2019, Vol. 40
2. 苏州科技大学天平学院, 苏州 215009;
3. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室, 苏州 215009;
4. 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009
, WANG Jian-fang1,2,3
, QIAN Fei-yue1,3,4 , ZHANG Ze-yu1 , SHEN Yao-liang1,3,4 , QI Ze-kun1
2. College of Tianping, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China;
3. National and Local Joint Engineering Laboratory of Municipal Sewage Resource Utilization Technology, Suzhou 215009, China;
4. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Technology and Material of Water Treatment, Suzhou 215009, China
基于部分亚硝化-厌氧氨氧化(partial nitritation and ANAMMOX, PN/A)的单级自养脱氮工艺利用好氧氨氧化细菌(AOB)和厌氧氨氧化细菌(AMX)的协同作用, 将NH4+-N直接转变为N2[1], 因其具有需氧量低、无需外加碳源且污泥产量少等优势, 已经发展为一种高效且经济的方法[2, 3].目前单级自养脱氮工艺已成功应用于污泥消化液、垃圾渗滤液等高温(≥30℃)高氨氮(≥400 mg·L-1)工业废水的处理[4].
在侧流实现工程化应用之后, 很多研究者开始构想其在主流应用的可能性.在理论上似乎并没有限制其在市政污水厂主流脱氮的障碍, 但主流厌氧氨氧化实现的前提条件明显不同于测流.一方面在于较低的进水氨氮浓度, 低氨氮基质不利于AOB和AMX菌的生长以及对NOB的抑制, 从而影响脱氮效能; 另一方面温度也是关键的限制参数, 直接影响微生物菌群结构、细胞生长和新陈代谢速率, 从而影响AOB、AMX菌的活性.有研究表明, AOB和AMX菌最适宜的生长温度分别为30~35℃[5, 6]和25~37℃[7], 因此大部分自养脱氮反应器温度一般维持在30℃以上[8~10].而污水处理厂冬季水温可低至10℃左右, 夏季时温度可达30℃.对城市污水进行升温不经济也不现实, 在长三角区域, 水温在25℃左右的时长可达8个月之久.因此, 自养脱氮技术应用于常温低氨氮污水处理的启动和稳定运行尚有待深入研究.
作为活性污泥的一种特殊形式, 颗粒污泥具有优异的沉淀性能, 有利于微生物的富集, 而且其独特的生态位分布, 可将不同功能菌的微生物分布在不同空间, 如AOB分布于颗粒表面, AMX菌主要位于内部[11], 可有效降低不利条件对功能微生物的影响, 如缓冲DO对AMX菌的冲击[12]、提高功能菌应对温度冲击的能力等.另外, 种泥也是影响工艺启动运行的一个重要因素, 先前的研究集中于直接接种活性污泥、厌氧氨氧化污泥[13], 或是从现有稳定运行的PN/A反应器接种[14].久置或储存不当, 都有可能导致成熟的PN/A颗粒污泥部分功能微生物活性降低、失活或者微生物间的协同作用消失, 接种这类污泥进行启动和调控的研究鲜有报道.本研究通过接种实验室久置的PN/A颗粒污泥, 保持进水氨氮浓度为70 mg·L-1, 逐步缩短水力停留时间提高氨氮负荷(ammonia nitrogen loading rate, ALR), 严格控制溶解氧浓度, 探究在室温[(23±2)℃]条件下, 恢复AOB与AMX菌活性和协同能力以及有效抑制NOB实现反应器启动和稳定运行的控制条件, 考察了运行期间反应器脱氮性能及颗粒污泥形态变化, 为实现全程自养脱氮的工程化应用提供理论基础和工艺参数.
1 材料与方法 1.1 实验装置和运行条件实验装置是由有机玻璃制成的气升式反应器, 其有效容积约为2 L, 其结构如图 1所示.通过蠕动泵连续进水.反应器底部装有曝气装置, 由转子气体流量计控制曝气量.反应器外层设恒温水浴夹套, 控制水温在(23±2)℃, 控制pH在7.7~8.0.
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1.配水箱; 2.蠕动泵; 3.曝气头; 4.气体流量计; 5.曝气泵; 6.出水口; 7.提升管; 8.下降管; 9.水浴夹套 图 1 实验装置示意 Fig. 1 Schematic of the experimental setup |
反应器进水NH4+-N浓度保持在70 mg·L-1, 通过逐渐缩短水力停留时间, 联合进水氨氮负荷和水力负荷, 辅以DO控制, 进行启动和调控.反应器采用连续流方式运行, 启动到稳定运行过程, 分4个阶段, 如表 1所示.第Ⅰ阶段, 为完全亚硝化阶段, HRT为1.1 h, DO浓度在1.5~2.0 mg·L-1; 第Ⅱ阶段, 为控制部分亚硝化阶段, 缩短HRT至0.9 h, DO控制在1.0~1.2 mg·L-1; 第Ⅲ阶段, 为协同实现厌氧氨氧化阶段, HRT降低至0.7 h, DO控制在1.2~1.4 mg·L-1; 在第Ⅳ阶段, 为性能提升阶段, 缩短HRT至0.5 h, DO控制在1.0~1.1 mg·L-1, 并采取排泥措施, 强化反应器效能, 进一步提升污泥活性.
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表 1 反应器在不同运行阶段的操作条件 Table 1 Operating conditions of the reactor in different operational stages |
1.2 接种污泥与进水水质
反应器接种污泥为实验室久置的PN/A颗粒污泥, AOB与AMX协同作用被破坏, AMX菌活性被抑制, 呈现完全亚硝化性能, 常规测试氨氮去除率为34.6%, 亚硝酸盐累积率在81.3%, 无氮损.测得NH4+-N比降解速率、NO3--N比累积速率、NO2--N比累积速率和TN比降解速率(以N/MLVSS计, 下同)分别为0.250、0.051、0.101、0.123 g·(g·d)-1.颗粒污泥颜色呈棕黄色, 平均粒径约为1.07 mm, 5 min污泥容积指数(SVI5值)在51mL·g-1左右, 污泥浓度(MLSS)约为4.4g·L-1, 挥发性物质的比值(MLVSS/MLSS)为0.86.
反应器进水采用人工配制的无机氨氮废水, 以氯化铵为氮源, 通过投加碳酸氢钠调节pH, 其他组分还包括KH2PO4、MgSO4·7H2O和适量微量元素[15].
1.3 常规指标分析方法NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TN浓度分别采用纳氏试剂比色法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和过硫酸钾氧化-紫外分光光度法测定; MLSS和MLVSS采用标准重量法测定[16]; 溶液pH和溶解氧(DO)浓度采用多水质分析仪(903P般特)测定; 污泥形态通过OLYMPUS CX41型显微镜进行观测.
粒径分布采用筛分法测算.定期从反应器中取出污泥样品, 经生理盐水反复清洗后, 依次通过孔径为1.60、1.25、0.80、0.50、0.20 mm的筛子筛分, 并计算各粒径区间样品占总量的质量分数.NO2--N累积率、NH4+-N去除负荷、TN去除负荷的计算方法详见文献[17].
采用甲醇-NaOH法[18]对颗粒污泥的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)进行提取, 其主要包含蛋白质(PN)和多糖(PS).组分PN、PS分别采用Lowry法[19]和改进苯酚-硫酸法[20]测定.
1.4 批次实验采用批次实验, 并基于线性段拟合, 分别计算NH4+-N比降解速率[q(NH4+-N)]、NO3--N比累积速率[q(NO3--N)]、NO2--N比累积速率[q(NO2--N)]和TN比降解速率[q(TN)], 单位g·(g·d)-1, 以N/MLVSS计, 具体计算方法详见文献[21].
1.5 电镜观察(SEM)从反应器内取出混合液10 mL, 5 000 r·min-1离心去上清.加入2.5%的戊二醛5 mL后置于4℃冰箱固定4 h; 用磷酸缓冲溶液(PBS, 0.1 mol·L-1)水洗3次, 每次10 min; 依次用30%、50%、70%、90%、100%无水乙醇进行脱水, 每次15 min, 再用100%乙醇脱水3次, 每次15 min.对样品真空干燥, 喷金, 进行扫描电镜观察[22].
2 结果与讨论 2.1 反应器运行效能启动和稳定运行过程反应器效能变化如图 2所示.反应器采用连续流的运行方式, 以氨氮负荷(ALR)作为主要调控参数.亚硝态氮积累是启动自养脱氮工艺的先决条件[23], 第Ⅰ阶段(1~47 d)旨在获得完全亚硝化, 控制反应器ALR为1.53 kg·(m3·d)-1, DO在1.5~2.0 mg·L-1.第一周, 氨氮去除率仅为28%, 微生物不能适应室温低基质环境加之久置污泥内源硝化, 部分微生物衰亡, 出现污泥解体.实验过程产生的絮体和沉降性能较差的污泥随出水流出, 导致反应器内MLSS从4.4 g·L-1下降至3.9 g·L-1, MLVSS/MLSS由0.86下降至0.82, 污泥中无机质含量增高.随着微生物对环境体系的逐渐适应, 絮体污泥量减少, 以颗粒形态增殖, 反应器内MLSS逐渐增加.在确保AOB性能充分发挥的基础上, 控制DO浓度, 亚硝化性能逐渐提高.到第47 d, 反应器中NH4+-N去除率升至87%, NO2--N累积率稳定在90%左右.
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图 2 运行期间反应器脱氮性能和污泥浓度的变化 Fig. 2 Variation of the removal of nitrogen compounds, MLSS, and MLVSS/MLSS in the reactor throughout the operation period |
第Ⅱ阶段(48~86 d), 控制部分亚硝化, 为厌氧氨氧化反应提供良好的基质比条件.这一阶段, 将部分NH4+-N转化为NO2--N, 使NO2--N与剩余NH4+-N的基质之比为1.32:1[17], 实现部分亚硝化, 以符合AMX菌的代谢需求.同时, 控制O2/NH4+-N值, 利用颗粒污泥中氧的纵向传质和梯度分布, 抑制NOB, 为AMX提供合适的生长环境[24, 25].本阶段缩短HRT至0.9 h, 提升ALR至1.87 kg·(m3·d)-1.大约14 d左右, 系统微生物逐渐适应负荷提升. NH4+-N去除率先下降至50%左右, 两周后, 逐渐升至73%, 亚硝酸盐积累稳定在89%.第71 d, 降低反应器内DO至1.0~1.2 mg·L-1, 此时NH4+-N去除率稳定在59%~62%, 出水NO2--N与NH4+-N的比值维持在1.2~1.4, 符合厌氧氨氧化反应的进水比例.
第Ⅲ阶段(87~114 d), 在合理基质比条件下, 提升负荷, 促进AMX菌的富集和活性提升.进一步缩短HRT至0.7 h, ALR提升至2.40 kg·(m3·d)-1.负荷提升初期, 氨氧化不充分. NH4+-N去除率显著下降.调节曝气量, 提高DO至1.3 mg·L-1, 以维持AOB的效能.大约在第95 d, 发现出水中NO2--N累积率降至75%, 出现22%的TN损失, 系统具有部分亚硝化-厌氧氨氧化协同脱氮性能.曹建平[26]等接种常温亚硝化污泥, 通过约120 d连续运行才持续稳定出现总氮损失.相比接种亚硝化污泥富集培养AMX, 逐步调整驯化.本研究直接接种久置的PN/A污泥, 采取适当的调控策略, 为AOB和AMX提供适宜的生境, 恢复和提升功能菌活性, 可有效缩短PN/A启动周期.随后, 反应器NO2--N累积率继续降低至66%, 对NH4+-N、TN的去除率分别逐渐提高至81%和50%.
此时, 出水中残留较高浓度的亚硝酸盐和氨氮, 表明AMX菌生物量不足或活性缺失[27].因此, 拟进一步利用较高负荷和较大水力条件作为推动力, 使污泥与基质充分接触, 促进污泥增殖并提升污泥的密实度, 为AMX菌创造更好的生境, 提升厌氧氨氧化性能.在第Ⅳ阶段(115~180 d), 缩短HRT至0.5 h, ALR提高至3.4 kg·(m3·d)-1.虽然进水负荷对反应器性能造成了一定的冲击, 出水氨氮的浓度出现一定程度的上升, 约一周后, 微生物逐渐适应, NH4+-N、TN去除率又逐渐上升至70%和52%.考虑到AOB和AMX菌世代周期较长, 为了富集微生物, 整个启动过程没有排泥.在130左右, 反应器内污泥浓度达9.5 g·L-1, 出水氨氮浓度出现波动.第147 d, 对反应器排泥, 降低污泥浓度至8.0 g·L-1左右, 经过两周时间, NH4+-N、TN去除率持续上升, 最终达85%和69%, TN去除负荷达2.30 kg·(m3·d)-1.
整个启动过程, MLSS随着运行时间的延长而逐渐增加, 氮负荷越高, MLSS增幅显著.最终系统中MLSS增加至9 g·L-1, MLVSS/MLSS高达0.90, 微生物活性较高, 系统呈现较稳定的单级全自养脱氮功能.
本研究采用实验室久置的PN/A颗粒污泥接种启动, 通过分步逐级缩短HRT, 提升氮负荷, 逐步恢复AOB、AMX菌的活性及相互间的协同作用, 是行之有效的方案.由于储存、运输、搁置等各种因素易导致颗粒污泥中微生物群落间的协同平衡被破坏, 首先恢复颗粒表面AOB的性能, 同步提升颗粒结构的致密性, 在颗粒污泥纵剖面形成良好的基质梯度和不同空间功能微生物的层状分布, 为AMX菌提供良好的基质比和严格厌氧的生存空间, 再进一步提升氮负荷, 提升相应的功能微生物活性.在单级PN/A工艺中, TN理论去除率可达89%[28], 但本研究中TN去除率最高仅为69%, 显然有较大的提升空间.这主要由于反应器中存在一定数量的NOB, 反应器内部维持一定浓度的NH4+-N与NO2--N[29], 有利于对NOB的长期抑制, 限制了TN去除率的进一步提高.
2.2 功能菌活性分析功能微生物的活性是反应器调控的重要参数, 通过批次实验, 测定不同阶段污泥的q(NH4+-N)、q(NO2--N)、q(NO3--N)和q(TN), 揭示各功能菌的活性变化情况.如图 3所示, 在第Ⅰ、Ⅱ阶段, 以富集培养AOB为目的.随着负荷的提升, q(NH4+-N)和 q(NO2--N)呈上升趋势, 在第Ⅰ阶段分别由0.19 g·(g·d)-1和0.14 g·(g·d)-1上升到0.28 g·(g·d)-1和0.27 g·(g·d)-1, 这意味着颗粒污泥中AOB活性逐步提升, 并有亚硝酸盐积累.反应器于95 d启动成功后, 由于负荷提升和排泥, 微生物活性得到提升, 会促使q(NH4+-N)和q(TN)上升, 最终q(NH4+-N)和q(TN)分别达到0.44 g·(g·d)-1和0.24 g·(g·d)-1. Winkler等[30]在环境温度下运行部分亚硝化/厌氧氨氧化反应器, q(TN)仅为0.16 g·(g·d)-1, 与之相比, 本研究较高的总氮去除负荷可归因于颗粒污泥富集较高的功能微生物浓度和良好空间传质有利于提高微生物活性. q(TN)逐渐上升, q(NO2--N)与之呈现负相关, 这主要是氨氮氧化生成的NO2--N不再积累, 而是用作厌氧氨氧化的基质被消耗.
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图 3 反应器运行过程中不同氮素比降解/比累积速率随运行时间的变化过程 Fig. 3 Variation in the specific nitrogen removal/accumulation rates with running time during the operation |
对于传统的活性污泥法, HRT太短, 容易导致污泥流失.但本研究采用的颗粒污泥具有良好的沉降性能和微生物截留能力, 在较低的HRT下形成特定水力条件, 有利于增加颗粒污泥的密实度和功能微生物的层状分布, 因此, 本研究针对进水基质浓度较低情况, 采用较短的HRT可实现较高的氮去除负荷.
对于自养颗粒污泥, AOB与AMX菌之间的动态平衡是实现稳定脱氮的关键, 主要是两类微生物数量和活性共同作用的结果, 控制体系中DO浓度[11], 保持一定浓度的剩余氨氮[31, 32]是常用的措施.限制DO, 使AOB产生NO2--N的速率不高于AMX消耗的速率, 防止体系中NO2--N积累; 或者通过剩余氨氮, 维持AOB的好氧活性, 快速消耗DO, 防止氧气向颗粒污泥内部渗透.本研究启动期, 主要是以亚硝化性能提升为主, 目的是富集AOB, 抑制NOB.在运行第Ⅰ阶段末期及第Ⅱ阶段初期, 由于DO升高, NOB活性被激发, q(NO3--N)值出现升高趋势.调控曝气量, 降低DO浓度在1.0 mg·L-1左右后, NOB性能逐渐得到抑制, NO2--N积累率逐渐上升, q(NO3--N)值下降.
ΔNO3--N/ΔTN值是衡量自养脱氮性能的一个重要指标, 理论值为0.127[33].本研究中第1~94 d处于启动阶段, 不做ΔNO3--N/ΔNH4+-N分析.从第95 d起, ΔNO3--N/ΔTN的比值呈下降趋势, 后期基本稳定在0.23(如图 4), 高于理论值, 表明系统中NOB尚有一定活性. Miao等[34]采用单级PN/A反应器控制温度(32±1)℃处理低浓度废水(60 mg·L-1), 探究产生硝酸盐积累后脱氮性能的恢复, 研究表明NOB活性得到有效抑制时, ΔNO3--N/ΔTN的比值约为0.3, 偏离理论值, 分析原因主要在于反应器主体中剩余氨氮浓度过低(运行大部分时间段低于10 mg·L-1).在单级自养脱氮系统中, NOB的抑制机制主要归因于氧气竞争和亚硝酸盐竞争两种情况.本实验过程中, 严格匹配DO, 并保持出水氨氮浓度在10~15 mg·L-1, 有足够的剩余氨氮使AOB消耗氧气, 有效抑制NOB, 也可防止NOB和AMX竞争亚硝酸盐基质.温度会影响微生物的最大比生长速率, 进而影响O2渗透至颗粒内部的深度.认为本研究ΔNO3--N/ΔTN值偏高与反应体系温度也有重要关系.本研究中最大比氨氮降解速率为0.44 g·(g·d)-1, 低于Xu等[35]在(30±1)℃、DO为1.0~1.5 mg·L-1的环境下, 氨氮比降解速率达0.79 g·(g·d)-1的报道.本反应体系在室温[(23±2)℃]下运行, AOB活性下降, 被AOB消耗的O2量减少, 导致更多的O2渗透至颗粒内层, 势必影响NOB的抑制和AMX的活性.反之, 较高的温度条件, AOB活性高, 且易在颗粒外层形成较厚的AOB生物膜, 快速消耗DO, 使得自养脱氮ΔNO3--N/ΔTN比值接近理论值. Qian等[17]采用CSTR控制温度在(28±1)℃启动高性能单级自养脱氮反应器, 该比值可稳定在0.10±0.01;曹丽娟等[36]使用SBR分别建立主流和侧流单级PN/A反应器, 保证反应器处于恒温条件(主流反应器为25℃, 侧流反应器为30℃), 通过定期交换2个反应器中部分污泥混合液达到侧流富集/主流强化的效果, 主流反应器NOB得到抑制时, 该比值基本稳定在0.2左右.
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图 4 反应器运行过程中ΔNO3--N/ΔTN值和DO的变化 Fig. 4 Changes in the value of ΔNO3--N/ΔNH4+-N and DO during the operation |
第Ⅲ和Ⅳ阶段的PN/A启动和强化期, q(NO3--N)稳定, 在0.038 g·(g·d)-1左右略有波动, 表明反应器中NOB活性得到有效抑制.此外, 有研究已经证明了污泥颗粒的大小对于微生物种群之间的竞争有影响, NOB倾向于生长在小颗粒或悬浮污泥中[37].本研究采取短HRT导致水力负荷加大, 有助于控制絮体泥龄, 增加NOB淘洗速率, 使AOB和AMX成为反应器中的优势菌种.
2.3 颗粒污泥形态变化接种颗粒污泥初期为棕黄色, 运行至第Ⅱ阶段逐渐过渡为棕褐色, 在第Ⅲ阶段后期呈现棕红色(如图 5), 意味着颗粒污泥中细胞色素的增加和AMX菌活性的恢复提升.启动初期, 污泥微生物不适应室温低基质环境变化, 部分大颗粒污泥解体, 产生絮体.通过不断缩短HRT以提高ALR, 致使大量絮体及小粒径的污泥随出水排出, 污泥平均粒径逐渐增大, 第160 d平均粒径达1.30 mm(见图 6), 在整个运行过程中, 粒径在1.25~1.6 mm的颗粒比重一直占据主体地位.颗粒的致密度和表面光滑度都得到了改善, 颗粒表面的絮状物消失, 出现了较为光滑、清晰的轮廓, 结构紧密.颗粒污泥性能成熟, SVI值逐渐下降, 最终稳定在30 mL·g-1左右, 说明自养脱氮颗粒污泥具有较高的生物量且沉降性良好.
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图 5 运行不同阶段污泥形态(显微镜图像) Fig. 5 Variation of sludge morphology at different stages |
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图 6 反应器内的颗粒平均粒径及SVI变化 Fig. 6 Changes in the average particle size and SVI of sludge during the start-up period |
扫描电镜图片显示(见图 7), 颗粒污泥整体结构密实, 颗粒表面呈多孔隙结构, 颗粒中的微生物以球菌为主, 并有少量的杆菌及短杆菌.污水处理中AOB菌主要为亚硝化球菌属和亚硝化单胞菌属, 其形态分别为球状和短杆状, AMX菌形态为球形和椭球形[38], 从微生物形态上与扫描电镜相吻合.在单级自养脱氮工艺颗粒污泥中, AOB多在颗粒污泥表面, 而AMX则分布在颗粒污泥的内部[11].因此, 扫描电镜显示的颗粒污泥表面的部分球菌可能为亚硝化球菌属, 部分短杆菌可能为亚硝化单胞菌属.具体的微生物种类和群落结构特征在后续研究中采用分子生物技术进行分析.
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图 7 第170 d颗粒污泥SEM图片 Fig. 7 SEM images of a sludge granule on the 170th day |
微生物在生长过程中会分泌称作胞外聚合物(EPS)的黏性物质, 其主要成分包括多糖类(PS)、蛋白质类(PN)、腐殖酸类、DNA类等[39], 其中以多糖类和蛋白质类占较大比重. EPS在改变污泥表面理化性质、促进细胞相互聚集生长、维持颗粒外部结构等方面起着重要的作用[18].
本研究在不同运行时期对颗粒污泥中的EPS进行了提取分析(如图 8).结果表明, 初期(1~47 d), 此时微生物处于适应期, 产生的EPS量缓慢增长, EPS(以MLVSS计, 下同)总量由63.3 mg·g-1升至68.1 mg·g-1.此后, 微生物适应环境大量繁殖, 系统发生短程硝化后逐步实现厌氧氨氧化反应, 基质降解速率不断升高, EPS总量显著增加, 最终上升到174.9 mg·g-1, 且PN的增长量更为显著, 从29.53 mg·g-1提高到142.6 mg·g-1, 而多糖类物质则呈现小幅度升高态势, 基本维持在33 mg·g-1. Chen等[40]的研究发现, EPS的组成和分布会影响污泥的生物活性.根据水质氮素变化及批次活性, 注意到EPS值变化与脱氮性能、功能菌活性变化呈现正相关性, 本研究结果也证实这一现象.运行过程中条件的改变会引起系统中菌群产生应激反应, 影响功能菌的代谢活性, 因而产生较高的EPS含量, EPS含量的分泌有助于微生物维持颗粒污泥的稳定性, 进而影响出水水质, 因此它们之间的变化是密切相关的.
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图 8 胞外聚合物组分含量随运行时间的变化过程 Fig. 8 Variation in the"extracellular polymeric substances content" throughout the operation period |
污泥的PN/PS值对污泥的表面电荷疏水性及维持微生物群落结构的完整性有直接影响[41], 该比值增加, 导致污泥表面Gibbs能下降, 而使疏水性升高, 增加了污泥间的亲和力, 有助于形成紧密稳定的结构[42].本研究结果发现, PN/PS值从初始阶段的0. 87升高到4.40, 最终成熟的自养脱氮颗粒污泥EPS主要组分是PN, 占81.48%, 颗粒表面轮廓光滑清晰且结构紧密(见图 6和图 7).文献[42, 43]认为在污泥颗粒化过程中PS的含量增加较小或基本不变, PN会改变污泥表面的亲疏水性及表面电荷, 且含量增加有利于好氧颗粒污泥的形成与维持.作为主要的EPS组分, PN在慢速生长型细菌的聚集中起着关键作用, 这不仅意味着细胞密度的增加, 还有功能微生物之间的作用通过加强信号交流合作来强化污泥的新陈代谢活动[44, 45].
3 结论(1) 以实验室久置的PN/A颗粒污泥为接种泥, 研究低氨氮进水(70 mg·L-1)下单级部分亚硝化-厌氧氨氧化室温[(23±2)℃]启动效能. pH维持在7.7~8.0条件下, 通过逐级缩短HRT(1.1 h 0.5 h), 提高进水氨氮负荷[1.53 kg·(m3·d)-1 3.36 kg·(m3·d)-1], 经过95 d, 启动单级自养脱氮反应器, NH4+-N和TN去除率达到85%和69%, TN去除负荷达2.30 kg·(m3·d)-1.
(2) 根据不同阶段污泥性能, 调控DO严格匹配氮负荷提升, 有效抑制NOB活性, 促进AOB和AMX间良好协同, 室温条件下q(NH4+-N)和q(TN)分别达到0.44 g·(g·d)-1和0.24 g·(g·d)-1, ΔNO3--N/ΔTN的比值基本稳定在0.23.
(3) 颗粒污泥轮廓光滑清晰, 结构致密, 微生物以球菌为主, 并有少量的杆菌及短杆菌, 颗粒粒径自适应后随负荷提升逐渐增大, 平均为1.30 mm, 沉降性能良好, SVI稳定在30 mL·g-1. EPS总量由63.3 mg·g-1上升到174.9 mg·g-1, PN/PS值从初始阶段的0. 87升高到4.40.
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