我国生活污水普遍存在碳氮比较低的问题, 进水碳源不足导致传统脱氮除磷工艺处理效果不佳^{[1, 2]}, 但是投加外碳源会使污水处理厂运行费用显著增加, 因此对于微生物内碳源的利用显得尤为重要^{[3, 4]}; 短程硝化由于节省40%反硝化碳源和减少污泥产量等优点而广受关注^{[5, 6]}.因此, 在处理低C/N比生活污水时, 除了充分利用颗粒污泥沉降性能好和抵御不良环境能力强等优势之外^{[7, 8]}, 同时在反应器中实现以亚硝酸盐为电子受体和内碳源为电子供体的短程硝化内源反硝化除磷系统(短程SNEDPR系统), 是一种可行且有效的强化污水脱氮除磷策略.

污泥龄(sludge retention time, SRT)是影响亚硝酸盐积累的重要因素, 将SRT控制在亚硝酸菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和硝酸菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)世代周期之间, 即可实现对NOB的淘汰, 进而实现系统亚硝酸型硝化^{[9, 10]}, 然而由于两种细菌仍具有一定的相似性, 以SRT单一抑制NOB来实现亚硝化仍不能使系统保持稳定, 有研究表明间歇曝气有利于抑制NOB^[11~13], 而且梯度曝气(各好氧段溶解氧浓度依次降低)的策略也可以保持系统中低溶解氧的状态, 由于低溶解氧可有效抑制NOB增殖^[14], 因此间歇梯度曝气的运行方式结合渐减SRT的调控理论上可以实现系统的短程硝化.而且间歇曝气的运行方式有利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的积累^[15], 以NO₂^--N为受体的DPAOs在保证脱氮效率的同时提高了除磷效率, 使生活污水得到高效处理.

本实验采用间歇梯度曝气的运行方式培养好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS), 同时缩短系统的污泥龄, 实现短程SNEDPR系统的稳定运行.通过考察运行过程中碳、氮和磷污染物的去除、周期实验和硝化实验等, 通过探究间歇梯度曝气下渐减SRT调控对强化系统脱氮除磷的影响, 以期为亚硝化前提下的污水脱氮除磷提供参考.

本实验采用SBR反应器进行好氧颗粒污泥的培养, 有效体积为8 L, 每天运行3个周期, 每周期换水比为60%, 运行方式为间歇梯度曝气, SBR运行过程中的进水、曝气、沉淀和出水均由时控开关控制, 曝气由气体流量计控制, 具体操作方法如图 1所示, 本实验分为3个阶段, 具体参数如表 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 周期运行示意 Fig. 1 Schematic diagram of periodic operation

表 1 (Table 1)

表 1 实验运行阶段及条件/d Table 1 Experimental operation stage and conditions/d 运行阶段 Ⅰ Ⅱ Ⅲ 运行天数 1~20 21~50 51~110 SRT 50 40 30

表 1 实验运行阶段及条件/d Table 1 Experimental operation stage and conditions/d

反应器接种实验室前期培养成熟的好氧颗粒污泥, 污泥浓度为3 740 mg·L^-1.进水基质为北京市某家属区化粪池污水, 各项水质指标见表 2.

表 2 (Table 2)

表 2 生活污水水质/mg·L-1 Table 2 Domestic sewage quality/mg·L-1 指标 COD NH4+-N NO3--N TN TP 范围 218~341 32~78 0~2 38~83 3.3~8.1 均值 290.8 52.1 1.1 58.3 5.5

表 2 生活污水水质/mg·L-1 Table 2 Domestic sewage quality/mg·L-1

溶解氧(DO)测定采用便携式WTW在线测定仪测定, NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、TP、COD、MLSS和MLVSS均采用标准方法测定^[16].污泥粒径采用Mastersize 2000激光粒度仪测定.胞外聚合物(EPS)中多糖采用蒽酮硫酸法, 蛋白质采用lowry法测定.

内碳源储存量占总COD消耗量用COD_in(%)来表示, 具体计算方法如下：

式中, ΔCOD、ΔNO₃^--N和ΔNO₂^--N分别为系统进水与首段厌氧后的浓度变化量, mg·L^-1.

用比氨氧化速率[r(NH₄⁺-N)]与比亚硝酸盐氧化速率[r(NO₂^--N)]来表征颗粒中AOB和NOB活性^[17], 具体步骤如下：分别取缺氧处理后的颗粒污泥3 L离心后, 用蒸馏水洗泥, 而后置于烧杯中, 用人工配水恢复体积至3 L, 同时投加氯化铵和亚硝酸盐, 使得NH₄⁺-N和NO₂^--N初始浓度分别为30 mg·L^-1和10 mg·L^-1, 实验过程中添加碳酸氢钠以补充碱度, 曝气2.5 h, 每间隔0.5 h取样测定NH₄⁺-N和NO₂^--N的含量, 其浓度降低速率分别记为μ(NH₄⁺-N)和μ(NO₂^--N). 因此可得: r(NH₄⁺-N)= μ(NH₄⁺-N), r(NO₂^--N) = μ(NH₄⁺-N)+μ(NO₂^--N), 当NO₂^--N含量呈上升趋势时, μ(NO₂^--N)为负值.

SRT是影响颗粒污泥粒径分布的重要参数^[18].图 2为缩短SRT过程中粒径的变化情况, 可以看出整个过程中粒径大于200 μm的颗粒污泥始终占优势地位, 粒径在600~800 μm范围内颗粒污泥始终占总质量的30%以上.当SRT由50 d缩短至40 d时, 粒径在800~1 000 μm范围的污泥由28%降低至21%左右, 同时粒径在600~800 μm的污泥质量分数增加至41%, 当SRT由40 d缩短至30 d时, 最突出的变化就是粒径＜200 μm的污泥增多, 相应地800~1 000 μm和600~800 μm粒径范围的颗粒污泥分别减少了约7%和6%, 反应器内絮状污泥增多, 综上表明随着SRT的降低, 颗粒粒径会略有下降, 系统中絮状污泥增多.分析原因可能为, 好氧颗粒污泥表面主要分布的是增殖速度较慢的硝化细菌, 而内部分布的是增殖速度快的反硝化细菌, 当SRT缩短后, 颗粒内部的异养菌没有足够的时间向外延伸生长, 颗粒表面的张力变弱, 使颗粒污泥的粒径受到限制, 从而使反应器内颗粒粒径略有下降^[19].

图 2

Fig. 2

图 2 运行过程中颗粒粒径变化 Fig. 2 Variation of particle size during operation

图 3分别为不同SRT下颗粒污泥沉降性能和生物量的变化.如图 3(a)所示, 当SRT依次为50、40和30 d时, SVI分别稳定在30.4、35.6和41.6 mL·g^-1左右, 整个过程中SVI逐渐增大, 这表明随着SRT的降低, 污泥沉降性能逐渐下降, 分析原因为阶段S3系统中絮状污泥较前两个阶段增多, 使颗粒污泥的SVI值增大, 但由图 4污染物去除效率可以看出好氧颗粒污泥仍能保持较稳定的状态.如图 3(b)所示, MLSS随着SRT的降低而减小, 在SRT分别为50、40和30 d时, 其后期较稳定阶段平均MLSS浓度分别为4 848、4 164和3 734mg·L^-1.运行过程中MLVSS/MLSS值保持在0.57~0.75的区间内, 可见系统中好氧颗粒污泥生物活性始终较高.

图 3

Fig. 3

图 3 运行过程中颗粒污泥沉降性能和生物量的变化 Fig. 3 Variation of settling performance and biomass of granular sludge during operation

图 4

Fig. 4

图 4 运行过程中C、N和P浓度变化 Fig. 4 Variation of C, N, and P concentration during operation

图 4(a)为运行过程中COD浓度变化情况, 可以看出有机物的去除效果始终较好, 出水COD浓度平均值为38.2mg·L^-1且COD去除效率平均为86.7%, 结果表明, SRT的变化对COD的去除影响不大.由COD_in变化曲线可以看出, 阶段S2将SRT由50 d缩短为40 d后, 虽然系统污泥浓度有所降低, 但COD_in在短期内小幅度增加, 随后在阶段后期再次降低至87%左右, 分析原因可能为反应器内污泥浓度降低明显, 系统内DO浓度升高, NOB活性有所恢复, 出水NO₃^--N浓度升高, 厌氧进水碳源用作反硝化作用的比例增大, 从而使系统中COD_in降低.阶段S3在降低曝气量的条件下, 缩短SRT, NOB活性再次受到抑制, 出水NO₂^--N含量较高, NO₃^--N含量降低, 由于单位质量浓度的NO₃^--N和NO₂^--N反硝化消耗的COD质量浓度分别为2.86 mg·mg^-1和1.71 mg·mg^-1, 同时污泥浓度逐渐保持稳定[图 3(b)], 因此COD_in回升至90%左右.

图 4(b)为运行过程中N元素变化情况, 从中可以看出, 由于整个运行过程中微生物活性保持较高水平且稳定, 因此系统的硝化效果较好, 但不同SRT下系统亚硝酸盐积累率(NAR)有较大差异.在阶段S1, NH₄⁺-N平均去除率约为98.4%, 平均出水NH₄⁺-N浓度为1.05mg·L^-1, 此时NAR仅为18.7%左右, 表明硝化作用为全程硝化, 主要产物为NO₃^--N.在阶段S2前期SRT缩短后, 前期NAR有所升高, 达到40%左右, 但系统在运行到40 d左右时由于DO浓度升高使NAR逐渐下降, 随后为了恢复亚氮积累而降低系统曝气量导致氨氮去除效果略有下降, NH₄⁺-N去除率保持在95%左右, 但进入阶段S3后, NH₄⁺-N去除效率逐渐回升至98%左右, 系统内NAR也升高至70%左右, 此时反应器NO₂^--N和NO₃^--N出水平均浓度分别为8.2和3.5mg·L^-1, 由此可见, 间歇梯度曝气的运行模式在保持较低SRT和控制DO浓度的条件下可以实现较好的NO₂^--N积累.

图 4(c)为运行过程中TP浓度的变化情况, 其变化趋势与COD_in[图 4(a)]的变化相似, 阶段S1由于系统保持较长SRT, 反应器中富磷污泥得不到及时排放, 影响PAOs和DPAOs的除磷效果, TP去除率平均值仅为84.3%左右.阶段S2缩短SRT后系统TP去除率升高至90.2%, 但后期由于COD_in减小, 从而使PAOs和DPAOs的释磷作用受到影响, TP去除率降低至87%, 出水TP浓度约为0.85mg·L^-1, 仅达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级B标准.进入阶段S3后, 系统亚硝酸盐积累恢复后, 使系统中COD_in升高, 系统TP去除性能增强, 出水TP浓度可达0.5 mg·L^-1以下, TP的去除效率可达93%左右.

由系统运行过程中脱氮除磷变化情况可以看出, 反应器在阶段S2后期污染物去除能力和亚硝酸盐积累量下降, 可以判断出NOB活性有所恢复, 为了解决这一问题同时更深入了解该系统脱氮除磷机制, 因此在运行第42 d时进行周期批次实验.图 5分别为第42 d和75 d时反应器典型周期中NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、TP、COD和DO的变化情况.从中可以看出大部分COD均在首个厌氧段被去除, 首段厌氧结束时COD浓度低于50 mg·L^-1, 消耗的COD一部分用于反硝化作用, 可以看到上一周期剩余的NO_x^--N被迅速去除, 一部分用于内碳源储存, 为后续反应提供主要碳源.NH₄⁺-N在这一阶段由于用于细胞合成而略有减少, 同化的NH₄⁺-N在第42 d和75 d分别为3.27mg·L^-1和4.13mg·L^-1, 在较低的SRT下, 略高的NH₄⁺-N被同化, 表明在这种条件下微生物的生长速度较高.TP浓度在首段厌氧结束时均达到最大值, 第42 d和75 d分别为12.57mg·L^-1和14.35mg·L^-1.好氧段发生的是聚磷菌以O₂为电子受体进行吸磷作用, 同时由于硝化作用, NO_x^--N含量均增加, 但不同的是, 在第42 d时, 主要是NO₃^--N的增加, 虽然NO₂^--N也有少量积累, 但随着后续硝化作用的继续, NO₂^--N会逐渐消失, 而第75 d时, NO₂^--N含量同样增加明显.随后进入缺氧段后, 反硝化菌利用内碳源进行反硝化作用, 同时反硝化聚磷菌利用NO_x^--N进行反硝化吸磷, 但由图 5看出, DPAOs分别利用的是NO₃^--N和NO₂^--N为受体进行的反硝化吸磷反应, 有研究表明, 利用NO₂^--N为电子受体比NO₃^--N为受体时脱氮除磷效率高^[20].最后一个缺氧段系统主要进行的是内源呼吸反硝化作用, 其对脱氮作用贡献极小, 但在75 d时的NO_x^--N减少量(1.34 mg·L^-1)较42 d时的减少量(0.91mg·L^-1)略大, 可能是因为以NO₂^--N为受体节省的内碳源还有少量剩余.NH₄⁺-N均在最后一个好氧段被氧化到最低水平, 氧化完全的时间分别为400 min和450 min左右, 这是由于第75 d时采取降低曝气量的调整策略, 导致系统中溶解氧含量降低, 使NH₄⁺-N氧化所需时间相对较长.对比图 5的DO变化可知, 第42 d的DO浓度明显较高, 这可能是由于缩短SRT后污泥浓度有所降低导致的, 此时若不及时调节曝气量必然会导致NOB活性的恢复, 因此在将系统曝气量降低同时再次降低SRT后, NOB活性得到较快恢复, 系统脱氮除磷性能逐渐恢复稳定.

图 5

Fig. 5

图 5 典型周期内污染物浓度和DO变化 Fig. 5 Variation of pollutant concentrations and DO in typical cycles

胞外高分子物质(EPS)在维持污泥稳定中起着重要作用, 其产生也受到SRT的影响^{[21, 22]}, 图 6为SRT的缩短过程中EPS的变化情况, 可以看出, 随着系统中SRT的降低, EPS的产量升高, 可能原因是在相对低的SRT条件下, 污泥负荷(F/M)相对较高, 基质可能会更多地转化为EPS, 相应地, 在高SRT时, 由于F/M相对低, EPS的产量下降^[23].蛋白质是EPS的主要成分, 其次是多糖^[24].在SRT为50 d时, 蛋白质的浓度明显较小, 随着SRT从50 d缩短到30 d, 蛋白质的含量从66.7 mg·g^-1升高到95.1mg·g^-1左右, 而多糖浓度仅略有升高, 变化范围为12.1~17.2 mg·g^-1左右, 这与阴方芳^[25]的研究结果类似, 但与Li等^[26]指出的多糖含量随着SRT的降低而升高的结果不同, 因此, 关于SRT对EPS产生的影响仍需进一步探究.随着SRT的降低, 在SRT为40 d时, 蛋白质与多糖的比值从50 d的5.4降低至4.5左右, 然后在SRT为30 d时升高至6.2.

图 6

Fig. 6

图 6 运行过程中PS、PN及PN/PS的变化 Fig. 6 Variation of PS, PN, and PN/PS during operation

为了更加直观充分了解该系统C、N和P污染物的去除机制, 图 7显示了不同SRT下颗粒污泥活性对比, 从中可以看出, 随着系统SRT的缩短, 比氨氧化速率(以VSS计)从3.16 mg·(g·h)^-1增加至4.35 mg·(g·h)^-1, 分析原因可能为, 缩短系统SRT, 颗粒污泥粒径逐渐减小, 此时营养物质传质效率相对提高, 微生物活性略有提高^[27], 并且高SRT造成的高污泥浓度也会影响底物在溶液和颗粒之间的传递, 进而影响微生物活性.而比亚硝酸盐氧化速率随着SRT的缩短而呈现先减小后增大随后减小的趋势, 由前文周期变化曲线可知, 在SRT缩短至40 d时, 运行后期出现DO浓度上升情况, 导致系统中NOB活性增强, 亚硝酸盐氧化速率增大至4.21 mg·(g·h)^-1, 随后进入阶段S3后, 在SRT缩短至30 d和降低系统曝气量的双重控制下, NOB的活性再次受到抑制, 比亚硝酸盐氧化速率降至1.57 mg·(g·h)^-1左右, 系统中AOB取得优势地位.

图 7

Fig. 7

图 7 运行过程中AOB和NOB活性变化 Fig. 7 Variation of AOB and NOB activity during operation

(1) 随着SRT由50 d缩短至30 d, 系统COD的去除效果基本不变, SRT主要影响了系统脱氮和除磷性能, 在SRT为30 d、曝气量梯度为0.6→0.4→0.1L·min^-1时, 脱氮和除磷性能均有改善, 出水TP、NO₃^--N和NO₂^--N浓度分别为0.30、3.59和8.28mg·L^-1左右, NOB活性受到抑制, 表现出较好的亚硝化性能.

(2) 随着SRT的降低, 好氧颗粒污泥粒径会略有下降, 同时污泥浓度逐渐减少, 但运行过程中MLVSS/MLSS值始终保持在0.66左右, 生物活性较高.

(3) EPS的产量随着系统中SRT的降低而升高, 其中蛋白质含量从66.7 mg·g^-1升高至95.1mg·g^-1, 变化明显, PN/PS呈现先降低后升高的趋势.

(4) 随着系统SRT的缩短, 比氨氧化速率从3.16 mg·(g·h)^-1增加至4.38 mg·(g·h)^-1, 比亚硝酸盐氧化速率呈现先减小后增大随后减小的趋势, 最后保持在1.57 mg·(g·h)^-1左右, 系统实现了以亚硝酸盐为受体的短程硝化反硝化除磷.