面對(duì)日益嚴(yán)峻的資源緊缺壓力，國(guó)家推動(dòng)和鼓勵(lì)開展循環(huán)經(jīng)濟(jì)發(fā)展模式，促進(jìn)資源綜合利用產(chǎn)業(yè)的快速發(fā)展。作為節(jié)能環(huán)保產(chǎn)業(yè)的重要組成部分，城市污水處理行業(yè)如何實(shí)現(xiàn)資源循環(huán)利用，是當(dāng)前的重要任務(wù)，也是今后的主導(dǎo)發(fā)展方向。城鎮(zhèn)污水廠的剩余污泥大多為微生物細(xì)胞體，經(jīng)過(guò)破壁預(yù)處理后，提取的蛋白質(zhì)占污泥質(zhì)量的30%~60%，因此污水處理廠剩余污泥蛋白質(zhì)資源化利用越來(lái)越受到關(guān)注。但是，我國(guó)城鎮(zhèn)污水處理廠存在進(jìn)水含砂量大及預(yù)處理段除砂效果不理想的問(wèn)題，導(dǎo)致剩余污泥的含砂量高、有機(jī)質(zhì)含量低，極大地制約了污泥提取蛋白質(zhì)的資源化利用途徑。

生物吸附段是通過(guò)控制較短的水力停留時(shí)間（HRT）和污泥齡（SRT）來(lái)培養(yǎng)適應(yīng)原水環(huán)境、可以實(shí)現(xiàn)快速增殖的原核微生物，用以吸附進(jìn)水中的顆粒態(tài)物質(zhì)。因此，生物吸附段的設(shè)置會(huì)有效減少后續(xù)處理段受無(wú)機(jī)雜質(zhì)、難降解有機(jī)物及有毒有害物質(zhì)的影響。原水中的氮主要以異化和同化兩種方式被去除，異化即硝化-反硝化作用，同化即微生物利用NH4+-N及污水中的其他物質(zhì)合成胞內(nèi)蛋白質(zhì)，在脫氮的同時(shí)，實(shí)現(xiàn)污泥量的增長(zhǎng)。

進(jìn)水中的部分有機(jī)物轉(zhuǎn)移到了生物吸附段的污泥中，導(dǎo)致后續(xù)處理段缺少生物脫氮除磷所需的碳源。為使整個(gè)污水處理系統(tǒng)達(dá)到碳源平衡，考慮利用該段污泥發(fā)酵產(chǎn)酸作為后續(xù)生物處理段的優(yōu)質(zhì)碳源。近年來(lái)，污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸技術(shù)日趨成熟，發(fā)酵液作為活性污泥優(yōu)質(zhì)碳源的應(yīng)用研究取得了良好效果。投加碳源在提高出水質(zhì)量的同時(shí)，可以改變進(jìn)水中氮的去除途徑，顯著提高氮的同化/異化，最終實(shí)現(xiàn)污泥中蛋白質(zhì)含量及污泥量的同步提高。與污泥減量的傳統(tǒng)思維方式相反，獲取大量高品質(zhì)污泥是其資源化利用的前提，也是真正實(shí)現(xiàn)城市污水處理行業(yè)資源循環(huán)的關(guān)鍵。

因此，筆者采用生物吸附/A2O組合工藝處理某污水廠原水，利用生物吸附段污泥發(fā)酵產(chǎn)酸作為優(yōu)質(zhì)碳源投加到A2O中，從而獲得高質(zhì)量的出水水質(zhì)及高蛋白質(zhì)含量的污泥，探索符合我國(guó)國(guó)情的污水處理新思路。

1、材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行條件

采用生物吸附/A2O組合工藝處理某污水處理廠旋流沉砂池出水，利用微生物吸附絮凝作用，在生物吸附段去除大部分殘余的無(wú)機(jī)顆粒物、部分COD及氮磷污染物（主要為顆粒態(tài)有機(jī)物）；然后經(jīng)A2O段實(shí)現(xiàn)剩余污染物的去除，獲得較高質(zhì)量的出水水質(zhì)。為避免生物脫氮除磷碳源不足問(wèn)題，可在A2O厭氧或缺氧段投加碳源，碳源為生物吸附段污泥的厭氧發(fā)酵產(chǎn)物。生物吸附/A2O組合工藝的流程如圖1所示。

設(shè)計(jì)進(jìn)水量為50mL/min。生物吸附段有效容積為1.5L，HRT為0.5h，SRT為2d，溶解氧（DO）維持在0.5~1mg/L，混合液懸浮固體濃度（MLSS）為4000~5000mg/L。A2O反應(yīng)器的總HRT為11.2h，厭氧段、缺氧段和好氧段的HRT分別為1.6、3.2和6.4h，好氧段DO濃度為2~4mg/L，SRT為20d，硝化液回流比為1.5，污泥回流比為0.8，MLSS為3000~4000mg/L。生物吸附段和A2O段的接種污泥均為無(wú)錫市某污水處理廠污泥，有機(jī)質(zhì)含量（MLVSS/MLSS）平均值為0.67。

試驗(yàn)分為兩個(gè)階段，第一階段為某污水廠沉砂池出水進(jìn)入生物吸附段，初沉池出水進(jìn)入A2O段，在監(jiān)測(cè)出水水質(zhì)指標(biāo)的基礎(chǔ)上，監(jiān)測(cè)污泥增量及蛋白質(zhì)含量。第二階段在此基礎(chǔ)上投加碳源，投加點(diǎn)位為A2O的厭氧段，使用無(wú)水乙酸鈉模擬厭氧發(fā)酵產(chǎn)物，投加量折算成COD為200mg/L，監(jiān)測(cè)出水水質(zhì)指標(biāo)、污泥增量及蛋白質(zhì)含量的變化情況。

1.2 原水水質(zhì)

生物吸附/A2O組合工藝進(jìn)水為無(wú)錫市某污水處理廠旋流沉砂池出水，工業(yè)廢水的比例約為25%，主要水質(zhì)指標(biāo)：COD為250~430mg/L、NH4+-N為26~40mg/L、TN為33~47mg/L、TP為2.6~4.7mg/L、SS為160~270mg/L。

1.3 分析項(xiàng)目及方法

MLSS、MLVSS、COD、NH4+-N、TN、NO3--N、TP、磷酸鹽（PO43--P）采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定，蛋白質(zhì)采用凱氏定氮法測(cè)定，元素含量采用元素分析儀測(cè)定。微生物同化NH4+-N量以污泥增長(zhǎng)量的12%計(jì)算，異化量為單位時(shí)間內(nèi)TN去除量減去同化量。

2、結(jié)果與討論

2.1 污染物去除效果

2.1.1 氨氮和總氮的變化

生物吸附/A2O工藝對(duì)TN、NH4+-N和NO3--N的去除效果如圖2所示。可以看出，進(jìn)水NO3--N濃度低于0.6mg/L，NH4+-N/TN平均值為84.6%，表明TN中主要為NH4+-N，進(jìn)水中不可氨化的有機(jī)氮含量較少。反應(yīng)器運(yùn)行初期，出水NH4+-N和NO3--N濃度都比較高，導(dǎo)致出水TN達(dá)到20mg/L左右，出水NH4+-N及TN都遠(yuǎn)超過(guò)《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918—2002）一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)限值。隨著A2O段的MLSS、HRT和好氧池DO濃度的升高，出水NH4+-N濃度下降，但仍在5mg/L左右，無(wú)法穩(wěn)定達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。

由于原水經(jīng)過(guò)吸附段之后，大部分顆粒態(tài)COD（CODss）被吸附，COD濃度降低了50%左右（見圖3）。碳源的缺乏導(dǎo)致系統(tǒng)反硝化效果不佳，NO3--N濃度始終維持在較高水平，同時(shí)也導(dǎo)致TN無(wú)法穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。在反應(yīng)器正常運(yùn)行的第16天投加碳源后，出水NH4+-N和NO3--N濃度都呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，TN濃度降低到3mg/L以下，獲得了較高質(zhì)量的出水水質(zhì)。硝化菌為化能自養(yǎng)型細(xì)菌，碳源的投加對(duì)其增殖無(wú)明顯促進(jìn)作用，導(dǎo)致出水NH4+-N濃度顯著降低可能是由于系統(tǒng)中微生物利用氮的同化比例升高，即微生物的大量增殖需要利用污水中的NH4+-N來(lái)合成胞內(nèi)蛋白質(zhì)。

2.1.2 COD和總磷的變化

生物吸附/A2O組合工藝對(duì)COD和TP的去除效果如圖4所示。

從圖4（a）可以看出，在系統(tǒng)運(yùn)行的第一階段，由于缺少碳源，污泥中微生物的活性受到抑制，使得有機(jī)物的降解效率受到影響，出水COD濃度為31~65mg/L，平均值為51mg/L，無(wú)法穩(wěn)定達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。在反應(yīng)器運(yùn)行的第二階段，碳源的投加提高了系統(tǒng)中異養(yǎng)菌群的活性，微生物的大量生長(zhǎng)繁殖使得有機(jī)物的濃度進(jìn)一步降低，出水COD濃度相比第一階段明顯下降，平均值為40.5mg/L，優(yōu)于一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。

從圖4（b）可以看出，進(jìn)水TP的組成中大部分為PO43--P，平均占比為75.6%。在反應(yīng)器運(yùn)行的第一階段，出水NO3--N濃度較高，平均值為15mg/L，高濃度的NO3--N隨污泥回流至厭氧段，一定程度上抑制了聚磷菌的釋磷作用，平均出水TP為0.46mg/L，存在超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。在反應(yīng)器運(yùn)行的第二階段，隨著碳源條件的改善以及較低內(nèi)回流硝態(tài)氮濃度（1mg/L以下）使得系統(tǒng)除磷能力明顯提高，出水TP濃度基本維持在0.3mg/L以下，穩(wěn)定達(dá)到了一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。

2.2 污泥增量及蛋白質(zhì)增量分析

2.2.1 污泥有機(jī)質(zhì)含量的變化

生物吸附段及A2O段污泥有機(jī)質(zhì)含量的變化如圖5所示。

從圖5可以看出，吸附段污泥有機(jī)質(zhì)含量從接種污泥的0.67提高至0.69左右，該段污泥主要為進(jìn)水中顆粒狀物質(zhì)的聚合體，這與Yan等采用單獨(dú)分離系統(tǒng)去除活性污泥中無(wú)機(jī)雜質(zhì)的結(jié)果較為一致。本研究中，A2O段污泥有機(jī)質(zhì)含量經(jīng)過(guò)了2個(gè)增長(zhǎng)階段。由于吸附段截留了進(jìn)水中殘留的無(wú)機(jī)顆粒物，在反應(yīng)器運(yùn)行的第1~9天，A2O段污泥有機(jī)質(zhì)含量出現(xiàn)了第一個(gè)上升過(guò)程，由接種污泥的0.67升高到0.73。但由于A2O段進(jìn)水碳源的缺乏，有機(jī)質(zhì)含量難以進(jìn)一步升高。在反應(yīng)器運(yùn)行的第二階段，隨著碳源的投加，有機(jī)質(zhì)含量進(jìn)一步升高至0.77左右，相比接種污泥升高14.9%。剩余污泥有機(jī)質(zhì)含量的顯著提高可為提取蛋白質(zhì)等資源化利用奠定基礎(chǔ)。

2.2.2 污泥增量及氮的同化/異化

A2O系統(tǒng)第一、二階段污泥增量及氮的同化/異化如圖6所示。在第一階段，反應(yīng)器由于缺乏碳源，污泥量增長(zhǎng)較慢，污泥產(chǎn)率僅為0.23gVSS/gCOD，遠(yuǎn)低于正常活性污泥系統(tǒng)（0.4~0.7gVSS/gCOD），且反應(yīng)器運(yùn)行第一階段氮的同化/異化只有20%左右，與黃滿紅等的研究結(jié)果相近，出水NH4+-N存在超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)，無(wú)法獲得更優(yōu)質(zhì)的出水。

隨著生物吸附段污泥發(fā)酵液的補(bǔ)充，污泥增長(zhǎng)率明顯升高，污泥產(chǎn)率可以達(dá)到0.72gVSS/gCOD，高于Yan等獲得的污泥產(chǎn)率，說(shuō)明反應(yīng)器取得了較好的污泥增量效果。同時(shí)，氮的同化/異化也發(fā)生了顯著的變化，由第一階段末期的16.6%升高到50.6%，碳源條件的改善使得A2O段異養(yǎng)微生物得以大量增殖，新細(xì)胞體的大量合成促進(jìn)了微生物對(duì)污水中NH4+-N及其他污染物的利用。最終，進(jìn)水中大量的NH4+-N以微生物胞內(nèi)蛋白質(zhì)的形式轉(zhuǎn)移到了污泥中。

2.2.3 A2O段污泥蛋白質(zhì)含量的變化

活性污泥主要由細(xì)菌和微型動(dòng)物組成，其中蛋白質(zhì)含量占細(xì)菌干質(zhì)量的50%~60%。Yucesoy等人發(fā)現(xiàn)，蛋白質(zhì)含量約占污泥有機(jī)質(zhì)含量的40%。反應(yīng)器不同運(yùn)行階段蛋白質(zhì)含量的變化表明，A2O段污泥中的蛋白質(zhì)含量從接種污泥的341.2mg/gMLSS增加至406.3mg/gMLSS，增長(zhǎng)率為19.1%，蛋白質(zhì)含量顯著升高。

排除無(wú)機(jī)雜質(zhì)的干擾，以單位有機(jī)質(zhì)含量計(jì)算的蛋白質(zhì)含量也同樣升高，從517.0mg/gMLVSS增加至534.6mg/gMLVSS，增長(zhǎng)率為3.4%。此外，通過(guò)元素含量分析發(fā)現(xiàn)，反應(yīng)器運(yùn)行30d后，污泥有機(jī)質(zhì)含量明顯增加，組成細(xì)胞體的主要元素氮的含量從4.96%升高至6.71%（見圖7），高于馬蜀等、鄧?yán)�等的研究結(jié)果，表明通過(guò)改善碳源條件，能夠提高污泥的蛋白質(zhì)含量，這為污泥的資源化利用奠定了基礎(chǔ)。

3、結(jié)論

①生物吸附段可有效截留進(jìn)水中殘留的無(wú)機(jī)顆粒物，并能將進(jìn)水中的大部分顆粒態(tài)有機(jī)物吸附到污泥中，可為該段剩余污泥的厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸及后續(xù)A2O段獲取高蛋白質(zhì)含量的污泥奠定基礎(chǔ)。

②采用生物吸附/A2O組合工藝處理某污水廠旋流沉砂池出水，在無(wú)碳源投加階段，由于生物吸附段去除了51.6%的COD，導(dǎo)致后續(xù)A2O段缺少碳源，TN、TP等水質(zhì)指標(biāo)均存在超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)。補(bǔ)充生物吸附段污泥發(fā)酵液后，活性污泥整體性能提高，實(shí)現(xiàn)了高于一級(jí)A的出水水質(zhì)，其中NH4+-N、TN和TP可以分別達(dá)到1、3和0.3mg/L以下。

③由于生物吸附段對(duì)原水中殘留無(wú)機(jī)顆粒物的截留作用及優(yōu)質(zhì)碳源的投加，A2O段污泥的有機(jī)質(zhì)含量從0.67升高至0.77，進(jìn)水中氮的同化/異化從16.6%升高到50.6%。污泥蛋白質(zhì)含量增長(zhǎng)了19.1%，達(dá)到406.3mg/gMLSS。氮元素含量的提高也從側(cè)面證實(shí)了污泥中蛋白質(zhì)含量的顯著升高，可為下一步蛋白質(zhì)的提取、純化提供優(yōu)質(zhì)原料。（來(lái)源：江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇省厭氧生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇高校水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心）