鄒金特,何航天,潘繼楊,陶亞強(qiáng),李 軍*

低碳源廢水培養(yǎng)的好氧顆粒污泥常溫儲存后活性恢復(fù)研究

鄒金特1,何航天2,潘繼楊2,陶亞強(qiáng)2,李 軍1*

(1.浙江省工業(yè)污染微生物控制技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,浙江工業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院,杭州 浙江 310014；2.浙江工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,杭州 浙江 310014)

通過考察好氧顆粒污泥特征、比耗氧速率(SOUR)、處理效果和菌群的變化,探索常溫儲存實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥的可行性.試驗(yàn)結(jié)果表明,常溫清水儲存60d后顆粒結(jié)構(gòu)未出現(xiàn)明顯解體;污泥濃度由4960mg/L小幅降低至4740mg/L,但沉降性能保持良好(SVI為24.2mL/g);SOUR整體下降較小(16%),尤其是硝化菌的SOUR;污泥菌群在門和屬水平上的相對豐度均發(fā)生了變化.在恢復(fù)運(yùn)行后,顆粒形態(tài)恢復(fù)快且良好,粒徑在長期運(yùn)行后明顯增大(200~250μm);污泥沉降性能始終保持良好(SVI﹤20mL/g),SOUR在運(yùn)行20d后既能恢復(fù);運(yùn)行11d后COD處理效果完全恢復(fù)(平均出水COD為53mg/L),運(yùn)行5d后NH4+-N處理效果完全恢復(fù)(平均出水NH4+-N為0.7mg/L).常溫清水儲存好氧顆粒污泥不僅操作方便,而且反應(yīng)器能快速恢復(fù)穩(wěn)定運(yùn)行,具有顯著的實(shí)際應(yīng)用價值.

實(shí)際低碳源廢水；常溫儲存；好氧顆粒污泥；活性恢復(fù)

好氧顆粒污泥是微生物自凝聚形成的聚集體,具有結(jié)構(gòu)密實(shí),沉降速度快、高耐毒性等優(yōu)點(diǎn)[1-2].目前,有關(guān)好氧顆粒污泥實(shí)際工程應(yīng)用的案例已有報道[3-4].好氧顆粒污泥儲存技術(shù)對顆粒反應(yīng)器暫停運(yùn)行后的活性恢復(fù)及顆粒運(yùn)輸至關(guān)重要.已有學(xué)者對好氧顆粒污泥的常溫儲存、低溫儲存、低溫營養(yǎng)液儲存和脫水儲存等開展了相關(guān)研究[5-8].但對采用實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)的好氧顆粒污泥的儲存研究仍較少,同時采用連續(xù)流工藝恢復(fù)儲存好氧顆粒污泥活性的研究也仍鮮有報道.本研究針對實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥,采用常溫清水儲存的方法,考察儲存后的好氧顆粒污泥在兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器中活性恢復(fù)的效果,為好氧顆粒污泥技術(shù)的發(fā)展提供技術(shù)支持.

1 材料與方法

1.1 好氧顆粒污泥的儲存

試驗(yàn)采用的好氧顆粒污泥由實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)而成,其污泥特征和處理效果見文獻(xiàn)[2],具體水質(zhì)和反應(yīng)器見2.2節(jié).存儲好氧顆粒污泥的方法如下:將培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥仍置于原反應(yīng)器中,待曝氣池污泥完全沉淀后排去上清液,并用等體積的清水進(jìn)行置換,使好氧顆粒污泥靜置沉淀在清水中,然后放置在室溫下保存60d.本試驗(yàn)采用的清水為放置7d的自來水,余氯含量基本為0mg/L.好氧顆粒污泥室溫儲存期間水溫在20~30℃左右.

1.2 好氧顆粒污泥的恢復(fù)

1.2.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行條件 采用兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器,其有效容積為26.8L,由1個曝氣池(長40cm,寬15cm,高49cm)、1個回流區(qū)(長7.5cm,寬4cm,高49cm)和1個兩區(qū)沉淀池(兩區(qū)體積相同,長15cm,寬15cm,高39cm)組成.反應(yīng)器示意圖和實(shí)物圖如圖1所示.好氧顆粒污泥培養(yǎng)的運(yùn)行方式和條件見文獻(xiàn)[2].恢復(fù)過程中,反應(yīng)器的運(yùn)行方式與顆粒培養(yǎng)過程相同,具體為:進(jìn)水流量24.5mL/min,好氧池曝氣量0.4m3/h,回流區(qū)曝氣量0.1m3/h,試驗(yàn)溫度為20~30℃.恢復(fù)試驗(yàn)的水力停留時間約為18h,通過排出第二沉淀池中的污泥來維持反應(yīng)器一定的污泥濃度.

圖1 兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器

1.2.2 試驗(yàn)用水 好氧顆粒污泥活性恢復(fù)試驗(yàn)采用的進(jìn)水為浙江某污水處理廠水解酸化池的實(shí)際出水,該廠進(jìn)水由25%的生活污水和75%的工業(yè)廢水組成,其中工業(yè)廢水主要來自化工、紡織、皮革和印染等行業(yè).具體水質(zhì)指標(biāo)如下:CODCr為(120± 27)mg/L,NH4+-N為(20±3)mg/L,PO43--P為(3±2)mg/ L,BOD5/CODCr為(0.38±0.08).活性恢復(fù)試驗(yàn)的水質(zhì)與培養(yǎng)階段相同[2],為實(shí)際低碳源廢水,有機(jī)負(fù)荷為(0.16±0.05)kg/(m3·d).

1.3 分析項(xiàng)目及測試方法

混合液懸浮固體(MLSS)、混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)、污泥容積指數(shù)(SVI)、COD和NH4+-N采用標(biāo)準(zhǔn)分析方法測定[9].好氧顆粒污泥的粒徑采用Motic生物顯微鏡拍照法測定.污泥的比好氧速率測定方法見文獻(xiàn)[10],其中,SOURH表示異氧菌的代謝活性,SOURAOB表示氨氧化菌的代謝活性, SOURNOB表示亞硝酸鹽氧化菌的代謝活性,SOURT表示總代謝活性.活性測試的污泥分別為恢復(fù)前(清水儲存60d)和恢復(fù)后(反應(yīng)器運(yùn)行20d)的好氧顆粒污泥.

好氧顆粒污泥儲存前、恢復(fù)前和恢復(fù)30d的微生物種群分布采用高通量測序獲得.測序樣品送浙江天科高新技術(shù)發(fā)展有限公司進(jìn)行分析測試,具體流程如下:選用PowerSoil? DNA分離試劑盒(MoBio,U.S.)提取污泥DNA,并對細(xì)菌16S的V3和V4區(qū)進(jìn)行PCR擴(kuò)增,引物為341F(5’- CCTACGGGNGGCWGCAG-3’)/805R(5’-GACTACHVGGGTATCTAATCC-3’).擴(kuò)增程序如下:98℃預(yù)變性1min;然后98℃變性10s,50℃退火30s,72℃延伸30s,循環(huán)30次;最后72℃延伸5min.PCR反應(yīng)體系如下:2×Phusion Master Mix 15μL,上下游引物(2μmol/L)各3μL,DNA模板(1ng/μL)10μL,H2O 2μL. PCR產(chǎn)物使用2%的瓊脂糖凝膠進(jìn)行電泳檢測.根據(jù)PCR產(chǎn)物濃度進(jìn)行等濃度混樣,充分混勻后使用1×TAE,濃度2%的瓊脂糖膠電泳純化PCR產(chǎn)物,選擇主帶大小在400~450bp之間的序列,割膠回收目標(biāo)條帶,產(chǎn)物用GeneJET凝膠回收試劑盒(Thermo Scientific, U.S.)回收.使用New England Biolabs公司的Next?Ultra? DNA Library Prep Kit for Illumina建庫試劑盒進(jìn)行文庫的構(gòu)建,構(gòu)建好的文庫經(jīng)過Qubit定量和文庫檢測,合格后使用Miseq進(jìn)行上機(jī)測序[2].

2 結(jié)果與討論

2.1 好氧顆粒污泥的特征變化

好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中污泥形態(tài)的變化情況如圖2所示.常溫儲存60d后好氧顆粒污泥的顏色由黃褐色變成淺黑褐色,這可能是由于常溫儲存期間污泥長期處于厭氧饑餓狀態(tài),微生物厭氧內(nèi)源呼吸釋放的硫化物形成沉淀沉積在顆粒表面導(dǎo)致的[11].但常溫儲存期間,顆粒結(jié)構(gòu)基本完整,并沒有觀察到明顯的解體現(xiàn)象.反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行7d后,曝氣池中的好氧顆粒污泥輪廓清晰,結(jié)構(gòu)形態(tài)良好,活性恢復(fù)過程中并未發(fā)生明顯的破損現(xiàn)象.由圖2(c)-2(h)可知,活性恢復(fù)過程中,兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器中的顆粒粒徑逐漸增大,至52~61d,曝氣池中好氧顆粒污泥的平均粒徑在200~250μm.

兩區(qū)沉淀池能夠在普通的連續(xù)流反應(yīng)器中創(chuàng)造沉淀選擇壓,使沉降性能好的顆粒污泥留在第一沉淀區(qū)(通過回流返回好氧池),沉降性能較差的絮體污泥留在第二沉淀區(qū)(作為剩余污泥排出) (圖3),因此長期運(yùn)行能夠促進(jìn)好氧顆?；?這與我們前期的研究成果一致[2].本試驗(yàn)好氧顆粒污泥粒徑較小主要是由于進(jìn)水的有機(jī)負(fù)荷極低[(0.16±0.05)kg/ (m3·d)],微生物生長緩慢導(dǎo)致[2,12].污泥形態(tài)變化的結(jié)果表明,采用實(shí)際低碳源廢水在兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器中培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥,經(jīng)過60d的常溫清水儲存,在恢復(fù)運(yùn)行后,顆粒形態(tài)能快速恢復(fù),顆粒穩(wěn)定性較佳,長期運(yùn)行能提高顆?；潭?

好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中MLSS、MLVSS和SVI的變化如圖4所示.由圖可知,反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行初期,好氧顆粒污泥的MLSS、MLVSS和SVI分別為4740mg/L、1836mg/L和12.7mL/g,與好氧顆粒污泥常溫儲存前(分別為4960mg/L、2176mg/L和24.2mL/g)相比均有所降低,這主要是由于好氧顆粒污泥常溫清水儲存期間,污泥處于長期的厭氧饑餓狀態(tài),微生物內(nèi)源呼吸導(dǎo)致污泥濃度有所下降[12].好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中,MLSS在運(yùn)行前37d逐漸降低至2646mg/L,然后慢慢上升到3200mg/L左右.MLVSS的變化與MLSS的類似,運(yùn)行前40d呈現(xiàn)小幅下降的趨勢(從1836mg/L降低至1276mg/L),然后逐漸升高到1800mg/L左右.這一結(jié)果表明,常溫清水儲存導(dǎo)致的長期厭氧饑餓會使好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中污泥濃度出現(xiàn)下降,但在微生物適應(yīng)環(huán)境后污泥濃度能逐漸恢復(fù).活性恢復(fù)過程中,污泥濃度整體不高主要是由于本試驗(yàn)采用實(shí)際低碳源廢水,進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷僅為(0.16±0.05)kg/(m3·d).此外,在整個試驗(yàn)過程中,好氧顆粒污泥的SVI值基本都低于20mL/g,這表明恢復(fù)過程中好氧顆粒污泥始終保持著良好的沉降性能.

圖2 常溫儲存60d后好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中污泥形態(tài)的變化(標(biāo)尺:200μm)

圖3 兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行第70d第一沉淀區(qū)和第二沉淀區(qū)污泥形態(tài)的變化(標(biāo)尺:200μm)

圖4 好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中MLSS、MLVSS和SVI的變化

2.2 好氧顆粒污泥活性恢復(fù)

常溫清水儲存60d的好氧顆粒污泥活性恢復(fù)前后污泥的SOUR變化情況如表1所示.由表可知,恢復(fù)前好氧顆粒污泥的SOURT為(10.44±0.54)mgO2/ (gVSS?h);恢復(fù)運(yùn)行20d后, SOURT上升到(12.38± 0.02)mgO2/(gVSS?h),與儲存前的SOURT[(12.43± 0.12)mgO2/(gVSS?h)]基本相同.這一結(jié)果表明,常溫清水儲存60d的好氧顆粒污泥恢復(fù)運(yùn)行后能很快恢復(fù)污泥活性.此外,從SOURT的變化可以發(fā)現(xiàn),常溫清水儲存60d后好氧顆粒污泥的活性下降僅為16%,這一結(jié)果與之前的文獻(xiàn)報道不同.Tay[13]的研究結(jié)果顯示,采用乙酸鈉培養(yǎng)的好氧顆粒污泥在4℃下儲存4個月后SOURT下降90%,而采用葡萄糖培養(yǎng)的好氧顆粒污泥在相同條件下SOURT下降60%.劉玨等[5]發(fā)現(xiàn)用乙酸鈉培養(yǎng)的好氧顆粒污泥在常溫(8~ 25℃)敞開下儲存50d后SOURT下降74%.He等[14]的研究表明,采用乙酸鈉培養(yǎng)的好氧顆粒污泥在長期的室溫閑置下(58d,15℃),SOURT會降低32%左右.本試驗(yàn)常溫清水儲存60d污泥活性下降較小的主要原因是由于儲存的好氧顆粒污泥采用實(shí)際低碳源廢水在極低有機(jī)負(fù)荷下培養(yǎng)而來,其SOURH[(3.07± 0.27)mgO2/(gVSS?h)]遠(yuǎn)低于人工配水培養(yǎng)的好氧顆粒污泥的SOURH[大約25mgO2/(gVSS?h)][5],因此儲存期間異養(yǎng)微生物的活性下降較小[(1.74±0.03) mgO2/(gVSS?h)],致使整體污泥活性下降較低.此外,本試驗(yàn)所用的實(shí)際低碳源廢水含有較多工業(yè)廢水,導(dǎo)致由該廢水培養(yǎng)成的好氧顆粒污泥對不利環(huán)境的抵抗能力較強(qiáng),這可能也是儲存期間污泥活性下降較小的一個原因.

由表1可知,恢復(fù)運(yùn)行前好氧顆粒污泥的SOURAOB和SOURNOB分別為(3.10±0.28)和(5.61± 0.24)mgO2/(gVSS?h);恢復(fù)運(yùn)行20d后, SOURAOB和SOURNOB小幅升高至(3.59±0.14)和(5.73± 0.12)mgO2/(gVSS?h).這一結(jié)果表明,常溫清水儲存60d后AOB和NOB的活性下降較小,恢復(fù)運(yùn)行后污泥的硝化能力能很快恢復(fù).硝化菌是自養(yǎng)型細(xì)菌,其在厭氧饑餓條件下的活性衰減速率小于異養(yǎng)型細(xì)菌[6,15],這可能是導(dǎo)致儲存期間硝化菌活性下降較小的一個原因.此外,由于硝化菌和異養(yǎng)菌會對溶解氧產(chǎn)生競爭,在高有機(jī)物濃度下硝化菌的活性會被抑制[16-17],而本試驗(yàn)采用的實(shí)際低碳源廢水有機(jī)物濃度較低,對硝化菌的活性影響較小,這可能是恢復(fù)運(yùn)行后好氧顆粒污泥硝化能力很快恢復(fù)的一個原因.總體上,從污泥活性變化的結(jié)果可知,實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)的好氧顆粒污泥常溫清水儲存后污泥活性下降較低,反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行后污泥活性恢復(fù)較快,具有較強(qiáng)的適應(yīng)性.

表1 兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器恢復(fù)運(yùn)行前后好氧顆粒污泥的活性變化情況

2.3 好氧顆粒污泥處理效果恢復(fù)

好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中COD的去除效果如圖5(a)所示.由圖可知,反應(yīng)器的出水COD整體呈減小趨勢,至恢復(fù)運(yùn)行11d后,出水COD基本小于60mg/L.由前期培養(yǎng)階段的數(shù)據(jù)可知,成熟顆粒穩(wěn)定運(yùn)行階段平均出水COD及其去除率分別為59mg/L和38%[2].而本試驗(yàn)恢復(fù)運(yùn)行11d后平均出水COD及其去除率分別為53mg/L和52%,甚至優(yōu)于儲存前好氧顆粒污泥對COD的去除效果.這一結(jié)果表明,采用實(shí)際低碳源廢水在兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器中培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥,經(jīng)過60d的常溫清水儲存,在恢復(fù)運(yùn)行11d后,反應(yīng)器對COD的去除效果即能完全恢復(fù).恢復(fù)階段實(shí)際低碳源廢水的平均BOD5/CODCr(0.38)略高于培養(yǎng)階段的平均值(0.33),這是恢復(fù)階段COD去除效果較好的一個原因.此外,好氧顆粒污泥密實(shí)的結(jié)構(gòu)使得其對有毒物質(zhì)具有一定的抵抗能力[1],長期運(yùn)行有利于提高難降解廢水COD的去除效果.

好氧顆粒污泥活性恢復(fù)過程中NH4+-N的去除效果如圖5(b)所示.由圖可知,出水NH4+-N在恢復(fù)運(yùn)行初期快速下降,至恢復(fù)運(yùn)行5d后,出水NH4+-N均小于2mg/L.由前期培養(yǎng)階段的數(shù)據(jù)可知,成熟顆粒穩(wěn)定運(yùn)行階段平均出水NH4+-N及其去除率分別為1.2mg/L和93%[2].而本試驗(yàn)恢復(fù)運(yùn)行5d后平均出水NH4+-N及其去除率分別為0.7mg/L和96%,略優(yōu)于儲存前好氧顆粒污泥對NH4+-N的去除效果.這一結(jié)果與2.2節(jié)硝化菌活性分析的結(jié)果相一致,進(jìn)一步表明實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥常溫清水儲存60d對其硝化菌活性的影響較小,且恢復(fù)運(yùn)行5d后就能恢復(fù)污泥的硝化能力.

2.4 好氧顆粒污泥微生物菌群變化

對好氧顆粒污泥儲存前、恢復(fù)前和恢復(fù)30d的微生物菌群進(jìn)行門水平上的分析(圖6),發(fā)現(xiàn)Proteobacteria和Bacteroidetes在儲存前的污泥樣品中豐度分別為66.3%和9.1%,而在恢復(fù)前的污泥樣品中豐度下降至54.2%和5.7%,通過30d的恢復(fù)運(yùn)行,其豐度上升至69.0%和9.8%.這與文獻(xiàn)報道的結(jié)果一致,即Proteobacteria和Bacteroidetes在污水生物處理工藝中占主要地位,其豐度隨著處理效果的提高而增加[18-19].此外,在儲存前和恢復(fù)運(yùn)行30d的污泥樣品中,Firmicutes(1.1%和2.6%)、Actinobacteria(5.1%和3.8%)、Gemmatimonadetes(2.1%和2.5%)、Chlorolexi(2.2%和1.5%)、Chlorobi(1.1%和0.6%)、Thaumarchaeota(0.6%和0.1%)、Spirochaetae(0.1%和0.1%)的豐度差別均不大;而對比恢復(fù)前的污泥樣品(常溫清水儲存60d),其相應(yīng)門水平上的豐度(3.3%、8.0%、5.7%、4.8%、3.8%、2.2%和1.7%)均出現(xiàn)了升高.這一結(jié)果表明,實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)成的好氧顆粒污泥在常溫清水儲存60d后,其微生物菌群在門水平上發(fā)生了較為明顯的變化.

圖6 好氧顆粒污泥儲存前、恢復(fù)前和恢復(fù)30d微生物菌群在門水平上的相對豐度變化(至少一個樣品中的豐度30.1%)

圖7 好氧顆粒污泥儲存前、恢復(fù)前和恢復(fù)30d微生物菌群在屬水平上的相對豐度變化(至少一個樣品中的豐度30.1%)

進(jìn)一步分析好氧顆粒污泥儲存前、恢復(fù)前和恢復(fù)30d微生物菌群在屬水平上的相對豐度變化(圖7)可知,儲存前的污泥樣品中主要的屬是(3.6%)、(1.4%)、(1.3%)和(1.2%);恢復(fù)前的污泥樣品中主要的屬是(3.1%)、(2.6%)、(2.1%)、(2.0%)、(1.9%)和(1.1%);而恢復(fù)30d的污泥樣品中主要的屬是(4.0%)、(2.1%)、(2.0%)、(2.0%)、(1.5%)、(1.5%)、(1.2%)和(1.1%).相比儲存前和恢復(fù)30d的污泥樣品,恢復(fù)前的污泥樣品中、、和的豐度明顯增加;而、、和的豐度則明顯下降.和被認(rèn)為與反硝化相關(guān),是一類兼氧或厭氧菌[20-21],其豐度的升高可能是由于常溫儲存期間顆粒污泥處于厭氧狀態(tài)導(dǎo)致.被認(rèn)為是一類氨氧化古菌,更適應(yīng)貧營養(yǎng)環(huán)境[22],而從土壤中分離而來[23],在廢水生物處理中報道極少,這兩種屬在常溫儲存期間豐度的升高還需進(jìn)一步研究.是常見的硝化菌[6,14],其在恢復(fù)前的污泥樣品中豐度為2.6%,恢復(fù)運(yùn)行30d后提高至4.0%,這表明實(shí)際低碳源廢水培養(yǎng)的好氧顆粒污泥常溫儲存60d后硝化菌的豐度下降較小,、恢復(fù)運(yùn)行后其豐度又能很快恢復(fù),這一結(jié)果與2.2節(jié)硝化菌的活性分析結(jié)果一致.此外,有文獻(xiàn)報道[24]和[25]均為好氧菌,表明其豐度在常溫儲存期間的下降可能是由于污泥處于厭氧狀態(tài)導(dǎo)致.

3 結(jié)論

3.1 采用實(shí)際低碳源廢水在兩區(qū)沉淀池連續(xù)流反應(yīng)器中培養(yǎng)出的好氧顆粒污泥,經(jīng)過60d的常溫清水儲存后,顆粒顏色變成淺黑褐色,但顆粒結(jié)構(gòu)完整,并未出現(xiàn)明顯解體;污泥濃度出現(xiàn)小幅降低,但沉降性能保持良好;污泥活性整體降低較小,尤其是硝化菌活性;污泥菌群結(jié)構(gòu)發(fā)生變化.

3.2 在恢復(fù)運(yùn)行后,顆粒形態(tài)恢復(fù)快且良好,長期運(yùn)行粒徑增大明顯;污泥沉降性能始終保持良好,污泥活性恢復(fù)較快;運(yùn)行11d后COD處理效果完全恢復(fù),運(yùn)行5d后NH4+-N處理效果完全恢復(fù).

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Reactivation of aerobic granular sludge cultivated by low-strength wastewater after room-temperature storage.

ZOU Jin-te1, HE Hang-tian2, PAN Ji-yang2, TAO Ya-qiang2, LI Jun1*

(1.Key Laboratory of Microbial Technology for Industrial Pollution Control of Zhejiang Province, College of Environment, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China；2.College of Civil Engineering, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China)., 2018,38(12)：4530~4536

To investigate the feasibility of room-temperature storage of aerobic granular sludge (AGS) cultivated by real and low-strength wastewater, the variations of AGS characteristics, specific oxygen uptake rate (SOUR), removal efficiency and microbial community were explored. The experimental results show that after 60days storage using tap water at room-temperature, the structure of AGS was still intact and did not disintegrate obviously. The mixed liquor suspended solids (MLSS) slightly decreased from 4960mg/L to 4740mg/L, but the settling property maintained well (SVI: 24.2mL/g). The decrease in SOUR was very slight (16%), especially for the SOUR of nitrifying bacteria. The abundance of microbial community changed at the phylum and genus level. After restarting the reactor, AGS morphology recovered quickly and the granule size increased after long-term operation (200~250μm). The sludge settling property has always maintained well (SVI<20mL/g), and the SOUR recovered soon after 20days operation. The COD removal efficiency was completely recovered after 11days operation (around 53mg/L in the effluent). The NH4+-N removal efficiency was also completely recovered after 5 days operation (around 0.7mg/L in the effluent). AGS storage at room-temperature has significant value in practical application due to its convenient operation and fast recovery of reactor stable operation.

real and low-strength wastewater；room-temperature storage；aerobic granular sludge；reactivation

X703

A

1000-6923(2018)12-4530-07

鄒金特(1988-),男,浙江寧波人,助理研究員,博士,主要從事高效污水生物處理技術(shù)研究.發(fā)表論文10余篇.

2018-04-24

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51478433,51708500);浙江省大學(xué)生科技創(chuàng)新活動計劃(新苗人才計劃)項(xiàng)目(2018R403067)

* 責(zé)任作者, 教授, tanweilijun@zjut.edu.cn