Zhang Y X, Yang Q, Ji M, et al. Characteristics of Granular Sludge Cultivated by Domestic Sewage [J]. Environmental Science and Technology, 2011,24(3)：15-20.

[18]Tay J H, Liu Q S, Liu Y, et al. Microscopic observation of aerobic granulation in sequential aerobic sludge blanket reactor [J]. Journal of Applied Microbiology, 2001,91(1)：168-75.

[19]Bao R, Yu S L, Shi W X, et al. Aerobic granules formation and nutrients removal characteristics in sequencing batch airlift reactor (SBAR) at low temperature [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,168(2/3)：1334-1340.

[20]张 驰,刘永军,刘 喆,等.混凝强化造粒条件下好氧颗粒污泥中微生物的繁衍与聚集 [J]. 水土保持学报, 2013,27(5)：214-218.

[21]Liu Y J, Liu Z, Wang F K, et al. Regulation of aerobic granular sludge reformulation after granular sludge broken： Effect of poly aluminum chloride (PAC) [J]. Bioresource Technology, 2014, 158(4)：201-208.

[22]Tay J H, Liu Q S, Liu Y. The role of cellular polysaccharides in the formation and stability of aerobic granules [J]. Letters in Applied Microbiology, 2001,33(3)：222-226.

[23]Jardin N, Johannes H, Behavior of waste activated sludge from enhanced biological phosphorus removal during sludge treatment [J]. Water Environment Research, 1996,68(6)：965-973.

[24]Xu H, Liu Y, Tay J H, et al. Effect of pH on nickel biosorption by aerobic granular sludge [J]. Bioresource Technology, 2006,97(3)：359-363.

[25]李子富,云玉攀,曾 灏,等.城市污水处理厂化学强化生物除磷的试验研究 [J]. 中国环境科学, 2014,34(12)：3070-3077.

[26]Galarneau E, Gehr R, Phosphorus removal from wastewaters：Experimental and theoretical support for alternative mechanisms [J]. Water Research, 1997,31(2)：328-338.

[27]王 硕,于水利,时文歆,等.好氧颗粒污泥处理制糖工业废水厌氧出水的除磷特性研究 [J]. 环境科学, 2012,33(4)：1293-1298.

[28]Ren T T, Liu L, Sheng G P, et al. Calcium spatial distribution in aerobic granules and its effects on granule structure, strength and bioactivity [J]. Water Research, 2008,42(13)：3343-3352.

[29]Rose R K, The role of calcium in oral streptococcal aggregation and the implications for biofilm formation and retention [J]. Biochimica et Biophysica Acta, 2000,1475(1)：76-82.

Fast granulation of aerobic granules by Al3+: A coupling process between physicochemical-biochemical effects.

LIYu-huan, LIU Yong-jun*, LI Yang-mei, LIU Zhe (School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China). China Environmental Science, 2017,37(6)：2122～2129

During the initial stage of aerobic granulation (10～16d), the aluminum sulfate feeding strategy was applied to accelerate the granulation of aerobic granules. The elements content were analyzed by X-ray fluorescence spectrometer (XRF). Scanning electron microscope combined with energy dispersive X-ray detector (SEM-EDX) were used to analyzed the spatial distribution of elements. The results showed that the granules cultivated with aluminum sulfate had more compact structure, more biomass and better characteristics. After chemical dosing, the content of aluminum in granules linearly decreased from (45.69 ± 0.55) % (16d) to (1.09 ± 0.39) % (43d). Meanwhile, the content of P and S recovered from (7.21 ± 0.047) % and (32.11 ± 0.23) % to (13.64 ± 0.071) % and (47.82 ± 0.21)%, respectively. Aluminum mainly accumulated in the core of the mature granules and was in the form of precipitate. During the chemical dosing, the aggregation of microorganism was mainly caused by the physical flocculation. Since the chemical dosing terminated, the self-flocculating of microorganism gradually replaced the inorganic flocculation of flocculant and became the main mode for microbial aggregation. The results prove that Al3+accelerated granulation is a coupling process between physicochemical-biochemical effects.

aerobic sludge；fast granulation of aerobic granules；Al；spatial distribution

X703.1

A

1000-6923(2017)06-2122-08

李昱欢(1991-),男,陕西西安人.硕士,主要研究方向为污水生物处理理论与技术.

2016-11-08

国家自然科学基金资助项目(51178377)

* 责任作者, 教授, liuyongjun@xauat.edu.cn