近年来, 氮磷的大量排放使水体富营养化进程加快, 而目前多数污水处理厂对氮、磷的去除率较低^[1], 实现高效脱氮除磷逐渐成为研究的热点.但传统氮磷同步去除工艺往往存在碳源利用率低、脱氮除磷分开而增大占地面积、易污泥膨胀等问题^{[2, 3]}, 好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)脱氮除磷技术因生物量大、沉降性能好、可实现同步硝化内源反硝化(simultaneous nitrification endogenous denitrification, SNED)等优点^[4~6]而备受关注. AGS同步脱氮除磷往往又因释磷过程、反硝化过程、异养菌同化作用争夺碳源^[7]以及颗粒中溶解氧(DO)分区被破坏^[8]而使氮磷去除率降低.故采取合适的运行策略实现高效的脱氮除磷势在必行.

对于脱氮过程, AGS中的高-低DO环境是形成SND功能的重点^{[9, 10]}. Yuan等^[11]发现DO从4.5mg ·L^-1降至1.0mg ·L^-1时, AGS系统的硝化速率从0.059 5 mg ·(g ·min)^-1下降到0.025 1 mg ·(g ·min)^-1. Beun等^[12]发现相比溶解氧饱和度为100%条件下培养的颗粒污泥, 溶解氧饱和度为40%条件可以使颗粒内部发生稳定的反硝化作用.而降低曝气强度使AGS中丝状菌成为优势菌种、颗粒结构松散^{[13, 14]}, 且氧传质阻力减弱^[15], 同样破坏颗粒内部的缺氧反硝化环境.对于除磷过程, 低DO水平会使聚磷菌吸磷不充分, 高DO水平会使聚磷菌(PAOs)体内聚β羟基丁酸(PHB)不足而聚磷活性降低^{[16, 17]}并出现“自溶”现象^[18].另外, 运行周期初始曝气会使大量COD被异养微生物消耗, 造成大量碳源和溶解氧浪费.

综合以上问题结合城市污水低C/N比的特点, 本研究在厌氧/好氧(anaerobic/oxic, A/O)运行模式下分别以减少好氧初期碳源浪费和防止好氧末期好氧颗粒内反硝化条件受破坏为目的采取低/高和高/低阶梯曝气策略, 在优化AGS内部好氧-缺氧空间分布的同时增加污水碳源利用率.目前类似阶梯曝气的报道^[19]主要是对全程好氧系统脱氮性能的研究, 不同阶梯曝气策略对A/O同步脱氮除磷系统的影响对比及影响机理的探究尚未见报道.本试验通过综合评估和分析不同曝气策略下系统的氮磷去除性能、污泥沉降性及稳定性, 以期为好氧颗粒在处理生活污水的应用中提供技术支撑和理论依据.

本试验采用由有机玻璃制成的中试规模SBR反应器, 有效高度h=90 cm, 内径D=29 cm, 有效容积V=64 L.反应器壁取样口纵向排列, 间隔为15 cm, 取样、排泥均在第3个取样口.反应器内底部设有微孔曝气盘, 由空压机供气并通过气体流量计控制曝气量, 在好氧阶段为反应器提供足够的水力剪切力和溶解氧, 试验装置如图 1所示.

图 1

Fig. 1

1.搅拌器；2.进水口；3.取样口和排泥口；4.出水口；5.搅拌桨；6.微孔曝气盘；7. pH计；8. DO测定仪；9.气体流量计；10.电磁阀；11.空压机 图 1 好氧颗粒污泥SBR反应器装置示意 Fig. 1 Aerobic granular sludge SBR reactor device

反应器运行通过时间控制器控制, 每天运行3个周期, 一个周期8 h, 分别为：30 min进水、120 min厌氧、180 min好氧、3 min沉淀、剩余时间闲置.整个试验过程温度和pH均不作控制, 水温20~25℃, pH为7.0~8.0, 换水比为67%, 污泥浓度控制在3 000 mg ·L^-1左右.

本试验用水取自某大学家属区化粪池, 接种污泥为用实际生活污水培养的成熟好氧颗粒污泥, 具体水质参数和污泥特性指标见表 1和表 2.

表 1 (Table 1)

表 1 试验进水水质/mg ·L-1 Table 1 Water quality of domestic sewage/mg ·L-1 水质指标 数值 COD 267.9~325.1 氨氮 28.14~40.45 亚硝酸盐氮 0~1.16 硝酸盐氮 0~4.77 总氮 34.35~49.33 磷酸盐(以P计) 4.74~5.49

表 1 试验进水水质/mg ·L-1 Table 1 Water quality of domestic sewage/mg ·L-1

表 2 (Table 2)

表 2 接种污泥指标 Table 2 Sludge characteristic parameters 污泥指标 单位 数值 MLSS mg·L-1 2 520 沉降速度 m·h-1 2.71 SVI mL·g-1 40.56 MLVSS/MLSS % 73 粒径 μm 850

表 2 接种污泥指标 Table 2 Sludge characteristic parameters

反应器运行采用厌氧/好氧(A/O)模式, 控制单个周期内总曝气量恒定, 改变均匀曝气为阶梯曝气(将好氧段分为两段, 先高强度曝气后低强度曝气, “高/低曝气”；先低强度曝气后高强度曝气, “低/高曝气”).本试验分为4个阶段, 其中阶段Ⅲ为恢复阶段, 具体运行参数见表 3.

表 3 (Table 3)

表 3 试验主要运行参数 Table 3 Primary operational parameter of the experiment 3 项目 阶段Ⅰ (1~10 d) 阶段Ⅱ (11~30 d) 阶段Ⅲ (31~40 d) 阶段Ⅳ (41~60 d) 曝气策略 均匀曝气 高/低曝气 均匀曝气 低/高曝气 厌氧时间/min 120 120 120 120 好氧时间/min 300 120/180 300 180/120 曝气量/L·(h·L)-1 2.81 4.22/1.88 2.81 1.88/4.22 DO/mg·L-1 2.5~5.0 3.5~4.5/1.0~2.0 2.5~5.0 1.0~2.0/4.0~8.0

表 3 试验主要运行参数 Table 3 Primary operational parameter of the experiment 3

比氨利用速率(AUR)：将用清水淘洗后的AGS置于氮源、碱度和溶解氧充足的混合液(NH₄⁺-N初始浓度为60mg ·L^-1, 曝气量为4L ·min^-1)中反应2h, 根据不同时刻NH₄⁺-N浓度值, 拟合NH₄⁺-N浓度随反应时间的变化曲线, 利用变化曲线斜率r、污泥浓度MLVSS以及公式AUR=r/MLVSS算得系统的比氨利用速率.其中混合液的氮源和碱度分别由硫酸铵和碳酸氢钠提供^[20].测定比硝酸盐生成速率(NPR)的混合液以亚硝酸钠为底物(NO₂^--N初始浓度为50mg ·L^-1, 曝气量为4L ·min^-1), NPR的测定和计算方法与AUR类似^[21].为减小误差, 各进行3组平行试验.

比反硝化速率(DNR)：将配置好的泥水混合液倒入500 mL血清瓶中, 利用曝气针连续曝氩气10 min以赶出混合液中的溶解氧, 随后迅速取出针头并用橡胶塞封住瓶口, 将血清瓶放置在摇床上进行振荡使泥水充分混合, 整个反应持续3h.其中混合液以醋酸钠和硝酸钾为主要成分, 并加入适量硝化抑制剂(丙烯基硫脲, ATU)^[22].利用NO₃^--N浓度变化曲线斜率r、污泥浓度MLVSS以及公式DNR=r/MLVSS算得系统的反硝化速率.

水样中NH₄⁺-N浓度利用纳氏试剂分光光度法测定, NO₂^--N浓度采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定, NO₃^--N浓度采用紫外分光光度法测定, TN浓度采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法, COD和TP采用快速测定仪, pH及DO采用WTW(pH/Oxi 340i)便携式多参数测定仪测定. AGS粒径采用马尔文激光粒度仪测定, MLSS、MLVSS、SVI等参数采用国际规定的标准方法.氨氧化率和同步硝化内源反硝化率(SNED)分别按照式(1)和式(2)计算：

(1)

(2)

式中, Δ(NH₄⁺-N)为进出水NH₄⁺-N浓度差, mg ·L^-1；ρ(NH₄⁺-N)_in为进水NH₄⁺-N浓度, mg ·L^-1；Δ(NH₄⁺-N)、Δ(NO₂^--N)和Δ(NO₃^--N)为好氧段NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N浓度差, mg ·L^-1.

如图 2所示为整个运行过程中AGS系统进出水COD浓度、厌氧末COD浓度、ΔCOD_厌氧/ΔTCOD以及COD去除率的变化情况, 反应器进水COD在270~320 mg ·L^-1之间波动.阶段Ⅰ(均匀曝气阶段)系统厌氧末和出水COD平均浓度分别为80.55mg ·L^-1和44.96mg ·L^-1, COD去除率和ΔCOD_厌氧/ΔTCOD分别为84.71%和85.70%.将曝气策略改为高/低曝气后, 系统出水COD浓度从第30 d的44.87mg ·L^-1降至第60 d的33.95mg ·L^-1, 此时COD去除率逐渐升至88.30%, 同时系统在厌氧段对有机物的摄取量增加, 厌氧末COD浓度从第30 d的82.70mg ·L^-1降至第60 d的71.62mg ·L^-1, 结果表明, 相比于均匀曝气, 高/低阶梯曝气不仅可以提高系统的有机物去除性能, 而且可以增加异养菌在厌氧段对外碳源的摄取量.但厌氧段的COD去除量在总COD去除量中的比例ΔCOD_厌氧/ΔTCOD无明显变化趋势, 表明系统有机物去除量增加由异养菌的厌氧摄取和好氧利用两部分增加所致.厌氧段有机物摄取量的增加可能由于先高强度曝气后低强度曝气的策略使好氧段后期颗粒污泥内部的DO水平降低, 有效减缓了颗粒污泥内部异养菌的内源呼吸作用.好氧段有机物利用量增加与好氧段初期系统中的相对较高的DO水平有关, 底物充足条件下的高DO水平可大大增强好氧异养菌的同化作用, 从而增加好氧段的有机物去除量.故将均匀曝气改为高/低阶梯曝气可同时增加厌氧段和好氧段的有机物去除量.

图 2

Fig. 2

图 2 运行过程中COD及TP的变化 Fig. 2 Variation of COD and TP concentration during the process of operation

阶段Ⅲ为恢复阶段, 运行条件与阶段Ⅰ相同, 出水及厌氧末COD浓度值分别为45.06mg ·L^-1和80.73mg ·L^-1, COD去除率和ΔCOD_厌氧/ΔTCOD比值分别为84.11%和85.26%.系统的有机物去除性能已恢复至均匀曝气阶段水平.阶段Ⅳ改均匀曝气为低/高曝气, 第120 d系统出水COD浓度降至30.79mg ·L^-1, COD去除率为89.30%, 与阶段Ⅱ无明显差异.说明相比于均匀曝气, 低/高曝气同样可以提高系统的有机物去除性能.厌氧末COD浓度从第90 d的83.62mg ·L^-1升至第120 d的114.84mg ·L^-1, ΔCOD_厌氧/ΔTCOD比值到第120 d降至67.30%, 表明低/高曝气会导致系统在厌氧段(A段)对外碳源的摄取量大大降低, 直到进入好氧段仍然有大量碳源未被利用.这些碳源在好氧段被异养菌同化利用, 造成大量碳源“浪费”, 可间接反映出此时系统的脱氮除磷性能下降.

运行过程中, AGS系统进出水、厌氧末总磷浓度、ΔTP_厌氧/ΔCOD_厌氧以及总磷去除率的变化情况如图 3所示.整个运行过程中反应器进水TP浓度保持在6mg ·L^-1左右, 阶段Ⅰ(均匀曝气阶段)系统出水、厌氧末TP浓度分别为0.04mg ·L^-1和16.16mg ·L^-1, TP去除率高达99.19%, ΔTP_厌氧/ΔCOD_厌氧比值为7.58%.阶段Ⅱ(高/低曝气阶段)系统出水TP浓度及TP去除率无明显变化, 但厌氧末TP浓度升至23.5mg ·L^-1, 表明高/低曝气不会影响系统的TP去除效果, 但会使系统中聚磷菌的活性增加, 与好氧段前期提高曝气量有关, 提高曝气量可以增加聚磷菌的吸磷量和吸磷速率^[23].其中ΔTP_厌氧/ΔCOD_厌氧可以反映系统中PAOs和聚糖菌(GAOs)对碳源的竞争情况, ΔTP_厌氧/ΔCOD_厌氧越高表示PAOs相对数量越多、对有机物的利用率越高. ΔTP_厌氧/ΔCOD_厌氧值升高说明高/低曝气下系统中聚磷菌的相对数量增加.

图 3

Fig. 3

图 3 运行过程中氮素及脱氮速率变化 Fig. 3 Variation of nitrogen concentration and denitrification rate during operation

在阶段Ⅲ(均匀曝气阶段末)系统恢复至阶段Ⅰ的水平.阶段Ⅳ(低/高曝气阶段)出水TP浓度从阶段Ⅲ的0.04mg ·L^-1升至2.23mg ·L^-1, TP去除率从阶段Ⅲ的99.08%降至58.32%, 说明低/高曝气使系统的除磷性能下降.厌氧末TP浓度及ΔTP_厌氧/ΔCOD_厌氧降低表明系统中聚磷菌的活性降低, 分析原因, 由于好氧段初期低DO环境使处于颗粒污泥内部的聚磷菌处于DO的竞争劣势地位, 并且有研究表明, 聚磷菌在吸磷速率及吸磷量减少的同时会出现自溶、裂解等现象^[18], 导致聚磷菌在异养菌中的相对数量减少, 故整个系统的聚磷活性降低.

运行过程中系统的氮素变化情况如图 3所示, 进水NH₄⁺-N浓度维持在40mg ·L^-1左右, 阶段Ⅰ~Ⅳ氨氧化率始终高于94%且无明显变化趋势, 说明阶段Ⅱ和阶段Ⅳ的阶梯曝气策略不会影响系统的氨氧化性能, 氨氧化菌(AOB)的活性在低曝气条件下受到抑制后会在高曝气条件下得以迅速恢复, 加之氨氧化菌具有低DO条件下氧亲和力强的特性, 使其受阶梯曝气策略的影响不大, 故整个运行过程中氨氧化率始终高于94%.阶段Ⅰ(均匀曝气)出水NO₂^--N浓度接近于零, 出水NO₃^--N浓度为18.33mg ·L^-1, 系统处于全程硝化状态.进入阶段Ⅱ(高/低曝气), 好氧段后期的低曝气强度使亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性相对于AOB下降较大^[24], 使得由AOB氧化生成的NO₂^--N不能被及时氧化, 故出水产生轻微NO₂^--N积累, NO₂^--N浓度从第20 d的0.05mg ·L^-1上升至第60 d的0.21mg ·L^-1.此时出水NO₃^--N浓度呈明显降低的趋势, 从第30 d的18.33 mg ·L^-1降到了第60 d的6.98mg ·L^-1.经分析, 出水NO₃^--N浓度的降低原因为：①好氧段后期的低DO(< 2mg ·L^-1)环境会使NOB活性显著受到抑制^[25], 单位时间NO₃^--N的生成量减少；②好氧段后期的低曝气强度可以减小DO在AGS内部的渗透深度^[26], 为反硝化作用的发生提供了条件.故高/低曝气策略可以在抑制系统全程硝化能力的同时增强其反硝化性能.阶段Ⅲ系统又恢复至阶段Ⅰ的水平, 出水NO₂^--N浓度从第60 d的0.21mg ·L^-1降至第90 d的0.06 mg ·L^-1, 出水NO₃^--N浓度从第60 d的6.98mg ·L^-1升至第90 d的17.05mg ·L^-1.在随后的阶段Ⅳ(低/高曝气)同样未出现NO₂^--N积累现象, 这与NOB活性在好氧段后期的高DO环境中得以恢复有关, 而出水NO₃^--N浓度继续升高至阶段末的20.29mg ·L^-1, 表明低/高曝气策略使系统全程硝化性能增强.

根据图 3中进出水TN、TN去除率和SNED率变化曲线可以看出, 进水TN浓度保持稳定, 平均值为44.33mg ·L^-1.阶段Ⅰ(均匀曝气)末出水TN浓度为18.80mg ·L^-1, TN去除率为55.71%, SNED为48.72%, 此时系统脱氮能力及同步硝化内源反硝化能力均较差.阶段Ⅱ(高/低曝气)出水TN浓度出现明显降低的趋势, 第54 d出水TN浓度降至9.47mg ·L^-1, 满足《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918- 2002)》常规污染物一级A标准要求. TN去除率为78.24%, 再次证明高/低阶梯曝气策略可以增强系统的反硝化性能. SNED也出现升高的趋势, 从第30 d的48.72%上升到了第54 d的77.08%, 其变化趋势与图 2中ΔCOD_厌氧/ΔTCOD的变化趋势相同, 这与聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)等异养菌的内碳源存储特性增强有关^[27], 使AGS能够更好地利用厌氧段储存的内碳源进行内源反硝化.阶段Ⅲ系统脱氮性能恢复到了高/低曝气前的水平.阶段Ⅳ(低/高曝气)末出水TN浓度升至21.47mg ·L^-1, TN去除率仅为51.26%, SNED降至44.69%.经分析, 脱氮性能下降的原因为：①PAOs和GAOs等异养菌在厌氧段内碳源存储量减少, 用于内源反硝化作用的碳源减少；②好氧段初期低DO环境中反硝化作用受NO₂^--N和NO₃^--N等底物浓度的抑制, 好氧段后期高DO环境使颗粒内部的反硝化缺氧条件被破坏.故低/高曝气策略不利于系统脱氮性能的提高, 该试验结果与王文啸等^[19]在全程好氧系统中所得结果有所不同.

运行各阶段系统的氨利用速率、硝酸盐生成速率和反硝化速率变化情况如图 3所示.阶段Ⅰ(均匀曝气)末比氨氧化速率(以N/VSS计, 下同)为10.76 mg ·(g ·h)^-1, 比硝酸盐生成速率为4.60 mg ·(g ·h)^-1, 比反硝化速率为11.29 mg ·(g ·h)^-1.阶段Ⅱ(高/低曝气)比氨氧化速率升至11.64 mg ·(g ·h)^-1, 比硝酸盐生成速率升至5.10 mg ·(g ·h)^-1, 氨氧化速率和硝酸盐生成速率的差值从第30 d的6.16 mg ·(g ·h)^-1升至第60 d的6.54 mg ·(g ·h)^-1, 可以很好地解释系统NO₂^--N轻微积累的现象.比反硝化速率达到整个运行过程中的最大值13.94 mg ·(g ·h)^-1, 表明高/低曝气策略不仅可以提高AGS中硝化细菌的活性而且可以大大提高异养菌的反硝化能力.阶段Ⅳ将曝气策略改为低/高曝气后, 比氨氧化速率和比硝酸盐生成速率均继续升高并达到最大值, 分别为14.92 mg ·(g ·h)^-1和9.21 mg ·(g ·h)^-1, 而比反硝化速率降至最小, 为10.16 mg ·(g ·h)^-1, 低/高曝气下DO在AGS中的渗透深度加大, 使得硝化细菌的生长空间扩大, 故该曝气策略可大大增加系统的硝化性能, 而AGS中缺氧区受到压缩使得系统的反硝化能力大大降低.

阶段Ⅱ(高/低曝气)典型周期内污染物浓度变化情况如图 4(a)所示. COD浓度在厌氧段呈现出迅速大幅下降趋势, 从起始的190.50mg ·L^-1下降到了厌氧末的60.20mg ·L^-1. COD的大量去除与PAOs和DAOs等异养菌对外碳源的摄取有关^[27].进入高强度曝气段后, 好氧异养菌的呼吸作用加强使有机物降解速率再次增加, COD变化曲线变陡.在低强度曝气段中易降解有机物已基本降解完全, COD浓度无明显变化. TP浓度在厌氧末达到最大值, 好氧吸磷过程在曝气75 min后基本结束. NH₄⁺-N在好氧段的降解速率先增后减, 在低强度曝气段初期达到最大值.虽然高强度曝气段系统中DO水平较高, 但在底物充足的条件下, 氨氧化过程因与异养呼吸竞争DO而变缓.低强度曝气段初期, 好氧呼吸随有机物浓度的降低而变缓, 氨氧化过程逐渐形成DO竞争优势, 故此时氨氧化速率达到最大.随后氨氧化速率因底物浓度减少而变缓.高强度曝气段末期因氨氧化过程与亚硝酸盐氧化过程存在速率差而出现NO₂^--N轻微积累.在整个反应过程中, NO₃^--N浓度变化曲线为“驼峰”状, 其浓度表现为间断上升的趋势, 从高强度曝气段初期的0mg ·L^-1开始逐渐上升到了低强度曝气段初期的8.72mg ·L^-1, 此后NO₃^--N浓度因反硝化作用增强而迅速降低到了3.22mg ·L^-1, 随着反应的进行, NO₃^--N浓度又由于反硝化碳源不足呈现出二次上升趋势.与此同时, COD浓度并未呈现明显跌落趋势, 表明反硝化碳源来源主要为内碳源.

图 4

Fig. 4

图 4 典型周期内污染物浓度变化 Fig. 4 Variation of pollutant concentration over a typical cycle

阶段Ⅳ(低/高曝气)典型周期内污染物浓度变化情况如图 4(b)所示.厌氧段有机物的消耗量大大减少, 这是由于聚磷菌对碳源的利用量减少.在进入低强度曝气段后, COD的消耗速率因异养菌呼吸作用减弱而变缓.在系统进入高强度曝气段后, 高DO水平使好氧菌的呼吸作用加强, 有机物降解速率变快. NO₂^--N和NO₃^--N浓度无明显变化表明COD消耗与反硝化关系不大, 有机物因好氧呼吸而“浪费”.低强度曝气段硝化过程受到了低DO浓度的抑制, NH₄⁺-N降解速率与阶段Ⅱ相比大大降低.进入高强度曝气段后硝化细菌的活性得以恢复, 氨氧化和硝酸盐生成速率增加.与阶段Ⅱ相比, 本阶段NO₃^--N浓度单调上升, 这与好氧段后期颗粒内部缺氧区的破坏有关.与第Ⅱ阶段不同, 该阶段磷的浓度在厌氧60 min时已达到稳定, 而好氧吸磷过程经历了大约180 min, TP浓度才达到稳定, 并最终稳定在2.2mg ·L^-1.与高/低强度曝气相比, 低/高强度曝气下聚磷菌的释放和吸收磷的速率明显降低, 并且出水TP浓度大幅提高.表明低/高曝气不利于PAOs活性的提高, 这与系统中NO₃^--N积累^[28]和长时间的好氧饥饿环境有关.

SVI、MLVSS/MLSS和颗粒粒径是常用来表征AGS污泥特性的参数.有研究表明, SVI能反映系统内颗粒密实程度^[29]. SVI值过低, 则无机质比例高、活性较低；SVI值过高, 则表明颗粒沉降慢^[30]. MLVSS/MLSS可以表征系统中生物量的多少^[31].各阶段好氧颗粒污泥的SVI、MLVSS/MLSS和颗粒粒径变化情况如图 5所示.将曝气策略改为高/低曝气后, SVI从第28 d的36.83 mL ·g^-1下降到了第60 d的23.49 mL ·g^-1, MLVSS/MLSS从第28 d的89.65%增加到了第60 d的90.97%, 同时颗粒污泥粒径增加明显, 表明高/低曝气可增加颗粒污泥生物量的同时增加其密实度, 使颗粒污泥的沉降性能大大提高.另外, 系统中低表面负电荷微生物PAOs和GAOs的富集使细胞间凝聚力增强, 表面疏水性提高^[32], 根据图 6可看出此时颗粒污泥表面光滑, 结构密实, 丝状菌较少.经过恢复运行阶段后改曝气策略为低/高曝气发现, SVI、MLVSS/MLSS和颗粒粒径均呈现上升趋势.在低/高曝气策略下, DO和底物浓度分别成为功能菌在低曝气段和高曝气段生长的限制性因素, 而丝状菌将比表面积较大的菌丝体伸出颗粒而形成底物竞争优势^[33], 使颗粒粒径增大的同时结构变得松散, 沉降性能变差.

图 5

Fig. 5

图 5 好氧颗粒MLVSS/MLSS、SVI和粒径变化 Fig. 5 Variation of MLVSS/MLSS, SVI and diameter of aerobic granular sludge

图 6

Fig. 6

图 6 不同运行阶段好氧颗粒污泥显微镜图片 Fig. 6 Microscope images of aerobic granular sludge at different operation stages

AGS中EPS的含量直接影响到颗粒的形成和稳定性, EPS中主要包括蛋白(protein, PN)、多糖(polysaccharose, PS)、核酸及腐殖酸, 其中PN/PS值可以很好地表征AGS的稳定性^{[34, 35]}.由图 7可知, 高/低曝气使PN和PS浓度均升高, 表明该曝气策略有助于颗粒粒径及密实度的增加, PN/PS值升高, 较高的PN/PS值对应着较高的疏水性和表面负电荷^[36], 使颗粒稳定性增强.低/高曝气下颗粒污泥EPS水平降低是由于好氧后期低底物浓度的高强度曝气使细胞分泌的EPS作为微生物自身生长的碳源被分解. PN/PS值降低表明AGS亲水性增强, 稳定性变差^[37].

图 7

Fig. 7

图 7 好氧颗粒EPS变化 Fig. 7 EPS variation of aerobic granular sludge

(1) 在厌氧/好氧运行方式的好氧颗粒污泥系统中采取高/低阶梯曝气策略, 可以实现对实际城市污水的高效脱氮除磷, SNEDPR系统出水NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N和TP浓度分别为0、0.15、8.12和0.04mg ·L^-1, TN和TP去除率分别高达78.33%和99.19%, 同步硝化内源反硝化作用明显, SNED率为77.08%.

(2) 采取高/低和低/高两种曝气策略均可提高系统的有机物去除性能, COD去除率分别高达89.50%和89.54%, 而采取高/低阶梯曝气策略可以增加异养菌在厌氧段对外碳源的摄取量而减小异养菌在好氧段的同化作用, 厌氧COD去除量占总COD去除量的比例高达88.24%.

(3) 采取高/低和低/高两种曝气策略均可以提高系统的硝化性能, 最大比氨氧化速率分别为11.64 mg ·(g ·h)^-1和14.92 mg ·(g ·h)^-1, 最大比硝酸盐生成速率分别为5.74 mg ·(g ·h)^-1和7.50 mg ·(g ·h)^-1.高/低曝气可以有效提高系统的反硝化性能, 最大比反硝化速率为14.33 mg ·(g ·h)^-1.

(4) 高/低曝气下颗粒污泥表面光滑、密实度高、沉降性能良好、稳定性提高, SVI为23.49 mL ·g^-1, PN/PS高达2.79.低/高曝气使颗粒污泥中丝状菌大量繁殖、结构变得松散、沉降性及稳定性均变差, SVI为40.76 mL ·g^-1, PN/PS仅为1.89.