李 冬,解一博,高飛雁,祝彥均,張 杰,2

調(diào)控內(nèi)生正磷酸鹽強(qiáng)化好氧顆粒污泥脫氮除磷

李 冬1*,解一博1,高飛雁1,祝彥均1,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學(xué),水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

采用絮狀活性污泥為接種污泥,以人工配水為進(jìn)水,分別以不同的內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式運行4組活性污泥序批式反應(yīng)器(SBR),探究不同內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式對于富集反硝化聚磷菌(DPAOs)和造粒等方面的影響.結(jié)果表明,以內(nèi)生正磷酸鹽排出液回流方式運行的顆粒污泥脫氮除磷效果更好,DPAOs活性更高,并且顆粒沉降性能良好.其中,相較于以微好氧模式運行的顆粒污泥系統(tǒng),以厭氧/微好氧(AO)模式運行的顆粒污泥系統(tǒng)的污染物處理污染物性能更優(yōu),其化學(xué)需氧量(COD)、總氮(TN)和總磷(TP)的去除效率可分別達(dá)到92.57%、94.7%和97.62%.這主要是由內(nèi)生正磷酸鹽刺激、DPAOs和反硝化聚糖菌(DGAOs)的協(xié)同作用等多種因素共同影響的結(jié)果,在周期性調(diào)控系統(tǒng)中內(nèi)生正磷酸鹽后,系統(tǒng)中污泥的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化率明顯提高,DPAOs和DGAOs的活性得到增強(qiáng),異養(yǎng)反硝化菌(DOHOs)活性被抑制,這也是在進(jìn)水水質(zhì)不變的情況下系統(tǒng)脫氮除磷效果得到明顯提高的原因,而在較長的周期運行模式下,氨氧化菌(AOB)與DPAOs形成互生作用的同時也抑制其他異養(yǎng)微生物的生長.本研究結(jié)果可為同步短程硝化反硝化除磷(SPNDPR)工藝的實際工程化應(yīng)用提供理論支持.

內(nèi)生正磷酸鹽；反硝化除磷菌；同步硝化反硝化；顆粒污泥

在城市生活污水處理中,有效去除污水中的氮磷物質(zhì)是防止污水排入生態(tài)系統(tǒng)后造成自然水體富營養(yǎng)化的關(guān)鍵[1-2].與傳統(tǒng)污水處理系統(tǒng)相比,反硝化除磷工藝(DPR)的優(yōu)點在于更低的運行成本,低污泥產(chǎn)量,曝氣量需求小與節(jié)省碳源等,因此該工藝在未來水處理中具有廣闊的應(yīng)用前景[3-4].

DPR通過富集反硝化聚磷菌(DPAOs),使其轉(zhuǎn)化儲存水中有機(jī)物,利用硝態(tài)氮(NO3--N和NO2--N)代替O2作為電子受體實現(xiàn)氮和磷的同步去除[3,5-6].由于顆粒污泥(GS)具有結(jié)構(gòu)性能好,生物量密度高,抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)等特點[7],以顆粒污泥為載體的反硝化除磷工藝(DPR)成為近年來的水處理熱點之一[8].

雖然反硝化除磷顆粒污泥工藝具有廣闊的應(yīng)用前景,但在長期實際運行過程中,顆粒污泥解體與除磷效果惡化仍是限制其實際應(yīng)用的兩大主要因素[9-10].顆粒污泥解體的主要原因是DPAOs生長緩慢,分泌的胞外聚合物(EPS)不足以促使微生物自發(fā)形成顆粒骨架與維持顆粒結(jié)構(gòu)[11-12];而除磷效果的惡化則是由反硝化聚糖菌(DGAOs)與DPAOs過度競爭碳源導(dǎo)致[5-6,13].但無論是污泥解體還是除磷效果惡化,都與DPAOs活性高度相關(guān). 研究指出合理控制DGAOs和DPAOs相對活性是增強(qiáng)系統(tǒng)微生物去除污染物效果以及增強(qiáng)去除穩(wěn)定性的關(guān)鍵[14],兩者相對活性的差異主要是兩者對碳源的競爭;而在進(jìn)行碳源轉(zhuǎn)化時,DPAOs需要以正磷酸鹽為中間介質(zhì),而DGAOs則不需要,故系統(tǒng)內(nèi)正磷酸鹽量會影響DPAOs內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化能力而不影響DGAOs內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化能力[3].因此,優(yōu)化運行參數(shù)以調(diào)控正磷酸鹽的分泌對DPAOs維持顆粒穩(wěn)定和增加DPAOs活性具有十分重要的意義.

基于以上分析,本實驗在不外加碳源的前提下通過調(diào)控系統(tǒng)內(nèi)DPAOs分泌的正磷酸鹽量即內(nèi)生正磷酸鹽量來調(diào)控DPAOs與DGAOs的相對活性,提高系統(tǒng)碳源利用率,實現(xiàn)污泥顆粒結(jié)構(gòu)與系統(tǒng)運行性能的穩(wěn)定與提高,以期為今后同步短程硝化反硝化除磷(SPNDPR)工藝的實際工程化應(yīng)用提供理論支持.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行方法

表1 反應(yīng)器運行工況

圖1 R2、R4反應(yīng)器運行模式

本實驗設(shè)置4套由有機(jī)玻璃制成的SBR型反應(yīng)器.編號R1、R2、R3、R4,每個反應(yīng)器高徑比相同(/=3),有效容積為6L,換水比為2/3.R1、R2采用厭氧/好氧(A/O)的運行模式,階段一每天運行4個周期,每個周期360min,包括進(jìn)水5min,厭氧120min,曝氣200min,沉淀15min,剩余為排水與靜置時間,曝氣強(qiáng)度為0.5L/min.自階段二后,每天運行3個周期,每個周期480min,包括進(jìn)水5min,厭氧180min,曝氣260min,沉淀15min,剩余為排水與靜置時間;R3、R4采用連續(xù)低曝氣(MO)的運行模式,曝氣強(qiáng)度為0.3L/min. 為了驗證通過系統(tǒng)內(nèi)微生物的自我調(diào)節(jié)改善系統(tǒng)運行效果的可行性以及探究內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控對SPNDPR顆粒污泥系統(tǒng)運行的影響,本實驗在階段3開始對R2、R4進(jìn)行內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控,具體運行方式及周期運行圖分別見表1與圖1.在調(diào)控階段,考慮到正磷酸鹽流失與內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)頻率過高可能帶來不利影響,將6個運行周期設(shè)置為一個大循環(huán)周期并按時間順序分為周期1～6,單個大循環(huán)周期內(nèi)設(shè)置2個調(diào)控運行周期,具體方法為在周期1設(shè)置30min厭氧期使DPAOs釋放正磷酸鹽并定量排出部分上清液再補(bǔ)充原水至6L,此時由于內(nèi)部正磷酸鹽的排出,DPAOs的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化受阻,且由于碳源得到補(bǔ)充,DGAOs內(nèi)碳源化能力得到提升,其活性也相應(yīng)變化,在周期4時將周期1排出的上清液與原污水混合作為系統(tǒng)進(jìn)水,此時系統(tǒng)內(nèi)的污水相較于正常運行周期處于碳源水平較低而正磷酸鹽含量較高,更有利于DPAOs生長.在階段四縮短污泥沉降時間以加速污泥造粒,其余運行條件與階段三相同.SPNDPR顆粒污泥系統(tǒng)造粒成功后進(jìn)入穩(wěn)定運行期,即階段五,運行模式與階段四相同.

1.2 接種污泥與實驗用水

實驗中所采用的接種污泥是課題組實驗室封存的絮狀污泥,污泥濃度為3500mg/L.實驗用水為人工配水,由自來水、CH3CH2COONa、NH4Cl、KH2PO4、NaHCO3、CaCl2和MgSO4·7H2O混合配制,以NaHCO3模擬生活污水堿度并調(diào)節(jié)pH值穩(wěn)定,具體水質(zhì)指標(biāo)如表2.

注:除pH值外,單位均為mg/L.

1.3 分析項目與檢測方法

NH+ 4-N采用納氏試劑光度法;NO-2-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO 3--N 采用麝香草酚紫外分光光度法; COD和TP的測定采用5B-3B型COD多參數(shù)快速測定儀.正磷酸鹽以總磷計.每周期對上述參數(shù)進(jìn)行測量;污泥顆粒直徑數(shù)據(jù)由激光粒度儀(Mastersizer 2000,UK)測量,WTW-Multi3430分析儀測定溫度、pH值和DO.此外,MLSS、MLVSS和SVI等指標(biāo)均采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)測量方法[12].多糖測定采用Lowry法,蛋白質(zhì)測定采用蒽酮硫酸法[13-14].

1.4 批次試驗

批次試驗包括缺氧批次試驗和DPAO活性批次試驗.目的是通過結(jié)果計算并確定各反應(yīng)器內(nèi)的碳源轉(zhuǎn)化效率,聚磷菌(PAO)菌屬和聚糖菌(GAO)菌屬在其中的各自代謝活性占比,不同類型的DPAO菌屬在總PAO菌屬中的代謝活性占比.

1.4.1 缺氧批次試驗 用去離子水將反應(yīng)器中的污泥沖洗3次以去除污泥中殘留的COD、N、P等污染物,再將污泥放回反應(yīng)器中,并加入人工配制的溶液缺氧運行180min.在批次試驗過程中,全程利用攪拌器保持污泥懸浮以更完全的進(jìn)行污水處理,溫度控制在(20±1)℃,pH值維持在(7.5±0.1),利用0.2mol的稀鹽酸溶液或0.2mol的氫氧化鈉溶液維持pH值穩(wěn)定.每隔15～30min取一次水樣,生物量濃度在試驗最后進(jìn)行測定以計算比消耗速率.進(jìn)水組成為: COD濃度為250mg/L(以丙酸鈉計),NH4+-N濃度為50mg/L(以氯化銨計),亞硝態(tài)氮濃度為5mg/L(以亞硝酸鈉計),硝態(tài)氮濃度為5mg/L(以硝酸鈉計),PO43--P濃度為5mg/L(以磷酸二氫鉀計)[15].

1.4.2 DPAO活性批次試驗 污泥的處理方法,COD和PO43--P添加形式和濃度與1.4.1節(jié)相同.在厭氧運行120min后,平均分為3份放入3個反應(yīng)器中并編號為r1、r2、r3.r1曝氣運行90min,DO濃度控制在2mg/L左右;r2中加入亞硝酸鈉使溶液中NO2--N濃度達(dá)到25mg/L,缺氧運行90min;r3中加入硝酸鈉使溶液中NO3--N濃度達(dá)到25mg/L,缺氧運行90min.在批次試驗過程中,全程利用攪拌器保持污泥懸浮以更完全的進(jìn)行污水處理,溫度控制在(20±1)℃,pH值維持在(7.5±0.1),利用0.1mol的稀鹽酸溶液與0.1mol的氫氧化鈉溶液維持pH值穩(wěn)定,每隔15～30min取一次水樣,生物量濃度在試驗最后進(jìn)行測定以計算比消耗速率[16].

1.5 計算方法

計算以COD內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化效率和厭氧期硝態(tài)氮變化量為依據(jù)[15],以推出DPAO在總PAO中的代謝活性占比[16].

CODintra=ΔCODAn?2.86ΔNO3--Nan?1.71ΔNO2--Nan(1)

CODintra效率=CODintra/ΔCODAn×100% (2)

0.5PPAO=PRA/CODintra(3)

PGAO=1?PPAO(4)

P1=ΔPa/ΔPNO2--N×100% (5)

P2=ΔPa/ΔPNO3--N×100% (6)

NAR=ΔNO2--Nae/(ΔNO3--Nae+ΔNO2--Nae)×100% (7)

2 結(jié)果與討論

2.1 各階段去除效果分析

2.1.1 污染物去除效能 整個運行階段按照運行方式的不同可以分為5個階段,4個系統(tǒng)在不同階段表現(xiàn)出差異較大的處理性能,其處理結(jié)果見圖2.在階段一,污泥表現(xiàn)出良好的恢復(fù)性能,一周時間內(nèi)4個系統(tǒng)的出水COD去除效率均達(dá)到80%以上且出水COD濃度不高于50mg/L,但4個系統(tǒng)的TN與TP去除性能表現(xiàn)出明顯不同,AO運行的R1、R2其TN、TP去除效率分別維持在60%、77%附近,而MO運行的R3、R4的TN、TP去除效率分別維持在45%、66%附近.階段一兩種運行方式的COD去除效率說明,與MO相比較,AO的運行方式更有利恢復(fù)污泥的脫氮除磷性能.由于一階段4個系統(tǒng)的脫氮除磷性能較差,在恢復(fù)增速放緩后,延長反應(yīng)器的周期運行時間以期進(jìn)一步提升系統(tǒng)脫氮除磷性能.因此在二階段,4個系統(tǒng)的COD去除效率進(jìn)一步提高,并且脫氮除磷性能均得到了顯著提升,各反應(yīng)器的TN去除效率均提高了20%左右,而TP去除效率提高了10%～15%.在反應(yīng)器處理性能基本穩(wěn)定后,本實驗對R2、R4兩個反應(yīng)器進(jìn)行內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控.在調(diào)控開始后,相較于運行條件相近的反應(yīng)器,R2、R4的COD、TN處理性能雖略有下降但整體更加穩(wěn)定(圖2),這說明實驗采用的內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控方式的初期對于系統(tǒng)運行性能的影響較為溫和.在繼續(xù)運行半個月后,4個反應(yīng)器污染物處理性能均達(dá)到穩(wěn)定.此時,污泥顆粒初步形成,4個反應(yīng)器的污泥設(shè)置沉降時間從40min縮短至20min.但隨著污泥沉降時間的縮短,4個反應(yīng)器發(fā)生不同程度的生物量流失,在一周時間內(nèi),R1的COD、TN、TP處理效率分別降低了7.83%、10.40 %、8.20%,而R3的COD、TN、TP處理效率分別降低了17.63%、7.07 %、18.30%,考慮到R3處理性能下降嚴(yán)重,在后續(xù)試驗階段,R3的污泥沉降時間保持在30min;而在這一過程中,R2、R4的處理性能則保持了穩(wěn)定的污染物處理性能,這說明半個月的內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式使得系統(tǒng)在縮短沉降時間后的水力沖刷作用下仍能保持穩(wěn)定性.為了進(jìn)一步促進(jìn)污泥顆?；?不得不繼續(xù)暫時性犧牲一部分性能,R1、R2、R4的污泥沉降時間進(jìn)一步縮短至5min,隨著污泥沉降時間的進(jìn)一步縮短,R1、R2、R4的污染物處理性能進(jìn)一步發(fā)生變化.R1、R2、R4三者的TP去除率均下降了5%左右,而COD去除率保持穩(wěn)定,這說明較長時間的周期處理對于COD的去除是有利的,沉降性能差的污泥對COD處理能力有限.但三者的TN處理性能的變化則相差較大,R1、R2、R4三者的TN去除率分別下降了4.16 %、2.80%、6.93%,結(jié)合TP去除率下降相近以及COD去除效果基本穩(wěn)定的結(jié)果可以推測出這種差異的原因是三者污泥結(jié)構(gòu)存在差異.此外,隨著實驗的進(jìn)行,R1、R2、R4的處理性能趨于穩(wěn)定,在縮短沉降時間至5min,運行12d后,R2的COD、TN、TP處理效率分別穩(wěn)定在95.6%、87.67%、96.06%;運行16d后,R1的COD、TN、TP處理效率分別穩(wěn)定在94.6%、85.35 %、87.3%;

運行18d后,R4的COD、TN、TP處理效率分別穩(wěn)定在96.5%、84.40 %、87.9%;而R3在延長污泥沉降時間至30min的12d后,COD、TN、TP處理效率分別穩(wěn)定在97.2%、79.75 %、80.7%,通過對比可以發(fā)現(xiàn),采用內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控方式的系統(tǒng)具有更強(qiáng)的抗逆性與處理穩(wěn)定性,尤其是在連續(xù)低曝氣系統(tǒng)中,內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)組表現(xiàn)出更高的碳源利用性以及脫氮除磷效率,而這可能是因為其內(nèi)部的DPAO與DGAO具有更強(qiáng)的活性.

2.1.2 污泥粒徑及特性 初始接種污泥以及第60d時各反應(yīng)器污泥的粒徑分布如表3所示.0.1、0.5、0.9分別表示粒度累積分布(0到100%)中10%、50%、90%所對應(yīng)的直徑.本實驗接種采用的是絮狀活性污泥(直徑小于50μm),至60d時,R1、R2、R4平均粒徑分別為816.8μm、813.6μm、848.3μm,絮狀污泥占比很少,且即使是造粒效果最差的R3,低于95.1μm直徑的占比也不超過10%.說明系統(tǒng)初步實現(xiàn)造粒.但R3平均粒徑僅為250.5μm,說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)對污泥造粒具有重要作用.對比發(fā)現(xiàn),R4中污泥粒徑普遍較大,這可能是因為其連續(xù)低曝氣的運行模式.如圖3所示,第60d時,同R1相比,R2和R4中的顆粒更為光滑致密,邊界清晰沒有明顯絲狀膨脹,這可能是因為內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)對微生物的刺激作用使其形成更為致密的結(jié)構(gòu)[12,19-20].

由于R3反應(yīng)器最后污泥仍未形成明顯的顆粒污泥狀態(tài),故僅對成功造粒的R1、R2、R4三個反應(yīng)器進(jìn)行生物量及沉淀性能測定及分析.三個反應(yīng)器不同階段分別測定MLSS、MLVSS以及f值(MLVSS/MLSS).R1、R2和R4反應(yīng)器的起始污泥濃度分別為3868,4010和3763mg/L.正式運行階段,三組反應(yīng)器的MLSS、MLVSS均呈現(xiàn)上升趨勢,這說明三個反應(yīng)器的污泥恢復(fù)性良好[21-22],值得注意的是,在進(jìn)行內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控后,R2、R4的污泥濃度增速放緩,這可能是因為運行條件的變化引起的生物選擇作用;而在縮短沉降時間后,R2、R4也表現(xiàn)出了更為穩(wěn)定的生物量保持性.在啟動成功后,R1、R2和R4反應(yīng)器的污泥濃度分別為4848,5019和5137mg/L ,在啟動過程中,各反應(yīng)器的f均呈現(xiàn)下降趨勢,這是DPAO逐漸富集的結(jié)果[23].與此同時,R2、R4的f值相較于R1在造粒期沒有明顯變化,維持在0.80～0.85,這說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控能有效維持系統(tǒng)內(nèi)污泥的穩(wěn)定,而這也是其處理性能保持相對穩(wěn)定的重要原因.并且此時R1、R2和R4反應(yīng)器的SVI30/SVI5的比值也逐漸上升趨于1,這說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控能有效增強(qiáng)污泥沉降性并增強(qiáng)污泥顆?；芰?

表3 不同運行方式下運行60d時的污泥粒徑分布(μm)

圖3 第60d顯微鏡照片

2.1.3 基于正磷酸鹽調(diào)控的EPS分析 R1、R2、R4三個反應(yīng)器不同階段的緊密結(jié)合型胞外聚合物(TB-EPS)和松散結(jié)合型胞外聚合物(LB-EPS)的蛋白質(zhì)(PN)、多糖(PS)含量如圖4所示.隨著污泥顆粒化的形成,各反應(yīng)器的TB-EPS和LB-EPS的PN分泌量均明顯升高,其分泌量均升高至造粒初期PN分泌量的1.5倍以上.進(jìn)入內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控期后,R2、R4兩反應(yīng)器內(nèi)污泥EPS分泌量明顯升高,但又有顯著差異.在內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控期,R2中TB-EPS中PN分泌量為35.32mg/gVSS,明顯高于9.87mg/gVSS 的PS分泌量,而LB-EPS中PN分泌量為2.75mg/gVSS,明顯低于5.71mg/gVSS 的PS分泌量;而R4的 TB-EPS中PN分泌量為46.73mg/gVSS,明顯高于8.14mg/gVSS 的PS分泌量,而LB-EPS中PN分泌量為2.75mg/gVSS,與2.10mg/gVSS 的PS分泌量相近,這可能是因為兩者的運行方式不同,微生物生長情況不同[24],也說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控對AO運行以及MO運行的污泥系統(tǒng)的影響不同.在造粒末期,R2、R4兩者的EPS分泌量分別為99.38和94.42mg/gVSS,明顯多于R1的87.64mg/gVSS,這說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控對于改善污泥造粒性能具有積極影響[25],在造粒穩(wěn)定期,R2與R4也表現(xiàn)出更高的PN/PS比值,這說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)控可以增強(qiáng)顆粒污泥穩(wěn)定性.

此外,根據(jù)其他的研究結(jié)果和經(jīng)驗來看TB-EPS對顆粒污泥沉降性能影響更大.結(jié)合2.1.2節(jié)并分析圖4,在60d的試驗中,TB-EPS在R1、R2、R3、R4均展現(xiàn)了明顯的上升趨勢.但對于本試驗結(jié)果來說需要結(jié)合PN/PS才能得出結(jié)論,因為理論上隨著顆粒體積不斷變大,更具黏性且親水性能更高的PS依然會不斷保留在顆粒中.針對本文結(jié)果,總的來說,4個反應(yīng)器隨著系統(tǒng)運行的穩(wěn)定,生物量逐漸穩(wěn)定增加并且污泥顆?；M(jìn)程不斷推進(jìn),EPS總量也不斷的增加.但值得注意的是,在試驗中R2和R4的PS在不斷穩(wěn)步增加的同時,PN/PS的值也明顯升高,分別從造粒初的3.06、2.91上升至造粒末的6.39、6.13.這說明在正磷酸鹽調(diào)節(jié)下,雖然顆?；Ч?但PN的增長率高于PS,這有可能和R2和R4的顆粒污泥表面更光滑致密有關(guān).(圖3)

2.2 典型周期試驗與批次試驗

2.2.1 典型周期內(nèi)C、N、P變化 在第60d對4個反應(yīng)器進(jìn)行周期試驗探究其污染物去除過程,結(jié)果如圖5所示.從圖中可以看到,不同的運行方式對于系統(tǒng)污染物去除情況具有不同的調(diào)節(jié)作用.在以AO方式運行的R1、R2反應(yīng)器中,COD在厭氧段的前60min快速下降然后緩慢降低至150min時,之后保持較為穩(wěn)定的趨勢至好氧段的300min略有上升,這可能是因為底物缺乏使得微生物分解EPS中的多糖,這也是系統(tǒng)各類EPS中PS含量較少的原因[26].而在以MO方式運行的R3、R4反應(yīng)器中,COD的變化趨勢顯得更為復(fù)雜,在運行開始40min內(nèi),系統(tǒng)內(nèi)COD含量快速下降至50mg/L附近,而后呈現(xiàn)波動下降的趨勢,這可能是因為在較低溶解氧下具有內(nèi)碳源能力的微生物與異養(yǎng)微生物的競爭作用[9].伴隨著COD的下降,4個反應(yīng)器的PO43-含量呈現(xiàn)出不同程度的上升態(tài)勢,R1、R2反應(yīng)器內(nèi)磷釋放量(PRA)分別為32.4和36.8mg/L,明顯高于R3、R4的18.9 和17.6mg/L,這可能是因為運行模式的不同導(dǎo)致的.在MO運行模式下,隨著微生物活動的變化,污泥內(nèi)的氧氣滲透深度也相應(yīng)變化,除磷菌屬隨著氧氣滲透深度的變化進(jìn)行吸釋磷活動,由于曝氣量較低,其溶解氧變化范圍小,因此MO運行模式下反應(yīng)器內(nèi)的PRA普遍較小.但值得注意的是,R2的PRA明顯高于R1除磷效率也高于R1,這說明R2中的PAO具有更強(qiáng)的磷吸收活性;此外,相較于R4,R3的PO43-變化曲線更不明顯,說明R3的PRA與磷吸收量(PUA)明顯低于R4,這也是其除磷能力較差的原因.R4的PUA為22.9mg/L,明顯高于R3的21.2mg/L,這主要是因為顆粒污泥的結(jié)構(gòu)與低溶解氧的設(shè)置使得富集于顆粒內(nèi)部的PAO在運行前期處于厭氧狀態(tài),同時,低溶解氧的設(shè)置可能也是其除磷效率和比磷吸收速率更低的原因.

在系統(tǒng)脫氮方面,4個反應(yīng)器也表現(xiàn)出不同的特性.R1、R2中的NH4+-N在厭氧段變化不大進(jìn)入好氧段后,R1和R2中NH4+-N濃度分別在340min與300min內(nèi)降為0mg/L,這說明相較于R1,R2具有更強(qiáng)的硝化能力.在進(jìn)入好氧段后,兩個反應(yīng)器的NO2-N與NO3--N濃度都略有增加,R1在260min后NO3--N逐漸積累而NO2--N含量保持穩(wěn)定,在340min時, NO3--N積累達(dá)到最大,而后NO3--N濃度緩慢下降, NO2--N濃度略有提升直到周期結(jié)束.而R2在進(jìn)入好氧段后,在240min時NO2--N與NO3--N都出現(xiàn)明顯積累,300min之后NO2--N進(jìn)一步積累而NO3--N逐漸降低,至360min時其NO2--N積累達(dá)到最大,而后NO2--N濃度逐漸降低而NO3--N略有波動直至周期結(jié)束.R1、R2脫氮途徑差異的原因可能是其反硝化主體的不同,這一原因?qū)⒃谂卧囼炛袦y定.R3、R4在周期開始時NH4+-N濃度快速下降,分別在120和150min時基本實現(xiàn)了NH4+-N的去除,這說明連續(xù)微好氧曝氣方式更有利于提高污泥的硝化能力,隨著NH4+-N濃度的下降,R3、R4出現(xiàn)了不同程度的NO2--N和NO3--N積累.R3在140min時達(dá)到了NO3--N的積累高峰,之后緩慢下降至反應(yīng)器結(jié)束,伴隨著水中COD的短暫升高,其NO3--N降解速度也有一定提升,這是異養(yǎng)反硝化菌通過吸收水中COD進(jìn)行的反硝化作用.而R4的NO3--N積累更為緩慢,

至200min時才出現(xiàn)NO3--N積累高峰并在之后保持較為穩(wěn)定的下降趨勢,在240min時出現(xiàn)明顯的NO2--N積累至380min時出現(xiàn)NO2--N積累高峰.R3、R4脫氮途徑的顯著差異一方面是因為污泥結(jié)構(gòu)造成的微生物代謝環(huán)境不同,另一方面也可能是因為其反硝化主體不同.

圖5 第60d各反應(yīng)器典型周期內(nèi)C、N、P變化

2.2.2 脫氮除磷計算結(jié)果和分析 為了進(jìn)一步探究各反應(yīng)器內(nèi)脫氮除磷方式,對4個反應(yīng)器分別進(jìn)行了PAO/GAO活性批次試驗與DPAO活性測試,實驗結(jié)果和計算結(jié)果見表4.從表中可以發(fā)現(xiàn),相較于R1,R2有著更高的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化能力,這說明R2中異養(yǎng)反硝化菌活性更低,而PAO、GAO菌屬活性更高,而在內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化中,R2的PAO代謝活性占比也高于R1這說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)有利于AO運行方式中緩慢生長的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化菌尤其是PAO菌屬的代謝生長[27].而相較于R3的32.17%的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化效率,R4的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化效率高達(dá)52.48%,表現(xiàn)出更為明顯的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化效果,這說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)對于MO運行方式中的內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化菌的代謝生長具有更為明顯的促進(jìn)作用,而PAO的代謝活性占比的提升幅度低于內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化率的提升幅度,這可能是因為顆粒污泥的結(jié)構(gòu)使得GAO菌屬占據(jù)代謝優(yōu)勢,但內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)明顯抑制了異養(yǎng)反硝化菌的生長[11].

DPAO活性測試表明,4個反應(yīng)器DPAO具有不同的代謝活性占比,而這可能就是4個反應(yīng)器之間脫氮除磷性能差異化的原因.R1中NO2--N消耗型DPAO菌屬的代謝活性占比高達(dá)56.66%,明顯高于R2的28.72%,這可能是其COD去除效率和除磷效率較好但NO3--N積累明顯且脫氮效果差的原因.而R3與R4相比,不僅PAO代謝活性占比更低,其NO3--N消耗型以及NO2--N消耗型DPAO的代謝活性占比也更低,結(jié)合其脫氮性能與COD去除性能良好的結(jié)果可以確定,異養(yǎng)反硝化菌在R3反硝化過程中起著重要作用[28],同時也說明內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)不僅能抑制異養(yǎng)反硝化菌,還有利于NO3--N消耗型DPAO在污泥中的代謝生長.

表4 批次試驗結(jié)果

3 結(jié)論

3.1 在AO、MO兩種運行模式下,內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)的污染物處理性能均得到提升.在AO運行模式中,采用內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式使得COD、TN、TP去除效率和NAR分別達(dá)到了95.6%、87.7%、95.9%和97.2%.在MO運行模式中,采用內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式的反應(yīng)器COD、TN、TP去除效率和NAR分別達(dá)到了96.5%、84.2%、97.5%和82%.

3.2 內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)改善了系統(tǒng)污泥的沉降性,并促進(jìn)了污泥的顆粒化,在MO運行模式下,這一調(diào)節(jié)作用更為顯著.顆粒成熟期R1、R2、R3、R4的平均粒徑分別為816.8,813.6μm,250.5μm,848.3μm. R4成功實現(xiàn)造粒說明相較于AO運行模式,內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)對于MO運行的下的污泥造粒性能的影響更為顯著.

3.3 采用內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式的系統(tǒng)內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化率更高.內(nèi)生正磷酸鹽調(diào)節(jié)方式顯著提高了硝酸鹽消耗型DPAO菌屬的代謝活性,同時抑制了異養(yǎng)反硝化菌的代謝活性.

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Regulating endogenous orthophosphate to initiate a synchronous short-pass nitrification and denitrification phosphorus removal granular sludge process.

LI Dong1*, XIE Yi-bo1, GAO Fei-yan1, ZHU Yan-jun1, ZHANG Jie1,2

(1.Beijing Key Laboratory of Water Quality Science and Water Environment Restoration Project, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resources and Water Environment, Harbin University of Technology, Harbin 150090, China)., 2023,43(10)：5139～5147

Orthophosphate is an intermediate product of the biological denitrification process of phosphorus aggregation, which affects the activity of denitrifying phosphorus aggregating bacteria (DPAOs) in competition with other heterotrophic bacteria for carbon sources. In this study, four groups of sequencing batch reactors (SBRs) were operated with various endogenous orthophosphate regulating techniques utilizing synthetic water as influent after being inoculated with flocculent activated sludge.The study aimed to investigate the effects of different endogenous orthophosphate regulation methods on the enrichment of denitrifying phosphorus accumulating bacteria (DPAOs) and granulation. The results showed that the granular sludge operated with endogenous orthophosphate effluent reflux exhibited better nitrogen and phosphorus removal efficiency, higher DPAO activity, and good particle sedimentation performance.In particular, compared to granular sludge systems operated in microaerobic mode, those operated in anaerobic/microaerobic (AO) mode demonstrated superior pollutant treatment performance, with COD, TN, and TP removal efficiencies reaching 92.57%, 94.7%, and 97.62%, respectively. This was attributed to multiple factors, such as endogenous orthophosphate stimulation, the synergistic effect of DPAOs and denitrifying glycans bacteria (DGAOs).Periodic regulation of endogenous orthophosphate in the system resulted in a significant increase in the internal carbon source conversion rate of sludge, enhanced activities of DPAOs and DGAOs, and inhibition of heterotrophic denitrifying bacteria (DOHOs). Under a longer cycle operation mode, ammonia oxidizing bacteria (AOB) and DPAOs interacted, while also inhibiting the growth of other heterotrophic microorganisms. The findings of this study provide theoretical support for the practical engineering application of simultaneous short-range nitritation-denitritation phosphorus removal (SPNDPR) process.

endophytic orthophosphate；denitrifying phosphorus removal bacteria；simultaneous nitrification and denitrification；granular sludgegranular sludge

X703

A

1000-6923(2023)10-5139-09

2023-03-24

北京高校卓越青年科學(xué)家計劃項目(BJJWZYJH 01201910005019)

* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,研究方向為水環(huán)境恢復(fù)理論及關(guān)鍵技術(shù).發(fā)表論文200余篇,lidong2006@bjut.edu.cn.

李 冬,解一博,高飛雁,等.調(diào)控內(nèi)生正磷酸鹽強(qiáng)化好氧顆粒污泥脫氮除磷 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2023,43(10):5139-5147.

Li D, Xie Y B, Gao F Y, et al. Regulating endogenous orthophosphate to initiate a synchronous short-pass nitrification and denitrification phosphorus removal granular sludge process [J]. China Environmental science, 2023,43(10):5139-5147.