好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)是絮状污泥通过自凝聚作用形成的颗粒状活性污泥, 具有沉降性能好[1]、微生物浓度高[2]、能够同时实现脱氮除磷[3]等优点, 在荷兰、克罗地亚、意大利的实际工程中得到广泛应用[4, 5], 运行结果表明AGS结构稳定、处理效果好.

目前我国对AGS的研究大多在人工模拟废水条件下进行[6~10], 因为实际生活污水具有C/N低和有机物浓度较低的特点, 颗粒污泥生长较慢, AGS工艺启动时间较长.有研究表明, 聚磷菌(phosphorus accumulating organisms, PAOs)除磷过程会产生的大量带正电的微粒[11, 12]和磷酸盐沉淀[13, 14], 能吸附带负电的细胞体, 通过中和细胞表面电荷, 作为细胞附着的内核, 促进污泥聚集, 对快速实现颗粒化具有重要作用[15].

但由于C/N低的废水处理系统中存在氮负荷高而碳负荷低的问题, 经常观察到较差的反硝化作用和较低的TN去除效率[16], 系统中NO3--N浓度较高.而有研究表明[17~21], NO3--N的存在会对PAOs厌氧释磷产生抑制, 对除磷效果产生影响.因此作者提出采用间歇进水-间歇曝气的运行方式, 在时序上序批式反应器(SBR)进行多次进水、非曝气和曝气的组合, 多次提供厌氧和好氧环境, 充分利用生活污水中的有机物, 使得周期内能多次实现硝化反硝化, 降低了系统中NO3--N浓度, 减轻NO3--N对PAOs的影响, 以便利用除磷产生的磷酸盐沉淀和正电微粒, 加速生活污水中颗粒化的实现.

间歇进水-间歇曝气运行时, 系统中会存在多个厌氧段, 厌氧环境下各类微生物对碳源进行利用, 使得好氧环境下基质缺乏, 可以抑制异养菌过度增殖, 能减轻异养菌对自养菌生存空间的竞争影响[22], 保持了颗粒结构的稳定性；除此之外, 厌氧环境下聚磷菌会在体内储存能源, 后续的好氧段内PAOs会消耗这些能源用于吸收水中的磷, 以此达到生物除磷的目的[23].但反应器内含有上一阶段好氧硝化产生的NO3--N, 刚进入厌氧阶段时系统中并非厌氧环境, 而是缺氧环境, 无法提供PAOs释磷所需的厌氧条件, 系统中NO3--N被反硝化脱氮后, 反应器才能进入厌氧环境, PAOs开始厌氧释磷、储存内碳源聚羟基链烷酸酯(poly-hydroxyalkanoates, PHA)[24], 因此厌氧时间的长短会影响系统除磷性能, 具有十分重要的研究意义.

基于此, 本研究采用间歇进水-间歇曝气方式运行, 以城市生活污水为进水, 选用4组SBR反应器(R1、R2、R3和R4)培养AGS, 通过研究污泥形态、粒径变化、EPS、去除性能等参数, 探究不同厌氧时间(30、60、90和120 min)对生活污水AGS工艺启动和运行的影响, 以期为实际工程提供技术支持.

本实验采用4组由有机玻璃制成的SBR反应器(R1、R2、R3和R4), 均高100 cm、直径13 cm.反应器采用底部进水的方式, 通过PLC控制进水、搅拌、曝气、出水.用鼓风机进行底部曝气, 通过转子流量计控制曝气流量.

反应器在室温下每天运行4个周期, 每周期6 h, 其中包括进水12 min, 总厌氧时间分别为30、60、90和120 min, 沉淀时间从15 min逐渐缩短为3 min, 出水和闲置共15 min, 剩余时间进行好氧反应.运行过程中不对pH和DO进行控制, 控制曝气量为1.0 L·min-1, 容积交换率为50%.周期内运行参数如表 1所示.

反应器接种污泥为北京市某污水处理厂二沉池回流污泥, R1、R2、R3和R4初始MLSS分别为3 571、3 624、3 609和3 518 mg·L-1.实验用水为生活污水, 取自某小区化粪池, 污水水质如表 2所示.

NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS和SVI等指标均采用国家规定的标准方法测定[25].污泥中EPS的提取采用热提取法[26], 蛋白质测定采用考马斯亮蓝法, 多糖测定采用苯酚硫酸法, TN测定采用过硫酸钾消解-紫外分光光度法；COD和总磷的测定采用5B-3B COD多参数快速测定仪, 颗粒粒径测定采用Mastersize 2000型激光粒度分析仪, 颗粒形态观察使用体式显微镜.

在运行中定期对污泥中反硝化聚磷菌(denitrifying poly-phosphorus accumulating organism, DPAO)的富集情况进行考察.从反应器中取出5 L污泥于烧杯中, 将污泥用自来水搅拌、清洗3遍后, 去除上清液.再向烧杯中加入丙酸钠, 加入自来水, 恢复混合液体积至5 L, 控制COD浓度为300 mg·L-1, 厌氧搅拌180 min.然后将水样倒弃, 向污泥中加入自来水和磷酸二氢钾, 恢复混合液体积至5 L, 控制TP浓度为6 mg·L-1, 再将污泥分成两份, 其中一份进行曝气, 发生好氧吸磷；另一份加入硝酸钾, 控制初始硝氮浓度为20 mg·L-1, 进行缺氧反应, 使其缺氧吸磷, 并定时取样测缺氧、好氧反应阶段的TP浓度.

R1、R2、R3、R4接种污水处理厂二沉池的絮状污泥, 平均粒径为70 μm, 如图 1(a)所示.随着反应器运行, 观察到R1、R2、R3和R4分别在第19、13、11和9 d出现细小颗粒.在第19 d缩短沉降时间至3 min, 随后4个反应器污泥平均粒径增加.有研究认为, 好氧颗粒污泥平均粒径为340 μm时, 即认为实现污泥颗粒化[27].由此分析, 如图 2所示, R1、R2、R3、R4分别经过56、48、39和35 d, 成功实现颗粒化.经过105 d培养, 颗粒污泥的平均粒径达到750、764、791和650 μm.

在AGS工艺启动阶段, 观察到R4中先形成颗粒, 表明长厌氧时间能快速实现颗粒化, 可能因为厌氧时间较长时, 反硝化脱氮的程度比较彻底, 能降低硝酸盐浓度, 减轻对PAOs释磷的抑制, 并且PAOs在厌氧环境中停留时间较长, 与厌氧时间短的其他反应器相比, 将碳源转化成PHA的能力强, 除磷效果优于其他反应器, 除磷过程中形成的正电微粒[11, 12]和磷酸盐沉淀[13, 14]对颗粒污泥形成的促进作用越强, 从而颗粒化能够较快地实现.

运行至63 d时, R1、R2和R3中颗粒粒径稳定, R4中颗粒粒径降低, 并且这样的情况持续了14 d(第63~77 d).图 1(b)为第70 d拍摄的R4中污泥显微镜照片, 观察到颗粒破碎现象, 表明颗粒稳定性下降, 这与Zhang等[28]的研究一致, 颗粒生长快速、粒径大且过于致密时, 会受到传质限制, 使得颗粒内部的微生物缺乏营养, 内部的厌氧菌会消耗EPS[29], 甚至会饥饿死亡[30], 导致颗粒内部结构不稳定, 出现颗粒破碎、粒径降低的现象.随着系统运行, 这些破碎的小颗粒被微生物作为“种子”, 再次富集生长, 粒径逐渐增加.第105 d R1、R2、R3和R4的污泥显微镜照片如图 1(c)~1(f)所示, R1、R2和R3中颗粒圆润、紧实, 而R4中颗粒形状不规则, 表明长厌氧时间下长期运行会使得颗粒稳定性下降.

胞外聚合物(EPS)是微生物代谢中分泌的具有黏性的物质, 主要由蛋白(PN)和多糖(PS)组成[31].有研究表明, PN具有电负性和疏水性[32, 33], 能够改变污泥表面性质, 促进颗粒形成；PS有较强的黏聚性[33], 将细胞粘合和聚集；PN/PS代表颗粒稳定性, PN/PS越高, 意味着颗粒沉降性和稳定性越好[34].AGS形成假说认为, EPS与颗粒形成有密不可分的关系, 对颗粒形成具有重要的意义, 故本研究对AGS启动期间的EPS变化规律进行了研究.

图 3所示为运行期间PN、PS和PN/PS的变化趋势.运行初期, 接种污泥的PN、PS含量较低, 在水力剪切力作用[35]和水力选择压作用[36]的刺激下, 微生物分泌大量EPS, PN、PS含量和PN/PS逐渐升高, 促使颗粒污泥形成[37].AGS启动后, PN、PS含量稳定, PN/PS处于较高水平, 反映了颗粒保持在稳定状态[38].

在第63~77 d观察到R4的PN、PS含量(以VSS计)和PN/PS增加, 平均增至18.89 mg·g-1、9.99 mg·g-1和1.89, 分析原因是R4在较长厌氧时间下, 微生物分泌了较多PN, 颗粒表面的孔隙逐渐闭塞, 限制了营养物质向颗粒内部渗透, 从而导致内部细菌死亡, 颗粒结构发生改变, 造成颗粒裂解[39].细菌在不适宜的环境中分泌更多PS以保护自身[40], 出现了颗粒稳定性下降的现象.随着运行时间的延长, R4中颗粒再次生长富集, 粒径开始逐渐增加, 此时PN/PS显著减小, 反映了R4中颗粒稳定性逐渐恢复.

运行末期即第105 d, R1、R2、R3和R4的EPS含量分别为18.4、18.51、18.87和19.49 mg·g-1, PN/PS分别为1.26、1.38、1.31和1.36.实验进行过程中, 4个反应器中均观察到PN含量增加相对较多, PS含量增加相对较少, 因为A/O运行会刺激微生物分泌PN[41, 42], 与Guo等[14]在颗粒化过程中发现的PN和PS变化规律一致, 意味着PN含量的变化与AGS的形成更相关, PN对污泥颗粒化起到了重要作用, 随着PN含量的增加, 污泥细胞表面的电负性会降低[37], 从而促进了微生物的聚集.

图 4表示的是运行期间污泥浓度和沉降性能的变化.SVI数值能够反映污泥的沉降性能, SVI值较低代表污泥的沉降性能较好[43].反应器接种的絮状污泥具有较好的沉降性能, SVI值为60.13 mL·g-1, R1、R2、R3和R4中接种污泥浓度为3 571、3 624、3 609和3 518 mg·L-1.由于运行初期为了保留沉降性能好的污泥, 采用了逐渐缩短沉降时间的方式, 因此在运行初期MLSS和SVI均呈现下降的趋势.颗粒化过程中, 沉降性能差的污泥和影响颗粒稳定性的细菌被逐渐淘汰, 沉降性能好的功能菌被保留[44], 运行期间被保留的微生物不断繁殖, MLSS逐渐上升, 并在水力剪切力和EPS作用下形成了聚集体, 沉降性能进一步提高, SVI值降低.

R1和R2在第43 d和47 d观察到除磷效果逐渐恶化, 在AGS工艺启动后即第56 d时缩短R1和R2内的污泥龄, 在SRT=15 d的条件下运行15 d, 因此第56~70 d R1和R2的MLSS增加缓慢.R4中在第63~77 d出现颗粒稳定性下降、污泥流失现象, 故出现MLSS降低、SVI变高的现象.随着R4系统逐渐恢复, 破碎颗粒重新形成, MLSS升高, 沉降性能逐渐恢复, SVI值再次降低.随着R1、R2、R3和R4的运行, 第105 d时R1、R2、R3和R4的污泥浓度分别为4 253、4 207、4 223和3 819 mg·L-1, SVI为30.2、27.7、25.1和30.3 mL·g-1. MLSS和SVI的变化情况表明不同厌氧时间下污泥颗粒化进程, 厌氧时间较长, 颗粒化进程加快, 但长期运行会影响颗粒稳定性, 沉降性能下降.

由图 5可观察到, 运行第1 d R1、R2、R3和R4的出水COD浓度差异不大, 处理效果均不佳, 去除率仅为63.7%、63.8%、63.6%和64.7%, 这是因为接种污泥不适应反应器内运行环境, 需要时间适应.经一段时间运行, 出水COD浓度逐渐低于50 mg·L-1, 第11 d时4个反应器去除率上升, 表明污泥中异养菌对有机物的利用能力得到恢复, 微生物开始适应环境.由于第19 d时缩短沉降时间, 造成部分污泥流失, 因此在21 d观察到去除率下降.经运行, 出水COD浓度低于50 mg·L-1, 去除率上升, 表明微生物已经基本适应了环境.

由于R4在第63~77 d出现颗粒破碎现象, 较多异养功能菌失去了适宜的生存环境, 对碳源的利用能力下降, 因此观察到这一阶段R4出水COD浓度升高, 去除率下降.经过一段时间的适应, R4中微生物以破碎的小颗粒为核心, 再次富集生长, 因此利用碳源能力逐渐恢复, 去除率上升.此后R1、R2、R3和R4的出水COD浓度小于50 mg·L-1, 处理效果保持稳定, 满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准.

运行初期接种污泥不适应反应器内环境, R1、R2、R3和R4对TN处理效果均不佳, 出水TN浓度分别为23.9、24.8、23.5和25.1 mg·L-1, 出水NH4+-N浓度为5.9、6.3、5.1和5.5 mg·L-1.随着污泥粒径变大, 单个颗粒污泥的内部结构逐渐完整, 具有外层好氧区、内部缺氧区和中心厌氧区的结构, 具备了同步硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrification, SND)能力.由于R4中污泥先实现颗粒化, 获得了具有SND能力的AGS, 故R4出水TN浓度小于15 mg·L-1的时间快于其他反应器.随着R1、R2和R3形成AGS, 也均实现良好的脱氮能力, 出水TN浓度下降.如图 6(b)所示, 运行中期出水NO3--N浓度呈现R4 < R3 < R2 < R1的现象, 可能是反应器中颗粒粒径不同造成的.由于DO在AGS内具有一定的传质深度[45, 46], 因此与粒径较小的AGS相比, 粒径较大的AGS内部缺氧反应区大[47, 48], 反硝化效率更高, 利于实现SND.运行中期4个反应器的粒径大小为R4>R3>R2>R1, 故R4脱氮效率高于R1、R2和R3.

DPAO是一种特殊的PAOs, 通过在厌氧条件下将碳源转化为PHA贮存在体内、缺氧条件下利用NO3-为电子受体来过量吸磷的同时进行反硝化, 这样的特性使其在处理低C/N生活污水时, 能够做到“一碳两用”, 可以缓解对碳源的竞争, 具有节省能源的优势[7].有研究表明, DPAO易在厌氧/缺氧或厌氧/缺氧/好氧交替环境下富集[49], 因此考虑DPAO会否在颗粒内部的厌氧区、缺氧区富集, 逐渐提高脱氮、除磷效果, 故运行期间通过烧杯实验测得缺氧、好氧条件下磷酸盐浓度变化, 计算缺氧吸磷速率与好氧吸磷速率.Wachtmeister等[50]认为缺氧吸磷速率与好氧吸磷速率之比能够反映系统中DPAO的增殖情况, 以及DPAO占全部PAOs的比值(记为δ).运行期间烧杯实验测得的4个反应器的δ值如图 6(d)所示, 至第60 d时, 4个反应器中δ值由最初的11.17%分别增至14.62%、16.11%、20.39%和22.91%, 表明厌氧时间较长时, DPAO富集的情况更好.分析原因为AGS具有层状结构, 颗粒内部的厌氧区、缺氧区能为DPAO提供生长所需的厌氧、缺氧环境, 有利于DPAO富集.R4在长厌氧时间下运行, 能够先形成颗粒, 在同样的运行时间下, R4中颗粒的粒径较大, 内部厌氧区、缺氧区大于其他反应器中的颗粒, 故R4中DPAO富集情况更好.第63~77 d R4中出现颗粒解体现象, 使得原本在颗粒内部的厌氧区、缺氧区暴露出来, 适宜DPAO生存的区域变少, 因此第80 d R4中δ值下降.随后R4中颗粒重现生长, 粒径恢复, δ值上升, 至100 d时R1、R2、R3和R4中δ值为22.73%、24.92%、34.08%和25.86%.

运行期间, NH4+-N去除率和TN去除率总体呈上升趋势, 运行后期4个反应器中出水NH4+-N浓度均为0, TN去除效果良好, R1、R2、R3和R4出水TN浓度均符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准.

运行期间R1、R2、R3和R4除磷性能变化如图 7所示.接种初期R1、R2、R3和R4的除磷效果不佳, 出水TP浓度较高.随着运行时间延长, 出水TP浓度逐渐降低, 表明PAOs对环境逐渐适应.由于缩短沉降时间排出了富磷污泥, 因此21 d出水TP浓度下降.但由于污泥流失, 造成反应器内MLSS降低, 相应地功能菌数量也下降, 故第25 d出水TP浓度升高, 去除率下降.经24个周期培养, 从第31 d开始出水TP浓度下降, 去除率上升, 表明运行周期内多次实现A/O环境, 适宜PAOs增殖, 除磷性能变好.

随着运行, 观察到R1和R2分别从43 d和47 d除磷性能逐渐恶化, 第63 d R4中颗粒破碎、污泥流失, 除磷效果受到影响, 但随后R4除磷性能逐渐恢复, 而这一阶段中R3的出水TP浓度一直保持在0.5 mg·L-1以下, 可知间歇进水与间歇曝气的运行方式并不会影响PAOs活性, R1和R2除磷效果不佳与运行方式无关.由于PAOs除磷是通过排泥实现的, 除磷效果与SRT有密切关系, 因此第56 d缩短R1和R2的污泥龄, 在SRT=15 d的条件下运行15 d(56~70 d), 除磷效果没有好转, 期间R1和R2的平均出水TP浓度为1.12 mg·L-1和0.74 mg·L-1.

为进一步确定R1和R2出水TP浓度上升的原因, 在反应器运行68 d对R1和R2周期内对污染物浓度变化进行测定, 实验结果见图 8.由图 8(a)和8(b)分析, R1中每段厌氧时间仅有10 min, 3个厌氧段末NO3--N浓度分别为4.7、4.3和4.8 mg·L-1, COD浓度分别为58.6、46.1和38.6 mg·L-1, 在有充足碳源的条件下, 厌氧末NO3--N有剩余, 表明R1中厌氧时间不足, 反硝化不彻底.NOx--N浓度大于0.5 mg·L-1时, 释磷过程会受到抑制[20, 21], 故R1可能因反硝化不彻底, 从而抑制释磷, 造成除磷恶化.由图 8(c)和8(d)分析, R2中每个厌氧段为20 min, 稍长于R1, NO3--N在厌氧段能被彻底反硝化, 厌氧段末NO3--N浓度为0.但R2中NO3--N浓度小于0.5 mg·L-1后, 距厌氧段结束的剩余时间较短, PAOs没有时间贮存充足的PHA, 使得PAOs在后续好氧段没有足够能源, 无法过量吸收PO43--P, 这可能是R2除磷性能下降的原因.

由于R3在总厌氧时间为90 min的条件下运行AGS工艺, 运行期间除磷效果稳定且良好, 而R1和R2在总厌氧时间为30和60 min的条件下运行, 面临着厌氧段NO3--N反硝化不彻底会抑制PAOs释磷和PAOs无法贮存充足PHA的问题, 因此从第70 d开始, 将R1和R2的总厌氧时间调整为90 min, 即R1、R2和R3的总厌氧时间均为90 min, 总好氧时间为240 min, 在这样的条件下运行了36 d(70~105 d), R1和R2的除磷性能得到恢复, 去除率上升, R1、R2、R3和R4出水TP浓度均低于0.5 mg·L-1, 符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准, 表明长厌氧时间能减轻硝酸盐对PAOs释磷过程的抑制, 有利于提高除磷效果.

图 9为R1、R2、R3和R4稳定运行阶段(第91d)任意一个周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TP和COD的浓度变化.在厌氧段, 因缺乏溶解氧, 硝化作用受到限制, 在微生物异养同化作用下NH4+-N被部分消耗[51], 厌氧段中降低少量NH4+-N.好氧段开始曝气后, 反应器内溶解氧变高, NH4+-N开始被硝化, 如图 9(b)、9(d)、9(f)和9(h)所示, NH4+-N浓度快速下降, 好氧末NH4+-N浓度降至0, 表明硝化能力良好, 颗粒内富集大量硝化细菌.由于厌氧段初间歇进水, 能为反硝化菌提供碳源, 因此好氧段产生的NO3--N在后续厌氧段被彻底反硝化, 厌氧末NO3--N浓度为0, 所以TN得到了很好地去除.

由图 9(a)、9(c)、9(d)和9(g)可知, 厌氧段R1、R2、R3和R4中PAOs平均释磷速率为0.077、0.093、0.107和0.088 mg·(L·min)-1, 而厌氧段前5 min, R1、R2、R3、R4中PAOs平均释磷速率仅为0.014、0.022、0.030、0.010 mg·(L·min)-1, 对比可知厌氧段前5min PAOs释磷速率很低, 分析原因为厌氧前期反应器内留有大量NO3--N, 使得PAOs释磷过程会受到抑制[18].经过反硝化作用, NO3--N浓度降低后, 这种抑制得到缓解, PAOs能合成PHA贮存在体内, 在后续好氧段过量吸收PO43--P, 从而进行除磷过程.

(1) 间歇进水-间歇曝气的运行方式能成功启动AGS工艺, 启动后出水COD、TP和TN符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准, 能实现良好的脱氮除磷效果.

(2) 在总厌氧时间分别为30、60、90和120 min的条件下, R1、R2、R3和R4经过56、48、39和35 d后成功实现了污泥颗粒化, 长期运行时仅R4中出现颗粒解体.结果表明, 长厌氧时间能快速形成紧实、圆滑的颗粒, 但长期运行时颗粒稳定性下降, 颗粒易解体.

(3) AGS工艺启动后R1和R2的厌氧时间由30 min和60 min调整至90 min, TP去除率上升, 表明长厌氧时间能减轻硝酸盐对PAOs释磷过程的抑制, 有利于提高除磷效果.

(4) 在R4中颗粒未解体之前, R1、R2、R3和R4中DPAO在PAOs中占比值由11.17%增至14.62%、16.11%、20.39%和22.91%, 表明长厌氧时间下, 更适宜DPAO在AGS中富集.