2021, Vol. 42
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
传统污水处理工艺大都存在着竞争碳源、污泥龄矛盾等缺点, 脱氮和除磷难以兼顾[1~4].而短程硝化反硝化除磷工艺一碳两用, 同步脱氮除磷, 可节约25%能耗与40%碳源, 达到污泥减量化等优点[5~8].目前, 对此工艺的驯化方式主要集中在先厌氧/好氧培养AOB再厌氧/缺氧培养DPAOs, 通过分阶段法实现AOB和DPAOs异步驯化[9, 10], 其存在全程硝化、工况改变后处理性能波动等缺点, 且已有研究大都针对于絮状污泥[10~12], 由于絮状污泥结构松散、沉降性差, 易发生污泥流失, 出水浑浊, 使其应用受到了限制.如果将颗粒污泥工艺与短程硝化反硝化除磷结合起来, 则系统具有较高的生物量、良好的沉淀性能和抗冲击能力强等优点[13], 因此短程硝化反硝化除磷颗粒污泥的驯化值得进一步探索.
富集AOB将硝化反应停留在亚硝氮阶段, 并直接以亚硝氮为电子受体反硝化除磷, 这一连续反应可通过厌氧/好氧/缺氧同步富集AOB和DPAOs, AOB的产物直接为DPAOs所用, 且颗粒自身结构及氧的传质限制存在好/缺/厌氧分区为AOB和DPAOs等的协同存在提供了条件.有研究表明亚硝氮积累过高会抑制除磷效果[14~16], 而间歇曝气下亚硝氮间歇产生并消耗, 减弱浓度抑制的同时避免以亚硝氮为底物的亚硝酸盐氧化菌(NOB)增殖[17], 可以获得更稳定的亚硝氮积累.故选择基于选择压实现污泥颗粒化并通过间歇曝气A/O/A实现AOB和DPAOs同步驯化.
曝气时长和曝气强度是实现稳定亚硝化的关键因素, 因此本实验着手于曝气时长和曝气强度的控制, 通过降低曝气强度联合曝气时长完成亚硝氮积累并后续反应.为进一步明晰不同驯化方式对系统的影响, 本实验在间歇曝气A/O/A同步驯化外设置了两组对照实验, 即分阶段法异步驯化和连续曝气A/O/A同步驯化.在驯化过程中对系统处理性能、颗粒形态特性变化、功能菌活性变化、典型周期等进行测量和分析, 以期为短程硝化反硝化除磷工艺优化提供实验依据.
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, 共3组.每天运行4个周期, 每周期360 min, 其中进水5 min, 厌氧时长、好氧时长与缺氧时长见表 1, 沉淀时间以污泥不被排出反应器所需时间为起始沉淀时间直至缩短为3 min, 排水5 min, 其余时间闲置.启动期间因大量沉淀性差的絮状污泥被排出, 不控制系统污泥龄; 待颗粒成熟后, 控制系统污泥龄为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 the reactor |
1.2 接种污泥与实验用水
接种污泥是北京市某污水厂絮状污泥, 平均污泥浓度为4 196 mg·L-1, 实验用水是人工配水, 由自来水、CH3CH2COONa、(NH4)2SO4、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O配置而成, NaHCO3用以模拟实际生活污水的碱度并同时调节pH值稳定, 具体水质指标如表 2.
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表 2 人工配水水质情况 Table 2 Walter quality of artifical water |
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[18].
1.4 计算方法 1.4.1 功能菌活性测定同步驯化短程硝化反硝化除磷颗粒污泥的主要功能菌有AOB、NOB及聚磷菌(PAOs)等, 其活性的变化是此系统运行优良的重要指标之一.AOB和NOB的活性分别可用比氨氧化速率(SAOR)和比亚硝酸盐氧化速率(SNOR) 表示, 聚磷菌活性可依靠系统运行过程中最大比释磷速率(SPRR) 来确定.测定方法如下[19]: 从洗去杂质的反应器中取1.5 L泥水混合物, 平均分成3份, 用来测量SAOR、SNOR和SPRR.测SAOR和SNOR时, 分别加入NH4Cl和NaNO2, 使NH4+和NO2－初始浓度为50 mg·L-1, 调节pH为7.5±0.1, DO控制在3.0mg·L-1.测SPRR时加入丙酸钠, 使COD浓度为270 mg·L-1, 保持厌氧环境, 每30 min取样, 直至浓度不再变化.
1.4.2 聚磷菌所占比例测定Hu等认为存在3种聚磷菌[20], 一类仅以O2作为电子受体, 一类能以O2与NO3-为电子受体, 还有一类能以O2、NO3-和NO2-为电子受体.利用不同电子受体的聚磷菌所占比例测定方法如下[20~22]: 分别以O2、NO2-和NO3-作为电子受体进行批次实验, 在洗去杂质的反应器中加入乙酸钠和磷酸二氢钾使其COD浓度为270mg·L-1, P浓度为7mg·L-1, 保持厌氧段120 min充分释磷结束后排出上层溶液, 再次清洗污泥.加入蒸馏水稀释至反应器原容积, 加入磷酸二氢钾与厌氧末磷浓度相等, 然后从反应器中取出3 L泥水混合物, 平均分为3份, 一份在好氧条件下控制溶解氧浓度为3.0mg·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.聚磷菌所占比例可近似按以下公式计算:
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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磷; PON是能利用O2和NO3-(不能利用NO2-)作为电子受体去除的磷; PO是只能利用O2作为电子受体去除的磷; MO是利用O2为电子受体在好氧段的吸磷量; MON是利用NO3-为电子受体在缺氧段的吸磷量; MONn是利用NO2-为电子受体的吸磷量.
2 结果与讨论 2.1 颗粒污泥系统污染物处理性能变化 2.1.1 COD去除性能图 1为整个运行阶段系统对COD的去除情况, R1、R2和R3反应器的出水COD浓度均在50mg·L-1以下, 去除率保持在80%以上, 皆具有良好的COD去除性能.实验采用人工配水, 以丙酸钠为碳源, 易被生物降解, 绝大部分的COD在厌氧阶段就被吸收利用, 合成胞内聚β-羟基丁酸(PHB)储存于细胞内, 为后续反硝化除磷提供充足PHB碳源, 达到“一碳两用”, 节省碳源的目的.阶段Ⅰ接种絮状活性污泥后, 污泥处于适应恢复期, 其性能并未受环境改变而出现波动.阶段Ⅱ通过降低曝气强度富集AOB实现亚硝氮积累, R1和R2反应器运行末期NOx--N的剩余, 使得厌氧阶段反硝化菌竞争碳源为电子受体进行反硝化, 出水COD出现小幅度波动.相较之, 图 1(c)中R3反应器的厌氧COD去除率一直平稳保持在90%左右, 出水COD浓度基本稳定在20mg·L-1, 其间歇曝气的运行方式将氨氧化控制在亚硝化阶段, 减少了外碳源的额外消耗, 增强了DPAOs的内碳源储存作用.
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图 1 运行过程中COD浓度变化 Fig. 1 Variation of COD concentration during the process |
运行期间TP去除效果如图 2所示.阶段Ⅰ采用较大的曝气量[5 L·(h·L)-1], 好氧后期溶解氧会因聚磷菌、硝化菌等微生物活动进行到终点而升高, 大量硝态氮产生, 对厌氧释磷产生不利影响, 吸磷动力不足.因此, 3组反应器在阶段Ⅰ都有不同程度的去除效果下降, 到第20 d时P去除率分别是77.74%、91.54%和92.58%.厌氧状态下反硝化聚磷菌会吸收易生物降解的有机物作为营养源, 同时将细胞内已有的聚磷酸盐以PO43-的形式释放于水中.厌氧释磷量越高, 好氧或缺氧阶段聚磷菌超量吸磷越多, 在阶段Ⅱ初期厌氧释磷量逐渐升高, 但出水P浓度也随之升高, 究其原因可能是阶段Ⅱ降低曝气量[3.5 L·(h·L)-1]使得以O2为电子受体的聚磷菌在好氧段吸磷减少, 剩余更多的P进入下一缺氧阶段, 而此时氨氧化较彻底, 没有生成足够亚硝氮作为电子受体反硝化除磷.R1反应器在阶段Ⅱ分为Ⅱ1和Ⅱ2, 如图 2(a)所示, 在阶段Ⅱ1, 第30 d后P去除率稳定在90%以上, 较长的好氧时间给予了聚磷菌充分吸磷, 此时聚磷菌几乎都是以O2为电子受体完成吸磷.阶段Ⅱ2缩短曝气时长并加入缺氧段, 强化以NO2-为电子受体的DPAOs富集, 由于上阶段驯化DPAOs的缺少, 缺氧段未能充分反硝化吸磷, 甚至出现了缺氧释磷的现象, 大量NO2-残余进入下一周期, 因此上述工况的改变使得P平均去除率下降至80%左右, 且厌氧释磷量也出现了明显的下降, 这也间接说明了分阶段异步驯化DPAOs的效果较差. R2和R3反应器在阶段Ⅱ后期出水P浓度都在0.5mg·L-1以下, 从去除率来看, R3恢复更快且更加稳定, 维持在95%左右.为了进一步实现DPAOs的驯化, 在第84 d后将进水P浓度增加至7.5mg·L-1, 系统仍能保持较好的除磷性能.
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图 2 运行过程中TP浓度变化 Fig. 2 Variation of TP concentration during the process |
图 3为系统运行期间的氮素变化.阶段Ⅰ接种污泥活性较好加之较大的曝气量, 系统有良好的脱氮性能.随着反应的进行, 出水氨氮浓度从5mg·L-1降至0mg·L-1, 氨氧化彻底, 以全程硝化为主, 出水硝氮浓度最高达10.95mg·L-1.通常认为低溶解氧条件下更有利于实现短程硝化, 这是由于AOB和NOB二者氧饱和常数不同, AOB为0.3~0.5mg·L-1、NOB为0.7~1.8 mg·L-1[23, 24], 由此看出AOB对氧的亲和力大于NOB, 低溶解氧时AOB处于竞争的优势地位.但是也有研究表明[25], 在长期运行过程中低溶解氧(0.5~2.5mg·L-1)并不利于短程硝化, 且会导致污泥解体和发生丝状菌膨胀, 通过提高供氧浓度策略, 短程硝化可长期维持稳定.因此在阶段Ⅱ曝气量从5 L·(h·L)-1降至3.5 L·(h·L)-1, 控制好氧末期溶解氧在3mg·L-1左右, 实现AOB快速富集并长期维持短程硝化.从图 3(a)和3(b)中能看出, R1和R2反应器的好氧末亚氮积累率(nitrogen accumulation rate, NAR)随着反应的进行不断增加, R1更快实现了NO2-的积累, 在第54 d好氧末NAR达到91.60%, 随后的10 d内好氧末NAR平稳维持在90%以上.由于颗粒本身具备分层的结构特征, 内部缺氧区的存在使得在A/O条件下培养的颗粒同时具有反硝化除磷的能力, 但缺少了针对性的驯化机制, 这种能力可能得不到强化, 因此在第65 d加入缺氧段, 以A/O/A模式运行, 强化DPAOs的富集.阶段Ⅱ2缩短曝气时长后加入缺氧段, 系统内微生物出现底物限制和活性抑制, AOB增殖速度缓慢, 短程硝化被破坏, 这也解释了在阶段Ⅱ2好氧末NAR开始逐渐下降, 氨氮反应不完全, 出水硝氮浓度增长至5mg·L-1以上.R2反应器直接以连续曝气下A/O/A模式驯化, 在阶段Ⅱ初期氨氧化不彻底, 出水氨氮浓度偏高.在短曝气时长联合较低曝气强度的策略控制下, 系统内AOB快速增殖, NOB被淘洗, 好氧末NAR后期也可达到90%以上, AOB占有主导地位, 积累的NO2-进入缺氧段为电子受体进行反硝化除磷.R2反应器与R1较之则更进一步地实现AOB和DPAOs的同步驯化.
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图 3 运行过程中NH4+、NO2-和NO3-浓度变化 Fig. 3 Variations in NH4+, NO2- and NO3- during the process |
间歇曝气被认为是抑制NOB, 实现亚硝酸盐积累的有效策略[26].有研究表明, 交替好氧/缺氧的运行方式实现亚硝化的理论基础在于从缺氧到好氧的过渡阶段, AOB因自身“饱食饥饿”原因, 能够快速地从缺氧饥饿的环境得到恢复, 更多地利用氨进行产能, 而NOB不具备这一特性[27].在SBR中, 仅凭连续曝气提高脱氮率是有限的, 采用间歇曝气, 增加缺氧段, 利用AOB“饱食饥饿”理论, 可以更好地淘洗NOB, 达到更优的脱氮率[28].间歇存在的缺氧环境也为反硝化除磷过程提供了良好的环境条件, 曝气阶段产生的NO2-能够在缺氧阶段作为DPAOs的电子受体进行除磷, 减弱了NO2-积累抑制的同时避免了以NO2-为底物的NOB增殖, 促进了短程硝化的形成, 因此R3反应器采用了间歇曝气下A/O/A同步驯化AOB和DPAOs.从图 3(c)中可以看出R3在整个运行期间的出水氨氮浓度相对较低, 在阶段Ⅱ后期出水硝氮浓度几乎为0mg·L-1, NOB被最大限度地淘洗.NAR(出水浓度计)在第96 d达到90.48%, 并在随后的运行期间一直维持在90%以上.出水NO2-浓度也仅在2mg·L-1以下, 避免了NOx--N大量残留对下一周期厌氧释磷的影响.综上3组反应器处理性能相比, R3更具有优势.
2.2 典型周期实验在第110 d颗粒成熟稳定运行时分别对R1、R2和R3这3组反应器进行周期实验, 典型周期内C、N、P基质浓度及pH、DO变化情况如图 4所示.不难看出, COD的去除主要集中在前60 min内, 随后的减少量并不明显.这与厌氧释磷量的增长趋势一致, 在前60 min内释磷量快速增长至32.18、35.27和37.86mg·L-1, 后60 min内只缓慢增长了5.98、5.14和4.41mg·L-1, 说明了绝大多数COD是由于厌氧段DPAOs胞内多聚磷酸盐水解产生能量, 摄取挥发性脂肪酸而去除的.最终厌氧段释磷量分别为38.16、40.41和42.27mg·L-1, 可以看出R3中DPAOs在与其他异养菌竞争碳源中处于优势, 对内碳源的贡献率最高, 而R1硝化产物以NO3-为主从而影响了R1释磷.3组反应器厌氧末(120 min)COD浓度与出水COD浓度相差较少, 缺氧段缺乏外碳源, 免除了异养反硝化菌消耗反硝化除磷的电子受体NO2-进行反硝化.
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图 4 运行期间典型周期内C、N、P、DO和pH变化情况 Fig. 4 Changes in C, N, P, DO, and pH during the typical operation cycle |
进入好氧段后, 吸磷与硝化相互制约, PO43--P和NH4+-N浓度开始降低, 好氧35 min内比氨氧化速率(以NH4+-N/VSS计)分别为2.19、1.28和1.67 mg·(g·h)-1, 比吸磷速率(以P/VSS计)分别为7.23、6.72和7.4 mg·(g·h)-1, 此时吸磷反应占据优势, 其中R3牺牲硝化作用使吸磷为主导, R2虽去除量较高, 但由于其生物量多, 相反两者速率为最低.好氧段不仅有吸磷与氨氮的氧化, 还存在着TN同步减少的现象.分析认为, 由于好氧段COD浓度几乎不变, 能够排除反硝化菌利用外碳源反硝化的作用, 而颗粒内部存在缺氧环境及氧的传质限制, TN的去除可归功于具有内碳源脱氮能力的DPAOs同步反硝化除磷作用.随后R3进入第一个缺氧段, 比缺氧吸磷速率为3.37 mg·(g·h)-1, 此时有更多的底物PO43--P参与反硝化除磷, 相较于R1和R2好氧结束后PO43--P浓度分别只剩下了2.8mg·L-1和1.1mg·L-1, 其缺氧段有限的PO43--P则成为了反硝化除磷的限制因素, 比缺氧吸磷速率分别仅有0.21 mg·(g·h)-1和0.08 mg·(g·h)-1.从图 4(a)和4(b)可以看出R1发生了全程硝化, 氨氮氧化完全, 硝氮浓度逐渐升高至6.65mg·L-1, 整个硝化过程中几乎没有亚硝氮积累.R2在好氧末虽有91.46%的亚氮积累率, 但在缺氧段并不能作为NO2-型反硝化除磷的电子受体充分反应.R3则能够较好地解决上述R1和R2系统面临的问题, 如图 4(c)所示.整个反应过程中硝氮浓度都在2mg·L-1以下, 可见缺氧反硝化除磷主要是以NO2-为电子受体完成的, PO43--P浓度随着NO2-浓度的减少而下降也能够直观反映为NO2-型反硝化除磷.这是由于R3采用间歇曝气更好地富集AOB、淘洗NOB, 缺氧段有充足的底物参与反应, 同步富集DPAOs, 且NO2-间歇产生并消耗, 减少了NO2-积累对吸磷的抑制.
pH和DO都是本实验重要的控制参数, 整个反应过程可以由两者的变化来间接反映.pH与细胞膜电荷变化相关, 从而影响DPAOs代谢过程中酶的活性, 厌氧释磷能力随pH(7.5~8.0)升高而增加, 但pH值提升至8.5后释磷量反而下降, 这可能是由磷酸盐沉淀引起的[29].AOB和NOB生长适宜pH范围分别为7.5~8.0和7.0~7.5, 因此在反应过程中pH基本稳定在7.5~8.0, 既能保证最大释磷量, 又适宜AOB生长, 逐渐淘汰NOB.从图 4(d)~4(f)可以看出3组反应器厌氧阶段pH持续下降, 随着COD的消耗和释磷的增长变缓, pH下降也变缓, 在厌氧末达到最低, 出现“平台”指示厌氧释磷的结束.在好氧段pH先上升再下降, 这与吸磷反应占优势相符.在缺氧段不同的是, R3的pH能够迅速上升, 在230 min时出现峰值, 这与缺氧吸磷曲线相吻合.R1的pH几乎是平稳直线, R2的pH上升缓慢, 缺氧60 min后pH出现下降, pH变化波动较小, 说明R1和R2系统内缺氧吸磷反应较为薄弱.DO曲线的变化能够很好地表征氨氧化反应的结束, R1在235 min后DO浓度陡增, 此时NO2-开始转化为NO3-, 短程硝化被破坏.R2和R3则使DO浓度能够维持在3mg·L-1以下, 保持良好的NO2-积累.
2.3 污泥物理特性变化 2.3.1 生物量及沉淀性能变化不同阶段的MLSS、MLVSS、SVI及f的变化如图 5所示, 实验接种北京市某污水厂的活性污泥为接种种泥, 将其分为3等份分别放入R1、R2和R3反应器内, 起始污泥浓度分别为4 132、4 294和4 162 mg·L-1.研究表明通过利用选择压的原理, 建立高度选择性的培养环境能够形成颗粒污泥[30].选择压可分为生物选择压和水力选择压, 本实验通过逐渐降低沉降时间(由起始20 min逐渐减至3 min)、充足的水力剪切力(搅拌及曝气提供)等水力选择压来促进颗粒的形成.因此, 在整个运行期间污泥浓度的总增长趋势都为先减后增, 但由于其运行方式的不同, 增减拐点的出现时间、生物量等也不尽相同.在阶段Ⅰ, MLSS维持在4 000 mg·L-1左右, 分析原因是沉降时间的减少使沉降性能不好的污泥被排出反应器, 造成污泥流失, 加之较大的曝气强度又使微生物不断增殖, 所以保持了相对动态平衡.R1和R2反应器在后期MLSS快速增长, 第119 d分别达到了7 342 mg·L-1和8 150 mg·L-1, 但MLVSS增势缓慢, 无机质含量高, 同时f值(MLVSS/MLSS)也能够反映颗粒污泥内的生物量, 稳定在0.77左右, 说明颗粒内的生物量增长虽然有所滞缓, 但是没有对处理效果造成影响.而R3反应器在第56 d起f值平稳保持在0.8~0.85, 有较高的生物量, 这是由于间歇曝气下好氧/缺氧的交替运行增加了缺氧异养菌的生长速度, 使得缺氧异养菌作为颗粒的核心, 且有利于颗粒污泥结构的稳定[31].污泥容积指数(SVI)剔除了污泥浓度因素的影响, 更能反映污泥凝聚性和沉降性, 接种污泥平均SVI值为70 mL·g-1, 沉降性能较差, 随着运行期间污泥颗粒化, SVI不断下降, 最终稳定在30~35 mL·g-1, 颗粒具有良好的沉降性能和凝聚性.
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图 5 运行过程中SVI、MLSS、MLVSS及f的变化 Fig. 5 Variation in the SVI, MLSS, MLVSS, and f during the operation process |
随着反应的进行絮状污泥通过水力选择压形成颗粒污泥, 颗粒粒径的变化可以直观地体现污泥颗粒化的过程, 3组反应器内污泥粒径的变化及第120d粒径分布情况如图 6所示.接种污泥的初始粒径为67.44μm, 此时污泥为完全絮状状态, 第16 d能肉眼观察到少量细小白色颗粒的出现, 有报道指出[32], 富集聚磷菌的好氧颗粒颜色为白色, 与普通好氧颗粒相比在相同干重情况下具有更小的体积和更大的生物量.图 6(a)中能看出在第60 d时, R1、R2和R3反应器内污泥粒径分别达到了338.64、301.74和338.67 μm, 认为此时3组反应器都已颗粒化成功.在前100 d内, R1颗粒化进程更快, 粒径为最大, 这可能是因为R1在阶段Ⅱ1曝气时长更长, 所提供的剪切力也更多, 能够对污泥的颗粒化进程起到促进作用.然而在第120 d时R2的粒径超过了R1, 达到1 013.98 μm, 从图 6(b)能够看出第120 d时, R1反应器内颗粒污泥出现了破碎, 存在2.46%的污泥粒径小于250 μm, R2和R3反应器则没有, 这也使得R1粒径增长变缓.间歇曝气的运行方式可以刺激微生物释放大量的EPS, 促进颗粒的形成, 也有助于选择生长速率缓慢的微生物如反硝化聚磷菌等[33], 因此R3反应器颗粒化进程也较快, 其粒径后期略小、增长较为缓慢.由于颗粒较小, 更能使底物在颗粒内部充分接触, 一定程度地解释了R3脱氮除磷性能最好.图 6(b)中R3在500~1 000 μm粒径范围内所占体积分数最多, 为55.7%, 粒径分布集中, 颗粒大小较均匀, 从图 7(c)中也能看出R3粒径虽小但较均匀致密, 颜色也较深.反硝化聚磷颗粒污泥在缺氧段溶液中的pH值升高, 在颗粒污泥内部就会产生更高的pH值, 使部分金属盐沉积, 因而污泥的颜色变深, 沉速加快[34].而图 7(a)和7(b)中的R1和R2反应器内颗粒颜色较淡, 有较多体积大且不规则的白色颗粒, 尤其R1最为明显, 造成这些区别的原因可能是连续曝气, 氧充分接触, 富集了更多以O2为电子受体的聚磷菌.
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图 6 运行过程中粒径的变化及第120 d粒径分布情况 Fig. 6 Variation of Particle size and Particle size distribution of 120 d during the procession of operation |
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图 7 第120 d显微镜照片 Fig. 7 Optical microscopy images of 120 d |
为了更进一步地明晰运行方式的不同对系统聚磷菌种类的影响, 分别对3组反应器进行了批次实验, 结果如图 8所示.厌氧结束后释磷量分别达到了41.75、44.35和47.19mg·L-1, 通过计算相应曲线最大斜率可得最大比释磷速率(SPRR)为20.39、17.77和23.25 mg·(g·h)-1, 聚磷菌活性可依靠系统运行过程中SPRR来确定, 因此能够大致看出R3聚磷菌活性最大, R1次之, R2最小, 其中R1和R2的活性与厌氧释磷量大小相反, 这可能也是由于R2拥有较高的生物量.随后将污泥分为3等份分别进行好/缺氧吸磷, 以O2为电子受体的反应中磷能够全部去除, 以NO3-和NO2-为电子受体的反应中吸磷量分别为32.75、31.51、33.4mg·L-1和22.75、26.18、30.89 mg·L-1.以上不同的结果说明了不同驯化条件下对聚磷菌自我选择的不同, 而R3间歇曝气下A/O/A的同步驯化模式赋予了系统更强的除磷能力, 培养了更丰富的兼性聚磷菌.根据公式(1)~(3)能够计算得出不同聚磷菌种类所占比例, 如图 8(d)所示.3组反应器经过驯化后系统内能够利用NO2-为电子受体的DPAOs占比可达54.49%、59.03%和65.46%, R3占比为最大, 更有利于亚硝酸型反硝化聚磷菌的富集.研究表明[23, 24], 一般情况下以NO3-为电子受体的吸磷速率是大于以NO2-为电子受体的吸磷速率, 这从图 8(a)和8(b)也能够体现.而图 8(c)中R3在缺氧前90 min内, NO2-型吸磷速率几乎等同于NO3-型吸磷速率, 分析原因可能是以下3点: ①R3系统在整个运行阶段以间歇曝气联合较低曝气量的控制策略使NOB最大限度地淘汰, 硝氮难以生成, 因此并没有底物支撑NO3-型反硝化聚磷菌的驯化.②亚硝氮间歇产生并作为反硝化除磷电子受体消耗, 减弱了亚硝氮积累抑制吸磷的影响, 且通过其动态生成过程, 能够提高系统抗亚硝酸盐的阈值, 更有利于NO2-型反硝化聚磷菌的驯化.③正如上文周期实验所述, 反硝化除磷所需的另一底物P在R1和R2好氧段结束后所剩不多, 缺氧段不能充分反应, R3好/缺氧交替下则有更多的底物P参与反硝化除磷反应, 能够更多地富集NO2-型反硝化聚磷菌.
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图 8 分别以氧、NO2-和NO3-为电子受体时吸磷的批次实验 Fig. 8 P uptake batch tests using oxygen, nitrite, and nitrate as the electron accepters |
至于AOB和NOB的活性则以比氨氧化速率(SAOR)和比亚硝酸盐氧化速率(SNOR) 表示, 如图 9所示, 可以看出AOB活性为R1最大, R3次之, R2最小, 其中R1和R3相差甚小, 造成处理性能大不同的则应该是NOB活性, R1中NOB活性明显大于R2和R3中NOB活性, 且在系统内占优势, 此时是亚硝酸盐氧化速率唯一限制因素.因此R1在好氧段发生全程硝化, NOB能够迅速得到NO2-并将其氧化成NO3-, 造成NO3-型反硝化聚磷菌的富集, 这与图 8(d)中聚磷菌种类占比也相符.R3反应器内AOB活性高, NOB成功被抑制, 这可归功于间歇曝气A/O/A的运行方式, AOB利用“饱食饥饿”的特性迅速增殖, NOB不具备这一特性, 且NO2-间歇产生随即作电子受体消耗后, 以NO2-为底物的NOB得不到增殖, 逐渐被淘洗出系统.因此, 上述分析都表明了基于间歇曝气下A/O/A运行的R3能够更优地同步驯化AOB和NO2-型DPAOs, 达到更稳定的处理性能.
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图 9 不同运行条件下比氨氧化速率和比亚硝酸盐氧化速率 Fig. 9 Specific ammonia oxidation rates and nitrate rates under different operating conditions |
(1) 3组反应器内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.R3对C、N、P的去除较好且稳定, 后期稳定期平均去除率分别为90.74%、91.15%和95.66%.
(2) 通过水力选择压来促进颗粒的形成, 成功实现颗粒化.R1、R2和R3的粒径分别达到了987.82、1013.98和895 μm, 其中R3粒径虽最小但均匀致密, 颜色较深黄, 以生长速率缓慢的微生物如反硝化聚磷菌等为核心, 确保了颗粒污泥形状的稳定维持, 具有较高的生物量和良好的沉降性能.
(3) R1、R2和R3均能成功富集AOB和NO2-型DPAOs, 其比氨氧化速率分别为3.42、2.7和3.38 mg·(g·h)-1, 能利用NO2-为电子受体的DPAOs占比分别可达54.49%、59.03%和65.46%.而R1在高AOB活性下, 其NOB活性也最高, 造成NO3-型DPAOs富集, 相对比R3则更具显著优势, 更有利于AOB和NO2-型DPAOs的同步驯化, 从而保证稳定的处理效果.
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