李 冬,李 悅,李雨朦,楊敬畏,張 杰,3

好氧顆粒污泥同步硝化內(nèi)源反硝化脫氮除磷

李 冬1*,李 悅1,李雨朦1,楊敬畏2,張 杰1,3

(1.北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.北京市市政工程設(shè)計(jì)研究總院有限公司,北京 100086；3.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

室溫下接種絮狀污泥于分別采用梯度進(jìn)水快速進(jìn)水和慢速進(jìn)水方式運(yùn)行的SBR反應(yīng)器R1、R2、R3中,人工配水為進(jìn)水基質(zhì),探究進(jìn)水方式對(duì)SBR系統(tǒng)內(nèi)碳源儲(chǔ)存性能和污染物去除效果的影響.結(jié)果表明,梯度進(jìn)水下具有更好的內(nèi)碳源儲(chǔ)存性能和脫氮效果.啟動(dòng)成功后R1內(nèi)碳源儲(chǔ)存率(CODin)、同步硝化內(nèi)源反硝化(SNED)率和TN、COD、TP平均去除率分別為99.69%、81.52%、79.07%、92.35%、96.03%.其中TP平均去除率僅次于R3的98.43%,原因是慢速進(jìn)水下PAOs對(duì)內(nèi)碳源儲(chǔ)存貢獻(xiàn)比例(paos)占主體(54.41%),而梯度進(jìn)水下paos僅為47.90%.R1污泥濃度為5575mg/L,雖低于R2中的6389mg/L,但其MLSS/MLVSS為0.90,說(shuō)明梯度進(jìn)水下顆粒污泥具有較高的生物量.EPS分析結(jié)果表明,PS組成成分隨著進(jìn)水方式的改變而改變,梯度進(jìn)水下含有更高的蛋白質(zhì)(PN),因此顆粒疏水性更強(qiáng),顆粒結(jié)構(gòu)更穩(wěn)定.

SBR；好氧顆粒污泥；脫氮除磷；內(nèi)碳源；進(jìn)水方式

與傳統(tǒng)活性污泥工藝相比,好氧顆粒污泥工藝處理性能較好,生物量更高[1],多數(shù)好氧顆粒污泥工藝在序批式反應(yīng)器(SBR)中培養(yǎng)且運(yùn)行效果良好[2].SBR多采用快速進(jìn)水,普通異養(yǎng)菌短時(shí)間內(nèi)獲得大量外碳源并優(yōu)先利用[3],聚磷菌(PAOs)、聚糖菌(GAOs)在厭氧段無(wú)法儲(chǔ)存足夠的內(nèi)碳源并用于好氧段的脫氮除磷.研究發(fā)現(xiàn)慢速推流進(jìn)水有助于選擇生長(zhǎng)緩慢的PAOs和GAOs[4],提高內(nèi)碳源儲(chǔ)存量.但不足的是慢速進(jìn)水持續(xù)以低底物濃度進(jìn)水,而且速率不變使進(jìn)水階段處于穩(wěn)態(tài),內(nèi)碳源存儲(chǔ)響應(yīng)較小.一般認(rèn)為在高底物濃度梯度下,內(nèi)碳源儲(chǔ)存是主要的生化過(guò)程[5],非平衡生長(zhǎng)環(huán)境才能刺激微生物的內(nèi)存能力,并且使內(nèi)碳源儲(chǔ)存細(xì)菌獲得競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)[6].

基于此,本文提出在SBR中采用梯度進(jìn)水啟動(dòng)好氧顆粒污泥系統(tǒng),即以非固定的進(jìn)水速率向微生物提供外碳源創(chuàng)造非平衡生長(zhǎng)條件,并縮短慢速進(jìn)水的持續(xù)時(shí)間,提高內(nèi)碳源存儲(chǔ)響應(yīng);同時(shí),與一次性進(jìn)水和慢速進(jìn)水對(duì)比,探究進(jìn)水方式對(duì)于系統(tǒng)污泥特性、處理性能、內(nèi)碳源儲(chǔ)存的影響.以期優(yōu)化SBR的進(jìn)水方式,提高培養(yǎng)顆粒污泥的有效性以及強(qiáng)化同步脫氮除磷.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行參數(shù)

本實(shí)驗(yàn)采用有機(jī)玻璃制成的SBR反應(yīng)器,有效容積6L,換水比2/3,高50cm,直徑14cm,共3組.每天運(yùn)行4個(gè)周期,每周期360min.沉淀時(shí)間以污泥不被排出反應(yīng)器所需時(shí)間為起始沉淀時(shí)間,每7d縮短一次沉降時(shí)間,每次5min,達(dá)到12min以后,每3d縮短一次,每次3min.最后保持1min.其余時(shí)間閑置.實(shí)驗(yàn)具體參數(shù)見(jiàn)表1.

表1 反應(yīng)器運(yùn)行工況

注:梯度進(jìn)水時(shí),進(jìn)水時(shí)間為33min,前3min以較高速度(同一次性進(jìn)水)進(jìn)水,后30min以較低速度(同慢速進(jìn)水)進(jìn)水.

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

接種污泥是北京市某污水廠絮狀污泥,平均污泥濃度為3510mg/L,實(shí)驗(yàn)用水是人工配水,由自來(lái)水、CH3CH2COONa、(NH4)2SO4、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O配制而成,NaHCO3用以模擬實(shí)際生活污水的堿度并同時(shí)調(diào)節(jié)pH值穩(wěn)定.COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TP濃度分別為(250±25), (40～45),(0～2),(<1),(3～4)mg/L.

1.3 分析及計(jì)算方法

檢測(cè)反應(yīng)器出水碳、氮和磷的濃度,其中COD和TP測(cè)定采用SB-3B型COD多參數(shù)快速測(cè)定儀,氨氮(NH4+-N)測(cè)定采用納氏試劑光度法,亞硝酸鹽氮(NO2--N)測(cè)定采用N-(1-萘基)一乙二胺光度法,硝酸鹽氮(NO3--N)測(cè)定采用紫外分光光度法[7]. MLSS按照稱(chēng)重法測(cè)定.顆粒粒徑采用Mastersize 2000型激光粒度儀測(cè)定(Mastersizer2000,UK).

1.4 EPS提取方法

胞外聚合物(EPS)按照改良的熱提取方法提取[8],首先在室溫下取30mL顆粒污泥于50mL取樣管在4000的作用力下離心10min,脫水后,顆粒污泥混合物用緩沖液定容至30mL.懸浮液在4000作用力下再次離心15min,去除上清液.隨后,用上述緩沖溶液重新定容至30mL.將顆粒污泥懸浮液在水浴中加熱至60℃,30min,每隔10min搖動(dòng)1次,再將顆粒污泥混合物在20000和4℃下離心20min.進(jìn)行3次樣品平行測(cè)試.EPS中蛋白質(zhì)(PN)采用Lowry法測(cè)定,多糖(PS)采用蔥酮硫酸法測(cè)定[9-10].

1.5 三維熒光和平行因子分析

對(duì)不同階段顆粒污泥的EPS進(jìn)行3維熒光掃描,采用掃描參數(shù)為:激發(fā)/發(fā)射波長(zhǎng)間隔10nm,掃描速度15000nm/min,激發(fā)帶寬及發(fā)射帶寬為10nm,增益(PMT)為550V,自動(dòng)匹配響應(yīng)時(shí)間.得到掃描數(shù)據(jù)組后,采用Stedmon和Rasmus Bro開(kāi)發(fā)的MALAB toolbox DOM Fluor對(duì)得到的結(jié)果進(jìn)行平行因子法建模.根據(jù)每個(gè)模型的殘差確定每個(gè)樣品中的組分?jǐn)?shù).

1.6 計(jì)算方法

SNED率用以表示好氧段的氮損失情況[11].厭氧段有機(jī)碳源的消耗量主要包括兩部分:一部分是通過(guò)異養(yǎng)菌的外源反硝化作用去除的COD量,另一部分是通過(guò)PAOs和GAOs的作用儲(chǔ)存為內(nèi)碳源的COD量(CODu).CODin指內(nèi)碳源儲(chǔ)存占總消耗COD的比例,paos指PAOs在內(nèi)碳源儲(chǔ)存過(guò)程中的貢獻(xiàn)比例.計(jì)算方法如下[12]:

式中:ΔNO2--N、ΔNO3--N、ΔNH4+-N為好氧段濃度變化量,mg/L;ΔCOD、ΔNO2-和ΔNO3-為厭氧段濃度變化量,mg/L;CODu為內(nèi)碳源儲(chǔ)存量,mg/L,1.71和2.86分別為單位質(zhì)量濃度的NO2--N和NO3--N反硝化消耗的COD質(zhì)量濃度,mg/mg;PRA為厭氧段釋磷量,mg/L;0.5為PAOs厭氧條件下每吸收單位質(zhì)量的有機(jī)碳源所釋放的磷量,mol/mol.

2 結(jié)果與討論

2.1 各反應(yīng)器污染物去除效果

2.1.1 COD去除性能 運(yùn)行過(guò)程中COD去除性能如圖1所示.3個(gè)反應(yīng)器的COD出水均可穩(wěn)定在50mg/L以下,去除率均達(dá)到85%以上,符合《城鎮(zhèn)生活污水廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》[13](GB18918-2002)一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn),表明3種運(yùn)行方式下均有較高的有機(jī)物去除能力,這是由于進(jìn)水碳氮比較低,在厭氧或缺氧段大部分易降解有機(jī)物均已被利用,因此,進(jìn)水方式對(duì)COD的去除影響較小.但可以看到隨著沉降時(shí)間的減少,3個(gè)反應(yīng)器運(yùn)行至15d時(shí),顆粒形成的初期階段均出現(xiàn)了污泥流失現(xiàn)象,導(dǎo)致COD去除率下降至75%左右,隨后微生物量緩慢升高,在第25d開(kāi)始COD去除率恢復(fù)至85%左右,最終穩(wěn)定在85%以上.

圖1 運(yùn)行過(guò)程中COD濃度變化情況

2.1.2 TP去除性能 TP去除性能如圖2所示.3個(gè)反應(yīng)器的TP去除效率呈現(xiàn)先降低后逐漸升高并穩(wěn)定的趨勢(shì).在顆粒形成初期,由于較多污泥流失導(dǎo)致生物量減少,導(dǎo)致反應(yīng)器運(yùn)行的第35d左右,TP去除效果惡化去除率逐漸降低,3組反應(yīng)器分別降低至38.46%、34.43%和39.59%,隨后在第40d逐漸恢復(fù)至70%以上.啟動(dòng)成功以后,出水TP均可穩(wěn)定在0.5mg/L以下,啟動(dòng)成功后R1、R2和R3的平均去除率分別為95.87%、92.00%和98.43%.R3中除磷效果相對(duì)較好,可能是由于厭氧慢速進(jìn)水的方式有利于PAOs的生長(zhǎng),且R3顆粒的尺寸較大導(dǎo)致氧擴(kuò)散限制,允許具有好氧、缺氧和厭氧條件的層狀結(jié)構(gòu),這種結(jié)構(gòu)為除磷創(chuàng)造了合適的微環(huán)境.而在R2快速進(jìn)水方式下,反硝化OHO(普通異養(yǎng)生物)優(yōu)先快速使用有機(jī)碳,而外碳源利用速率較慢的PAOs與普通異養(yǎng)菌相比競(jìng)爭(zhēng)碳源能力較弱[3]導(dǎo)致用于去除磷的碳源不足,因此R2的TP去除率最低.

圖2 運(yùn)行過(guò)程中TP濃度變化情況

2.1.3 脫氮性能 脫氮性能如圖3所示,3個(gè)反應(yīng)器在顆粒形成階段,出水TN濃度逐漸上升,在17-35d, R1出水TN濃度由17.35mg/L和逐漸升高至32.30mg/L,R2由16.59mg/L逐漸升高至31.52mg/L, R3由22.06mg/L升高至32.41mg/L.第35d左右NH4+-N去除率降低至(30%±5%).脫氮主要是由于異養(yǎng)生物量的生長(zhǎng)而發(fā)生的,顆粒化期間污泥流失導(dǎo)致的較短的固體停留時(shí)間(SRT)造成了去除率降低.隨著系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng),硝化菌逐漸生長(zhǎng)增多,系統(tǒng)的硝化性能逐漸得以恢復(fù).啟動(dòng)成功后,R1、R2、R3出水NH4+-N濃度逐漸降低至0.75,2.79, 2.21mg/L,NH+ 4-N平均去除率分別為97.01%、93.65%、95.13%.出水NO3--N濃度降低至7.53、10.24、9.50mg/L,TN濃度分別為8.44,11.83, 11.05mg/L, TN平均去除效率分別為79.07%、69.64%、73.32%.R1在好氧段沒(méi)有額外添加外部碳源的情況下表現(xiàn)出較好的脫氮性能,其較高的TN去除率表明系統(tǒng)中發(fā)生了較完全的硝化和反硝化.而根據(jù)厭氧段COD的濃度變化可知,由于R1梯度進(jìn)水的方式下,異養(yǎng)微生物能夠在厭氧段儲(chǔ)存更多內(nèi)碳源,從而在好氧段有更多碳源用以脫氮,脫氮效果最好.R3厭氧慢速進(jìn)水的方式雖然也有利于PAOs和GAOs生長(zhǎng)[14-15],但相較于R1處于穩(wěn)態(tài),無(wú)法脅迫微生物儲(chǔ)存更多內(nèi)碳源,因此TN去除率相對(duì)較低.

圖3 運(yùn)行過(guò)程中NH4+-N(a), TN(b), NO2--N, NO3--N (c)變化情況

2.1.4 內(nèi)碳源儲(chǔ)存性能 如表2所示,R1的CODu、CODin分別為233.72mg/L、99.69%,R2為195.33mg/L、96.05%,R3為201.57mg/L、96.48%.可見(jiàn)R1中通過(guò)PAOs和GAOs儲(chǔ)存為內(nèi)碳源的COD量和內(nèi)碳源儲(chǔ)存占COD消耗總量的比例都是最高,其厭氧末COD與出水COD幾乎相同,因此R1梯度進(jìn)水方式下,微生物將更多的外碳源儲(chǔ)存為內(nèi)碳源.啟動(dòng)成功后,R1、R2和R3的SNED率分別81.52%、71.63%、72.00%,R1的SNED率最高,與CODu、CODin結(jié)果相一致,這解釋了R1脫氮性能較好的原因.增強(qiáng)的SNED可能是由于梯度進(jìn)水方式下微生物能更好地利用外碳源儲(chǔ)存為內(nèi)碳源,反硝化聚磷菌(DPAO)和GAOs可能隨著PAOs的富集而增殖,并通過(guò)使用細(xì)胞內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化,提高了脫氮效果[16-17].此外,由于R1中好氧段幾乎無(wú)可生物降解有機(jī)物的剩余,進(jìn)一步證實(shí)了同步硝化內(nèi)源反硝化脫氮除磷(SNEDPR)系統(tǒng)好氧段氮的去除途徑主要是同步硝化內(nèi)源反硝化.同時(shí),R1、R2和R3中PAOs對(duì)內(nèi)碳源儲(chǔ)存的貢獻(xiàn)率分別為47.90%、39.67%、54.41%,R3中PAOs對(duì)內(nèi)碳源儲(chǔ)存的貢獻(xiàn)率較高,此結(jié)果與R3較高的PRA和TP去除率相一致,與CODu、CODin和SNED率卻相反.因此可知,隨著系統(tǒng)脫氮性能的提高,PAOs對(duì)內(nèi)碳源的貢獻(xiàn)率降低.PAOs和GAOs都在厭氧條件下吸收COD,部分碳源可能被GAOs攝取,但是GAOs具有反硝化功能且同時(shí)具備內(nèi)碳源儲(chǔ)存的功能,說(shuō)明SNEDPR系統(tǒng)可以實(shí)現(xiàn)低C/N比污水的高效脫氮.梯度進(jìn)水下厭氧階段加強(qiáng)細(xì)胞內(nèi)碳的儲(chǔ)存,實(shí)現(xiàn)了營(yíng)養(yǎng)和有機(jī)碳的有效同時(shí)去除,因此R1具有處理低C/N廢水的獨(dú)特優(yōu)勢(shì),在好氧段不額外添加碳源的情況下,具備良好的脫氮除磷性能,能夠使GAOs與PAOs偶聯(lián)以提高脫氮性能.

表2 運(yùn)行過(guò)程中CODu, CODin, PRA, Ppaos和SNED率變化情況

2.2 污泥特性的變化

2.2.1 污泥濃度及沉降性能的變化 如表3所示,接種污泥后,R1、R2和R3中MLSS平均為3510mg/L.污泥容積指數(shù)(SVI)反映污泥凝聚性和沉降性,且除去污泥濃度因素的影響.接種污泥沉降性能較差,平均SVI值為67mL/g.實(shí)驗(yàn)過(guò)程中,每天從反應(yīng)器中間位置取樣口取均質(zhì)泥水混合樣品進(jìn)行檢測(cè)分析.運(yùn)行穩(wěn)定以后,3個(gè)反應(yīng)器的MLSS分別為5575,6389, 4158mg/L, MLVSS分別為5029,4919,3773mg/L,均高于接種污泥.SVI最終穩(wěn)定在26,30,32mL/g,3個(gè)反應(yīng)器的顆粒都具有良好的沉降性能和凝聚性.啟動(dòng)成功后3者(MLVSS/MLSS)分別為:0.9、0.78和0.81.其中R1中MLVSS最高,達(dá)到了0.9.這是由于R1梯度進(jìn)水的方式在慢速進(jìn)水基礎(chǔ)上施加短暫的快速進(jìn)水,產(chǎn)生了COD濃度梯度,刺激PAOs、GAOs慢速生長(zhǎng),能夠加速顆粒污泥核心的形成,并且增強(qiáng)顆粒穩(wěn)定性[18],顆粒結(jié)構(gòu)密實(shí)生物質(zhì)保持率較高.其次是R3慢速進(jìn)水的方式,盡管慢速進(jìn)水方式下有助于PAOs生長(zhǎng)因而具有較為優(yōu)異的除磷效果,但異養(yǎng)菌不只是PAOs,還包括具有反硝化脫氮功能的GAOs等,且R3的SVI大于R1,故污泥凝聚性也較小,生物質(zhì)保持能力較弱,因此R3的生物量低于R1.而R2反應(yīng)器雖然MLSS最高,但是其MLVSS相對(duì)較低,為0.78,說(shuō)明R2培養(yǎng)的顆粒污泥無(wú)機(jī)質(zhì)含量較高.

表3 運(yùn)行過(guò)程中MLSS、MLVSS、SVI和粒徑變化情況

2.2.2 EPS分析 EPS是細(xì)胞絮凝物和生物膜的主要成分,對(duì)各類(lèi)生物膜的形成過(guò)程(包括微生物絮凝和污泥造粒)有顯著影響[19].EPS含量是蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)的總和.接種污泥的EPS為59.15mg/ gVSS,啟動(dòng)成功后運(yùn)行至71d時(shí)(表4),R1、R2和R3中的EPS含量分別增加到平均97.38,82.63,71.47mg/ gVSS.PN從20.86mg/gVSS分別增加到65.30,53.16, 45.05mg/gVSS,而PS含量從38.29mg/gVSS分別降低至32.08,29.47,26.41mg/gVSS,PN/PS從接種污泥的0.54分別增加到71d時(shí)的2.04、1.80和1.71.顆?；?3組反應(yīng)器PN含量都顯著增加,表明PN在顆?；^(guò)程中可能起主要作用,因?yàn)镋PS的PN含量可以通過(guò)減少微生物表面之間的靜電排斥和增加細(xì)胞疏水性來(lái)促進(jìn)微生物聚集過(guò)程[20].EPS濃度超過(guò)200mg/gVSS已被證明會(huì)降低顆粒的孔隙率,限制營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)從混合液運(yùn)輸至顆粒,從而導(dǎo)致細(xì)菌死亡.3組反應(yīng)器的PN和PS平均值遠(yuǎn)低于上述閾值,說(shuō)明所采用的3種進(jìn)水方式都能維持健康的多孔顆粒結(jié)構(gòu),從而允許將營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)輸送到顆粒中.

相較之下,R1的EPS、PN含量較高.究其原因:首先,R1梯度進(jìn)水下容易產(chǎn)生較大COD濃度梯度,厭氧段產(chǎn)生的EPS在好氧段被消耗,并且好氧段低COD濃度PS更容易被消耗,更多的PN留在顆粒中[21];其次,細(xì)菌的疏水性通常受底物和水力選擇壓力的影響[22],不同進(jìn)水方式對(duì)細(xì)胞疏水性具有顯著影響,細(xì)菌細(xì)胞疏水性的變化可以通過(guò)不同階段的動(dòng)態(tài)底物濃度和流速來(lái)解釋,梯度進(jìn)水下兩個(gè)階段進(jìn)水流速不同且底物濃度是動(dòng)態(tài)的,提高了細(xì)菌疏水性,而PN是EPS的疏水成分,細(xì)胞表面疏水性與PN含量呈正相關(guān)[23],較高的PN/PS比正是因其優(yōu)異的疏水性.另外,生長(zhǎng)緩慢的微生物細(xì)胞表面的負(fù)電荷較低疏水性較高,這使得不同微生物之間聚集斥力降低,細(xì)胞更容易聚集在一起,有利于維持顆粒結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性.因此,R1中PN含量較高進(jìn)一步證明梯度進(jìn)水的方式有利于生長(zhǎng)緩慢的微生物富集.

表4 運(yùn)行過(guò)程中EPS變化情況(mg/g)

2.2.3 三維熒光分析 三維熒光分析如圖4所示, PARAFAC模型分析所得各階段組成成分如表5所示.將組分分別定義為色氨酸或類(lèi)蛋白物質(zhì),疏水性酸物質(zhì),腐殖酸3類(lèi)物質(zhì)[24].接種污泥EPS包含2種組成成分,包括色氨酸或類(lèi)蛋白和疏水酸.啟動(dòng)成功后(71d),R1、R2中EPS的組成成分增加至4種,包括色氨酸或類(lèi)蛋白、疏水酸和2種腐殖酸;R3增加至3種,包括色氨酸或類(lèi)蛋白、疏水酸和1種腐殖酸.3個(gè)反應(yīng)器均存在x/m為290/350的芳香族蛋白質(zhì)區(qū)域[24],且在R1、R2和R3中對(duì)應(yīng)的熒光強(qiáng)度(FI)為8151、7653和5452,而接種污泥在此處的FI為4193,可以看出啟動(dòng)成功以后3個(gè)反應(yīng)器TB-EPS中蛋白質(zhì)類(lèi)物質(zhì)都升高,其中R1最高,這與上述顆粒污泥EPS濃度分析中PN的變化趨勢(shì)一致,表明熒光蛋白物質(zhì)在微生物聚集中起重要作用和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性.3個(gè)反應(yīng)器都含有少量腐殖酸,腐殖酸主要來(lái)源于廢水成分的吸附和蛋白質(zhì)等生物聚合物的水解,污泥水解和破壞產(chǎn)生的蛋白質(zhì)也很可能轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì),因此系統(tǒng)存在蛋白質(zhì)水解或細(xì)胞裂解,淘洗掉世代周期較長(zhǎng)的細(xì)菌或抑制其活性,以此加速生物量的生長(zhǎng)[25].但R1、R2中包含2種腐殖酸,R3包含1種且FI最小,因此不同的進(jìn)水方式對(duì)微生物的生長(zhǎng)代謝有不同的促進(jìn)作用,這與上述MLSS、MLVSS分析結(jié)果類(lèi)似.

圖4 運(yùn)行過(guò)程中顆粒污泥三維熒光分析

表5 PARAFAC模型分析所得各階段組成成分

3 結(jié)論

3.1 以人工配水為進(jìn)水基質(zhì)的SBR系統(tǒng),不同進(jìn)水方式表現(xiàn)出不同的內(nèi)碳源儲(chǔ)存和污染物去除性能.梯度進(jìn)水下儲(chǔ)存了更多內(nèi)碳源,厭氧段CODin為99.69%,增強(qiáng)了好氧段的內(nèi)源反硝化作用,SNED率為81.52%,更有利于污染物尤其是TN的去除.

3.2 啟動(dòng)成功后, COD、TN和TP平均去除率分別為92.35%、79.07%和96.03%.整個(gè)系統(tǒng)在此條件下能夠穩(wěn)定運(yùn)行,好氧顆粒污泥形態(tài)完整,沉降性能良好.梯度進(jìn)水PN含量較高,更有利于生長(zhǎng)緩慢的微生物富集和好氧顆粒污泥的穩(wěn)定運(yùn)行.

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Simultaneous nitrification and denitrification of aerobic granular sludge for nitrogen and phosphorus removal.

LI Dong1*, LI Yue1, LI Yu-meng1, YANG Jing-wei2, ZHANG Jie1,3

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Beijing Municipal Engineering Design and Research Institute Co. Ltd., Beijing 100086, China；3.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2022,42(3)：1113～1119

Flocculent sludge was inoculated at room temperature in SBR reactors R1, R2, and R3 running in gradient, fast, and slow feeding, respectively. Using artificial water distribution as the influent substrate, the impact of the feeding method on the carbon source storage performance and pollutant removal effect was explored. The results showed that the gradient feeding had better internal carbon source storage performance and denitrification effect. After successful startup, the CODin, SNED rates and the average removal rates of TN, COD and TP in R1 were 99.69%, 81.52%, 79.07%, 92.35%, 96.03%, respectively. The average removal rate of TP was ond only to 98.43% of R3. This was because the contribution of PAO to the internal carbon source storage (paos) under slow feeding was the majority (54.41%), while the gradient waterpaoswas only 47.90%. The sludge concentration in R1 was 5mg/L, which was lower than the 6389mg/L in R2, but its MLSS/MLVSS was 0.90, indicating that the gradient influent granular sludge had a higher biomass. The EPS analysis results showed that the composition of extracellular polymeric substances (EPS) changed with the change of the feeding method, and the gradient feeding contained higher PN, so the particles were more hydrophobic and the particle structure was more stable.

SBR；aerobic granular sludge；ntrogen and phosphorus removal；intenal carbon source；feeding method

X703.1

A

1000-6923(2022)03-1113-07

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,研究方向?yàn)樗h(huán)境恢復(fù)理論及關(guān)鍵技術(shù).發(fā)表論文200余篇.

2021-08-12

北京高校卓越青年科學(xué)家計(jì)劃項(xiàng)目(BJJWZYJH 01201910005019)

*責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn