長/短HRT交替培養同步硝化反硝化除磷顆粒

李 冬，高 鑫，張 杰,2，楊 杰，王文琪

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學)，北京 100124；2.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學)，哈爾濱 150090)

反硝化除磷工藝(denitrifying phosphate removal，DPR)通過富集反硝化聚磷菌(denitrifying phosphate accumulating organisms，DPAOs)實現同步脫氮除磷，節省了為好氧吸磷提供的曝氣量和反硝化所需的碳源量，降低了污泥產量和污泥處置成本[1-4]。而在培養反硝化菌的過程中，由于具備結構強度高、沉降性能好、抗水質變化沖擊能力強以及為DPAOs提供缺氧的富集環境等優勢，顆粒污泥(granular sludge，GS)成為實現DPR工藝最有前景的方法之一[5-7]。已有研究證實DPR顆粒在處理低碳氮比污水時的優越性，但對于如何在富集DPAOs的同時加速顆粒形成的研究仍然較少，因此，擬探究一種可行的方法同步實現DPAOs的富集和顆粒化。

在培養顆粒污泥并富集DPAOs的過程中，運行周期的水力停留時間(hydraulic retention time，tHR)長短一直是一個十分關鍵的因素[8]。較長的HRT有利于延長微生物經歷的饑餓時間，刺激其產生更多的胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)以黏附絮狀污泥形成大顆粒，同時促使從污泥表面延伸出的細絲收縮、卷曲并被多糖(polysaccharide，PS)包裹和“粘合”到更致密的顆粒污泥結構中，形成更大的缺氧區為DPAOs提供富集條件[9]；其次，延長HRT有利于刺激微生物降解可溶性微生物產物(soluble microbial products，SMP)中的蛋白質、多糖和類腐殖酸化合物[10]轉化為可被微生物重新利用的低分子質量化合物，作為饑餓條件下的電子供體進行反硝化，強化反硝化脫氮，降低DPAOs的碳源競爭壓力。縮短HRT則有利于增大換水頻率提高水力選擇壓，充分利用DPAOs位于沉降性能好的大顆粒內核的分布優勢，將多存在于小顆粒及絮體污泥中的普通異養菌和聚糖菌洗脫出去，富集主要功能菌[11]；此外，短HRT還可以避免微生物長期處于饑餓階段，過度消耗微生物產物造成代謝活性降低最終導致系統失穩。因此，本研究擬采用長/短HRT交替運行模式，利用長HRT周期提高顆粒污泥的結構強度，為DPAOs的富集創造環境，采用短HRT周期提高水力選擇壓，排除與DPAOs存在競爭關系的非功能菌，加速啟動過程。

本實驗設置了恒定HRT的對照組和不同長/短HRT比的實驗組。根據周期內污染物去除路徑以及SMP質量分數的變化闡明了長/短HRT模式的運行機制，通過監測運行期間污染物去除效果、顆粒污泥形態、沉降性能以及功能菌活性占比評判不同運行條件下的系統性能，明確長/短HRT策略在培養同步硝化反硝化除磷(simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal，SNDPR)顆粒方面的優勢效果。

1 實 驗

1.1 實驗裝置與運行方法

本實驗采用4組有效容積為6 L的亞克力材質序批式活性污泥反應器(sequencing batch reactor，SBR)，換水比為2∶3。各反應器每天均運行4個周期，R1采用恒為9 h的HRT，R2、R3和R4采用相鄰周期長短交替的HRT，長/短HRT分別為13.5 h/4.5 h、12 h/6 h和10.5 h/7.5 h。各反應器的厭氧、好氧與缺氧段時間比保持一致，各反應器好氧段曝氣量均為0.45 L/min。此外包含5 min進水，5 min沉淀，5 min排水，剩余時間閑置。各反應器運行模式見表1。

表1 不同模式下反應器運行參數

1.2 接種污泥與實驗用水

以絮狀活性污泥以及長期低溫儲存的顆粒污泥為接種污泥，接種絮狀污泥與顆粒污泥MLSS分別為1 385、2 181 mg/L，兩者體積比為1∶1，以人工合成廢水為實驗處理對象，配制涉及的物質有水、CH3CH2COONa、NaHCO3、NH4Cl、KH2PO4、MgSO4·7H2O以及CaCl2，各監測項目見表2。

表2 人工合成廢水水質

1.3 分析項目與檢測方法

1.4 三維熒光和平行因子分析

三維熒光Ex(激發光譜)和Em(發射光譜)掃描范圍分別為200～700 nm、200～600 nm，激發/發射波長間隔10 nm。其中X軸代表Em發射波長，Y軸代表Ex激發波長，等高線顏色深淺反映EPS樣品的熒光強度。利用MALAB toolbox DOMFluor對獲得的多次三維熒光數據結果進行平行因子法建模，對EEM數據進行對半分析、方差檢驗和核心一致性診斷驗證方法，后明確熒光成分的數量。

1.5 計算方法

(1)

(2)

2 結果與討論

2.1 典型周期實驗

2.1.1 典型周期內C、N、P變化

圖1 第60天時R3典型周期內C、N和P的變化

為了驗證這一猜想，采取批次實驗對4組反應器內DPAOs的占比進行了分析，結果如圖2所示，R1、R2、R3和R4中反硝化聚磷菌的占比分別為14%、33%、42%和28%，證實了長/短HRT交替模式具有富集DPAOs的作用，以及好氧段顆粒內部DPAOs的脫氮除磷作用。

圖2 第60天時反硝化聚磷菌占比

進入缺氧段后，DPAOs率先進行反硝化脫氮除磷，TN和TP分別下降了5.35、1.90 mg/L；而后底物缺乏，刺激微生物水解EPS產生SMP，因此，COD在第395分鐘明顯上升到60.24 mg/L。隨后異養反硝化菌將SMP作為基質進行反硝化脫氮，使得出水COD和TN分別降低到了35.65和13.19 mg/L。上述周期中的TN 質量濃度降低了42.51 mg/L，相比R1提高了20.1%的總氮去除率，COD也隨著SMP的消耗而降低，達到了GB 18918—2002《城鎮污水處理廠污染物排放標準》[17]中的一級A標準。這表明長HRT下帶來的SMP增加有利于強化反硝化脫氮能力。

盡管目前有關齊玉苓案的司法批復已經被廢止，但相關案件的終審判決仍然有效，其引發的討論也不會因此而結束，反而可能向縱深繼續發展[21]。

而在短HRT周期中， DPAOs厭氧末釋磷量為14.74 mg/L，相比長HRT周期釋磷量低5.99 mg/L。釋磷及吸收底物不充分，導致缺氧條件下缺乏能量進行同步脫氮除磷。且由于底物匱乏時間短，短HRT周期沒有產生足夠的SMP，異養反硝化菌在缺氧段缺乏碳源無法進行反硝化脫氮。故短HRT周期的脫氮除磷效果不及長HRT周期，但由于長/短HRT運行模式下對功能菌的富集作用，短周期的脫氮除磷效果仍強于恒定HRT運行模式。

2.1.2 典型周期內SMP變化

溶解性微生物產物(SMP)是污水生物處理中有機物質的主要成分，它的存在決定了系統對有機物的最大去除效率，研究表明，SMP在出水COD中的占比甚至可以達到70%[18]。此外，SMP還是消毒副產物的前驅物質，在出水加氯消毒的過程中易發生鹵化反應，產生具有高度致癌性的消毒副產物，影響污水回用。但是，SMP可以作為反硝化的補充碳源，解決生活污水中碳氮比過低問題，強化反硝化脫氮能力。作為SMP產生的重要影響因素，HRT的改變勢必會帶來SMP的變化，因此，SMP的組成和濃度變化是本研究中不可忽略的因素之一。

根據產生來源不同，SMP可分為兩種類型：一種是基質利用率相關產物(utilization associated product，UAP)，這類物質是伴隨著微生物利用底物進行代謝的過程中直接產生的；另一種是生物量相關產物(biomass associated product，BAP)，是伴隨著細胞的衰亡、分解和EPS的水解等過程產生的[19]。因此，根據三維熒光掃描結果對其產生和降解過程進行分析來增強利用率。

在R3進入穩定運行階段后，利用三維熒光掃描對其長周期逐小時SMP變化情況進行分析，并以平行因子(parallel factor，PARAFAC)方法對SMP中各組分變化情況進行評估。結果表明，SMP中的熒光物質主要分為兩類，兩者的位置分布如下：色氨酸類蛋白，Ex250～300 nm/Em275～375 nm；腐殖酸類物質，Ex310～430 nm/Em375～525 nm[20]。以SMP中各組分的熒光強度反映其質量分數，其強度變化如圖3所示。

圖3 R3長HRT周期運行過程中SMP三維熒光分析

在0 h時色氨酸類蛋白和腐殖酸類物質的熒光強度峰值IF分別為265.57和343.45，該初始濃度主要來源于上一周期因換水比未排出的殘留SMP。反應進行2 h后，伴隨著COD的大量降低，色氨酸類蛋白IF達到了423.44的峰值，表明微生物利用進水中有機物進行代謝的同時產生了UAP。隨著進水底物被消耗殆盡，微生物轉而利用UAP作為碳源，使得色氨酸類蛋白的熒光強度在3～5 h逐漸降低至182.97，而腐殖酸類物質的IF并未下降，這主要是由于微生物代謝難以利用腐殖酸。但在第6小時色氨酸類蛋白的IF產生了第二次明顯的升高，這是由于環境中容易被利用的底物耗盡，微生物通過內源呼吸以及EPS水解來產生BAP。此時，反應處于缺氧段，異養反硝化菌能夠利用BAP進行反硝化，這解釋了長/短HRT下TN去除率較高的原因。若繼續增加HRT，SMP的產生量將超過可利用量，出水COD將超出排放標準，R2的出水COD高正是這一原因。

2.2 系統污染物去除性能

2.2.1 COD去除性能

圖4 不同運行模式下COD變化

2.2.2 TN去除性能

圖5為4組反應器運行過程中的氮素變化。由于硝化細菌的適應能力和世代倍增時間慢于異養菌，各組反應器的脫氮性能恢復節點相比COD去除能力的恢復約慢5 d以上。而以長/短HRT交替運行的3組反應器與恒定HRT模式相比能更快地恢復脫氮能力，證明了長/短HRT對脫氮的促進效果。特別是R2和R3長HRT周期在穩定后出水TN去除率分別達到了90.10%和94.28%，具有優良的脫氮效果。此外，兩者的短周期脫氮能力略有差別，R2長周期中殘留了更高濃度的SMP為相鄰短周期反硝化提供了部分碳源，提高了R2短周期的TN去除率。整體來看，R2與R3的脫氮效果強于R1和R4，后兩者的總氮去除率分別為73.94%和86.35%，顯然，在不考慮出水COD的情況下，較大的長/短HRT比有利于增強脫氮效果。

圖5 不同運行模式下TN變化

2.2.3 TP去除性能

4組不同運行模式下系統TP去除性能變化如圖6所示。研究表明，顆粒污泥儲存時間越長，系統的除磷能力越難以恢復[22]。系統的除磷性能約在第25天開始恢復，遠遲于COD與TN的去除。其中，R2和R3的除磷性能在第45天左右達到了穩定，兩者長周期的TP去除率為90%以上，高于R1和R4。R1的去除率最低，僅為70%。這是因為長/短HRT交替的模式有利于DPAOs的富集，而較高豐度的DPAOs能夠在缺氧段消耗掉好氧末剩余的磷，使得出水TP質量濃度進一步下降。

圖6 不同運行模式下TP變化

就短周期而言，因HRT過短，釋磷不充分使DPAOs有機物貯存和磷吸收不充分，R2短周期除磷率僅為70%。綜上，R3的長、短周期均具有較好的除磷效果，為最適宜的長/短HRT比設置。

2.3 污泥物理特性變化

2.3.1 外觀形態及粒徑變化

圖7顯示了隨著運行不同反應器污泥的粒徑分布變化。本實驗接種顆粒污泥結構如圖8(a)所示，呈現明顯中空透明，240 d儲存期使得顆粒整體呈現不規則但完整的狀態。接種污泥平均粒徑為960 μm。運行10 d后，由于曝氣以及攪拌帶來的水力剪切力和顆粒碰撞等不利條件，顆粒污泥裂解破碎如圖8(b)所示，形成絮體、片狀以及不規則顆粒的混合狀態，故前期4組反應器的顆粒粒徑均明顯下降。在第30天時，R2粒徑分布存在3個峰值，100～180 μm為絮狀活性污泥，新出現的700～800 μm峰值為破碎的顆粒污泥碎片，1 100～1 200 μm為完整的顆粒污泥，但較接種時顆粒粒徑有明顯下降，且大粒徑顆粒占比下降。通過表3顆粒粒徑變化可以看出第60天，R1、R2、R3和R4反應器內污泥平均粒徑分別達753、762、932和886 μm，且絮狀污泥占比很少，認為顆粒化成功。其中，R3具有最大粒徑的顆粒，長/短HRT交替模式下各組反應器的平均粒徑均高于恒定HRT下的反應器，證實該模式對于造粒的促進作用。

圖7 不同運行模式下粒徑分布變化

表3 不同運行模式下顆粒平均粒徑變化

如圖8(c)所示，R1在恒定HRT運行條件的第20天發生了污泥膨脹現象，主要是由于從無基質低溫儲存到有進水COD作為細菌生長底物后，異養絲狀菌比功能菌群更快地恢復生長[23]。絲狀菌在顆粒表面延伸，顆粒之間難以靠近，削弱了污泥的壓縮性，顆粒沉降面在出水口的上方，顆粒污泥逐漸隨出水流失。以長/短HRT交替運行的反應器，由于顆粒受到饑餓/飽食沖擊，抑制了絲狀菌的增長，并未出現污泥膨脹現象。在顆粒污泥破碎解體的過程中，擁有最大長/短HRT比的R2解體程度最高，而R3和R4解體時間相對較短。此外，周期性的饑餓促使微生物釋放大量的EPS，促進絮狀污泥黏附到顆粒的碎片上形成了新的顆粒污泥。因此，如圖8(d)～(g)所示，在經歷不同程度的解體后，各反應器均實現了新的顆粒化，其中，R2形成了不均勻的粒徑分布；R3內解體程度較輕的顆粒，與絮體結合形成了更為致密且粒徑更大的顆粒；R4形成的顆粒顏色較淺且致密性不及R2和R3，原因為該長/短HRT比下EPS的產生量較少。

圖8 顆粒污泥隨運行時間變化的顯微鏡照片

研究表明，顆粒污泥粒徑增大會造成顆粒內部氧滲透深度減小，造成缺氧區體積的增大和好氧區體積的下降。因此，基于長/短HRT下R3粒徑的增大為富集反硝化聚磷菌提供了良好的環境基礎[24]，這也與R3中較高的反硝化聚磷菌占比結論一致。

2.3.2 生物量及沉淀性能變化

不同階段的MLSS和MLVSS的變化如圖9所示，各反應器的起始污泥質量濃度分別為2 892、2 288、2 684和2 724 mg/L。4組反應器的MLSS整體呈現先下降后上升的趨勢，在第30天，R2由于解體嚴重，部分污泥沉降性能較差，被排出反應器，圖10顯示污泥容積指數(sludge volume index，SVI)明顯上升，MLSS下降至1 792 mg/L。而R3和R4解體程度低、時間短，沒有引起嚴重污泥流失率，先實現了生物量的增長。R1的MLSS降低同樣是由于污泥流失，但區別在于R1是在恢復期產生了絲狀菌膨脹，SVI同樣明顯上升，沉降性能大幅下降，MLSS降低到了974 mg/L。在啟動成功后，各反應器的污泥量均有上升，MLSS分別為2 181、2 704、3 444和2 563 mg/L。由表4可以看出，在啟動過程中，各反應器的f(MLVSS與MLSS質量濃度比)整體呈現下降趨勢，這是因為隨著除磷性能的恢復，DPAOs能夠貯存更多的磷，再加上顆粒污泥內DPAOs占比的不斷提高，使得污泥內無機質成分的占比也越來越高。

圖9 不同運行模式下MLSS及MLVSS的變化

圖10 不同運行模式下SVI的變化

表4 不同運行模式下f的變化

隨著顆粒污泥沉降性能的不斷提高，各反應器的SVI值均有下降，分別為128、80、74和85 mL/g。這表明長/短HRT的運行模式有利于增強顆粒的沉降性能，并且當長/短HRT為12 h/6 h時，其沉降性能最佳。

2.3.3 顆粒污泥胞外聚合物質量分數變化

不同階段4組反應器的污泥胞外聚合物中PN、PS和PN與PS質量分數比的變化如圖11以及表5所示。運行開始時，PN與PS質量分數很低，因接種顆粒污泥在長達240 d的儲存過程中，為應對長期饑餓條件，微生物通過水解EPS來維持自身生存[25]。隨著實驗運行各反應器逐漸恢復顆粒化，PN和PS均有所升高，但PN與PS質量分數比有明顯下降的趨勢，這是因為PS的增長速度高于PN，特別是顆粒結構最為致密的R3，其PS的質量分數為4組反應器中最高的。SHi等[26]研究也得出結論，顆粒穩定性的維持與多糖的生成有很大關系。

圖11 運行過程中PN、PS變化

表5 不同運行模式下PN與PS質量分數比的變化

啟動成功時，R2、R3的EPS質量分數分別為73.31和74.89 mg/g，高于R1和R2的EPS質量分數。這是因為當好氧顆粒污泥在經歷饑餓時，微生物會分泌大量的EPS來應對饑餓狀態[27-28]，而大量EPS的分泌也為BAP的產生提供了基礎，為反硝化菌提供了補充碳源，進而實現了長/短HRT對于處理性能的優化[29]。

3 結 論

1)長/短HRT交替模式下成功培養出SNDPR顆粒污泥，各反應器出水COD、TN和TP去除率均高于恒定HRT模式，其中，長/短HRT設為12 h/6 h的R3由于能夠產生并充分利用SMP強化反硝化，其長周期COD、TN和TP除效率達93%、96%和98%，短周期的COD、TN和TP去除率為95%、90%和93%。

2)通過長/短周期下不同程度的飽食/饑餓交替，刺激EPS的產生促進顆粒化。運行到第60天時R3的粒徑達到4組反應器中最大且規則致密，平均粒徑為923 μm。同時，R3有較高的生物量，顆粒核心缺氧區富集反硝化聚磷菌提高了污泥沉降性能。

3)長/短HRT交替能夠實現DPAOs的富集，以不同HRT比值運行的反應器中DPAOs的占比均高于恒定HRT的反應器，其中，R3的DPAOs占比最高，達到了42%，實現顆粒化的同時成功富集了DPAOs。