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侧流磷回收强化主流脱氮除磷微观现象评价

本站小编 Free考研考试/2021-12-31
郝晓地1,,,
李季1,
赵梓丞1,
刘杰2
1.北京建筑大学城市设计高精尖中心, 中-荷未来污水处理技术研发中心, 北京 100044
2.北京首创生态环保集团股份有限公司, 北京 100044
作者简介: 郝晓地(1960―)，男，博士，教授。研究方向：可持续污水处理技术。E-mail: haoxiaodi@bucea.edu.cn.
通讯作者: 郝晓地,haoxiaodi@bucea.edu.cn ;

中图分类号: X703.1


Evaluation of microcosmic phenomena on enhancing main-stream biological nutrient removal by side-stream phosphate recovery

HAO Xiaodi1,,,
LI Ji1,
ZHAO Zicheng1,
LIU Jie2
1.Sino-Dutch R&D Centre for Future Wastewater Treatment Technologies, Beijing Advanced Innovation Centre of Urban Design, Beijing University of Civil Engineering and Architecture, Beijing 100044, China
2.Beijing Capital Eco-Environment Protection Group Co. Ltd., Beijing 100044, China
Corresponding author: HAO Xiaodi,haoxiaodi@bucea.edu.cn ;

CLC number: X703.1

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摘要
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摘要:在低碳源污水脱氮除磷时外加碳源虽然明显有效，但这会增加运行费用，且增加间接碳排放量。为此，考虑侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺，以解决低碳源进水对脱氮除磷的限制。基于变型UCT工艺，建立侧流磷回收单元，仅以调节pH方式实现磷沉淀。结果表明，实验确定的最佳侧流比为15%，调节侧流上清液pH至9.5~10.5即可实现较高的磷回收效率。此外，分析了侧流磷回收强化主流脱氮除磷作用，并进一步评估污泥性状、微生物活性与丰度等微观变化。通过实验，详细剖析并总结了侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺引起的微观现象，重点对污泥沉淀性能、胞外聚合物（EPS）变化、微生物（硝化细菌、聚磷菌、反硝化除磷菌等）活性与丰度等进行了深入分析与评价。以上研究结果有助于侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺推广应用。
关键词: 侧流磷回收/
脱氮除磷/
硝化细菌/
反硝化除磷/
污泥性能/
优势菌属

Abstract:External carbon source is effective on improving the efficiency of biological nutrient removal (BNR) with low-concentration influent organic loads, but it must increase operational costs and CO2 emission. Under the circumstance, side-stream phosphate removal (P-removal) on enhancing main-stream BNR should become an alternative to solve the BNR limitation by low-concentration influent carbon source. A modified UCT process with the side-stream P-removal unit was applied for recovering phosphate only by adjusting pH in this study. The experimental results reveal that the optimal side-stream ratio was 15% and pH at 9.5~10.5 for side-stream supernatant could achieve the highest P-recovery efficiency. The experiment results also indicated that the side-stream P-removal could enhance the main-stream BNR, and then associated sludge characteristics, activities of related bacteria as well as the species and abundance of dominant bacteria were experimentally studied and evaluated. With the experiments, microcosmic phenomena on enhancing main-stream biological nutrient removal by side-stream phosphate recovery was analyzed, and the performance of sludge sedimentation, extracellular polymer substances (EPS), the activity and abundance of microbials (including nitrifiers, phosphorus-accumulating organisms (PAOs) and denitrifying phosphorus removing bacteria (DPB)) were mainly analyzed and evaluated. The conclusions would be useful for promoting the practical application of the side-stream P-removal on enhancing the main-stream BNR.
Key words:side-stream phosphate recovery/
biological nutrient removal/
nitrifiers/
denitrifying phosphate removal/
sludge characteristics/
dominant microbials.

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图1实验小试装置工艺流程
Figure1.Lab-scale configuration of the bioreactors


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图2反应器不同工况进出水水质情况
Figure2.Influent and effluent water qualities in the bioreactor


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图3pH与磷回收效果
Figure3.Effect of phosphate recovery associated by pH


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图4微生物和化学除磷贡献率
Figure4.Contribution of microbials and chemicals to bio-P removal


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图5不同阶段细菌纲水平丰度
Figure5.Relative abundance of microbial species at Class level


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表1合成配水主要成分与污染物浓度
Table1.Major compositions and concentrations in the synthetic wastewater
阶段COD总量/
(mg·L?1) a		TN/(mg·L?1) bTP/(mg·L?1) c
Ⅰ~Ⅱ250505
Ⅲ350505
Ⅳ~Ⅶ450505
　　注：a表示进水耗氧有机物(以COD计)包括乙酸钠、葡萄糖与胰蛋白胨，在阶段Ⅰ~Ⅱ，三者分别为100、 100、50 mg·L?1 COD当量，在阶段Ⅲ，三者分别为150、150、50 mg·L?1COD当量，在阶段Ⅳ~Ⅶ，三者分别为200、200、50 mg·L?1 COD当量；b表示进水TN由NH4Cl和胰蛋白胨组成，其中胰蛋白胨贡献进水N当量6 mg·L?1；c表示进水TP由KH2PO4组成。

阶段COD总量/
(mg·L?1) a		TN/(mg·L?1) bTP/(mg·L?1) c
Ⅰ~Ⅱ250505
Ⅲ350505
Ⅳ~Ⅶ450505
　　注：a表示进水耗氧有机物(以COD计)包括乙酸钠、葡萄糖与胰蛋白胨，在阶段Ⅰ~Ⅱ，三者分别为100、 100、50 mg·L?1 COD当量，在阶段Ⅲ，三者分别为150、150、50 mg·L?1COD当量，在阶段Ⅳ~Ⅶ，三者分别为200、200、50 mg·L?1 COD当量；b表示进水TN由NH4Cl和胰蛋白胨组成，其中胰蛋白胨贡献进水N当量6 mg·L?1；c表示进水TP由KH2PO4组成。

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表2好氧池pH与出水${{{\bf{NH}}_4^{+} }}$-N浓度
Table2.pH and ${{{\rm{NH}}_4^{+}}} $-N concentrations
阶段出水${\rm{NH}}_4^{+} $/(mg·L?1)pH
Ⅱ0.0±0.16.93±0.4
Ⅲ0.6±1.06.73±0.5
Ⅳ2.9±3.76.38±0.2
Ⅴ0.4±0.27.47±0.3
Ⅵ1.0±0.87.50±0.4
Ⅶ0.5±0.47.72±0.5

阶段出水${\rm{NH}}_4^{+} $/(mg·L?1)pH
Ⅱ0.0±0.16.93±0.4
Ⅲ0.6±1.06.73±0.5
Ⅳ2.9±3.76.38±0.2
Ⅴ0.4±0.27.47±0.3
Ⅵ1.0±0.87.50±0.4
Ⅶ0.5±0.47.72±0.5

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表3侧流磷回收前后不同细菌活性分析
Table3.Analysis of the activities of different bacteria before and after the side-stream P-removal
阶段工况释磷
/(mg·(g·h)?1)		VFAup
/(mg·(g·h)?1)		吸磷
/(mg·(g·h)?1)		硝化速率
/(mg·(g·h)?1)		反硝化速率
/(mg·(g·h)?1)
Ⅱ450 mg·L?1 COD9.515.111.314.79.6
Ⅳ250 mg·L?1 COD4.37.93.35.93.8
Ⅴ15%侧流7.09.65.79.87.4
Ⅶ30%侧流5.58.35.510.25.4

阶段工况释磷
/(mg·(g·h)?1)		VFAup
/(mg·(g·h)?1)		吸磷
/(mg·(g·h)?1)		硝化速率
/(mg·(g·h)?1)		反硝化速率
/(mg·(g·h)?1)
Ⅱ450 mg·L?1 COD9.515.111.314.79.6
Ⅳ250 mg·L?1 COD4.37.93.35.93.8
Ⅴ15%侧流7.09.65.79.87.4
Ⅶ30%侧流5.58.35.510.25.4

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表4污泥性能参数汇总
Table4.Summary of sludge characteristics
阶段工况SVI
/(mL·g?1)		EPS
/(mg·g?1)		结构性EPS
/(mg·g?1)		胞外多糖
/(mg·g?1)		胞外蛋白
/(mg·g?1)		PN/PS
Ⅱ450 mg·L?1 COD78165.5±3.0677.3±20.5149.3±11.0351.0±34.12.36
Ⅳ250 mg·L?1 COD70137.8±13.2687.1±9.6125.4±3.3430.0±14.23.43
Ⅴ15%侧流134145.4±9.8470.2±7.3130.2±4.5380.3±3.92.92
Ⅶ30%侧流162150.3±2.3435.2±1.6141.7±7.4410.4±5.62.91

阶段工况SVI
/(mL·g?1)		EPS
/(mg·g?1)		结构性EPS
/(mg·g?1)		胞外多糖
/(mg·g?1)		胞外蛋白
/(mg·g?1)		PN/PS
Ⅱ450 mg·L?1 COD78165.5±3.0677.3±20.5149.3±11.0351.0±34.12.36
Ⅳ250 mg·L?1 COD70137.8±13.2687.1±9.6125.4±3.3430.0±14.23.43
Ⅴ15%侧流134145.4±9.8470.2±7.3130.2±4.5380.3±3.92.92
Ⅶ30%侧流162150.3±2.3435.2±1.6141.7±7.4410.4±5.62.91

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表5不同阶段主要细菌属水平相对丰度
Table5.Relative abundance of dominant microbial species at genus level
菌属微生物相对丰度/%
ⅡⅣⅦ
硝化菌属Nitrosomonas0.390.310.68
Nitrospira0.450.200.66
反硝化菌属Trichococcus15.1811.1312.60
Dokdonella1.590.530.52
Dechloromonas1.370.170.35
Terrimonas0.961.962.03
Comamonadaceae0.931.091.32
Zoogloea0.120.060.08
Thauera0.290.160.27
反硝化除磷菌属Caldilineaceae3.315.296.85
Clostridium0.010.440.69
聚磷菌Candidatus_Accumulibacter1.600.430.69
Tetrasphaera0.620.760.87
Acinetobacter1.860.020.13
Aeromonas0.450.020.07
聚糖原菌Candidatus Competibacter11.5110.219.88

菌属微生物相对丰度/%
ⅡⅣⅦ
硝化菌属Nitrosomonas0.390.310.68
Nitrospira0.450.200.66
反硝化菌属Trichococcus15.1811.1312.60
Dokdonella1.590.530.52
Dechloromonas1.370.170.35
Terrimonas0.961.962.03
Comamonadaceae0.931.091.32
Zoogloea0.120.060.08
Thauera0.290.160.27
反硝化除磷菌属Caldilineaceae3.315.296.85
Clostridium0.010.440.69
聚磷菌Candidatus_Accumulibacter1.600.430.69
Tetrasphaera0.620.760.87
Acinetobacter1.860.020.13
Aeromonas0.450.020.07
聚糖原菌Candidatus Competibacter11.5110.219.88

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收稿日期:2021-08-17
录用日期:2021-10-27
网络出版日期:2021-12-22
-->刊出日期:2021-11-10



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郝晓地1,,,
李季1,
赵梓丞1,
刘杰2
通讯作者: 郝晓地,haoxiaodi@bucea.edu.cn ;
作者简介: 郝晓地(1960―)，男，博士，教授。研究方向：可持续污水处理技术。E-mail: haoxiaodi@bucea.edu.cn 1.北京建筑大学城市设计高精尖中心, 中-荷未来污水处理技术研发中心, 北京 100044
2.北京首创生态环保集团股份有限公司, 北京 100044
收稿日期: 2021-08-17
录用日期: 2021-10-27
网络出版日期: 2021-12-22
关键词: 侧流磷回收/
脱氮除磷/
硝化细菌/
反硝化除磷/
污泥性能/
优势菌属
摘要:在低碳源污水脱氮除磷时外加碳源虽然明显有效，但这会增加运行费用，且增加间接碳排放量。为此，考虑侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺，以解决低碳源进水对脱氮除磷的限制。基于变型UCT工艺，建立侧流磷回收单元，仅以调节pH方式实现磷沉淀。结果表明，实验确定的最佳侧流比为15%，调节侧流上清液pH至9.5~10.5即可实现较高的磷回收效率。此外，分析了侧流磷回收强化主流脱氮除磷作用，并进一步评估污泥性状、微生物活性与丰度等微观变化。通过实验，详细剖析并总结了侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺引起的微观现象，重点对污泥沉淀性能、胞外聚合物（EPS）变化、微生物（硝化细菌、聚磷菌、反硝化除磷菌等）活性与丰度等进行了深入分析与评价。以上研究结果有助于侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺推广应用。

English Abstract






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--> --> --> 近年来，我国污水处理出水标准不断提高，主要是针对氮、磷去除要求日趋严格。然而，我国市政污水普遍存在进水碳源不足以完成生物脱氮除磷的问题。为此，实践中大多通过外加碳源与化学药剂分别进行生物脱氮和化学除磷，这会导致资源消耗、能耗过高。为此，可借鉴荷兰已应用的一种厌氧上清液侧流磷回收强化主流脱氮除磷工艺BCFS[1]。其中，厌氧池相当于磷的“浓缩器”，将进水普遍较低的磷质量浓度(3~6 mg·L?1，以P计)以过量释磷方式提高至20~40 mg·L?1[2]。将厌氧池部分上清液引出，以侧流添加药剂实现磷沉淀并回收，可很容易去除约50%进水磷负荷；同时，这部分上清液再回流至后续主流缺氧、好氧单元，相当于为脱氮除磷所需碳源减负，使COD/N与COD/P比值提高，即与外加碳源作用异曲同工[3]。
此前的研究与应用已基本确定了侧流磷回收单元对主流脱氮除磷的强化作用，但需进一步解析该工艺的作用机理与最佳工况。为此，本研究通过实验验证方式探求了最佳侧流比及药剂投加量，考察了磷回收对主流脱氮除磷效果的影响，以期揭示侧流磷回收强化主流脱氮除磷的过程及机理。

1. 材料与方法

1.1. 实验装置与运行

实验主流系统采用变型UCT(BCFS)工艺；系统设计流量(Q)为500 L·d?1，水力停留时间(HRT)为18.8 h，各反应池容积见图1。侧流磷回收单元包括1个厌氧池内物理泥水分离区和侧流药剂混凝区，侧流比例qs为侧流水量与进水量之比(Qs/Qin)。设计进水采用人工配水，COD值依工况选定，有机成分以乙酸钠、葡萄糖及胰乳蛋白胨为主。配水各污染物浓度参数详见表1。







1.2. 测定与分析方法

实验中COD采用重铬酸钾法并利用自动电位滴定仪测定；TN、${\rm{NH}}_4^{+} $-N、${\rm{NO}}_3^{-} $-N分别采用碱性过硫酸钾/紫外分光光度法、纳氏试剂比色法、盐酸+氨基磺酸比色法测定；TP、${\rm{PO}}_4^{3-} $-P采用钼酸铵分光光度法；pH、DO、ORP、MLSS、MLVSS、SVI等参数采用《水和废水监测分析方法(第四版)》方法测定；Ca2+、Mg2+利用ICP-OES仪器测定[4]；释磷、吸磷作用活性、硝化、反硝化作用活性采用标准方法测定[5]；EPS提取采用高温碳酸钠法[6]；胞外多糖、蛋白质采用苯酚硫酸法、Lorry法[7-8]；微生物丰度利用16S rRNA基因与宏基因组测序。

2. 结果与讨论

2.1. 整体运行结果

BCFS反应器不同工况运行及进出水水质变化见图2。可以看出，以进水COD为450 mg·L?1启动运行，污泥质量浓度(MLSS)保持约在3 000 mg·L?1。当反应器出水COD、N、P等指标达到并稳定于理想值(一级A标准)后，逐渐开始降低进水COD值(350、250 mg·L?1)，同时保持进水N、P不变，目的是考察低碳源污水情况下出水N、P恶化情况，并由此启动侧流磷回收工艺单元。结果表明，当进水COD值降为250 mg·L?1后，出水N、P质量浓度开始升高，由COD≥350 mg·L?1时的满足一级A标准突然增至出水TN为(27.0±9.4) mg·L?1、TP为(2.6±1.2) mg·L?1。这说明此时进水COD不足，已成为脱氮除磷限制性因素。由此启动侧流磷回收系统，以qs为15%~30%分别考察侧流磷回收后出水N、P的优化作用。


当侧流磷回收qs为15%时，在其他进水条件(COD为250 mg·L?1)与运行工况不变情况下，出水TP下降最为明显，由(2.6±1.2) mg·L?1立刻下降至(0.5±0.1) mg·L?1(降幅达80%)；TN下降虽不及TP，但TN也由(27.0±9.4) mg·L?1下降至(16.1±1.9) mg·L?1，降幅为40%。继续加大侧流流量(qs=30%)运行，出水TN为(12.2±2.2) mg·L?1、TP为(0.2±0.2) mg·L?1，说明侧流强化作用随qs加大而增加。
根据前期磷回收研究[9]结果，侧流磷回收将不再聚焦鸟粪石(MAP，Mg(NH4)PO4·6H2O)，代以常见而又容易形成的羟基磷灰石(HAP，Ca5(PO4)3OH)，可充分利用原水中的Ca2+，只需调节pH。小试实验利用NaOH确定最佳pH。如图3所示，当pH>9.0时，磷酸盐(${\rm{PO}}_4^{3-} $-P)可被迅速沉淀；当pH>10.0时，上清液残留${\rm{PO}}_4^{3-} $-P质量浓度可降至低于1.0 mg·L?1。因此，确定实验pH为9.5~10.5。


化学侧流磷回收可间接提高COD/P、COD/N，对主流脱氮除磷具有明显的提升效果。为此，从反应器运行过程的参数、反应速率及微生物种属变化等多角度辨析其深层次强化作用机理。

2.2. 对系统碱度的影响

${\rm{NH}}_4^{+} $-N去除率的提高可能是加入化学侧流磷后引入了部分碱度，不同阶段内好氧池平均pH与出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N浓度变化见表2。在运行初期(阶段Ⅱ)，碳源(COD为450 mg·L?1)充足条件，好氧池pH处于6.93±0.5，该过程可由反硝化作用补充部分碱度，硝化作用正常进行，出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度接近于0 mg·L?1。当COD降低为350 mg·L?1(阶段Ⅲ)，碳源略显不足，从而导致反硝化受限，补充碱度降低，pH下降6.73±0.5，使得出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N略微攀升至(0.6±1.0) mg·L?1。在第Ⅳ阶段内，碳源(COD为250 mg·L?1)明显不足，反硝化作用明显减弱，补充碱度严重不足，pH下降至6.38±0.2，出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度明显提高至(2.9±3.7) mg·L?1。侧流磷单元外加药剂提供碱度可明显提高侧流pH，磷回收后上清液进入主流亦可提高系统碱度，导致pH升高(阶段Ⅴ~Ⅶ)，可明显促进硝化反应，使出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N质量浓度降低(表2)。另一方面，侧流磷回收因间接提高主流C/N比，强化了反硝化作用，也可提升碱度。





2.3. 对细菌活性的影响

为从微生物代谢角度深入探究侧流磷回收强化主流脱氮除磷效果作用机理，测定了开展侧流磷回收前后活性污泥释磷潜力、反硝化以及硝化作用活性，以比较分析前后微生物反应速率，结果见表3。在COD为450 mg·L?1(阶段II)的运行条件下，活性污泥释磷、吸磷速率分别为9.5 mg·(g·h)?1和11.3 mg·(g·h)?1(每克生物量1 h内造成P变化量)；而当进水COD降低至250 mg·L?1 (阶段IV)时，释磷和吸磷速率分别降低至4.3 mg·(g·h)?1和3.3 mg·(g·h)?1。这充分说明，碳源不足会导致磷细菌(PAOs)活性降低，除磷能力变差。但实施侧流磷回收(qs为15%)后，释磷和吸磷速率分别回升至7.0 mg·(g·h)?1和5.7 mg·(g·h)?1，意味着侧流磷回收有助于主流PAOs恢复活性。但继续增加侧流比至qs为30%，释磷和吸磷速率不升反降，分别为5.5 mg·(g·h)?1和5.5 mg·(g·h)?1。反观相同时期PAOs对乙酸厌氧吸收速率，侧流比qs为15%时由7.9 mg·(g·h)?1(每克生物量1 h内造成C变化量)恢复至9.6 mg·(g·h)?1；当提高侧流比qs升至30%后，又降低至8.3 mg·(g·h)?1。




综合以上结果，当侧流比为15%，活性污泥释磷、吸磷活性会因侧流磷回收而逐渐提高，意味着PAOs菌群丰度上升或者其代谢在与聚糖菌(glycogen accumulating organisms, GAOs )竞争中占据优势。然而，过高侧流亦会导致PAOs活性降低，表现为磷负荷降低所引起的生物除磷强度减弱。侧流磷回收会导致PAOs细胞内多聚磷酸盐(poly-P)含量下降，使其代谢途径发生变化；当poly-P含量降低至无法提供足够能量时，PAOs则会提高糖原利用程度来获得能量，糖原厌氧分解以及好氧合成量均有所增长[2,10-11]。本研究结果表现出类似GAOs的代谢特征，即较低污泥含磷率会促进PAOs由磷酸盐积累代谢(PAM)向糖原积累代谢(GAM)模式转变[11]。
由硝化速率测定结果可知，碳源降低导致硝化速率由14.7 mg·(g·h)?1(每g生物量1 h内造成N变化量)降低至仅5.9 mg·(g·h)?1；而分别实施15%和30%侧流比后，硝化速率迅速回升至9.8 mg·(g·h)?1和10.2 mg·(g·h)?1，表现为硝化菌活性的提高。反硝化速率测定结果显示，COD为250 mg·L?1所对应反硝化速率由COD为450 mg·L?1时的9.6 mg·(g·h)?1(每g生物量1 h内造成N变化量)降至3.8 mg·(g·h)?1，这意味着碳源降低大大限制了反硝化作用。但在实施15%侧流比后，对应反硝化速率回升至7.4 mg·(g·h)?1，表明化学侧流磷回收在一定程度上可促进反硝化能力。

2.4. 对反硝化除磷的影响

解决碳源不足问题无外乎外加碳源和充分利用或节省碳源。前者虽然简单、有效，但存在药剂成本增加、剩余污泥量增加的缺点；此外，大量碳源消耗也会造成间接碳排放量增加。因此，充分利用已有碳源更具有实际意义。其中，工艺中发挥反硝化除磷作用已被广泛应用，因为反硝化除磷可节省50%COD和30%曝气量[12]。事实上，本实验采用的BCFS流程便是按照反硝化除磷工艺设计。
为更直观地审视反硝化除磷菌(DPB)与常规PAOs在侧流前后的除磷作用，绘制图4进行比较。DPB主要作用于缺氧池和混合池，而常规PAOs只能在好氧池完成吸磷。由图4可见，在碳源充足的阶段Ⅱ时，DPB贡献(61%)高于常规PAOs细菌(39%)，为系统中主要除磷贡献者。但降低碳源后的阶段Ⅳ后，DPB除磷贡献率高达95%，常规PAOs基本丧失除磷能力。这主要是因为进水低碳源会限制常规PAOs细菌代谢活性，导致DPB优势明显。实施侧流磷回收后，DPB吸磷率降低，从95%分别下降至53%(qs=15%)和46%(qs=30%)。这意味着侧流磷回收的介入使COD限制逐渐解除，常规PAOs活性有所恢复，并直接反映在上述释磷吸磷结果中。



2.5. 对污泥性能的影响

评价污泥性能的参数还有沉降性能、胞外聚合物(EPS)等指标，结果汇总于表4。污泥SVI 值在COD为250 mg·L?1时为70 mL·g?1，沉降效依然良好，但实施侧流磷回收后致使SVI开始上升，在侧流比为15%和30%时分别至134 mg·L?1和162 mg·L?1。这是因为，随着进水碳源浓度降低，导致系统MLSS由COD为450 mg·L?1时的3 800 mg·L?1下降至COD为250 mg·L?1时的3 000 mg·L?1，因此，也就导致污泥胞外聚合物(EPS)产量和成分发生改变。




不同阶段下EPS产量及成分亦显示于表4。其中，碳源降低确实导致EPS产量下降，由初始阶段Ⅱ时(165.5±3.0) mg·g?1(以污泥VSS计)下降至阶段Ⅳ时(137.8±13.2) mg·g?1；与此同时，胞外多糖含量也随之下降，但胞外蛋白质上升，蛋白质与多糖比(PN/PS)亦升高，直接反映在良好的污泥沉降性能SVI[13]。随侧流磷回收的介入，尽管仍然为低碳源进水，但此时EPS产量开始增加。结合上述PAOs活性测定结果可看出，侧流磷回收提高了污泥活性，使物质和能量代谢变强，结果生成了较多EPS[14]。
衡量结构性EPS物质发现，侧流磷回收导致污泥EPS中结构性物质占比降低，由未侧流工况下的(687±9.6) mg·g?1(以EPS计)降低至侧流后的(470±7.3) mg·g?1(以EPS计, qs为15%)，甚至(435.2±1.6) mg·g?1 (以EPS计, qs为30%)。这可能是因为侧流磷回收对细菌活性影响仅是针对脱氮除磷效率，而对细菌同化(细胞合成)等作用有限，致使污泥并不能有效合成胞外结构性物质，从而使污泥絮体密实度降低，形态松散，沉降性能较差[15]。
此外，随着侧流磷回收的介入，磷被大量去除，污泥中PAOs和GAOs微生物逐渐转变为多糖代谢模式，胞外多糖含量升高。这种粘性很强的高度亲水化合物（多糖类物质）也会导致污泥EPS结构松散，结合水异常增多，污泥压缩性能恶化，最终致污泥沉降性能下降[16]。

2.6. 对优势菌属的改变

不同阶段内微生物纲水平和种属水平结果分别总结于图5和表5。因进水碳源浓度变化和侧流的介入，系统内微生物发生一定程度的改变。在阶段Ⅱ时，系统内微生物群落主要以γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)、拟杆菌纲(Bacteroidia)和芽胞杆菌纲(Bacilli)为主；降低进水碳源后(阶段Ⅳ)微生物群落主要为γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)37.3%和拟杆菌纲(Bacteroidia)17.3%；而化学侧流介入后(阶段Ⅶ后)，主流微生物群落也仍主要以γ-变形菌纲(Gammaproteobacteria)和拟杆菌纲(Bacteroidia)为主，但其丰度发生改变。






从表5中微生物种属水平结果可见，系统硝化菌属主要以亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)和硝化螺菌(Nitrospira)为主[14]，碳源充足时二者占比分别为0.39%和0.45%；碳源降低后其丰度有所下降，但加入侧流后其丰度恢复甚至提高至0.68%和0.66%，这与上述硝化细菌活性测定结果相一致。
分析系统内主要反硝化细菌种属，碳源充足时系统内主要反硝化种属占比高达20.44%，主要为束毛球菌属Trichococcus和Dechloromonas、Dokdonella[17]；而碳源降低后反硝化种属占比降低至15.09%，主要为束毛球菌属Trichococcus和Terrimonas，这意味着碳源不足限制了反硝化细菌增殖代谢。引入侧流后，反硝化菌属丰度上升至17.18%，表明侧流磷回收可以间接提高主流C/N，从而实现反硝化细菌增殖。
当系统中碳源充足时，系统内PAOs主要以Candidatus_Accumulibacter和Acinetobacter细菌为主，其占比分别达到1.60%和1.86%，而Tetrasphaera细菌占比相对较少，仅为0.62%；当碳源不足时，则PAOs相对丰度大大降低，Candidatus_Accumulibacter和Acinetobacter细菌的相对丰度仅为0.43%和0.02%，但此时Tetrasphaera细菌相对丰度却提高至0.76%。在启动侧流后，聚磷菌Candidatus_Accumulibacter和Acinetobacter相对丰度恢复至0.69%和0.13%，而Tetrasphaera细菌相对丰度进一步提高至0.87%。系统与PAOs竞争碳源的GAOs(主要为Candidatus Competibacter细菌)[18]相对丰度较高，超过10%，且会随着碳源浓度降低而相对丰度逐渐降低，即使是侧流介入也并不能改变其降低趋势，这说明侧流介入与直接投加碳源不同，其不会助长GAOs。需要指出的是：系统内的DPB主要以Caldilineaceae细菌为主[19]，随进水碳源浓度降低其相对丰度逐渐升高，该细菌占比由初始时3.31%上升至5.29%，且侧流介入进一步促进其丰度增加至6.85%。该结果与上述评价DPB除磷贡献的结果相符。

3. 结论
1)通过实验确定出最佳侧流比为15%，调节侧流上清液pH至9.5~10.5即可实现较高的回收效率，保证出水达标。
2)侧流磷回收单元pH调节可以补充主流工艺碱度，维持主流硝化作用正常进行；侧流磷回收也会改变污泥沉降性能和污泥EPS含量，但并不会严重影响系统稳定性。
3)侧流磷回收可以强化主流聚磷菌(PAOs)释磷、吸磷活性，同时也可以提高硝化、反硝化作用活性，从而提高主流脱氮除磷能力；同时，侧流磷回收特别有助于反硝化除磷作用，为强化低碳源污水脱氮除磷的重要手段。
4)侧流磷回收长期运行将导致主流工艺细菌活性与丰度发生变化，主要是影响聚磷菌、反硝化细菌以及反硝化除磷细菌，这是侧流强化主流脱氮除磷的根本原因。

参考文献 (19)
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