胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是微生物在生理活動中分泌的胞外黏性物質, 主要由蛋白質(PN)和多糖(PS)組成.有研究發現EPS通過減少細胞表面的負電荷, 將兩個相鄰的細胞進行物理連接, 對AGS的形成和穩定性有重要意義, 為此本實驗研究了運行期間PN、PS和PN/PS的變化規律, 結果如圖 3所示.

  圖 3 運行期間R1和R2的EPS和PN/PS變化

　　在啟動階段(0~56 d和0~39 d), R1和R2中的PN、PS和PN/PS呈上升趨勢, PN從接種初期的3.01 mg·g-1增加至7.67 mg·g-1和9.10 mg·g-1, PS由7.1 mg·g-1增至7.39 mg·g-1和8.01 mg·g-1, PN/PS由0.43增至1.04和1.14.顆粒形成后(57~105 d和40~105 d), PN和PS含量與PN/PS值基本穩定, 表明R1和R2系統運行穩定.實驗表明在顆粒化階段, 相較于PS含量變化, PN含量大量增加, 表明PN在顆粒化過程中可能起主要作用, 這與Su等的研究結果一致, 分析原因為PN具有大量帶負電荷的氨基酸, PN含量的增加不僅可以降低細菌細胞的表面負電荷, 減少細胞之間的靜電排斥, 促進細胞與細胞的相互作用, 并通過吸附有機和無機材料形成了交聯網絡, 從而促成顆粒的形成.結果表明(圖 3), 在相同運行時間下, 與R1相比, R2中微生物分泌的PN和PS更多, PN/PS處于較高水平, 多次進水-曝氣策略更利于污泥聚集, 從而提高了顆粒的沉降性能, 促進顆粒污泥的形成.

　　由于啟動AGS工藝采用了逐漸縮短沉降時間的方式, 會淘洗出部分沉降性能差的污泥, 因此本實驗還研究了實驗期間MLSS和SVI的變化趨勢, 結果如圖 4所示, 接種污泥的SVI值為60.13 mL·g-1, R1和R2中接種的污泥濃度為3 539 mg·L-1和3 624 mg·L-1.由于啟動階段R1和R2的沉降時間是逐漸縮短的, 排出沉降速度慢的污泥, 保留了沉降性能好的污泥.SVI數值能夠反映污泥的沉降性能, SVI值較低代表污泥的沉降性能較好, 因此在啟動階段R1和R2的MLSS和SVI均呈現下降的趨勢.R1和R2中在第19 d和第11 d出現細小顆粒, 這些顆粒會將系統中絮狀污泥黏附在自身表面, 將絮狀污泥持留下來, 對AGS的形成具有重要作用.由于相同運行時間下R2中顆粒粒徑大于R1, 顆粒更致密, 所以R2污泥沉降性能優于R1, 故在第19 d縮短沉降時間時, R1比R2中流失了更多的污泥.此后, MLSS不再下降, 系統內顆粒結構逐漸完整, 粒徑不斷變大, 沉降性能得到改善, SVI值逐漸降低, MLSS開始有所上升.由于R2采用多次進水-曝氣策略運行, 刺激系統內微生物產生了較多的PN, 改善了顆粒的沉降性能, 因此在相同運行時間下, R2的SVI值是低于R1的, 表明相較于一次進水-曝氣策略, 多次進水-曝氣策略運行下形成的顆粒沉降性能更強.

圖 4 R1和R2運行期間MLSS和SVI的變化

　　2.2 一次/多次進水-曝氣策略對系統污染物處理性能的影響

　　2.2.1 R1和R2的COD和TP去除性能

　　圖 5和圖 6分別表示了運行期間R1和R2的進、出水COD、TP濃度及去除率的變化情況.接種初期, R1和R2對COD和TP去除率較低, 出水濃度較高, 經一段時間的適應和馴化, 功能菌對有機物的利用能力得到恢復, 對環境逐漸適應, 出水COD和TP濃度逐漸降低.由于R1和R2分別在第19 d和第11 d出現細小顆粒, 為快速獲得成熟的AGS, 于是第19 d時縮短沉降時間至3 min.R1和R2中含有較多的絮狀污泥, 所以縮短沉降時間后, 排出較多沉降性能不佳的絮狀污泥, 其中可能含有大量富磷污泥, 但是R1和R2排出的富磷污泥中含有較多PAOs, 所以R1和R2的TP去除率出現了先增加后下降的趨勢, 且觀察到R1和R2分別經歷了33 d和17 d出水TP濃度降至0.5 mg·L-1以下, 表明R1中除磷性能恢復的時間比R2長, 一是因為R1比R2排出含有PAO的絮狀污泥多, R1中PAOs富集所需的時間比R2長, 二是因為這一階段R1和R2中污泥粒徑較小, 曝氣時氧氣的傳遞性較好, 單個顆粒內部厭氧區可能很小, 同步硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrification, SND)能力還不完善, 因此R1中好氧硝化形成的NO3--N無法在好氧條件下被反硝化去除掉, 而R2中采用多次進水-曝氣的運行策略, 在周期內可以提供多次厭氧和好氧環境, 實現多次實現硝化反硝化, 降低了NO3--N濃度, 因此推測R1中NO3--N濃度對PAO的抑制程度是大于R2的, 這一階段實驗結果表明, 與一次進水-曝氣的運行策略相比, 多次進水-曝氣策略運行下PAO受到NO3--N的沖擊更小, 除磷性能更好, 可在顆粒化初期實現較低的出水TP濃度.具體聯系污水寶或參見http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

 圖 5 運行過程中COD濃度變化

 圖 6 運行過程中TP濃度變化

　　R1和R2中AGS啟動后, 與運行初期相比, 顆粒粒徑增大, 顆粒內部的層狀空間結構逐漸完整, 能夠實現SND, 因此R1內后續的好氧環境下硝化形成的NO3--N可通過SND被去除, NO3--N濃度有所降低, 一定程度上減輕了NO3--N對PAOs的抑制程度.除此之外, AGS的層狀空間結構也對PAOs也起到了一定的緩沖保護作用, 因此顆粒化后R1和R2的出水COD和TP濃度能夠穩定保持在50 mg·L-1和0.5 mg·L-1以下, 處理效果穩定, 滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918-2002)的一級A標準.

　　2.2.2 R1和R2的脫氮性能

　　運行期間, R1和R2的TN去除率整體呈現上升趨勢, 且R2的TN去除率大于R1.對比圖 7可知, 出水TN中含有大量NO3--N成分, 反硝化脫去NO3--N的程度對獲得較低的出水TN濃度具有重要意義.啟動階段(0~56 d和0~39 d), R1和R2接種污水處理廠回流污泥, 反應器初期以絮狀污泥為主.R1以一次進水-曝氣的策略運行時, 運行初期絮狀污泥在好氧條件下不能提供反硝化所需的厭氧環境, 因此R1出水中含有大量NO3--N, TN去除率較低; R2以多次進水-曝氣策略運行時, 周期內會進行3組厭氧環境和好氧環境的交替運行, 通過多次硝化和反硝化作用, 有效降低了反應器內NO3--N含量, 所以接種初期R1的出水NO3--N濃度比R2高.第19 d縮短沉降時間, R1比R2中流失了更多的污泥, 這些污泥中含有大量硝化細菌和反硝化細菌, 因此R1和R2的脫氮性能均出現一定程度的下降.大部分硝化細菌屬于自養菌, 世代時間較長, 故R1中脫氮性能恢復時間比R2長.

 圖 7 運行期間氮去除效果變化

　　AGS工藝啟動后(57~105 d和40~105 d), 顆粒粒徑增大, 好氧條件下由于氧氣傳遞受限, 單個顆粒污泥內部具有厭氧區和缺氧區, 具備SND能力.由于DO在AGS內具有一定的傳質深度, 因此與粒徑較小的AGS相比, 粒徑較大的AGS內部缺氧反應區大, 反硝化效率更高, 利于實現SND.由于R2中顆粒污泥的粒徑大于R1, 故R2脫氮效率高于R1, 所以AGS工藝啟動后R1的出水NO3--N濃度比R2中的高, R2出水TN濃度滿足規范要求的時間也比R1提前.AGS工藝穩定運行后, R1和R2中出水TN濃度平均為11.2 mg·L-1和8.9 mg·L-1, 均低于我國《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)的一級A標準(15 mg·L-1).

　　2.3 一次/多次進水-曝氣策略對DPAO富集程度的影響

　　DPAO以NO3--N為電子受體過量吸磷, 在除磷的同時, 達到反硝化脫氮的目的, 可以緩解異養菌對碳源的競爭, 實現“一碳兩用”, 節省了能源[36, 37].由于DPAO在厭氧和缺氧條件下進行生理活動, 筆者推測DPAO是否會在顆粒內部缺氧區富集.文獻[38]認為缺氧吸磷速率與好氧吸磷速率之比代表了DPAO占全部PAOs的比值, 能反映系統中DPAO增殖情況, 因此筆者在運行期間每隔20 d, 通過燒杯實驗的方法, 測得缺氧和好氧條件下磷酸鹽濃度變化, 并計算了缺氧吸磷速率與好氧吸磷速率之比.

　　如圖 8所示, 種泥中DPAO占全部PAOs的質量分數為11.17%, 經過100 d的運行, R1和R2中DPAO增殖至22.47%和34.08%, 可知兩種方式運行下均能富集DPAO, 且R2中DPAO富集的情況比R1好, 分析原因為R1采用一次進水-曝氣的策略運行時, 周期內前期厭氧段內系統中底物充足, 后期好氧段內基質濃度較低, 硝化細菌將NH4+-N氧化后, 微生物耗氧量下降, 因此在較長的好氧段中DO會大量上升, 氧氣通過AGS表面孔隙進入顆粒內部, 減小了顆粒內部缺氧區和厭氧區體積, 影響了DPAO的生存空間; 而R2采用多次進水-曝氣的運行策略, 周期中不會存在較長時間的連續曝氣, 并且周期內多次提供基質, 與R1相比, R2的運行策略能夠提高微生物活性, 增加對氧氣的消耗量, 對反應器中DO起到一定的控制作用, 確保了好氧條件下顆粒內部缺氧區和厭氧區的分布, 這與Bassin等的研究結果一致, 其發現較低DO濃度可以保證好氧環境中AGS內部的缺氧區和厭氧區體積, 促進了DPAO增殖.與R1相比, R2運行時反應器中DO相對較低, 顆粒內部為DPAO提供適宜的厭氧和缺氧生存環境, 有利于DPAO富集.

圖 8 運行期間DPAO富集程度變化

　　2.4 穩定運行時典型周期內污染物濃度變化

　　圖 9所示為R1和R2在第91 d任意一個周期內NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TP和COD的濃度變化.R1采用底部厭氧進水的方式向反應器中提供基質, 隨后開始厭氧反應階段, 由于R1內含有充足的碳源, 可進行徹底的反硝化作用, 因此厭氧階段進行55 min后R1中NO3--N濃度為0, 此后R1內PAOs釋磷過程不再受到NO3--N抑制, PAOs能將胞內多聚磷酸鹽(poly-P)分解, 以磷酸鹽的形式釋放在水中, 并將碳源轉化以PHA形式儲存在體內, 以便好氧條件下進行吸磷, 因此觀察到厭氧段TP濃度上升, 好氧段TP濃度下降.生活污水有機物成分復雜, 微生物能快速消耗利用的碳源較少, 所以R1中COD濃度由130.2 mg·L-1降至43.9 mg·L-1, 待反應進入好氧段時, 微生物可以利用的碳源已所剩無幾, NO3--N在DPAO作用下得到部分去除后, 反硝化菌受到碳源限制而不再進行反硝化過程, 系統中NO3--N濃度不斷上升, 至周期末期時NO3--N濃度為11.4 mg·L-1.

 圖 9 第91 d R1和R2周期內污染物濃度變化

　　而R2中出水NO3--N濃度低于R1, 這得益于R2采用的多次進水-曝氣的運行策略：周期初以厭氧進水的方式向微生物提供基質, 在反硝化結束后系統由缺氧環境恢復為厭氧環境, 為PAOs釋磷提供條件, 曝氣后NH4+-N經硝化作用轉化為NO3--N, 經DPAO作用能夠去除部分NO3--N后, 由于反應器內碳源匱乏, 反硝化菌攝取不到碳源, 反硝化作用暫停, 所以觀察到NO3--N濃度上升, 至好氧段末期系統內的NO3--N濃度分別為6.9 mg·L-1和5.8 mg·L-1.好氧段結束后, 再以厭氧進水的方式為反硝化菌脫氮和PAO釋磷提供碳源和適宜的厭氧條件, 隨后再進入厭氧環境, 以此方式向系統內多次提供碳源, 以便對氮素進行反硝化作用, 故R2周期末為7.3 mg·L-1, 通過這種方式良好地處理了系統內TN和TP, 獲得了良好的脫氮除磷效果.

　　3 結論

　　(1) 相同運行時間下, R2中PN和PS含量多于R1, PN/PS和污泥粒徑也處于較高水平.R1和R2分別經過56 d和39 d后成功啟動AGS工藝; 運行105 d后, R1和R2內顆粒污泥的平均粒徑達到740 μm和791 μm, R2中顆粒形態更圓潤, 表明多次進水-曝氣策略能促進顆粒污泥的形成, 有利于提高顆粒粒徑.

　　(2) R1和R2內顆粒污泥成熟后, 對COD、TP和TN具有良好的處理效果, 出水水質均滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級A標準.

　　(3) 顆粒化過程中, R2中出水NO3--N濃度和出水TP濃度普遍低于R1, 表明與一次進水-曝氣運行相比, 多次進水-曝氣運行下PAO受到NO3--N的沖擊更小, 除磷性能更好.

　　(4) 運行100 d后, R1和R2中DPAO占全部PAO的比值由最初11.17%分別增至25.47%和34.08%, 表明多次進水-曝氣策略下運行, 顆粒內部更適宜DPAO生存, 有利于DPAO富集.    (來源：北京工業大學建筑工程學院 作者：張杰)