固定化季铵盐对硫酸盐有机废水厌氧处理颗粒污泥特性的影响

蒋永荣,罗 娜,黄秀娟,朱仲广,梁 英,张学洪

固定化季铵盐对硫酸盐有机废水厌氧处理颗粒污泥特性的影响

蒋永荣,罗 娜,黄秀娟,朱仲广,梁 英,张学洪*

(桂林电子科技大学生命与环境科学学院,广西 桂林 541004)

将硫酸盐有机废水厌氧处理过程中活性受抑制的厌氧颗粒污泥接入2台平行运行的升流式厌氧污泥床(UASB,1#、2#)反应器,并分别向其中投加短链和长链固定化季铵盐(IQAS),考察IQAS的投加对颗粒污泥生物活性和理化特性的影响.结果表明:投加IQAS后,2台反应器中颗粒污泥的脱氢酶活性和比产甲烷活性均明显提高,沉降性能提升,其总硫、金属元素、胞外蛋白质(PN)及胞外多糖(PS)含量均呈降低趋势,表面的PN、PS拉曼光谱峰值减弱;与1#反应器相比较,2#反应器中颗粒污泥的辅酶F420浓度增加明显,总硫和Fe元素含量减少显著;由此表明,IQAS的投加能剥离颗粒污泥表面沉积物,使活性受抑制的厌氧颗粒污泥的生物活性提高,其中长链IQAS对颗粒污泥的剥离激活作用较明显.

厌氧颗粒污泥；固定化季铵盐；生物活性；理化特性

硫酸盐有机废水是一种难治理工业废水,对其采用厌氧工艺处理一直是环境工程界关注的焦点.但在厌氧处理过程中,由于硫酸盐的存在而引起对厌氧微生物的抑制,往往导致厌氧反应器的运转失败[1],从而严重制约了其工程化应用.为解决微生物活性受抑制这一问题,国内外科研人员进行了大量研究.多数研究者认为,这种抑制作用是由于硫酸盐还原菌(SRB)对产甲烷菌(MPA)产生基质竞争性抑制[2]以及硫酸盐还原产物-硫化物对MPA和SRB产生毒性作用[3]而引起;另一些研究者则认为,单质硫和金属硫化物在颗粒污泥表面的过渡沉积使微生物活性受到抑制[4].目前,针对前一种抑制多采用两相厌氧工艺和在此基础上发展起来的多相串联厌氧工艺的策略[5-6],取得一定的效果,但对于后一种抑制目前尚未见相应的处理措施.事实上,厌氧反应器的良好处理效果主要取决于厌氧颗粒污泥的活性,如何在反应器内保持其生物活性,是厌氧工艺能够稳定运行的关键[7],是采用生物法处理各类废水的环保工作者都会面临的难题.

固定化季铵盐(IQAS)是季铵盐官能团单体共价结合于水不溶性载体上,制成的聚阳离子型抗菌剂[8],它克服了小分子季铵盐易溶于水、稳定性差、会渗透进入人皮肤的缺点,日益受到国内外学者的广泛重视[9-10].最近的资料表明,季铵盐具有较强的生物粘泥剥离和分散作用[11-14].分析其剥离机理,认为主要是由于季铵盐破坏了胞外多糖、蛋白质等粘合物的糖苷键、酰氨键,使生物粘泥中胞外聚合物降解,从而瓦解粘泥结构,使其内部的微生物暴露出来,进而对其进行分散、包裹、溶解.但是利用季铵盐剥离厌氧颗粒污泥表面的包裹物以提高废水厌氧处理颗粒污泥活性的研究尚未见报道.

本研究将厌氧折流板反应器(ABR)第4隔室活性受抑制的产甲烷颗粒污泥接入升流式厌氧污泥床(UASB)反应器,然后投加本实验室合成的IQAS,考察IQAS对活性受抑制的厌氧颗粒污泥生物活性和理化特性的影响,探讨IQAS对颗粒污泥表面包裹物的剥离作用及激活机理,为解决硫酸盐有机废水厌氧处理过程中颗粒污泥的失活问题提供新的方向和理论依据.

1 材料与方法

1.1 实验装置

图1 实验装置示意图

1.进水罐;2.蠕动泵;3.ABR装置;4.温控装置;5.ABR排气口;6.ABR出水排放口;7.第三隔室出水管;8.沉淀池;9.UASB装置;10.UASB排气口;11.UASB出水排放口

图1是本实验的装置示意图.如图1所示主要由ABR和UASB 2套厌氧反应器组成.ABR的有效容积为62L,其具体结构和流程见Jiang等[15]的研究.ABR反应器第3隔室的部分出水作为UASB的进水泵入UASB反应器.UASB由厚度为10mm的透明有机玻璃制成,总高度560mm,有效容积3.6L;反应器的主反应区直径80mm,高度397mm. UASB反应器外围缠绕伴热带并连接温控器,使反应器内部环境温度维持在(33±0.1)℃.

1.2 进水水质及反应器运行方式

ABR反应器进水为人工合成的含硫酸盐有机废水,ABR反应器进水的水质配方详见表1.以蔗糖为碳源,氮源为NH4HCO3,磷源为KH2PO4, COD : N : P = 200 : 5 : 1;硫酸盐主要由Na2SO4提供,保持COD: SO42-≈2.3,其中COD和SO42-浓度分别为4000和1750mg/L;添加一定量的Fe、Cu、Co、Ni、Mn等微量元素,并用Na2CO3调节pH值为7左右.蔗糖在ABR的前面3隔室被水解酸化为挥发性脂肪酸(VFA),VFA进而作为硫酸盐还原的电子供体,产生大量乙酸,故第3隔室的VFA主要包括乙酸、丙酸、丁酸、乳酸等[15].ABR第3隔室的部分出水作为UASB的进水,因此UASB的进水水质由ABR第3隔室的出水水质决定.

表1 ABR反应器进水配方

在开展本研究之前,以上述硫酸盐有机废水为进水,已连续运行ABR反应器2a以上,并获得约10L活性受抑制的颗粒污泥.本研究将ABR反应器运行至第875d,第4隔室活性受抑制的颗粒污泥接种至2个UASB反应器(编号为1#、2#)平行运行,水力停留时间(HRT)为24h,反应器的理论上升流速为0.23m/h.待UASB反应器进出水稳定后,分别向1#和2#UASB反应器中一次性投加本实验室合成的短链IQAS和长链IQAS[16],使IQAS在反应器中的浓度为0.5g/L.短链IQAS和长链IQAS的化学结构见图2.投加IQAS后反应器继续运行至稳定,在第45d取颗粒污泥测试其生物活性及理化特性.

图2 IQAS结构示意

1.3 厌氧颗粒污泥生物活性测定方法

采用氯化三苯基四氮唑(TTC)法测定脱氢酶活性[17];采用血清瓶试验法测定比产甲烷活性[17],其中以碱液吸收排水法测定产甲烷量[18]、以最大比COD指示比产甲烷活性[19];采用紫外分光光度法测定辅酶F420含量[20].每个样本3次重复取平均值.

1.4 厌氧颗粒污泥理化性质测定方法

采用滴定法测定反应器进出水VFA[18];UASB运行稳定后,连续3次测定VFA取平均值;采用静沉法测定颗粒污泥的沉降速度[21];使用飞利浦-FEI Quanta 200FEG型发射环境扫描电子显微镜分析颗粒污泥形貌;参考土壤中硫的测定方法来测定污泥中硫的含量[22];采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)(PerkinElmer, NexION 300X)测定颗粒污泥中金属元素的含量;采用热提取法从颗粒污泥中提取胞外聚合物(EPS)[23];其中胞外多糖(PS)和胞外蛋白质(PN)含量分别采用蒽酮法[24]和改良Lowry法[25]测定.每个样本3次重复取平均值.

采用冷冻切片机将颗粒污泥制成厚度为20µm样品,使用显微拉曼光谱仪(Thermo Fisher Scientific, DXR xi)分析颗粒污泥表面胞外聚合物、金属硫化物和单质硫的分布.拉曼光谱仪测试参数:激发波长532nm,功率2.1mW,曝光时间0.04s,单点扫描次数1000次(拉曼成像扫描次数为5次),50µm共聚焦针孔,放大200X;拉曼成像范围78µm×64µm,步长2µm.

1.5 数据处理

实验数据采用Excel 2016、Origin 9.4和Omnic 9.2进行数据分析和作图.文中柱状图的数据采用Excel作图,用平均值表示,其误差线用标准偏差表示;拉曼光谱采用Origin作图;拉曼成像图采用Omnic软件进行相关性方法成像.

图3 投加IQAS前后各反应器VFA去除量变化情况

2 结果与讨论

2.1 投加IQAS前后UASB中VFA的去除情况

本研究根据VFA在UASB中累积和降解情况,初步判断反应器运行情况,以及IQAS作用过程中反应器中颗粒污泥的活性变化状况.实验以ABR第3隔室出水作为UASB的进水.投加IQAS作用45d后反应器运行稳定.由图3可知,投加IQAS前1#、2#UASB反应器对VFA的每天平均去除量分别为14.43和14.39mmol/L;投加IQAS达到稳定后,分别提高至31.44和32.81mmol/L.投加IQAS前后反应器出水pH值分别为6.6~7.0和7.3~7.5.由此可见,长链和短链IQAS的投加均能增强活性受抑制的颗粒污泥的处理能力,从而提高了反应器运行的稳定性.说明IQAS可以作为剥离剂处理颗粒污泥表面的包裹物,解除颗粒污泥的传质阻滞而不至于损伤微生物细胞.这与Partha等[11]提出的季铵盐具有一定生物粘泥剥离和分散作用的结果相符.值得注意的是,投加长链和短链IQAS运行稳定后,2个UASB反应器的出水VFA均低于2mmol/L.从颗粒污泥对VFA的去除角度上看,长链和短链IQAS的投加并无明显差异.

2.2 投加IQAS前后颗粒污泥生物活性变化

厌氧颗粒污泥生物活性主要包括脱氢酶活性、比产甲烷活性和辅酶F420在内的系列指标[26].

由图4a可知,投加IQAS前,1#、2#反应器颗粒污泥的脱氢酶活性分别为0.61和0.74μmolTTC/ (g·min);投加IQAS后分别为1.85和2.68μmolTTC/ (g·min).由此可见,投加IQAS后1#和2#反应器颗粒污泥的脱氢酶活性均有提高,尤其是2#反应器活性增加明显.

由图4b可知,投加IQAS前,1#、2#反应器颗粒污泥的比产甲烷活性分别为0.02和0.21gCOD/ (gVSS·d);投加IQAS后分别为0.41和0.40gCOD/ (gVSS·d).由此可见,投加IQAS后1#和2#反应器颗粒污泥的比产甲烷活性均明显提高.其中,投加前1#反应器比产甲烷活性仅为0.02gCOD/(gVSS·d),是因为测试过程中,加入1#反应器污泥的比产甲烷活性测试装置漏气所致.曾一鸣等[27]认为厌氧颗粒污泥分外中内层,其中外层的细菌呈现被EPS所包裹的现象.本文推测IQAS通过对颗粒污泥表面沉积物的剥离,疏通了颗粒污泥内部的孔隙,提高了基质传质,促进了内层MPA的生长,故所测比产甲烷活性均明显提高.

由图4c可知,投加IQAS前,1#、2#反应器颗粒污泥的辅酶F420浓度分别为0.13和0.12µmol/gVSS;投加IQAS后分别为0.12和0.17µmol/gVSS.投加IQAS后,1#反应器颗粒污泥的辅酶F420浓度变化不大,2#反应器颗粒污泥的辅酶F420浓度则明显增加.在废水厌氧处理系统中,影响F420浓度的因素主要有两方面.一是不同类型的装置和运行条件,通过影响产甲烷菌的积累和生长速度从而影响F420含量,其中以高效上流式反应器的辅酶F420提升效果最为明显[28];二是反应器的基质种类,通过影响产甲烷菌群的结构和组成从而影响F420含量[28-29].本实验1#和2#反应器均为UASB,且进水基质相同.由此说明颗粒污泥辅酶F420的浓度差异与投加IQAS的链长有关.研究表明[30]辅酶F420作为氢化酶系统的电子受体,有利于CO2和H2的生成,从而利于氢营养型产甲烷菌的生长,进而影响产甲烷菌群的结构.因此推测长链IQAS可能促进氢营养型产甲烷菌的生长,进一步说明IQAS的投加可能导致产甲烷功能菌群结构的变化.

图4 投加IQAS前后颗粒污泥的生物活性的变化

综上可见,长链和短链IQAS的投加均能使颗粒污泥的生物活性明显提高.其中投加长链IQAS时,颗粒污泥的脱氢酶活性和辅酶F420含量增加更为明显.

2.3 投加IQAS对颗粒污泥理化特性的影响

2.3.1 颗粒污泥形貌及沉降速度的变化 颗粒污泥呈黑色,主要为球形和椭球形,粒径在1.4~3.0mm之间.投加IQAS前后1#UASB中颗粒污泥的沉降速度分别为27.55和54.79m/h;2#UASB中分别为32.30 和57.43m/h.可见投加IQAS后,1#和2#反应器中颗粒污泥的沉降速度均提高了一倍.有研究表明,沉降速度在20~50m/h范围内的颗粒污泥沉降性能较好,大于50m/h的颗粒污泥沉降性能良好[31].投加IQAS前颗粒污泥的沉降速度低,推测是由于颗粒污泥表面被沉积物包裹,颗粒污泥内部的微生物无法获得充足的营养,造成颗粒污泥内部的空洞,同时微生物产生的气体滞留在颗粒污泥内部,使颗粒污泥上浮;而投加IQAS后颗粒污泥表面沉积物被剥离,沉降性能得到改善.

为了更清楚地了解污泥表面沉积物状况,对投加IQAS前和投加后第45d的颗粒污泥进行扫描电镜观察(图5).由图5a、b、c、d结果显示,投加IQAS前,1#和2#反应器颗粒污泥表面较粗糙,进一步放大发现有大量沉积物存在,推测为EPS、金属硫化物、单质硫等.投加IQAS第45d,颗粒污泥表面则变光滑(图5e、g),进一步放大可见其表面沉积物明显减少,其中2#反应器的颗粒污泥表面菌体暴露出来,清晰可见,而1#反应器颗粒污泥表面微生物形态不明显,表明长链IQAS对颗粒污泥表面沉积物的剥离程度比短链好.这与2.2中颗粒污泥生物活性变化的结果一致.

2.3.2 颗粒污泥中总硫及金属元素的含量变化 为进一步分析颗粒污泥中硫及金属元素,分别采用土壤中硫的测定方法和ICP-MS测定污泥中硫和金属元素的含量.投加IQAS前,1#和2#反应器中颗粒污泥的总硫含量分别为34.87和43.76mg/gVSS,投加IQAS后降至27.06和22.18mg/gVSS.说明投加IQAS作用后,颗粒污泥的总硫含量明显下降,尤其是2#反应器减少更加显著.

图5 投加IQAS前后UASB反应器中颗粒污泥外观及表面沉积物

表2 颗粒污泥中金属元素的含量

由表2可见,颗粒污泥的金属元素主要有Fe、Ca、Cu、Zn、Ni、Co等,其中Fe元素含量最高.投加IQAS前1#和2#颗粒污泥的Fe元素含量分别为41.80和38.33mg Fe/g dried sludge (DS),投加IQAS后分别降为33.06和21.94mg Fe/g DS.由此可见,投加IQAS后1#、2#颗粒污泥Fe元素含量明显下降,尤其是2#颗粒污泥显著减少.而其他金属元素Ca、Cu、Zn、Ni、Co含量低且投加前后变化不大.由此推测,投加IQAS前受抑制的颗粒污泥中存在大量硫铁化合物,并在投加IQAS作用后其含量明显减少.Lu等[32]的研究表明当颗粒污泥的Fe含量约为27.14mg Fe/g DS时,主要为FeS等惰性沉积物,该沉积物损害微生物活性,削弱污泥絮凝状的粒度.这与2.3.1中颗粒污泥的沉降速度结果相符.本研究中,2#颗粒污泥的硫及金属元素减少尤其明显,说明长链IQAS对硫铁化合物的剥离效果更好.

2.3.3 颗粒污泥胞外蛋白质和多糖的含量变化 EPS是颗粒污泥、活性污泥、生物膜等生物聚集体的重要组成部分,对颗粒污泥的形成和稳定其结构起着关键作用,其成分主要为胞外蛋白质(PN)和胞外多糖(PS),它们的含量达污泥EPS中总有机碳(TOC)含量的70%-90%[33-35].因此,研究者主要集中研究PN和PS.本研究中颗粒污泥PN、PS及其比值变化见图6.由图6可知,投加IQAS前1#、2#颗粒污泥PN浓度分别为67.67和79.57mg/gVSS,投加后分别降为30.61和31.61mg/gVSS (图6a);同样的,投加IQAS前1#、2#颗粒污泥PS浓度分别为16.84和18.49mg/gVSS,投加后分别降为11.37和13.51mg/ gVSS (图6b).说明投加IQAS后颗粒污泥的PN、PS含量明显降低,推测是IQAS剥离作用的结果.由图6c可知,1#、2#反应器颗粒污泥PN/PS比值由投加前的4.02和4.30分别降为2.69和2.34,投加IQAS后颗粒污泥PN/PS比值明显下降,尤其2#颗粒污泥下降明显.有研究表明,PN/PS比值会影响颗粒污泥结构的稳定性,较低PN/PS有利于颗粒污泥结构的稳定和强化[36].这与2.3.1中的结果相符,说明IQAS的作用可以提高颗粒污泥的稳定性.而且IQAS投加前后颗粒污泥PN、PS及PN/PS的改变与2.3.2中金属硫化物的变化一致.

图6 颗粒污泥PN,PS及PN/PS比值的变化

2.3.4 颗粒污泥表面沉积物的分布变化 为了更深入地了解颗粒污泥中EPS、金属硫化物、单质硫等沉积物的分布状况,将IQAS作用前后的颗粒污泥切片,然后采用拉曼光谱进行分析,结果见图7和图8.根据文献资料并结合本研究的需求,归纳了颗粒污泥的拉曼特征峰的归属,具体见表3.

由1#和2#颗粒污泥的光学显微镜观察结果(图7a、7b和图8a、8b)可见,在颗粒污泥表面有一层厚度约为15µm的粘液层,这是颗粒污泥表面的沉积物.分析过程中,对每一颗颗粒污泥样品采集8个点,靠近粘液层外侧4个点(点1、2、3、4)和靠近内侧4个点(点5、6、7、8).由图7c、7d和图8c、8d可以看出,投加IQAS前后拉曼光谱的峰位较为相似,只是峰强度有相应的变化,表明颗粒污泥整体的化学结构和空间分布基本没变.所有光谱图在2916cm-1附近存在较强的宽峰,归因于脂类、糖类和蛋白质的官能团CH2和CH3中C-H的伸缩振动(表3).在颗粒污泥表面发现单质硫的存在,465,210, 143cm-1为单质硫特征峰(图9).此外,在281和261cm-1处有微弱峰分别为FeS和CuS,推测为进水营养物质中的Fe2+和Cu2+与SRB还原产物硫化物反应沉积于颗粒污泥表面.上述单质硫、FeS和CuS特征峰在1#和2#颗粒污泥点1、2、3、4对应的拉曼光谱图中较平滑,而点5、6、7、8对应的拉曼光谱图明显可见相应特征峰.由此说明,单质硫、FeS和CuS沉积物主要存在于颗粒污泥表面粘液层的内侧,而这些沉积物的表面则包裹着EPS.

表3 颗粒污泥拉曼光谱的特征谱带

由图7c、7d还可以看出,投加IQAS前1#颗粒污泥点1、4、5、7、8对应的拉曼光谱在1116cm-1处有尖锐的宽峰,投加后颗粒污泥在这些峰位中的尖峰消失并转变为相对较弱的宽峰,说明糖类含量减少;苯丙氨酸在1007cm-1处的肩峰(颗粒污泥点5、7对应的拉曼光谱)在投加IQAS后消失,说明蛋白质的含量减少;1#颗粒污泥的拉曼光谱在1000~ 500cm-1处多糖的特征峰在投加IQAS后不再明显;由此可见投加IQAS使EPS呈减少趋势,这与2.3.3投加IQAS后颗粒污泥中多糖和蛋白质含量减少的结果一致.由此说明IQAS对颗粒污泥表面的剥离作用.2#颗粒污泥的特征峰位和峰值变化(图8c、8d)与1#反应器的结果相似.

此外,由图7c、8c可以看出,投加IQAS前颗粒污泥表面单质硫的特征峰微弱,但在投加IQAS后,出现明显的单质硫特征峰(见图7d点6、7光谱和图8d点7光谱),由此推测投加IQAS前颗粒污泥表面的单质硫被EPS致密包裹,而投加后EPS被剥离暴露出单质硫.因此,针对投加IQAS后的2#颗粒污泥表面单质硫进行拉曼成像分析(见图9),图9a为颗粒污泥光学显微图像,在其标记十字光标的位置采集了78µm× 64µm区域的拉曼光谱图像,图9b表示的是相关性成像的拉曼成像图.蓝色区域的拉曼光谱图如图9c所示,颗粒污泥拉曼光谱特征峰为465, 210, 143cm-13个较强峰,和428,239,177,73cm-1的较弱峰.这与实验室分析纯升华硫的拉曼光谱峰位完全一致. Kalampounias等[43]研究表明斜方硫α-S8有3个强的特征峰: 472cm-1(S-S伸缩振动)、~220cm-1(S-S-S弯曲振动)、~150cm-1(S-S-S弯曲振动).虽然本研究的特征峰与此存在一定偏差,但从特征峰出现的范围来看基本相符.此外,在2896cm-1处有一个宽峰,此峰源于脂类、多糖和蛋白质CH2和CH3基团的C-H伸缩振动[37],这也表明存在单质硫被EPS所包裹的可能.因此,投加IQAS前单质硫特征峰仅是弱峰,但投加IQAS后单质硫的特征峰明显增强.

图9 投加IQAS后2#反应器颗粒污泥的拉曼成像图及拉曼光谱图

a为颗粒污泥光学显微图像与标记的绘图区域; b为标记的绘图区域的相关性成像的拉曼成像图,暖色区域指颗粒污泥,绿色区域指载玻片,蓝色区域指颗粒污泥表面的单质硫; c为蓝色区域的拉曼光谱与分析纯升华硫拉曼光谱

2.4 IQAS作用活性受抑制的颗粒污泥机理

值得注意的是,投加IQAS后,颗粒污泥表面的EPS及铁硫化合物明显减少,而单质硫的拉曼特征峰不仅没有减弱反而变强.是因为颗粒污泥表面的无色硫细菌(CSB)在体内还原硫化物生成单质硫(S0)排出体外[45],S0与EPS交织在一起并附着在菌体表面,这与课题组之前的研究结果相吻合[46].而铁硫化合物(如FeS)则沉积于S0、EPS交织物的外面.因此,推测受抑制的颗粒污泥表面的单质硫被EPS包裹,但投加IQAS后EPS被剥离暴露出单质硫是合理的.

3 结论

3.1 投加IQAS处理活性受抑制的颗粒污泥,其脱氢酶活性和比产甲烷活性均有提升,投加短链IQAS处理的颗粒污泥辅酶F420浓度变化不大,投加长链IQAS处理的颗粒污泥辅酶F420浓度有增加趋势.

3.2 SEM观察结果表明,投加IQAS前,颗粒污泥表面粗糙,被大量沉积物包裹;IQAS处理45d后,颗粒污泥表面变光滑,表面沉积物明显减少,其中投加长链IQAS处理的颗粒污泥表面菌体清晰可见.

3.3 投加IQAS作用后,颗粒污泥的总硫、Fe元素、PN和PS的含量均下降,其中投加长链IQAS处理颗粒污泥的总硫和Fe元素含量显著减少.拉曼光谱结果表明,投加IQAS后颗粒污泥表面的PN、PS峰值呈减弱趋势,而投加IQAS后颗粒污泥表面单质硫特征峰由微弱转为较强.

3.4 IQAS的投加能剥离颗粒污泥表面沉积物,使活性受抑制的厌氧颗粒污泥的活性提高,其中长链IQAS对颗粒污泥的剥离激活作用较为明显.

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Effect of immobilized quaternary ammonium salt on properties of anaerobic granular sludge for treating sulfate organic wastewater.

JIANG Yong-rong, LUO Na, HUANG Xiu-juan, ZHU Zhong-guang, LIANG Ying, ZHANG Xue-hong*

(College of Life and Environmental Science, Guilin University of Electronic Technology, Guilin 541004, China)., 2019,39(8)：3347~3357

The inhibited anaerobic granules in the process of the anaerobic treatment of sulfate organic wastewater was inoculated into two parallel-operated up-flow anaerobic sludge blankets (UASB) reactors (1# and 2#), then the short-chain and long-chain immobilized quaternary ammonium salt (IQAS) were added into the UASB reactors 1# and 2#, respectively. The effects of the IQAS on the biological activities and physicochemical properties of anaerobic granules were investigated. The results showed that the dehydrogenase and the methanogenic activity of the granules in the two reactors were enhanced with the addition of IQAS, otherwise the settleability was improved. However, the contents of total sulfur, metal elements, extracellular proteins (PN) and extracellular polysaccharides (PS) of the granules were decreased. Furthermore, raman spectroscopy analysis showed that the peak values of PN and PS on the surface of the granules decreased with IQAS addition. Compare with reactor 1#, the coenzyme F420concentration of anaerobic granules increased obviously in the reactor 2#, but total sulfur and iron contents decreased significantly. This indicated that the IQAS could enhance the bioactivity of the inhibited anaerobic granules due to the stripping surface precipitates from the anaerobic granules, especially the long chain IQAS stripping and activation was more obvious.

anaerobic granular sludge；immobilized quaternary ammonium salt；biological activity；physicochemical property

X703

A

1000-6923(2019)08-3347-11

蒋永荣(1970-),女,广西桂林人,副教授,硕士,主要从事废水生物处理及微生物学研究.发表论文30余篇.

2019-01-02

国家自然科学基金资助项目(51368011);广西科技重大专项(桂科AA17204047);广西自然科学基金资助项目(2016GXNSFAA380046);国家级大学生创新创业训练计划立项项目(201610595048,201710595140)

* 责任作者, 教授, zhangxuehong@guet.edu.cn