李 璐 ,張 玥 ,邵鴻渝 ,倪 敏 ,2,黃 勇 ,2,潘 楊 ,2*(.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 蘇州25009；2.城市生活污水資源化利用技術(shù)國家地方聯(lián)合工程實(shí)驗(yàn)室,江蘇 蘇州 25009；3.江蘇省環(huán)境科學(xué)與工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 蘇州 25009)

磷是一種不可再生的礦產(chǎn)資源,目前世界上的磷礦儲(chǔ)量僅夠消耗百年[1].世界人口的不斷增加使農(nóng)業(yè)生產(chǎn)對(duì)磷肥的需求也日益增加,現(xiàn)有的磷礦資源將很難滿足人類的發(fā)展需求.隨著資源化概念的進(jìn)一步深化,污水處理正逐漸由“污染物去除”向“資源回收”的理念轉(zhuǎn)變,有研究表明,回收世界各地污水中的磷可以滿足全球15%～20%的磷需求[1],因此,高效磷回收工藝的研發(fā)及應(yīng)用已受到國內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注[2].

目前,污水處理廠磷回收工藝主要為側(cè)流磷回收模式,該模式基于強(qiáng)化生物除磷(EBPR)理論,首先通過A2O 或氧化溝等傳統(tǒng)脫氮除磷工藝將污水中的磷富集到剩余污泥,再從富磷剩余污泥中回收磷.剩余污泥中的磷通過污泥厭氧消化釋放,或焚燒得到灰分進(jìn)而浸提得到磷溶液.從剩余污泥中回收磷的技術(shù)雖然已在國外污水處理廠中得到廣泛應(yīng)用[3],但仍存在工藝流程復(fù)雜、污泥產(chǎn)量大、磷回收效率低(40%～79%)、回收產(chǎn)物重金屬含量高等缺點(diǎn)[4-6].另外,隨著市政污水中磷酸鹽濃度的降低[7],微生物僅通過同化作用便可去除污水中的磷酸鹽,導(dǎo)致傳統(tǒng)EBPR 工藝中污泥對(duì)磷的富集效果受到限制.同時(shí),進(jìn)水磷濃度過低將引起聚磷菌(PAOs)的代謝模式由聚磷代謝模式(PAM)向聚糖代謝模式(GAM)轉(zhuǎn)變,或微生物群落由聚磷菌向聚糖菌(GAOs)轉(zhuǎn)變[8],導(dǎo)致EBPR 系統(tǒng)除磷性能下降,阻礙了磷的高效回收.

另一種可行的磷回收模式為直接在液相中同步去除-富集磷的主流磷回收工藝[3].該工藝主要以生物膜工藝為主,具有工藝流程簡單、污泥產(chǎn)量小、回收效率高等優(yōu)勢(shì),更符合污水資源化的發(fā)展方向[3-4].表1 列舉了生物膜磷回收工藝的運(yùn)行條件及工藝性能,各研究獲得了濃度范圍為22～133mg/L 的磷回收液,證實(shí)了通過該類工藝在磷回收方面的可行性,但目前,大部分生物膜工藝均需通過投加高濃度碳源促進(jìn)厭氧釋磷,或通過延長厭氧水力停留時(shí)間來提高碳源利用率,因而增加了運(yùn)行成本,限制了該工藝的產(chǎn)業(yè)化應(yīng)用.

表1 生物膜磷回收工藝的研究現(xiàn)狀Table 1 Research status of phosphorus recovery process in biofilms

近年來,潘楊課題組采用好氧/厭氧交替的生物膜序批式反應(yīng)器(BSBR)富集城市污水中的磷酸鹽,在碳源投加量僅為200mg/L 的情況下,獲得了濃度高達(dá)220mg/L 的磷回收液,實(shí)現(xiàn)了總進(jìn)水中約92%的磷回收效率[13].BSBR 工藝克服了生物膜磷回收工藝中面臨的高碳源問題,有效地降低了磷回收成本,且相對(duì)于傳統(tǒng)EBPR 工藝,具有更高的磷回收效率,因此有望成為將來城市污水磷回收領(lǐng)域新的技術(shù)方向.

由于側(cè)流磷回收工藝與主流磷回收工藝在運(yùn)行模式上的不同,主反應(yīng)器對(duì)調(diào)控因子的響應(yīng)也不盡相同.本文分別以傳統(tǒng)A2O 工藝和BSBR 工藝為代表,在闡述兩種工藝運(yùn)行原理和模式異同的基礎(chǔ)上,分析了各調(diào)控因子對(duì)PAOs 代謝的影響,分別總結(jié)了兩種工藝的運(yùn)行條件,以期為生物膜磷回收工藝的推廣及應(yīng)用提供參考.

1 生物除磷機(jī)理及代謝模型

污水中磷酸鹽的去除與富集主要基于EBPR理論,依靠PAOs 厭氧釋磷、好氧超量吸磷的生物特性達(dá)到去除污水中磷酸鹽的目的.在厭氧條件下,聚合磷酸鹽(poly P)水解生成正磷酸鹽(ortho P)釋放到液相中,同時(shí)產(chǎn)生三磷酸腺苷(ATP).糖原通過糖酵解途徑(EMP)或2-酮-3-脫氧-6-磷酸葡糖酸途徑(ED)降解生成還原型輔酶 I(NADH)和ATP.PAOs 利用產(chǎn)生的ATP 將外界的揮發(fā)性脂肪酸(VFAs)吸收至體內(nèi),進(jìn)而轉(zhuǎn)化為乙酰輔酶A,之后利用NADH 生成聚羥基脂肪酸(PHA)儲(chǔ)存在體內(nèi)(圖1a).在好氧條件下,PHA 一部分轉(zhuǎn)化為糖原,一部分分解產(chǎn)生乙酰輔酶A 用于微生物的合成代謝,一部分分解產(chǎn)生還原型輔酶Ⅰ(NADH),再通過電子傳遞磷酸化作用產(chǎn)生ATP,為PAOs 吸收污水中的正磷酸鹽及合成聚合磷酸鹽供能[15](圖1b).

圖1 PAOs 的代謝模型Fig.1 Metabolic model of PAOs

然而,隨著對(duì)PAOs 的深入研究,人們發(fā)現(xiàn)各種環(huán)境因素通過影響PAOs 代謝,從而影響生物除磷系統(tǒng)的處理效果與穩(wěn)定性.基于以上生物吸釋磷代謝模型和原理,我們將對(duì)各個(gè)環(huán)境因子的影響結(jié)果和原理加以總結(jié),并結(jié)合EBPR 側(cè)流工藝與BSBR 工藝,對(duì)比兩種工藝在調(diào)控方面的差異.

2 側(cè)流及主流磷回收工藝模式的對(duì)比

EBPR 工藝和生物膜工藝均利用PAOs 厭氧釋磷、好氧過量吸磷的特性實(shí)現(xiàn)磷的去除與富集,但兩者的主要區(qū)別在于前者主要通過PAOs 的代謝和增殖、而后者主要通過PAOs 的代謝和胞外聚合物(EPS)的吸釋磷作用實(shí)現(xiàn)磷的去除與富集,具體區(qū)別見表2.

表2 兩種工藝的原理及調(diào)控策略對(duì)比Table 2 Comparison of principle and control strategy of the two processes

以A2O 為代表的側(cè)流工藝基于活性污泥而運(yùn)行,工藝流程如圖2a所示,污泥在厭氧池釋磷、好氧池吸磷,廢水中的磷轉(zhuǎn)移至污泥中,經(jīng)沉淀池沉淀后泥水分離.富磷污泥可以在側(cè)流增設(shè)的厭氧釋磷池內(nèi)釋磷,釋磷上清液經(jīng)化學(xué)沉淀后得到磷回收產(chǎn)物,或?qū)⑽勰嗝撍?、干化、焚燒?從灰分中通過強(qiáng)酸或強(qiáng)堿浸提得到含磷溶液[2,16],因此該工藝實(shí)現(xiàn)高效磷回收的前提是污泥中存在較高活性的PAOs.較短的污泥齡(SRT)有利于磷的高效去除,但是影響了A2O 工藝的脫氮性能,污水廠往往會(huì)優(yōu)先選擇較長的SRT 以保證出水氮達(dá)標(biāo),繼而通過投加化學(xué)藥劑的方式進(jìn)一步去除污水中的磷,這使得該工藝整體磷回收效率只有20%～40%[17].而實(shí)現(xiàn)好氧充分吸磷的前提是厭氧階段的充分釋磷,為強(qiáng)化厭氧釋磷,需要保證厭氧池較低的氧化還原電位(ORP),并保證充足的碳源[18],這增加了運(yùn)行難度和成本.此外,由于細(xì)胞內(nèi)PHA 合成及分解的局限性,僅靠細(xì)胞自身的超量吸磷及細(xì)胞的增殖所實(shí)現(xiàn)的磷富集效率十分有限.

圖2 兩種磷回收工藝的流程對(duì)比Fig.2 Comparison of two kinds of phosphorus recovery processes

以BSBR 為代表的主流工藝基于好氧/厭氧交替的生物膜運(yùn)行,工藝流程如圖2b所示,在好氧階段,廢水進(jìn)入BSBR 反應(yīng)器,經(jīng)生物膜好氧吸磷后排出,廢水中的磷轉(zhuǎn)移至生物膜內(nèi);在厭氧階段,回收液和碳源進(jìn)入BSBR 反應(yīng)器,經(jīng)生物膜厭氧釋磷后回流至回收罐,蓄積在生物膜中的磷轉(zhuǎn)移至回收液中[14,19].經(jīng)多個(gè)好氧/厭氧周期交替運(yùn)行,污水中的磷被不斷富集在回收液中.由于該過程除生物膜的自然脫落外,幾乎不涉及微生物的增殖,因此大大降低了處理污泥的成本.

現(xiàn)有研究表明,EPS 在吸釋磷過程中發(fā)揮了重要作用,正磷酸鹽由于EPS 的吸附作用與污水中的金屬離子形成絡(luò)合物貯存于EPS 中[20],相比于絮狀污泥及顆粒污泥,生物膜中EPS 含量更高,其在吸釋磷中發(fā)揮的作用也更明顯[21].蓄積在EPS 中的磷可達(dá)到生物膜總含磷量的69.2%～79.0%[22],這部分磷在厭氧階段可通過膜與主體液相間的磷濃度差或EPS 分解而釋放至回收液中[20,23],因此生物膜磷回收系統(tǒng)的碳源利用率較EBPR 系統(tǒng)更高.

在生物膜磷回收系統(tǒng)中,最終所獲得的回收液濃度與生物膜蓄磷量(生物膜內(nèi)磷的蓄積量)成正相關(guān),只要保證磷在生物膜中的快速積累,就可以保證厭氧階段的有效釋放[14],因此對(duì)于生物膜工藝而言,實(shí)現(xiàn)高效磷富集的關(guān)鍵是通過強(qiáng)化好氧階段的吸磷來提高生物膜蓄磷量,進(jìn)而提高回收液磷濃度.

3 影響PAOs 代謝的環(huán)境因素

3.1 溫度

溫度是影響微生物種群結(jié)構(gòu)及活性的重要因素.許多研究表明在15～20℃下,PAOs 比GAOs 更具競爭優(yōu)勢(shì),系統(tǒng)除磷性能較好[20,24-25].且在此溫度區(qū)間內(nèi),隨溫度的升高,PAOs 活性也越高,碳源吸收速率提高,PHA 合成量增加,為后續(xù)好氧階段吸磷提供充足的能量,使系統(tǒng)除磷率也隨之提高[26].另外有研究表明,中溫條件下PAOs 可以通過三羧酸循環(huán)(TCA)和磷酸戊糖途徑(HMP)彌補(bǔ)糖降解還原力和能量的不足[27].

當(dāng)溫度高于25℃時(shí),GAOs 取代PAOs 成為優(yōu)勢(shì)種群,致使系統(tǒng)除磷性能惡化[28-30].同時(shí),過高的溫度抑制PAOs中酶的活性,導(dǎo)致除磷效果變差.李誠等[24]研究發(fā)現(xiàn),在顆粒污泥系統(tǒng)中,高溫條件下的微生物數(shù)量減少,使顆粒污泥解體,除磷率下降.生物膜除磷系統(tǒng)也表現(xiàn)出同樣趨勢(shì),Ni 等[27]研究表明,在BSBR中,夏季(平均氣溫為 29℃)除磷性能最差,僅為45.74%,遠(yuǎn)低于春(20℃)、秋(21℃)和冬季(16℃)(85%以上),這是由于高溫對(duì)PAOs 的生長有抑制作用,同時(shí)多聚磷酸鹽激酶(PPK)和多聚磷酸鹽水解酶(PPX)活性降低.高溫對(duì)系統(tǒng)的影響還與碳源種類及微生物群落結(jié)構(gòu)有關(guān),Liu 等[31]研究發(fā)現(xiàn)在序批式反應(yīng)器(SBR)中,當(dāng)溫度達(dá)到30℃時(shí)除磷率仍可達(dá)99%,該系統(tǒng)以酪蛋白水解物為碳源,可利用復(fù)雜碳源的PAOs Tetrasphaera 菌占據(jù)主導(dǎo)地位,而常見的Candidatus Competibacter 等GAOs 只能利用簡單的碳源,因此在該系統(tǒng)中PAOs 更具競爭優(yōu)勢(shì).

過低的溫度同樣不利于生物除磷,當(dāng)溫度低于10℃時(shí),PAOs 的活性受到抑制[32].另外,對(duì)于生物膜系統(tǒng),由于低溫條件下微生物分泌更多的EPS 用以抵抗不利環(huán)境,導(dǎo)致生物膜結(jié)構(gòu)緊湊,不易脫落與更新,較厚的生物膜不利于溶解氧(DO)的傳遞,從而抑制了PAOs 的除磷性能,使系統(tǒng)除磷效果惡化[32].

3.2 pH 值

pH 值影響了PAOs 和GAOs 的相對(duì)比例關(guān)系.李楠等[33]將SBR 的pH 值從6 提高至7 后,PAOs 占比從36.57%增加到64.3%,優(yōu)勢(shì)菌群由GAOs 轉(zhuǎn)變?yōu)镻AOs,表明低pH 值條件不利于PAOs 的富集與生長.pH 值<7.25 時(shí),PAOs 吸收外源基質(zhì)的速率小于GAOs[34-35],因此,為確保PAOs 的競爭優(yōu)勢(shì),建議pH值>7.25.過高的pH 值同樣不利于PAOs 的生長,Oehmen 等[36]將pH 值由7.5 提高至8.5 時(shí),同樣發(fā)現(xiàn)PAOs 活性降低,且伴隨碳源吸收速率的降低.

pH 值對(duì)除磷性能的影響主要表現(xiàn)為對(duì)微生物能量代謝的影響,pH 值改變了細(xì)胞膜兩側(cè)的電勢(shì)差,從而影響了運(yùn)輸基質(zhì)所需的能量[37].由于PAOs在厭氧條件下水解聚合磷酸鹽產(chǎn)生的H+被排到細(xì)胞質(zhì)膜外,使膜內(nèi)外形成電勢(shì)差.若保持基質(zhì)的吸收速率不變,pH 值越高,將基質(zhì)主動(dòng)運(yùn)輸至胞內(nèi)所需的能量就越多[38].pH值<6.5時(shí),吸收和運(yùn)輸基質(zhì)所需的能量較少,因此無需分解大量聚合磷酸鹽來產(chǎn)生更多的能量,導(dǎo)致釋磷速率和釋磷量相對(duì)較低[33].當(dāng)pH>8.5時(shí),雖然有大量的聚合磷酸鹽分解,且產(chǎn)生了大量能量,但由于吸收和運(yùn)輸基質(zhì)需要更多能量,致使聚合磷酸鹽分解產(chǎn)生的能量只有小部分被用于PHA 的合成,導(dǎo)致PHA 的合成量過低,繼而導(dǎo)致好氧階段吸磷效果變差[33].此外,當(dāng)pH≥8.5 時(shí),水中Ca2+、Mg2+等金屬離子易與磷酸根離子生成沉淀致使磷無法被PAOs 吸收和釋放,不利于PAOs 生存[39].因此,將pH 值保持在7.25～8.00 之間有利于生物除磷系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行,在該pH 值下不僅保證了釋磷量,還保證了PHA 的合成,且不易產(chǎn)生沉淀[33,38,40].

3.3 水力停留時(shí)間

水力停留時(shí)間(HRT)通過影響PHA 的合成與分解從而影響系統(tǒng)除磷性能.厭氧階段HRT 過短,聚合磷酸鹽分解不完全導(dǎo)致PAOs 釋磷量低;同時(shí),碳源分解不完全導(dǎo)致PHA 合成量低,后續(xù)吸磷動(dòng)力不足,除磷效果變差[41].好氧階段HRT 過短無法營造較強(qiáng)的氧化環(huán)境,PHA 分解不完全,無法為吸磷提供足夠能量[42].有研究表明,可通過延長HRT 提高PAOs 的除磷性能[42-43].王悅等[42]研究發(fā)現(xiàn),在SRT 為3d、HRT 為4h 時(shí),活性污泥系統(tǒng)中PAOs 的相對(duì)豐度不足2%,除磷率僅為22.42%,而當(dāng)HRT 延長至16h時(shí),PAOs 的相對(duì)豐度超過8%,除磷率可達(dá)到94.90%,這表明延長HRT 可以緩解短泥齡系統(tǒng)不穩(wěn)定的特性,利于提高除磷功能菌的相對(duì)豐度,從而改善除磷性能.

但過長的HRT 同樣不利于磷的去除.厭氧HRT過長,系統(tǒng)除磷性能惡化,這可能與PAOs 的二次釋磷有關(guān)[41,44-46].二次釋磷是指在厭氧條件下不伴隨有機(jī)物吸收和多聚物合成的磷釋放[47],其原因?yàn)檫^長的厭氧HRT 導(dǎo)致碳源耗盡,此時(shí),PAOs 繼續(xù)分解聚合磷酸鹽產(chǎn)生能量以維持細(xì)胞自身生長.由于厭氧階段沒有合成足量的PHA,因此無法在好氧階段提供足夠的能量以吸收這部分二次釋放的磷,致使出水水質(zhì)變差,除磷率降低[47];另外,由于厭氧HRT過長,細(xì)胞需要持續(xù)分解聚合磷酸鹽和糖原以維持自身活動(dòng),在聚合磷酸鹽和糖原含量降低后,PAOs只能通過消耗PHA 以維持內(nèi)源呼吸,導(dǎo)致好氧階段缺乏PHA,繼而除磷性能下降[44].在好氧階段,長HRT和高DO 導(dǎo)致過量消耗PHA,使系統(tǒng)無法長期維持較好的除磷性能[44].另外,有研究發(fā)現(xiàn)HRT 延長導(dǎo)致除磷性能下降還與生物量濃度有關(guān),HRT 延長會(huì)導(dǎo)致生物量成比例減少[44-45],這是由于在固定SRT下,HRT 越大,反應(yīng)器內(nèi)每單位時(shí)間內(nèi)供微生物生長的營養(yǎng)物越少,微生物繁殖越慢,生物量越小;并且提供的有機(jī)負(fù)荷越小,使PAOs 厭氧階段儲(chǔ)存的PHA越少,導(dǎo)致后續(xù)好氧吸磷性能下降[45].

在好氧階段,傳統(tǒng)EBPR 系統(tǒng)中好氧HRT 一般在8～12h[48],而在生物膜系統(tǒng)中,吸磷過程可在4h 內(nèi)完成[49-50],這是由于EBPR 系統(tǒng)需要完成COD 的分解、氨氮的氧化以及磷的吸收等多重功能,而生物膜系統(tǒng)僅需完成磷的吸收,此外,生物膜系統(tǒng)具有更高的PAOs 豐度與活性,使生物膜系統(tǒng)HRT 更短.在厭氧階段,EBPR 系統(tǒng)厭氧HRT 為1～2h[48],生物膜系統(tǒng)為1.5～2h[7,51],兩系統(tǒng)在厭氧階段的HRT 接近.因此,生物膜磷回收系統(tǒng)在總HRT 方面具有明顯優(yōu)勢(shì).

3.4 DO

DO 是影響好氧階段吸磷效果的直接因素.在好氧階段,PAOs 吸收廢水中的磷,需要DO 作為電子受體來降解體內(nèi)的PHA 以獲取能量.在一定范圍內(nèi),吸磷速率和除磷率隨DO 的升高而升高[52-53],但過低或過高的DO 均會(huì)使系統(tǒng)吸磷效果惡化.當(dāng)DO 過低(<0.6mg/L)時(shí),氧在污泥內(nèi)部的擴(kuò)散受到抑制,形成內(nèi)部厭氧環(huán)境,使微生物活性降低,故PAOs 吸磷速率和吸磷量下降,聚合磷酸鹽合成量較低,導(dǎo)致厭氧階段無法產(chǎn)生足夠的ATP 供細(xì)胞吸收VFAs,只能通過分解糖原來代替聚合磷酸鹽產(chǎn)生能量,PAOs 的代謝方式逐漸由聚磷代謝模式(PAM)轉(zhuǎn)為聚糖代謝模式(GAM)[52].但是,當(dāng)系統(tǒng)中存在反硝化聚磷菌(DPAOs)時(shí)則不受低DO 的限制,Luo 等[54]采用連續(xù)流缺氧-好氧(AO)反應(yīng)器,控制好氧階段DO 為0.5mg/L,磷去除率高達(dá)82.5%.

當(dāng)DO 過高(>4mg/L)時(shí),PHA 將快速被消耗殆盡,此時(shí),PAOs 將通過分解糖原以維持自身生長,導(dǎo)致厭氧階段可利用的糖原減少,合成PHA 的還原力不足,由此形成惡性循環(huán)[55].另外,有研究表明長期處于高DO 條件下,GAOs 將取代PAOs 成為優(yōu)勢(shì)種群,由于厭氧階段胞內(nèi)糖原所提供的還原力只能合成少量PHA,致使PAOs 吸收的碳源減少,失去競爭優(yōu)勢(shì)[44].同時(shí),維持高DO 需要消耗更多能源,經(jīng)濟(jì)成本較高.

綜上,合適的DO 濃度是除磷系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行的重要因素之一.通常,在EBPR 工藝中,好氧階段DO保持在2mg/L 左右即可達(dá)到很好的磷去除效果[42].而對(duì)于生物膜除磷系統(tǒng),需考慮氧在液相到生物膜內(nèi)的傳質(zhì)過程,故在好氧階段需要更高的DO[19].在BSBR 工藝中,DO 為4～6.5mg/L 時(shí),除磷效果較好[14,19].

3.5 碳源

厭氧階段的碳源是PAOs 生長和繁殖的營養(yǎng)來源,為PAOs 厭氧釋磷提供電子供體[15].碳源的種類和濃度直接影響厭氧釋磷過程,是生物除磷系統(tǒng)的重要影響因素.

3.5.1 碳源種類 根據(jù)PAOs 種類的不同,可利用的碳源有VFAs、蛋白質(zhì)、多糖等.VFAs 是大多數(shù)PAOs 可以利用的碳源,包括乙酸、丙酸、異丁酸、戊酸、異戊酸、正丁酸等,其中以乙酸作為碳源的EBPR 系統(tǒng)呈現(xiàn)出較好的除磷性能[56],且與其他碳源相比,乙酸系統(tǒng)在高溫(25～30℃)下,PAOs 群落相對(duì)穩(wěn)定[57].然而,一些研究表明以丙酸作為碳源時(shí)的除磷性能優(yōu)于乙酸[24,58-60],這可能是因?yàn)镻AOs 可以立即吸收丙酸且對(duì)其代謝更快,而GAOs 對(duì)丙酸的消耗并不明顯,使丙酸系統(tǒng)中的PAOs 占據(jù)競爭優(yōu)勢(shì)[58,61].

另外,有一些學(xué)者探究了糖類、氨基酸等作為生物除磷碳源的可行性.王杰等[62]研究發(fā)現(xiàn)以蔗糖作為顆粒污泥系統(tǒng)的碳源時(shí),更有利于快速合成PHA,使除磷性能提高,同時(shí)減少污泥膨脹的發(fā)生.Shen等[59]、王杰等[62]研究發(fā)現(xiàn)在EBPR 系統(tǒng)中采用葡萄糖作為碳源會(huì)導(dǎo)致系統(tǒng)除磷效果惡化,可能是由于該系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌種為GAOs,無法參與磷的吸收與釋放.Rey-Martínez 等[63]采用谷氨酸作為EBPR 系統(tǒng)的碳源,除磷率可達(dá)97%,該體系中的優(yōu)勢(shì)種群為Thiothrix 菌,該菌可以消耗谷氨酸積累聚合磷酸鹽,但系統(tǒng)中的Prel/Cupt(每消耗單位質(zhì)量的COD所釋放的磷)為(0.32±0.14)mol-P/mol-C,低于乙酸和丙酸系統(tǒng)[57],表明以谷氨酸作為碳源并非經(jīng)濟(jì)的選擇.除此之外,工業(yè)生產(chǎn)中產(chǎn)生的廢棄物,如淀粉、1:1 的甘油:VFA 也可作為碳源用于除磷系統(tǒng)[64-65].

除了單一碳源外,污泥發(fā)酵液也可以作為經(jīng)濟(jì)環(huán)保的碳源[59].污泥中的大分子有機(jī)物可通過厭氧發(fā)酵或水熱反應(yīng)轉(zhuǎn)化為 VFAs 作為碳源使用.Chen等[66]研究表明剩余活性污泥(WAS)堿性發(fā)酵(pH=10)下產(chǎn)生的 VFAs 量顯著高于酸性發(fā)酵(pH=5),但是堿性發(fā)酵產(chǎn)生的蛋白質(zhì)含量顯著高于酸性發(fā)酵,而蛋白質(zhì)屬于難降解有機(jī)物,不宜直接作為除磷系統(tǒng)的碳源.為解決這一問題,Wang 等[67]在WAS 中添加硫酸鹽還原菌(SRB),通過SRB 和WAS中的原有菌群共同作用加強(qiáng)蛋白質(zhì)向VFAs 轉(zhuǎn)化,同時(shí),SRB 的加入在一定程度上抑制了甲烷的產(chǎn)生,進(jìn)一步提高了VFAs 的產(chǎn)生.近年,He 等[68]提出了一種通過調(diào)控陽離子以提高WAS 厭氧發(fā)酵VFAs 產(chǎn)量的“陽離子交換樹脂(CER)預(yù)處理耦合Na+調(diào)控處理”方法.該方法通過CER 誘導(dǎo)污泥溶解,Na+引發(fā)WAS 二次水解,產(chǎn)生的VFAs 占發(fā)酵液中有機(jī)成分的75.7%,且以乙酸(39.3%)和丙酸(20.1%)為主,可作為除磷系統(tǒng)的碳源.

此外,水熱液中存在乙酸和丙酸,同樣可作為碳源供生物除磷系統(tǒng)使用.Shanableh 等[69]將污泥水熱液回收至SBR 中,使系統(tǒng)內(nèi)可溶性COD、乙酸和VFAs 濃度分別增加了100、45 和55mg COD/L,吸磷量和釋磷量分別提高了71 和61mg/L,進(jìn)一步證實(shí)了污泥水熱液作為生物除磷系統(tǒng)碳源的可行性.

目前,雖有大量研究證實(shí)了污泥發(fā)酵液和污泥水熱液作為碳源的可行性,但仍存在以下不足:由于污泥中的有機(jī)物難以直接被微生物利用,故需要對(duì)污泥進(jìn)行預(yù)處理,因此不可避免地提高了運(yùn)行成本;在污泥處理過程中,污泥中的磷也釋放出來,帶來了額外的磷負(fù)荷[66].如何通過厭氧發(fā)酵、水熱處理等技術(shù)經(jīng)濟(jì)高效地將WAS 中的大分子轉(zhuǎn)化為VFAs 已經(jīng)成為碳源研究方面亟待解決的問題.

3.5.2 碳源濃度 主體液相中的C/P 比對(duì)除磷系統(tǒng)中PAOs 和GAOs 的競爭有重要影響,C/P 比過高時(shí)GAOs 取代PAOs 占主導(dǎo)地位,系統(tǒng)除磷性能惡化[70-71].以往的研究發(fā)現(xiàn)C/P 比為20～30 時(shí)有利于EBPR 系統(tǒng)高效穩(wěn)定運(yùn)行[71].但有研究表明碳源及磷源濃度是影響除磷效果的主要因素,在進(jìn)水磷濃度滿足PAOs 代謝需求時(shí),COD 濃度是影響除磷系統(tǒng)性能的關(guān)鍵因素[72].當(dāng)進(jìn)水COD 濃度保持在200～450mg/L 時(shí),EBPR 除磷性能較好[73-74],COD 濃度不足(<200mg/L)則導(dǎo)致PAOs 釋磷不完全,PHA 合成量少,從而使系統(tǒng)后續(xù)吸磷動(dòng)力不足,除磷性能差[75].而過高的COD 濃度(>500mg/L)導(dǎo)致好氧階段內(nèi)殘留的COD 增加,使直接吸收COD 用于自身生長的普通異養(yǎng)菌成為優(yōu)勢(shì)菌群,PAOs失去競爭優(yōu)勢(shì),導(dǎo)致系統(tǒng)除磷效果差[71,74].

BSBR 工藝通過EPS 參與的吸釋磷機(jī)制降低了碳源需求.Chen 等[50]以BSBR 工藝為研究對(duì)象,發(fā)現(xiàn)EPS 中的磷占生物膜總磷含量的83%～87%,顯著高于 Zhang 等[76](1.5%～7.2%)、Long 等[23](61.7%～70.8%)和方振東等[77](69.4%～72.5%)在EBPR 中絮狀污泥的研究結(jié)果.表明在BSBR 工藝中,EPS 對(duì)磷的吸收和釋放起到了很大的促進(jìn)作用.在好氧階段,由于83%的正磷酸鹽被蓄積在EPS 中,只有小部分正磷酸鹽轉(zhuǎn)變?yōu)榫酆狭姿猁}存儲(chǔ)在細(xì)胞中,故PHA分解量相對(duì)較少,對(duì)厭氧段碳源需求量小.在C/P 比為20 時(shí),BSBR 系統(tǒng)中Prel/Cupt為1.47P-mmol/C-mmol[50],遠(yuǎn)高于 Zeng 等[78]的 0.75P-mmol/Cmmol.

綜上所述,溫度、pH 值、DO、碳源的種類和濃度均會(huì)影響除磷系統(tǒng)的種群結(jié)構(gòu),如表3所示,其中,溫度直接影響PAOs 和GAOs 的競爭關(guān)系,而pH 值、DO、碳源種類和濃度則通過改變除磷系統(tǒng)的PAOs的代謝(如影響PHA的合成量)間接改變微生物種群結(jié)構(gòu).此外,HRT 同樣通過改變PAOs 代謝對(duì)除磷系統(tǒng)產(chǎn)生影響.

表3 環(huán)境因素對(duì)除磷系統(tǒng)的影響Table 3 Influence of environmental factors on phosphorus removal system

基于以上環(huán)境因素對(duì)PAOs 吸釋磷性能的影響,總結(jié)出EBPR 工藝與BSBR 工藝常用的運(yùn)行條件,如表4所示.相比之下,BSBR 工藝所需的HRT 更短,碳源濃度更低,但需要較高的DO,但BSBR工藝好氧運(yùn)行時(shí)由于污水中的大部分有機(jī)物已被去除,因此更容易達(dá)到較高的DO 水平.

表4 EBPR 工藝與BSBR 工藝的運(yùn)行條件Table 4 Optimal operation conditions of EBPR process and BSBR process

3.6 蓄磷量

蓄磷量是指生物膜中每單位質(zhì)量的污泥所含有的總磷(單位為mg-P/g-SS)[51].現(xiàn)有研究表明,在BSBR工藝中,提高蓄磷量有利于提高生物膜釋磷量,從而獲得高濃度磷回收液[14,53,76].而在A2O 工藝中,由于污泥在進(jìn)入好氧池之前已在厭氧池中釋磷,使系統(tǒng)中的污泥無法保持較高的蓄磷量[79].高蓄磷量是BSBR 工藝獲得高回收液濃度的關(guān)鍵.Yang 等[14]、陳越等[19]采用BSBR工藝同步去除和富集磷酸鹽時(shí),發(fā)現(xiàn)在一個(gè)收割周期內(nèi)(從更換回收液起到再次更換回收液止),回收液磷濃度和蓄磷量呈現(xiàn)正相關(guān),但隨著回收液磷濃度的增加,生物膜釋磷阻力加大,釋磷量減少,回收液磷濃度逐漸趨于平穩(wěn);當(dāng)收割末期生物膜接近磷飽和狀態(tài)時(shí),吸磷量減少,蓄磷量同樣接近趨于平緩[53,80].

另外,提高蓄磷量不僅有利于提高回收液磷濃度,而且有利于降低碳源消耗,從而減少運(yùn)行成本[80].Yang 等[14]在研究中發(fā)現(xiàn)低蓄磷量(67.4mg/g)、高碳源濃度(1000mg/L)與高蓄磷量(124mg/g)、低碳源濃度(200mg/L)的釋磷效果接近.溫林霄等[51]研究發(fā)現(xiàn)蓄磷量提高3.6倍使釋磷速率和釋磷量提高了1.9 倍;而碳源濃度提高4 倍,釋磷速率和釋磷量僅提高了1.79 倍.由此可知,在BSBR 工藝中,高濃度碳源并非是促進(jìn)厭氧釋磷的唯一途徑,通過提高蓄磷量來實(shí)現(xiàn)磷酸鹽的高倍富集是一種更為經(jīng)濟(jì)有效的手段.

4 總結(jié)與展望

4.1 溫度和pH 值對(duì)EBPR 和BSBR 工藝運(yùn)行效果的影響差別不大,適宜溫度均為15～20℃,適宜pH 值均為7.25～8.00.

4.2 HRT 和DO 對(duì)兩種工藝的影響較大:由于生物膜系統(tǒng)具有更高的PAOs 豐度與活性,因此比活性污泥系統(tǒng)需要更短的HRT;EBPR 工藝的DO 保持在2mg/L 左右即可,而由于氧氣由液相進(jìn)入生物膜內(nèi)的傳質(zhì)阻力較絮狀污泥更大,故BSBR 工藝的DO 需提高至4～6.5mg/L.

4.3 相對(duì)于EBPR,生物膜磷回收系統(tǒng)可適應(yīng)更低的C/P比;EPS對(duì)吸釋磷過程的參與降低了生物膜磷回收系統(tǒng)的碳源需求.

4.4 蓄磷量是BSBR 工藝獲得高濃度磷酸鹽溶液的關(guān)鍵因素.高濃度碳源并非是促進(jìn)厭氧釋磷的唯一途徑,可通過提高蓄磷量促進(jìn)厭氧釋磷,從而降低碳源消耗,進(jìn)而減少運(yùn)行成本.