1 引言
随着能源的日益匮乏，人类对石油及其副产品的需求越来越高，石油储备的减少以及采油工艺技术的发展，更加剧了石油能源危机.以聚合物驱油为代表的采油技术(王德民等，2005)可以提高石油的产量，但是也会导致油田采出水中高浓度的溶解性油和聚合物的存在(荆国林等，2005;李大鹏等，2000)，严重危害生态环境和人类健康.对采油废水中油类物质和聚合物的去除，主要采取超滤膜过滤的方式(Yi et al.,2011，2012)，而膜技术对溶解性油类处理成本相对较高，并且极易引起膜污染现象的发生(Yu et al.,2006)，缩短膜组件使用寿命.因此，开发具有稳定运行效果及资源物质回收的含油废水处理工艺，对提高水资源利用率，减轻环境污染具有重要意义.
近年来，好氧颗粒污泥作为废水处理技术已经被广泛研究和应用.好氧颗粒污泥被认为是微生物自固定、自絮凝的生物膜系统(Bao et al.,2009).与传统的活性污泥法相比，好氧颗粒污泥技术具有很多优点，如较好的污泥沉降性能、较低的操作运行费用、较高的生物量和较高的污水处理效能(Wang et al.,2012).而且好氧颗粒污泥技术被认为是废水处理中很具有发展前景的生物技术，目前已被应用到生活污水(Mosquera-Corral et al.,2005)、高浓度有机废水(Moy et al.,2002)、有毒有害废水和富含重金属废水(Sun et al.,2011; Xu et al.,2005)的处理过程中.好氧颗粒污泥会在其形成过程中通过代谢产生大量胞外聚合物(Sheng and Yu，2006)，这类结构致密的微生物代谢产物可以有效抵御含油废水中毒性物质对污泥微生物的侵害.
好氧颗粒污泥的形成过程存在多种假说，Liu和Tay(2002)等假设的好氧颗粒污泥形成的4个步骤被广泛认可，絮状活性污泥通过①微生物间的相互吸附作用，②物理化学作用力对微生物的聚集作用③胞外聚合物对微生物吸附作用和④水力剪切力的作用实现污泥的颗粒化，但是，影响好氧颗粒污泥形成的最主要因素目前还存在较大争议(Adav et al.,2008).因此，通过研究处理含油废水的絮状活性污泥的颗粒化过程，对好氧颗粒污泥形成机理的揭示与完善具有重要意义;同时，通过基于好氧颗粒污泥技术和膜分离技术处理含油废水工艺的对比，阐明应用好氧颗粒污泥技术处理含油废水的可行性.
2 材料与方法
2.1 试验装置
采用内循环序批气提式反应器(Sequencing Batch Airlift Reactor，SBAR)作为试验装置.反应器直径12 cm，高120 cm，内循环装置直径8 cm，高90 cm，有效容积6.0 L.试验进水，排水等过程均由实时控制系统控制，其中试验进水通过蠕动泵由反应器底部进入;排水口在反应器中部，保证排水比为50%，由蠕动泵导出.曝气装置设置于反应器底部，通过实时控制系统控制空气、氮气含量与比例以保证进水段厌氧状态，反应段好氧状态.反应周期为3 h，静态进水期60 min，曝气反应期112 min，污泥沉降期3 min，快速排水期5 min(活性污泥从驯化到颗粒成熟阶段，沉降时间逐步由15 min降至3 min).曝气反应期，利用1 mol · L-1 HCl和1 mol · L-1NaOH控制反应器运行pH 7.0(边界pH 6.8~7.2);静态进水期溶解氧饱和度为0，曝气反应期溶解氧饱和度为100%;SRT控制在25 d.
2.2 试验废水和种泥
试验污泥取自某污水处理厂A/O工艺O段活性污泥，初始接种浓度为4 g · L-1.含油废水主要成分如下(mg · L-1)：原油 1600，NH4Cl 2240，KH2PO4 288，K2HPO4 735，MgSO4 880，KCl 350;另外添加微量元素液 1 mL · L-1(Wang et al.,2012)，其成分如下(g · L-1)：FeCl3 · 6H2O 1.5，H3BO3 0.15，CuSO4 · 5H2O 0.03，KI 0.03，MnCl2 · 4H2O 0.12，Na2MoO4 · 2H2O 0.06，ZnSO4 · 7H2O 0.12，CoCl2 · 6H2O 0.15.含油废水与自来水按体积比1 ∶ 9的比例，由反应器底部进入SBAR，进水COD 600 mg · L-1，NH+4-N 120 mg · L-1，PO3-4-P 16 mg · L-1，原油浓度80 mg · L-1.试验用油为某采油厂经电脱水器输出，含水率低于0.5%的原油.原油不易溶于水，其溶解过程如下：500 mL烧杯内，400 mg原油与400 mg表面活性剂(十六烷基磺酸钠)溶于250 mL蒸馏水中，在80 ℃条件下快速搅拌4 h即得水样(衣雪松，2012).
2.3 试验方法
COD和MLSS通过标准方法进行测定(APHA，1998).污泥胞外聚合物采用Sunil(Adav et al.,2008)的方法进行提取，并利用Bao等(2009)和Sunil(Adav et al.,2008)的方法对EPS内糖类、蛋白质类和油脂类物质含量进行测定.污泥体积指数(Sludge Volume Index，SVI)、好氧颗粒污泥密度与沉降速率按照Bao等(2009)的方法进行测定和计算，含油废水中原油浓度的测定参考(衣雪松，2012)的方法.活性污泥强度、絮凝能力和相关疏水性则采用的方法进行测定.
荧光光谱技术被广泛应用于鉴定不同来源和不同性质的有机物.采用荧光光谱仪(Excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy，EEM，Jasco FP-6500)对好氧颗粒污泥及其EPS进行荧光光谱分析，测定其中荧光类物质强度，激发光波长范围220~600 nm，发射光波长范围220~600 nm.
3 结果与讨论
3.1 絮状活性污泥的颗粒化过程
经驯化培养的活性污泥3.0 L(污泥浓度4.0 g · L-1)，被接种到SBAR中.由于系统运行初始沉降时间设定较短以及溶解性油对活性污泥中微生物的毒性，使大量活性污泥被冲出反应器，SBAR内生物量显著下降，在反应器运行第5 d活性污泥生物量仅为1.2 g · L-1.因此在第5 d之后补充投加了3.0 L同样来源的活性污泥.随着反应器的运行，活性污泥对溶解性油毒性的逐渐适应，污泥微生物活性逐渐恢复，并表现出较好的沉降性能，污泥SVI逐渐下降而生物量逐渐升高.当反应器运行至第35 d左右，SBAR内活性污泥实现完全颗粒化，培养成熟的好氧颗粒污泥呈浅黄色和白色，形状规则表面较光滑，颗粒粒径在0.2~0.5 mm之间.处理含油废水的好氧颗粒污泥，其粒径较一般好氧颗粒污泥小，这可能是因为在相对较小的颗粒污泥内部，底物的传质速率较快，溶解性油可以被颗粒污泥迅速代谢而减轻其毒性对颗粒污泥表面及其内部微生物的活性抑制.好氧颗粒污泥湿密度为1.0218 g · cm-3，颗粒污泥沉降速率达到8.0~9.3 m · h-1，颗粒污泥SVI也从反应器启动阶段的122 mL · g-1下降到56.2 mL · g-1(图 1)，表明好氧颗粒污泥具有良好的沉降性能，SBAR泥水分离效果较好.同时，由于污泥微生物逐渐适应溶解性油的毒性，好氧颗粒污泥生物量也显著提高，待SBAR运行至第60 d，其MLSS提高到8.1 g · L-1左右.在好氧颗粒污泥的形成过程中，活性污泥的絮凝能力和相关疏水性受底物成分影响较大，活性污泥絮凝能力仅保持在32%左右，而其相关疏水性则由于溶解性油中脂肪族类物质的存在，由初始阶段的34.8%升高到颗粒污泥成熟时的86.0%，相对较高的污泥相关疏水性，表明污泥与水分子间的排斥力较大，污泥间结合能力增强，有利于颗粒污泥的形成.
图 1 好氧颗粒污泥形成过程中污泥生物量和沉降性能变化规律
3.2 好氧颗粒污泥的稳定性
由图 2可知，在好氧颗粒污泥的形成阶段，污泥代谢产生的EPS内，多糖类物质含量逐渐升高并趋于稳定，好氧颗粒污泥形成后，其EPS内多糖类物质浓度一直保持在10~15 mg · g-1之间，EPS内蛋白质类物质含量则明显上升，由初始阶段9.4 mg · g-1升高到颗粒污泥成熟时的34.6 mg · g-1，蛋白质类物质含量提高3.7倍，同时PN/PS也由1.29升高到2.72，结果表明EPS内蛋白质类物质浓度增加是活性污泥颗粒化的重要因素.此外，在研究好氧颗粒污泥EPS时还发现，利用含油废水培养的好氧颗粒污泥EPS内还存在一定量的脂类物质(PL)，其浓度基本稳定在4~7 mg · g-1之间，这可能是由于含油废水中的油脂类物质溶解于或悬浮在废水中而被好氧颗粒污泥及其EPS吸附.但是EPS内油脂类物质的存在并没有影响好氧颗粒污泥的结构和强度，好氧颗粒污泥成熟时，其颗粒强度也升高到97.0%，表明蛋白质类物质作为EPS的主要成分，有利于保持颗粒污泥的稳定性，为生活在好氧颗粒污泥内部的微生物提供适宜的生长环境.利用含油废水培养得到的好氧颗粒污泥，其内部元素含量发生较大变化，如表 1所示，培养成熟的好氧颗粒污泥内C和N的含量明显增加，分别提高了11.9%和35.5%，污泥C/N由絮状活性污泥时期的5.84降低至好氧颗粒污泥成熟期的4.82，N元素含量大幅增加表明好氧颗粒污泥内蛋白质类物质含量增多，可以促进好氧颗粒污泥的形成并有助于保持好氧颗粒污泥的稳定结构.好氧颗粒污泥及其EPS内较高的有机质浓度(蛋白质类物质和多糖类物质)表明含油废水中碳和氮有效的被好氧颗粒污泥富集，因此，可以对处理含油废水的污泥进行资源回收，对污泥资源化利用意义重大.
图 2 好氧颗粒污泥形成过程中胞外聚合物组分和含量变化规律
表 1 好氧颗粒污泥元素分析
3.3 好氧颗粒污泥对溶解性油去除效能
在SBAR运行的初始阶段，由于活性污泥不能适应含油废水中溶解性油等物质的毒性，因此大量活性污泥死亡，生物量急剧下降，出水COD和溶解性油浓度分别达到112.0和29.8 mg · L-1，COD和溶解性油的去除率也仅为63.9%和61.6%.随着同样来源的活性污泥的重新接种以及活性污泥对含油废水毒性的适应，其对COD和溶解性油的去除效能逐渐升高.在好氧颗粒污泥形成后(约第35 d)，由于颗粒污泥传质的限制能够有效抵御溶解性油的毒性对其内部微生物的毒性伤害(Zheng et al.,2005; Tay et al.,2005)，其对COD和溶解性油的去除效能继续升高并趋于稳定，COD和溶解性油浓度分别达到42.7和4.5 mg · L-1，COD和溶解性油的去除率高达86.0%和94.2%(图 3a，3b).这一结果与传统的生物处理法和膜处理法的结果较为接近(Yu et al.,2006; Rahimpour et al.,2011)，但是传统的生物处理法经常需要采取固定化技术(杨基先等，2001)，或采取周期较长，代谢缓慢的厌氧生物处理技术(Jeganathan et al.,2007)以防止溶解性油类对微生物的伤害，这无疑增大了系统操作难度和运行成本，因此，选取好氧颗粒污泥技术处理含油废水在工程应用中具有重要的指导意义.目前，利用棕榈油和菜油制备可降解塑料(PHAs)的技术日益成为研究热点(Song et al.,2008;Fidalgo et al.,2014)，这一类油对污泥中微生物活性影响较小，采用好氧颗粒污泥技术利用含油废水制备PHAs，不仅可以抵御其中溶解性油的毒性伤害，同时可以生产环境友好的PHAs材料，对含油废水的资源化利用意义重大.
图 3 含油废水处理过程中COD和oil变化规律
3.4 好氧颗粒污泥的荧光光谱特性
接种的活性污泥及其EPS与处理含油废水的好氧颗粒污泥及其EPS的荧光光谱如图 4所示.活性污泥及其EPS中只包含溶解性微生物产物(Peak B)，表明接种的活性污泥具有良好的生物活性(图 4a，4b).而利用含油废水培养的好氧颗粒污泥及其EPS中不仅含有溶解性微生物产物(Peak B)，其中也包含大量蛋白质类物质(Peak A)，EPS内蛋白质类物质含量随SBAR运行而逐渐升高(图 2)，表明好氧颗粒污泥中蛋白质类物质的稳定存在是好氧颗粒污泥形成的重要因素.在好氧颗粒污泥形成后，其溶解性微生物产物(Peak B)荧光强度提高(图 4c，4d)，表明生长在好氧颗粒污泥表面的微生物具有良好的生长活性，其对溶解性油的降解及EPS内蛋白质类物质对溶解性油的毒性抵御作用增强，为好氧颗粒污泥内部微生物提供了适宜的生长环境.
图 4 好氧颗粒污泥及其EPS荧光光谱谱图(a. 絮状活性污泥；b. 絮状活性污泥EPS；c. 好氧颗粒污泥，d. 好氧颗粒污泥EPS)
4 结论
1)通过设置3 h的运行周期，当进水原油浓度在80 mg · L-1时，可以利用好氧颗粒污泥技术处理含油废水，驯化培养的好氧颗粒污泥可以耐受含油废水中的有毒有害物质，污泥粒径在0.2~0.5 mm之间，其较好的沉降性能表明泥水分离效果较好，污泥絮体的相关疏水性高达86.0%，表明絮状污泥较易实现颗粒化.
2)絮状污泥颗粒化过程中，污泥EPS内多糖类物质含量变化较小，但其中蛋白质类物质含量提高3.7倍，表明EPS内蛋白质类物质浓度的增加是活性污泥颗粒化的重要因素，有利于保持颗粒污泥的稳定性;EPS内油脂类物质的存在不会影响好氧颗粒污泥的结构和强度.
3)在好氧颗粒污泥形成后，其生物量趋于稳定，对COD和溶解性油的去除效能继续升高并趋于稳定，COD和溶解性油浓度分别达到42.7和4.5 mg · L-1，COD和溶解性油的去除率高达86.0%和94.2%.选取好氧颗粒污泥技术处理成本较低，对处理低浓度含油废水时具有重要指导意义.
4)利用含油废水培养的好氧颗粒污泥及其EPS中不仅含有溶解性微生物产物，同时也包含大量蛋白质类物质，EPS内蛋白质类物质含量随SBAR运行而逐渐升高，阐明好氧颗粒污泥中蛋白质类物质的稳定存在是好氧颗粒污泥形成的重要因素.较高的污泥微生物活性和较致密的EPS结构，可以有效分解和富集油脂类物质，增强污泥微生物毒性抵御作用.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
5)采用好氧颗粒污泥技术处理含油废水，由于污泥及其EPS中多糖类和蛋白质类物质含量均较高，适用于污泥内资源物质的回收与转化，对含油污泥的资源化利用意义重大.