船舶运输往来推动经济高速发展和人民生活质量提升，但同时其生活污水排放不可避免会造成水体污染，若近海及河道的船舶对生活污水处理不当，将影响内河、湖泊、水库等与人类生活息息相关的用水水质^[1-2]。船舶相对城镇人口集中，占地面积小，因而生活污水水质短期波动大、碳氮负荷、TSS高^[3]。目前存在的船舶生活污水处理装置多与常规市政污水处理一致^[4]，处理深度和稳定性存有不足，亦易忽略节能和美观需求^[5]。船舶人口集中，污水处理装置需面对短期有机负荷的冲击，同时针对船舶生活污水碳氮磷排放的新标准^[6]，迫切需要寻求高效稳定、节能美观的船舶生活污水处理装置。

考虑治理要求和环保发展前景，提出应用反硝化除磷(denitrifying phosphorus removal，DNPR)高效生物脱氮除磷技术的厌氧折流板反应器(ABR)-连续流搅拌槽式反应器(CSTR)连续流组合工艺与生态法耦合联用装置处理船舶污水。ABR-CSTR较序批式工艺在实际应用中更稳定可控，各功能菌能于各自生长适宜条件下成为优势菌种，ABR可生物相分离，生成优质碳源^[7]，使反硝化聚磷菌(denitrifying phosphorus accumulating organisms，DPAOs)的富集和增殖更易实现；CSTR通过完全混合培养硝化菌，相较膜生物反应器(MBR)成本低且污染小，更适合船舶生活污水治理。ABR-CSTR组合工艺通过污泥回流和硝化液回流实现DNPR，厌氧下DPAOs分解多聚磷酸盐产生能量(ATP)，挥发性脂肪酸(VFA)在质子推动力(PMF)下进入胞内合成聚羟基烷酸(PHA)^[8]，缺氧时分解PHA生成乙酰辅酶A进行三羧酸(TCA)循环，产生ATP用于过量吸磷合成体内聚磷，同时反硝化${\rm{NO}}_{\rm{x}}^ -$-N,实现碳源同时脱氮除磷^[9]，大幅降低氧和碳源需求，节约运行成本^[10-11]。生物单元出水流经末端由水生植物、鱼类、微生物和基质共同组成的生态单元后排出，主观评价上，动植物构成的生态景观使其较传统处理工艺更具美观性；客观上，植物吸附及微生物可强化降解污染物, 对水质波动起缓冲作用，绿色技术的融入改善装置能源渠道。

综合船舶生活污水水质波动现状，基于1.2 kg·(m³·d)⁻¹ABR进水容积负荷(VLR)、COD值为350 mg·L⁻¹的稳定运行条件，确定模拟1.5倍和2.0倍VLR短期冲击。有机负荷冲击会影响处理效能，主要体现在污染物去除率和生物质表面及内部的特征变化^[12]，碳源量影响聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)的生长繁殖，GAOs增多抑制除磷效果^[13]；有机底物浓度较高时，微生物会分泌更多的胞外聚合物(EPS)来抵御不利条件^[14-15]，观察污泥特性变化有助于深入探究处理效能。本研究模拟船舶生活污水短期有机冲击负荷，从系统高效去碳脱氮除磷的性能和污泥特性变化考察了ABR-CSTR-生态单元一体化反应装置的运行情况，同时通过调整运行工况获得了应对波动的稳定策略。在不同冲击下，末端生态单元确保系统具有抗波动的稳定性，使装置在高效处理船舶生活污水的同时提供景观价值，可为生活污水治理领域提供新思路和理论支持。

1.   材料和方法

1.1   实验装置

ABR-CSTR-生态单元一体化反应装置见图1，生态单元内置3隔室ABR-CSTR组合反应器。生态单元、ABR、CSTR反应区和沉淀区有效容积分别为27、5.4、2.7和1.8 L，ABR1、ABR2为厌氧区域，ABR3通过CSTR内硝化液回流(R2)构成缺氧环境，ABR3污泥回流(R1)至ABR2，使DPAOs历经含氧环境循环实现除磷。生态缸水深为35 cm，底部基质为天然亚热带酸性肥沃黑土所制水草泥，厚度为5 cm，按底面积适宜密度栽培6株常见水生植物皇冠草(Echinodorus amazonicus)，投放美观、生长力佳的金鲫鱼，水浴温度维持在27~28 ℃。

图 1  反应装置图

Figure 1.  Reaction device diagram

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1.2   污水水质及接种污泥

为较高程度体现水质成分同时精准控制研究条件，采用基于校园厕所废水优化配置的模拟进水(比例为1∶1)，以C₆H₁₂O_6、淀粉调配碳源，NH₄Cl、KH₂PO₄分别调配氮、磷源，使氮和磷浓度控制在55~65 mg·L⁻¹和4~7 mg·L⁻¹。此外，添加CaCl₂、MgSO₄·7H₂O等常量元素及微量元素^[16]，为更贴近船舶生活污水，另加高岭土(50 mg·L⁻¹)确保污水浊度，使用NaHCO₃调节pH为7.5左右。

ABR-CSTR连续流反应器接种污泥来自苏州市某污水处理厂浓缩池，ABR各隔室投放至2/3处，MLSS 为21 g·L⁻¹；CSTR内污泥参数为SVI 105.5 mL·g⁻¹，MLSS 5 500 mg·L⁻¹。

1.3   实验方案

在前期研究中，ABR-CSTR-生态缸在VLR(ABR)为1.2 kg·(m³·d)⁻¹，COD为350 mg·L⁻¹，污泥沉淀时间2.3 h，总HRT为12.8 h，SRT为 20 d，R1为 80%、R2 为200%的情况下稳定实现反硝化除磷，总出水COD、TP和TN去除率达到94%、81%和82%，当SS和BOD值低于20 mg·L⁻¹和17 mg·L⁻¹时，采用RYU等^[17]的方法估算富集DPAOs占PAOs比值约为71 %，此工况定为基准态。本实验设计方案如表1所示，基态运行30 d(阶段Ⅰ)，保持HRT不变，通过提高进水COD值以实现1.5倍VLR(阶段Ⅱ，工况2、3)和2.0倍VLR(阶段Ⅳ，工况5、6、7)冲击，期间恢复基态运行12 d(阶段Ⅲ)，阶段Ⅱ和Ⅳ每段工况运行5 d，其中将工况3和6中R2调整至300 %，工况7提高DO至2.0，以此探究了应对冲击的调控策略。

表 1  实验运行方案

Table 1.  Test operation plan

运行阶段	运行条件	工况	运行天数/d	COD/(mg·L−1)	VLRABR/ (kg·(m3·d)−1)	R2/%	Q/(ml·min−1)	DO
Ⅰ	稳定运行	1	1~30	350	1.2	200	12.9	1.5
Ⅱ	1.5倍VLR	2	31~35	525	1.8	200
		3	36~40			300
Ⅲ	恢复基准	4	41~52	350	1.2	200
Ⅳ	2.0倍VLR	5	53~57	700	2.4	200
		6	58~62			300
		7	63~67			300		2.0

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1.4   测定分析方法

水样经0.45 μm中速滤纸过滤，COD、BOD，${\rm{NH}}_4^ +$-N、${\rm{NO}}_2^ -$-N、${\rm{NO}}_3^ -$-N、TN、TP及MLSS、MLVSS常规指标按国标方法^[18]进行测试分析，使用HACH-HQ30d便携式测定仪检测DO，使用FiveGo F2便携酸度计测定pH。污泥特性部分取自工况1、2、4和5，采用10 mL泥水混合液以10 000 r·min⁻¹离心10 min来提取EPS，倒掉上清液加EPS缓冲液补充至原体积，重复离心步骤后倒掉上清液，再补充缓冲液至10 ml后将泥水倒入锥形瓶，加0.06 mL甲醛在摇床内180 r·min⁻¹振荡1 h，上清液离心15 min后，使用0.22 μm滤膜过滤，此上清液即为紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS)；多糖(PS)采用苯酚-硫酸法测定，蛋白质(PN)含量使用福林酚试剂法测定。

2.   结果与讨论

2.1   不同冲击负荷下污染物去除情况

1) 有机物去除情况。大部分耗氧有机污染物(以COD计)在厌氧段被消耗，经水解酸化为VFA后以胞内聚合物PHAs储存在微生物内，因而碳源去除情况与反硝化除磷效果息息相关。不同有机冲击负荷下有机污染物的去除情况见图2，系统对有机物始终保持较好的去除效果，1.5倍和2.0倍VLR冲击下生物单元COD出水值先上升后下降，平均去除率分别为94.1%和92.6%，总出水浓度在60 mg·L⁻¹以下。

图 2  COD去除情况

Figure 2.  COD removal performance

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基准态、1.5倍和2.0倍VLR冲击下，ABR前2隔室中COD去除率为82.5%、80.7%和75.8%，说明有机物在系统中得以充分转化为优质碳源VFA，而可被DPAOs释磷时利用。进入好氧段的COD值较低避免对硝化反应的干扰。进入ABR段，污水BOD/COD比值经水解酸化后升高，其可由平均0.4升至0.65，从而进一步提升了生物降解性，好氧后出水BOD值维持在20 mg·L⁻¹左右，总出水BOD与之持平，符合排放标准，可见高有机负荷冲击下系统对BOD降解效果稳定。

2) 氮的去除特性。在有机冲击下(阶段Ⅱ和Ⅳ)氨氮去除率存在明显的波动。如图3所示，1.5倍VLR冲击时出水氨氮高于6 mg·L⁻¹，这可能由于面对高有机负荷时硝化菌对外界基质变化更为敏感^[19]所致，因自养菌在与异养细菌竞争氧气等生存要素时处于劣势地位，系统很快恢复氨氮去除性能，说明好氧段NOB对有机负荷变化有良好的适应力。在2种冲击下连续流内氨氮平均去除率分别为92.7%和98.0%，生物单元出水氨氮可达到2 mg·L⁻¹以下。

图 3  氨氮和总氮的去除效果

Figure 3.  Removal effect of ${\rm{NH}}_4^ +$ and TN

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TN去除率在3种负荷下分别为62%、67.3%和73.7%，有机负荷冲击下总出水TN浓度低于18 mg·L⁻¹和16 mg·L⁻¹，可见随着VLR升高，有额外碳源进入CSTR反应区，使硝化段发生了同步硝化反硝化作用，TN进一步降低。在SBR和ABR-MBR连续流工艺的相关研究^[20-21]中，均发现进水COD值提高对系统TN去除性能和DNB反硝化速率有显著的强化作用。生态单元深度吸附氨氮，同时，连续流出水波动未能影响生态缸内氨氮浓度的稳定性，生态循环作用下${\rm{NH}}_4^ +$-N的浓度可低于CSTR出水为2 mg·L⁻¹，以确保装置对氨氮良好的去除效果。

3) 对同步脱氮除磷的影响。不同有机冲击下生物单元除磷效果存在一定波动，系统总出水${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P保持在1 mg·L⁻¹以下。如图4所示，在R2=200%、1.5倍VLR冲击下，生物单元除磷效率变化较小(87.5%至86.1%)，除磷率最高点在1.5倍VLR、R2为300%时(工况3)，可达92.5%，其浓度为0.42 mg·L⁻¹，提升R2强化了DPAOs的除磷效果，吸磷量由7.10 mg·L⁻¹升至7.41 mg·L⁻¹，分析当有机负荷升高时，ABR具有进一步提高消耗耗氧有机污染物生成优质碳源的能力，生成更多VFAs供DPAOs在厌氧段释磷，硝化液回流比的升高使可供过量吸磷的电子受体浓度增加，缺氧吸磷更充分。在2倍有机冲击、R2为200%时(工况5)，COD去除率降至76.4%，此时提升R2至300%，除磷率未有明显的上升，此时ABR内微生物在底物浓度增加下持续增殖，而过量COD在ABR内未能消耗完全，进入CSTR的剩余碳源含量高于50 mg·L⁻¹，影响NOB和AOB氧化氨氮，反硝化菌在碳源存在下逐渐占据优势，使硝化反应未能充分进行，此时R2的提升增加了回流液的稀释作用，但对系统反硝化除磷效果没有明显帮助，随之采用提高曝气量的策略，将DO由1.5 mg·L⁻¹提升为2.0 mg·L⁻¹,系统除磷效果随之升高达84.6%，考虑因反应区内含氧量的增加抑制DNB合成体内硝酸盐还原酶，使NOB活性释放，硝化反应得以良好进行，此时提升的硝化液回流比增加了进入缺氧段的${\rm{NO}}_x^ -$-N浓度，吸磷量由5.17 mg·L⁻¹升至6.01 mg·L⁻¹，在充足的电子供体下反硝化除磷效果获得进一步提高。由图4可知，生态单元可对磷进一步降解，缸内${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P含量稳定维持在0.5~0.95 mg·L⁻¹，生态缸对波动具有较强的缓冲作用，当CSTR出水在短时间小于0.5 mg·L⁻¹时，其含磷量并不会随之立即下降，而是维持在一定范围，以保证生态循环内营养元素的稳定。

图 4  系统内${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P的去除变化

Figure 4.  Change of ${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P removal effect in the system

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装置沿程${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P和氮素浓度变化直接反映系统反硝化除磷效果，图5为在不同有机冲击下，R2=200%时系统各隔室氮磷浓度变化。由图5可知，在1.5倍和2.0倍VLR冲击下，生物单元出水磷浓度分别为0.76 mg·L⁻¹和1.14 mg·L⁻¹。在1.5倍有机冲击时，ABR2中${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P浓度有少量升高，由8.99 mg·L⁻¹升至9.52 mg·L⁻¹，释磷量也相应增加，这是因为在进入厌氧区的有机物浓度瞬时上升时，微生物在充足底物下刺激活性激增，ABR水解促使更多优质碳源如VFA生成，DPAOs在ABR2充足的ATP下合成胞内聚羟基烷酸(PHA),同时释磷，此时在电子受体${\rm{NO}}_x^ -$-N有限的情况下，缺氧除磷量受到限制，因而系统除磷量变化较小。

图 5  不同冲击下沿程${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P和氮素浓度变化

Figure 5.  Changes of concentration of ${\rm{PO}}_4^ {3-}$-P and nitrogen under different organic shocks

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当有机冲击升至2.0倍VLR，释磷量出现明显下降，ABR2磷含量降至8.45 mg·L⁻¹，考虑由于此时有机浓度过高，促使ABR内少数聚糖菌活性增加而繁殖生长，而GAO在消耗VFAs时并不具备除磷能力^[22]，使可供DPAOs释磷的优势碳源量反而不足，影响释磷。此负荷下，缺氧吸磷量由7.13 mg·L⁻¹降至5.82 mg·L⁻¹，由于部分有机物进入好氧区，影响了硝化菌氧化氨氮，使硝化不完全，CSTR内${\rm{NO}}_3^ -$-N由10.78 mg·L⁻¹降至6.71 mg·L⁻¹，回流液中NO_X⁻-N量减小，缺氧隔室内DPAOs进行同步脱氮除磷的电子受体不足，这是影响系统除磷效率的关键。

2.2   污泥特性变化

1)微生物量变化情况。MLVSS/MLSS比值意味着污泥中活性物质组分的多少^[14]，不同有机冲击下的结果见图6，与CHEN等^[23]的研究结果一致，随着进水有机冲击负荷增加，MLVSS和MLSS均有所上升，厌氧段ABR1比值增幅最大，由0.6升至0.79，这说明该段污泥在高有机底物的促进下，微生物活性成分急剧增多。每段冲击相较其前段基准态，1.5倍VLR下各运行隔室MLVSS/MLSS比值增幅均高于2倍冲击下，ABR1内分别为0.16和0.09，可能由于在高有机负荷进水下，微生物对底物的吸收存在限度，使MLVSS和MLSS生长趋势减缓。

图 6  各运行隔室的MLVSS/MLSS

Figure 6.  MLVSS/MLSS in different operating compartments

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2)对胞外聚合物(EPS)的影响。胞外聚合物(EPS)聚集在微生物表面，主要由多糖和蛋白质构成，起维持细胞体结构稳定的保护作用，随外界环境的变化而改变胞外的物化性质^[24-25]。如图7所示，在有机负荷冲击下，多糖和蛋白质含量均上升，在厌氧环境尤其是ABR2隔室内EPS含量增幅明显，在1.5倍和2.0倍VLR冲击下，其由154.5 mg·g⁻¹分别升至164.2 mg·g ⁻¹和183.4 mg·g⁻¹，这可能由于厌氧环境下高有机负荷刺激最为剧烈，微生物需要分泌更多EPS来维持细胞的稳定生存。

图 7  各隔室微生物EPS含量变化

Figure 7.  Changes in microbial EPS content of each compartment

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CSTR内微生物EPS及其组成成分变化最小，因为有机负荷在前端ABR内被大量去除，进入硝化区的冲击水平被大幅削弱，故对硝化菌结构特性影响小。多糖与蛋白质的比值(PS/PN)可反映污泥絮凝性，蛋白质占比越大，说明污泥表面疏水性越强, 利于污泥絮凝体稳定聚集；PS/PN比值越低代表絮凝性好^[26-28]。ABR内多糖与蛋白质的比值变化明显，1.5倍VLR冲击下PS/PN最低，为0.48，厌氧隔室内污泥颗粒化效果也最佳，在有机负荷冲击进一步增强下，污泥表面结构失稳，疏水性降低。此外，CSTR内PS/PN维持在0.87~0.89，这表明有机冲击对于硝化段内污泥絮凝效果影响较小。

3.   结论

1) ABR-CSTR-生态单元一体化反硝化除磷装置具有一定抗有机冲击能力，在1.5倍和2倍稳态进水有机负荷下，耗氧有机污染物(以COD计)平均去除率始终大于90 %，总出水BOD和TN可达标排放，系统除磷效果稳定；在有机负荷为2倍基准条件下，CSTR硝化反应受干扰，供DPAOs缺氧同步脱氮除磷的电子受体不足，从而影响吸磷。

2)在一定的有机冲击下，升高硝化液回流比有助于提升反硝化除磷效果；有机负荷持续升高，提高硝化液回流比对除磷提升效果甚微，增高好氧段DO可使系统缺氧吸磷量有所提升。

3)生态单元通过生态循环进一步降解氮磷，同时对水质波动具有缓冲作用，可维持生态单元内水质的稳定及水生动植物的良好生长。

4)污泥MLVSS/MLSS比值及微生物体内EPS含量随有机底物浓度升高而上升，前者在ABR1内增幅最大；ABR2内EPS含量增加最为显著，CSTR内微生物EPS含量最多，但其成分变化最小，在有机冲击下厌氧隔室多糖/蛋白质比值可达最低，此时污泥絮凝性最佳。