李 冬,王歆鑫,張玉君,張 杰,2

聯(lián)合厭氧/微好氧的A/(O/A)強(qiáng)化好氧顆粒污泥脫氮除磷

李 冬1*,王歆鑫1,張玉君3,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學(xué),水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090；3.中國(guó)雄安集團(tuán)城市發(fā)展投資有限公司,河北 保定 071000)

設(shè)置3組規(guī)格相同的SBR反應(yīng)器R1、R2和R3,分別采用A/O/A-A/O/A、A/O/A-A/O、A/(O/A)-A/O方式運(yùn)行,以模擬廢水為進(jìn)水基質(zhì),接種實(shí)驗(yàn)室4℃長(zhǎng)期饑餓儲(chǔ)存的好氧顆粒污泥及絮狀污泥(70%顆粒污泥+30%絮狀污泥),在相同初始條件下,探討了不同運(yùn)行方式下顆粒污泥的活性恢復(fù)情況及短程硝化反硝化除磷性能.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,聯(lián)合厭氧/微好氧的A/(O/A)交替運(yùn)行模式在實(shí)現(xiàn)顆粒污泥的活性恢復(fù)及污染物處理性能上表現(xiàn)出較大的優(yōu)勢(shì),R3形成了平均粒徑為802.98μm的密實(shí)顆粒,分泌的胞外聚合物(EPS)含量達(dá)到了94.52mg/gVSS,表明聯(lián)合厭氧/微好氧的交替運(yùn)行模式刺激了微生物分泌更多的EPS,顆粒結(jié)構(gòu)更穩(wěn)定.在穩(wěn)定運(yùn)行期間,R3的COD、TP、TN去除率分別達(dá)到了92.45%、93.72%和97.24%.系統(tǒng)內(nèi)以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化聚磷菌所占比例達(dá)到了51.46%,實(shí)現(xiàn)了氨氧化菌(AOB)與反硝化聚磷菌(DPAOs)的同步富集,具有良好的污染物去除效果.

好氧顆粒污泥(AGS)；厭氧/微好氧；短程硝化；反硝化除磷；影響因素

好氧顆粒污泥(AGS)獨(dú)特的分層結(jié)構(gòu)形成了自內(nèi)向外的厭氧-缺氧-好氧環(huán)境,使聚磷菌、反硝化菌、氨氧化菌等得以同時(shí)生存,可以在單個(gè)反應(yīng)器內(nèi)完成硝化、反硝化和除磷[1-2].其中短程硝化反硝化除磷工藝具有節(jié)約碳源、減小反應(yīng)器容積,節(jié)省基建投資等優(yōu)點(diǎn),研究表明采用間歇曝氣手段能夠?qū)崿F(xiàn)良好的短程硝化性能,由于氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)對(duì)氧氣的親和力不同,低溶解氧環(huán)境下NOB的活性受到抑制,通過在厭氧和低溶解氧條件之間交替可實(shí)現(xiàn)同步短程硝化、反硝化和除磷,從而顯著降低生物脫氮除磷的能量和碳需求[3-4].

然而,實(shí)現(xiàn)短程硝化需要保持較低的溶解氧量,長(zhǎng)期維持低溶解氧水平易發(fā)生亞硝酸鹽的積累進(jìn)而抑制聚磷菌的活性,使生物除磷性能變差[5-7].研究表明[8],反硝化聚磷菌(DPAOs)能以亞硝酸鹽為電子受體同時(shí)進(jìn)行反硝化和吸磷,從而降低系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽的積累量,提高除磷效率.目前,已有研究表明在厭氧/缺氧的運(yùn)行條件下能夠富集一類利用亞硝酸鹽作為電子受體的反硝化聚磷菌,使生物除磷與反硝化脫氮同步進(jìn)行[9-10],但其中大多數(shù)是通過分步富集方法進(jìn)行的,未能實(shí)現(xiàn)DPAOs與AOB的同步富集.對(duì)于好氧顆粒污泥而言,在厭氧/好氧/缺氧運(yùn)行方式的基礎(chǔ)上進(jìn)行厭氧/缺氧的交替循環(huán),可以創(chuàng)造一種持續(xù)缺氧環(huán)境,實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的積累,同時(shí)滿足AOB與DPAOs的生存條件,在實(shí)現(xiàn)短程硝化的同時(shí)富集DPAOs以持續(xù)消耗生成的亞硝酸鹽,提高系統(tǒng)的同步脫氮除磷性能且降低能耗.鑒于此,本研究提出了聯(lián)合厭氧/微好氧的A/(O/A)交替運(yùn)行模式,在實(shí)現(xiàn)顆粒污泥活性恢復(fù)的同時(shí)提高AOB與DPAOs的活性,達(dá)到長(zhǎng)期穩(wěn)定高效的脫氮除磷效果.

本研究設(shè)置3組不同的運(yùn)行方式,討論顆粒污泥的特性、污染物(C、N、P)的去除性能及胞外聚合物(EPS)的分泌情況等,以期為好氧顆粒污泥提供一種更穩(wěn)定高效的同步富集AOB與DPAOs的運(yùn)行模式.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方式

本實(shí)驗(yàn)采用3組相同高徑比的有機(jī)玻璃SBR反應(yīng)器R1、R2和R3,工作容積為10L,內(nèi)徑為14cm,有效高度為65cm.每個(gè)循環(huán)周期的容積交換率為60%.通過底部曝氣柄向反應(yīng)器內(nèi)注入空氣,轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制曝氣量大小.

圖1 反應(yīng)器周期運(yùn)行情況示意

R1采用A/O/A-A/O/A-SBR工藝運(yùn)行,R2采用A/O/A-A/O-SBR工藝運(yùn)行,R3采用A/(O/A)-A/O- SBR工藝運(yùn)行.3組反應(yīng)器每天均運(yùn)行2個(gè)周期,每個(gè)周期12h,包括進(jìn)水-反應(yīng)-排水-補(bǔ)充基質(zhì)-反應(yīng)-出水,具體運(yùn)行情況如圖1所示.其中A/O/A的好氧段曝氣量為0.8L/min,A/O的好氧段曝氣量為0.3L/min.所有裝置均通過時(shí)控開關(guān)自動(dòng)控制.將每個(gè)周期分為兩階段,階段I結(jié)束后添加基質(zhì)進(jìn)入階段II.

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

3組反應(yīng)器均接種實(shí)驗(yàn)室在4℃且不添加基質(zhì)的條件下長(zhǎng)期儲(chǔ)存的好氧顆粒污泥及絮狀污泥(70%顆粒污泥+30%絮狀污泥),接種污泥的初始污泥濃度(MLSS)約為2500mg/L.

本實(shí)驗(yàn)用水為模擬廢水,以丙酸鈉作為有機(jī)碳源,添加NH4Cl、KH2PO4、CaCl2和MgSO4.7H2O,投加NaHCO3調(diào)節(jié)堿度,各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)見表1.

表1 模擬廢水水質(zhì)(mg/L)

1.3 批次實(shí)驗(yàn)

選取3組反應(yīng)器中運(yùn)行穩(wěn)定階段的污泥進(jìn)行燒杯實(shí)驗(yàn),計(jì)算系統(tǒng)內(nèi)DPAOs占總PAOs的比例.實(shí)驗(yàn)方法為:在每個(gè)反應(yīng)器內(nèi)分別取2L運(yùn)行周期末的泥水混合液,過濾后進(jìn)行污泥清洗,排出上清液后定容至2L,加入丙酸鈉使其COD濃度為300mg/L,在厭氧條件下進(jìn)行2h的充分釋磷,將污泥進(jìn)行再次清洗后均分為2份,分別加定量的水定容至1L,然后加入磷酸二氫鉀使燒杯內(nèi)磷的濃度與厭氧2h后的磷濃度相同,其中一份不曝氣,加入一定量的亞硝酸鈉溶液,另一份進(jìn)行曝氣將DO濃度保持在2mg/L左右,分別運(yùn)行3h,分別測(cè)定2個(gè)燒杯內(nèi)好氧段和缺氧段的磷濃度變化,計(jì)算出最大缺氧吸磷速率和好氧吸磷速率,兩者的比值即以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化聚磷菌在聚磷菌中所占的比例.

1.4 分析項(xiàng)目與檢測(cè)方法

每2d測(cè)定一次階段I和階段II的出水水質(zhì)變化,使用COD多參數(shù)快速測(cè)定儀測(cè)定化學(xué)需氧量(COD)和總磷(TP)的含量,采用納氏試劑分光光度法測(cè)定氨氮(NH4+-N)濃度,采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定亞硝酸鹽氮(NO2ˉ-N)濃度,采用溴麝香草酚藍(lán)紫外分光光度法測(cè)定硝酸鹽氮(NO3ˉ-N)濃度;采用WTW多參數(shù)測(cè)定儀監(jiān)測(cè)pH值與溶解氧(DO);MLSS、MLVSS和SVI按照標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[11];采用Mastersize 2000型激光粒度儀測(cè)定顆粒粒徑.采用熱提取法進(jìn)行胞外聚合物的提取,其中蛋白質(zhì)(PN)采用Lowry法測(cè)定,多糖(PS)采用蒽酮-硫酸法測(cè)定.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同運(yùn)行方式下的污泥特性

如圖2所示,啟動(dòng)初期3個(gè)反應(yīng)器的平均粒徑約為900μm,污泥呈黑色,這是由于接種了冰箱內(nèi)長(zhǎng)期儲(chǔ)存的顆粒污泥.在運(yùn)行到第8d時(shí)觀察到各反應(yīng)器內(nèi)顆粒均發(fā)生了解體現(xiàn)象,形成大量絮狀污泥,這可能是因?yàn)槲⑸镌陂L(zhǎng)期饑餓條件下活性降低或死亡,污泥結(jié)構(gòu)較為松散,細(xì)菌之間發(fā)生分離,死細(xì)胞增多并脫落導(dǎo)致顆粒解體.第17d時(shí)觀察到絮狀污泥聚集,有細(xì)小顆粒出現(xiàn).第45d時(shí),R1、R2和R3的平均粒徑分別達(dá)到了337.97,349.18和365.82μm,認(rèn)為均已成功顆?；?R2和R3的顆粒化過程較快,這可能是因?yàn)槁?lián)合厭氧/微好氧的循環(huán)方式更適合緩慢生長(zhǎng)微生物(尤其是反硝化聚磷菌)的生長(zhǎng),R3還采用了間歇曝氣的方式,刺激了EPS的分泌,有利于促進(jìn)顆粒的形成.穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)期3個(gè)反應(yīng)器的粒徑分別達(dá)到了862.06,811.58和802.98μm,R3

3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)的MLSS、MLVSS、及SVI變化如圖3所示.接種污泥的平均污泥濃度約為2500mg/L,SVI值約為72mL/g.反應(yīng)器運(yùn)行過程中,每5d進(jìn)行一次測(cè)定,啟動(dòng)初期系統(tǒng)內(nèi)污泥濃度降低,這是由于顆粒發(fā)生了解體,隨后通過逐漸降低沉降時(shí)間和提供足夠的攪拌剪切力促進(jìn)顆粒重組,整個(gè)反應(yīng)期間3組反應(yīng)器的污泥濃度都呈現(xiàn)先減小后增大的趨勢(shì).后期R2和R3反應(yīng)器的MLSS增長(zhǎng)較R1更為平穩(wěn),同時(shí)值(MLVSS/MLSS)表現(xiàn)為R3>R2> R1,這說明R3的生物量最高,分析原因可能是R1始終采用A/O/A的運(yùn)行方式導(dǎo)致系統(tǒng)后期曝氣量較高,MLSS仍能快速增長(zhǎng),而R2和R3采用聯(lián)合厭氧/微好氧的交替運(yùn)行方式更能促進(jìn)顆粒核心微生物(主要是反硝化聚磷菌)的生長(zhǎng),始終保持著較高的生物量,有助于提高顆粒結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性[12].運(yùn)行末期3個(gè)反應(yīng)器的SVI值都在30～35mL/g,均表現(xiàn)出良好的沉降性能,其中R3的沉降性能最好,顆粒結(jié)構(gòu)最密實(shí),這也與粒徑的變化相符.

本主動(dòng)托換體系設(shè)計(jì)的特點(diǎn)是受力明確、承載力可靠、變形易于控制、能夠適應(yīng)現(xiàn)有結(jié)構(gòu)布置和樁基布置條件、托換施工期間和托換完成以后的建筑物安全控制設(shè)計(jì)采取靜態(tài)應(yīng)變測(cè)試系統(tǒng)、電子位移計(jì)、傾角儀、裂縫觀測(cè)儀對(duì)新托換梁的撓度、沉降、傾斜度、裂縫進(jìn)行高精度動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)，得出同步頂升時(shí)托換梁的即時(shí)變化結(jié)果，以便更準(zhǔn)確地指導(dǎo)托換梁頂升工作。

2.2 AGS系統(tǒng)脫氮除磷性能變化

2.2.1 不同運(yùn)行方式下系統(tǒng)的COD去除性能 如圖4所示,3個(gè)反應(yīng)器進(jìn)水的COD濃度在300mg/L波動(dòng),運(yùn)行初期,前8d內(nèi)COD的去除率較低,這是因?yàn)槲⑸锾幱诨謴?fù)適應(yīng)階段,污泥沉降性能較差,發(fā)生了污泥解體和流失.隨著反應(yīng)器運(yùn)行、粒徑的增大和污泥沉降性能的提高,微生物活性增強(qiáng),污泥濃度上升,系統(tǒng)內(nèi)COD的去除率不斷提高,為了提高除磷性能,第16～24d時(shí)將COD濃度短暫升高一周,第32d后,3個(gè)反應(yīng)器兩階段出水COD的平均去除率分別達(dá)到了92.41%、91.79%和92.45%,出水COD< 50mg/L符合一級(jí)A要求. 3個(gè)反應(yīng)器均有較好的COD去除性能,這可能是因?yàn)镃OD的去除主要發(fā)生在厭氧階段,被充分利用合成細(xì)胞內(nèi)碳源以進(jìn)行后續(xù)反硝化和除磷,故不同的運(yùn)行方式基本不影響系統(tǒng)內(nèi)COD的去除性能.

2.2.2 不同運(yùn)行方式下系統(tǒng)的TP去除性能 如圖5所示,進(jìn)水磷濃度在6～8mg/L,前14d內(nèi),3個(gè)反應(yīng)器除磷效率均在50%左右波動(dòng),除磷效率較低,這可能是因?yàn)殚L(zhǎng)期饑餓條件下污泥結(jié)構(gòu)松散,啟動(dòng)初期系統(tǒng)內(nèi)生物量減少.為了強(qiáng)化除磷效果,在第16d時(shí)將進(jìn)水COD濃度提高到400mg/L左右,運(yùn)行1周后,系統(tǒng)的除磷效果逐漸恢復(fù),將進(jìn)水COD恢復(fù)到正常水平.最終3個(gè)反應(yīng)器兩階段的平均出水TP濃度分別為0.72,0.63和0.42mg/L,TP的平均去除率分別為88.96%、90.53%和93.72%. R1的除磷效率較低且出現(xiàn)硝酸鹽氮的大量積累,可能是因?yàn)镽1在單一運(yùn)行方式下連續(xù)曝氣富集了大量以氧氣為電子受體的聚磷菌,出現(xiàn)了反硝化菌與聚磷菌爭(zhēng)奪碳源造成的,而R2和R3的除磷效率高且出水沒有NOˉ-N的大量積累,說明這兩個(gè)反應(yīng)器內(nèi)反硝化聚磷菌富集程度高于R1,間接證明了聯(lián)合厭氧/微好氧的A(O/A)交替運(yùn)行方式更有利于DPAOs的生長(zhǎng).

2.2.3 不同運(yùn)行方式下系統(tǒng)的脫氮性能 如圖6所示,啟動(dòng)初期,3個(gè)反應(yīng)器的TN去除效率均處于較低水平,出現(xiàn)硝酸鹽氮的積累,這是因?yàn)榻臃N初期微生物處于恢復(fù)適應(yīng)階段,系統(tǒng)內(nèi)硝化菌的活性較低,反硝化作用不充分.隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng),絮狀污泥重組再生為顆粒,顆粒污泥的增大有利于顆粒內(nèi)部形成兼性厭氧環(huán)境,促進(jìn)異養(yǎng)菌的生長(zhǎng),反硝化性能逐漸提高,因此運(yùn)行初期積累的氮素被反硝化作用消耗,TN的去除率呈上升趨勢(shì). R1的出水氨氮波動(dòng)較大,直到54d才穩(wěn)定在3.00～4.00mg/L,R2和R3分別穩(wěn)定在2.00～3.00和0～1.00mg/L,R1、R2、R3的出水硝酸鹽氮濃度分別為3.14,1.25和0mg/L.與另外兩個(gè)反應(yīng)器相比,R1的出水硝酸鹽氮濃度較高,可能是因?yàn)镽1的運(yùn)行環(huán)境較R2和R3不利于反硝化聚磷菌的生長(zhǎng),而R2和R3的亞硝化效率高于R1,這是因?yàn)椴捎寐?lián)合厭氧/微好氧交替的運(yùn)行方式反復(fù)形成缺氧環(huán)境,不僅有利于DPAOs的生長(zhǎng),還有利于淘洗NOB,R3采用了間歇曝氣的手段更大程度地提高了亞硝化率,促進(jìn)AOB與DPAOs兩種功能菌的同步富集.R1、R2、R3的TN平均去除率分別為81.19%、89.78%和97.24%,R2與R3較R1具有更高的TN去除能力,這可能是由于添加厭氧/微好氧段能夠營(yíng)造較長(zhǎng)時(shí)間的缺氧環(huán)境,有助于異養(yǎng)菌的生長(zhǎng),所以系統(tǒng)的脫氮性能恢復(fù)較快.

圖5 運(yùn)行期間TP濃度的變化

圖6 運(yùn)行期間N濃度的變化

Fig.6 Variation of N concentration during operation

2.3 不同運(yùn)行方式下典型周期實(shí)驗(yàn)

在第73d時(shí)對(duì)R1、R2、R3反應(yīng)器進(jìn)行周期實(shí)驗(yàn),如圖7所示,階段I與階段II內(nèi),厭氧階段COD濃度的下降與磷的釋放趨勢(shì)相似,由于進(jìn)水前反應(yīng)器內(nèi)剩余的NOˉ-N濃度較低,外源反硝化消耗的有機(jī)物較少,COD則主要由PAOs及DPAOs合成聚羥基脂肪酸酯(PHA)進(jìn)行內(nèi)碳源儲(chǔ)存[13];厭氧段磷的釋放量急劇增加,厭氧末期R1、R2、R3的釋磷量分別達(dá)到了31.16,33.08和37.32mg/L,DPAOs 主要利用厭氧段細(xì)胞內(nèi)合成PHA完成后續(xù)的反硝化和除磷.有研究表明,厭氧段COD消耗量與磷釋放量、缺氧段吸磷量均呈現(xiàn)正相關(guān)[14-15],而缺氧段COD基本不變意味著系統(tǒng)內(nèi)不發(fā)生外源反硝化,通過釋磷量可以推測(cè)出R2和R3系統(tǒng)內(nèi)DPAOs豐度較高.進(jìn)入好氧段后,NH4+-N和PO43--P濃度開始同步下降,吸磷速率明顯高于氨氧化速率,R3的NO2ˉ-N濃度明顯上升,反應(yīng)過程中NO3ˉ-N濃度幾乎為零,階段II內(nèi)R2與R3在微好氧段將氨氮穩(wěn)定轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮和少量硝酸鹽氮,具有良好的亞硝化效果,說明厭氧/微好氧運(yùn)行方式通過保持較低的曝氣成功實(shí)現(xiàn)了對(duì)NOB的淘洗,交替曝氣手段強(qiáng)化了對(duì)AOB的富集作用,R3內(nèi)亞氮的產(chǎn)生更穩(wěn)定,這與前人的研究相符[16-17].如圖7可以看出,在R1中出現(xiàn)了NO3ˉ-N積累現(xiàn)象且磷的濃度僅在好氧段下降,而R2和R3的缺氧段中磷濃度隨著NO2ˉ-N濃度的下降而相應(yīng)減少,說明R2與R3反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行了以亞硝酸鹽氮為電子受體的除磷作用,分析原因可能是R1采用單一的A/O/A運(yùn)行模式不能滿足DPAOs生長(zhǎng)所需的缺氧環(huán)境,導(dǎo)致DPAOs富集量少,而聯(lián)合厭氧/微好氧的交替運(yùn)行模式能夠維持較長(zhǎng)時(shí)間缺氧環(huán)境及提供充足的亞硝酸鹽氮電子受體以促進(jìn)DPAOs的生長(zhǎng),且亞硝酸鹽氮被持續(xù)消耗降低了對(duì)吸磷的抑制作用,實(shí)現(xiàn)了AOB和DPAOs的同步富集.

整個(gè)反應(yīng)過程中的pH值較為穩(wěn)定(ΔpH<1).隨著釋磷的發(fā)生,pH值在厭氧段降低,pH值下降隨著釋磷速率的降低而變緩,R2和R3的缺氧段pH值均出現(xiàn)了先升高后降低的現(xiàn)象,而R1相對(duì)平穩(wěn),這與吸磷現(xiàn)象相吻合,其中R3的pH值變化較大,表征著R3的吸磷能力更強(qiáng),DPAOs數(shù)量更多.根據(jù)DO曲線可以看出,R1后期DO明顯升高,亞硝化效果不佳,而R2和R3的DO曲線較為平穩(wěn)且DO濃度保持在較低水平,有利于AOB的富集.階段II內(nèi)R2、R3的微好氧段能夠有效的將DO保持在1.3mg/L以下,維持了較長(zhǎng)時(shí)間的缺氧環(huán)境,促進(jìn)了DPAOs的富集,這說明聯(lián)合厭氧/微好氧的交替運(yùn)行模式同時(shí)滿足了脫氮除磷微生物生長(zhǎng)的條件.

2.4 不同運(yùn)行方式下胞外聚合物的含量變化及反硝化聚磷菌富集情況

研究表明,通過缺氧吸磷速率q與好氧吸磷速率q之比可以表征反硝化聚磷菌占總聚磷菌的比例[23].通過批次試驗(yàn)比較3組反應(yīng)器的吸磷現(xiàn)象,計(jì)算出不同的結(jié)果.如圖9所示,R1、R2、R3反應(yīng)器內(nèi)反硝化聚磷菌占比分別約為32.31%、42.24%和51.46%,R2和R3的富集量大于R1,且采用間歇曝氣的R3中DPAOs數(shù)量高于R2,上述結(jié)果說明聯(lián)合厭氧/微好氧的A(O/A)的運(yùn)行方式更有利于富集反硝化聚磷菌.

3 結(jié)論

3.1 在不同運(yùn)行方式下,3組反應(yīng)器均具有穩(wěn)定的脫氮除磷性能.R3采用聯(lián)合厭氧/微好氧的A/(O/A)交替運(yùn)行模式,對(duì)污染物的去除性能優(yōu)于R1和R2,其COD、TP和TN的去除率分別達(dá)到了92.45%、93.72%和97.24%.

3.2 R1、R2和R3均實(shí)現(xiàn)了顆粒污泥的活性恢復(fù),R3的成熟好氧顆粒平均粒徑為802.98μm,顆粒結(jié)構(gòu)最為致密,EPS含量達(dá)到了94.52mg/gVSS,PN/PS更高,表明聯(lián)合厭氧/微好氧的A/(O/A)交替運(yùn)行模式刺激了微生物分泌更多的EPS,顆粒結(jié)構(gòu)更加穩(wěn)定.

3.3 3個(gè)反應(yīng)器系統(tǒng)內(nèi)以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化聚磷菌所占比例分別為32.31%、42.24%和51.46%,R3表現(xiàn)出明顯優(yōu)勢(shì),表明聯(lián)合厭氧/微好氧的A(O/A)交替運(yùn)行方式更有利于反硝化聚磷菌的生長(zhǎng),能夠?qū)崿F(xiàn)AOB與DPAOs的同步富集,具有良好的處理效果.

[1] Bernat K,Cydzik-Kwiatkowska A,Wojnowska-Bary?a I,et al. Physicochemical properties and biogas productivity of aerobic granular sludge and activated sludge [J]. Biochemical Engineering Journal,2017,117:43-51.

[2] Du S M,Yu D S,Zhao J,et al. Achieving deep-level nutrient removal via combined denitrifying phosphorus removal and simultaneous partial nitrification-endogenous denitrification process in a single-sludge sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technology,2019,289:121690.

[3] Wang X X,Wang S Y,Xue T L,et al. Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR) systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage [J]. Water Research,2015,77:191-200.

[4] 張玉君,李 冬,李 帥,等.間歇梯度曝氣的生活污水好氧顆粒污泥脫氮除磷[J]. 環(huán)境科學(xué),2020,41(8):3707-3714.

Zhang Y J,Li D,Li S,et al.Removal of nitrogen and phosphorus from aerobic granular sludge of domestic sewage with intermittent gradient aeration [J]. Environmental Science,2020,41(8):3707-3714.

[5] Weng D C,Peng Y Z,Wang X X,et al. Inhibition of Nitrite on Denitrifying Phosphate Removal Process [J]. Advanced Materials Research,2014,3248(955):1944-1950.

[6] Meinhold J,Arnold E,Isaacs S. Effect of nitrite on anoxic phosphate uptake in biological phosphorus removal activated sludge [J]. Water Research,1999,33(8):1871-1883.

[7] Van Hulle S W,Volcke E I,Teruel J L,et al. Influence of temperature and pH on the kinetics of the Sharon nitritation process [J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology,2007,82(5):471-480.

[8] Yuan C S,Wang B,Peng Y Z,et al. Enhanced nutrient removal of simultaneous partial nitrification,denitrification and phosphorus removal (SPNDPR) in a single-stage anaerobic/micro-aerobic sequencing batch reactor for treating real sewage with low carbon/nitrogen [J]. Chemosphere,2020,257:127097.

[9] Kuba T,Van Loosdrecht M C M,Brandse F A,et al. Occurrence of denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type wastewater treatment plants [J]. Water Research,1997,31(4):777-786.

[10] Kerrn-Jespersen J P,Henze M,Strube R. Biological phosphorus release and uptake under alternating anaerobic and anoxic conditions in a fixed-film reactor [J]. Water Research,1994,28(5):1253-1255.

[11] Walter W G. Standard Methods For The Examination of Water And Wastewater (11th ed.) [J]. American Journal of Public Health and the Nations Health. 1961,51(6):940.

[12] 張 杰,勞會(huì)妹,李 冬,等.高頻曝停下停曝時(shí)間對(duì)亞硝化顆粒污泥性能的影響[J]. 環(huán)境科學(xué),2020,41(1):360-367.

Zhang J,Lao H M,Li D,et al. Influence of high frequency exposure and stop exposure time on the performance of nitrosated granular sludge [J]. Environmental Science,2020,41(1):360-367.

[13] Zhang T,Wang B,Li X Y,et al. Achieving partial nitrification in a continuous post-denitrification reactor treating low C/N sewage [J]. Chemical Engineering Journal,2018,335:330-337.

[14] Liu H,Wang Q,Sun Y,et al. Isolation of a non-fermentative bacterium,Pseudomonas aeruginosa,using intracellular carbon for denitrification and phosphorus-accumulation and relevant metabolic mechanisms [J]. Bioresource Technology,2016,211:6-15.

[15] Zou H,Wang Y. Phosphorus removal and recovery from domestic wastewater in a novel process of enhanced biological phosphorus removal coupled with crystallization [J]. Bioresource Technology,2016,211:87-92.

[16] Aslan S,Miller L,Dahab M. Ammonium oxidation via nitrite accumulation under limited oxygen concentration in sequencing batch reactors [J]. Bioresource Technology,2008,100(2):659-664.

[17] 王文琪,李 冬,高 鑫,等.短程硝化反硝化除磷顆粒污泥的同步馴化[J]. 環(huán)境科學(xué),2021,42(6):2946-2956.

Wang W Q,Li D,Gao X,et al. Simultaneous domestication of short- range nitrification and denitrification phosphorus removal granular sludge [J]. Environmental Science,2021,42(6):2946-2956.

[18] de Sousa Rollemberg S L,de Oliveira L Q,Barros A R M,et al. Effects of carbon source on the formation,stability,bioactivity and biodiversity of the aerobic granule sludge [J]. Bioresource Technology,2019,278:195-204.

[19] Seviour T,Donose B C,Pijuan M,et al. Purification and conformational analysis of a key exopolysaccharide component of mixed culture aerobic sludge granules [J]. Environmental Science & Technology,2010,44(12):4729-4734.

[20] Wang Z,Liu Y,Tay J. Distribution of EPS and cell surface hydrophobicity in aerobic granules [J]. Applied Microbiology and Biotechnology,2005,69(4):469-473.

[21] Zhang L L,Feng X X,Zhu N W,et al. Role of extracellular protein in the formation and stability of aerobic granules [J]. Enzyme and Microbial Technology,2007,41(5):551-557.

[22] Yin C Q,Meng F G,Chen G H. Spectroscopic characterization of extracellular polymeric substances from a mixed culture dominated by ammonia-oxidizing bacteria [J]. Water Research,2015,68:740-749.

[23] Kerrn-Jespersen Jens P,Henze M. Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions [J]. Water Research,1993,27(4): 617-624.

Anaerobic/microaerobic combined with A/(O/A)to enhance nitrogen and phosphorus removal of aerobic granular sludge.

LI Dong1*,WANG Xin-xin1,ZHANG Yu-jun3,ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Beijing University of Technology,Beijing 100124,China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment,Harbin Institute of Technology,Harbin 150090,China；3.China Xiong-an Group Urban Development Investment Corporation,Baoding 071000,China),2022,42(8)：3674～3682

Three SBR reactors R1,R2 and R3 with the same specifications were set up,which were operated in A/O/A-A/O/A,A/O/A-A/O,and A/(O/A)-A/O modes respectively. Using synthetic wastewater as the influent substrate,the inoculated sludge,consisting of 70% aerobic granular sludge and 30% flocculent sludge,were obtained from the laboratory for long-term starvation at 4℃. Under the same initial conditions,the activity recovery and short-cut nitrification and denitrification phosphorus removal performance of granular sludge under different operation modes were discussed. The results showed that the combined anaerobic/micro-aerobic A/(O/A)alternating operation mode had great advantages in realizing the activity recovery of granular sludge and the performance of pollutant removal. The dense granules were formed with an average particle size of 802.98μm in R3,and the EPS content reached 94.52mg/gVSS,indicating that the alternating operation mode of combined anaerobic/microaerobic stimulated microorganisms to secrete more EPS,and the granule structure was more stable. During the stable operation period,the removal efficiency of COD,TP and TN of R3 reached 92.45%,93.72% and 97.24% respectively. Meanwhile,the proportion of denitrifying phosphorus accumulating organisms with nitrite as electron acceptor in the system reached 51.46%,which could realize the simultaneous enrichment of AOB and DPAOs,thereby exhibiting good pollutant removal effect.

aerobic granular sludge(AGS)；anaerobic/microaerobic；short-cut nitrification；denitrifying phosphorus removal；influencing factors

X703.1

A

1000-6923(2022)08-3674-09

2022-01-19

北京高校卓越青年科學(xué)家計(jì)劃項(xiàng)目(BJJWZYJH012019 10005019)

* 責(zé)任作者,教授,lidong2006@bjut.edu.cn

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要研究方向?yàn)樗h(huán)境恢復(fù)理論及關(guān)鍵技術(shù).發(fā)表論文100余篇.