何 黎,南 軍,祖學(xué)卉，劉博涵

(城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室(哈爾濱工業(yè)大學(xué)),哈爾濱 150090)

近年來，中國的水體富營養(yǎng)化問題越來越嚴(yán)峻，而城市污水處理廠的氮磷去除以生物法為主，由于其進(jìn)水通常難以同時滿足生物脫氮除磷對碳源的需求，導(dǎo)致系統(tǒng)除磷效率低下.但同時磷在自然界中也是一種不可再生、對于人類生活是一種不可或缺的重要資源[1].

國內(nèi)外已經(jīng)研究了多種側(cè)流除磷工藝，提高除磷效果的同時對污水中的磷進(jìn)行回收利用.Levin等[2]開發(fā)的Phostdp工藝提高了工藝的除磷效果.Mark教授[3]在UCT工藝基礎(chǔ)上充分利用反硝化聚磷菌吸磷作用研發(fā)的BCFS工藝滿足了生物脫氮除磷的雙重目標(biāo).吉方英等[4]為解決側(cè)流過程中聚磷菌與硝化菌在污泥齡上的矛盾而研發(fā)了活性污泥外循環(huán)生物除磷脫氮工藝(ERP-SBR).羅彥章等[5]為了提高磷的可回收量而研發(fā)了旁側(cè)化學(xué)除磷-SBR工藝(SCPR-SBR).黃力彥等[6]將ERP-SBR工藝運用到低碳源污水生物處理中發(fā)現(xiàn)，系統(tǒng)碳源不足導(dǎo)致硝化與反硝化失衡，系統(tǒng)的去除率大大降低.呂景花等[7]通過模擬不同進(jìn)水碳源條件下的側(cè)磷回收發(fā)現(xiàn)，60 d持續(xù)以側(cè)流比100%的條件運行反應(yīng)器會對生物除磷系統(tǒng)造成不可逆的惡化影響.目前對于磷的研究已經(jīng)開始從簡單的去除達(dá)標(biāo)轉(zhuǎn)向磷的回收利用.但側(cè)流過程會對主流生物除磷系統(tǒng)造成一定的影響，導(dǎo)致后期厭氧釋磷率下降，從而使得可回收利用磷減少，增加了生物除磷系統(tǒng)崩塌的風(fēng)險.因此，探究如何提高側(cè)流除磷工藝的磷回收潛能，并保證整個生物除磷系統(tǒng)的長期穩(wěn)定運行具有重要意義.呂景花等的研究表明，長時間的100%側(cè)流會導(dǎo)致生物除磷系統(tǒng)中聚磷菌長期處于好氧階段，聚磷顆粒的合成量不能滿足厭氧階段的需求量，最終導(dǎo)致整個生物除磷系統(tǒng)的崩塌.因此，探究短時間內(nèi)100%側(cè)流運行工況對生物除磷系統(tǒng)的影響具有重要的實際意義與經(jīng)濟(jì)意義.此外，EPS作為胞外的一種高分子多聚物是活性污泥中除細(xì)胞和水分之外的重要成分，與活性污泥的結(jié)構(gòu)、表面電荷、絮凝性能、沉降性能以及吸附能力密切相關(guān)[8].并且有研究表明[9-10]EPS對于磷有一定的儲存作用.目前，不少學(xué)者已經(jīng)開始重視側(cè)流磷回收對主流系統(tǒng)生物除磷性能造成的影響，但結(jié)合EPS中磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)在整個側(cè)流過程中的變化，進(jìn)一步探究鋁鹽、鐵鹽對磷回收潛能及主流生物除磷系統(tǒng)影響機(jī)理的較少.通過本次實驗可以進(jìn)一步完善側(cè)流過程中磷回收與生物除磷性能的內(nèi)在聯(lián)系，為后續(xù)整個側(cè)流工藝的運行優(yōu)化提供理論支持.

本實驗采用平行運行的兩組SBR反應(yīng)器，分別使用常見的化學(xué)除磷藥劑硫酸鋁和氯化鐵在厭氧階段釋磷率達(dá)到最大時，對其上清液的磷進(jìn)行剝離回收，通過考察不同時期兩個系統(tǒng)的出水指標(biāo)、污泥性能、聚磷微生物的磷含量，分析兩種藥劑對主流生物除磷系統(tǒng)造成的影響，以及停止側(cè)流后系統(tǒng)生物除磷性能的恢復(fù)情況，進(jìn)一步確定影響主流系統(tǒng)生物除磷性能的關(guān)鍵影響因子.

1 實 驗

1.1 反應(yīng)裝置及運行方式

實驗裝置采用平行的兩組由有機(jī)玻璃制成的序批式反應(yīng)器(SBR)，并配以定時器.其以汽泡石作為微孔曝氣器，采用鼓風(fēng)機(jī)曝氣，氣量由轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié).反應(yīng)器的有效容積為2 L，每天運行4個周期，每個周期為6 h，晚上22：00開始第一個周期；其中進(jìn)水5 min，厭氧攪拌1.5 h，曝氣 3.5 h，沉淀40 min，出水5 min.充水比為1/2，通過調(diào)節(jié)曝氣量控制DO為2～4 mg/L，pH為6.8～8.0，溫度為(20±2)℃，平均SRT為15 d，HRT為12 h.接種污泥取自哈爾濱市文昌污水處理廠的二沉池出口，在實驗室內(nèi)以人工配水培養(yǎng)馴化大約3周.

實驗一共經(jīng)歷3個階段：第1階段，正常運行；第2階段，進(jìn)行側(cè)流除磷，在厭氧段釋磷率達(dá)到最大時，停止攪拌，沉淀10 min，將反應(yīng)器中的上清液按照側(cè)流量100%的比例，通過人工方式引入到化學(xué)沉淀池——體積2 L的燒杯，添加化學(xué)藥劑進(jìn)行輔助除磷.具體步驟如下：厭氧釋磷上清液進(jìn)入化學(xué)沉淀池的同時，在兩個化學(xué)沉淀池分別投加鋁鹽與鐵鹽，并進(jìn)行混凝、攪拌、沉淀操作(設(shè)置定時裝置，先快攪10 s 后慢攪15 min，靜沉30 min)，再將上清液人工引回主流系統(tǒng)中；第3階段，停止側(cè)流除磷，進(jìn)行活性污泥恢復(fù).側(cè)流時以硫酸鋁Al2(SO4)3·18H2O作為化學(xué)除磷藥劑的反應(yīng)器作為本次實驗的1#系統(tǒng)；以氯化鐵FeCl3·6H2O作為化學(xué)除磷藥劑的反應(yīng)器作為本次實驗的2#系統(tǒng).

1.2 實驗水質(zhì)

1.3 分析項目及方法

本次試驗中的所有水樣均經(jīng)過定性濾紙過濾后測定，水質(zhì)分析項目采用國家環(huán)?？偩诸C布的標(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)行測定.稱重用 TG328A 分析天平；pH利用pH計測定(雷磁PHS-3C型)；DO利用HQ30d(HACH，USA)測定；污泥的形態(tài)用Microscope GZ照相(放大100倍，選用D50的平均粒徑).活性污泥的平均粒徑與分形維數(shù)采用分析軟件Fmax 10進(jìn)行計算，具體計算公式參照文獻(xiàn)[11].

分形維數(shù)計算公式為

A∝PDf.

(1)

式中：A為絮體顆粒的投影面積(μm2)，P為絮體顆粒的周長(μm)，Df為分形維數(shù).

側(cè)流過程中磷的回收比與回收潛能的計算公式為

(2)

(3)

式中：M為磷的回收比(%)，ρq為側(cè)流過程中化學(xué)藥劑去除的磷質(zhì)量濃度(mg/L)，ρj為配制的進(jìn)水磷質(zhì)量濃度，Z為磷的回收潛能(%)，ρmax為厭氧釋磷最大時的磷質(zhì)量濃度(mg/L)，ρc為進(jìn)水結(jié)束時反應(yīng)器內(nèi)的磷質(zhì)量濃度(mg/L).

EPS的測定方法[12]：取10 mL污泥混合液，以4 000 r/min速度離心10 min，取固體部分加高純水稀釋至約10 mL，經(jīng)過80 ℃水浴加熱1 h取出后再以8 000 r/min速度離心15 min，此后用0.45 μm濾膜進(jìn)行過濾，上清液使用25 mL容量瓶進(jìn)行定容，待測.EPS的成分主要包括多糖、蛋白質(zhì)，其中多糖采用苯酚-硫酸法測定，蛋白質(zhì)采用Lowry法測定.

污泥里的磷測定方法[13]：取一定量已提取EPS后的污泥，自然風(fēng)干并研磨后，使用100目分樣篩篩分后，準(zhǔn)確稱取0.1 g，精確到0.000 1 g，小心放入鎳坩堝底部，切勿粘在坩堝壁上，加入無水乙醇3～4滴，潤濕樣品，在樣品上平鋪1 g氫氧化鈉.將坩堝(處理大批量樣品時，暫時放入大干燥器以防吸潮)放入高溫電爐升溫加熱.當(dāng)溫度升高至400 ℃左右時，切斷電源，暫停15 min，然后繼續(xù)升溫至 720 ℃，并保持15 min，此后取出冷卻.加入約80 ℃的水10 mL，待溶塊溶解后，將溶液無損失地轉(zhuǎn)入100 mL容量瓶中，同時用3 mol/L硫酸溶液10 mL和水多次洗坩堝，洗液也一并移入該容量瓶，冷卻，定容.取無磷定性濾紙過濾后的上清液保存待測，同時做空白實驗.處理完的水樣采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定磷質(zhì)量濃度，所有實驗平行3次取平均值.

2 結(jié)果與討論

2.1 對出水水質(zhì)的影響分析

在整個實驗的運行過程中，以每天反應(yīng)器運行的第3個周期出水作為實驗測試指標(biāo)，其余周期不取樣.兩個SBR反應(yīng)器中，正常運行階段、側(cè)流磷回收階段以及停止側(cè)流活性污泥系統(tǒng)恢復(fù)階段對常規(guī)指標(biāo)COD、TP的去除情況如下.

COD的去除情況如圖1所示.整個實驗過程中COD的去除效果良好.在3個過程中，1#反應(yīng)器的出水COD分別為(18.12±16.28)，(7.40±4.32)，(1.34±4.48) mg/L；對應(yīng)去除率分別為(95.50±3.84)%，(98.10±1.15)%，(99.7±1.10)%.在3個過程中，2#反應(yīng)器的出水COD分別為(7.35±4.75)，(4.55±7.59)，(4.48±9.43) mg/L；對應(yīng)去除率分別為(98.12±1.12)%，(98.85±1.99)%，(98.9±2.21)%.上述數(shù)據(jù)表明，在SBR系統(tǒng)中進(jìn)行厭氧釋磷上清液側(cè)流磷回收處理時，無論添加鐵鹽還是鋁鹽，對于COD的去除效果均沒有造成影響.在SBR 系統(tǒng)中，大部分COD是在厭氧階段通過微生物的吸附與代謝利用作用而去除的.實際上根據(jù)生物除磷理論，這些去除的COD并未真正地被降解，而是被聚磷菌吸收轉(zhuǎn)化為PHB儲存在細(xì)胞內(nèi)[14-15].本次實驗的側(cè)流操作是在厭氧階段釋磷質(zhì)量濃度達(dá)到最大時，即胞內(nèi)聚磷顆粒分解結(jié)束后進(jìn)行上清液旁引，此時微生物對有機(jī)物的利用基本結(jié)束.所以，整個實驗過程對COD的去除效果未產(chǎn)生影響.

圖1 COD進(jìn)出水及去除率變化

Fig.1 Changes of COD influent and effluent concentration and removal rate

3個階段中總磷的去除情況如圖2所示.在第20～50天進(jìn)行側(cè)流時，兩個系統(tǒng)仍維持較高的除磷效果，且相比側(cè)流之前略有增加.1#系統(tǒng)由(95.02±0.52)%提高至(98.45±2.46)%，2#系統(tǒng)由(95.43±1.20)%提高至(98.75±2.30)%；并且在側(cè)流的30 d內(nèi)穩(wěn)定運行，出水磷質(zhì)量濃度分別由(0.48±0.05)，(0.44±0.11) mg/L下降至(0.19±0.13)，(0.12±0.23) mg/L.這表明將富磷上清液旁引進(jìn)行磷回收有利于改善整個系統(tǒng)除磷效果，這與呂景花等[16]所提結(jié)論一致，污水中的磷負(fù)荷通過與除磷藥劑發(fā)生化學(xué)反應(yīng)而從主流系統(tǒng)中剝離，減輕了主流生物系統(tǒng)需要處理的磷負(fù)荷.停止側(cè)流后，主流系統(tǒng)所需處理的磷負(fù)荷又會重新恢復(fù)至側(cè)流前的水平.因此，前10 d內(nèi)2個系統(tǒng)的生物除磷效果均出現(xiàn)大幅度波動，從生物學(xué)角度來說這是屬于正常的生物適應(yīng)過程.其中，2#系統(tǒng)的波動幅度相比1#系統(tǒng)更大，1#系統(tǒng)的磷去除率由98.6%降至65.0%，2#系統(tǒng)的磷去除率由98.9%降至42.4%.兩個系統(tǒng)的出水磷質(zhì)量濃度分別上升至3.47，5.61 mg/L.但此后兩個系統(tǒng)的生物除磷性能均在不斷恢復(fù)，添加鋁鹽的1#系統(tǒng)生物除磷能力恢復(fù)速度比添加鐵鹽的2#系統(tǒng)快，在第20天時1#系統(tǒng)的出水磷質(zhì)量濃度達(dá)(1.29±0.64)mg/L，去除率為(86.30±6.50)%；2#系統(tǒng)的磷出水質(zhì)量濃度為(4.69±0.92)mg/L，去除率為(50.06±7.80)%.造成生物除磷性能恢復(fù)狀況差別的原因是側(cè)流過程中返回主流系統(tǒng)的上清液中的磷負(fù)荷、pH、殘余金屬離子種類及質(zhì)量濃度的不同.

根據(jù)圖3可知，側(cè)流過程中，1#系統(tǒng)與2#系統(tǒng)對于磷的剝離能力不同，返回主流系統(tǒng)的平均磷質(zhì)量濃度分別為4.17，1.97 mg/L.這是因為鋁鹽對于磷的去除效果不如鐵鹽[17]，三氯化鐵與水混凝后，水的 pH 降低幅度高于硫酸鋁與水混凝.三氯化鐵形成的水解產(chǎn)物所帶正電荷密度升高，對水體中帶負(fù)電荷的雜質(zhì)進(jìn)行吸附，中和膠體電荷，降低膠體ξ電位.因此，三氯化鐵有利于促進(jìn)膠體脫穩(wěn)、凝聚和沉淀，發(fā)揮除磷性能.所以，側(cè)流階段1#系統(tǒng)返回主流系統(tǒng)的殘余磷質(zhì)量濃度較2#處理后的高，在后續(xù)好氧吸磷時1#系統(tǒng)可用于PAOs胞內(nèi)聚磷顆粒合成的磷酸鹽更多，整個系統(tǒng)的生物除磷性能受到抑制更小，所以恢復(fù)速度更快.

2.2 對胞外聚合物的影響

胞外聚合物(EPS)主要是由微生物細(xì)胞分泌、細(xì)胞裂解以及吸附廢水中的有機(jī)物構(gòu)成，因其特別的化學(xué)成分和結(jié)構(gòu)組成而成為活性污泥中的一個重要組成部分，其主要成分是多糖、蛋白質(zhì)[18].研究表明，EPS中的蛋白質(zhì)和多糖質(zhì)量分?jǐn)?shù)與污泥的理化性能相關(guān).本次實驗對1#與2#系統(tǒng)EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)、組成成分(蛋白質(zhì)和多糖)進(jìn)行了檢測，其在側(cè)流前、側(cè)流中、側(cè)流后的變化如圖4所示.

圖2 TP進(jìn)出水質(zhì)量濃度及去除率變化

Fig.2 Changes of TP in effluent, influent, and removal rate

圖3 側(cè)流階段返回主流系統(tǒng)的TP質(zhì)量濃度變化

Fig.3 Changes of TP concentration returning to primary flow system in sidestream stripping periods

圖4 不同階段EPS各組分質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化

Fig.4 Changes of the content of EPS components at different periods

分析圖4可知，在側(cè)流周期內(nèi)，2個系統(tǒng)的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)均有明顯的升高，其中1#系統(tǒng)EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對側(cè)流之前增加62.93%，2#系統(tǒng)增加94.52%.側(cè)流結(jié)束后，EPS的質(zhì)量分?jǐn)?shù)減少，并有逐漸恢復(fù)到正常水平的趨勢.1#系統(tǒng)3個階段的單位SS平均EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為123.46，201.15，156.08 mg/g；2#系統(tǒng)的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為113.98，221.71，173.59 mg/g.Matyja等[18-19]的研究可知低濃度的Al3+、Fe3+會促使污泥中的微生物發(fā)生應(yīng)激反應(yīng)，提高酶促反應(yīng)效率，使微生物分泌更多的蛋白質(zhì)，而蛋白質(zhì)可以限制Al3+、Fe3+擴(kuò)散以及通過化學(xué)反應(yīng)來延緩或防止毒性物質(zhì)進(jìn)入微生物，從而保護(hù)活性污泥微生物免受傷害.此外水中的Al3+、Fe3+能夠直接結(jié)合多糖中的羧基官能團(tuán)，進(jìn)而促進(jìn)微生物中多糖的分泌[20].因此，加入側(cè)流操作后，返回主流系統(tǒng)的殘余低濃度金屬離子使得污泥系統(tǒng)的EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯升高.但鋁鹽與鐵鹽不同，Al3+對于細(xì)胞來說是一種環(huán)境毒素，而Fe3+是微生物新陳代謝所必須的微量元素，其參與微生物中三羧酸(TCA)循環(huán)和氧化磷酸化的代謝過程，并且這兩個代謝過程在有氧環(huán)境下可以調(diào)節(jié)ATP的產(chǎn)生[21].所以，推測認(rèn)為微生物在短時間暴露于低鋁濃度中會產(chǎn)生相應(yīng)的酶促反應(yīng)，通過增強細(xì)胞分裂的方式增加細(xì)胞密度抵抗外界的毒害作用.隨著暴露時間增長，鋁濃度增加，對微生物的毒害作用增強，對微生物生長產(chǎn)生的抑制作用就會增強負(fù)影響效應(yīng)超過正面影響.Zheng K等的進(jìn)一步研究表明[22]，Al在1～4 mmol時，顯著增強細(xì)胞生長，在2 mmol時，細(xì)胞密度(OD600值)達(dá)到峰值，比沒有Al時高約100%.而對于微生物來說鐵的耐受性較鋁高，所以，對酶的激活反應(yīng)持續(xù)時間更長，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加更多.

除此之外，從圖4還可以發(fā)現(xiàn)EPS中蛋白質(zhì)與多糖的比值(PN與PS比)也發(fā)生了變化，暢丹等的研究表明，PN與PS比越大污泥的沉降性和絮凝性越好[23-25].1#系統(tǒng)的PN與PS比在階段Ⅰ、階段Ⅱ變化趨勢較為平緩，未出現(xiàn)明顯波動，兩個階段的PN與PS比分別為3.66和3.23；2#系統(tǒng)的PN與PS比在側(cè)流初期相對側(cè)流之前增加了36.15%，這與Fe3+對于活性污泥沉降性與絮凝性有一定改善作用的結(jié)論一致；但隨著側(cè)流的進(jìn)行，EPS中多糖的質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加，蛋白質(zhì)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)減少，導(dǎo)致PN與PS比又由5.77恢復(fù)至3.84.隨著側(cè)流的進(jìn)行，微生物的應(yīng)激反應(yīng)降低，酶促反應(yīng)減少，所以，蛋白質(zhì)的增加量減少.但系統(tǒng)中增加的Fe3+會不斷與多糖中帶負(fù)電的官能團(tuán)結(jié)合，從而促進(jìn)多糖的分泌.在階段Ⅲ中1#與2#的PN與PS比相對階段Ⅰ分別增加了0.59，2.99.而EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別增加了32.62，59.61 mg/g.其中蛋白質(zhì)分別增加了29.05，55.69 mg/g，多糖分別增加了3.566，2.92 mg/g.這表明在活性污泥恢復(fù)過程中，兩個系統(tǒng)蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對側(cè)流之前均有所增加，且2#系統(tǒng)的蛋白質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)增加得更多，但兩個系統(tǒng)多糖的質(zhì)量分?jǐn)?shù)均沒有較明顯變化.因此，認(rèn)為在活性污泥恢復(fù)階段，2#系統(tǒng)的沉降性與絮凝性略優(yōu)于1#系統(tǒng).

2.3 對活性污泥的絮體結(jié)構(gòu)影響

通過對活性污泥的絮體結(jié)構(gòu)探究可以進(jìn)一步證明EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化對污泥沉降性與絮凝性存在影響.一般活性污泥的絮體都是由不同種類微生物、有機(jī)物和無機(jī)顆粒等懸浮固體組成的聚集體，外層則由胞外聚合物(EPS)形成的膠狀網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)包圍.活性污泥絮體呈高度不規(guī)則形狀，一般為0.02～0.2 mm，微具土壤味.其平均粒徑隨泥齡的延長而逐漸減小，在97～170 μm，污泥絮體的分形維數(shù)一般在1.7～2.5[26].污泥的絮體結(jié)構(gòu)與污泥的沉降、濃縮、脫水等性能有關(guān)，而生物除磷的實質(zhì)是在厭氧條件下釋磷，好氧條件下過量吸磷，并通過排出剩余污泥完成生物除磷的過程.因此，活性污泥的沉降性與絮凝性與生物系統(tǒng)的除磷能力密切相關(guān).根據(jù)以往的研究可知活性污泥絮體的粒徑分布服從統(tǒng)計規(guī)律.

由圖5可知，對比側(cè)流加入前的污泥粒徑，后續(xù)系統(tǒng)污泥粒徑均有增加，1#系統(tǒng)3個階段的平均粒徑分別為86.90，127.59，108.07 μm；2#系統(tǒng)3個階段的平均粒徑分別為87.54，133.89，115.12 μm.李振亮等[27]的研究表明，在相同的速度梯度下，活性污泥絮體平均粒徑與EPS 質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著正相關(guān)，這與本次實驗得到的EPS變化過程相符.王紅武等[28]認(rèn)為，活性污泥的組成及EPS 的種類和質(zhì)量分?jǐn)?shù)對污泥的脫水性能起著決定性的作用，隨著 EPS 質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加，污泥的顆粒粒徑不斷增大，脫水性能變差，這也與本次實驗觀測到的現(xiàn)象一致.Andreadakis[29]認(rèn)為較大的絮體一般結(jié)構(gòu)疏松，沉降性較差，這與本次實驗結(jié)果不一致，側(cè)流的加入使得系統(tǒng)的沉降性與絮凝性均有明顯的提高.為進(jìn)一步探究這一原因，對活性污泥的分形維數(shù)進(jìn)行計算，結(jié)果如圖6所示.

圖5 不同階段的粒徑變化

分形維數(shù)是活性污泥絮體的重要特征之一，表征絮體的密實程度，現(xiàn)有絮凝動力學(xué)模型認(rèn)為，絮體由基本粒子(類似于細(xì)胞，1～10 μm；結(jié)構(gòu)密實，三維分形維數(shù)為3)聚集而成；絮體越大，包含的基本粒子數(shù)越多，結(jié)構(gòu)愈松散，分形維數(shù)越小[30].

根據(jù)圖6可知，側(cè)流過程的加入對于分形維數(shù)沒有明顯的影響，而趙敏的研究表明[31]，對于具有相同分形維值的污泥絮體，污泥的沉降性能主要由粒徑的大小決定，較大的絮體更利于沉降，因此，整個實驗過程中，無論是鐵鹽還是鋁鹽對于絮體的密實程度均未造成負(fù)面影響.

圖6 不同階段的分形維數(shù)變化

2.4 對磷資源回收潛能的影響

不同藥劑對磷的去除能力不同，根據(jù)文獻(xiàn)研究中的最佳磷去除情況，確定鋁鹽和鐵鹽的投加量，以保證磷的穩(wěn)定回收.在側(cè)流周期內(nèi)，投加比n(Fe)∶n(P)=1.4∶1；n(Al)∶n(P)=1.5∶1.

如圖7所示在側(cè)流的30 d內(nèi)，投加鋁鹽的1#系統(tǒng)每個周期的回收比為54%～95%，磷的回收潛能為122%～200%；而投加鐵鹽的2#系統(tǒng)每個周期的回收比為113%～141%，磷回收潛能為170%～332%.2#系統(tǒng)的磷回收量約為1#系統(tǒng)的2倍.因此，鐵鹽對磷的回收潛能更大，但是對活性污泥造成的影響也更大，結(jié)果如圖8所示.

圖7 側(cè)流階段每日的磷回收量

Fig.7 Daily phosphorus recovery in sidestream stripping periods

圖8 不同階段污泥中的磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)

Fig.8 Contents of phosphorus in sludge and EPS at different periods

已有研究[32-33]表明，生物除磷系統(tǒng)主要是通過聚磷菌(PAO)在好氧階段過量吸磷，把大部分磷以多聚磷酸鹽的形式貯存在其內(nèi)部，通過排除剩余污泥的方式來實現(xiàn)磷的去除.污水中的磷主要包含在污泥系統(tǒng)的聚磷菌和EPS中，因此，測定經(jīng)過加熱法提取EPS后剩余污泥中的磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)可以反映系統(tǒng)聚磷菌的攝磷能力.如圖8所示，在整個實驗過程中1#系統(tǒng)污泥中磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)沒有明顯的變化，3個階段的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為23.15，23.22，21.49 mg/g，表明1#系統(tǒng)聚磷菌的攝磷能力沒有受到側(cè)流過程磷回收的影響.而2#系統(tǒng)在階段Ⅱ時污泥中的磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對階段Ⅰ下降了22.6%，并在階段Ⅲ中恢復(fù)了4.9%，其在3個階段分別為23.72，18.35，19.52 mg/g.以上實驗數(shù)據(jù)說明在側(cè)流時以鋁鹽作為化學(xué)藥劑的1#系統(tǒng)沒有對整個主流系統(tǒng)中聚磷菌的攝磷能力產(chǎn)生明顯影響；而以鐵鹽作為化學(xué)藥劑的2#系統(tǒng)對聚磷菌的攝磷能力產(chǎn)生一定的抑制作用，但在側(cè)流結(jié)束后有逐漸恢復(fù)的趨勢.

韓瑋等[34]的研究表明 EPS 具有一定的蓄磷能力，可以在好氧階段初期幫助聚磷菌抵抗高磷負(fù)荷帶來的沖擊，大量吸附液相中的磷酸鹽，但在好氧末端 EPS 中的磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)會恢復(fù)正常.整個過程主要是通過物理化學(xué)和生物化學(xué)反應(yīng)的吸附絮凝作用.為了進(jìn)一步明確在整個實驗過程中聚磷菌聚磷能力和EPS蓄磷情況的變化，對EPS中的含磷量進(jìn)行了測定，由圖9可知，在本次實驗過程中，1#系統(tǒng)好氧末端 EPS 中磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著側(cè)流的加入而減少了 34.5%，停止側(cè)流后 20 d 恢復(fù)了16.9%.1#系統(tǒng)的單位SS EPS磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)在3個階段的平均值分別為9.42，6.17，7.76 mg/g；根據(jù)圖8可知， 1#系統(tǒng)聚磷菌攝入的磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)在側(cè)流前后并未發(fā)生較明顯的變化，可以推測在本實驗中投加鋁鹽的1#系統(tǒng)并未對生物除磷系統(tǒng)造成影響，并且當(dāng)主流系統(tǒng)的磷負(fù)荷降低時，EPS中的蓄磷量降低.而2#系統(tǒng)好氧末端的 EPS磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)隨著側(cè)流的加入增加25.8%，停止側(cè)流20 d后恢復(fù)了18.3%.2#系統(tǒng)的EPS磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)在3個階段的平均值分別為 9.14，11.50，9.83 mg/g；根據(jù)圖8可知，2#系統(tǒng)聚磷菌的攝磷量在加入側(cè)流后降低.因此，可以推測在本實驗中投加鐵鹽的2#系統(tǒng)使聚磷菌的活性受到了抑制，對于污水中磷的攝取能力下降，EPS 發(fā)揮緩沖作用，增加蓄磷量.停止側(cè)流后聚磷菌的活性又有逐漸恢復(fù)的趨勢.分析認(rèn)為在本實驗中由于側(cè)流操作減少了返回主流系統(tǒng)的磷負(fù)荷，在這種情況下，返回主流系統(tǒng)的磷負(fù)荷優(yōu)先滿足聚磷菌的攝磷需求，剩余的磷負(fù)荷再由EPS吸附儲存.這也進(jìn)一步證實了EPS在水中磷負(fù)荷發(fā)生變化時的調(diào)節(jié)作用以及蓄磷作用.

為進(jìn)一步驗證該問題，對整個過程的釋磷率進(jìn)行了研究，結(jié)果如圖10所示.

圖9 不同階段EPS中的磷質(zhì)量濃度

圖10 厭氧段最大釋磷率的變化

Fig.10 Changes of maximum phosphorus release rate in anaerobic phase

在側(cè)流過程中，1#系統(tǒng)的活性污泥釋磷率從側(cè)流前的2.584到側(cè)流結(jié)束后的1.939，釋磷率變化幅度比較小，下降速度慢，表明系統(tǒng)生物除磷性能所受影響較小.2#系統(tǒng)的活性污泥釋磷率從側(cè)流前的2.63到側(cè)流結(jié)束后的1.57，釋磷率變化幅度較大，表明系統(tǒng)生物除磷性能所受影響較大.在側(cè)流結(jié)束后的活性污泥恢復(fù)期，1#系統(tǒng)20 d左右就基本恢復(fù)到側(cè)流前的系統(tǒng)釋磷能力，但2#系統(tǒng)在20 d左右只恢復(fù)到71.2%.認(rèn)為隨著側(cè)流的進(jìn)行，大部分的磷均通過化學(xué)沉淀而去除，返回到好氧階段的磷質(zhì)量濃度少，使得聚磷菌對磷的攝取量不足，導(dǎo)致胞內(nèi)聚磷顆粒的合成減少，從而造成隨后的厭氧段釋磷率下降.如果長時間進(jìn)行側(cè)流操作必然會使聚磷菌的吸磷釋磷能力受到抑制，聚磷菌逐漸適應(yīng)低磷負(fù)荷的污水處理環(huán)境，致使側(cè)流結(jié)束后，需要一定時間來對聚磷菌的吸磷能力進(jìn)行恢復(fù).而用鋁鹽進(jìn)行側(cè)流時，鋁鹽對磷資源的回收量相對鐵鹽少，返回主流系統(tǒng)的磷質(zhì)量濃度較高，滿足在好氧階段聚磷顆粒形成所需磷質(zhì)量濃度，使得在下一個周期的厭氧階段釋磷受阻小.但在這個過程中上清液中殘余的金屬離子以及返回上清液的pH環(huán)境是否對生物的酶活性造成影響，需要在下一階段的實驗中進(jìn)一步討論.

3 結(jié) 論

1)對出水而言，無論使用鐵鹽還是鋁鹽均對整個實驗過程中系統(tǒng)的COD、氨氮、總氮去除效果沒有明顯的影響，并且在側(cè)流時對TP的去除效果有一定的改善，但結(jié)束側(cè)流后總磷的去除率會明顯下降，在恢復(fù)階段，以鐵鹽為側(cè)流藥劑的2#系統(tǒng)TP去除率恢復(fù)速度較慢，且前10 d的波動較大，而以鋁鹽為側(cè)流藥劑的1#系統(tǒng)，前10 d波動較小，且TP恢復(fù)速度快.

2)對污泥性能而言，2個系統(tǒng)的沉降性與絮凝性沒有明顯的影響，但2#系統(tǒng)側(cè)流結(jié)束后的脫水性較差，泥水分離時間變長.

3)對磷資源回收而言，鐵鹽對于磷的回收潛能是鋁鹽的2倍，但對系統(tǒng)生物除磷性能造成的影響更大，需要更長時間來恢復(fù).

4)后續(xù)研究可以通過控制鐵鹽的投藥量來控制側(cè)流時返回主流系統(tǒng)的磷負(fù)荷，使剩余磷質(zhì)量濃度滿足聚磷菌合成胞內(nèi)聚磷顆粒的閾值，使得厭氧釋磷好氧吸磷能力能夠維持良性循環(huán)，平衡磷資源的回收量與生物除磷能力的保持.