曲 紅,石雪穎,聶澤兵,2,李清哲,3,劉文愛(ài),于 鴿,馬云廣,邊德軍,2*

不同C/P下AOA-SBR工藝磷形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律及污泥特性

曲 紅1,石雪穎1,聶澤兵1,2,李清哲1,3,劉文愛(ài)1,于 鴿1,馬云廣1,邊德軍1,2*

(1.長(zhǎng)春工程學(xué)院,吉林省城市污水處理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,吉林 長(zhǎng)春 130012；2.東北師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院,吉林省城市污水處理與水質(zhì)保障科技創(chuàng)新中心,吉林 長(zhǎng)春 130117；3.中國(guó)市政工程?hào)|北設(shè)計(jì)研究總院有限公司,吉林 長(zhǎng)春 130021)

采用5組厭氧/好氧/缺氧(AOA)模式運(yùn)行的SBR反應(yīng)器,考察不同C/P(120, 40, 24, 17, 13)下AOA-SBR系統(tǒng)磷形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律及污泥特性.結(jié)果表明,5組反應(yīng)器的COD、TN、NH4+-N去除效果均優(yōu)于一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).隨著C/P的降低,系統(tǒng)TP去除量逐漸提高.C/P小于24時(shí),TP的去除效果開(kāi)始變差且波動(dòng)劇烈,在C/P為40時(shí)系統(tǒng)TP去除效果最穩(wěn)定,平均去除率為99.22%.磷形態(tài)結(jié)果表明,隨著C/P的降低,污泥中各項(xiàng)磷形態(tài)含量均有所升高.IP是TP最主要的磷形態(tài),不同C/P下IP占TP的含量相近(約96%).隨著C/P的降低,NAIP、AP占污泥TP的含量與IP都呈先上升后下降的趨勢(shì),而OP占污泥TP的含量保持下降趨勢(shì).生物有效磷(NAIP與OP之和)對(duì)污水除磷效果影響最大,C/P為40的系統(tǒng)中污泥中生物有效磷占比最高,污水TP去除效果最好.污泥MLSS與SVI值隨著C/P的降低而增大,C/P較低的系統(tǒng)有發(fā)生污泥膨脹的風(fēng)險(xiǎn).高通量測(cè)序表明,隨著C/P的降低,除外,PAOs與DPB含量均有所下降,污水TP去除效果較差且波動(dòng)較大.

AOA-SBR工藝；C/P；磷形態(tài)；污泥特性；PAOs

污水廠尾水磷超標(biāo)排放是導(dǎo)致緩流水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要成因.近來(lái),隨著人們生活水平的提高,污水總量逐年增加、污水結(jié)構(gòu)逐漸向低C/N和低C/P轉(zhuǎn)變,這產(chǎn)生了污水處理碳源不足的問(wèn)題[1],加大了污水除磷脫氮的難度.

低碳源背景下的污水處理已成為目前研究熱點(diǎn)之一.大部分研究顯示,C/P為30時(shí)系統(tǒng)除磷效果最好,過(guò)高或過(guò)低的C/P均會(huì)對(duì)污水處理效果產(chǎn)生不良影響.不同的C/P會(huì)改變微生物的種群結(jié)構(gòu)與代謝能力,進(jìn)而影響污泥的性狀特征和污染物的去除效果.高C/P下聚糖菌(GAOs)具有比聚磷菌(PAOs)更強(qiáng)的碳源競(jìng)爭(zhēng)與代謝能力而成為系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)菌種,弱化系統(tǒng)除磷能力[2].低C/P下碳源的嚴(yán)重缺乏使得PAOs聚磷釋磷能力遭到大幅削弱[3].目前大多數(shù)研究偏向微觀視角,聚焦于不同C/P下微生物變化與污水處理效果的關(guān)系.然而對(duì)于磷在介質(zhì)中的轉(zhuǎn)化和改變,即液相磷向固相磷轉(zhuǎn)變后的磷形態(tài)變化過(guò)程研究較少.同時(shí),近年來(lái)為探究節(jié)省碳源,優(yōu)化碳源利用模式的污水處理工藝,Tsuneda等[4]利用反硝化除磷原理,將后置缺氧反硝化除磷系統(tǒng)與序批式運(yùn)行相結(jié)合,首次提出序批式AOA系統(tǒng)的概念.序批式AOA系統(tǒng)在缺氧段可以利用聚羥基脂肪酸(PHB)等內(nèi)碳源實(shí)現(xiàn)反硝化除磷與傳統(tǒng)SBR工藝運(yùn)行靈活等優(yōu)勢(shì)相結(jié)合,表現(xiàn)出節(jié)省碳源和藥耗能耗,處理效果好等特點(diǎn).

根據(jù)上述實(shí)際問(wèn)題及技術(shù)背景,本文通過(guò)考察AOA-SBR系統(tǒng)不同培養(yǎng)階段磷形態(tài)的變化,以磷的液相與固相轉(zhuǎn)化關(guān)系為角度,闡述不同C/P下的污水的處理效果、污泥性狀與微生物變化.本試驗(yàn)采用序批式AOA反應(yīng)器重點(diǎn)研究不同C/P下AOA-SBR系統(tǒng)磷形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律及污泥特性,對(duì)比分析不同C/P下AOA-SBR系統(tǒng)污染物去除效率、磷形態(tài)組分變化、污泥性狀變化.以期為序批式AOA工程實(shí)際的應(yīng)用提供技術(shù)參考,進(jìn)而為水體富營(yíng)養(yǎng)化的改善提供思路.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

圖1 AOA-SBR試驗(yàn)裝置示意

采用5個(gè)相同的SBR反應(yīng)器開(kāi)展試驗(yàn), AOA- SBR反應(yīng)器由有機(jī)玻璃柱加工而成(圖1).裝置內(nèi)徑150mm,有效高度200mm,工作容積3L.曝氣裝置為海利電磁式空氣壓縮機(jī)(ACO-318),采用玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制氣量、曝氣砂頭擴(kuò)散空氣.循環(huán)周期全程采用磁力攪拌器進(jìn)行泥水混合(好氧階段曝氣作用不足以使混合液均勻),其中初始厭氧階段僅磁力攪拌,好氧階段啟動(dòng)曝氣,通過(guò)控制好氧尾端DO和攪拌作用實(shí)現(xiàn)缺氧條件.控制轉(zhuǎn)子轉(zhuǎn)速為350r/min,懸空曝氣砂頭距轉(zhuǎn)子10mm.排水管、排泥管位于圓筒側(cè)壁.裝置上蓋開(kāi)孔,用來(lái)注射器吸取混合液樣品,進(jìn)行指標(biāo)測(cè)定.

1.2 試驗(yàn)用水和接種污泥

本實(shí)驗(yàn)采用人工模擬生活污水為處理對(duì)象.稱取定量的淀粉、高嶺土、NaAc、NH4Cl、KH2PO4、NaHCO3、牛肉膏、蛋白胨和微量元素(FeSO4·7H2O、AlCl3·6H2O、CuSO4·5H2O、ZnCl2)溶于自來(lái)水配制而成(自來(lái)水靜置24h以消除余氯),藥品均為分析純.控制進(jìn)水pH值在6.95～7.42之間,進(jìn)水水質(zhì)如表1所示.控制5個(gè)系統(tǒng)進(jìn)水COD均為360mg/L左右,不同系統(tǒng)C/P分別為120, 40, 24, 17, 13.

接種污泥取自長(zhǎng)春市某污水處理廠好氧池末端,具有一定的脫氮除磷性能.經(jīng)過(guò)45d的厭氧/好氧(A/O)交替馴化,污泥具有較強(qiáng)的同步脫氮除磷能力.接種污泥濃度(MLSS)為(5000±300)mg/L.

表1 進(jìn)水水質(zhì)

1.3 反應(yīng)器運(yùn)行特征

預(yù)實(shí)驗(yàn)分析設(shè)定系統(tǒng)運(yùn)行參數(shù):水溫(20±1)℃、排水比50%、污泥齡(SRT)60d、曝氣量180mL/min,控制系統(tǒng)序批式運(yùn)行.系統(tǒng)采用厭氧階段初始一次性投加碳源,控制厭氧段、好氧段和缺氧段DO分別為0, 2～4和0.5～0.9mg/L.每天運(yùn)行2個(gè)周期,每周期12h,確定厭氧、好氧和缺氧時(shí)間分別為1, 5和2h,閑置4h.培養(yǎng)期運(yùn)行天數(shù)20d,中期30d,穩(wěn)定期20d.穩(wěn)定階段,每周排泥350mL以控制SRT為60d,并保持穩(wěn)定的MLSS和系統(tǒng)穩(wěn)定性.

SBR1～5分別對(duì)應(yīng)C/P:120, 40, 24, 17, 13,此外,將AOA-SBR工藝的厭氧段、好氧段和缺氧段分別記為A1、O和A2,其中A2段末沉淀后上清液記為反應(yīng)器出水.

1.4 分析方法

1.4.1 污水水質(zhì)指標(biāo)檢測(cè)方法 用注射器吸取污泥混合液和周期結(jié)束沉淀出水,并立即進(jìn)行檢測(cè)分析.采用國(guó)標(biāo)法[5]測(cè)定COD、TN、NH4+-N、TP等指標(biāo),NO3--N采用離子色譜法,MLSS采用重量法.

1.4.2 污泥磷形態(tài)檢測(cè)方法 污泥磷形態(tài)的測(cè)定采用歐洲標(biāo)準(zhǔn)測(cè)試測(cè)量組織提出的SMT協(xié)議,即化學(xué)連續(xù)提取SMT法.該方法將污泥TP分為無(wú)機(jī)磷(IP)和有機(jī)磷(OP),又將IP分為非磷灰石態(tài)無(wú)機(jī)磷(NAIP)和磷灰石態(tài)無(wú)機(jī)磷(AP).其中NAIP指吸附在鐵、錳、鋁氧化物及其氫氧化物表面的不穩(wěn)定弱結(jié)合態(tài)磷;AP指各種與Ca結(jié)合的惰性磷;NAIP與OP合稱為生物有效磷,能直接被微生物利用.每個(gè)提取步驟中上清液(pH值調(diào)至中性)含量均以正磷酸鹽形態(tài)用鉬酸銨分光光度法測(cè)定,具體步驟如圖2所示.本實(shí)驗(yàn)在運(yùn)行前期(10d),運(yùn)行中期(30d),運(yùn)行末期(60d)從排泥管處取曝氣階段泥水混合液進(jìn)行磷形態(tài)分析.

圖2 化學(xué)連續(xù)提取SMT法

1.4.3 微生物高通量測(cè)序方法 微生物菌群結(jié)構(gòu)采用16SrRNA高通量測(cè)序,其測(cè)序步驟包括微生物總DNA提取、目標(biāo)PCR擴(kuò)增、擴(kuò)增產(chǎn)物回收純化、擴(kuò)增產(chǎn)物熒光定量、測(cè)序文庫(kù)制備、上機(jī)高通量測(cè)序,之后對(duì)上述各樣本序列按照97%的序列相似度進(jìn)行歸并以及OTU的劃分,最后將每個(gè)OTU中豐度最高的序列與細(xì)菌數(shù)據(jù)庫(kù)的模板序列進(jìn)行對(duì)比,即可獲得每個(gè)OTU所對(duì)應(yīng)的分類學(xué)信息.

2 結(jié)果與討論

2.1 污染物去除效果分析

2.1.1 COD去除效果分析 不同C/P下AOA-SBR工藝的進(jìn)出水COD濃度及去除率隨時(shí)間變化情況如圖3所示.系統(tǒng)運(yùn)行前20d為微生物的培養(yǎng)馴化階段.該階段進(jìn)水COD濃度由250mg/L逐步增加到350mg/L并保持穩(wěn)定.由圖3可知,5組不同C/P的AOA-SBR系統(tǒng)進(jìn)水COD均值為352.50mg/L,出水COD均穩(wěn)定在(33.82±5)mg/L,去除率均達(dá)到90%以上.碳源在AOA-SBR系統(tǒng)的3個(gè)循環(huán)階段均有降解,在厭氧階段主要進(jìn)行活性污泥吸附絮凝、反硝化菌代謝、厭氧同化、PAOs吸收揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)合成PHB貯存能量等作用.在好氧段主要為微生物的同化作用,微生物把從外界環(huán)境中獲取的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)轉(zhuǎn)變成自身的組成物質(zhì)或能量?jī)?chǔ)存.本系統(tǒng)后置的缺氧反應(yīng)區(qū),有利于反硝化聚磷菌(DPB)的富集,反硝化作用增強(qiáng),污水中COD濃度進(jìn)一步下降.結(jié)果表明,C/P不影響AOA-SBR系統(tǒng)COD的去除,5組AOA-SBR系統(tǒng)的循環(huán)特性使得微生物具有較高的活性,出水COD均優(yōu)于GB18918-2002一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)[6].

圖3 不同C/P下AOA-SBR工藝COD去除效果分析

2.1.2 NH4+-N去除效果分析 由圖4可知,5組AOA-SBR工藝進(jìn)水NH4+-N均值為29.79mg/L,出水NH4+-N均低于0.5mg/L,去除率接近100%.同普通SBR工藝相比,AOA-SBR工藝在A2段,氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)仍可利用系統(tǒng)中有限的DO發(fā)生硝化反應(yīng),NH4+-N濃度進(jìn)一步下降,實(shí)現(xiàn)了較為徹底的去除,為反硝化除磷和同步硝化反硝化(SND)提供條件.綜上,C/P不影響AOA-SBR系統(tǒng)NH4+-N的去除,AOA-SBR特殊的后置缺氧區(qū)為NH4+-N的去除提供了有效的保障.

圖4 不同C/P下AOA-SBR工藝NH4+-N去除效果分析

2.1.3 TN去除效果分析 不同C/P比AOA-SBR系統(tǒng)的TN去除效果如圖5所示,系統(tǒng)平均進(jìn)水TN濃度為36mg/L.運(yùn)行60d后,各系統(tǒng)的出水TN濃度穩(wěn)定在7mg/L左右,優(yōu)于GB18918-2002一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).TN在A1段主要為稀釋作用,由于此階段污水中缺少NO3--N不進(jìn)行反硝化反應(yīng),污水中TN保持穩(wěn)定.在O段主要發(fā)生硝化作用,NH4+-N大量轉(zhuǎn)化為NO3--N,且該階段存在較強(qiáng)的SND作用TN緩慢降解,NO3--N未有較大積累.A2段主要依賴于系統(tǒng)培養(yǎng)的DPB和內(nèi)源反硝化菌共同的代謝作用.缺氧段碳源的缺乏產(chǎn)生了以NO3--N為電子受體,以胞內(nèi)糖原為電子供體的后置反硝化反應(yīng)[7-8].水中的NO3--N轉(zhuǎn)化為N2,污水中的TN濃度再次下降,最終去除率達(dá)到75%左右,由此可知后置缺氧段可以明顯提高系統(tǒng)的脫氮效率.對(duì)比SBR1～5,SBR2(C/ P=40)系統(tǒng)經(jīng)培養(yǎng)一個(gè)月后穩(wěn)定狀態(tài)TN去除率始終維持在80%以上,遠(yuǎn)高于其他反應(yīng)器.這可能與不同C/P下優(yōu)勢(shì)菌種的選擇有關(guān),由高通量測(cè)序可知在SBR2系統(tǒng)中兩類DPB即氣單胞菌屬()和β-變形菌綱脫氯菌屬()占比最高分別為2.40%、0.88%,為系統(tǒng)的反硝化脫氮除磷提供了保障.

圖5 不同C/P下AOA-SBR工藝TN轉(zhuǎn)化規(guī)律分析

2.1.4 TP去除效果分析 由圖6可知,AOA-SBR工藝中SBR1、SBR2出水TP低于0.5mg/L,優(yōu)于一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn).進(jìn)水C/P比對(duì)系統(tǒng)TP的出水效果影響較大,隨著C/P的降低,系統(tǒng)TP的去除率先升高至99%后降至30%.產(chǎn)生此現(xiàn)象的原因主要在于系統(tǒng)不同功能微生物菌群對(duì)于碳源的爭(zhēng)奪和系統(tǒng)的磷吸附能力差異.一方面當(dāng)進(jìn)水C/P過(guò)高時(shí), GAOs的強(qiáng)碳源競(jìng)爭(zhēng)力使得PAOs難以成為優(yōu)勢(shì)菌種[9-10];另一方面當(dāng)進(jìn)水C/P過(guò)低會(huì)導(dǎo)致PAOs厭氧釋磷不充分,產(chǎn)生的PHB較少,好氧吸磷量也因此受到限制[4].對(duì)比SBR1～5,在運(yùn)行中期(第20～50d)時(shí)進(jìn)水磷濃度的升高對(duì)應(yīng)著磷的去除量有所提升,去除量均值分別為2.52, 9.01, 14.09, 13.80, 15.55mg/L,結(jié)果表明低C/P下AOA-SBR系統(tǒng)仍具有較強(qiáng)的磷吸收能力.不同C/P下AOA-SBR系統(tǒng)磷的去除量和轉(zhuǎn)化率皆不同,磷的去除途徑主要為存在介質(zhì)的轉(zhuǎn)變,即從液相磷到固相磷的轉(zhuǎn)化.因此研究富磷活性污泥的磷含量和磷形態(tài)對(duì)掌握污水TP去除規(guī)律是很有必要的.為此,開(kāi)展了污泥磷形態(tài)的試驗(yàn)研究.

圖6 不同C/P下AOA-SBR工藝TP去除效果分析

2.2 不同C/P下AOA-SBR系統(tǒng)污泥磷形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律

污泥中TP及磷形態(tài)測(cè)定采用化學(xué)連續(xù)提取法(SMT法),該方法通過(guò)采用不同類型的選擇性提取劑連續(xù)地對(duì)活性污泥樣品中的不同形態(tài)磷進(jìn)行提取,根據(jù)各級(jí)提取劑的用量反映各類磷形態(tài)的含量[11-12].磷形態(tài)及其分布影響著污水處理的效果與污泥磷回收的效率.此外,磷的釋放機(jī)制、穩(wěn)定性及其生物有效性也與磷形態(tài)密不可分[13-14].因此通過(guò)污泥磷形態(tài)入手探索不同磷形態(tài)對(duì)污水處理效果的影響,減少污泥中磷酸鹽的二次釋放,是解決水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵.

2.2.1 培養(yǎng)期 在培養(yǎng)期,隨著C/P的降低,污泥中各項(xiàng)磷形態(tài)總量均有所上升.不同C/P下污泥TP含量分別為26.20,37.60,43.40,46.90,48.80mg/g,污泥TP含量隨著C/P的降低而增加.這與Sudiana等[15]的研究結(jié)果:低C/P(100:10)條件下污泥TP含量遠(yuǎn)高于高C/P(100:2)的系統(tǒng)一致.污泥TP由IP和OP組成,IP分別占TP的84.35%、84.18%、86.64%、85.50%和84.32%.IP是TP的主要成分,這與文獻(xiàn)[16-19]研究結(jié)果一致,TP含量的改變主要受IP含量的影響. TP中OP含量較少,均值約為15%.本實(shí)驗(yàn)進(jìn)水TP濃度從3mg/L增加至27mg/L,而污泥中OP含量也僅從0.41%增加到0.77%,可見(jiàn)進(jìn)水TP的增加對(duì)培養(yǎng)階段污泥OP含量的影響不明顯.分析原因在于不同C/P下系統(tǒng)均保有較強(qiáng)的代謝性能,大部分作為生物有效磷成分的OP被快速分解利用,OP隨著進(jìn)水TP增加的增幅微弱.NAIP與OP合稱為生物有效磷,包括可以被立即使用的磷或經(jīng)過(guò)自然發(fā)生的物理、化學(xué)、生物過(guò)程轉(zhuǎn)變而成的可利用的形態(tài)磷,在一定情況下可作為污泥能否被填埋處置的標(biāo)準(zhǔn)之一[20].因此在一定條件下,生物有效磷含量高的剩余污泥進(jìn)入水體中,會(huì)釋放可被生物利用的磷酸鹽,加速水體富營(yíng)養(yǎng)化的進(jìn)程.在培養(yǎng)階段,微生物處于生長(zhǎng)繁殖階段,營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)充足,外界良好的生存環(huán)境與空間使得微生物處于活躍狀態(tài),不同C/P下生物有效磷含量均為20～30mg/g左右,系統(tǒng)培養(yǎng)馴化較為成功,污水處理效果逐漸增強(qiáng)并趨于穩(wěn)定.但處于良性增長(zhǎng)階段的活躍態(tài)污泥中生物有效磷含量較高,應(yīng)妥善處理以降低環(huán)境危害.

2.2.2 中期 在系統(tǒng)中期,不同C/P下AOA-SBR系統(tǒng)污泥TP分別達(dá)到30.30,44.80,53.30,58.00, 60.50mg/g.經(jīng)過(guò)培養(yǎng)段的適應(yīng)期,污泥在中期得到妥善的馴化,不同C/P的出水TP濃度降低,下降范圍為0.02～9.20mg/L.在中期低C/P下生化系統(tǒng)仍具相對(duì)有較強(qiáng)的聚磷性能.由圖7可知,中期不同系統(tǒng)中IP含量持續(xù)增加,不同C/P系統(tǒng)IP含量分別為29.36, 41.60,51.36,54.52,54.60mg/g.占TP的比例分別為96.90%、92.86%、96.36%、94.00%、90.25%.其中C/P為120的情況下IP占TP的比例最高為96.90%,C/P為13的情況下IP占TP的比例最低為90.25%,分析認(rèn)為可能與PAOs的代謝活性有關(guān),IP占TP比例愈高反映出PAOs代謝活性愈高,出水TP效果愈好.中期不同C/P下OP變化不明顯,微弱的增加應(yīng)是進(jìn)水TP濃度增加所致.生物有效磷NAIP與OP之和在C/P為120和40時(shí)占TP比例最高,分別為82.28%與73.30%,在C/P為24, 17, 13時(shí)百分含量均低于65%.這可能的原因是,C/P為120和40的系統(tǒng)碳源相對(duì)充足,有利于競(jìng)爭(zhēng)碳源能力較弱的PAOs富集,系統(tǒng)具有較高的生物有效磷,污水處理效果也較好.

2.2.3 穩(wěn)定期 在系統(tǒng)的穩(wěn)定期,不同系統(tǒng)污泥TP含量分別為35.40,49.80,58.30,63.00,65.00mg/g.污泥TP含量隨著進(jìn)水TP濃度的升高而增加,當(dāng)污泥TP含量達(dá)到6%左右時(shí)接近飽和.這與郝王娟等[21]等采用2組SBR工藝探究污泥磷含量,當(dāng)進(jìn)水C/P為10時(shí)(進(jìn)水TP=20mg/L),活性污泥含磷量為6.70%的結(jié)果相近.略低于周娜等[22]采用的A2O- SBR系統(tǒng)進(jìn)水TP濃度為30mg/L時(shí),污泥含磷量為9.23%的結(jié)論.污泥中TP含量上升幅度不同的成因可能有兩點(diǎn),一是與不同C/P下優(yōu)勢(shì)菌種的選擇有關(guān),C/P的降低促進(jìn)了PAOs的生長(zhǎng),且進(jìn)水TP的增加為PAOs的好氧吸磷作用提供了充足的原料,使得污泥中TP含量上升;二是隨著C/P的降低,污水中碳源競(jìng)爭(zhēng)的壓力逐漸增大,微生物為抵抗外界不利的生存條件分解自身的胞外聚合物(EPS),減弱了EPS中高價(jià)陽(yáng)離子對(duì)磷的吸附作用[23].此外,在極端條件下微生物發(fā)生了細(xì)胞自溶現(xiàn)象,細(xì)胞中的磷脂雙分子層被打破,細(xì)胞核中的脫氧核糖核苷酸(DNA)與核糖核苷酸(RNA)釋放,均使得水相中的磷含量上升.在穩(wěn)定期,不同C/P下,各系統(tǒng)IP占TP的含量均保持在95%左右.NAIP為IP的主要形態(tài),分別占IP形態(tài)的70.83%、81.40%、72.06%、77.05%、76.48%. C/P為40時(shí),污泥NAIP含量最高.由SBR2污水處理效果可知,C/P為40時(shí),系統(tǒng)具有更好的除磷效果. NAIP含量升高表明生化系統(tǒng)中PAOs等與除磷有關(guān)的微生物占據(jù)主導(dǎo)地位,且具有良好的代謝水平.AP主要包含與Ca結(jié)合的各種磷形態(tài),該形態(tài)磷具有較低的生物可利用性,對(duì)污水處理效果無(wú)明顯影響.OP占TP的含量較低,穩(wěn)定期不同C/P的OP含量介于3%～6%之間,這與楊小梅[19]A/O-SBR反應(yīng)器中OP百分比含量為1%～8%的結(jié)果類似,略高于郭超等[24]探究的SBR反應(yīng)器中除磷顆粒污泥2.4%～3.0%的OP含量穩(wěn)定期生物有效磷含量分別為2.56%、4.08%、4.26%、4.90%和5.03%,占比TP分別為72.32%、81.74%、73.07%、77.78%和77.38%.生物有效磷是一種易被動(dòng)植物吸收利用的磷形態(tài),是動(dòng)植物代謝活動(dòng)的磷來(lái)源.然而有研究表明,不同磷形態(tài)釋放到上覆水中的難易程度具有很大差別,因溫度、pH值、水動(dòng)力條件與生物擾動(dòng)等因素變化的只有活性的鐵鋁錳的氧化物及其氫氧化物上的吸附態(tài)磷[25],因此將含有高濃度生物有效磷的污泥填埋會(huì)增加水體富營(yíng)養(yǎng)化的風(fēng)險(xiǎn).

C/P為40的AOA-SBR系統(tǒng)出水TP處理效果穩(wěn)定且始終優(yōu)于一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn),分析最主要原因是進(jìn)水磷低,且該系統(tǒng)污泥TP中IP含量占比較高,IP中NAIP占比最高為81.40%,OP含量占TP含量也高達(dá)6.83%.NAIP與OP作為生物有效磷,一定程度上從側(cè)面反應(yīng)了PAOs的優(yōu)勢(shì)菌種地位,其含量越高越有利于污水中TP的去除.但NAIP受外界因素影響較大,被認(rèn)作為評(píng)價(jià)污泥短期和長(zhǎng)期可利用磷的重要手段[26].高NAIP污泥填埋處理后經(jīng)過(guò)地質(zhì)自然作用容易釋放到上覆水體中,改變湖泊海洋的營(yíng)養(yǎng)狀態(tài).因此,污水處理過(guò)程中產(chǎn)生的高生物有效磷污泥應(yīng)妥善處理,以避免加重水體富營(yíng)養(yǎng)化.

2.3 不同C/P對(duì)AOA-SBR工藝污泥特性的影響

2.3.1 MLSS與SVI的變化規(guī)律 活性污泥是微生物附著的載體,MLSS從客觀上可以反映環(huán)境中微生物量的宏觀變化,影響著系統(tǒng)的脫氮除磷能力.圖9為不同C/P下各系統(tǒng)MLSS和SVI的變化規(guī)律, SBR1～5穩(wěn)定后MLSS值分別為(3900±500), (4000±500), (4300±500), (4200±500), (4600±500)mg/ L,C/P為13時(shí),MLSS值最高.

圖8 不同C/P下AOA-SBR系統(tǒng)MLSS 和SVI變化情況

SVI反映的是污泥的沉降性能,在穩(wěn)定階段各C/P系統(tǒng)SVI分別約為80, 75, 105, 105, 120mL/g. C/P為40時(shí)活性污泥具有更好的沉降性能且具有最佳的污水處理效果,由高通量測(cè)序可知,這可能是因?yàn)橄到y(tǒng)PAOs占據(jù)優(yōu)勢(shì)地位且具有較高的活性.研究表明,PAOs的菌群密度較大,污泥中PAOs的增加或者污泥TP含量較高時(shí),有利于改善污泥的沉降性能[27],減少污泥膨脹發(fā)生的可能性,這可能穩(wěn)定期是SBR2沉降性能良好的原因.隨著C/P的降低,SVI值升高.C/P為13時(shí)SVI值最高,由高通量測(cè)序可知,該系統(tǒng)中絲狀菌含量較高導(dǎo)致污泥沉降性能變差,后期有發(fā)生污泥膨脹的風(fēng)險(xiǎn).

2.3.2 比耗氧速率(SOUR)的變化規(guī)律 SOUR指的是單位質(zhì)量的活性污泥在單位時(shí)間內(nèi)所利用的氧的質(zhì)量,將混合液內(nèi)活性污泥對(duì)氧氣的消耗量標(biāo)準(zhǔn)化,單位為mgO2/(gMLSS·h).SOUR可反映出微生物的代謝活性強(qiáng)度,在實(shí)際水處理過(guò)程中常被用作為一項(xiàng)重要的水質(zhì)控制參數(shù).

如圖9所示,在厭氧初始階段,C/P為40, 24, 17的系統(tǒng)SOUR值均為12mgO2/(gMLSS·h)左右,微生物代謝活性較強(qiáng).在好氧階段,SOUR已降至2mgO2/(gMLSS·h),此時(shí)系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)缺乏,微生物進(jìn)入內(nèi)源呼吸期.在缺氧階段,SOUR基本維持穩(wěn)定水平,甚至略有升高,表明該周期污染物已基本降至最低水平.值得注意的是,C/P為120和13的系統(tǒng)在初始階段的SOUR明顯低于其他C/P,分別為7和4mgO2/(gMLSS·h).表明這2個(gè)系統(tǒng)厭氧階段污泥活性低于其他系統(tǒng).原因可能是由于C/P為120的生化系統(tǒng)PAOs數(shù)量和活性遠(yuǎn)低于高磷生化系統(tǒng),系統(tǒng)生化性較低;另一方面,C/P為13的系統(tǒng)PAOs性能已趨于飽和狀態(tài)且微生物種類比較單一,故系統(tǒng)表現(xiàn)出較低的活性.

穩(wěn)定期SBR2系統(tǒng)具有良好的污染物降解效果,該系統(tǒng)在缺氧段前期SOUR升高至5mgO2/ (gMLSS·h),表明系統(tǒng)在此階段仍具有較高的生物活性,能夠進(jìn)行一定的污染物降解和轉(zhuǎn)化.結(jié)合上文污染物去除效果可知,可能是DPB吸收了VFAs為碳源,以NO3--N為電子受產(chǎn)生了同步脫氮除磷效果,系統(tǒng)各項(xiàng)污染物濃度均得到下降,出水效果良好.

圖9 不同C/P下系統(tǒng)SOUR歷時(shí)變化規(guī)律

2.4 不同C/P下AOA-SBR工藝菌群結(jié)構(gòu)變化分析

由圖10可知,系統(tǒng)中主要存在絲狀菌屬()、伯克氏菌屬(--)、不動(dòng)桿菌屬()、聚磷菌屬()、氣單胞菌屬()、聚糖菌屬(-)等優(yōu)勢(shì)菌屬.在污水廠原泥樣本(Origin)中,沒(méi)有、--的存在.

各類菌種均具備有機(jī)物降解能力,主要的脫氮菌為Burkholderia-Caballeronia-Paraburkholderia、Acinetobacter.主要的除磷菌為T(mén)etrasphaer、Aeromonas.

在5個(gè)C/P系統(tǒng)中,始終是系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)菌屬,比例分別為33.82%、29.24%、34.55%、36.52%、38.10%.當(dāng)C/P逐漸降低,在系統(tǒng)中所占的比例逐漸增加,結(jié)果表明污泥TP的增加會(huì)刺激數(shù)量的增長(zhǎng).

從系統(tǒng)的脫氮效果分析,在C/P為120的系統(tǒng)中菌屬占比極低,在C/P為40, 24, 17, 13系統(tǒng),其比例分別為17.29%、20.13%、18.06%、21.64%.隨著C/P的降低,生物有效磷百分含量的減少,加上后置缺氧AOA-SBR系統(tǒng)的特殊性可能促進(jìn)了-的富集.--具有同步硝化、好氧反硝化的能力,此類菌種的存在有利于強(qiáng)化系統(tǒng)的脫氮能力[28].能夠?qū)?fù)雜有機(jī)物進(jìn)行生物降解,不同C/P下此類菌種含量相當(dāng),因此不同C/P下,各系統(tǒng)COD出水效果好且各組間差異性小.此外,(PHB)某些細(xì)菌具有類似于DPB的功能,能夠利用NO3--N為電子受體氧化PHB,使硝酸鹽氮氧化成氮?dú)獾耐瑫r(shí)超量攝取環(huán)境中的磷酸鹽,此類菌種的存在增強(qiáng)了系統(tǒng)的同步脫氮除磷效果[29].SBR1的TP出水效果好,與其含量占比最多有一定的關(guān)系.

對(duì)系統(tǒng)除磷產(chǎn)生的影響的主要菌群為與其中,被認(rèn)定為PAOs的一種,主要在厭氧/好氧交替模式下發(fā)揮除磷功能,本系統(tǒng)AOA的運(yùn)行模式有利于r的富集,可利用環(huán)境中的大分子有機(jī)物(如淀粉等)和VFAs(如葡萄糖、乙酸鈉等)進(jìn)行厭氧釋磷,在好氧段超量吸磷[30],提高了系統(tǒng)的除磷效率,有利于高效除磷.隨著C/P的降低,其比例分別為3.27%、2.32%、2.12%、1.75%、2.13%.在高C/P下,生物有效磷、OP含量占污泥TP含量較高,的相對(duì)豐富度高,系統(tǒng)的除磷效果良好且保持穩(wěn)定.為DPB的一種[31],其比例隨著C/P的減小而減小,占比分別為2.44%、2.40%、2.12%、1.59%、1.23%.綜上所述,磷濃度的增加與碳源的減少,伴隨著生物有效磷百分含量的減少,此環(huán)境不利于PAOs的生長(zhǎng)繁殖,削弱了系統(tǒng)的除磷效果.當(dāng)C/P為40時(shí),系統(tǒng)達(dá)到2.4%,這保障了該系統(tǒng)反硝化除磷的進(jìn)行.

綜上所述,隨著C/P的降低,污泥TP升高,的比例上升,系統(tǒng)COD去除效果較好但有發(fā)生污泥膨脹的風(fēng)險(xiǎn),的比例上升可能是生物有效磷的百分含量升高和本實(shí)驗(yàn)后置缺氧反應(yīng)區(qū)的共同作用強(qiáng)化了系統(tǒng)的脫氮能力.其余優(yōu)勢(shì)菌種除外,均隨著C/P的減少,污泥TP濃度的升高,生物有效磷濃度的降低,菌種含量有所下降,特別是大部分的PAOs與DPB,因碳源競(jìng)爭(zhēng)能力較弱,其作為優(yōu)勢(shì)菌種的地位愈發(fā)薄弱.

圖10 不同C/P下污泥微生物屬水平優(yōu)勢(shì)類群分類

3 結(jié)論

3.1 不同C/P不影響AOA-SBR工藝COD、NH4+- N、TN去除,且出水均優(yōu)于一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).C/P為120, 40的系統(tǒng)污水TP去除效果良好.隨著C/P降低,TP去除率降低,但系統(tǒng)TP去除能力增強(qiáng),TP去除量由3mg/L逐漸升高至16mg/L.C/P值為40的系統(tǒng)TP去除率高達(dá)98.6%.

3.2 隨著C/P的降低,污泥中各種磷形態(tài)含量均有所上升.不同C/P下IP占TP的含量均為96%左右,IP是TP最主要的磷形態(tài).NAIP、AP與IP的變化情況一致.OP占污泥TP的含量隨著C/P的增大而減小. C/P為40的系統(tǒng)NAIP、OP含量最高,這保證了系統(tǒng)磷去除率.

3.3 MLSS與SVI隨著C/P的減少而增加,但均未發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象.隨著C/P的增加,SVI值上升,污泥沉降性能開(kāi)始變差,C/P為40的系統(tǒng)污泥沉降性能最好.

3.4 后置缺氧AOA-SBR工藝有利于脫氮功能菌群富集,提升系統(tǒng)脫氮能力.隨C/P的降低,污泥TP升高,生物有效磷百分含量低,PAOs也逐漸降低.

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Phosphorus morphology transformation law and sludge characteristics of AOA-SBR process under different C/P.

QU Hong1, SHI Xue-ying1, NIE Ze-bing1,2, LI Qing-zhe1,3, LIU Wen-ai1,YU Ge1, MA Yun-guang1, BIAN De-jun1,2*

(1.Changchun Institute of Technology, Key Laboratory of Jilin Urban Sewage Treatment, Changchun 130012, China；2.Science and Technology Innovation Center for Municipal Wastewater Treatment and Water Quality Protection, School of Environment, Northeast Normal University, Changchun 130117, China；3.China Northeast Municipal Engineering Design and Research Institute, Changchun 130021, China)., 2022,42(1)：92～101

Five groups of SBR reactors operating in anaerobic, aerobic, anoxic(AOA) mode were used to investigate the transformation rules of phosphorus morphology and sludge characteristics of AOA-SBR system under different C/P(120,40,24,17,13). The results showed that the removal effect of COD, TN and NH4+-N all outperformed the primary A standard. As the C/P decreased, the system TP removal gradually increased. When the C/P was less than 24, the removal effect of the TP began to deteriorate and fluctuate violently. When the C/P was 40, the system was the most stable, with an average removal rate of 99.22%. The results showed that with the decrease of C/P, the phosphorus forms in the sludge increased. IP was the main phosphorus form of TP, and IP was similar under different C/P (about 96%). As C/P decreased, the content of sludge TP and IP decreased, while OP content of sludge TP maintained a downward trend. Biological effective phosphorus (the sum of NAIP and OP) had the greatest impact on sewage phosphorus removal effect, with the highest proportion of bioeffective phosphorus in the sludge with C/P 40, and the best sewage TP removal effect. MLSS and SVI increased with C/P, while the risk of sludge expansion the lower C/P systems.High-throughput sequencing showed that with the decrease of C/P, both PAOs and DPB content decreased except for, and the sewage TP removal effect was poor and fluctuated greatly.

AOA-SBR process；C/P；phosphorus form；sludge characteristics；PAOs

X703

A

1000-6923(2022)01-0092-10

石雪穎(1998-),女,山西太原人,長(zhǎng)春工程學(xué)院碩士研究生,主要從事污水處理技術(shù)與理論研究.

2021-06-06

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51878067);吉林省科技發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目(20200201005JC)

* 責(zé)任作者, 教授, ccgcxybiandj@163.com