长/短HRT交替培养同步硝化反硝化除磷颗粒

李 冬，高 鑫，张 杰,2，杨 杰，王文琪

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

反硝化除磷工艺(denitrifying phosphate removal，DPR)通过富集反硝化聚磷菌(denitrifying phosphate accumulating organisms，DPAOs)实现同步脱氮除磷，节省了为好氧吸磷提供的曝气量和反硝化所需的碳源量，降低了污泥产量和污泥处置成本[1-4]。而在培养反硝化菌的过程中，由于具备结构强度高、沉降性能好、抗水质变化冲击能力强以及为DPAOs提供缺氧的富集环境等优势，颗粒污泥(granular sludge，GS)成为实现DPR工艺最有前景的方法之一[5-7]。已有研究证实DPR颗粒在处理低碳氮比污水时的优越性，但对于如何在富集DPAOs的同时加速颗粒形成的研究仍然较少，因此，拟探究一种可行的方法同步实现DPAOs的富集和颗粒化。

在培养颗粒污泥并富集DPAOs的过程中，运行周期的水力停留时间(hydraulic retention time，tHR)长短一直是一个十分关键的因素[8]。较长的HRT有利于延长微生物经历的饥饿时间，刺激其产生更多的胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)以黏附絮状污泥形成大颗粒，同时促使从污泥表面延伸出的细丝收缩、卷曲并被多糖(polysaccharide，PS)包裹和“粘合”到更致密的颗粒污泥结构中，形成更大的缺氧区为DPAOs提供富集条件[9]；其次，延长HRT有利于刺激微生物降解可溶性微生物产物(soluble microbial products，SMP)中的蛋白质、多糖和类腐殖酸化合物[10]转化为可被微生物重新利用的低分子质量化合物，作为饥饿条件下的电子供体进行反硝化，强化反硝化脱氮，降低DPAOs的碳源竞争压力。缩短HRT则有利于增大换水频率提高水力选择压，充分利用DPAOs位于沉降性能好的大颗粒内核的分布优势，将多存在于小颗粒及絮体污泥中的普通异养菌和聚糖菌洗脱出去，富集主要功能菌[11]；此外，短HRT还可以避免微生物长期处于饥饿阶段，过度消耗微生物产物造成代谢活性降低最终导致系统失稳。因此，本研究拟采用长/短HRT交替运行模式，利用长HRT周期提高颗粒污泥的结构强度，为DPAOs的富集创造环境，采用短HRT周期提高水力选择压，排除与DPAOs存在竞争关系的非功能菌，加速启动过程。

本实验设置了恒定HRT的对照组和不同长/短HRT比的实验组。根据周期内污染物去除路径以及SMP质量分数的变化阐明了长/短HRT模式的运行机制，通过监测运行期间污染物去除效果、颗粒污泥形态、沉降性能以及功能菌活性占比评判不同运行条件下的系统性能，明确长/短HRT策略在培养同步硝化反硝化除磷(simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal，SNDPR)颗粒方面的优势效果。

1 实 验

1.1 实验装置与运行方法

本实验采用4组有效容积为6 L的亚克力材质序批式活性污泥反应器(sequencing batch reactor，SBR)，换水比为2∶3。各反应器每天均运行4个周期，R1采用恒为9 h的HRT，R2、R3和R4采用相邻周期长短交替的HRT，长/短HRT分别为13.5 h/4.5 h、12 h/6 h和10.5 h/7.5 h。各反应器的厌氧、好氧与缺氧段时间比保持一致，各反应器好氧段曝气量均为0.45 L/min。此外包含5 min进水，5 min沉淀，5 min排水，剩余时间闲置。各反应器运行模式见表1。

表1 不同模式下反应器运行参数

1.2 接种污泥与实验用水

以絮状活性污泥以及长期低温储存的颗粒污泥为接种污泥，接种絮状污泥与颗粒污泥MLSS分别为1 385、2 181 mg/L，两者体积比为1∶1，以人工合成废水为实验处理对象，配制涉及的物质有水、CH3CH2COONa、NaHCO3、NH4Cl、KH2PO4、MgSO4·7H2O以及CaCl2，各监测项目见表2。

表2 人工合成废水水质

1.3 分析项目与检测方法

1.4 三维荧光和平行因子分析

三维荧光Ex(激发光谱)和Em(发射光谱)扫描范围分别为200～700 nm、200～600 nm，激发/发射波长间隔10 nm。其中X轴代表Em发射波长，Y轴代表Ex激发波长，等高线颜色深浅反映EPS样品的荧光强度。利用MALAB toolbox DOMFluor对获得的多次三维荧光数据结果进行平行因子法建模，对EEM数据进行对半分析、方差检验和核心一致性诊断验证方法，后明确荧光成分的数量。

1.5 计算方法

(1)

(2)

2 结果与讨论

2.1 典型周期实验

2.1.1 典型周期内C、N、P变化

图1 第60天时R3典型周期内C、N和P的变化

为了验证这一猜想，采取批次实验对4组反应器内DPAOs的占比进行了分析，结果如图2所示，R1、R2、R3和R4中反硝化聚磷菌的占比分别为14%、33%、42%和28%，证实了长/短HRT交替模式具有富集DPAOs的作用，以及好氧段颗粒内部DPAOs的脱氮除磷作用。

图2 第60天时反硝化聚磷菌占比

进入缺氧段后，DPAOs率先进行反硝化脱氮除磷，TN和TP分别下降了5.35、1.90 mg/L；而后底物缺乏，刺激微生物水解EPS产生SMP，因此，COD在第395分钟明显上升到60.24 mg/L。随后异养反硝化菌将SMP作为基质进行反硝化脱氮，使得出水COD和TN分别降低到了35.65和13.19 mg/L。上述周期中的TN 质量浓度降低了42.51 mg/L，相比R1提高了20.1%的总氮去除率，COD也随着SMP的消耗而降低，达到了GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》[17]中的一级A标准。这表明长HRT下带来的SMP增加有利于强化反硝化脱氮能力。

尽管目前有关齐玉苓案的司法批复已经被废止，但相关案件的终审判决仍然有效，其引发的讨论也不会因此而结束，反而可能向纵深继续发展[21]。

而在短HRT周期中， DPAOs厌氧末释磷量为14.74 mg/L，相比长HRT周期释磷量低5.99 mg/L。释磷及吸收底物不充分，导致缺氧条件下缺乏能量进行同步脱氮除磷。且由于底物匮乏时间短，短HRT周期没有产生足够的SMP，异养反硝化菌在缺氧段缺乏碳源无法进行反硝化脱氮。故短HRT周期的脱氮除磷效果不及长HRT周期，但由于长/短HRT运行模式下对功能菌的富集作用，短周期的脱氮除磷效果仍强于恒定HRT运行模式。

2.1.2 典型周期内SMP变化

溶解性微生物产物(SMP)是污水生物处理中有机物质的主要成分，它的存在决定了系统对有机物的最大去除效率，研究表明，SMP在出水COD中的占比甚至可以达到70%[18]。此外，SMP还是消毒副产物的前驱物质，在出水加氯消毒的过程中易发生卤化反应，产生具有高度致癌性的消毒副产物，影响污水回用。但是，SMP可以作为反硝化的补充碳源，解决生活污水中碳氮比过低问题，强化反硝化脱氮能力。作为SMP产生的重要影响因素，HRT的改变势必会带来SMP的变化，因此，SMP的组成和浓度变化是本研究中不可忽略的因素之一。

根据产生来源不同，SMP可分为两种类型：一种是基质利用率相关产物(utilization associated product，UAP)，这类物质是伴随着微生物利用底物进行代谢的过程中直接产生的；另一种是生物量相关产物(biomass associated product，BAP)，是伴随着细胞的衰亡、分解和EPS的水解等过程产生的[19]。因此，根据三维荧光扫描结果对其产生和降解过程进行分析来增强利用率。

在R3进入稳定运行阶段后，利用三维荧光扫描对其长周期逐小时SMP变化情况进行分析，并以平行因子(parallel factor，PARAFAC)方法对SMP中各组分变化情况进行评估。结果表明，SMP中的荧光物质主要分为两类，两者的位置分布如下：色氨酸类蛋白，Ex250～300 nm/Em275～375 nm；腐殖酸类物质，Ex310～430 nm/Em375～525 nm[20]。以SMP中各组分的荧光强度反映其质量分数，其强度变化如图3所示。

图3 R3长HRT周期运行过程中SMP三维荧光分析

在0 h时色氨酸类蛋白和腐殖酸类物质的荧光强度峰值IF分别为265.57和343.45，该初始浓度主要来源于上一周期因换水比未排出的残留SMP。反应进行2 h后，伴随着COD的大量降低，色氨酸类蛋白IF达到了423.44的峰值，表明微生物利用进水中有机物进行代谢的同时产生了UAP。随着进水底物被消耗殆尽，微生物转而利用UAP作为碳源，使得色氨酸类蛋白的荧光强度在3～5 h逐渐降低至182.97，而腐殖酸类物质的IF并未下降，这主要是由于微生物代谢难以利用腐殖酸。但在第6小时色氨酸类蛋白的IF产生了第二次明显的升高，这是由于环境中容易被利用的底物耗尽，微生物通过内源呼吸以及EPS水解来产生BAP。此时，反应处于缺氧段，异养反硝化菌能够利用BAP进行反硝化，这解释了长/短HRT下TN去除率较高的原因。若继续增加HRT，SMP的产生量将超过可利用量，出水COD将超出排放标准，R2的出水COD高正是这一原因。

2.2 系统污染物去除性能

2.2.1 COD去除性能

图4 不同运行模式下COD变化

2.2.2 TN去除性能

图5为4组反应器运行过程中的氮素变化。由于硝化细菌的适应能力和世代倍增时间慢于异养菌，各组反应器的脱氮性能恢复节点相比COD去除能力的恢复约慢5 d以上。而以长/短HRT交替运行的3组反应器与恒定HRT模式相比能更快地恢复脱氮能力，证明了长/短HRT对脱氮的促进效果。特别是R2和R3长HRT周期在稳定后出水TN去除率分别达到了90.10%和94.28%，具有优良的脱氮效果。此外，两者的短周期脱氮能力略有差别，R2长周期中残留了更高浓度的SMP为相邻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。整体来看，R2与R3的脱氮效果强于R1和R4，后两者的总氮去除率分别为73.94%和86.35%，显然，在不考虑出水COD的情况下，较大的长/短HRT比有利于增强脱氮效果。

图5 不同运行模式下TN变化

2.2.3 TP去除性能

4组不同运行模式下系统TP去除性能变化如图6所示。研究表明，颗粒污泥储存时间越长，系统的除磷能力越难以恢复[22]。系统的除磷性能约在第25天开始恢复，远迟于COD与TN的去除。其中，R2和R3的除磷性能在第45天左右达到了稳定，两者长周期的TP去除率为90%以上，高于R1和R4。R1的去除率最低，仅为70%。这是因为长/短HRT交替的模式有利于DPAOs的富集，而较高丰度的DPAOs能够在缺氧段消耗掉好氧末剩余的磷，使得出水TP质量浓度进一步下降。

图6 不同运行模式下TP变化

就短周期而言，因HRT过短，释磷不充分使DPAOs有机物贮存和磷吸收不充分，R2短周期除磷率仅为70%。综上，R3的长、短周期均具有较好的除磷效果，为最适宜的长/短HRT比设置。

2.3 污泥物理特性变化

2.3.1 外观形态及粒径变化

图7显示了随着运行不同反应器污泥的粒径分布变化。本实验接种颗粒污泥结构如图8(a)所示，呈现明显中空透明，240 d储存期使得颗粒整体呈现不规则但完整的状态。接种污泥平均粒径为960 μm。运行10 d后，由于曝气以及搅拌带来的水力剪切力和颗粒碰撞等不利条件，颗粒污泥裂解破碎如图8(b)所示，形成絮体、片状以及不规则颗粒的混合状态，故前期4组反应器的颗粒粒径均明显下降。在第30天时，R2粒径分布存在3个峰值，100～180 μm为絮状活性污泥，新出现的700～800 μm峰值为破碎的颗粒污泥碎片，1 100～1 200 μm为完整的颗粒污泥，但较接种时颗粒粒径有明显下降，且大粒径颗粒占比下降。通过表3颗粒粒径变化可以看出第60天，R1、R2、R3和R4反应器内污泥平均粒径分别达753、762、932和886 μm，且絮状污泥占比很少，认为颗粒化成功。其中，R3具有最大粒径的颗粒，长/短HRT交替模式下各组反应器的平均粒径均高于恒定HRT下的反应器，证实该模式对于造粒的促进作用。

图7 不同运行模式下粒径分布变化

表3 不同运行模式下颗粒平均粒径变化

如图8(c)所示，R1在恒定HRT运行条件的第20天发生了污泥膨胀现象，主要是由于从无基质低温储存到有进水COD作为细菌生长底物后，异养丝状菌比功能菌群更快地恢复生长[23]。丝状菌在颗粒表面延伸，颗粒之间难以靠近，削弱了污泥的压缩性，颗粒沉降面在出水口的上方，颗粒污泥逐渐随出水流失。以长/短HRT交替运行的反应器，由于颗粒受到饥饿/饱食冲击，抑制了丝状菌的增长，并未出现污泥膨胀现象。在颗粒污泥破碎解体的过程中，拥有最大长/短HRT比的R2解体程度最高，而R3和R4解体时间相对较短。此外，周期性的饥饿促使微生物释放大量的EPS，促进絮状污泥黏附到颗粒的碎片上形成了新的颗粒污泥。因此，如图8(d)～(g)所示，在经历不同程度的解体后，各反应器均实现了新的颗粒化，其中，R2形成了不均匀的粒径分布；R3内解体程度较轻的颗粒，与絮体结合形成了更为致密且粒径更大的颗粒；R4形成的颗粒颜色较浅且致密性不及R2和R3，原因为该长/短HRT比下EPS的产生量较少。

图8 颗粒污泥随运行时间变化的显微镜照片

研究表明，颗粒污泥粒径增大会造成颗粒内部氧渗透深度减小，造成缺氧区体积的增大和好氧区体积的下降。因此，基于长/短HRT下R3粒径的增大为富集反硝化聚磷菌提供了良好的环境基础[24]，这也与R3中较高的反硝化聚磷菌占比结论一致。

2.3.2 生物量及沉淀性能变化

不同阶段的MLSS和MLVSS的变化如图9所示，各反应器的起始污泥质量浓度分别为2 892、2 288、2 684和2 724 mg/L。4组反应器的MLSS整体呈现先下降后上升的趋势，在第30天，R2由于解体严重，部分污泥沉降性能较差，被排出反应器，图10显示污泥容积指数(sludge volume index，SVI)明显上升，MLSS下降至1 792 mg/L。而R3和R4解体程度低、时间短，没有引起严重污泥流失率，先实现了生物量的增长。R1的MLSS降低同样是由于污泥流失，但区别在于R1是在恢复期产生了丝状菌膨胀，SVI同样明显上升，沉降性能大幅下降，MLSS降低到了974 mg/L。在启动成功后，各反应器的污泥量均有上升，MLSS分别为2 181、2 704、3 444和2 563 mg/L。由表4可以看出，在启动过程中，各反应器的f(MLVSS与MLSS质量浓度比)整体呈现下降趋势，这是因为随着除磷性能的恢复，DPAOs能够贮存更多的磷，再加上颗粒污泥内DPAOs占比的不断提高，使得污泥内无机质成分的占比也越来越高。

图9 不同运行模式下MLSS及MLVSS的变化

图10 不同运行模式下SVI的变化

表4 不同运行模式下f的变化

随着颗粒污泥沉降性能的不断提高，各反应器的SVI值均有下降，分别为128、80、74和85 mL/g。这表明长/短HRT的运行模式有利于增强颗粒的沉降性能，并且当长/短HRT为12 h/6 h时，其沉降性能最佳。

2.3.3 颗粒污泥胞外聚合物质量分数变化

不同阶段4组反应器的污泥胞外聚合物中PN、PS和PN与PS质量分数比的变化如图11以及表5所示。运行开始时，PN与PS质量分数很低，因接种颗粒污泥在长达240 d的储存过程中，为应对长期饥饿条件，微生物通过水解EPS来维持自身生存[25]。随着实验运行各反应器逐渐恢复颗粒化，PN和PS均有所升高，但PN与PS质量分数比有明显下降的趋势，这是因为PS的增长速度高于PN，特别是颗粒结构最为致密的R3，其PS的质量分数为4组反应器中最高的。SHi等[26]研究也得出结论，颗粒稳定性的维持与多糖的生成有很大关系。

图11 运行过程中PN、PS变化

表5 不同运行模式下PN与PS质量分数比的变化

启动成功时，R2、R3的EPS质量分数分别为73.31和74.89 mg/g，高于R1和R2的EPS质量分数。这是因为当好氧颗粒污泥在经历饥饿时，微生物会分泌大量的EPS来应对饥饿状态[27-28]，而大量EPS的分泌也为BAP的产生提供了基础，为反硝化菌提供了补充碳源，进而实现了长/短HRT对于处理性能的优化[29]。

3 结 论

1)长/短HRT交替模式下成功培养出SNDPR颗粒污泥，各反应器出水COD、TN和TP去除率均高于恒定HRT模式，其中，长/短HRT设为12 h/6 h的R3由于能够产生并充分利用SMP强化反硝化，其长周期COD、TN和TP除效率达93%、96%和98%，短周期的COD、TN和TP去除率为95%、90%和93%。

2)通过长/短周期下不同程度的饱食/饥饿交替，刺激EPS的产生促进颗粒化。运行到第60天时R3的粒径达到4组反应器中最大且规则致密，平均粒径为923 μm。同时，R3有较高的生物量，颗粒核心缺氧区富集反硝化聚磷菌提高了污泥沉降性能。

3)长/短HRT交替能够实现DPAOs的富集，以不同HRT比值运行的反应器中DPAOs的占比均高于恒定HRT的反应器，其中，R3的DPAOs占比最高，达到了42%，实现颗粒化的同时成功富集了DPAOs。