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面對日益嚴峻的資源緊缺壓力，國家推動和鼓勵開展循環(huán)經(jīng)濟發(fā)展模式，促進資源綜合利用產(chǎn)業(yè)的快速發(fā)展。作為節(jié)能環(huán)保產(chǎn)業(yè)的重要組成部分，城市污水處理行業(yè)如何實現(xiàn)資源循環(huán)利用，是當前的重要任務(wù)，也是今后的主導發(fā)展方向。城鎮(zhèn)污水廠的剩余污泥大多為微生物細胞體，經(jīng)過破壁預處理后，提取的蛋白質(zhì)占污泥質(zhì)量的30%~60%，因此污水處理廠剩余污泥蛋白質(zhì)資源化利用越來越受到關(guān)注。但是，我國城鎮(zhèn)污水處理廠存在進水含砂量大及預處理段除砂效果不理想的問題，導致剩余污泥的含砂量高、有機質(zhì)含量低，極大地制約了污泥提取蛋白質(zhì)的資源化利用途徑。

生物吸附段是通過控制較短的水力停留時間（HRT）和污泥齡（SRT）來培養(yǎng)適應原水環(huán)境、可以實現(xiàn)快速增殖的原核微生物，用以吸附進水中的顆粒態(tài)物質(zhì)。因此，生物吸附段的設(shè)置會有效減少后續(xù)處理段受無機雜質(zhì)、難降解有機物及有毒有害物質(zhì)的影響。原水中的氮主要以異化和同化兩種方式被去除，異化即硝化-反硝化作用，同化即微生物利用NH4+-N及污水中的其他物質(zhì)合成胞內(nèi)蛋白質(zhì)，在脫氮的同時，實現(xiàn)污泥量的增長。

進水中的部分有機物轉(zhuǎn)移到了生物吸附段的污泥中，導致后續(xù)處理段缺少生物脫氮除磷所需的碳源。為使整個污水處理系統(tǒng)達到碳源平衡，考慮利用該段污泥發(fā)酵產(chǎn)酸作為后續(xù)生物處理段的優(yōu)質(zhì)碳源。近年來，污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸技術(shù)日趨成熟，發(fā)酵液作為活性污泥優(yōu)質(zhì)碳源的應用研究取得了良好效果。投加碳源在提高出水質(zhì)量的同時，可以改變進水中氮的去除途徑，顯著提高氮的同化/異化，最終實現(xiàn)污泥中蛋白質(zhì)含量及污泥量的同步提高。與污泥減量的傳統(tǒng)思維方式相反，獲取大量高品質(zhì)污泥是其資源化利用的前提，也是真正實現(xiàn)城市污水處理行業(yè)資源循環(huán)的關(guān)鍵。

因此，筆者采用生物吸附/A2O組合工藝處理某污水廠原水，利用生物吸附段污泥發(fā)酵產(chǎn)酸作為優(yōu)質(zhì)碳源投加到A2O中，從而獲得高質(zhì)量的出水水質(zhì)及高蛋白質(zhì)含量的污泥，探索符合我國國情的污水處理新思路。

1、材料與方法

1.1 試驗裝置與運行條件

采用生物吸附/A2O組合工藝處理某污水處理廠旋流沉砂池出水，利用微生物吸附絮凝作用，在生物吸附段去除大部分殘余的無機顆粒物、部分COD及氮磷污染物（主要為顆粒態(tài)有機物）；然后經(jīng)A2O段實現(xiàn)剩余污染物的去除，獲得較高質(zhì)量的出水水質(zhì)。為避免生物脫氮除磷碳源不足問題，可在A2O厭氧或缺氧段投加碳源，碳源為生物吸附段污泥的厭氧發(fā)酵產(chǎn)物。生物吸附/A2O組合工藝的流程如圖1所示。

設(shè)計進水量為50mL/min。生物吸附段有效容積為1.5L，HRT為0.5h，SRT為2d，溶解氧（DO）維持在0.5~1mg/L，混合液懸浮固體濃度（MLSS）為4000~5000mg/L。A2O反應器的總HRT為11.2h，厭氧段、缺氧段和好氧段的HRT分別為1.6、3.2和6.4h，好氧段DO濃度為2~4mg/L，SRT為20d，硝化液回流比為1.5，污泥回流比為0.8，MLSS為3000~4000mg/L。生物吸附段和A2O段的接種污泥均為無錫市某污水處理廠污泥，有機質(zhì)含量（MLVSS/MLSS）平均值為0.67。

試驗分為兩個階段，第一階段為某污水廠沉砂池出水進入生物吸附段，初沉池出水進入A2O段，在監(jiān)測出水水質(zhì)指標的基礎(chǔ)上，監(jiān)測污泥增量及蛋白質(zhì)含量。第二階段在此基礎(chǔ)上投加碳源，投加點位為A2O的厭氧段，使用無水乙酸鈉模擬厭氧發(fā)酵產(chǎn)物，投加量折算成COD為200mg/L，監(jiān)測出水水質(zhì)指標、污泥增量及蛋白質(zhì)含量的變化情況。

1.2 原水水質(zhì)

生物吸附/A2O組合工藝進水為無錫市某污水處理廠旋流沉砂池出水，工業(yè)廢水的比例約為25%，主要水質(zhì)指標：COD為250~430mg/L、NH4+-N為26~40mg/L、TN為33~47mg/L、TP為2.6~4.7mg/L、SS為160~270mg/L。

1.3 分析項目及方法

MLSS、MLVSS、COD、NH4+-N、TN、NO3--N、TP、磷酸鹽（PO43--P）采用標準方法測定，蛋白質(zhì)采用凱氏定氮法測定，元素含量采用元素分析儀測定。微生物同化NH4+-N量以污泥增長量的12%計算，異化量為單位時間內(nèi)TN去除量減去同化量。

2、結(jié)果與討論

2.1 污染物去除效果

2.1.1 氨氮和總氮的變化

生物吸附/A2O工藝對TN、NH4+-N和NO3--N的去除效果如圖2所示?？梢钥闯?，進水NO3--N濃度低于0.6mg/L，NH4+-N/TN平均值為84.6%，表明TN中主要為NH4+-N，進水中不可氨化的有機氮含量較少。反應器運行初期，出水NH4+-N和NO3--N濃度都比較高，導致出水TN達到20mg/L左右，出水NH4+-N及TN都遠超過《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》（GB18918—2002）一級A標準限值。隨著A2O段的MLSS、HRT和好氧池DO濃度的升高，出水NH4+-N濃度下降，但仍在5mg/L左右，無法穩(wěn)定達到一級A標準。

由于原水經(jīng)過吸附段之后，大部分顆粒態(tài)COD（CODss）被吸附，COD濃度降低了50%左右（見圖3）。碳源的缺乏導致系統(tǒng)反硝化效果不佳，NO3--N濃度始終維持在較高水平，同時也導致TN無法穩(wěn)定達標。在反應器正常運行的第16天投加碳源后，出水NH4+-N和NO3--N濃度都呈現(xiàn)下降趨勢，TN濃度降低到3mg/L以下，獲得了較高質(zhì)量的出水水質(zhì)。硝化菌為化能自養(yǎng)型細菌，碳源的投加對其增殖無明顯促進作用，導致出水NH4+-N濃度顯著降低可能是由于系統(tǒng)中微生物利用氮的同化比例升高，即微生物的大量增殖需要利用污水中的NH4+-N來合成胞內(nèi)蛋白質(zhì)。

2.1.2 COD和總磷的變化

生物吸附/A2O組合工藝對COD和TP的去除效果如圖4所示。

從圖4（a）可以看出，在系統(tǒng)運行的第一階段，由于缺少碳源，污泥中微生物的活性受到抑制，使得有機物的降解效率受到影響，出水COD濃度為31~65mg/L，平均值為51mg/L，無法穩(wěn)定達到一級A標準。在反應器運行的第二階段，碳源的投加提高了系統(tǒng)中異養(yǎng)菌群的活性，微生物的大量生長繁殖使得有機物的濃度進一步降低，出水COD濃度相比第一階段明顯下降，平均值為40.5mg/L，優(yōu)于一級A標準。

從圖4（b）可以看出，進水TP的組成中大部分為PO43--P，平均占比為75.6%。在反應器運行的第一階段，出水NO3--N濃度較高，平均值為15mg/L，高濃度的NO3--N隨污泥回流至厭氧段，一定程度上抑制了聚磷菌的釋磷作用，平均出水TP為0.46mg/L，存在超標風險。在反應器運行的第二階段，隨著碳源條件的改善以及較低內(nèi)回流硝態(tài)氮濃度（1mg/L以下）使得系統(tǒng)除磷能力明顯提高，出水TP濃度基本維持在0.3mg/L以下，穩(wěn)定達到了一級A標準。

2.2 污泥增量及蛋白質(zhì)增量分析

2.2.1 污泥有機質(zhì)含量的變化

生物吸附段及A2O段污泥有機質(zhì)含量的變化如圖5所示。

從圖5可以看出，吸附段污泥有機質(zhì)含量從接種污泥的0.67提高至0.69左右，該段污泥主要為進水中顆粒狀物質(zhì)的聚合體，這與Yan等采用單獨分離系統(tǒng)去除活性污泥中無機雜質(zhì)的結(jié)果較為一致。本研究中，A2O段污泥有機質(zhì)含量經(jīng)過了2個增長階段。由于吸附段截留了進水中殘留的無機顆粒物，在反應器運行的第1~9天，A2O段污泥有機質(zhì)含量出現(xiàn)了第一個上升過程，由接種污泥的0.67升高到0.73。但由于A2O段進水碳源的缺乏，有機質(zhì)含量難以進一步升高。在反應器運行的第二階段，隨著碳源的投加，有機質(zhì)含量進一步升高至0.77左右，相比接種污泥升高14.9%。剩余污泥有機質(zhì)含量的顯著提高可為提取蛋白質(zhì)等資源化利用奠定基礎(chǔ)。

2.2.2 污泥增量及氮的同化/異化

A2O系統(tǒng)第一、二階段污泥增量及氮的同化/異化如圖6所示。在第一階段，反應器由于缺乏碳源，污泥量增長較慢，污泥產(chǎn)率僅為0.23gVSS/gCOD，遠低于正?；钚晕勰嘞到y(tǒng)（0.4~0.7gVSS/gCOD），且反應器運行第一階段氮的同化/異化只有20%左右，與黃滿紅等的研究結(jié)果相近，出水NH4+-N存在超標風險，無法獲得更優(yōu)質(zhì)的出水。

隨著生物吸附段污泥發(fā)酵液的補充，污泥增長率明顯升高，污泥產(chǎn)率可以達到0.72gVSS/gCOD，高于Yan等獲得的污泥產(chǎn)率，說明反應器取得了較好的污泥增量效果。同時，氮的同化/異化也發(fā)生了顯著的變化，由第一階段末期的16.6%升高到50.6%，碳源條件的改善使得A2O段異養(yǎng)微生物得以大量增殖，新細胞體的大量合成促進了微生物對污水中NH4+-N及其他污染物的利用。最終，進水中大量的NH4+-N以微生物胞內(nèi)蛋白質(zhì)的形式轉(zhuǎn)移到了污泥中。

2.2.3 A2O段污泥蛋白質(zhì)含量的變化

活性污泥主要由細菌和微型動物組成，其中蛋白質(zhì)含量占細菌干質(zhì)量的50%~60%。Yucesoy等人發(fā)現(xiàn)，蛋白質(zhì)含量約占污泥有機質(zhì)含量的40%。反應器不同運行階段蛋白質(zhì)含量的變化表明，A2O段污泥中的蛋白質(zhì)含量從接種污泥的341.2mg/gMLSS增加至406.3mg/gMLSS，增長率為19.1%，蛋白質(zhì)含量顯著升高。

排除無機雜質(zhì)的干擾，以單位有機質(zhì)含量計算的蛋白質(zhì)含量也同樣升高，從517.0mg/gMLVSS增加至534.6mg/gMLVSS，增長率為3.4%。此外，通過元素含量分析發(fā)現(xiàn)，反應器運行30d后，污泥有機質(zhì)含量明顯增加，組成細胞體的主要元素氮的含量從4.96%升高至6.71%（見圖7），高于馬蜀等、鄧利等的研究結(jié)果，表明通過改善碳源條件，能夠提高污泥的蛋白質(zhì)含量，這為污泥的資源化利用奠定了基礎(chǔ)。

3、結(jié)論

①生物吸附段可有效截留進水中殘留的無機顆粒物，并能將進水中的大部分顆粒態(tài)有機物吸附到污泥中，可為該段剩余污泥的厭氧發(fā)酵產(chǎn)酸及后續(xù)A2O段獲取高蛋白質(zhì)含量的污泥奠定基礎(chǔ)。

②采用生物吸附/A2O組合工藝處理某污水廠旋流沉砂池出水，在無碳源投加階段，由于生物吸附段去除了51.6%的COD，導致后續(xù)A2O段缺少碳源，TN、TP等水質(zhì)指標均存在超標風險。補充生物吸附段污泥發(fā)酵液后，活性污泥整體性能提高，實現(xiàn)了高于一級A的出水水質(zhì)，其中NH4+-N、TN和TP可以分別達到1、3和0.3mg/L以下。

③由于生物吸附段對原水中殘留無機顆粒物的截留作用及優(yōu)質(zhì)碳源的投加，A2O段污泥的有機質(zhì)含量從0.67升高至0.77，進水中氮的同化/異化從16.6%升高到50.6%。污泥蛋白質(zhì)含量增長了19.1%，達到406.3mg/gMLSS。氮元素含量的提高也從側(cè)面證實了污泥中蛋白質(zhì)含量的顯著升高，可為下一步蛋白質(zhì)的提取、純化提供優(yōu)質(zhì)原料。