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将传统生物转化方式向着节能途径转变，对现行工艺进行升级改造，是污水处理行业追求减污降碳协同增效的有效途径。在污水生物脱氮除磷方面，反硝化除磷与传统生物脱氮除磷相比，可节省有机碳源、氧气消耗并减少污泥产量。以亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷相比硝酸盐作为电子受体，可进一步减少碳源和能耗需求，是低碳的污水处理工艺[1-3]。然而，由于对碳源的竞争和污泥龄不同，难以为各类细菌提供最佳生长环境，因碳源不足导致的低效生物除磷，需要化学除磷的辅助[4-5]。研究表明，通过合理调节参数反硝化除磷功能得以强化，如提高好氧区水力停留时间、适宜流量比的旁路进水策略、调控好氧/缺氧时长联合分区排泥、优化曝气和回流方式等[6-10]。A2N工艺(厌氧、缺氧和硝化)是专门为反硝化除磷设计的一种工艺，其中硝化生物膜和反硝化除磷悬浮污泥在2个污泥系统中进行，从而避免了不同菌种间的竞争[11]。然而A2N-SBR系统的反应器结构复杂，致使其工程推广难度较大[12]。此外，Dephanox、A2/O-BAF、A2/O-BCO双污泥工艺较单污泥工艺在实现反硝化除磷方面更具优势[13-15]。
生物强化可通过侧流反应器中富集硝化细菌回流至主流以提高主流中硝化细菌的比例，从而提高污水处理系统的硝化效能[16]。为强化反硝化除磷效能，可扩大活性污泥中反硝化除磷优势菌属的比例[17]。基于反硝化除磷菌(denitrifying phosphate accumulating organisms, DPAOs)的生理特性，现有研究集中于采用序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)通过厌氧-缺氧或厌氧-缺氧-好氧条件来富集DPAOs[18-19]，并发现亚硝酸盐或游离亚硝酸(free nitrous acid，FNA)不同阈值可能导致对DPAOs产生抑制[18,20-21]。然而，DPAOs亦可抵抗亚硝酸盐或FNA阈值在污泥培养过程中的逐渐提高[18,22-23]。DPAOs属于聚磷菌(phosphate accumulating organisms，PAOs)的分支之一，亦有研究证明某些类型的反硝化细菌具有除磷功能[24-28]。
本研究中通过底物反应速率调节底物的流加速率，以期在SBR反应器中富集培养以亚硝酸盐和硝酸盐作为电子受体的反硝化菌群，并将其添加至单污泥A2/O工艺中，以刺激反硝化细菌发挥生物除磷功能，进而加速反应器启动。本研究旨在为基于传统活性污泥工艺进行低碳工艺改造，以处理低COD/N生活污水提供参考。
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本研究富集反硝化菌群及A2/O反应器内的接种污泥均取自北京高碑店污水处理厂A2/O工艺回流污泥。A2/O反应器进水由北京东坝污水处理厂提供，为实际生活污水，其主要指标为：COD 72.33~228.47 mg·L−1、NH4+-N 22.36~79.91 mg·L−1、总磷(TP) 1.09~5.15 mg·L−1、COD/N 1.2~4.2、pH 7.38~7.85。
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A2/O反应器的有效容积为102 L，结构如图1所示。反应器包含3个独立的反应池和1个二次沉淀池，二沉池有效容积为16 L。第1个和第2个圆柱体反应器分别是厌氧(有效容积16 L)和缺氧池(有效容积16 L)。第3个反应池(有效容积54 L)为好氧池，被分成了4个室，泥水混合液在其中经“S”型缺口流动。
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系统总体运行近110 d。厌氧池、缺氧池、好氧池和二次沉淀池的水力停留时间(hydraulic retention time，HRT)分别控制在2 h、2 h、6.7 h和2 h。机械搅拌器(HJ-541/HJ-931，SUNSUN公司，中国)用于进水箱中污水搅拌、促进厌氧池和缺氧池污泥内循环，以及好氧池中的污泥流动。实际污水的pH为7.38~7.85，储存于1个水箱中，由泵引入反应器。内循环由最后一个好氧室到缺氧池进行污泥回流，外循环由二次沉淀池到厌氧池进行污泥回流。进水流量、内外循环流量均由蠕动泵控制(BT100-2J/BT300-2J，LONGER公司，中国)，流量为193 L·d−1。对厌氧池和缺氧池进行污泥循环，以使得污水和活性污泥完全混合，流量为386 L·d−1。由气泵提供连续曝气(最大流速50 L·min−1，SQG Corp公司，中国)，并连接穿孔管至每个好氧室，溶解氧(dissolved oxygen，DO)保持在0.3~2.0 mg·L−1，采用空气流量计控制曝气量。pH和DO由pH和DO测定仪监测(HQ30d，HACH公司，美国)。反应液温度控制在15~29 ℃。当温度低于15 ℃时，进水箱和好氧池第三室采用加热装置(JRB-230/JRB-210，SUNSUN公司，中国)进行加温。污泥停留时间(sludge retention time，SRT)为20~30 d，通过手动从二次沉淀池排放适量污泥以控制污泥龄。
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1)启动阶段(第1天至第15天)。接种污泥至A2/O反应器，初始反应器内平均污泥质量浓度接近5 000 mg·L−1。随着反应器运行，接种污泥逐渐适应厌氧-缺氧-好氧的环境及本研究所采用的实验参数，期间对反应器的生物除磷能力进行分析，以明确生物除磷途径。
2)阶段1(第16天至第41天)。考察系统的生物除磷性能及生物除磷途径。
3)阶段2(第42天至第110天)。在第41天，向A2/O反应器中加入富含反硝化菌群的活性污泥，添加比例约为3.4%(由3.5 L添加至102 L)。该菌群来源于SBR在(20±2) °C、pH(7.5±0.2)和DO为0的条件下，以亚硝酸钠和乙酸钠为底物，根据前一周期的底物反应速率和COD/N适当调节本周期的底物流加速率即底物浓度，富集培养得到反硝化菌群。该菌群中含假单胞菌属Pseudomonas 56.13%，脱氯单胞菌属Dechloromonas 5.19%，黄杆菌属Flavobacterium 11.70%，陶厄氏菌属Thauera 7.76%和红杆菌属Rhodobacter 3.48%，总占比为84.26%。系统的最高亚硝酸盐反硝化速率超过270 mg·(L·h)−1，COD/N约为2.7。该菌群可同时利用亚硝酸盐和硝酸盐为电子受体进行反硝化[29]，实验评价添加反硝化菌群后系统的生物除磷性能及生物除磷途径。
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在进行化学分析前，样品首先采用中速定性滤纸进行过滤。分析指标有TP、COD、NO3−-N等，按照国家环保总局规定的标准方法测定[30]。
反硝化除磷率 (η) 定义为反硝化吸磷量占总吸磷量的比例[31]。计算式为式 (1) 。
式中：CTP-Ano-S和CTP-Ano-E分别指缺氧段磷吸收开始和结束时TP，mg·L−1；CTP-Aer-S和CTP-Aer-E分别指好氧段磷吸收开始和结束时的TP，mg·L−1。
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取污泥样品进行DNA提取、PCR扩增(V3–V4)、琼脂糖凝胶电泳、DNA纯化，采用Illumina Miseq03测序平台进行16S rRNA高通量测序(生工生物工程股份有限公司，上海)。对结果进行过滤处理，得到优化序列。在97%相似度水平下进行操作分类单元(OTU)聚类分析，研究结果用于描述不同微生物群落之间的相似性和差异性，从而明确主要物种比例。
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在近15 d的反应器启动期内，TP去除率呈逐渐上升趋势且跨度很大，由34.69%经49.85%至61.68%。COD去除率较为稳定，为52.53%~61.86%。这说明取自污水处理厂的接种污泥在本研究的设计参数下，已逐渐适应了A2/O工艺的运行，结果如图2所示。从除磷效果来分析，在阶段1，TP的去除途径以厌氧释磷和好氧吸磷为主，反硝化除磷现象并不显著。
待反应进行至第41天，A2/O系统加入富集的反硝化菌群，添加比例约为3.4%(3.5 L添加至102 L)。该菌群来源于SBR在(20±2) °C、pH(7.5±0.2)和DO为0的条件下，根据底物反应速率调节底物的流加速率，富集得到的富含反硝化菌群的活性污泥，其最高亚硝酸盐反硝化速率超过270 mg·(L·h)−1，系统中COD/N约为2.7，且该菌群可同时利用亚硝酸盐和硝酸盐为电子受体进行反硝化[29]。系统运行至第65天后，出现了显著的反硝化除磷现象，进水TP为4.34 mg·L−1，厌氧释磷后TP升至17.52 mg·L−1，缺氧出水TP大幅降至3.02 mg·L−1。即使温度低至约15 °C，反硝化除磷效果仍很显著，在TP去除率为88.48%的前提下，反硝化除磷率高达85.19%。当反应进行至第69天，好氧第4室的TP为最小值 (0.28 mg·L−1) 。在第65天后，反硝化除磷率持续保持在较高且稳定的水平，平均值约为64.62%，反硝化除磷途径TP去除负荷均值约为0.014 8 kg·(m3·d)−1。
图2(b)表明，在阶段2，反硝化菌群添加到A2/O系统内，厌氧区COD利用率逐渐增加至约80%，并且伴随着明显的厌氧释磷现象。这表明在厌氧区用于释磷的COD比例逐渐增加。然而，缺氧区COD的减少量较小，这说明细菌是利用储存的内碳源PHA进行的有效吸磷。已证实短链脂肪酸(short-chain fatty acid，SCFA)，即挥发性脂肪酸(volatile fatty acid，VFA)在厌氧区可作为碳源用于PHA的释放和储存，然后将储存的PHA用于缺氧区磷吸收[32]。本研究富集培养反硝化菌群采用的碳源是乙酸钠，属于VFA，故该菌群可利用实际生活污水中所含的VFA。此外，缺氧出水的NO3−-N大体约为1 mg·L−1，这表明NO3−基本上已通过反硝化除磷和反硝化2种途径实现脱氮，而缺氧出水中TP仍较高，这表明因硝酸盐不足致使磷被吸收的目标并未在缺氧段全部实现。
结合研究结果对此现象进行解释：1) 在启动期、阶段1和阶段2前期，虽然A2/O反应器中存在土著反硝化菌群，但并未发挥出显著的反硝化除磷能力，可能是由于能发挥反硝化除磷功能的细菌比例小、活性低；2) 以往研究表明，A2/O反应器常规运行，未能将土著反硝化菌群驯化发挥出反硝化除磷功能，本研究通过外加功能菌且保留，并淘洗无用细菌 (“换泥”) 方能实现；3) 本研究为单因素实验，在未改变A2/O反应器运行参数的前提下，只投加了富集得到的富含反硝化菌群的活性污泥，故出现的显著反硝化除磷现象归因于添加的富集得到的反硝化菌群；4) 已有研究报道某些类型的反硝化细菌具有除磷功能[24-28]，有些类型的PAOs也可进行反硝化除磷，通过在A2/O系统交替的厌氧-缺氧-好氧条件，刺激反硝化菌群逐渐发挥生物除磷功能，此过程需要一段时间；5) 富集得到的富含反硝化菌群的活性污泥，反硝化菌比例和活性均极高 (相比于土著反硝化菌) ，且投加比例适宜。
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图3表明系统中生物除磷的途径在反硝化菌群添加前后发生了显著变化。由厌氧释磷-好氧吸磷逐渐过渡到厌氧释磷-缺氧吸磷的反硝化除磷途径，通过阶段1和阶段2不同反应池TP稳定期均值变化可证实。添加反硝化菌群之前(阶段1)，进水、厌氧出水、缺氧出水和好氧第4室出水的TP平均值分别为2.66 mg·L−1、3.91 mg·L−1、3.14 mg·L−1和1.33 mg·L−1。因此，计算得到的缺氧吸磷量(0.77 mg·L−1)与好氧吸磷量(1.81 mg·L−1)的比率约为0.43，即平均反硝化除磷率约为29.84%。这表明好氧吸磷在生物除磷中发挥了重要作用。然而，在A2/O系统中添加富集的反硝化菌群后(阶段2自第65天起)，进水、厌氧出水、缺氧出水和好氧第4室出水的TP分别为2.86 mg·L−1、11.95 mg·L−1、4.10 mg·L−1和0.83 mg·L−1，缺氧吸磷量(7.85 mg·L−1)与好氧吸磷量(3.27 mg·L−1)的比率显著增加到2.40，即平均反硝化除磷率提高至73.34%。这说明反硝化除磷在生物除磷中起主导作用。上述分析证明了该单污泥A2/O系统可达到反硝化除磷的预期效果。此外，由于二次沉淀池出现二次释磷现象，故将其有效体积缩小至11 L，以缩短水力停留时间，缓解二次释磷的程度。
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属水平细菌群落结构如图4所示。yrd2_1为接种污泥；yrd2_3为富集培养后的反硝化菌群；S_1为A2/O反应器添加菌群前(运行第41天)的混合污泥样品；A1_2为A2/O反应器添加菌群后(运行第42天)的厌氧池污泥样品；A2_2为A2/O反应器添加菌群后(运行第42天)的缺氧池污泥样品；O_2为A2/O反应器添加菌群后(运行第42天)的好氧池污泥样品；S_3为A2/O反应器添加菌群后(运行第101天)的混合污泥样品。反硝化菌群富集后，已报道的具有反硝化功能的假单胞菌属Pseudomonas、脱氯单胞菌属Dechloromonas、黄杆菌属Flavobacterium、陶厄氏菌属Thauera、红杆菌属Rhodobacter、热单胞菌属Thermomonas为主要优势菌属，相对丰度分别增加至56.13%、5.19%、11.70%、7.76%、3.48%和0.87%，较接种污泥显著提高[29]。A2/O反应器运行至第41天(未添加反硝化菌群)，未出现显著的反硝化除磷现象。此时，混合污泥样品S_1中Thauera、Ottowia、Ferruginibacter、Novosphingobium、Sulfuritalea等几种菌属比例相对较高，约为3%~6%，主要发挥其反硝化功能[33-36]。
待在A2/O反应器缺氧区添加了富集的反硝化菌群后，由于活性污泥A2/O工艺为连续流运行，活性污泥流动和混合良好，故不同反应池的细菌群落结构相似(见图4中的A1_2、A2_2和O_2样品)。运行至第101天时，混合污泥样品S_3显示，Terrimonas、Ferruginibacter、Ottowia、Rhodobacter、Thermomonas、Dechloromonas等菌属占优势，其中已知Dechloromonas、Rhodobacter属DPAOs，Thermomonas属PAOs[24-28]。这几种具有反硝化除磷功能的菌属在反硝化菌群富集后比例升高，且在A2/O反应器运行至第101天反硝化除磷现象显著时为相对优势菌属。在接种污泥中Dechloromonas、Rhodobacter、Thermomonas占比分别为0.27%、1.33%、0.11%，反硝化菌群富集后分别占比4.95%、3.49%、0.87%，A2/O反应器运行至第101天分别占比0.66%、1.27%、3.38%。推测所富集的反硝化菌群添加至A2/O反应器内，在长期运行中，受反应参数等因素影响，如Dechloromonas、Rhodobacter、Thermomonas等几类具有反硝化除磷功能的菌属与反应器内活性污泥中的其他一部分菌属产生协同或竞争作用并逐渐发挥优势作用，因而出现较为显著的反硝化除磷现象。尽管比例较小，但生物活性较高。具体涉及的菌属间的作用机制较为复杂，尚需进一步探究。
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采用单一和易降解有机碳源会产生污泥膨胀现象[37]，而本研究所添加的反硝化菌群由SBR富集培养得到，在富集期间以乙酸钠作为唯一有机碳源[29]，未发生污泥膨胀且污泥沉降性能提高(SVI由高于110 mL·g−1下降至低于70 mL·g−1)。该结果与间歇运行每周期开始快速进料模式和晶核假说原理有关[38-39]。结果表明，沉降能力强的污泥易分布于沉淀池底部靠近中心管的位置[40]。由于A2/O反应器内的接种污泥与SBR内的接种污泥均取自同一污水处理厂回流污泥，且SBR富集培养后活性污泥沉降性提高，故添加的富含反硝化菌群的活性污泥易分布于A2/O反应器的二次沉淀池底部。传统活性污泥工艺二次沉淀池的剩余污泥与外回流污泥均由沉淀池底部输出，如图5所示。因此，为防止添加的反硝化菌群随剩余污泥排放而流失，可将二次沉淀池剩余污泥排泥位置由池底部提高[41]，至沉淀泥面层下方接近泥面层位置，使得该菌群保留于A2/O反应器内，延长其污泥龄并提高其比例，实现生物强化作用。
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1)将反硝化菌群添加到单污泥A2/O工艺中，通过活性污泥在厌氧-缺氧-好氧的环境下交替运行，刺激反硝化菌群发挥生物除磷功能，简化了DPAOs在厌氧-缺氧条件或厌氧-缺氧-好氧条件下的富集培养程序。研究结果可为探索基于传统活性污泥系统的低碳途径生物脱氮除磷工艺、并更好地利用反硝化除磷菌提供参考。
2)在该反硝化菌群添加于A2/O工艺后，体系的除磷途径由明显的厌氧释磷-好氧吸磷途径向厌氧释磷-缺氧吸磷的反硝化除磷途径过渡，表现出显著的反硝化除磷现象，且具有反硝化除磷功能的菌群为相对优势菌属。
3)添加的富含反硝化菌群的活性污泥的沉降能力高于A2/O系统内的活性污泥，将传统二次沉淀池剩余污泥排泥位置由池底部提高至沉淀泥面层下方接近泥面层位置，可防止添加的反硝化菌群随剩余污泥排放而流失。
添加反硝化菌群的A2/O反硝化除磷低碳工艺启动
Start-up of low-carbon denitrifying phosphorus removal in an A2/O process after augmentation of denitrifying bacterial community
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摘要: 为探究反硝化除磷低碳工艺的实际效果，采用序批式反应器(SBR)根据底物反应速率来调节底物的流加速率，并以温度(20±2) °C、pH(7.5±0.2)和溶解氧(DO)为0的反应条件富集反硝化菌群。得到可同时利用亚硝酸盐和硝酸盐为电子受体的反硝化菌群，将其添加至厌氧-缺氧-好氧(A2/O)工艺中，以刺激反硝化细菌在反应器中发挥生物除磷功能，并开展工艺启动研究。结果表明：在加入反硝化菌群后，A2/O工艺发生了明显的反硝化除磷反应，且系统运行稳定；反硝化除磷途径的TP去除负荷均值约为0.014 8 kg·(m3·d)−1；厌氧出水TP平均值为11.95 mg·L−1，且缺氧吸磷量与好氧吸磷量的平均比率约为2.40，即平均反硝化除磷率高达73.34%。这表明在单污泥A2/O工艺中成功实现了反硝化除磷的启动，从而证明了反硝化菌群的生物强化作用，其中的反硝化除磷功能菌群的相对优势菌属包括Dechloromonas、Rhodobacter、Thermomonas等。本研究可为探索基于传统活性污泥系统的低碳生物脱氮除磷工艺，并更好地利用反硝化除磷菌(DPAOs)提供了案例参考。Abstract: In order to explore the practical effect of low-carbon denitrification phosphorus removal process, the start-up study of the process was carried out in sequencing batch reactor (SBR). The substrate flow acceleration rate was adjusted according to the substrate reaction rate under a condition of a temperature of (20±2) °C, a pH of (7.5±0.2), and a dissolved oxygen (DO) content of 0. Denitrifying bacterial community that could use both nitrite and nitrate as electron acceptors was enriched and added into an anaerobic-anoxic-oxic (A2/O) process to stimulate the denitrifying bacteria to play the biological phosphorus removal function in the reactor. The results revealed that after adding denitrifying bacterial this A2/O process had obvious denitrification and phosphorus removal reaction, and the system ran stably. The average load of TP removal by denitrifying phosphorus removal was around 0.0148 kg·(m3·d)−1. The average concentration in the anaerobic effluent reached 11.95 mg·L−1, and the average ratio of anoxic phosphorus uptake amount to aerobic phosphorus uptake amount reached 2.40, that is the average denitrifying phosphorus removal rate was as high as 73.34%. This indicated that the start-up of denitrifying phosphorus removal was achieved in this single-sludge A2/O process, thus demonstrating the biological strengthening effect of denitrifying bacterial, and the comparative advantages of denitrifying phosphorus removal bacteria including Dechloromonas , Rhodobacter , Thermomonas , etc. This work proposed an available choice to take better advantage of DPAOs in a traditional activated sludge system to accomplish low-carbon biological nitrogen and phosphorus removal.
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近年来由于食品加工行业的发展，随之产生了大量有机物浓度较高且含盐量较高的废水. 由于高浓度盐分的存在，采用生化处理会造成微生物活性受到严重抑制，最终导致对废水中的有机物降解效率低下[1]. 好氧膜生物反应器（aerobic membrane bioreactor，MBR）技术相较于传统好氧工艺，能很好将污泥截留在系统中，从而提高处理效率. 此外，MBR能将污泥停留时间（sludge retention time, SRT）与水力停留时间（hydraulic retention time, HRT）分开控制，易于管理控制，因此近几年在高盐废水处理中受到普遍关注[2-3]. 然而在采用MBR工艺处理高盐废水过程中面临的主要问题是膜污染问题[4]. 膜污染是指混合液中的污泥絮体、胶体粒子或有机盐和无机盐类，与膜存在物理化学作用而在膜表面沉淀与积累，或由于膜孔的吸附而使膜孔堵塞，过滤性下降，从而导致膜通量与分离特性的不可逆的变化的现象[5]. 膜污染的表观现象是随着MBR的运行，系统拦截的污泥和过滤的水量增多，膜表面会堆积形成滤饼层以及凝胶层，从而造成跨膜压差（trans-membrane pressure，TMP）的增加，导致膜通量越来越低. 当TMP增加到一定值时，膜无法正常使用，需要进行物理和化学清洗，高频次的化学清洗会影响膜的寿命. 因此膜污染是膜生物反应器在运行过程种需要重点控制的对象，它不仅影响膜组件的产水率，还影响膜组件的使用寿命及设备的能耗[6].
目前关于MBR处理高盐废水的膜污染已有较多报道，李津[7]研究发现，MBR工艺处理高盐废水过程中微生物所分泌的大量溶解性微生物产物（soluble microbial products, SMP）和胞外聚合物（bound extracellular polymeric substances, BEPS）是造成膜污染的主要原因，用清水结合次氯酸钠溶液能有效清洗膜. 李彬等[8]针对MBR处理高盐废水时膜面污染物的特性进行了研究，发现随着MBR系统盐度的升高，污泥的性质发生了较大变化，污泥的悬浮性固体（SS）及挥发性悬浮固体（VSS）与SS的比值均发生了下降，SMP的含量略有上升，膜面的有机污染物主要成分为糖类、蛋白和腐殖酸等. 陈启伟[9]研究表明，较小的污泥粒径对膜通量是不利的，较小的粒径会加速浓差极化的形成，从而加速膜污染. 还有报道指出盐度的存在会增加膜表面的结垢倾向，加速膜污染的形成[10].
尽管关于高盐废水处理过程的膜污染问题及影响因素已有相关报道，然而膜污染问题及成因仍然是一个比较复杂的问题，且不同的水质和运行条件对膜污染和污泥性质产生的影响均不同. 因此，本研究针对连云港某营养食品加工企业生产的两种SO42-浓度分别为1.6%和2.6%的废水，采用两套中试规模好氧膜生物反应器（MBR）进行处理，通过对两系统的TMP和污泥性质以及膜阻分布情况进行监测，初步研究对比探讨不同硫酸盐浓度对活性污泥性质和膜污染的影响. 通过对MBR处理高盐废水中膜污染规律和污泥性质的研究，有利于MBR系统在处理高盐废水中的改造和膜清洗方案的选择，且对膜生物反应器的开发及工程化应用有一定的指导意义.
1. 实验部分（Experimental section）
1.1 实验装置
本研究采用MBR工艺，装置如图1所示.
装置主要由硝化池（O池）和MBR池组成，两池的有效容积都为44 L，整套反应器的总有效容积为88 L. 在O池和MBR出的底部装有纳米吸盘曝气装置，曝气装置分别用空气流量计控制，用以保持池内的溶解氧在2—4 mg·L−1，同时可以使池内的污泥混合液充分混合，防止污泥沉底堆积. MBR池的硝化液通过蠕动泵控制回流至O池，以控制两池污泥浓度相同，防止MBR池污泥经浓缩后浓度过高，影响两池的硝化性能. 污泥停留时间（sludge retention time，SRT）为44 d.
实验所用的膜组件为聚偏氟乙烯（PVDF，江苏诺莱智慧水务装备有限公司）的中空纤维膜，有效膜面积为0.43 m2，过滤方式采用负压抽吸. 膜组件底部设有射流曝气装置，在提供溶解氧的同时可以冲刷膜表面，缓解膜污染. 反应器的进出水均采用蠕动泵控制，出水的抽停比为9 min:1 min，跨膜压差（trans-membrane pressuredrop，TMP）采用压力表测定，当TMP超过30 kPa时，对膜组件进行清洗.
1.2 接种污泥与实验用水
本实验接种的污泥取自无锡市某餐厨废水处理厂的好氧生化污泥，所用废水为连云港某营养食品加工企业产生的废水，因生产工艺的不同，会产生不同
SO2−4 SO2−4 表 1 1.6%SO2−4 Table 1. The influent quality of 1.6%SO2−4 第1 天—第25天 第26天—第60天 第61天—第110天 pH 3.8—4.2 3.8—4.2 3.8—4.2 硫酸根/（mg·L−1） 16000—17800 17200—17900 17200—17900 COD/（mg·L−1） 5400—5600 5400—5600 7500—8100 TDS/（g·L−1） 27—30 27—30 27—30 电导率/（ms·cm−1） 25—30 28—30 28—30 TN/（mg·L−1） 20—25 180—200 320—350 TP/（mg·L−1） 5—10 8—10 8—10 氨氮/（mg·L−1） 15—20 15—20 15—20 Ca/（mg·L−1） 25—35 25—35 25—35 Mg/（mg·L−1） 5—15 5—15 5—15 Fe/（mg·L−1） 0.1—0.6 0.1—0.6 0.1—0.6 | Show Table
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表 2 2.6%SO2−4 Table 2. The influent quality of 2.6%SO2−4 第1天—第40天 第41天—第50天 第51天—第110天 pH 3.7—3.9 3.5—4.1 3.6—4.2 硫酸根/（mg·L−1） 26800—28000 26800—28000 22600—23000 COD/（mg·L−1） 8000—8900 7000—7800 7500—8000 TDS/（g·L−1） 42—45 45—55 50—54 电导率/（ms·cm−1） 38—40 38—40 38—40 TN/（mg·L−1） 28—30 320—350 320—350 TP/（mg·L−1） 10—15 10—15 15—20 氨氮/（mg·L−1） 15—20 15—20 15—20 Ca/（mg·L−1） 35—45 35—45 35—45 Mg/（mg·L−1） 10—20 10—20 10—20 Fe/（mg·L−1） 0.2—0.8 0.2—0.8 0.2—0.8 | Show TableDownLoad:
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两股废水中原水有机物较高，而TN较低，使得C/N过高，在运行了25 d后，
SO2−4 SO2−4 SO2−4 1.3 实验设计
同时运行两组实验MBR装置，一组进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 表 3 MBR反应器运行策略Table 3. Operating strategy of MBR reactorSO2−4 SO2−4 阶段 Stage 天数/d Days 容积负荷/（kg·（m3·d）−1 COD） VLR HRT /d SRT/d 1.6% 提盐驯化阶 1—20 0.5 10 不排泥 负荷提升阶段Ⅰ 21—40 0.6 8.5 44 负荷提升阶段Ⅱ 41—80 0.72 8.5—10.2 44 负荷提升阶段Ⅲ 81—110 1.0 7 44 2.6% 提盐驯化阶段 1—36 0.5 16 不排泥 负荷稳定阶段 37—110 0.5 16—22 44 注：进水 SO2−4 Note: The reactor with influent of 1.6% SO2−4 | Show TableDownLoad:
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1.4 分析方法
MLSS、MLVSS采用国家环保总局规定的检测方法[11]；溶解性微生物产物（SMP）和结合性胞外聚合物（BEPS）的提取参考陈康等[12]的方法；采用苯酚-硫酸法和Folin-酚法测定SMP和BEPs中的多糖和蛋白质含量，两者的总和即为SMP和BEPS的含量[13]. 采用激光粒径分析仪（BT-2003）测定污泥粒径及粒径分布. 膜阻力分布根据Darcy定律[14]：
Rt=Rm+Rc+Rf=ΔpμJ 式中，Rt时过滤时的总阻力（m−1）,Rm是固有阻力（m−1），Rc是外部阻力（m−1），Rf是由不可逆吸附和膜孔堵塞引起的内部阻力（m−1），J是膜通量（L·（m2·h）−1），
Δp μ 2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 运行效能比较
两套实验装置的主要运行数据如表4所示，进水
SO2−4 表 4 反应器运行数据Table 4. Reactor Operation DataSO2−4 SO2−4 阶段Stage 天数/dDays 容积负荷/（kg·（m3·d）−1 COD）VLR 出水COD值/（mg·L−1）COD value of effluent COD去除率/%COD removal rate 氨氮去除率/%Ammonia nitrogen removal rate TN去除率/%TN removal rate TP去除率/%TP removal rate 1.6% 提盐驯化阶 1—20 0.5 205—210 96.2 81.3 36.7 35.2 负荷提升阶段Ⅰ 21—40 0.6 135—145 97.4 57.6 88.4 57.5 负荷提升阶段Ⅱ 41—80 0.7 120—145 97.5 90.8 89.7 99.8 负荷提升阶段Ⅲ 81—110 1.0 180—190 97.2 92.5 89.5 100.0 2.6% 提盐驯化阶段 1—36 0.5 400—460 94.7 68.2 35.6 59.6 负荷稳定阶段 37—110 0.5 280—290 96.3 82.6 80.7 100.0 | Show TableDownLoad:
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进入负荷提升/稳定阶段后，对两系统的进水C/N作了调整，通过添加尿素，补充有机氮源，控制C/N在25左右. 随后进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 综上，2.6%
SO2−4 SO2−4 2.2 膜运行性能比较
膜污染是衡量膜生物反应器稳定运行最重要的限制因素之一，频繁的膜清洗会减少膜的使用寿命，增加运行成本. 因此，进行膜污染的研究对于了解膜的运行性能至关重要. TMP可以用来表征膜污染的程度，随着反应器的运行，膜组件逐渐受到污染，TMP会随之增加. 图2为MBR在运行期间的TMP变化情况. 在110 d的运行时间里，进水
SO2−4 SO2−4 
图 2 反应器跨膜压差变化Figure 2. Changes of transmembrane pressure difference in the reactor（a） 1.6%SO2−4 SO2−4 （a） 1.6%SO2−4 SO2−4 在整个运行过程中，进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 随后在第81天用0.5%NaClO对进水
SO2−4 SO2−4 2.3 污泥浓度比较
为了解盐度和负荷提升对活性污泥的影响情况，对两反应器MBR池中MLSS、MLVSS以及MLVSS/MLSS的变化情况进行了监测，结果如图3所示. 进水
SO2−4 SO2−4 
图 3 反应器平均MLSS、MLVSS及其比值变化Figure 3. changes of average MLSS, MLVSS and their ratios in the reactor（a） 1.6%SO2−4 SO2−4 （a） 1.6%SO2−4 SO2−4 可以看出两系统的MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS在提盐时期均呈现下降趋势，这是由于初始两系统内接种活性污泥盐度较低，随着体系内盐度的逐渐上升，部分活性污泥因为难以适应环境的改变而死亡[18-19]，从而导致MLSS、MLVSS以及MLVSS/MLSS的整体下降.
随着活性污泥的逐渐驯化，耐盐微生物开始逐渐增殖，进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 目前关于污泥浓度和膜污染关系的研究中，不同学者之间有很大的差别. 研究结果的差异可能来源于不同的反应装置以及不同的污泥性质等，但普遍认为MLSS的变化对膜污染的影响与其范围有很大关系. Le等[22]研究表明，污泥浓度的增加会导致污泥粘度呈现指数形式的增加，从而加剧膜污染；而陆继来[23]在研究污泥浓度对膜污染的影响时，考察了4—10 g·L−1范围内污泥浓度变化对MBR装置TMP变化的影响，发现污泥浓度的升高，有助于保持膜通量，在高污泥浓度下，TMP的升高趋势更加平缓. 陈莉佳等[24]通过中试规模的反应装置，考察了MLSS在4—9 g·L−1和10—14 g·L−1范围内对膜TMP的影响，发现在较低污泥浓度下TMP上升速率很快，膜污染也更加严重，当污泥浓度升高时，TMP上升速率减小. 在本研究中，两套装置在前期接种的污泥浓度均较高，经过盐度驯化以及排泥后，污泥浓度有所降低，TMP增加逐渐加快，而2.6%
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 2.4 SMP和BEPS比较
SMP是溶解性的微生物产物，在MBR运行过程中，其会被吸附到膜上或进入到膜孔中造成污染. BEPS是一种结合的细胞外聚合物，它聚集于微生物细胞表面，对微生物具有保护作用，BEPS的存在会使污泥的性质发生改变，从而影响过滤性能. SMP和BEPS主要由蛋白质和多糖构成，在MBR运行结束后，提取两反应器MBR池中成熟污泥的SMP和BEPS，并与接种时污泥的组分进行比较，结果如图4所示. 两反应器接种污泥时其SMP和BEPS浓度分别为13.5 mg·g−1VSS和36.9 mg·g−1VSS （图4a），经过长期的高盐环境驯化后，进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 很多研究表明膜污染主要来源于MBR系统中的SMP，其值越高膜污染程度越严重[26, 29-30]. Gao等[31]的报道中指出SMP是MBR中膜面污染物凝胶层的主要成分来源，同时SMP含量的升高会增加混合液的黏度，造成MBR通量下降，膜阻力上升[32]. 而BEPS也是引发膜污染的主要因素，大多数研究都已表明BEPS浓度与膜污染成正相关关系[33-34]. 例如Patsios等[35]发现，生物絮凝体的BEPS含量在MBR长期运行时会影响TMP跳跃期间的不可逆污染的增加率，对膜的过滤性能造成负面的影响. 从2.2节可知，尽管2.6%
SO2−4 SO2−4 2.5 污泥体积平均粒径比较
反应器中污泥体积平均粒径的变化如图5所示，两反应器初始接种污泥MBR池的体积平均径为82.3 µm，经过110 d的运行后，进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 
图 5 反应器中污泥体积平均径的变化Figure 5. Changes of volume average diameter of sludge in the reactor很多研究表明，膜污染速度和污泥粒径有很大关系，污泥粒径越小，污泥越容易沉积在膜表面，膜污染速率越快[14, 37]. Shen等 [38]研究发现，导致膜污染的泥饼层中粒径较小的污泥絮体的比例更高，也就是说小絮体更容易附着在膜表面，导致膜污染. Lim等[39]研究发现，污泥粒径越小，越容易吸附或沉积在膜表面，甚至堵塞膜内部孔道，形成孔隙率低、密实的膜污染层，造成严重的膜污染. 在本研究中，2.6%
SO2−4 SO2−4 2.6 膜阻分布比较
膜阻力主要由三部分组成：膜固有阻力（Rm）、外部阻力（Rc）和不可逆吸附及膜孔堵塞引起的内部阻力（Rf）[12]. 膜固有阻力是指膜未使用之前的自身阻力. 外部阻力主要由泥饼层和凝胶层组成，通过物理清洗可以去除，而内部阻力需要通过化学方法才能去除. 为了探究在不同
SO2−4 
图 6 1.6%SO2−4 SO2−4 Figure 6. Distribution of membrane resistance of 1.6%SO2−4 SO2−4 第3次清洗时，进水
SO2−4 SO2−4 SO2−4 SO2−4 综上，进水
SO2−4 3. 结论（Conclusion）
1）经过长期的运行，进水
SO2−4 2）在MBR的运行过程中，进水
SO2−4 3）长期运行下，相比于进水 1.6% 系统，2.6%
SO2−4 SO2−4 4） 1.6%和2.6%
SO2−4 SO2−4 SO2−4 5）从膜阻力分布来看，两套装置的膜阻力都主要来源于外部阻力，且2.6%
SO2−4 SO2−4 -
图 2 在A2/O工艺不同区域内TP、COD和NO3--N的变化情况
Figure 2. The performance of TP，COD and NO3--N of A2/O process in different zones
图 3 A2/O工艺添加富集的反硝化菌群前(阶段1)和后(阶段2自第65天起)的TP
Figure 3. TP in the A2/O process before (phase 1) and after (since Day 65) adding enriched denitrifying bacterial community
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