2020, Vol. 41
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China
传统污水处理工艺中反硝化往往通过硝态氮途径来实现, 无法实现碳源最大化利用, 这是制约低碳氮比生活污水同步脱氮除磷的重要原因.与传统方式相比, 同步短程硝化反硝化脱氮除磷工艺可节约25%能耗与40%的碳源, 具有缩短反应时间, 降低污泥产量等优点.但是, 此工艺目前主要集中于对絮状污泥的研究[1~5], 由于絮状污泥抵抗冲击负荷能力较弱, 易发生污泥流失, 使其应用受到了限制.颗粒污泥具有沉降性能良好, 微生物含量丰富, 抗冲击负荷能力强等优点[6].因此在颗粒污泥中, 如何实现同步短程硝化反硝化脱氮除磷值得进一步探索.
对NOB的抑制作用正是实现亚硝酸盐途径脱氮的前提, 除磷工艺下A/O不断交替运行, 与普通好氧颗粒工艺相比, 其较长的厌氧段不利于NOB的增殖[7], 除磷颗粒中NOB含量少.此外由于除磷颗粒污泥自身的结构特点以及氧的传质限制, 为氨氧化菌、反硝化菌以及聚磷菌等的协同存在提供了条件, 故在同一反应器中完成氮磷的同步去除是可行的, 因此除磷颗粒适宜作为培养同步短程硝化反硝化除磷颗粒的种泥.但目前关于颗粒污泥中的除磷与同步短程硝化反硝化耦合并未见报道.
污染物处理性能与反应体系中溶解氧浓度密切相关, 而曝气强度与好氧运行时间是调控溶解氧的最关键参数.因此本实验着手于对好氧运行时间及曝气强度的控制, 通过两个步骤, 先利用短曝气时长实现除磷颗粒中AOB富集, 随后再降低曝气强度并优化曝气时长完成脱氮功能的强化, 在SBR单一反应器中将除磷颗粒驯化成具有同步短程脱氮除磷功能的颗粒污泥.同时探讨了在系统功能由单纯的除磷向同步脱氮除磷转化的过程中碳、氮、磷去除特性以及颗粒性状变化情况, 以期为实际工程应用中提供实验数据支撑.
1 材料与方法 1.1 实验装置与运行方法本实验采用有机玻璃制成的SBR反应器, 有效容积为6 L, 换水比为2/3.每天运行4个周期, 每周期360 min, 其中进水5 min, 厌氧时间与好氧时间见表 1, 沉淀3 min, 排水5 min, 其余时间闲置, 每周期末排出一定体积的泥水混合物, 控制泥龄30 d, 实验具体参数见表 1.
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表 1 反应器运行工况 Table 1 Operational conditions of reactor |
1.2 接种污泥与实验用水
接种污泥是配水培养的以去除P和COD为主的除磷颗粒污泥, 污泥浓度为3300 mg·L-1, 实验用水取自北京某大学家属区化粪池, 具体水质指标如表 2.
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表 2 生活污水水质情况 Table 2 Water quality of domestic sewage |
1.3 分析项目与检测方法
NH4+-N采用纳氏试剂光度法；NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO3--N采用麝香草酚紫外分光光度法；COD和TP的测定采用5B-3B型COD多参数快速测定仪, 每2 d对上述参数进行测量；DO和pH的测定均采用WTW-pH/Oxi 340i便携式多参数测定仪监测.MLSS、MLVSS和SVI等指标均采用国家规定的标准方法[8].污泥中EPS的提取步骤：取30 mL污泥样品, 4000g离心(常温)10 min, 去掉上清液, 加入磷酸盐缓冲液恢复体积到30 mL.再次4000g离心(常温)15 min, 去掉上清液后用缓冲液恢复体积至30 mL, 涡旋1 min使离心管底部污泥完全散开, 60℃水浴加热30 min.样品冷却至接近室温时, 20000g离心(4℃)20 min.多糖测定采用苯酚硫酸法, 蛋白质测定采用考马斯亮蓝法[9].
三维荧光Ex (激发光谱)和Em (发射光谱)扫描范围均为200~650 nm, 扫描步长为10 nm, 扫描速度15000nm· min-1.其中X轴代表发射波长, Y轴代表激发波长, 等高线颜色深浅反映样品的荧光强度.
1.4 CODin与PAOs在厌氧段内碳源PHA储存中贡献比例的计算方法厌氧段COD通过异养菌的反硝化作用和PAOs和GAOs的内碳源储存完成去除.CODin指内碳源储存占总消耗COD的比例, PPAOs指PAOs在内碳源储存过程中的贡献比例.计算方法如下[10]：
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式中, ΔCOD、ΔNO2-和ΔNO3-为厌氧段COD、NO2-和NO3-的浓度变化量, mg·L-1；CODu为内碳源储存量, mg·L-1；1.71和2.86分别为单位质量浓度的NO2-和NO3-反硝化消耗的COD质量浓度, mg·mg-1；PR为厌氧段释磷量, mg·L-1；0.5为PAOs厌氧条件下每吸收单位质量的有机碳源所释放的磷量, mol·mol-1.
2 结果与讨论 2.1 颗粒污泥系统污染物处理性能 2.1.1 COD去除性能运行期间COD的处理效果如图 1所示, 系统具有良好的有机物去除性能, 整个过程出水COD稳定, 一直小于50mg·L-1.厌氧段发生聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)的内碳源储存以及残留NOx-的去除, 绝大部分COD在厌氧段消耗, 阶段Ⅱ之后兼顾脱氮除磷, 厌氧末COD浓度明显降低.颗粒污泥存在基质传质限制, 微生物会先快速吸附有机物至颗粒表面再进行利用, 且污水中含有慢速生物降解物质和溶解性惰性物质等, 故设置120 min的厌氧时间.阶段Ⅰ氨氧化作用不彻底, 且NOx-多以NO2-的形式存在, 故厌氧段碳源消耗用于反硝化的很少, 主要用于PAOs的胞内储存.CODin则从初始的85.4%上升至90%左右后维持稳定水平, 这说明充足厌氧时间, 有利于强化少量较难降解机物的吸收, 提高了内碳源储存量[11].阶段Ⅱ由于氨氧化作用增强, 用于反硝化的碳源占比增加, 故CODin呈下降趋势.阶段Ⅲ将氨氧化过程控制在亚硝化阶段, 减少了外碳源消耗, CODin回升并保持稳定在85%左右.
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图 1 运行过程中COD浓度变化 Fig. 1 Variations in COD concentration during the process |
图 2为运行过程中出水TP的变化.厌氧段聚磷菌吸收VFA储存在体内, 以保证后续好氧段PHAs氧化分解释放的能量充分摄取水中的P.阶段Ⅰ有充足的碳源用以厌氧释磷, 释磷量可达到40.58mg·L-1.阶段Ⅱ从第43 d起, P的去除率逐渐下降至70.8%, 分析原因为随着好氧段硝化过程进行完全, 使得进入下一反应周期厌氧段的NOx-增加, 厌氧释磷量开始下降, 吸磷动力不足, 致使除磷性能受到影响.阶段Ⅲ控制出水NO3-浓度, 节约了碳源, 系统平均释磷量增加至35mg·L-1, 出水P浓度小于0.5 mg·L-1.纵观整个过程聚磷菌在内碳源PHA储存过程中的贡献比例(PPAOs)呈先下降再上升趋势, 这也解释了阶段Ⅱ厌氧释磷量下降及阶段Ⅲ释磷量回升的原因.可见随着系统脱氮功能的强化, 聚磷菌对内碳源的贡献率降低, 部分碳源可能被聚糖菌摄取.虽然有不少研究[12, 13]指出聚糖菌与聚磷菌竞争碳源, 是导致系统除磷崩溃的原因, 但是聚糖菌具有反硝化功能且同时具备内碳源储存的功能, 可实现污水中碳源的有效利用.且阶段Ⅲ系统性能逐渐稳定后, 聚磷菌仍是内碳源的贡献率的主体, 平均达到60%, 系统仍能保持较好的除磷性能, 故适量的聚糖菌对同步脱氮除磷并无大碍.
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图 2 运行过程中TP浓度变化 Fig. 2 Variation in TP concentration during the process |
图 3为系统运行期间进出水氮素的变化.接种的除磷颗粒中无论是AOB还是NOB含量均较少, 故首先通过延长泥龄为30 d, 实现硝化菌的富集.在短曝气时间联合较高曝气量控制策略下, 阶段Ⅰ氨氧化率由初始的52%逐渐上升至70%, NAR一直维持在80%以上.分析原因主要为：本实验A/O运行模式下, 厌氧段相对较长, AOB的“饱食饥饿”特性使其更从容地面对环境变化；颗粒污泥特殊的结构存在氧气的传质限制, 并且AOB对溶解氧的亲和力要大于NOB, 故AOB占有优先利用溶解氧的外层, NOB紧靠AOB生长在次外层或外层；NOB的生长需要利用AOB代谢产生的亚硝酸盐, 亚硝酸盐的氧化过程滞后于氨氧化过程.此外, 出水中FA浓度在0.15~0.41 mg·L-1, 对NOB的代谢活性也有一定影响.综上在较短的曝气时间内, NOB因底物受限和活性抑制, 增殖速度缓慢, 不利于在系统中生存.但同时短曝气时长也使氨氮反应不完全, 氨氧化率难以进一步提高.另外较高的曝气强度虽然能提高硝化速率, 但同时却压缩了颗粒污泥的缺氧区域, 抑制反硝化菌体内硝酸盐还原酶的合成, 阻碍了氮去除.
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图 3 运行过程中出水NH4+、NO2-、NO3-和TN浓度变化 Fig. 3 Variations in NH4+, NO2-, NO3-, and TN concentration during the process |
本实验在阶段Ⅱ延长曝气时间的同时降低了曝气强度, 因为反硝化通常是同步硝化反硝化(SND)的限速步骤.在单级反应器内要想获得较高的脱氮效率, 其首要问题在于调控反应体系内的溶解氧浓度, 使两种反应能够均衡进行.有报道指出[14], ρ(DO)=0.5 mg·L-1时, 硝化速率与反硝化速率相同, 但溶解氧过低(小于1mg·L-1), 易引发丝状菌膨胀, 甚至引起颗粒污泥的解体, 且颗粒中存在氧传质限制, 并不需要极低的溶解氧来实现颗粒内部的缺氧微环境.在阶段Ⅱ降低曝气强度为3.5L·(h·L)-1后, 总氮去除率有所上升, 氨氧化率也逐渐提高至90%.从第49 d起, 发现出水中硝酸盐浓度呈升高趋势, NAR随之不断下降至24.8%.极大原因是随着系统氨氧化能力增强, 出现了延时曝气, 故阶段Ⅲ针对曝气时长进行优化, 当氨氧化结束时及时停止曝气, 亚硝化性能才逐渐恢复.通过亚硝酸盐途径脱氮进一步降低了脱氮过程所需的有机碳源需求, 有利于提高系统的脱氮性能, TN去除率最终稳定在70%以上, 出水TN小于15 mg·L-1.
2.2 典型周期实验为分析系统脱氮除磷机制, 对系统运行典型周期内(阶段Ⅰ和阶段Ⅱ)基质浓度变化情况进行分析(图 4).将颗粒有机物转化为易于生物降解底物的水解过程是厌氧段限速步骤, 该底物可作为反硝化或生物除磷的必要碳源.较长的厌氧时间在好氧颗粒污泥中形成了致密的厌氧核心, 将复杂基质转化为易吸收的VFA以抑制丝状细菌生长.伴随着NOx-的去除和P的释放, 绝大部分COD在厌氧段消耗, COD浓度在前60 min迅速下降.阶段Ⅱ在90~120 min内, P浓度基本保持不变, 但是COD浓度持续下降了10.5 mg·L-1, 说明这段时间仍存在着外源COD向内碳源转化的过程, 这有可能是聚糖菌的作用.阶段Ⅱ进水COD浓度与阶段Ⅰ相当, 但是释磷量明显低于后者.原因是在以聚磷菌为优势菌种的单一除磷系统中, 食微比充足, 而兼顾脱氮除磷时, 受到低碳氮比生活污水的碳源限制, 与其他异养菌竞争过程中聚磷菌可利用的底物变少, 聚磷菌对内碳源的贡献率降低.而且阶段Ⅱ硝化产物以NO3-为主, 消耗的碳源更多, 影响了释磷.阶段Ⅱ前60 min内吸磷速率为19.32 mg·(h·L)-1, 相比阶段Ⅰ的35.15 mg·(h·L)-1下降了45%, 除了受到曝气强度降低的影响外, 增强的氨氧化作用与吸磷相互制约是主要因素.在阶段Ⅰ吸磷作用占主导地位, 好氧60 min内吸磷过程迅速, 之后硝化作用才逐渐加强.而在阶段Ⅱ中, 氨氧化速率为7.57 mg·(h·L)-1, 虽然也随曝气强度的降低而下降[阶段Ⅰ为8.58 mg·(h·L)-1], 但与吸磷速率的差距却缩小了.在脱氮方面, 低曝气平衡了硝化作用与反硝化间的速率差距, SND作用更显著, 好氧段氮损可达到15 mg·L-1.
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(a)和(c)为第35 d; (b)和(d)为第66 d 图 4 典型周期内污染物浓度、pH和DO变化 Fig. 4 Variations in pollutant concentrations, pH, and DO in a typical period |
系统内pH与溶解氧的变化与生化反应有良好的相关性, 可清晰地揭示两个阶段的反应特征.两个阶段都是开始曝气后溶解氧快速上升, 之后阶段Ⅰ中异养菌有较大的耗氧速率使得上升速度缓慢, 在175 min时(A点)DO浓度增长加快表征此时吸磷过程基本结束.阶段Ⅱ中DO浓度基本是匀速上升, 并未出现上升速度陡增的情况.直到第300 min时才出现拐点(B点), DO浓度迅速上升, pH曲线也出现“氨谷”, 说明此时氨氮基本降解完全, 但未停止曝气, 使得NO2-向NO3-转化, 出水NO3-达到10.42mg·L-1, 破坏了亚硝化.由此pH和DO曲线的特征点可以指示氨氧化过程结束, 避免不必要的曝气浪费.
2.3 脱氮除磷机制分析在除磷方面, 根据电子受体划分, PAOs可被分为PO、PON和PONn三大类, PO为好氧PAOs(APAOs), 而PON和PONn属于兼性微生物.参考Hu[15]的实验方法, 聚磷菌所占比例可近似按以下公式计算：
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(1) |
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(2) |
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(3) |
式中, PONn是能利用O2、NO3-和NO2-作为电子受体去除的P；PON是能利用O2和NO3-(不能利用NO2-)作为电子受体去除的P；PO是只能利用O2作为电子受体去除的P；M1是利用O2为电子受体在好氧段的吸磷量；M2是利用NO3-为电子受体在缺氧段的吸磷量；M3是利用NO2-为电子受体的吸磷量.
基于以上分析, 分别以O2、NO2-和NO3-作为电子受体进行批次实验.实验具体操作为厌氧段释磷结束后取出3 L泥水混合物, 平均分为3份, 好氧条件下控制溶解氧浓度为4 mg·L-1, 另外两份不曝气, 分别加入NaNO2和KNO3, 使NO2-和NO3-初始浓度分别为20 mg·L-1.反应时间2.5 h, 期间测定磷浓度的变化, 不同条件下的吸磷情况如图 5所示.
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图 5 分别以氧、NO2-和NO3-为电子受体时吸磷的批次实验 Fig. 5 P uptake batch tests using oxygen, nitrite, and nitrate as electron acceptors |
厌氧段结束后释磷浓度达到50.66 mg·L-1, 以O2为电子受体的实验中磷全部去除, 以NO3-和NO2-为电子受体的反应中吸磷量分别为35.87 mg·L-1和26.56 mg·L-1.颗粒污泥特殊的分层结构为聚磷菌的多样性提供了可能, 兼性PAOs丰富的生化代谢途径赋予了系统更强的除磷能力[16].根据公式(1)~(3)计算得出能利用O2和NO3-而不能以NO2-为电子受体的DPAOs仅占18.38%, 只能利用O2为电子受体的聚磷菌占29.19%, 而亚硝酸型反硝化聚磷菌在聚磷菌中占绝大部分可达52.43%, 在磷的去除中起到重要贡献.
有研究指出亚硝酸盐在EBPR系统中的积累成为除磷恶化的因素之一[17, 18], 尤其对于好氧吸磷的影响较大, NO2-的存在会对微生物的生长及生理活动产生抑制作用.本系统中最高NO2-积累量为12.3mg·L-1, 吸磷并未受到影响.因为本实验中NO2-生成是一个动态过程, 并非先前研究中静态投加大量NO2-而强烈抑制了吸磷过程, 另外系统中以NO2-为电子受体DPAOs的存在一定程度上缓解了抑制作用, 其受影响的阈值大于仅在好氧条件下可生存的聚磷菌[19, 20].而且DPAOs还起到与NOB竞争NO2-的作用, 有利于亚硝化的维持.
至于脱氮, 在系统稳定运行期间厌氧末期的COD浓度与出水COD浓度相差较少, 好氧段异养菌几乎没有可利用的外碳源进行反硝化, 则具有内碳源脱氮能力的DPAOs和GAOs在同步硝化反硝化的提高中做出重要贡献.上文周期实验也验证了此推断, 随着吸磷进行TN含量同步减少, 此时大部分N被去除, 可能发生反硝化除磷现象, 而吸磷基本完成后TN下降变缓发生SND.又因聚糖菌在内碳源储存中不占优势, 故反硝化除磷过程是实现好氧段NOx-去除的主要途径.分析系统中反硝化聚磷菌得以富集的原因如下：阶段Ⅰ好氧吸磷迅速完成, 当有NOx-生成时吸磷基本结束, 反硝化聚磷菌难以得到电子受体；而阶段Ⅱ和阶段Ⅲ好氧吸磷速率与氨氧化速率差距缩小, 加之颗粒中缺氧区域的扩大均有利于反硝化聚磷菌生长.
2.4 颗粒生物量、沉淀性能及外观变化如图 6所示, 到第60 d时污泥浓度从接种的3300 mg·L-1逐渐增长至4567 mg·L-1, 之后受到食微比限制, 增长速度变缓.整个过程系统MLVSS/MLSS在0.79~0.84中变化, 生物量较稳定.Mosquera-Corral等[21]的研究表明, 当氧气浓度降低到40%时(DO < 3~4mg·L-1)会导致颗粒失稳破碎成不规则形状, SVI增加到100 mL·g-1, 沉淀性能急剧下降.但是在本实验中SVI值随着曝气强度的降低呈现小幅增加后趋于稳定(39 mL·g-1), 具有良好的沉降性能, 而没有继续恶化.分析原因如下：先前研究在全程好氧条件下进行, 系统存在着大量生长速度快的异养菌.降低的DO浓度增加了饱食段时长, 加之丝状菌较大的比表面积使之对氧有更高的亲和力, 在高COD负荷与低DO不适配的组合下极易引起丝状菌的过度增殖.此外高曝气强度下的气体流速提供了水力剪切力, 这有助于维持颗粒的稳定.本系统中除了曝气以外还有机械搅拌提供的水力剪切力, 因此曝气强度的降低对水力剪切力的影响不大.另有研究证实[22], 以低速率控制微生物生长是颗粒污泥稳定的关键因素, 饥饿期相比饱食期而言对氧气供应和剪切力需求更低.系统中较长的厌氧饱食时间在颗粒中富集了生长缓慢的微生物(PAOs和GAOs等), 故好氧段降低了剪切力需求, 更易在低DO下保持稳定.结合颗粒形态分析(如图 7), 颗粒污泥在整个运行中结构完整性能良好保持, 即使在曝气强度降低后, 未出现丝状菌膨胀或颗粒解体等现象, 但由于生活污水中的有毒物质和部分难降解有机物的存在, 颗粒边缘未能如接种颗粒圆滑.
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图 6 运行过程中SVI、MLSS、MLVSS及f的变化 Fig. 6 Variation of SVI, MLSS, MLVSS, and f during of operation |
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图 7 不同时期颗粒污泥的显微镜照片 Fig. 7 Optical microscopy images of granules during different phase |
蛋白质类(PN)和多糖类(PS)是EPS的重要组成部分, 运行过程中EPS含量以及PS/PN的变化如图 8所示.PS在整个运行过程中变化不大, 但是PN随着曝气强度的降低而降低, 导致PS/PN有所上升.笔者发现PS/PN和SVI有相似的变化趋势, 因此考察了二者的相关性.经过线性拟合发现, 相关系数可达0.917, 即PS/PN对污泥沉降性能有影响.大部分PN由疏水性氨基酸(甘氨酸和丙氨酸等)构成, 而PS中含有较高比例的羧基等亲水性基团, 因此PS与PN的比值能直观表现污泥的疏水性.疏水性增加可以增强细胞间的亲和力, 进而影响污泥沉降性能.阶段Ⅰ高曝气强度和短曝气时长可刺激微生物分泌更多的EPS[23], 之后降低的曝气强度使EPS含量略有下降, 随着系统处理性能的恢复以及对环境参数变化过程的适应后, PS/PN值趋于稳定, 保持在0.70左右.
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图 8 运行过程中EPS变化及PS/PN与SVI相关性 Fig. 8 Variation in EPS during procession of operation and correlation between PS/PN and SVI |
采用三维荧光光谱分析方法, 通过特征荧光峰位置和荧光参数能够定性表示出EPS中物质.在第25 d和90 d对EPS样品进行3D-EEM荧光光谱分析, 结果如图 9所示.根据Chen等[24]的研究鉴定了峰的组成, 归纳如下：色氨酸蛋白类(Ex/Em为280~300/340~360 nm处的峰A), 腐殖酸类(Ex/Em为340~360/430~450 nm的峰B, Ex/Em为450~480/510~540 nm的峰C).主峰位置的相似性表明EPS的主要物质和化学成分没有明显变化, 而荧光强度发生变化.和上述测量的PN结果相同, 第90 d峰A荧光值略微下降, 蛋白类物质含量降低, 同时峰B的荧光强度也有所减弱.腐殖酸成分主要是脂肪族和芳香族的高聚物, 含有羧基、酚基等带负电官能团影响污泥絮凝的物质, 其含量的减少有利于污泥沉降性能的恢复[25].
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(a)第25 d, (b)第90 d 图 9 运行过程中颗粒污泥三维荧光分析 Fig. 9 Analysis with 3D-EEM spectra of granular sludge during operation |
(1) 以实际生活污水为研究对象, 以曝气强度及好氧时间为控制手段, 在较短曝气时长下(140 min)可实现除磷颗粒中AOB初步富集, 在此基础上降低曝气强度[3.5L·(h·L)-1]并联合优化曝气时长, 抑制NO2-向NO3-转化, 降低了周期末溶解氧浓度, 进一步改善脱氮性能.最终成功将除磷颗粒诱导成同步短程硝化反硝化除磷颗粒, 在一个反应器中完成氮、磷的去除.
(2) COD主要通过PAOs和GAOs的内碳源储存作用而去除, 其中PAOs在内碳源储存过程中贡献比例占60%以上, 外源反硝化贡献较少.批次实验证实, 经过诱导后系统中富集了反硝化聚磷菌, 其丰富生化代谢途径增强了系统的同步脱氮除磷能力, 在氮和磷的去除中起到重要贡献.系统稳定运行后出水COD < 50mg·L-1, TP < 0.5mg·L-1, NH4+ < 5mg·L-1, TN < 15mg·L-1, 符合GB 18918-2002一级A标准.
(3) 系统中存在好氧吸磷与反硝化吸磷两种途径, 在聚磷菌族群具体分布中, 仅能利用O2为电子受体的PAO占29.19%；以O2和NO3-而不能利用NO2-为电子受体的DPAOs只占18.38%；可以NO2-作为电子受体的DPAOs菌占绝大部分可达52.43%, 此部分DPAOs的富集进一步降低了系统碳源需求, 从而保证处理效果.
(4) PS在运行过程中变化不大, PN随曝气强度降低略有下降, PS/PN与污泥的沉降性能有良好相关性.具有内碳源储存作用的PAOs和GAOs以较低的生长速率确保了曝气强度降低后颗粒污泥性状的稳定维持.
| [1] |
张可方, 张朝升, 罗思音, 等. SBR短程同步硝化反硝化耦合除磷的研究[J]. 中国给水排水, 2010, 26(7): 65-67, 70. Zhang K F, Zhang C S, Luo S Y, et al. Coupling of short-cut simultaneous nitrification and denitrification with denitrifying phosphorus removal in SBR[J]. China Water & Wastewater, 2010, 26(7): 65-67, 70. |
| [2] | 吴春英. 新型短程硝化同步反硝化除磷工艺的快速启动[J]. 中国给水排水, 2019, 35(9): 111-114, 119. |
| [3] |
于德爽, 袁梦飞, 王晓霞, 等. 厌氧/好氧SPNDPR系统实现低C/N城市污水同步脱氮除磷的优化运行[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 5065-5073. Yu D S, Yuan M F, Wang X X, et al. Simultaneous nitrogen and phosphorus removal characteristics of an anaerobic/aerobic operated SPNDPR system treating low C/N urban sewage[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 5065-5073. |
| [4] |
甄建园, 于德爽, 王晓霞, 等. 低C/N(< 3)条件下SNEDPR系统启动及其脱氮除磷特性研究[J]. 中国环境科学, 2018, 38(8): 2960-2967. Zhen J Y, Yu D S, Wang X X, et al. The nutrient removal characteristic of SNEDPR system during start-up and steady operation phases treating low C/N (< 3) sewage[J]. China Environmental Science, 2018, 38(8): 2960-2967. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2018.08.022 |
| [5] |
赵智超, 黄剑明, 李健, 等. 间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 799-807. Zhao Z C, Huang J M, Li J, et al. Simultaneous nitrification and denitrifying phosphorus removal in continuous flow reactor with intermittent aeration[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 799-807. |
| [6] | López-Palau S, Pericas A, Dosta J, et al. Partial nitrification of sludge reject water by means of aerobic granulation[J]. Water Science & Technology, 2011, 64(9): 1906-1912. |
| [7] |
李冬, 曹美忠, 郭跃洲, 等. 进水氨氮浓度对生物除磷颗粒系统的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(3): 1360-1366. Li D, Cao M Z, Guo Y Z, et al. Effect of influent ammonia concentration on a biological phosphorus removal granules system[J]. Environmental Science, 2019, 40(3): 1360-1366. |
| [8] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. (第四版). 北京: 中国环境科学出版社, 2002: 100-124. |
| [9] | Li X Y, Yang S F. Influence of loosely bound extracellular polymeric substances (EPS) on the flocculation, sedimentation and dewaterability of activated sludge[J]. Water Research, 2007, 41(5): 1022-1030. DOI:10.1016/j.watres.2006.06.037 |
| [10] | Wang X X, Wang S Y, Zhao J, et al. A novel stoichiometries methodology to quantify functional microorganisms in simultaneous (partial) nitrification-endogenous denitrification and phosphorus removal (SNEDPR)[J]. Water Research, 2016, 95: 319-329. DOI:10.1016/j.watres.2015.12.046 |
| [11] |
戴娴, 彭永臻, 王晓霞, 等. 不同厌氧时间对富集聚磷菌的SNDPR系统处理性能的影响[J]. 中国环境科学, 2016, 36(1): 92-99. Dai X, Peng Y Z, Wang X X, et al. Effect of different anaerobic time on the nutrient removal in simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal (SNDPR) systems enriched with phosphorus accumulating organisms[J]. China Environmental Science, 2016, 36(1): 92-99. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.01.015 |
| [12] | Erdal U G, Erdal Z K, Randall C W. The competition between PAOs (phosphorus accumulating organisms) and GAOs (glycogen accumulating organisms) in EBPR (enhanced biological phosphorus removal) systems at different temperatures and the effects on system performance[J]. Water Science and Technology, 2003, 47(11): 1-8. DOI:10.2166/wst.2003.0579 |
| [13] | Whang L M, Park J K. Competition between polyphosphate-and glycogen-accumulating organisms in enhanced-biological-phosphorus-removal systems:effect of temperature and sludge age[J]. Water Environment Research, 2006, 78(1): 4-11. DOI:10.2175/106143005X84459 |
| [14] | Münch E V, Lant P, Keller J. Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batch reactors[J]. Water Research, 1996, 30(2): 277-284. DOI:10.1016/0043-1354(95)00174-3 |
| [15] | Hu J Y, Ong S L, Ng W J, et al. A new method for characterizing denitrifying phosphorus removal bacteria by using three different types of electron acceptors[J]. Water Research, 2003, 37(14): 3463-3471. DOI:10.1016/S0043-1354(03)00205-7 |
| [16] |
蒋轶锋, 郑建军, 王宝贞, 等. O2、NO3-、NO2-为电子受体的生物除磷比较[J]. 环境科学, 2009, 30(2): 421-426. Jiang Y F, Zheng J J, Wang B Z, et al. Comparison of biological phosphorus removal between different systems using O2, NO3- and NO2- as electron acceptors[J]. Environmental Science, 2009, 30(2): 421-426. DOI:10.3321/j.issn:0250-3301.2009.02.018 |
| [17] |
马娟, 李璐, 俞小军, 等. FNA对好氧吸磷的长期抑制及污泥吸磷方式转化[J]. 环境科学, 2015, 36(10): 3786-3793. Ma J, Li L, Yu X J, et al. Long-term inhibition of FNA on aerobic phosphate uptake and variation of phosphorus uptake properties of the sludge[J]. Environmental Science, 2015, 36(10): 3786-3793. |
| [18] |
鲍林林, 李相昆, 李冬, 等. 亚硝酸盐氮对生物除磷系统的影响[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2010, 42(12): 1907-1910. Bao L L, Li X K, Li D, et al. Nitrite effect on biological phosphorus removal process[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2010, 42(12): 1907-1910. DOI:10.11918/j.issn.0367-6234.2010.12.013 |
| [19] |
黄荣新, 李冬, 张杰, 等. 电子受体亚硝酸氮在反硝化除磷过程中的作用[J]. 环境科学学报, 2007, 27(7): 1141-1144. Huang R X, Li D, Zhang J, et al. The effect of nitrite as electron acceptor on the denitrifying phosphorus removal process[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2007, 27(7): 1141-1144. DOI:10.3321/j.issn:0253-2468.2007.07.011 |
| [20] |
康婷婷, 王亮, 何洋洋, 等. 亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用[J]. 中国环境科学, 2016, 36(6): 1705-1714. Kang T T, W L, He Y Y, et al. The performance of DPAO using nitrite as electron acceptor and its practical application[J]. China Environmental Science, 2016, 36(6): 1705-1714. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.06.015 |
| [21] | Mosquera-Corral A, De Kreuk M K, Heijnen J J, et al. Effects of oxygen concentration on N-removal in an aerobic granular sludge reactor[J]. Water Research, 2005, 39(12): 2676-2686. DOI:10.1016/j.watres.2005.04.065 |
| [22] | Liu Y Q, Tay J H. Variable aeration in sequencing batch reactor with aerobic granular sludge[J]. Journal of Biotechnology, 2006, 124(2): 338-346. DOI:10.1016/j.jbiotec.2005.12.037 |
| [23] | He Q L, Chen L, Zhang S J, et al. Simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal in aerobic granular sequencing batch reactors with high aeration intensity:impact of aeration time[J]. Bioresource Technology, 2018, 263: 214-222. DOI:10.1016/j.biortech.2018.05.007 |
| [24] | Chen W, Westerhoff P, Leenheer J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5701-5710. |
| [25] |
李定昌, 王琦, 高景峰, 等. 不同粒径成熟好氧颗粒污泥EPS的三维荧光光谱特性[J]. 中国给水排水, 2018, 34(7): 26-31. Li D C, Wang Q, Gao J F, et al. Three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopic characterization of Extracellular Polymeric Substances of mature aerobic granular sludge with different particle sizes[J]. China Water & Wastewater, 2018, 34(7): 26-31. |