张 杰,杨 杰,李 冬*,高 鑫

AOA-O模式下好氧颗粒污泥同步硝化内源反硝化除磷

张 杰1,2,杨 杰1,李 冬1*,高 鑫1

(1.北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点试验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点试验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

为构建同步硝化内源反硝化除磷颗粒污泥系统,设置四组厌氧/好氧/缺氧(AOA)以及不同后置曝气时间(5min、10min、20min)的AOA-O序批式反应器,探究不同运行模式下污泥颗粒化和反硝化聚磷菌(DPAOs)富集情况.结果表明,后置短时曝气的反应器颗粒污泥结构致密、沉淀性能良好,可强化内碳源储存并分泌更多的胞外聚合物(EPS),具有更高的脱氮除磷率及DPAOs占比.其中,短时曝气时间10min的R3生物量最高,平均粒径最大,达到986μm,颗粒成熟且稳定.批次试验和三维荧光分析表明其聚磷菌中45.85%为DPAOs且EPS含量最高.稳定运行期间,R3的COD、TN、TP去除率分别为94.13 %、89.41%、96.11%,内碳源储存效率为98.09%,具有良好的处理性能.

好氧颗粒污泥；脱氮除磷；内源反硝化；反硝化聚磷菌

在城市污水处理中,同步去除氮磷对于避免受收纳水体富营养化尤为关键[1].反硝化除磷(DPR)工艺是内源反硝化和强化生物除磷的耦合,通过反硝化聚磷菌(DPAOs)在缺氧条件下利用厌氧阶段储存的内碳源作为电子供体,将NO--N还原为N2,同时过量摄取PO43-[2].相较于传统生物脱氮除磷,此同步吸磷和反硝化脱氮工艺的耗氧量、碳源需求量、污泥产量均大大减少[3-4].好氧颗粒污泥(AGS)粒径较大、结构密实,有良好的沉降性能、较高的生物量保留率、较强的耐冲击负荷能力[5].成熟的颗粒沿溶解氧传质方向的好氧、缺氧、厌氧分层结构有利于各种不同氧需求微生物的生长,同时,颗粒中的众多孔隙也便于氧气和基质的运输[6].鉴于此,AGS可作为DPAOs生长的优良载体,但目前对于DPR颗粒污泥的研究仍然较少.

以序批式厌氧/好氧/缺氧(AOA)模式运行的同步脱氮除磷工艺仍存在反硝化除磷不稳定、出水总磷偏高等问题[7].因此,本研究提出AOA后置短时曝气(AOA-O)的运行模式,旨在富集培养DPAOs颗粒污泥,同时稳定除磷效果.胞内碳源的合成和降解伴随着整个除磷过程,反应末期在饥饿条件下短时曝气可以进一步好氧吸磷,同时利用污泥对饥饿的敏感度促进其活性增加,待下一周期进水时会加快内碳源储存,促进原水中碳源的充分利用,在强化内源反硝化的同时提高DPR颗粒污泥的除磷效率.此外,胞外聚合物(EPS)中的类酪氨酸蛋白可作为碳源用于(PHA)的合成,好氧饥饿状态下增加短时曝气促使EPS作为基质被消耗,从而刺激颗粒污泥产生更多的EPS,强化颗粒污泥稳定性的同时增加粒径扩大缺氧区,便于DPAOs的富集.EPS也是不同形式磷的胞外捕获主要位点,其有机组分的官能团可以吸附磷酸盐[8].

1 材料和方法

1.1 试验装置和运行模式

采用有机玻璃制成的4组序批式反应器(SBR),其有效容积为6L,换水比为2/3.反应器R1(对照组)采用AOA模式运行,R2、R3、R4(试验组)采用AOA-O的运行模式,其后置曝气时间分别为5min、10min、20min,各阶段的曝气强度均为4.5L/(h·L).反应器运行周期为6h,包括厌氧120min(进水5min)、总好氧140min、缺氧80min,沉降10min(为促进颗粒化,后期逐步缩短至3min),出水5min,其余时间闲置.各反应器运行情况下表1.

表1 不同模式下反应器运行情况

1.2 接种污泥与试验用水

四组反应器均接种正常运行的絮状活性污泥和211d长期低温储存的好氧颗粒污泥(二者以1:1的体积混合),初始污泥浓度约为2500mg/L.反应器进水为人工合成废水,具体水质情况见表2.进水基质以CH3CH2COONa为碳源.

表2 人工合成废水水质

1.3 分析项目与检测方法

污水的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TP、COD,污泥的MLSS、MLVSS、SV30、SVI等均采用国家规定的标准方法.污泥粒径采用Mastersizer 2000型激光粒度仪测定.EPS提取采用加热离心法,其中蛋白质(PN)的测定采用Folin-Lowry法,多糖(PS)的测定采用蒽酮硫酸法.

1.4 三维荧光光谱分析

使用F97Pro荧光分光光度计对颗粒污泥的胞外聚合物进行三维荧光扫描.用等高线荧光光谱图表示测量结果,轴为发射波长E(200～700nm),扫描速度为15000nm/min,扫描间隔为1nm,轴为激发波长m(200～600nm),激发采样间隔为10nm.激发/发射带宽为10nm,增益(PMT)为800V.

1.5 批次试验和计算方法

厌氧段COD的消耗主要包括两部分:①异养反硝化菌进行反硝化脱氮时用到的外源碳;②(反硝化)聚磷菌/聚糖菌将COD储存为内碳源,以便于缺氧时进行内源反硝化.计算方法如下[9-11]:

式中:CODu为厌氧段内碳源储存量,mg/L;CONin指厌氧段内碳源储存量占总消耗COD的比例,%;1.71和2.86分别为单位质量浓度的NO2--N和NO3--N反硝化时消耗的COD质量浓度, mg/mg;ΔNO2-、ΔNO3-、ΔCOD为各自厌氧段浓度变化量,mg/L.

式中:PPAOs(%)为聚磷菌在内碳源储存过程中的贡献比例;PRA为厌氧段释磷量,mg/L;0.5为聚磷菌厌氧时每吸收单位质量的COD所释放的磷量,mol/mol.

采用Wachtmeister等[12]的计算方法,对第60d四组反应器的污泥进行批次试验,计算DPAOs在PAOs中的占比.从四个反应器中取出2L泥水混合物,用纯水清洗3次去除混合液中残余的有机物和其他杂质,后稀释至原始体积.加入碳源和使得COD浓度为300mg/L,厌氧搅拌120min,反应结束后再次洗泥3次,并稀释至原体积.加入磷源使得TP浓度为7mg/L,并将混合液分为两份,分别进行好氧和缺氧测定.进行好氧PAOs活性测试时,控制DO浓度在3～4mg/L;进行缺氧DPAOs活性测试时,投加NaNO3控制NO3‑-N初始浓度为3mg/L.每隔一段时间(15～30min)对反应器取样测定TP浓度,直至稳定后结束反应.整个过程中,缺氧时的最大比吸磷速率为a,好氧时的最大比吸磷速率为o,a与o的比值可粗略反映DPAOs占PAOs的比重.

式中:a,t1、a,t2分别为缺氧反应下t1、t2时刻TP浓度,mg/L;o,t1、o,t2分别为好氧反应下1、2时刻TP浓度,mg/L.

2 结果和讨论

2.1 颗粒污泥特性变化

2.1.1 形态和粒径 经过211d低温(4℃冷藏)储存的好氧颗粒虽然长期处于饥饿状态但低温抑制微生物活性,使其以较低的速率进行内源呼吸,所以污泥的物理结构改变较少,但稳定性较差,受到外力时容易解体破碎.接种颗粒污泥呈黑色,结构较为完整,个别颗粒有解体现象呈不规则破碎形状,其平均粒径约为941μm.接种污泥后进行两天闷曝(只曝气不进水),如图1(a)可见,让颗粒污泥充分吸氧、唤醒微生物对污水的适应性.之后加入同体积絮状污泥,如图1(b)可见,完成接种.图1(c)为运行至第7d,结构较为松散的颗粒在曝气和搅拌的外力作用下逐渐破裂解体,形成絮状污泥和不规则小颗粒污泥的混合状态.在此后的时间中,絮状污泥以破碎颗粒作为内核,附着在其上,聚集成更大的悬浮生物体[13].同时,R2、R3、R4因其后置短时曝气促进EPS的分泌,其中的多糖和蛋白质作为支架促进絮体颗粒凝聚体不断延伸、生长,从而蜕变成密实圆滑的大颗粒,逐渐完成再次造粒过程.

图1 颗粒化过程中污泥形态变化

虽然R4颗粒化速度最快(图3),但其粒径分布不均、颗粒不稳定,因此平均粒径也不及R3.相比之下,R1的粒径增长速度最慢且平均粒径较小.第40d,见图1(d),四个反应器均已完成颗粒化,只有很少部分的污泥以絮体形式存在.第60d(图2),颗粒污泥达到成熟稳定的状态,整体颗粒结构紧凑且致密,呈淡黄色椭球型且轮廓光滑,其中,R3的平均粒径最大,达到986μm.

2.1.2 生物量和沉降性 如图4可见,接种污泥的MLSS约为2506mg/L,SVI约为72mL/g.四组反应器的生物量均先下降后上升然后趋于稳定,这是因为启动初期污泥活性不高生长缓慢,在逐渐适应污水的同时也伴随着颗粒污泥解体,沉降性能下降,大量污泥流失,SVI值因此明显上升.在经历此“重创期”的波动后,整个系统的微生物处于快速生长的阶段,各反应器的污泥量均有上升,颗粒污泥的沉降性能也在不断提高.

第40d随着颗粒化的完成,各反应器状态趋于稳定.在运行过程中,四组反应器的值(MLVSS/ MLSS)均呈下降趋势,说明污泥中的无机含量逐渐增加,这是因为除磷性能逐步恢复,且后置短时曝气的反应器内富集了更多DPAOs强化生物除磷,造成矿物沉积.与R1相比,后置短时曝气的R2、R3、R4的生物量更高、沉降性更好.其中,R4的颗粒污泥粒径虽大但不太稳定,R3的沉降性能最佳,SVI为32mL/g,R3的生物量达到3690mgMLSS/L,表明AGS成熟且稳定.

2.1.3 胞外聚合物 EPS主要是由胞外蛋白(PN)和胞外多糖(PS)组成,PN/PS值与颗粒污泥表面疏水性及颗粒化进程关系紧密[14],见图5.

长期低温储存的颗粒污泥为应对饥饿条件,把EPS用作碳源和能源来维持自身生长和稳定[15],故反应初期污泥中PN和PS含量均较少.从第7d颗粒解体至第40d重新完成颗粒化的过程中,污泥中EPS含量逐渐升高,PN/PS也呈现下降趋势,因为PS主要分布在颗粒外层,对于维持颗粒网状结构有重要作用,在颗粒化过程中,其增长速度高于PN,这与李冬等[16]的研究结论一致.此后颗粒生长进入稳定阶段,EPS含量相对比较稳定,位于颗粒内部的PN也呈现增长趋势,PN/PS值逐渐上升,因为PN不仅提高颗粒表面疏水性促进微生物聚集,而且通过降低颗粒表面电荷而减少微生物间的静电排斥,促进污泥颗粒化直至生长成熟.整个过程中,后置短时曝气的反应器的EPS含量均高于常规运行的R1,且稳定后R3、R4的EPS分别达到106mg/gVSS和101mg/ gVSS,这说明后置短时曝气的好氧饥饿条件下,能促使颗粒污泥能分泌出更多EPS.此外,后置曝气10min的R3颗粒结构更加密实,其PN/PS值最高,达到5.23,较高的PN/PS说明颗粒污泥细胞表面疏水性较低,有利于污泥结构稳定性和系统长期稳定运行[17].

2.2 系统污染物去除性能

2.2.1 COD去除性能 如图6所示,进水COD浓度为250～300mg/L.

图6 COD浓度变化及COD去除率

污泥接种初期,对进水碳源的利用效果并不好,甚至出现颗粒解体的情况.随着污泥逐渐适应环境且同时进行颗粒化,第14d起各反应器的COD的去除效果缓慢提升并趋于稳定,COD去除率不断提高.第40d,待所有污泥颗粒化成功后,COD去除率也动态保持在85%以上,四个反应器出水COD稳定在50mg/L以下,符合污水排放一级A标准.四个反应器运行性能良好,但R1的去除率略低于其他三个反应器,这是因为后置短时曝气的反应器能够富集更多的DPAOs,从而强化COD中的挥发性脂肪酸(VFA)储存为内碳源聚-β-羟基烷酸(PHA),在之后的缺氧段反硝化除磷以及好氧除磷而消耗.

2.2.2 脱氮性能 图7中的TN是NH4+-N、NO2--N、NO3--N之和(忽略有机氮).硝化菌为自养型微生物,其活性恢复速度较慢且好氧时与其他异养菌的竞争处于劣势,故前期的NH4+-N去除效果不佳.此外,颗粒未成型前缺氧区体积较小,反硝化菌难以大量富集,从而有较少硝态氮被转化为N2排出.因此,反应前期颗粒解体时TN去除率较为波动.颗粒化过程中,污泥粒径的增大有助于其内部形成好氧、缺氧、厌氧的分区结构,有利于多种菌共同生长,反硝化性能得以提高,故整个颗粒化进程中脱氮效果一直缓慢增强.直至第40d颗粒化完成之后,TN去除率达到稳定状态.第60d,R1总氮去除率约70%,其他反应器80%左右,这说明后置短时曝气的R2、R3、R4成功富集出DPAOs,可同步反硝化除磷,对于脱氮有促进效果.其中R3脱氮效果最佳,达到89.4%,而R4后置短时曝气时间过长,粒径不均匀,DPAOs的效果未能达到最好.

图7 TN浓度变化及TN去除率

2.2.3 除磷性能 不同运行模式下TP去除情况见图8. 由于颗粒长期低温储存,除磷性能恢复较慢,前10d除磷效果波动较大.随着颗粒污泥解体后重组,不断减少沉淀时间促进颗粒化,一些破碎颗粒和絮体排出系统,同时,好氧区吸磷污泥和缺氧区反硝化除磷污泥也随之排出,系统TP去除率得以不断提高.第40d颗粒化完成之后,除磷性能也迈进较为稳定的阶段,此时人工排泥辅助除磷.R3最先实现高效除磷,TP去除率达到96%以上,效果格外显著,R2和R4的除磷率也在85%以上,常规AOA运行的R1反应器除磷率只有70%.这说明后置短时曝气的反应器得以富集DPAOs,形成DPR颗粒污泥,前后双好氧段PAOs吸磷,缺氧段DPAOs反硝化除磷,使得除磷效果有双重保障.

图8 TP浓度变化及TP去除率

2.3 稳定期各反应器对比分析

2.3.1 内碳源储存性能 如表3所示,第60d稳定运行时除R1外,其他反应器厌氧段将COD储存为内碳源的量均较高,其中R3的COD储存量与消耗量的占比高达98.09%,在接下来的试验中测定其周期COD变化.可以得出结论,AOA-O的运行模式更有利于强化内碳源的储存,将VFA转化为PHA储存于细胞内部,而储存的内碳源将由PAOs在好氧吸磷时及DPAOs在缺氧反硝化除磷时将其利用.此外,四个反应器的释磷量及聚磷菌内碳源储存效率也与其他结果一致,其中,典型周期结果表明R3厌氧末的磷浓度为32.08mg/L,其释磷量最高,且50.42%的内碳源由聚糖菌储存,49.58%的内碳源由聚磷菌储存,具体聚磷菌中DPAOs的占比情况将在下一节讨论.整体上观察,R3的内碳源储存效率、同步硝化反硝化除磷效率均为最高,其次是R2和R4,最后是R1,这也与前面污染物去除的研究结论一致.故后置短时曝气的反应器能够富集出更多的DPAOs进行反硝化脱氮,提高了同步硝化和反硝化除磷效率.

表3 第60d四组反应器的CODu、CODin、PRA和PPAOs

2.3.2 反硝化聚磷菌占比 第60d时对四组反应器的污泥分别进行批次试验,计算其污泥中反硝化聚磷菌占比情况,R1、R2、R3、R4这四组反应器中的DPAOs/PAOs分别为18.69%、38.02%、45.85%、41.12%,常规运行模式的R1中反硝化聚磷菌占比较少,其他三个反应器DPAOs占比均达40%左右,这证实了后置短时曝气的AOA-O的运行方式具有富集DPAOs且强化反硝化除磷作用.其中的R3因其颗粒较大,氧传质受阻,故颗粒内部有较大的的缺氧区,能够富集更多DPAOs.

2.3.3 EPS三维荧光分析 第60d时,对稳定运行时的四组反应器的EPS进行分层提取,对其松散结合型胞外聚合物(LB-EPS)和紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS)分别进行三维荧光扫描.等高线荧光光谱图见图9,每个图中都显示出三类特征峰,其中x280～300nm/m330～370nm的峰为色氨酸类蛋白,x350～370nm/m440～460nm和x420～470nm/m520～540nm的峰为腐殖酸类物质[18].整体上看, LB-EPS中各类峰的荧光强度都相对较低,R1、R2、R3、R4的蛋白荧光强度峰值分别为1728、1421、1219和1544,说明四个反应器中的LB-EPS含量较少.研究表明,LB-EPS含量较高不利于细菌依附生长[19-20],而R3中LB-EPS含量最少,说明其生物凝聚效果和泥水分离情况都相对较好,前面的试验也证实其沉降性能最佳、颗粒粒径最大.此外,TB-EPS中四个反应器的蛋白荧光强度峰值分别为5392、6283、7768和6486.TB-EPS与颗粒形成和维持颗粒结构有密切关系[21],R3中荧光强度最高,蛋白含量最高,稳定性最好,这说明高的TB-EPS有利于好氧颗粒污泥结构稳定存在.

2.3.4 典型周期污染物去除 鉴于整体运行情况,可以看出后置短时曝气10min的R3脱氮除磷效果最好且污泥颗粒最稳定,因此在第60d对R3的典型周期污染物去除性能进行分析,结果如图10所示.厌氧时PAOs和DPAOs将细胞中的聚磷酸盐(Poly-P)水解为正磷酸盐(PO43--P)释放至污水中,故TP浓度增加至32.08mg/L.这个过程中产生的能量和细胞中的糖原(Gly)促使污水中易降解的COD(VFA)合成内碳源物质PHA储存在胞内,因此COD迅速下降,厌氧末COD浓度仅剩27.44mg/L.此外,由于上个周期末残存的短时曝气以及进水中的DO,硝化细菌将氨氮氧化为NO--N,随后异养反硝化菌利用COD进行反硝化脱氮,TN下降了9.91mg/L.好氧时PAOs氧化胞内储存的内碳源物质产生能量,从污水中过量的好氧吸磷,因此反应器内TP浓度下降至3.82mg/L.同时,颗粒外层的硝化细菌AOB和NOB将NH4+-N转化为NO--N,好氧末TN浓度为21.56mg/L.缺氧时,DPAOs以储存在胞内的PHA为电子供体,以NO--N为电子受体,同步进行内源反硝化脱氮和除磷.同时,底物缺乏的缺氧段颗粒污泥外层EPS也会水解用作碳源,而后异养反硝化菌将其作为基质进行反硝化脱氮,故缺氧时的COD浓度呈先上升后下降趋势,缺氧末出水COD、TN、TP浓度分别为17.88mg/L、6.29mg/L、0.55mg/L.后置短时好氧曝气时,PAOs进一步吸磷,硝化菌将氨氮完全转化,各项出水指标均能达到一级A标准.

图10 第60d时R3典型周期内C、N、P浓度变化

3 结论

3.1 四组反应器的污泥均成功实现颗粒化,且以AOA-O模式运行的R2、R3、R4相较于以常规AOA模式运行的R1,其颗粒污泥的沉降性和稳定性均较好.其中,短时曝气10min的R3的平均粒径最大,达到986μm,颗粒结构紧凑且致密,生物量最高、沉降性最好,AGS成熟且稳定.

3.2 AOA后置短时曝气的运行模式成功实现DPR颗粒污泥系统同步硝化内源反硝化除磷,AOA-O各反应器的出水COD、TN和TP去除率均高于AOA模式且达到国家污水排放一级A标准.其中,后置短时曝气10min的R3脱氮除磷效果最佳,COD、TN、TP的去除率分别为94.13%、89.41%、96.11%.

3.3 后置短时曝气能够强化内碳源储存,并促进DPAOs富集,成功构建DPR颗粒污泥系统.短时曝气最佳时间为10min,R3中反硝化聚磷菌占45.85%,内碳源储存效率为98.09%,其中49.58%的内碳源由聚磷菌储存.

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Simultaneous nitrification and phosphorus removal of aerobic granular sludge in AOA-O mode.

ZHANG Jie1,2, YANG Jie1, LI Dong1*, GAO Xin1

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2023,43(10)：5226～5234

In order to construct a simultaneous nitrification endogenous denitrification phosphorus removal granular sludge system, four groups of anaerobic/aerobic/anoxic (AOA) and AOA-O with different post-aeration time (5min, 10min, 20min) sequencing batch reactors, were set up in this study to explore the enrichment of sludge granulation and denitrifying phosphate-accumulating organisms (DPAOs) in different operation modes. The results showed that the post-short-term aeration reactor granular sludge had dense structure and good precipitation performance, which could enhance the storage of internal carbon source and secrete more eextracellular polymeric substance (EPS), and had higher nitrogen and phosphorus removal rate and DPAOs ratio. The biomass of R3was the highest and the average particle size was the largest (986μm) when the short-term aeration time was 10min. The particles were mature and stable. Batch experiment and three-dimensional fluorescence analysis showed that 45.85% of the phosphorus accumulating bacteria were DPAOs and EPS content was the highest. During stable operation, the COD, TN and TP removal rates of R3 were 94.13%, 89.41% and 96.11%, respectively, and the storage efficiency of internal carbon source was 98.09%, showing good treatment performance.

aerobic granular sludge；nitrogen and phosphorus removal；endogenous denitrification；denitrifying phosphorus accumulating organisms

X703

A

1000-6923(2023)10-5226-09

2023-03-03

北京高校卓越青年科学家计划项目(BJJWZYJH 01201910005019)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn

张 杰(1938-),男,教授,中国工程院院士,主要从事水处理与水环境修复技术方面研究.发表论文200余篇.lidong2006@bjut.edu.cn.

张 杰,杨 杰,李 冬,等.AOA-O模式下好氧颗粒污泥同步硝化内源反硝化除磷 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5226-5234.

Zhang J, Yang J, Li D, et al. Simultaneous nitrification and phosphorus removal of aerobic granular sludge in AOA-O mode [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5226-5234.