1 引言(Introduction)

随着我国经济和城市化水平的不断提升, 城市污水排放量大幅增长, 城市污水处理规模也不断扩大.中华人民共和国生态部2019年发布的《2018年中国生态环境状况公报》指出, 2018年底全国城市污水处理能力已突破600×10⁸ t·a^-1, 实际污水处理量达到519×10⁸ t, 我国城市污水处理基础设施建设取得了可观的成绩.由于传统活性污泥生物处理技术, 如缺氧(厌氧)-好氧(Anoxic(Anaerobic)-Oxide, AO)、厌氧-缺氧-好氧(Anaerobic-Anoxic-Oxide, AAO)、序列间歇式活性污泥法(Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process, SBR)和氧化沟等具有操作简单、投资少等优点而被广泛应用于我国城市污水处理厂.但活性污泥法的制约或者缺陷在于有机物去除过程中, 由于生物合成代谢活动从而会产生大量的副产物—剩余污泥.中华人民共和国建设部2018年发布的《2017年城市建设统计年鉴》报道, 2017年我国城市污水处理厂剩余污泥产量达到1053×10⁴ t干污泥, 按照含水率80%转化则已突破5000×10⁴ t.剩余污泥的处理处置在污水处理厂运行费用中占比较大(Guo et al., 2013), 且国家关于剩余污泥排放的标准也日益严苛, 因此, 产量巨大的剩余污泥已成为水处理行业发展的制约因素, 这也对水处理工艺创新提出了新的要求, 剩余污泥减量化势在必行.

污泥减量技术按照技术应用的节点可以分为后程减量(异位减量)和原位减量(Wang et al., 2017).相较于后程减量, 原位污泥减量是从污水处理的源头上减少污泥的产生量, 具有投资较小、操作简单的优点, 同时能够有效减少污泥后续处理处置的费用.常用的原位污泥减量技术包括溶胞-隐型增长、生物捕食、解偶联代谢等.溶胞-隐性增长技术的关键在于溶胞技术的污泥破解效果, 目前研究较多的物理/化学手段有超声(Romero-Pareja et al., 2017)、微波(Wang et al., 2015)、高级氧化(Fall et al., 2018)及其相互间的联合技术, 但该技术存在能耗、药耗偏高的问题.生物捕食技术能够有效实现污泥减量, 但污染物向原生/后生动物的转移及原生/后生动物的后续处理处置都有待进行深入研究.相较而言, 解偶联代谢技术则具有更好的应用性.

目前, 解偶联技术的研究主要集中于解偶联剂的投加和好氧-沉淀-厌氧(Oxide-Settling-Anaerobic, OSA)工艺两个方向.解耦联剂通常为有机化学物质, 如2, 4, 6-三氯苯酚(2, 4, 6-Trichlorophenol, TCP)、3, 3′, 4′, 5-四氯水杨酰苯胺(3, 3′, 4′, 5-Tetrachlorosalicylaniline, TCS)等(Feng et al., 2013), 一般具有一定的生物毒性, 长期使用可能会导致污水处理系统的微生物产生耐药性, 从而导致污泥减量效果降低及污水处理效果不理想, 且存在一定的环境二次污染风险.研究表明, 2, 6-二氯苯酚(2, 6-Dichlorophenol, 2, 6-DCP)的长期使用会导致自养菌群(如硝化细菌)活性下降, 同时污泥减量效果变差(Tian et al., 2013).OSA工艺则是在传统活性污泥技术(Conventional Activated Sludge Process, CAS)污泥回流线路上加入特定的厌氧/缺氧池, 操作更为简单(Chen et al., 2003), 但OSA工艺本身也存在脱氮除磷效果较差和厌氧/缺氧池水力停留时间过长而导致占地面积大的问题.因此, 研究人员通过将OSA工艺与传统脱氮除磷工艺结合以提升其水处理效果, 如缺氧+好氧-沉淀-厌氧(Anoxic+Oxide-Settling-Anaerobic, A+OSA)工艺(Zhou et al., 2015)；也有学者通过对污泥停留池进行改进如采用微氧爆气技术(Jiang et al., 2018), 强化其污泥衰减效果, 缩短停留池内的水力停留时间.

但OSA改进工艺依然存在低C/N条件下脱氮效果不理想, 以及污泥回流线路中污泥停留池占地面积依然偏大等问题.同时, 对于低温条件下基于OSA原理改进工艺的研究尚未见报道.因此, 本研究在低温条件下运行AAO及分流式侧流+AAO工艺, 通过采用回流污泥分流方式并将侧流污泥停留池出水混合液直接通入好氧区的方式, 在保证侧流反应池内污泥厌氧留时间的同时, 强化好氧区贫营养条件下污泥的内源呼吸以实现污泥减量.通过侧流停留池的加入来有效缓解AAO主流处理系统厌氧区反硝化菌群与聚磷菌群的碳源竞争, 提升污水处理系统的水处理效果, 以期为后续污泥减量技术在低温条件下的应用和发展提供一定的依据和基础.

2 材料和方法(Materials and methods)

实验用接种污泥取自哈尔滨市文昌污水处理厂二沉池, 采用人工配水作为进水运行反应器.配水组成中COD、氨氮(NH₄⁺-N)、磷酸盐/总磷(PO₄^3--P/TP)浓度分别为325、50和5 mg·L^-1, 配水药剂分别为葡萄糖、氯化铵、磷酸二氢钾.进水含有90 mg·L^-1硫酸镁和15 mg·L^-1氯化钙.微量元素添加量为0.5 mL·L^-1, 其组成如表 1所示(Liu et al., 2013).

研究过程中采用的实验装如图 1所示.反应器AAO主反应区有效体积为40 L, 二沉池有效体积为20 L, 侧流-AAO系统侧流厌氧停留池有效体积为12 L.研究过程中设定4组反应器, 以AAO工艺为对照组, 进水流速为5 L·h^-1, 硝化混合液(内循环)回流比为200%, 污泥回流比为100%.实验组采用不同的污泥回流分流比, 侧流厌氧停留池水力停留时间分别为24、8和4.8 h, 对应回流污泥分流比分别为10%、30%和50%.AAO系统污泥停留时间为12~15 d, 反应区污泥浓度为3500~4000 mg·L^-1.侧流-AAO系统通过不同体积剩余污泥排放保持AAO主反应区浓度与对照组一致, 侧流厌氧停留池污泥浓度为6000~80000 mg·L^-1.各系统运行时间均为108 d, 系统运行过程中室温为12~15 ℃.

研究过程中污泥减量相关指标MLSS和COD每天进行取样测定.氨氮、磷酸盐和总磷等污水处理指标每3 d进行测定.侧流系统水解、营养物质释放等数据样品取自第102 d.MLSS、COD、氨氮、磷酸盐和总磷均采用国标方法进行测定, 总氮(TN)采用Multi N/C 2100总氮分析仪进行测定, 硝酸盐氮(NO³-N)和亚硝酸盐氮(NO₂^--N)则采用IC-2000(戴安)离子色谱系统进行测定.采用热离心方式进行胞外聚合物的提取, 胞外聚合物有机成分则采用三维荧光发射-吸收(3D-EEM)光谱仪(PF-6500, JASCO, Japan)进行分析.

侧流-AAO系统的污泥减量率(R)按照公式(1)(Semblante et al., 2016)进行计算, 污泥表观产率(Y_obs, Chon et al., 2011)计算过程中由于二沉池出水MLSS含量极低, 本研究未将该部分污泥排放计入.

(1)

(2)

式中, Y_AAO为AAO系统污泥产量(g)；Y_侧流-AAO为侧流-AAO系统污泥产量(g)；R为污泥减量效率；Y_obs为污泥表观产率(g·g^-1·d^-1, 以每g COD每天产生的MLSS计)；MLSS_WAS为剩余污泥浓度(g·L^-1)；V_WAS为剩余污泥排放体积(L)；ΔMLSS_AAO为主反应区AAO内污泥浓度变化(g·L^-1)；V_AAO为主反应区AAO体积(L)；ΔMLSS_侧流为侧流厌氧池内污泥浓度变化(g·L^-1)；V_侧流为侧流厌氧池体积(L)；Q_进水取值为5 L·h^-1；[COD]_进水和[COD]_出水分别为进水和出水COD(g·L^-1)；Δt取值为24 h.

文中数据采用Ecxel 2016进行统计分析, 并以平均值的形式呈现, 实验结果绘图采用Origin 9.0和SigmaPlot 12.0完成.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 分流式侧流-AAO系统污泥减量效果

如图 2所示, 将分流侧流式厌氧停留池与AAO工艺进行耦合, 能够实现一定的污泥减量效果.反应器启动运行108 d天后, AAO系统累计污泥排放量为1362.9 g, 侧流分流比例为10%、30%和50%的耦合系统对应的侧流-AAO系统(DS-AAO)污泥累计排放量分别为1185.2、1111.7和1152.3 g, 对应污泥减量效率分别为13.04%、18.43%和15.45%.分流比例为30%时污泥减量效果最佳, 此时污泥的表观产率为0.30 g·g^-1·d^-1(以每g COD每天产生的MLSS计, 下同), 相较于AAO系统(0.37 g·L^-1·d^-1)减小了19.70%.侧流分流比为10%时, 虽然侧流厌氧停留池内的污泥停留时间更长, 水解更为剧烈, 但该运行条件下侧流厌氧停留池与AAO工艺主反应区内的污泥交换速率较低, 导致整体污泥减量效果较弱.侧流分流比为50%时, 侧流厌氧池与AAO工艺主反应区内的污泥交换速率增加, 但该条件下侧流厌氧池内污泥水解衰减效果相对较弱, 因此, 污泥整体减量效果要弱于分流比为30%的侧流分流系统.有研究指出, 一定范围内增加污泥减量系统厌氧/缺氧停留池与主反应区的污泥交换速率, 能够有效提升污泥减量效果, 但这一参数继续增加并不能使得污泥减量效果得到提升(Semblante et al., 2016).因此, 本研究认为侧流分流比例30%时, 能够达到合适的污泥交换速率, 同时厌氧停留池内能够保持一定的污泥水解衰减效果, 两个因素的联合作用是该条件下实现污泥减量效果的主要原因.

3.2 分流式侧流-AAO系统污水处理效果 3.2.1 COD去除效果

各系统COD去除效果如图 3a所示, 分流式侧流厌氧停留池的加入在一定程度上使COD的去除效果得到提升.AAO系统出水COD为41.65 mg·L^-1, COD去除效率为87.17%.侧流分流比例为10%、30%和50%的联合系统出水COD分别为38.31、37.12和39.90 mg·L^-1, 对应的COD去除效率分别为88.21%、88.56%和87.72%.即使在低侧流分流比(10%)侧流厌氧区污泥水解剧烈的条件下, 平均出水COD依然略低于AAO系统.本研究认为, 污泥经侧流厌氧池水解衰减后吸附能力增强, 同时, 侧流厌氧池内长期处于饥饿状态后经环境条件的转变可能实现一定的污泥活性的强化(Yang et al., 2016), 使得联合系统对COD的去除效果得以增强.

3.2.2 脱氮除磷效果

如图 3b所示, 侧流分流比为10%、30%和50%的分流式侧流-AAO系统的氨氮去除能力相较于AAO工艺有一定程度的提升, 各分流比对应的氨氮去除效率分别为81.83%、83.12%和83.44%, 均略高于AAO系统的80.84%.氨氮去除效率随侧流分流比例的增加而得到强化, 主要是因为分流污泥经侧流厌氧池水解引发衰减后直接进入好氧区, 硝化细菌活性可能出现一定程度的提高.同时, 侧流厌氧池的加入使得系统整体污泥停留时间得以延长, 更有利于慢性增长细菌-化能自养型微生物硝化菌群的增长和富集, 因此, 实现了氨氮去除效果的提升.但受限于环境温度, 整体氨氮去除效果并不是特别良好, 后续研究将着重解决这一问题.

不同侧流分流比条件下, 分流式侧流-AAO系统相较于AAO系统的TN去除效果差别较大(图 3c).10%和50%分流比条件下, 分流式侧流-AAO系统的TN去除效率分别为60.7%和61.0%, 相较于AAO工艺的64.4%略有下降.可能是由于10%分流比条件下, 侧流厌氧池水水力停留时间较长, 使得污泥发生较为显著的水解, 并大量释放有机物和营养物质进入主反应区, 从而导致TN去除效果下降.而在高侧流分流比例(50%)条件下, 分流式侧流-AAO系统侧流厌氧池水力停留时间仅为4.8 h, 污泥水解产生的碳源可能不足以满足污泥携带硝态氮的彻底反硝化去除, 由此导致去除效果下降.而当侧流分流比为30%时, 分流式侧流-AAO系统的TN去除效率相较于AAO系统则显著提升至71.6%.主要是由于该条件下能够通过污泥的水解衰减为硝态氮的彻底反硝化提供足够碳源, 同时避免过度水解造成的主反应区氮去除负荷增加.

从图 3d可以看出, 各系统运行前期TP去除效果并不理想, 但分流式侧流厌氧停留池的引入可使分流式侧流-AAO系统的磷去除效果更快地达到稳定, 且整体的磷去除效果要优于AAO系统.AAO系统在运行后期(93 d后)基本实现出水磷含量接近0.5 mg·L^-1, 侧流分流比例为10%、30%和50%的分流式侧流-AAO系统则分别在第78、51和72 d后实现.整个运行过程中AAO系统和分流比为10%、30%和50%的分流式侧流-AAO系统的平均出水总磷含量分别为2.44、1.64、1.02和1.63 mg·L^-1.采用回流污泥分流后, 实际进入AAO主反应区内的污泥浓度下降, 各系统进水COD基本一致, 因此, 该部分污泥能够得到更多的碳源.推断该过程能够有效缓解AAO主反应区厌氧池内反硝化菌群和聚磷菌群关于碳源的竞争, 促进聚磷菌的富集, 因此, 能够实现更好的去除效果.

3.3 侧流厌氧停留池污泥水解及反硝化效果分析 3.3.1 水解效果

不同侧流分流比条件下, 表征侧流厌氧池内污泥水解衰减引起的污泥胞外聚合物变化的3D-EEM图谱如图 4所示.其中, SB-1×、LB-5×和TB-40×分别表示溶解层胞外聚合物即SB层、疏松层胞外聚合物即LB层、紧密层胞外聚合物即TB层用于检测的稀释倍数为1、5、40倍.可以将EEM荧光光谱图划分为5个区域(Wang et al., 2010)：酪氨酸/色氨酸类芳香族蛋白质(λ_Ex/λ_Em=250~300 nm/280~350 nm)、多糖类/多聚糖(λ_Ex/λ_Em=300~350 nm/350~400 nm)、酪氨酸/色氨酸类芳香族氨基酸(λ_Ex/λ_Em=220~250 nm/280~350 nm)、类腐殖酸(λ_Ex/λ_Em=250~350 nm/400~450 nm)、类富里酸(λ_Ex/λ_Em=220~250 nm/400~500 nm), 本研究中检测出的物质主要为前4种.由图 4可以看出, 溶解性和疏松层EPS组分SB和LB随着侧流分流比例的增加荧光强度减弱, 有机物析出释放减少, 主要是由于分流比例增加使得侧流厌氧池污泥停留时间缩短, 同时进入侧流厌氧池内的硝态氮含量增加从而对释放的有机物有一定的消耗；而各条件下紧致层EPS的变化趋势并不明显.

侧流厌氧池内NH₄⁺-N和PO₄^3--P的释放情况如图 5所示.不同于侧流分流比为30%和50%的分流式侧流-AAO系统, 侧流分流比为10%的分流式侧流-AAO系统, 其侧流厌氧池内氨氮浓度出现明显上升, 其他两个系统则存在小幅下降的现象.主要是由于侧流分流比为10%时, 系统侧流厌氧池水力停留时间为24 h, 远大于其他两个系统, 污泥的水解程度要更为显著, 而在其余两个系统内, 侧流分流污泥本身携带的溶解氧能够使得氨氮被进一步去除.各侧流厌氧系统均存在磷酸盐释放的现象, 且随着侧流分流比例的增加而减弱, 在厌氧/缺氧条件下, 污泥处于饥饿状态发生水解或使用细胞内部的聚磷酸盐作为能量来源维持细胞活性, 因此, 产生磷酸盐释放的现象.

3.3.2 反硝化效果

研究中发现在侧流厌氧反应区池内存在一定的反硝化现象, 侧流分流污泥携带的硝酸盐基本能够在该池内实现有效去除, 总氮存在一定的下降, 具体情况如图 6所示.不同侧流分流比条件下, 各分流式侧流-AAO系统的侧流厌氧池内基本都能够实现硝态的还原去除.但相较于50%侧流分流比系统, 30%侧流分流比系统内的反硝化更为彻底.这也就解释了30%分流比条件下, 分流式侧流-AAO系统TN去除效率增长的原因.而在10%分流比条件下, 分流式侧流-AAO系统侧流厌氧区虽然能够实现硝态氮的完全去除, 但由于污泥厌氧水解引起的含氮有机物及氨氮的大量释放, 导致TN含量下降幅度最小, 这也可能是造成该条件下运行分流式侧流-AAO系统总氮去除效果变差的原因.因此, 适当分流比例条件下侧流厌氧反应器可以作为提升低C/N污水脱氮效率的潜在方式.

4 结论(Conclusions)

在AAO系统污泥回流线路中引入分流式侧流厌氧反应器, 并将侧流厌氧反应器混合液直接介入AAO系统主反应区好氧池, 能够在实现污泥减量的同时强化污水处理效果.分流式侧流-AAO系统的最优侧流分流比为30%.侧流厌氧池内污泥水解衰减效果随着侧流分流比例的增加而减弱.污泥减量效果是侧流厌氧区污泥水解衰减和侧流厌氧池与AAO主反应区好氧段间厌氧/好氧交换速率的综合作用结果.分流式侧流厌氧池的引入能够有效缓解AAO主反应区厌氧段反硝化菌群与聚磷菌群间的碳源竞争, 因此, 能够实现更好的除磷效果.侧流厌氧反应区内具有一定的反硝化效果, 在适当分流比例条件下侧流厌氧反应器可以作为提升脱氮效率的潜在方式.