AOA-O模式下好氧顆粒污泥同步硝化內(nèi)源反硝化除磷

張 杰,楊 杰,李 冬*,高 鑫

AOA-O模式下好氧顆粒污泥同步硝化內(nèi)源反硝化除磷

張 杰1,2,楊 杰1,李 冬1*,高 鑫1

(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)試驗(yàn)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(guó)家重點(diǎn)試驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

為構(gòu)建同步硝化內(nèi)源反硝化除磷顆粒污泥系統(tǒng),設(shè)置四組厭氧/好氧/缺氧(AOA)以及不同后置曝氣時(shí)間(5min、10min、20min)的AOA-O序批式反應(yīng)器,探究不同運(yùn)行模式下污泥顆?；头聪趸哿拙?DPAOs)富集情況.結(jié)果表明,后置短時(shí)曝氣的反應(yīng)器顆粒污泥結(jié)構(gòu)致密、沉淀性能良好,可強(qiáng)化內(nèi)碳源儲(chǔ)存并分泌更多的胞外聚合物(EPS),具有更高的脫氮除磷率及DPAOs占比.其中,短時(shí)曝氣時(shí)間10min的R3生物量最高,平均粒徑最大,達(dá)到986μm,顆粒成熟且穩(wěn)定.批次試驗(yàn)和三維熒光分析表明其聚磷菌中45.85%為DPAOs且EPS含量最高.穩(wěn)定運(yùn)行期間,R3的COD、TN、TP去除率分別為94.13 %、89.41%、96.11%,內(nèi)碳源儲(chǔ)存效率為98.09%,具有良好的處理性能.

好氧顆粒污泥；脫氮除磷；內(nèi)源反硝化；反硝化聚磷菌

在城市污水處理中,同步去除氮磷對(duì)于避免受收納水體富營(yíng)養(yǎng)化尤為關(guān)鍵[1].反硝化除磷(DPR)工藝是內(nèi)源反硝化和強(qiáng)化生物除磷的耦合,通過反硝化聚磷菌(DPAOs)在缺氧條件下利用厭氧階段儲(chǔ)存的內(nèi)碳源作為電子供體,將NO--N還原為N2,同時(shí)過量攝取PO43-[2].相較于傳統(tǒng)生物脫氮除磷,此同步吸磷和反硝化脫氮工藝的耗氧量、碳源需求量、污泥產(chǎn)量均大大減少[3-4].好氧顆粒污泥(AGS)粒徑較大、結(jié)構(gòu)密實(shí),有良好的沉降性能、較高的生物量保留率、較強(qiáng)的耐沖擊負(fù)荷能力[5].成熟的顆粒沿溶解氧傳質(zhì)方向的好氧、缺氧、厭氧分層結(jié)構(gòu)有利于各種不同氧需求微生物的生長(zhǎng),同時(shí),顆粒中的眾多孔隙也便于氧氣和基質(zhì)的運(yùn)輸[6].鑒于此,AGS可作為DPAOs生長(zhǎng)的優(yōu)良載體,但目前對(duì)于DPR顆粒污泥的研究仍然較少.

以序批式厭氧/好氧/缺氧(AOA)模式運(yùn)行的同步脫氮除磷工藝仍存在反硝化除磷不穩(wěn)定、出水總磷偏高等問題[7].因此,本研究提出AOA后置短時(shí)曝氣(AOA-O)的運(yùn)行模式,旨在富集培養(yǎng)DPAOs顆粒污泥,同時(shí)穩(wěn)定除磷效果.胞內(nèi)碳源的合成和降解伴隨著整個(gè)除磷過程,反應(yīng)末期在饑餓條件下短時(shí)曝氣可以進(jìn)一步好氧吸磷,同時(shí)利用污泥對(duì)饑餓的敏感度促進(jìn)其活性增加,待下一周期進(jìn)水時(shí)會(huì)加快內(nèi)碳源儲(chǔ)存,促進(jìn)原水中碳源的充分利用,在強(qiáng)化內(nèi)源反硝化的同時(shí)提高DPR顆粒污泥的除磷效率.此外,胞外聚合物(EPS)中的類酪氨酸蛋白可作為碳源用于(PHA)的合成,好氧饑餓狀態(tài)下增加短時(shí)曝氣促使EPS作為基質(zhì)被消耗,從而刺激顆粒污泥產(chǎn)生更多的EPS,強(qiáng)化顆粒污泥穩(wěn)定性的同時(shí)增加粒徑擴(kuò)大缺氧區(qū),便于DPAOs的富集.EPS也是不同形式磷的胞外捕獲主要位點(diǎn),其有機(jī)組分的官能團(tuán)可以吸附磷酸鹽[8].

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)裝置和運(yùn)行模式

采用有機(jī)玻璃制成的4組序批式反應(yīng)器(SBR),其有效容積為6L,換水比為2/3.反應(yīng)器R1(對(duì)照組)采用AOA模式運(yùn)行,R2、R3、R4(試驗(yàn)組)采用AOA-O的運(yùn)行模式,其后置曝氣時(shí)間分別為5min、10min、20min,各階段的曝氣強(qiáng)度均為4.5L/(h·L).反應(yīng)器運(yùn)行周期為6h,包括厭氧120min(進(jìn)水5min)、總好氧140min、缺氧80min,沉降10min(為促進(jìn)顆?；?后期逐步縮短至3min),出水5min,其余時(shí)間閑置.各反應(yīng)器運(yùn)行情況下表1.

表1 不同模式下反應(yīng)器運(yùn)行情況

1.2 接種污泥與試驗(yàn)用水

四組反應(yīng)器均接種正常運(yùn)行的絮狀活性污泥和211d長(zhǎng)期低溫儲(chǔ)存的好氧顆粒污泥(二者以1:1的體積混合),初始污泥濃度約為2500mg/L.反應(yīng)器進(jìn)水為人工合成廢水,具體水質(zhì)情況見表2.進(jìn)水基質(zhì)以CH3CH2COONa為碳源.

表2 人工合成廢水水質(zhì)

1.3 分析項(xiàng)目與檢測(cè)方法

污水的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TP、COD,污泥的MLSS、MLVSS、SV30、SVI等均采用國(guó)家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法.污泥粒徑采用Mastersizer 2000型激光粒度儀測(cè)定.EPS提取采用加熱離心法,其中蛋白質(zhì)(PN)的測(cè)定采用Folin-Lowry法,多糖(PS)的測(cè)定采用蒽酮硫酸法.

1.4 三維熒光光譜分析

使用F97Pro熒光分光光度計(jì)對(duì)顆粒污泥的胞外聚合物進(jìn)行三維熒光掃描.用等高線熒光光譜圖表示測(cè)量結(jié)果,軸為發(fā)射波長(zhǎng)E(200～700nm),掃描速度為15000nm/min,掃描間隔為1nm,軸為激發(fā)波長(zhǎng)m(200～600nm),激發(fā)采樣間隔為10nm.激發(fā)/發(fā)射帶寬為10nm,增益(PMT)為800V.

1.5 批次試驗(yàn)和計(jì)算方法

厭氧段COD的消耗主要包括兩部分:①異養(yǎng)反硝化菌進(jìn)行反硝化脫氮時(shí)用到的外源碳;②(反硝化)聚磷菌/聚糖菌將COD儲(chǔ)存為內(nèi)碳源,以便于缺氧時(shí)進(jìn)行內(nèi)源反硝化.計(jì)算方法如下[9-11]:

式中:CODu為厭氧段內(nèi)碳源儲(chǔ)存量,mg/L;CONin指厭氧段內(nèi)碳源儲(chǔ)存量占總消耗COD的比例,%;1.71和2.86分別為單位質(zhì)量濃度的NO2--N和NO3--N反硝化時(shí)消耗的COD質(zhì)量濃度, mg/mg;ΔNO2-、ΔNO3-、ΔCOD為各自厭氧段濃度變化量,mg/L.

式中:PPAOs(%)為聚磷菌在內(nèi)碳源儲(chǔ)存過程中的貢獻(xiàn)比例;PRA為厭氧段釋磷量,mg/L;0.5為聚磷菌厭氧時(shí)每吸收單位質(zhì)量的COD所釋放的磷量,mol/mol.

采用Wachtmeister等[12]的計(jì)算方法,對(duì)第60d四組反應(yīng)器的污泥進(jìn)行批次試驗(yàn),計(jì)算DPAOs在PAOs中的占比.從四個(gè)反應(yīng)器中取出2L泥水混合物,用純水清洗3次去除混合液中殘余的有機(jī)物和其他雜質(zhì),后稀釋至原始體積.加入碳源和使得COD濃度為300mg/L,厭氧攪拌120min,反應(yīng)結(jié)束后再次洗泥3次,并稀釋至原體積.加入磷源使得TP濃度為7mg/L,并將混合液分為兩份,分別進(jìn)行好氧和缺氧測(cè)定.進(jìn)行好氧PAOs活性測(cè)試時(shí),控制DO濃度在3～4mg/L;進(jìn)行缺氧DPAOs活性測(cè)試時(shí),投加NaNO3控制NO3?-N初始濃度為3mg/L.每隔一段時(shí)間(15～30min)對(duì)反應(yīng)器取樣測(cè)定TP濃度,直至穩(wěn)定后結(jié)束反應(yīng).整個(gè)過程中,缺氧時(shí)的最大比吸磷速率為a,好氧時(shí)的最大比吸磷速率為o,a與o的比值可粗略反映DPAOs占PAOs的比重.

式中:a,t1、a,t2分別為缺氧反應(yīng)下t1、t2時(shí)刻TP濃度,mg/L;o,t1、o,t2分別為好氧反應(yīng)下1、2時(shí)刻TP濃度,mg/L.

2 結(jié)果和討論

2.1 顆粒污泥特性變化

2.1.1 形態(tài)和粒徑 經(jīng)過211d低溫(4℃冷藏)儲(chǔ)存的好氧顆粒雖然長(zhǎng)期處于饑餓狀態(tài)但低溫抑制微生物活性,使其以較低的速率進(jìn)行內(nèi)源呼吸,所以污泥的物理結(jié)構(gòu)改變較少,但穩(wěn)定性較差,受到外力時(shí)容易解體破碎.接種顆粒污泥呈黑色,結(jié)構(gòu)較為完整,個(gè)別顆粒有解體現(xiàn)象呈不規(guī)則破碎形狀,其平均粒徑約為941μm.接種污泥后進(jìn)行兩天悶曝(只曝氣不進(jìn)水),如圖1(a)可見,讓顆粒污泥充分吸氧、喚醒微生物對(duì)污水的適應(yīng)性.之后加入同體積絮狀污泥,如圖1(b)可見,完成接種.圖1(c)為運(yùn)行至第7d,結(jié)構(gòu)較為松散的顆粒在曝氣和攪拌的外力作用下逐漸破裂解體,形成絮狀污泥和不規(guī)則小顆粒污泥的混合狀態(tài).在此后的時(shí)間中,絮狀污泥以破碎顆粒作為內(nèi)核,附著在其上,聚集成更大的懸浮生物體[13].同時(shí),R2、R3、R4因其后置短時(shí)曝氣促進(jìn)EPS的分泌,其中的多糖和蛋白質(zhì)作為支架促進(jìn)絮體顆粒凝聚體不斷延伸、生長(zhǎng),從而蛻變成密實(shí)圓滑的大顆粒,逐漸完成再次造粒過程.

圖1 顆粒化過程中污泥形態(tài)變化

雖然R4顆?；俣茸羁?圖3),但其粒徑分布不均、顆粒不穩(wěn)定,因此平均粒徑也不及R3.相比之下,R1的粒徑增長(zhǎng)速度最慢且平均粒徑較小.第40d,見圖1(d),四個(gè)反應(yīng)器均已完成顆?；?只有很少部分的污泥以絮體形式存在.第60d(圖2),顆粒污泥達(dá)到成熟穩(wěn)定的狀態(tài),整體顆粒結(jié)構(gòu)緊湊且致密,呈淡黃色橢球型且輪廓光滑,其中,R3的平均粒徑最大,達(dá)到986μm.

2.1.2 生物量和沉降性 如圖4可見,接種污泥的MLSS約為2506mg/L,SVI約為72mL/g.四組反應(yīng)器的生物量均先下降后上升然后趨于穩(wěn)定,這是因?yàn)閱?dòng)初期污泥活性不高生長(zhǎng)緩慢,在逐漸適應(yīng)污水的同時(shí)也伴隨著顆粒污泥解體,沉降性能下降,大量污泥流失,SVI值因此明顯上升.在經(jīng)歷此“重創(chuàng)期”的波動(dòng)后,整個(gè)系統(tǒng)的微生物處于快速生長(zhǎng)的階段,各反應(yīng)器的污泥量均有上升,顆粒污泥的沉降性能也在不斷提高.

第40d隨著顆?；耐瓿?各反應(yīng)器狀態(tài)趨于穩(wěn)定.在運(yùn)行過程中,四組反應(yīng)器的值(MLVSS/ MLSS)均呈下降趨勢(shì),說明污泥中的無機(jī)含量逐漸增加,這是因?yàn)槌仔阅苤鸩交謴?fù),且后置短時(shí)曝氣的反應(yīng)器內(nèi)富集了更多DPAOs強(qiáng)化生物除磷,造成礦物沉積.與R1相比,后置短時(shí)曝氣的R2、R3、R4的生物量更高、沉降性更好.其中,R4的顆粒污泥粒徑雖大但不太穩(wěn)定,R3的沉降性能最佳,SVI為32mL/g,R3的生物量達(dá)到3690mgMLSS/L,表明AGS成熟且穩(wěn)定.

2.1.3 胞外聚合物 EPS主要是由胞外蛋白(PN)和胞外多糖(PS)組成,PN/PS值與顆粒污泥表面疏水性及顆?；M(jìn)程關(guān)系緊密[14],見圖5.

長(zhǎng)期低溫儲(chǔ)存的顆粒污泥為應(yīng)對(duì)饑餓條件,把EPS用作碳源和能源來維持自身生長(zhǎng)和穩(wěn)定[15],故反應(yīng)初期污泥中PN和PS含量均較少.從第7d顆粒解體至第40d重新完成顆?；倪^程中,污泥中EPS含量逐漸升高,PN/PS也呈現(xiàn)下降趨勢(shì),因?yàn)镻S主要分布在顆粒外層,對(duì)于維持顆粒網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)有重要作用,在顆?；^程中,其增長(zhǎng)速度高于PN,這與李冬等[16]的研究結(jié)論一致.此后顆粒生長(zhǎng)進(jìn)入穩(wěn)定階段,EPS含量相對(duì)比較穩(wěn)定,位于顆粒內(nèi)部的PN也呈現(xiàn)增長(zhǎng)趨勢(shì),PN/PS值逐漸上升,因?yàn)镻N不僅提高顆粒表面疏水性促進(jìn)微生物聚集,而且通過降低顆粒表面電荷而減少微生物間的靜電排斥,促進(jìn)污泥顆粒化直至生長(zhǎng)成熟.整個(gè)過程中,后置短時(shí)曝氣的反應(yīng)器的EPS含量均高于常規(guī)運(yùn)行的R1,且穩(wěn)定后R3、R4的EPS分別達(dá)到106mg/gVSS和101mg/ gVSS,這說明后置短時(shí)曝氣的好氧饑餓條件下,能促使顆粒污泥能分泌出更多EPS.此外,后置曝氣10min的R3顆粒結(jié)構(gòu)更加密實(shí),其PN/PS值最高,達(dá)到5.23,較高的PN/PS說明顆粒污泥細(xì)胞表面疏水性較低,有利于污泥結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和系統(tǒng)長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行[17].

2.2 系統(tǒng)污染物去除性能

2.2.1 COD去除性能 如圖6所示,進(jìn)水COD濃度為250～300mg/L.

圖6 COD濃度變化及COD去除率

污泥接種初期,對(duì)進(jìn)水碳源的利用效果并不好,甚至出現(xiàn)顆粒解體的情況.隨著污泥逐漸適應(yīng)環(huán)境且同時(shí)進(jìn)行顆?；?第14d起各反應(yīng)器的COD的去除效果緩慢提升并趨于穩(wěn)定,COD去除率不斷提高.第40d,待所有污泥顆粒化成功后,COD去除率也動(dòng)態(tài)保持在85%以上,四個(gè)反應(yīng)器出水COD穩(wěn)定在50mg/L以下,符合污水排放一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).四個(gè)反應(yīng)器運(yùn)行性能良好,但R1的去除率略低于其他三個(gè)反應(yīng)器,這是因?yàn)楹笾枚虝r(shí)曝氣的反應(yīng)器能夠富集更多的DPAOs,從而強(qiáng)化COD中的揮發(fā)性脂肪酸(VFA)儲(chǔ)存為內(nèi)碳源聚-β-羥基烷酸(PHA),在之后的缺氧段反硝化除磷以及好氧除磷而消耗.

2.2.2 脫氮性能 圖7中的TN是NH4+-N、NO2--N、NO3--N之和(忽略有機(jī)氮).硝化菌為自養(yǎng)型微生物,其活性恢復(fù)速度較慢且好氧時(shí)與其他異養(yǎng)菌的競(jìng)爭(zhēng)處于劣勢(shì),故前期的NH4+-N去除效果不佳.此外,顆粒未成型前缺氧區(qū)體積較小,反硝化菌難以大量富集,從而有較少硝態(tài)氮被轉(zhuǎn)化為N2排出.因此,反應(yīng)前期顆粒解體時(shí)TN去除率較為波動(dòng).顆?；^程中,污泥粒徑的增大有助于其內(nèi)部形成好氧、缺氧、厭氧的分區(qū)結(jié)構(gòu),有利于多種菌共同生長(zhǎng),反硝化性能得以提高,故整個(gè)顆?；M(jìn)程中脫氮效果一直緩慢增強(qiáng).直至第40d顆?；瓿芍?TN去除率達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài).第60d,R1總氮去除率約70%,其他反應(yīng)器80%左右,這說明后置短時(shí)曝氣的R2、R3、R4成功富集出DPAOs,可同步反硝化除磷,對(duì)于脫氮有促進(jìn)效果.其中R3脫氮效果最佳,達(dá)到89.4%,而R4后置短時(shí)曝氣時(shí)間過長(zhǎng),粒徑不均勻,DPAOs的效果未能達(dá)到最好.

圖7 TN濃度變化及TN去除率

2.2.3 除磷性能 不同運(yùn)行模式下TP去除情況見圖8. 由于顆粒長(zhǎng)期低溫儲(chǔ)存,除磷性能恢復(fù)較慢,前10d除磷效果波動(dòng)較大.隨著顆粒污泥解體后重組,不斷減少沉淀時(shí)間促進(jìn)顆?；?一些破碎顆粒和絮體排出系統(tǒng),同時(shí),好氧區(qū)吸磷污泥和缺氧區(qū)反硝化除磷污泥也隨之排出,系統(tǒng)TP去除率得以不斷提高.第40d顆?；瓿芍?除磷性能也邁進(jìn)較為穩(wěn)定的階段,此時(shí)人工排泥輔助除磷.R3最先實(shí)現(xiàn)高效除磷,TP去除率達(dá)到96%以上,效果格外顯著,R2和R4的除磷率也在85%以上,常規(guī)AOA運(yùn)行的R1反應(yīng)器除磷率只有70%.這說明后置短時(shí)曝氣的反應(yīng)器得以富集DPAOs,形成DPR顆粒污泥,前后雙好氧段PAOs吸磷,缺氧段DPAOs反硝化除磷,使得除磷效果有雙重保障.

圖8 TP濃度變化及TP去除率

2.3 穩(wěn)定期各反應(yīng)器對(duì)比分析

2.3.1 內(nèi)碳源儲(chǔ)存性能 如表3所示,第60d穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)除R1外,其他反應(yīng)器厭氧段將COD儲(chǔ)存為內(nèi)碳源的量均較高,其中R3的COD儲(chǔ)存量與消耗量的占比高達(dá)98.09%,在接下來的試驗(yàn)中測(cè)定其周期COD變化.可以得出結(jié)論,AOA-O的運(yùn)行模式更有利于強(qiáng)化內(nèi)碳源的儲(chǔ)存,將VFA轉(zhuǎn)化為PHA儲(chǔ)存于細(xì)胞內(nèi)部,而儲(chǔ)存的內(nèi)碳源將由PAOs在好氧吸磷時(shí)及DPAOs在缺氧反硝化除磷時(shí)將其利用.此外,四個(gè)反應(yīng)器的釋磷量及聚磷菌內(nèi)碳源儲(chǔ)存效率也與其他結(jié)果一致,其中,典型周期結(jié)果表明R3厭氧末的磷濃度為32.08mg/L,其釋磷量最高,且50.42%的內(nèi)碳源由聚糖菌儲(chǔ)存,49.58%的內(nèi)碳源由聚磷菌儲(chǔ)存,具體聚磷菌中DPAOs的占比情況將在下一節(jié)討論.整體上觀察,R3的內(nèi)碳源儲(chǔ)存效率、同步硝化反硝化除磷效率均為最高,其次是R2和R4,最后是R1,這也與前面污染物去除的研究結(jié)論一致.故后置短時(shí)曝氣的反應(yīng)器能夠富集出更多的DPAOs進(jìn)行反硝化脫氮,提高了同步硝化和反硝化除磷效率.

表3 第60d四組反應(yīng)器的CODu、CODin、PRA和PPAOs

2.3.2 反硝化聚磷菌占比 第60d時(shí)對(duì)四組反應(yīng)器的污泥分別進(jìn)行批次試驗(yàn),計(jì)算其污泥中反硝化聚磷菌占比情況,R1、R2、R3、R4這四組反應(yīng)器中的DPAOs/PAOs分別為18.69%、38.02%、45.85%、41.12%,常規(guī)運(yùn)行模式的R1中反硝化聚磷菌占比較少,其他三個(gè)反應(yīng)器DPAOs占比均達(dá)40%左右,這證實(shí)了后置短時(shí)曝氣的AOA-O的運(yùn)行方式具有富集DPAOs且強(qiáng)化反硝化除磷作用.其中的R3因其顆粒較大,氧傳質(zhì)受阻,故顆粒內(nèi)部有較大的的缺氧區(qū),能夠富集更多DPAOs.

2.3.3 EPS三維熒光分析 第60d時(shí),對(duì)穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)的四組反應(yīng)器的EPS進(jìn)行分層提取,對(duì)其松散結(jié)合型胞外聚合物(LB-EPS)和緊密結(jié)合型胞外聚合物(TB-EPS)分別進(jìn)行三維熒光掃描.等高線熒光光譜圖見圖9,每個(gè)圖中都顯示出三類特征峰,其中x280～300nm/m330～370nm的峰為色氨酸類蛋白,x350～370nm/m440～460nm和x420～470nm/m520～540nm的峰為腐殖酸類物質(zhì)[18].整體上看, LB-EPS中各類峰的熒光強(qiáng)度都相對(duì)較低,R1、R2、R3、R4的蛋白熒光強(qiáng)度峰值分別為1728、1421、1219和1544,說明四個(gè)反應(yīng)器中的LB-EPS含量較少.研究表明,LB-EPS含量較高不利于細(xì)菌依附生長(zhǎng)[19-20],而R3中LB-EPS含量最少,說明其生物凝聚效果和泥水分離情況都相對(duì)較好,前面的試驗(yàn)也證實(shí)其沉降性能最佳、顆粒粒徑最大.此外,TB-EPS中四個(gè)反應(yīng)器的蛋白熒光強(qiáng)度峰值分別為5392、6283、7768和6486.TB-EPS與顆粒形成和維持顆粒結(jié)構(gòu)有密切關(guān)系[21],R3中熒光強(qiáng)度最高,蛋白含量最高,穩(wěn)定性最好,這說明高的TB-EPS有利于好氧顆粒污泥結(jié)構(gòu)穩(wěn)定存在.

2.3.4 典型周期污染物去除 鑒于整體運(yùn)行情況,可以看出后置短時(shí)曝氣10min的R3脫氮除磷效果最好且污泥顆粒最穩(wěn)定,因此在第60d對(duì)R3的典型周期污染物去除性能進(jìn)行分析,結(jié)果如圖10所示.厭氧時(shí)PAOs和DPAOs將細(xì)胞中的聚磷酸鹽(Poly-P)水解為正磷酸鹽(PO43--P)釋放至污水中,故TP濃度增加至32.08mg/L.這個(gè)過程中產(chǎn)生的能量和細(xì)胞中的糖原(Gly)促使污水中易降解的COD(VFA)合成內(nèi)碳源物質(zhì)PHA儲(chǔ)存在胞內(nèi),因此COD迅速下降,厭氧末COD濃度僅剩27.44mg/L.此外,由于上個(gè)周期末殘存的短時(shí)曝氣以及進(jìn)水中的DO,硝化細(xì)菌將氨氮氧化為NO--N,隨后異養(yǎng)反硝化菌利用COD進(jìn)行反硝化脫氮,TN下降了9.91mg/L.好氧時(shí)PAOs氧化胞內(nèi)儲(chǔ)存的內(nèi)碳源物質(zhì)產(chǎn)生能量,從污水中過量的好氧吸磷,因此反應(yīng)器內(nèi)TP濃度下降至3.82mg/L.同時(shí),顆粒外層的硝化細(xì)菌AOB和NOB將NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO--N,好氧末TN濃度為21.56mg/L.缺氧時(shí),DPAOs以儲(chǔ)存在胞內(nèi)的PHA為電子供體,以NO--N為電子受體,同步進(jìn)行內(nèi)源反硝化脫氮和除磷.同時(shí),底物缺乏的缺氧段顆粒污泥外層EPS也會(huì)水解用作碳源,而后異養(yǎng)反硝化菌將其作為基質(zhì)進(jìn)行反硝化脫氮,故缺氧時(shí)的COD濃度呈先上升后下降趨勢(shì),缺氧末出水COD、TN、TP濃度分別為17.88mg/L、6.29mg/L、0.55mg/L.后置短時(shí)好氧曝氣時(shí),PAOs進(jìn)一步吸磷,硝化菌將氨氮完全轉(zhuǎn)化,各項(xiàng)出水指標(biāo)均能達(dá)到一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).

圖10 第60d時(shí)R3典型周期內(nèi)C、N、P濃度變化

3 結(jié)論

3.1 四組反應(yīng)器的污泥均成功實(shí)現(xiàn)顆粒化,且以AOA-O模式運(yùn)行的R2、R3、R4相較于以常規(guī)AOA模式運(yùn)行的R1,其顆粒污泥的沉降性和穩(wěn)定性均較好.其中,短時(shí)曝氣10min的R3的平均粒徑最大,達(dá)到986μm,顆粒結(jié)構(gòu)緊湊且致密,生物量最高、沉降性最好,AGS成熟且穩(wěn)定.

3.2 AOA后置短時(shí)曝氣的運(yùn)行模式成功實(shí)現(xiàn)DPR顆粒污泥系統(tǒng)同步硝化內(nèi)源反硝化除磷,AOA-O各反應(yīng)器的出水COD、TN和TP去除率均高于AOA模式且達(dá)到國(guó)家污水排放一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).其中,后置短時(shí)曝氣10min的R3脫氮除磷效果最佳,COD、TN、TP的去除率分別為94.13%、89.41%、96.11%.

3.3 后置短時(shí)曝氣能夠強(qiáng)化內(nèi)碳源儲(chǔ)存,并促進(jìn)DPAOs富集,成功構(gòu)建DPR顆粒污泥系統(tǒng).短時(shí)曝氣最佳時(shí)間為10min,R3中反硝化聚磷菌占45.85%,內(nèi)碳源儲(chǔ)存效率為98.09%,其中49.58%的內(nèi)碳源由聚磷菌儲(chǔ)存.

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Simultaneous nitrification and phosphorus removal of aerobic granular sludge in AOA-O mode.

ZHANG Jie1,2, YANG Jie1, LI Dong1*, GAO Xin1

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2023,43(10)：5226～5234

In order to construct a simultaneous nitrification endogenous denitrification phosphorus removal granular sludge system, four groups of anaerobic/aerobic/anoxic (AOA) and AOA-O with different post-aeration time (5min, 10min, 20min) sequencing batch reactors, were set up in this study to explore the enrichment of sludge granulation and denitrifying phosphate-accumulating organisms (DPAOs) in different operation modes. The results showed that the post-short-term aeration reactor granular sludge had dense structure and good precipitation performance, which could enhance the storage of internal carbon source and secrete more eextracellular polymeric substance (EPS), and had higher nitrogen and phosphorus removal rate and DPAOs ratio. The biomass of R3was the highest and the average particle size was the largest (986μm) when the short-term aeration time was 10min. The particles were mature and stable. Batch experiment and three-dimensional fluorescence analysis showed that 45.85% of the phosphorus accumulating bacteria were DPAOs and EPS content was the highest. During stable operation, the COD, TN and TP removal rates of R3 were 94.13%, 89.41% and 96.11%, respectively, and the storage efficiency of internal carbon source was 98.09%, showing good treatment performance.

aerobic granular sludge；nitrogen and phosphorus removal；endogenous denitrification；denitrifying phosphorus accumulating organisms

X703

A

1000-6923(2023)10-5226-09

2023-03-03

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

張 杰(1938-),男,教授,中國(guó)工程院院士,主要從事水處理與水環(huán)境修復(fù)技術(shù)方面研究.發(fā)表論文200余篇.lidong2006@bjut.edu.cn.

張 杰,楊 杰,李 冬,等.AOA-O模式下好氧顆粒污泥同步硝化內(nèi)源反硝化除磷 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2023,43(10):5226-5234.

Zhang J, Yang J, Li D, et al. Simultaneous nitrification and phosphorus removal of aerobic granular sludge in AOA-O mode [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5226-5234.