摘要：为探寻菌藻结合实现光驱动同步硝化反硝化(SND)生化工艺的应用，在自制的AAO+沉淀池的反应器中通过人工配制进水的方式模拟对现实生活污水处理。经过四个月的运行成功实现光驱动SND生化工艺的稳定运行，在提供光照的条件下，降低约42.86%的曝气量出水依旧能达到一级A排放标准。培养过程中污泥产生大量的蛋白质(PN)和多糖(PS)，PN/PS由2.89增长到5.05，实现污泥颗粒化，由于颗粒内部氧气传质的影响，实现内层缺氧，外层好氧的结构，为氨化细菌(AOB)、硝化细菌(NOB)和反硝化细菌的生长提供了适宜的场所，从而实现同步硝化反硝化(SND)脱氮过程的运行。根据计算得出，最终培养出的菌藻共生(ABS)系统相比原有系统曝气能耗更低，且具有更大的资源化潜力和脱氮潜力。

　　关键词：光驱动；同步硝化反硝化；菌藻共生；应用潜力

　　0引言

　　随着城市化的不断进行，一些未经处理的污水被直接排放到水体中，导致水污染问题日益突出[1]。因此，开发先进的脱氮技术对缓解水污染问题，促进水资源的可持续利用至关重要[2]。与传统的脱氮工艺不同，SND结合了多种v生物代谢途径，使硝化和反硝化能够在单个隔室中共存或同时在生物反应器中共存，由于其技术可行性和经济效益，SND是一种很有前景的生物脱氮选择[3]。然而，为了强化硝化过程并满足反硝化过程，SND需要高曝气和额外的有机碳。v藻在与污泥共存的同时，v藻可以与污泥协同形成v藻-细菌共生(MABS)絮体，可以通过光合作用合成有机碳和氧气，并将其提供给污泥进行生长和代谢，从而维持反硝化的电子供体需求[4]。此外，研究表明，特定的v生物能够分泌群体感应信号分子，这些信号分子能够调节v藻和活性污泥之间的相互作用，从而增强藻菌之间的协同效应，进一步放大生物功能，这些优点在SND脱氮工艺中展现出巨大的应用潜力。

　　1材料与方法

　　1.1设计处理进出水水质

　　本次实验废水通过人工配制的方式模拟现实生活污水，在配水桶中完成，具体数据如表1、表2所示。

　　1.2试验装置和方法

　　一体化装置的长×宽×高=253.20 cm×131.20 cm×25.00(20.00)cm，其有效容积为6.93 L，由透明有机玻璃制成，模拟AAO+沉淀池。依据《室外排水设计规范》AAO中水力停留时间(HRT)比例为1∶2∶4，厌氧池HRT为1～2 h，选取厌氧池HRT为2 h，缺氧池与好氧池的HRT分别为4 h和8 h。相应尺寸及有效容积如表3所示，实验装置如图1所示。

　　本研究所用污泥取自武汉市某污水处理厂二沉池，在污泥培养初期活性污泥浓度(MLSS)为1 850 mg/L。由于本次实验设计污泥浓度须达到4 500 mg/L，因此以进水浓度为600 mg/L溶解性有机物(SCOD)进行培养，在第20 d时(培养阶段末期)生物量达到2 720 mg/L，实现厌氧-缺氧-好氧工艺(AAO)活性污泥生物量达到2 500～4 500 mg/L的范围要求。将调整进水SCOD浓度为设计值(350 mg/L)进行后续实验研究，依据好氧池中溶解氧(DO)和处理情况，调节曝气量和水力停留时间。每天检测进出水的SCOD、NH4+-N、TN、TP、SS等水质指标，并间隔3～4 d测量活性污泥生物量(MLSS)、挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)、污泥沉降比(SV30)、污泥体积指数(SVI30)等污泥活性指标。

　　菌藻培养过程需严格确定系统的菌藻比例与光照条件。根据研究，菌藻体积比为3∶1时，菌藻共生体系处理污水具有良好的去除效果[5]，于是实验在原AS基础(接种时MLSS约3 300 mg/L)上接种藻类(合成市政废水，HRT为8 h，光序批式反应器培养)，接种后ABS的MLSS达4 400 mg/L左右；小球藻等藻类可在光照强度为5 000 lx的条件下稳定生长[6]，因此，本实验研究选择采用50 W的白炽灯置于好氧池上方，长期监测ABS运行过程中碳、氮、磷等指标，待各项指标稳定后，按好氧池的DO设计最小值0.5 mg/L(缺氧池<0.5 mg/L，好氧池2.0～3.0 mg/L)减小曝气，使ABS系统在低溶解氧环境运行，最大程度节省曝气能耗，AS、ABS装置运行工况如表4所示。

　　1.3检测方法

　　本研究中涉及的常规水质指标检测方法参考第四版《水与废水检测分析方法》，具体指标检测方法如表5所示。

　　2污染物的去除分析

　　实验包括四个阶段：Stage 0(运行33 d)，Stage 1(运行36 d)，Stage 2(运行30 d)，Stage 3(运行30 d)，各阶段出水结果如表6所示。各阶段的有机物及SCOD去除均保持在90%以上，对污水中的有机污染物具有优良的处理效果。在Stage 1阶段由于减少水力停留时间，增加有机负荷，导致出水COD略高于Stage 0阶段，进入Stage 3阶段后引入藻类并且在Stage 4阶段减小曝气后，依旧保持较高的有机物去除率，这是因为接种藻类中包含异养代谢过程[7]，在原有AS高效消耗有机物的基础上进一步增强，提升了ABS系统在低溶解氧的情况下消耗有机物的能力。

　　Stage 0和Stage 1期间，平均去除率分别为76.92%和95.45%，提高负荷增加了AS系统处理氨氮的能力，这是因为系统内硝化细菌、反硝化细菌等v生物逐步适应高负荷环境，进一步富集[8]，而Stage 2和Stage 3期间引入藻类后，出水氨氮浓度明显下降，出水平均浓度分别为0.88 mg/L、0.95 mg/L，氨氮去除率基本均达到98.00%以上，说明引入藻类能帮助进一步地处理水体中的氨氮，提升出水水质。

　　Stage 1阶段因为提升水力负荷为反硝化作用提供了更多有机物[9]，从而降低了出水硝酸盐浓度，使TN的去除率由78.15%提升到84.20%。而到Stage 2阶段后，由于藻类光合作用产氧以及曝气两者的共同影响，导致反应器内DO值过高，好氧池内溶解氧未消耗完并随硝化液回流入其他反应池中，抑制了反硝化过程，导致出水TN浓度升高。后续Stage 3阶段降低曝气量营造了反应器低溶解氧环境，影响了v生物群落，提高了AOB和反硝化细菌的活性，提高了有机物在反硝化的利用率，让更多有机物参与到反硝化过程中，使出水中硝酸盐浓度降低，平均出水TN浓度降为7.76 mg/L。

　　Stage 3各项出水指标达到一级A排放标准，说明减小曝气量后ABS可高效处理市政污水，可以实现低能耗运行。对Stage 3阶段氮元素变化进行沿程检测，结果如图2所示。原厌氧池与原缺氧池内氮主要是以形式存在，其中原厌氧池起始浓度低于进水的原因是v生物氨化作用和污泥回流的稀释作用；而原缺氧池中TN浓度大幅下降，且NO2--N和NO3--N浓度较低，说明氮元素以气体的形式离开系统；在原好氧池中，NO3--N和NO2--N的浓度随NH4+-N的浓度降低而升高，但伴随其中TN存在下降情况，说明系统存在同步硝化反硝化作用，即说明实现光驱动SND生化工艺的成功运行。

　　3污泥性状

　　3.1污泥粒径

　　根据图3可知，在Stage 1阶段开始能从反应器中明显观测出颗粒污泥的出现，并且通过检测得出初始颗粒污泥的粒径约在905μm左右。随着反应装置不断运行，好氧池中颗粒不断增大，当初始引入藻类出现粒径出现小幅度下降，但随着系统适应环境后，菌藻共生系统中的颗粒污泥又进一步增大，第125 d时达到最大值，为1 350μm，此后维持在稳定的水平。菌藻共生污泥系统稳定后的粒径变化不大，表现出较强的抗冲击能力，说明藻类的加入会使颗粒污泥结构更紧密。

　　3.2 EPS分析

　　EPS(胞外聚合物，他是在一定环境条件下由v生物，主要是细菌，分泌于体外的一些高分子聚合物)具有多种功能，对v生物絮凝性(颗粒化、生物膜形成等)、稳定性与沉降性等方面有着重要作用，因此展开对EPS组分含量研究是探究EPS影响的基础。EPS的主要组分为多糖、蛋白质、腐殖酸类、DNA等物质，同时也含有腐殖酸等物质。本研究分别测定了COD、多糖、蛋白质及腐殖酸，其中，对EPS进行检测，其结果如图4所示。PN/PS随时间呈上升趋势，由2.89升到5.05，表明反应装置中蛋白质的影响大于多糖，使蛋白质相对含量增加。而蛋白质含量越高，聚集体表面疏水性越强，会进一步强化v生物的黏附作用[10]，降低系统的SVI值[11]，提高污泥的沉降性能，从而形成紧密的颗粒结构，使污泥向颗粒形态转变，而在后续降低曝气量后，其EPS的含量及组成也基本没有发生变化，说明降低曝气对颗粒结构和稳定性并未产生较大影响。同时活性污泥分泌EPS的增多能帮助连接细胞和其他物质为v生物提供最基本的生长条件并形成保护屏障，抵抗苛刻的外界环境。

　　3.3颗粒内部氧气传质分析

　　选取两颗颗粒污泥，通过显v镜测得他们的半径依次约为1 300μm和1 350μm。将颗粒固定在测量槽中，利用v电极技术测量颗粒污泥内部氧气传质的浓度梯度。测量槽中加入人工配水，水质为NH-N和NO2--N浓度为20 mg/L，NO3--N浓度为10 mg/L，未添加碳源。通过水浴控制槽中的水温在15℃。颗粒在测量槽中与水接触1 h后认为反应稳定，v电极的尖端在水中从颗粒的正上方直接插入颗粒进行测量，认为颗粒为规则的球形，设定颗粒污泥上部与水的水平接触面所在位置为零点，实验结果如图5所示。由于内部氧传质的影响，颗粒中DO的浓度均可以达到0 mg/L，为反硝化细菌提供了缺氧环境，使得硝化和反硝化过程在同一反应器中同时发生，导致系统中同步硝化反硝化过程的发生。

　　4应用潜力分析

　　4.1资源化潜力对比

　　研究表明，ABS能够很好地利用污水中的营养物质用于自身增长，因为藻类生长代谢过程需要大量的氮、磷和阳光，并以CO2作为碳源来合成蛋白质、核酸和磷脂[12]。菌藻体系剩余有机物具有较高的资源化潜力，可用于制造高价值的生物产品，如化妆品、生物燃料(甲烷等)和肥料[13]。厌氧消化技术是一项无害化、减量化、资源化的污泥处理工艺，可极大程度回收甲烷等具有生物价值产品，由此根据不同阶段生物污泥产量，计算剩余污泥经过厌氧消化的理论产气量，衡量不同阶段剩余污泥的产能价值。

　　藻类与活性污泥的产气能力不同，纯小球藻的产气能力约为196 mL/g VSS，活性污泥产气能力为126.3 mL/g VSS，由此计算产气量需确定ABS中藻类与活性污泥占比。根据ABS中藻类主要是小球藻，小球藻中叶绿素a含量占4%左右，按叶绿素a含量(69.38 mg/L)计算，AS与ABS剩余污泥的理论产气量结果如表7所示。

　　4.2脱氮潜力对比

　　由于ABS在昼夜条件下处理污水的速率不同，白天的污泥活性高，硝化-反硝化速率高，光照周期为12 h，按一天运行处理水量进行计算；当硝化速率小于反硝化速率，最大脱氮量按硝化速率计算，如表7所示。ABS的曝气量低于AS，约为AS的57.14%，而且ABS潜在的资源回收潜力高于AS，产气量约是AS的2倍(厌氧消化产气量计)。从脱氮潜力方面来看，ABS单位污泥的最大脱氮量约是AS的2倍，ABS系统的脱氮潜力也高于AS系统。这说明ABS具有较高资源回收价值、较大脱氮潜力，在低能耗、高效脱氮方面有广阔的开发和应用空间。

　　5结语

　　(1)在四阶段实验中，v藻-细菌共生系统(ABS)持续实现90.00%以上的有机物去除率，同时氨氮去除率高达98.00%。即使在增加负荷和降低曝气条件下，系统依然能够稳定运行，出水质量达到一级A排放标准，展现出高效且节能的处理潜力。

　　(2)通过培养能得到结构稳定的菌藻颗粒污泥，同时，系统中EPS的分泌量增多，PN/PS随时间呈上升趋势，这为颗粒的形成提供了有利条件，并有助于抵抗苛刻的外界环境。

　　(3)通过内部氧传质的分析，颗粒内部DO的浓度均可以达到0 mg/L，为反硝化细菌提供了缺氧环境，使得硝化和反硝化过程在同一反应器中同时发生。

　　(4)相较于AS系统，ABS的曝气消耗仅为57.14%，但ABS潜在的资源回收潜力更高，产气量约为AS的2倍。此外，ABS单位污泥的最大脱氮量也约是AS的2倍，显示出更高的脱氮潜力。

　　参考文献：

　　[1]SUSAN N J,ARYA V.Anoxic-aerobic-anoxic sequencing batch reactor for enhanced nitrogen removal[J].Bioresource technology,2022,363:127892.

　　[2]RAN X,ZHOU M,WANG T,et al.Multidis-ciplinary characterization of nitrogen-removal granular sludge:a review of advances and technologies[J].Water research,2022,214:118214.

　　[3]周丹丹，马放，董双石，等.溶解氧和有机碳源对同步硝化反硝化的影响[J].环境工程学报，2007，1(4)：25-28.

　　[4]ZHANG C,LI S,HO S.Converting nitrogen and phosphorus wastewater into bioenergy using microalgae-bacteria consortia:a critical review[J].Bioresource technology,2021,342:126056.

　　[5]HUO S,KONG M,ZHU F,et al.Co-culture of chlorella and wastewater-borne bacteria in vinegar production wastewater:enhancement of nutrients removal and influence of algal biomass generation[J].Algal research,2020,45:101744.

　　[6]NURMINRN L,HORPPILA J.Efficiency of fish feeding on plant-attached prey:effects of inorganic turbidity and plant-mediated changes in the light environment[J].Limnology and oceanography,2006,51(3):1550-1555.

　　[7]缪晓玲，吴庆余.藻类异养转化制备生物油燃料技术[J].可再生能源，2004(4)：41-44.

　　[8]陈永志，彭永臻，王建华，等.A2/O-曝气生物滤池工艺反硝化除磷[J].化工学报，2011，62(3)：797-804.

　　[9]姚学文，罗斌，邱家国，等.混合液回流比和外碳源对反硝化脱氮效能的影响[J].中国给水排水，2019，35(9)：58-62,66.

　　[10]XUE J,ZHANG Y,LIU Y.Effects of ozone pretreatment and operating conditions on membrane fouling behaviors of an anoxic-aerobic membrane bioreactor for oil sands process-affected water(OSPW)treatment[J].Water research,2016,105:444-455.

　　[11]吕永涛，赵洁，王磊，等.A2/O工艺中污泥基团内生成N2O的v生态特性[J].环境工程，2015，33(11)：48-53.

　　[12]KUMAR P,KRISHNA S,NAIDU S,et al.Biomass production from microalgae Chlorella grown in sewage,kitchen wastewater using industrial CO2 emissions:comparative study[J].Carbon resources conversion,2019,2(2):126-133.

　　[13]UNNITHAN V,UNC A,SMIEH G.Mini-review:a priori considerations for bacteria-algae interactions in algal biofuel systems receiving municipal wastewaters[J].Algal research,2014,4:35-40.