强化生物除磷(EBPR)工艺的广泛应用对于削减磷的排放,控制水体富营养化具有十分重要的作用^[1]。EBPR依赖聚磷菌(PAO)的超量吸收,首先在厌氧条件下吸收废水中的小分子有机酸并转化为聚羟基烷酸(polyhydroxyalkanoate,PHA)贮存起来,同时将细胞内的多聚磷酸盐(polyphosphate,poly-P)水解并以磷酸根的形式释放出来,在后续好氧阶段则吸收废水中的磷酸根,其吸收量超过了PAO生长的需要,而超量吸收的磷又以poly-P形式在细胞内贮存起来,通过排除剩余生物污泥即可实现废水中磷的去除^[2]。稳定运行的EBPR工艺,其出水磷浓度可稳定在0.5 mg · L^-1以下,且工程运行过程中无需添加任何化学药剂,运行成本远低于化学除磷方法。

然而EBPR工艺用于城市污水处理时,常常存在碳源不足的问题,特别是能被PAO吸收利用的小分子有机酸含量不足,严重影响其除磷性能,这时外加碳源就成为维持EBPR稳定运行的有效措施。工业级化学药剂成本高,经济上不可行,国内外学者开始转向利用其他工业废水或废物水解液中的有机物质,例如利用废弃的甲醇、乙醇、甘油、葡萄糖、剩余污泥水解液等作为EBPR外加碳源已有报道^{[3, 4, 5, 6, 7]},但其效果大多不如通用碳源乙酸和丙酸。近年来不少文献报道易腐垃圾的厌氧水解可产生高浓度的有机酸^{[8, 9, 10]},可望用作PAO的潜在碳源,由于易腐垃圾水解液中乳酸的含量可达78%~89%,而乳酸能否用作PAO碳源尚未见文献报道。因此本文研究目的就是探索以乳酸为碳源驯化EBPR污泥的可行性,为工程应用提供理论与技术依据。

1 材料与方法 1.1 试验装置及其运行条件

试验装置采用有机玻璃制成的序批式生物反应器(SBR),反应器高30 cm,内径15 cm,有效容积为3.4 L。运行周期为8 h:包括进水0.25 h,厌氧搅拌2 h,好氧曝气4 h,静置沉淀0.5 h,沉淀排水0.25 h和闲置1 h。进水水质(g · L^-1):CH₃COOH或CH₃CHOHCOOH 0.281 5(折合化学需氧量即COD质量浓度300 mg · L^-1)、NaCl 0.1、NH₄Cl 0.061、MgSO₄ · 7H₂O 0.04、K₂HPO₄ · 3H₂O 0.09、CaCl₂ · 2H₂O 0.008,微量元素溶液0.5 mL。微量元素溶液的配方(g · L^-1):FeCl₃ · 6H₂O 1.5、H₃BO₃ 0.15、CuSO₄ · 5H₂O 0.03、KI 0.18、MnCl₂ · 4H₂O 0.12、Na₂MoO₄ · 2H₂O 0.06、ZnSO₄ · 7H₂O 0.12、CoCl₂ · 6H₂O 0.15、EDTA 10。

取2套SBR进行试验,其中1套作为对照(SBR-1),进以乙酸为唯一碳源的合成废水,另1套作为处理(SBR-2),进以乳酸为唯一碳源的合成废水。2套装置除进水中的碳源物质不同外,运行周期及运行条件相同。装置启动所需的种子污泥取自南京市江心洲污水处理厂曝气池,初始污泥质量浓度为5 g · L^-1。接种污泥后,加入人工废水,开始按周期运行。周期的厌氧阶段依靠磁力搅拌器使污泥保持均匀悬浮状态,好氧阶段则采用微型曝气头供氧,曝气量为0.88 L · L^-1 · min^-1。每个周期结束时排出1.7 L处理水,然后进入1.7 L合成废水开始另1个周期的运行。2套装置的运行温度均为22 ℃,进水pH值均为7.5,配制进水时用1 mol · L^-1 NaOH将进水pH值调节至7.5,对运行周期中混合液的pH值不加控制。运行过程中每天定时排泥,使SBR中污泥停留时间(SRT)控制在20 d左右,同时每天取样测定厌氧末期混合液中的磷酸根以及好氧末期出水中磷酸根、氨氮、亚硝氮和硝氮的浓度。

1.2 SBR运行周期特征研究

稳态运行后于1个运行周期连续取样,即每隔0.5 h从反应器内取出污泥混合液30 mL,10 000 r · min^-1离心沉淀污泥,上清液用于化学需氧量(COD)、磷酸根、氨氮、亚硝氮和硝氮的测定。

1.3 进水磷酸根质量浓度对SBR除磷性能的影响

稳态运行后,保持进水COD质量浓度不变,逐步提高进水中磷酸根的质量浓度,每次提升幅度为3 mg · L^-1,直至系统除磷效率明显下降。具体来说,SBR-1进水中磷酸根的质量浓度由12 mg · L^-1逐步提升至27 mg · L^-1,SBR-2进水中磷酸根的质量浓度由12 mg · L^-1逐步提升至21 mg · L^-1,每个浓度运行6个周期,取样测定各周期结束时出水中磷酸根的质量浓度,观察进水磷酸根质量浓度对SBR除磷性能的影响。

1.4 分析与检测方法

混合液或出水中的磷酸根质量浓度采用钼锑抗分光光度法测定^[11],COD采用重铬酸钾氧化法测定^[11],氨氮采用纳氏试剂法测定^[11],亚硝氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定^[11],硝氮采用紫外分光光度法测定^[11]。污泥中的聚羟基烷酸(PHA)用氯仿-甲醇法提取后采用紫外比色法测定^[12]。

稳态运行时EBPR污泥中聚磷菌胞内PHA用苏丹黑染色法检测^[12],poly-P用甲苯胺蓝染色法检测^[12],经染色的样品置于显微镜油镜下观察,并用数码相机拍照。

2 结果与分析 2.1 SBR运行结果

图 1为EBPR污泥驯化过程中2个反应器的除磷效率以及厌氧、好氧末期混合液中磷酸根质量浓度的动态变化。结果显示:2个SBR进水碳源不同,其驯化效果有明显差异。以乙酸为进水碳源的SBR-1中初始除磷效率仅为46.29%,随后除磷效率迅速上升,至第8天上升至97.47%,反应器出水中磷酸根质量浓度则从初始的6.44 mg · L^-1逐渐下降至0.3 mg · L^-1以下,说明经过短短8 d的运行系统已实现了EBPR功能;以乳酸为进水碳源的SBR-2在开始运行的前2 d有50%左右的除磷效率,但第3天反而下降至17.42%,随后6 d内缓慢上升至41.55%,之后除磷效率又略有下降并在35%左右波动,出水磷酸根质量浓度在7 mg · L^-1以上,系统除磷功能较弱。虽然如此,反应器运行25 d后除磷效率开始快速上升,从26 d至31 d除磷效率由44.81%上升至96.38%,反应器出水中磷酸根质量浓度则由6.62 mg · L^-1迅速下降至0.43 mg · L^-1,说明以乳酸为碳源的PAO得到了成功富集,进入快速繁殖阶段。在随后4 d内除磷效率略有下降(89.86%~94.59%),但36 d后除磷效率一直稳定在97.68%以上,反应器出水中磷酸根质量浓度则稳定在0.3 mg · L^-1以下,说明SBR-2已成功获得稳定的EBPR功能。

	图 1 EBPR污泥驯化过程中除磷效率的动态变化Fig. 1 Variations in phosphorus removal rate during the acclimation period of EBPR sludge SBR-1以乙酸为进水碳源;SBR-2以乳酸为进水碳源。 SBR-1 was fed with acetic acid as the influent carbon source;SBR-2 was fed with lactic acid as the influent carbon source. The same as follows.
图选项

从图 1还可以看出:2个反应器在厌氧末期混合液中的磷酸根质量浓度始终高于好氧末期出水中磷酸根质量浓度,且显著高于进水中的磷酸根质量浓度(12 mg · L^-1),说明活性污泥在厌氧阶段均存在磷的释放现象。而进水碳源不同时,活性污泥在厌氧期释放产生的磷酸根含量及其变化趋势有明显差异。具体来说,SBR-1经厌氧释磷后混合液中磷酸根初始浓度为27.23 mg · L^-1,随着运行时间的延长厌氧末期混合液中磷酸根的质量浓度持续上升,运行至11 d达到最大值,之后一直稳定在70 mg · L^-1左右(68.39~72.32 mg · L^-1);在SBR-2中也存在类似的释磷现象,且厌氧释磷后混合液中磷酸根的初始浓度与SBR-1相似,但其后10 d内厌氧末期混合液中磷酸根质量浓度的增幅较对照小得多,运行至11 d仅由起始的25.95 mg · L^-1小幅上升至32.92 mg · L^-1,12~25 d厌氧末期磷酸根质量浓度变化不大,大致在32 mg · L^-1附近波动,从25 d至29 d厌氧释磷产生的磷酸根质量浓度呈上升趋势,由31.35 mg · L^-1快速上升至45.44 mg · L^-1,随后稳定在45.81 mg · L^-1左右(44.07~47.01 mg · L^-1)直至试验结束。这说明以乙酸或乳酸为进水碳源驯化时,均可引起污泥中磷的厌氧释放,SBR-2中活性污泥释放的最高磷酸根含量要比SBR-1低得多,且达到最大释放量所需的驯化时间更长,其原因显然与进水碳源及混合液水质条件的差异有关。

为了解驯化过程中PAO的变化,本研究取运行1 d的种子污泥与稳态运行时EBPR污泥,通过特异性染色观察活性污泥中PAO富集的情况。从图 2可以看出,无论是针对PHA颗粒的苏丹黑染色,还是针对 poly-P颗粒的甲苯胺蓝染色,污泥中PAO数量的变化基本一致,即初始污泥中PAO数量很少(图 2-a、b),而驯化成熟的EBPR污泥中PAO数量显著增多(图 2-c~f),进一步说明聚磷菌被成功富集,同时也可以解释图 1中除磷效率持续上升的结果。在苏丹黑染色图片中,PAO胞内的PHA颗粒清晰可见,且不同碳源得到的EBPR污泥之间无显著差异(图 2-c、e);从甲苯胺蓝染色结果看,不同进水碳源驯化得到的EBPR污泥在PAO数量上也无明显差异,但PAO胞内poly-P颗粒大小有明显差异,与以乙酸为碳源驯化得到的PAO相比,以乳酸为碳源驯化得到的PAO胞内的poly-P颗粒稍小一些(图 2-d、f),推测原因可能是采用不同碳源驯化得到的PAO聚磷活性或聚磷能力不同所致。化学分析结果显示:以乙酸、乳酸驯化所得EBPR污泥中总磷含量分别为61.19和45.32 g · kg^-1,证明了上述推测。

	图 2 运行初期种子污泥与稳态运行时EBPR污泥染色结果Fig. 2 Images of activated sludge samples at initial and steady state operation a、c、e为苏丹黑染色,示PAO胞内PHA颗粒;b、d、f为甲苯胺蓝染色,示PAO胞内poly-P颗粒;a、b为种子污泥;c、d是以乙酸为碳源驯化的EBPR污泥;e、f是以乳酸为碳源驯化的EBPR污泥。 a,c,e:Sudan black staining,showing PHA granules in PAOs;b,d,f:Toluidine blue staining,showing poly-P granules in PAOs;a,b:Seed sludge;c,d:EBPR sludge from SBR-1;e,f:EBPR sludge from SBR-2.
图选项

进水碳源的种类对反应器中NH₄⁺-N的转化有明显影响。从图 3可知:在以乙酸为进水碳源的SBR-1中,运行初期5 d内出水NH₄⁺-N质量浓度稳定在7.25 mg · L^-1左右,之后迅速下降,运行10 d后出水NH₄⁺-N质量浓度已低于检测限。NO₃^--N质量浓度的变化趋势与NH₄⁺-N大致相反,在运行初期5 d内出水中NO₃^--N质量浓度仅1.32 mg · L^-1左右,之后明显上升,说明硝化作用明显增强,运行至10 d升至3.21 mg · L^-1,随后5 d又有小幅上升,但14 d后基本稳定在3.93 mg · L^-1左右(3.60~4.40 mg · L^-1)直至试验结束。从总氮(TN)去除率来看,运行前5 d仅45%左右,与常规活性污泥工艺相似,5 d后持续上升,第10 d总氮去除率升至79.91%,随后5 d又有小幅上升,但14 d后大致稳定在75.39%左右(73.46%~77.51%)直至试验结束。

	图 3 EBPR污泥驯化期间总氮去除率及出水中NH4+-N、NO3--N质量浓度的动态变化Fig. 3 Variations in total nitrogen(TN)removal rate and effluent NH4+-N,NO3--N concentrations during the acclimation period of EBPR sludge
图选项

在以乳酸为进水碳源的SBR-2中,出水中NH₄⁺-N、NO₃^--N质量浓度的动态曲线与SBR-1有明显差异。首先SBR-2的出水中NH₄⁺-N质量浓度在前10 d内大致稳定在5.20 mg · L^-1左右,10 d后呈缓慢上升趋势,至21 d上升至最高值11.24 mg · L^-1,但22 d后转为下降趋势,继续运行至30 d下降至0.5 mg · L^-1以下直至试验结束。而出水中NO₃^--N质量浓度在前12 d内大致稳定在1.75 mg · L^-1左右,随后2 d内略有下降,之后稳定在0.83 mg · L^-1左右,但24 d后转为上升趋势,说明硝化作用开始增强,运行至30 d后大致稳定在4.05 mg · L^-1左右(3.63~4.45 mg · L^-1)直至试验结束。从总氮去除率来看,运行前10 d仅为55.90%左右,11 d后在46%左右波动,24 d后总氮去除率持续上升至31 d,升至最高值75.54%,随后一直稳定在73.34%左右(71.22%~75.59%)直至试验结束。

从图 3可以看出:运行初期2个反应器出水中的NO₃^--N质量浓度都很低,说明系统的硝化作用并不强,但运行一段时间后NO₃^--N质量浓度明显上升,而且从浓度开始上升至稳定的时间同NH₄⁺-N质量浓度下降的时间一致,说明NH₄⁺-N质量浓度下降及NO₃^--N质量浓度上升是硝化作用强度增强的结果。与此同时,SBR-1和SBR-2的总氮去除率分别提高至75.39%和73.34%,实现了明显的脱氮功能。不过无论是以乳酸为进水碳源的SBR-2,还是以乙酸为进水碳源的SBR-1,其总氮去除率均低于氨氮去除率(98%~100%),原因是运行后期系统中存在稳定的硝化作用,导致出水中有少量硝酸盐存在,降低了系统的总氮去除率。

2.3 SBR稳态运行的周期特征

从图 4可知:SBR-1和SBR-2中EBPR污泥均呈现出PAO所特有的生理代谢特征,即在厌氧条件下表现为有机酸的吸收,同时伴随着PHA的合成和磷的释放,在好氧条件下表现为PHA的消耗与磷的吸收,区别在于厌氧期磷酸根的释放量和释放速率有明显差异。在厌氧阶段PAO对反应器中有机酸的吸收规律基本相似,无论是乙酸还是乳酸经厌氧培养60 min时已接近最大吸收,60 min以后SBR-1中的乙酸质量浓度和SBR-2中的乳酸质量浓度均已下降至30 mg · L^-1以下(以COD质量浓度计),而进入好氧阶段COD质量浓度不再有明显变化,说明有机酸的吸收发生在厌氧阶段。PHA的合成同样发生在厌氧阶段,无论是SBR-1还是SBR-2,其含量均在60 min时达到最大值,之后稳定至厌氧期结束,进入好氧阶段PHA的含量快速下降,其原因是在PAO胞内的PHA作为微生物生长所需的碳源而被消耗所致。

	图 4 稳态运行时SBR运行参数的周期变化Fig. 4 Cyclic profiles of selected parameters for SBR in the steady-state of operation
图选项

进水碳源对EBPR污泥中磷的释放量有显著影响,以乳酸为碳源的SBR-2中磷的最终释放量为41.01 mg · L^-1,明显低于以乙酸为碳源的SBR-1中磷的释放量(67.27 mg · L^-1);而厌氧期磷的释放行为则较为相似,均表现出一次释放和二次释放2种行为,其中一次释放十分迅速且主要发生在进水阶段和厌氧期的前30 min内,与有机酸的吸收基本同步,其释放速率分别为0.020 3和0.012 0 mmol · g^-1 · min^-1;二次释放发生在有机酸被吸收完全之后的厌氧期内,二次释放的量较少,且释放速率也远低于一次释放速率。例如:SBR-1和SBR-2中二次释放量分别为0.78和1.37 mg · L^-1,分别占释放总量的1.15%和3.34%,二次释放速率分别为0.000 385和0.000 479 mmol · g^-1 · min^-1,比一次释放速率低得多(表 1),Wentzel等^[13]和Smolders等^[14]也报道过类似的现象。在好氧阶段SBR-1和SBR-2中EBPR污泥对磷的吸收均表现出先快后慢的现象,虽然SBR-2中EBPR污泥对磷的吸收速率明显低于SBR-1中的EBPR污泥,但是由于其厌氧释放的磷酸根含量低于SBR-1,结果仍可在相同的时间内完成磷的吸收。2个反应器中磷被完全吸收的时间相同均为300 min,300~360 min磷酸根质量浓度维持在0.3 mg · L^-1以下。

从图 4还可以看出:在整个厌氧阶段SBR-1和SBR-2中NH₄⁺-N质量浓度稳定在8 mg · L^-1左右,而进入好氧阶段后其浓度迅速下降直至为0,但下降为0的时间略有不同,SBR-1和SBR-2中NH₄⁺-N质量浓度下降为0的时间分别为270和210 min;在厌氧阶段SBR-1和SBR-2中NO₃^--N质量浓度稳定在1 mg · L^-1左右,进入好氧阶段后NO₃^--N质量浓度逐渐上升,分别于270和210 min达到最大值,随后保持稳定直至周期结束。SBR-1和SBR-2中稳定后的NO₃^--N质量浓度差别不大,分别为(4.07±0.084)和(4.35±0.087)mg · L^-1。好氧阶段NO₃^--N质量浓度上升至最大值的时间与NH₄⁺-N质量浓度下降为0的时间正好一致,说明硝酸根质量浓度的上升来自氨氮的硝化作用,而本研究中2个反应器中硝化作用的产物均为硝酸盐,整个好氧曝气阶段未检测到亚硝酸盐的积累。

2.4 进水磷酸根质量浓度对SBR除磷效率的影响

从图 5可知:SBR-1进水磷酸根质量浓度小于等于21 mg · L^-1时系统除磷效率维持在99.45%以上,出水磷酸根质量浓度在0.2 mg · L^-1以下,达到了国家排放标准中的一级A标准(GB 18918—2002);而当进水磷酸根质量浓度超过21 mg · L^-1时系统除磷效率逐渐下降,出水磷酸根质量浓度也相应上升。例如进水磷酸根质量浓度分别提高到24和27 mg · L^-1时,除磷效率分别下降至96.58%和87.34%,出水磷酸根质量浓度则分别上升至0.82和3.42 mg · L^-1,超出了国家一级A标准。SBR-2进水磷酸根质量浓度小于等于12 mg · L^-1时系统除磷效率维持在97%以上,出水磷酸根质量浓度可稳定达标(低于0.3 mg · L^-1);随着进水磷酸根质量浓度进一步提高,系统除磷效率逐步下降,出水磷酸根质量浓度也相应上升。例如:进水磷酸根质量浓度提高到15、18和21 mg · L^-1时,除磷效率分别下降至89.99%、73.29%和64.03%,出水磷酸根质量浓度则分别上升至1.50、4.81和7.55 mg · L^-1,均超出了国家一级排放标准。

	图 5 进水磷酸根质量浓度对SBR除磷效率的影响Fig. 5 Effects of influent P concentration on phosphorus removal rate of SBR
图选项

本文采用好氧/厌氧型SBR装置,以乙酸为对照探索研究了以乳酸为碳源建立EBPR工艺的可行性。试验所用种子污泥取自南京市江心洲污水处理厂生化池,该装置采用厌氧-好氧(A/O)型生物除磷工艺,出水磷浓度符合国家排放标准,说明该污泥具有很好的除磷活性,出人意料的是2个反应器初始的除磷效率并不高,其原因可能是实验室装置与工程装置水质条件和运行条件差异较大所致。尽管如此,以乳酸和乙酸为碳源的SBR最终均获得了EBPR功能并实现了稳态运行,不过2个SBR进水碳源不同,其驯化效果有明显差异,以乳酸为进水碳源时获得EBPR功能的时间要比乙酸的多了24 d,分析原因可能同反应器活性污泥中PAO的种类及数量有关。种子污泥本身就是除磷污泥,必然含有丰富的PAO,这可以解释SBR-1在较短时间内就实现EBPR功能的现象,却不能解释SBR-2中驯化时间长达31 d的结果,我们推测以乳酸为碳源驯化出来的聚磷菌可能是一种新的PAO,而种子污泥中缺乏利用乳酸的PAO,因而需要较长的驯化时间才能实现EBPR功能。

达到稳态运行后,SBR-1和SBR-2中的生物污泥均表现出典型的PAO代谢特征,即厌氧条件下吸收有机酸并伴随磷的释放,好氧条件下表现为磷的超量吸收。但是,在污泥浓度和泥龄相同的情况下,2个反应器中EBPR污泥的特征参数存在明显差异,以乳酸驯化而成的EBPR污泥无论是厌氧阶段对有机酸的吸收速率和磷的一次释放速率,还是好氧阶段对磷的吸收速率均低于乙酸驯化而成的EBPR污泥;2种污泥的除磷能力也不一样,乙酸驯化的EBPR污泥在进水磷酸根质量浓度小于等于21 mg · L^-1时稳定达标,而乳酸驯化的EBPR污泥只能在进水磷酸根质量浓度小于等于12 mg · L^-1时稳定达标,说明乳酸驯化的PAO除磷能力略低于乙酸驯化而成的PAO。上述结果再次证明以乳酸为碳源驯化而成的PAO不同于以乙酸为碳源驯化而成的PAO。

虽然以乳酸为碳源驯化PAO所需的时间较长,但并不影响乳酸作为EBPR工艺外加碳源的可行性,因为一旦富集成功所得PAO就可以在系统中长期存在。城市污水中总磷的平均质量浓度一般不超过10 mg · L^{-1[15, 16],从本研究结果来看,以乳酸为碳源驯化而成的EBPR污泥在进水磷酸根质量浓度小于等于12 mg · L-1时,系统可以达到稳定高效的除磷效果,且出水磷酸根质量浓度稳定在0.3 mg · L-1以下,因此,采用乳酸为EBPR工艺的外加碳源是完全可行的。}

应当指出,SBR-1和SBR-2在除磷效率上升前总氮的去除率仅为45.08%和42.68%,在EBPR污泥驯化成功后,总氮的去除效率显著上升并最终稳定在75.39%和73.34%,可见无论是以乙酸为进水碳源的SBR-1,还是乳酸为进水碳源的SBR-2均实现了同步脱氮除磷功能。一般来说,活性污泥工艺中与氨氮去除有关的生物过程包括微生物吸收作用、硝化作用和反硝化作用,在除磷脱氮效率显著上升前硝化作用很弱,反硝化作用也不明显,可以认为脱氮除磷效率上升前总氮的去除主要是由微生物吸收引起的;除磷脱氮效率上升后硝化作用明显增强,但硝化作用本身不能提高总氮的去除率,而微生物生长所吸收的氮一般不会有显著变化,据此可以推断此后增加的总氮去除率是由反硝化作用引起的,由上述数据计算可知反硝化作用对总氮去除的贡献率在30%左右。值得注意的是,本研究发现的反硝化作用并非传统的厌氧型反硝化作用,而是好氧反硝化作用,因为厌氧期内未观察到明显的反硝化作用。目前在好氧反硝化作用方面已有不少文献报道^{[17, 18]},至于本研究中的好氧反硝化现象到底由何种微生物参与尚需进一步研究。