随着我国农村地区经济的高速发展, 农村居民的生活条件不断改善, 与此同时, 农村地区产生的生活污水也在日益增多.据文献[1]显示, 我国在10 a前农村地区排放的水污染物总量就已高达全国排放总量的50%左右, 其中排放的化学需氧量(chemical oxygen demand, COD)、总氮(total nitrogen, TN)和总磷(total phosphorus, TP)分别约占全国排放总量的43%、57%和67%.然而据统计^[2], 截止至2018年底, 我国乡村的污水处理率仅为18.75%.大量未经处理的生活污水任意排放, 这不但对农村生态环境造成了严重污染, 而且对农村居民的安全饮水埋下了重大隐患.随着我国政府对农村人居环境改善工作的不断重视^{[3, 4]}, 农村地区生活污水的有效治理已成为当务之急.

在我国各项政策的大力扶持下, 近两年来农村污水处理设施的建设节奏得以快速提升^[5].然而, 由于缺乏适应我国农村地区排水特征的污水处理技术, 已建成的农村污水处理设备所暴露的问题也接踵而至, 其中由于污水处理设备长期缺水或间歇性断流导致系统崩溃最终成为“晒太阳工程”的问题最为突出.与城镇生活污水相比, 由于农村居民的用水量低且居住较为分散, 因此在污水收集方面就存在一定困难; 同时, 我国农村居民的生活习惯与方式也决定了其污水排放量波动大, 通常在早、中和晚饭时会出现排水高峰值, 夜间几乎无污水产生^{[6, 7]}.因此, 我国农村生活污水具有明显的间歇甚至长期断流的排放特征, 这也是我国在农村生活污水处理工程中一直难以解决的技术难题.

目前, 我国农村常见的集中式生活污水处理技术主要以生态处理、生物处理或生态生物组合处理的工艺为主^[8].生态处理工艺主要包括人工湿地和生物塘, 这两类污水处理工艺虽然相比于生物处理在面对水量波动、断流的工况时具有更好的适应性, 但由于其有限的污染物去除性能, 以生态法为单一环节直接处理生活污水时通常无法得到理想的污染物去除效果^[9]; 在农村地区常见的集中式生物处理工艺主要包括A²/O^[10]、A/O^[8]以及MBR^[11]等, 对于这些活性污泥系统, 如果污水量过小或断流则会由于过度曝气或碳源匮乏导致污泥解体、微生物活性降低, 污水量太大则会直接导致污泥冲刷, 两种情况最终都将造成系统崩溃^[9].污水量小甚至断流对于活性污泥系统来说无非是有机和水力负荷不稳定的问题.大量研究表明, 污泥发酵产生的挥发性脂肪酸(volatile fatty acids, VFAs)可作为活性污泥系统的外加碳源来提高系统污染物去除性能^[12~14], 然而, 能否通过系统自身产出的尾水与污泥发酵产物的混合液作为断流时段的补给碳源来维持系统有机和水力负荷, 从而保证污染物去除性能的研究尚未报道.基于此, 本研究先以剩余污泥发酵液与二级出水混合液为碳源进行反硝化和释/吸磷速率测定实验, 以此来研究其作为脱氮除磷菌碳源的微生物利用特性; 然后以中试A²/O系统为对象, 通过模拟农村地区夜间断流的进水工况, 并在断流时段补给发酵液与尾水的混合液来研究系统的污染物去除特性, 以期为今后农村污水处理装置的设计和运行模式提供新思路.

中试系统的平面示意如图 1所示. A²/O反应器的有效体积约为6.8 m³, 其中厌氧池、缺氧池和好氧池的有效体积比为1:3:4;反应器内部通过对隔板上下开孔的方式, 保证了污水的流态; 反应器内厌氧池和缺氧池设有机械搅拌装置, 好氧池的溶解氧浓度通过转子流量计控制在2.0~3.0 mg·L^-1; 在整个实验过程中, 系统的进水流量控制在(0.5±0.05) m³·h^-1, 反应器内水温维持在(18±2)℃.反应器的其它工况参数如表 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 中试系统平面示意 Fig. 1 Schematic diagram of pilot-scale system

表 1 (Table 1)

表 1 中试反应器工况控制参数 Table 1 Operational conditions for this study 阶段 时间/d 进水方式 SRT/d HRT/h 内回流/% 外回流/% MLSS/mg·L-1 Ⅰ 0~30 恒定流量 13±2 16 300 100 3658±131 Ⅱ 31~97 断流(12 h)时补给混合液

表 1 中试反应器工况控制参数 Table 1 Operational conditions for this study

中试系统持续运行了97 d, 共分为以下2个阶段：阶段Ⅰ(0~30 d), 该阶段系统的进水方式为传统的恒定流量进水, 其主要目的是为了与下一阶段的实验结果进行对比; 阶段Ⅱ(31~97 d), 该阶段将系统的进水方式调整为白天进水12 h(09:00~21:00)和夜间断流12 h(21:00~次日09:00), 并在断流时段补给系统白天自身产出的尾水与剩余污泥发酵液的混合液来维持系统的有机与水力负荷, 其主要目的是研究活性污泥系统能否在长期间歇断流的情况下通过补给尾水与污泥发酵液混合液的方式来维持其污染物去除性能.

A²/O反应器的进水为西安市某污水处理厂曝气沉砂池的出水, 该城市污水处理厂一期的处理规模为20万m³·d^-1, 采用的二级污水处理工艺为传统A²/O工艺, 其进水水质如表 2所示.反应器活性污泥取自该污水处理厂好氧池的活性污泥, 污泥维持了较高的活性, 经过30 d的驯化与适应后, 系统对各项污染物的去除性能趋于稳定状态.

表 2 (Table 2)

表 2 A2/O反应器进水水质 Table 2 Influent characteristics of the A2/O reactor 项目 pH COD/mg·L-1 TN/mg·L-1 TP/mg·L-1 NH4+-N/mg·L-1 范围 7.45~7.92 119.85~390.76 37.90~66.79 2.59~8.33 22.90~51.79 平均值 7.61 258.06 51.64 6.18 36.64

表 2 A2/O反应器进水水质 Table 2 Influent characteristics of the A2/O reactor

发酵罐的有效容积为2 m³, 以A²/O反应器的剩余污泥(1.0 m³)为接种污泥, 在30℃(不调节pH)的条件下进行驯化, 经过5~10 d的驯化, 发酵罐基本趋于稳定状态.在实验进行到31 d开始, 每天由A²/O反应器排放0.4~0.5 m³剩余污泥到发酵罐中进行厌氧发酵, 再由发酵罐中抽取0.4~0.5 m³的发酵液到储备池中与尾水混合, 尾水与发酵液的混合比例为12:1, 发酵液和混合液的组分和性质如表 3所示.

表 3 (Table 3)

表 3 发酵液和混合液的特性 Table 3 Characteristics of fermentation and mixed liquids 参数 发酵液 12:1的混合液 pH值 5.42±0.11 6.65±0.27 MLSS/mg·L-1 19459±1976 1724±121 COD/mg·L-1 5652.43±476.37 534.55±145.02 SCOD/mg·L-1 1200.42±176.69 305.71±46.69 VFAs/mg·L-1 519.24±102.32 59.37±6.77 乙酸/mg·L-1 269.84±22.32 28.81±1.15 丙酸/mg·L-1 34.59±3.18 4.05±0.58 蛋白质/mg·L-1 596.77±89.66 65.16±6.38 碳水化合物/mg·L-1 342.93±59.31 30.42±1.05 TN/mg·L-1 659.44±116.69 87.24±9.17 TP/mg·L-1 87.58±9.27 14.59±3.42

表 3 发酵液和混合液的特性 Table 3 Characteristics of fermentation and mixed liquids

污泥体积指数(SVI), 混合液悬浮固体浓度(MLSS), 混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS), COD、NH₄⁺-N、NO₃^--N、NO₂^--N、TN、PO₄^3--P和TP浓度的测定方法均采用标准方法^[15].DO、pH和水温监测均采用哈希公司WTW多功能自动测定仪.VFAs、乙酸和丙酸的测定方法见文献[16].蛋白质的测定采用LOWRY法^[17], 碳水化合物的测定是以葡萄糖作基准物的苯酚-硫酸法^[17].污泥反硝化速率的测定方法见文献[18], 释/吸磷速率的测定方法见文献[19].

不同实验阶段的污泥样均取自该阶段后3 d的好氧池, 污泥经离心机分离去除上清液后置于-20℃保存备用.实验结束时将所有泥样用干冰保存送至上海派森诺生物科技股份有限公司进行高通量测序, 测序引物及方法参见文献[20].

以不同基质为碳源的反硝化特性如图 2所示.图 2(a1)和2(a2)显示的是分别以原水、乙酸钠、葡萄糖和12:1的混合液为碳源进行反硝化速率实验时NO_x^--N浓度的变化情况.可以看出, 在相同的实验条件下, 以乙酸钠和葡萄糖为碳源时可发生完全的反硝化过程, 烧杯中的NO₃^--N浓度分别在105 min和180 min时就已消耗殆尽; 而以原水和12:1的混合液为碳源时发生的则是不完全的反硝化过程, 在300 min的反硝化速率实验结束时, 烧杯中仍分别残留6.57 mg·L^-1和2.16 mg·L^-1的NO₃^--N.图 2(b)为不同基质的比反硝化速率, 通过对比可以看出乙酸钠、葡萄糖、12:1的混合液和原水的反硝化速率(以NO₃^--N/VSS计)分别为6.90、4.09、2.87和1.83 mg·(g·h)^-1.比反硝化速率可表征反硝化细菌对有机物的利用性能^[21], 其值越大表明该类有机物越容易被反硝化细菌利用^[22].因此, 乙酸钠和葡萄糖具有较好地反硝化性能, 它们也经常在实际的工程中被当作外加碳源用于提升污水处理系统的污染物去除效率^[14].发酵液与尾水混合液的反硝化性能虽然不比乙酸钠和葡萄糖, 但却优于原水.这主要是因为与原水相比, 发酵混合液中含有更多的VFAs等小分子有机物, 更容易被反硝化细菌利用; 除此之外, 发酵混合液中含有的可生化性有机物组分更多, 这有利于微生物间的协同作用, 从而提升反硝化性能^[21].由此说明, 发酵液与尾水混合液相比于原水具有更好的反硝化性能, 理论上具有强化脱氮的功能.

图 2

Fig. 2

图 2 以不同基质为碳源的反硝化特性 Fig. 2 Denitrification performance of different substrates as carbon sources

以不同基质为碳源的释/吸磷特性如图 3所示.图 3(a)显示的是分别以原水、乙酸钠、葡萄糖和12:1的混合液为碳源进行吸/释磷速率实验时PO₄^3--P浓度的变化情况.可以看出, 在相同的实验条件下, 乙酸钠与其他3种基质相比具有最强的释/吸磷特性, 这与黄庆涛等^[23]的研究结果相符, 说明聚磷菌更偏爱小分子有机酸; 发酵液与尾水混合液与葡萄糖相比具有相当的释/吸磷特性, 与原水相比展现出了更强的释/吸磷特性, 说明发酵液与尾水混合液中有机物的组分更易被聚磷菌利用.图 3(b)为不同基质的释/吸磷速率, 通过对比可以看出乙酸钠、葡萄糖、12:1的混合液和原水的释磷速率(以PO₄^3--P/VSS计)分别为40.93、27.96、28.72和13.64 mg·(g·h)^-1, 吸磷速率分别为15.25、10.91、11.11和6.52 mg·(g·h)^-1.发酵液与尾水混合液的释/吸磷速率高于葡萄糖和原水, 因此, 理论上也具有强化除磷的功能.

图 3

Fig. 3

图 3 以不同基质为碳源的吸/释磷特性 Fig. 3 Uptake/release phosphorus performance of different substrates as carbon sources

为了进一步研究在断流时利用系统自身产出的尾水与污泥发酵产物的混合液作为补给碳源来维持系统基质和水力负荷的可行性, 建立了A²/O中试系统, 其污染物去除效果如图 4所示.从图 4(a)和4(b)中可以看出, 系统在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ对COD和NH₄⁺-N的去除效果差异不大, 系统在整个实验过程中对COD和NH₄⁺-N的平均去除率分别为87.99%和97.75%, 其相应的平均出水浓度分别为30.69 mg·L^-1和0.87 mg·L^-1.由此说明, 白天进水、断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式不会对A²/O系统COD和NH₄⁺-N的去除性能造成影响.在整个实验过程中, 系统保持了高效稳定的COD和NH₄⁺-N去除效率, 其相应的平均出水浓度均可满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)中的一级A标准.

图 4

Fig. 4

图 4 各阶段下系统对污染物的去除效果 Fig. 4 Removal performances of nutrients at each stage

从图 4(c)和4(d)中可以看出, 系统在阶段Ⅱ对TN和TP的去除效率与阶段Ⅰ相比呈现出了轻微的增长趋势, 系统在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ对TN的平均去除率分别为69.27%和73.34%, 其相应的平均出水浓度分别为15.77 mg·L^-1和13.76 mg·L^-1; 系统在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ对TP的平均去除率分别为86.94%和89.94%, 其相应的平均出水浓度分别为0.80 mg·L^-1和0.64 mg·L^-1.由此说明, 白天进水、夜间断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式可提升A²/O系统对TN和TP的去除性能, 产生一定程度的强化脱氮除磷效果.综上所述, 针对农村地区夜间断流的排水特性, 可以通过夜间补给活性污泥系统自身产生的尾水与剩余污泥发酵液的混合液来维持基质与水力负荷, 从而来维持系统对污染物的去除效率, 此外这种进水方式还能对系统脱氮除磷起到一定程度的强化作用.

为了研究以污泥发酵液与尾水混合液为补给碳源对A²/O系统强化脱氮除磷的作用机制, 分别取系统好氧池在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ末期的活性污泥进行了16S rRNA基因测序, 以期在微观层面研究系统微生物种群结构的变化规律.图 5为各阶段污泥样的稀疏性曲线, 可以看出2个样品的可操作分类单元(operational taxonomic unit, OTU)随着序列数的增长呈现出上升的趋势, 并最终趋于平稳, 这表明本次测序在该范围内的DNA序列足以代表污泥样中所有的微生物群落, 测序数据有效^[24].

图 5

Fig. 5

图 5 各阶段污泥样的微生物种群稀疏性曲线 Fig. 5 Rarefaction curves of sludge samples at each stage

此外还可以看出, 阶段Ⅱ末期污泥样中的OTU数量明显高于阶段Ⅰ, 由此说明当系统进水方式改为夜间断流补给尾水与发酵液的混合液时, 系统活性污中OTU变得更加丰富.

表 4为各阶段污泥样的菌群微生物多样性指数.从中可以看出, 各阶段污泥样的有效DNA序列高达40000条左右, 测序覆盖度高达99%.阶段Ⅱ末期污泥样群落丰富度指数(Chao)和群落多样性指数(Shannon和Simpson)均高于阶段Ⅰ, 这进一步说明当系统进水方式改为夜间断流补给尾水与发酵液的混合液时, 系统活性污泥中微生物种群结构变得更加丰富.由此可以看出, 白天进水和夜间断流时补给尾水与发酵液混合液的进水方式有利于更多的微生物种群富集于活性污泥中, 从而使A²/O系统中微生物种群变得更加丰富, 进而增强系统内微生物对污染物的代谢能力.

表 4 (Table 4)

表 4 各阶段污泥样的菌群微生物多样性指数 Table 4 Microbial diversity index of sludge samples at each stage 阶段 序列数量 OTU数量 Simpson指数 Shannon指数 Chao指数 Coverage指数 Ⅰ 39342 2401 0.996584 9.87 2401.00 0.99 Ⅱ 44153 2594 0.996838 9.95 2594.01 0.99

表 4 各阶段污泥样的菌群微生物多样性指数 Table 4 Microbial diversity index of sludge samples at each stage

为了进一步研究系统内脱氮除磷菌群的变化情况, 梳理出各阶段污泥样中与脱氮除磷相关菌属的相对丰度进行对比, 结果如表 5所示.从中可以看出, Macellibacteroides、Trichococcus、Lactococcus、Streptococcus和Proteiniclasticum这5种菌属在阶段Ⅱ末期得到明显地富集(阶段Ⅰ：0.22%;阶段Ⅱ：0.41%).据相关研究报道Lactococcus和Trichococcus这2种菌属可在厌氧条件下分别将蛋白和多糖降解为乙酸和丙酸^[25]; 而Macellibacteroides、Streptococcus和Proteiniclasticum这3种菌属也在由大分子有机物降解为小分子有机物的过程中发挥着关键性作用^[16].因此这5种菌属在活性污泥系统中均可发挥强化脱氮除磷的作用, 这是系统在阶段Ⅱ脱氮除磷效率提升的一方面原因.这5种菌属在阶段Ⅱ得到富集的主要原因可能是因为随着发酵系统的引入, 在补给尾水与发酵液混合液的同时也会引入大量的水解酸化细菌, 从而使它们的相对丰度得到提高.从表 5中还可以看出, Tetrasphaera、Candidatus_Accumulibacter、Dechloromonas、Candidatus_Competibacter、Acinetobacter和Aeromonas这6种常见的聚磷菌属在阶段Ⅱ末期均得到一定程度的富集, 其相对丰度总和(5.06%)与阶段Ⅰ(3.94%)相比提升了28.43%; Denitratisoma、Thermomonas、Thauera和Pseudomonas这4种常见的反硝化菌属在阶段Ⅱ末期也均得到一定程度的富集, 其相对丰度总和(5.22%)与阶段Ⅰ(2.34%)相比提升了123.08%.系统活性污泥中反硝化细菌和聚磷菌属的相对丰度在阶段Ⅱ末期提升的原因主要包括两方面, 一方面是尾水与发酵液混合液中包含更多的小分子有机物组分, 因此更容易被脱氮除磷菌利用; 另一方面是污泥发酵液中含有大量的可生化性有机物, 与尾水按一定比例混合稀释后, 其浓度也远比原水中的高, 因此弥补了白天进水碳源不足的问题.由此说明, 白天进水、夜间断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式有利于活性污泥中常见脱氮除磷菌属的富集, 这是系统脱氮除磷效率在阶段Ⅱ得到提升的主要原因.

表 5 (Table 5)

表 5 各阶段污泥样与脱氮除磷相关菌属的相对丰度 Table 5 Relative abundance of bacteria associated with nutrients removal from sludge samples at each stage 序号 功能 门类别 属类别 相对丰度/% 阶段Ⅰ 阶段Ⅱ 1 水解酸化菌 Bacteroidetes Macellibacteroides 0 0.061 2 Trichococcus 0.14 0.19 3 Firmicutes Lactococcus 0.012 0.037 4 Streptococcus 0.049 0.092 5 Proteiniclasticum 0.019 0.031 总计 0.22 0.41 6 聚磷菌 Actinobacteria Tetrasphaera 2.44 3.25 7 Candidatus_Accumulibacter 0.17 0.47 8 Dechloromonas 0.049 0.18 9 Proteobacteria Candidatus_Competibacter 3.66 4.18 10 Acinetobacter 0.049 0.2 11 Aeromonas 0.012 0.025 总计 3.94 5.06 12 硝化细菌 Nitrospirae Nitrospira 3.29 3.38 13 Dokdonella 0.33 0.27 14 Proteobacteria Devosia 0.049 0.085 15 Nitrosomonas 0.096 0.068 总计 3.77 3.80 16 反硝化细菌 Denitratisoma 1.15 3.48 17 Proteobacteria Thermomonas 1.05 1.32 18 Thauera 0.11 0.38 19 Pseudomonas 0.025 0.043 总计 2.34 5.22

表 5 各阶段污泥样与脱氮除磷相关菌属的相对丰度 Table 5 Relative abundance of bacteria associated with nutrients removal from sludge samples at each stage

此外, 系统活性污泥中几种常见的硝化菌属相对丰度总和变化不大(阶段Ⅰ：3.77%;阶段Ⅱ：3.80%), 其原因可能主要是因为这几类硝化菌属均属于自养型微生物, 其代谢活动不受外部碳源变化的影响.系统活性污泥中的硝化菌属在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ均展现出较高的丰度, 这也是系统对NH₄⁺-N去除较为彻底的主要原因.

为了研究白天进水和夜间断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式对系统活性污泥沉降性能的影响, 对系统好氧池内活性污泥的MLSS、MLVSS和SVI进行了长期监测, 结果如图 6所示.从中可以看出, 系统内活性污泥浓度较为稳定, 整个实验过程中系统活性污泥的平均MLSS、MLVSS和SVI分别为3658 mg·L^-1、2711 mg·L^-1和122 mL·g^-1, 因此系统中的活性污泥在整个实验过程中均保持了较好的活性与污泥沉降性能, 且始终未出现污泥膨胀的现象.经计算可得阶段Ⅰ和阶段Ⅱ的平均MLVSS/MLSS分别为0.68和0.77, 系统活性污泥的平均MLVSS/MLSS在阶段Ⅱ得到提升, 由此也可以进一步说明污泥活性在阶段Ⅱ得到了改善.从图 6中还可以看出, 系统活性污泥的SVI在阶段Ⅱ有所上升, 阶段Ⅰ和阶段Ⅱ的平均SVI分别为106 mL·g^-1和131 mL·g^-1.因此, 白天进水、夜间断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式会在一定程度上恶化活性污泥的沉降性能, 然而恶化的程度并不会对系统污泥活性与污染物的去除性能造成不利影响.

图 6

Fig. 6

图 6 各阶段污泥性状 Fig. 6 Characteristics of activated sludge at each stage

该系统由于增加了发酵和储备单元, 因此在运行的过程中势必会带来附加费用.然而, 发酵单元在一定程度上可以降低污泥的处置费用; 另外, 与传统污水处理系统由于无法适应农村污水量波动和断流工况而崩溃所带来的经济损失相比, 系统所产生的附加费用微乎其微.此外, 农村地区排水的实际情况远比本实验模拟的工况复杂, 断流的情况即使是在白天也时有发生, 且排水高峰期具有明显的水量波动.因此, 以尾水与污泥发酵液的混合液为储备碳源, 能否在农村地区实际的排水工况下维持活性污泥系统的稳定性, 并起到强化脱氮除磷的作用仍值得在今后的工作中进一步研究.

(1) 12:1的混合液与原水相比具有更好的脱氮除磷特性, 其反硝化速率分别为2.87 mg·(g·h)^-1和1.83 mg·(g·h)^-1, 释磷速率分别为28.72 mg·(g·h)^-1和13.64 mg·(g·h)^-1, 吸磷速率分别为11.11 mg·(g·h)^-1和6.52 mg·(g·h)^-1.

(2) 白天进水、夜间断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式有利于A²/O系统中水解酸化、反硝化和聚磷菌属的富集, 从而起到强化脱氮除磷的作用, 在该进水方式下系统对TN和TP的平均去除率分别由69.27%和86.94%提升到73.34%和89.94%, 相应地平均出水浓度分别由15.77 mg·L^-1和0.80 mg·L^-1降低到13.76 mg·L^-1和0.64 mg·L^-1.

(3) 白天进水、夜间断流时补给尾水与污泥发酵液混合液的进水方式会恶化A²/O系统中活性污泥的沉降性能, 其平均SVI由106 mL·g^-1增长至131 mL·g^-1, 然而这种恶化的程度并不会对系统污泥活性与污染物的去除性能造成不利影响.