2021, Vol. 41
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2. 甘肃省污水处理行业技术中心, 兰州 730070;
3. 甘肃省黄河水环境重点实验室, 兰州 730070
2. Technical Center of Sewage Treatment Industry in Gansu, Lanzhou 730070;
3. Key Laboratory of Yellow River Water Environment in Gansu Province, Lanzhou 730070
颗粒污泥具有沉降性能好、生物活性高、生物密度大及抗冲击负荷能力强等优点(王永飞等, 2008), 与传统活性污泥相比, 其最突出的特点就是沉降性能良好, 可以使泥水能够快速分离(彭永臻等, 2010), 在废水强化脱氮除磷与难降解有机物去除方面具有明显的技术优势, 因而成为目前国内外研究的热点.
与厌氧颗粒污泥相比, 好氧颗粒污泥具有启动时间较短、操作温度低等特点(赵彬等, 2020).好氧颗粒污泥结构致密, 且有胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances, EPS)保护, 颗粒内部可截留多种功能菌群, 使得单个颗粒中同时存在好氧区和缺氧区, 可以实现同步硝化反硝化.刘润(2014)研究发现, 在曝气量为70 L·h-1·L-1时, NH4+-N去除率和亚硝积累率均可达到93%, 其达到高氨氮去除率和亚硝积累率所用的曝气量很大, 能耗也大；而沈忱等(2015)发现在曝气量为7.14 L·h-1·L-1时, NH4+-N的去除率最高, 但其亚硝积累率并不高；Li等(2020)研究表明, 盐度(NaCl)在4%以内时, 能够刺激EPS的产生, 促进污泥颗粒化, 但盐度进一步增加后的处理效果并没有明确说明.
基于此, 本实验探究在节约曝气能耗的条件下实现较高的氨氮去除和亚硝积累, 以及逐步增加盐度(NaCl)至7%以后系统的稳定性及去除性能, 同时在进水C/N为5的实际生活污水的条件下, 考察不同曝气量和盐度在交替缺氧/好氧模式下对好氧颗粒污泥短程硝化的影响, 以期为颗粒污泥短程硝化处理实际生活污水提供一定的指导与借鉴.
2 试验与方法(Materials and methods) 2.1 实验装置本实验采用有机玻璃材质的柱状SBR反应器, 直径为14 cm, 高为50 cm, 反应器有效容积为8 L.反应器侧壁中部位置设有取样口, 底部有排泥口, 采用搅拌器搅拌, 利用时间控制器实现间歇曝气, 用温度控制器调节温度, 转子流量计控制运行阶段曝气量, 设置pH为7.0~8.0, 温度维持在25 ℃.
2.2 接种污泥实验污泥取自SBR反应器内培养成熟的短程硝化型好氧颗粒污泥, 污泥浓度(MLSS)为6200 mg·L-1, 污泥沉降速度和脱氮性能均良好.
2.3 实验用水水质及检测方法实验进水为兰州交通大学家属区低C/N生活污水, 水质情况见表 1, 研究盐度(NaCl)对好氧颗粒污泥短程硝化的影响.为了提高颗粒污泥沉降性能及污染物去除性能, 反应器运行期间持续加入粉末性活性炭.
| 表 1 实验进水水质 Table 1 The influent water quality |
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| 表 2 实验运行策略 Table 2 Operation strategy |
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水样经过0.45 μm滤纸过滤后根据国家标准方法进行测定(APHA, 2015)；采用考马斯亮蓝法测定EPS中的蛋白质成分(王孝平等, 2009), 采用苯酚-硫酸法测定EPS中的多糖成分(姜琼等, 2013)；比氨氧化速率(SAOR)、比亚硝态氮产生速率(SNiPR)和比硝态氮产生速率(SNaPR)参考孙洪伟等(2016)的公式进行计算；AOB、NOB的活性计算公式见式(1)(王桃等, 2020)；粒径分布采用筛选法测定(吴蕾, 2012)
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式中, ηA为AOB活性；Vn为第n周期曝气结束时的SAOR(g·g-1·d-1)；V为整个运行阶段SAOR的平均值(g·g-1·d-1)；ηB为NOB活性；Sn为第n周期曝气结束时SNaPR(g·g-1·d-1)；S为整个运行阶段SNaPR的平均值(g·g-1·d-1).
2.4 运行工况设置3个SBR反应器作为平行实验, 均采用缺氧/好氧间歇模式, 分别在不同曝气量下运行.单次进水5 min→缺氧30 min→好氧30 min(缺氧、好氧交替循环3次)→沉淀5 min→排水5 min, 此为一个周期, 单个周期为195 min, 每天运行2个周期, 运行70个周期后稳定, 优化筛选出最优曝气量.采用单个反应器且在最优曝气量条件下稳定运行, 逐渐增加盐度, 共运行180个周期.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 曝气量对好氧颗粒污泥短程硝化性能的影响 3.1.1 曝气量对NH4+-N去除、比氨氧化速率(SAOR)及AOB活性变化特性的影响图 1为3个不同曝气量下氨氮去除特性, 进水无盐度, 温度为25 ℃, 在曝气量分别为8.75、12.5、16.25 L·h-1·L-1时, NH4+-N去除率、AOB活性和SAOR在实验阶段前期均呈上升趋势, 在后期达到稳定的效果.这是由于将单次好/缺氧模式转变为3次缺/好氧模式的颗粒污泥培养阶段导致, 系统中溶解氧逐渐充足, NH4+-N去除率也逐渐升高.在曝气量为8.75L·h-1·L-1时, NH4+-N去除率由50.05%提高至95.49%, AOB活性和SAOR逐渐升高, 最后分别稳定在103.26%和0.451 g·g-1·d-1；曝气量为12.5 L·h-1·L-1时, NH4+-N去除率为98.46%, 相较于8.75 L·h-1·L-1时, NH4+-N去除率进一步升高, AOB活性提高了7.32%, 且提前8个周期达到稳定, SAOR增加至0.498 g·g-1·d-1；曝气量提升至16.25 L·h-1·L-1时, AOB活性和SAOR均最大, 分别达112.80%和0.501 g·g-1·d-1, NH4+-N去除率稳定为98.46%, 对比发现, 该曝气量下氨氮去除率更高且更快达到稳定.
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| 图 1 不同曝气量下NH4+-N去除、比氨氧化速率(SAOR)及AOB活性变化特征 (a.8.75 L·h-1·L-1, b.12.5 L·h-1·L-1, c.16.25 L·h-1·L-1) Fig. 1 The characteristics of NH4+-N removal, specific ammonia oxidation rate (SAOR) and AOB activity changes when the aeration rates are 8.75(a), 12.5(b) and 16.25 L·h-1·L-1 (c), respectively |
王嗣禹等(2019)在曝气量为12 L·h-1·L-1时发现, AOB活性高, SAOR维持在0.276~0.324 g·g-1·d-1；李冬等(2019a)在曝气量从2.81 L·h-1·L-1提升至4.22 L·h-1·L-1时发现, SAOR由0.259 g·g-1·d-1增加至0.280 g·g-1·d-1.上述结果均比本实验结果小, 这是因为本实验采用的曝气量略大, 且在交替缺氧/好氧模式下, 在缺氧段时溶解氧较少, AOB在缺氧条件下受到抑制, AOB的氧半饱和常数小于NOB, 其适应环境变化的能力强于NOB, 在好氧段AOB迅速恢复活性.在该模式下溶解氧在颗粒污泥中的渗透深度加大, 扩大了硝化菌生长空间, 增加了系统硝化性能.
3.1.2 曝气量对短程硝化脱氮速率的影响图 2为在不同曝气量下短程硝化、比亚硝态氮产生速率(SNiPR)及比硝态氮产生速率(SNaPR)的变化特征.进水NO2--N、NO3--N浓度都低于1.0 mg·L-1, 在曝气量分别为8.75、12.5和16.25 L·h-1·L-1时, 系统内NO2--N浓度分别在第57、第45和第44个周期达到稳定, 均稳定在18.0 mg·L-1左右, NAR分别达88.62%、93.57%和94.42%, 系统处于短程硝化阶段.NO3--N和SNaPR均呈先迅速下降再缓慢下降趋势, 这是由于第1次缺氧段的低溶解氧使亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性相对于AOB下降较大, 使得生成的NO2--N未能及时氧化, 导致NO3--N和SNaPR呈快速下降趋势, 到好氧段AOB快速恢复活性且数量变多, NOB大部分被抑制, 在第2、3次缺氧/好氧循环时, NOB活性进一步下降, NO3--N和SNaPR缓慢下降, 最终分别为0.0138、0.0144和0.0169 g·g-1·d-1.SNiPR从最初的0.0056 g·g-1·d-1分别提高且稳定在0.176、0.201和0.206 g·g-1·d-1, 说明在本实验曝气量条件下, 曝气量越大, 比亚硝态氮产生速率越快且越易达到稳定.考虑到处理效率和运行成本, 选择12.5 L·g-1·d-1为最佳曝气量.
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| 图 2 不同曝气量下短程硝化、SNiPR及SNaPR的变化特征 (a.8.75 L·h-1·L-1, b.12.5 L·h-1·L-1, c.16.25 L·h-1·L-1) Fig. 2 The change characteristics of short-cut nitrification, SNiPR and SNaPR when the aeration rate is 8.75(a), 12.5(b) and 16.25 L·h-1·L-1 (c) |
控制曝气量为12.5 L·h-1·L-1, 由图 3a可知, 减少交替缺氧/好氧频次为2次时, 氨氮去除率基本在第75个周期后达到稳定, 为90.43%；NAR在第64个周期后稳定为76.84%, 与交替循环3次相比, 氨氮去除率降低, 且延迟了25个周期才稳定, NAR下降趋势亦如此.出水NO2--N浓度逐渐上升并稳定在17.5 mg·L-1, 比缺氧/好氧3次时低2.5 mg·L-1, 且所用周期更长.出水NO3--N浓度相对于缺氧/好氧3次时增加了1.56 mg·L-1, 说明减少缺氧/好氧频次导致氮素去除率降低, 出水NO3--N浓度增加说明减少缺氧/好氧频次在缺氧段发生反硝化反应时, 不利于系统中异氧反硝化菌的富集, 从而降低了氨氮的去除效果(杨麒等, 2003), 进一步减少交替频次其脱氮效率持续变差.
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| 图 3 缺氧/好氧交替运行2次(a)和4次(b) 时好氧颗粒污泥氮素变化特征 Fig. 3 Nitrogen variation characteristics of anoxic/aerobic third(a) and fourth(b) aerobic granular sludge |
图 3b为增加交替缺氧/好氧频次为4次时氮素去除变化, 氨氮去除率和NAR均在较短周期内分别稳定至95.63%和85.43%, 与交替循环3次相比氨氮去除率有所增加, 但增幅不大, NAR降低了8.14%, 出水NO3--N浓度比交替2、3次时更小, 为0.191 mg·L-1, 说明增加缺氧/好氧频次可促进氨氮去除(孙佳峰等, 2020).这是由于多增加了缺氧段, 及时补充了因好氧消耗的部分碱度, 使异养反硝化菌增加, TN去除效果进一步提高.缺氧/好氧频次增至4次时的AOB产率系数比3次时更高(范小玮等, 2017), 这是因为系统进水碳氮比较低, 增加频次后没有足够的碳源供应, 导致NAR降低.增加缺氧/好氧频次可促进总氮的去除, 但对于短程硝化来说, 亚硝积累率会变小.综上考虑, 选择交替缺氧/好氧3次为最佳运行次数.
3.1.4 典型周期内比耗氧速率与COD沿程变化特征图 4为12.5 L·h-1·L-1曝气量下典型周期内比耗氧速率(Specific Oxygen Uptake Rate, SOUR)和COD沿程变化特征, 其中, SOUR作为污泥代谢活性的指标(蒋轶峰等, 2009).由于上一周期好氧段结束时曝气量较大, 使得刚进入缺氧段系统内的溶解氧变化大, 此时SOUR较高, 为1.503 mg·g-1·h-1, 缺氧结束时SOUR下降了0.097 mg·g-1·h-1, COD降低了48.29 mg·L-1；开始曝气后, 系统SOUR在140 s内快速增大至3.903 mg·g-1·h-1, SOUR和COD在第1个好氧段内分别降低了3.113 mg·g-1·h-1和77.6 mg·L-1.交替循环至第2、3次缺氧段时SOUR分别下降为0.04839、0.03226 mg·g-1·h-1, COD分别降低了11.6、2.6 mg·L-1；第2、3次好氧段时SOUR分别下降为0.395和0.263 mg·g-1·h-1, COD也分别下降为51.15、35.41 mg·L-1. 李冬等(2019b)采用交替A/O模式运行, 发现系统SOUR降低了8.98 mg·g-1·h-1；李志伟等(2016)在缺氧/好氧模式下, SOUR从36.49 mg·g-1·h-1下降至31.93 mg·g-1·h-1.两者SOUR均比本实验要大, 这是因为其污泥浓度较小, 单位体积质量微生物消耗的氧气多所致.研究COD沿程变化发现其趋势与SOUR相似, 在缺氧/好氧运行模式下, 循环1次与循环3次对比发现, SOUR和COD在缺氧/好氧循环1次时分别降低了0.713 mg·g-1·h-1和125.89 mg·L-1, 在此阶段内虽然微生物活性最强, 但出水COD仍较高, 故采取交替循环3次缺氧/好氧, 发现此时系统在整个周期内的SOUR和COD分别下降了5.11mg·g-1·h-1和189.24 mg·L-1, 出水COD也较低.SOUR和COD逐渐下降且呈现相同的变化趋势, 这是因为在第1次交替循环时系统内微生物活性强, 利用的有机物较多且有较高的的氧利用率, 后两次交替循环时系统内氨氮和有机物逐渐减少使得一些异养菌减少, 对氧气的需求也减小, 且频繁交替曝气会使微生物额外消耗较多的碳源.
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| 图 4 典型周期内比耗氧速率(SOUR)与COD沿程变化特征 Fig. 4 Characteristics of specific oxygen uptake rate and COD variation along a typical cycle |
进水氨氮为65.00 mg·L-1, 曝气量为12.5 L·h-1·L-1, 温度为25 ℃, 且在反应器中持续加入粉末性活性炭, 促进吸附絮凝性好的污泥相互聚集(王一波等, 2012), 使颗粒污泥沉降速度更大.前30个周期进水无盐度作为空白实验, 从第31个周期以后将盐度分别提升至0.6%、1.0%、3.0%、5.0%和7.0%, 由此探究该环境下COD及氮素浓度变化特征.
由图 5a可知, 前30个周期氨氮去除率稳定为98.46%, 加入0.6%NaCl后氨氮去除率轻微下降了2.5 mg·L-1, 在适应环境后恢复；出水COD一直维持在32.91 mg·L-1左右.逐步增加盐度至5.0%, 氨氮去除率、出水亚硝和NAR分别为98.34%、25.16 mg·L-1和96.71%；COD去除率在盐度提升阶段未有明显的变化.当盐度梯度增加至7.0%时, 氨氮去除率下降至88.46%, 出水亚硝和亚硝积累率比上一阶段分别平均降低了7.99 mg·L-1和6.75%, 可能是因为颗粒污泥解体导致系统脱氮性能下降；在整个盐度的变化过程中对COD去除影响不大, 去除率为85.38%.
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| 图 5 不同盐度下好氧颗粒污泥短程硝化中氮素及COD特征变化(a)、SAOR、SNiPR和SNaPR (b) 及短程硝化型颗粒污泥EPS的变化特征(c) Fig. 5 Characteristics of short-cut nitrification nitrogen and COD (a), SAOR, SNiPR and SNaPR in aerobic granular sludge nitrification(b) and variation characteristics of short-cut nitrification granular sludge EPS(c) at different salinities |
张兰河等(2018)研究发现NaCl为0~0.5%时, 对脱氮效率无影响, 当NaCl由1%增加至4%时, 脱氮效率呈下降趋势；唐海等(2013)发现在系统低盐度下(< 2%)运行时, 氮素去除效率稳定, 在6%盐度下运行效率会大幅下降.以上两者系统耐受的盐度都比本实验小, 这是因为其培养污泥时采用的曝气量均较小, 导致颗粒内富集的微生物少于本实验, 使得一些嗜盐菌相对减少进而影响系统耐盐性.而Yu等(2015)将NaCl浓度增加至11%时系统内短程硝化亚硝积累变少.本实验盐度控制在1.0%~5.0%之间时, 氮素可以得到很好的去除, 进一步增加盐度至7.0%时, 好氧颗粒污泥中的菌胶团会被大量的丝状菌代替, 结构疏松易碎, 导致系统运行效率下降.
3.2.2 在不同盐度下好氧颗粒污泥短程硝化过程反应速率控制曝气量为12.5 L·h-1·L-1, 温度为25 ℃, 不同盐度下SAOR、SNiPR和SNaPR的变化情况如图 5b所示.在盐度为0.6%时, SAOR、SNiPR和SNaPR相比于无盐度时分别下降了0.069、0.041和0.0059 g·g-1·d-1.当系统适应低盐度并逐渐增加盐度至5.0%时, 发现随着周期数的增加, SNiPR提高且达到最大, 说明在小于5.0%盐度下微生物活性受到有利刺激.进一步提升盐度至7.0%时, SNiPR下降为0.104 g·g-1·d-1, 这与Xia等(2019)的研究结果一致.可能是因为颗粒污泥的截留作用利于黏附大量微生物, 驯化出增值速率较低且耐盐性好的硝化菌, 使得在5.0%盐度范围内SNiPR逐渐提高.SAOR在整个盐度范围内由0.420 g·g-1·d-1下降为0.207 g·g-1·d-1, SNaPR降低幅度较小.可能因为盐度升高影响胞内渗透压, 限制细胞的物质传输导致比氨氧化速率下降, 比硝态氮产生速率下降慢是由于其对盐度有很强的适应能力(张宇坤等, 2020).万一平等(2019)研究发现, 在盐度为0~2.5%时, SAOR由0.031 g·g-1·d-1下降至0.0163 g·g-1·d-1, SNaPR下降了0.0132 g·g-1·d-1, 其速率值比本实验研究的小是因为其污泥浓度低, 系统内菌种相对较少, 导致速率偏低.
3.2.3 不同盐度梯度下短程硝化型颗粒污泥胞外聚合物(EPS)变化特征图 5c表示短程硝化型好氧颗粒污泥中EPS主要成分多糖(PS)、蛋白质(PN)在不同盐度影响下的变化特征.无盐度时, EPS为368.456 mg·L-1；在盐度为0.6%时PN和PS分别为68.45 mg·L-1和280.26 mg·L-1；将盐度逐渐提高至1.0%时, 系统中PN、PS浓度增加, 相较于无盐度时分别增加了41.3 mg·L-1和2.81 mg·L-1；盐度增加至3.0%时微生物适应新环境, EPS增加为396.53 mg·L-1, 系统EPS最多, 颗粒污泥形态完整致密性好；盐度提升至5.0%时, EPS下降, PN、PS分别下降至293.67和65.26 mg·L-1.Li等(2020)研究发现, NaCl为0.2%~1.0%时EPS增多以抵抗外部渗透压, 促进颗粒污泥的产生, 当盐度增加至1.2%时, 已驯化的微生物不再分泌EPS.Kim等(2020)的研究表明, 在加入0.5%~3%NaCl时, EPS增加, 脱氮效率提高.说明该盐度下部分EPS被微生物利用来形成自身物质, 此时微生物代谢活性较强, 颗粒污泥变得致密(邵兆伟, 2019).进一步增加盐度至7.0%时, EPS下降, PN、PS比上一阶段末分别下降了53.41 mg·L-1和4.61 mg·L-1, 污泥稳定性受影响.
盐度增加至3.0%的过程中, PN/PS增加为4.58, 较高的PN/PS对应较高的疏水性和表面负荷, 颗粒稳定性增强.张杰等(2019)研究发现, 颗粒污泥适应运行环境后PN/PS值维持在2.7, 比本实验得出的结果要低, 这是因为其培养的颗粒污泥尺寸较小, 盐度刺激下微生物产生EPS较少从而导致PN/PS较小；而支丽玲等(2020)发现颗粒污泥稳定后PN/PS在5.8左右, 由于其较大的曝气作用, 污泥在水力作用下疏水性物质黏附污泥外侧的较多, 蛋白质增多导致PN/PS值较大.在盐度为5.0%时, 虽然EPS下降但其PN/PS并没有下降, 说明系统仍适应此条件盐度.进一步提升盐度至7.0%, PN/PS下降至3.96, 由于PN/PS更易与金属离子发生静电作用而键合, PN/PS值越小, 颗粒表面疏水性减弱, 影响颗粒污泥稳定性, 导致脱氮性能变差(陈晓坤等, 2019).
3.3 曝气量和盐度影响下颗粒污泥沉降性能 3.3.1 不同曝气量和盐度下颗粒污泥MLVSS/MLSS、SVI及沉降速率变化MLVSS/MLSS、SVI及沉降速率是表征颗粒污泥稳定性的参数.图 6a为在3种曝气量下颗粒污泥MLVSS/MLSS、SVI及沉降速率的变化.由图可知, 在运行前5 d, MLVSS/MLSS从0.71下降至0.65左右, 这是因为接种到反应器的污泥有适应期, 颗粒部分解体, 系统沉淀时间较短导致絮体污泥和不适应环境的菌种被排出(李海玲等, 2019)；SVI和沉降速率分别降低为52 mL·g-1和45.26 m·h-1, 且曝气量增加至12.5和16.25 L·h-1·L-1时系统内菌种更多, SVI、沉降速率更低, 分别为42 mL·g-1、48.12 m·h-1和38 mL·g-1、48.26 m·h-1.随着系统反应进行, MLVSS/MLSS与沉降速率逐渐增大, 在25 d时均达到稳定, 在曝气量为8.75 L·h-1·L-1时, MLVSS/MLSS为0.78, 沉降速率为58.26 m·h-1；曝气量增加至12.5 L·h-1·L-1, MLVSS/MLSS在0.802左右波动, 沉降速率为62.56 m·h-1, 系统中生物量保持相对稳定且颗粒变大变重.16.25 L·h-1·L-1曝气量下的MLVSS/MLSS与沉降速率略高, 说明曝气量与生物量和颗粒沉降速率呈正比, SVI在整个系统内呈现不断下降趋势, 稳定后分别为33、25、23 mL·g-1.SVI越小则沉降性能越好(Saito et al., 2004), 曝气量为16.25 L·h-1·L-1时, 颗粒污泥沉降性能最好, 但对比发现, 与曝气量为12.5 L·h-1·L-1条件下的沉降性能相差无几.
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| 图 6 不同曝气量(a)、盐度(b) 下颗粒污泥MLVSS/MLSS、SVI及沉降速率 Fig. 6 Granular sludge MLVSS/MLSS, SVI and sedimentation rate under different aeration(a) and salinity(b) |
图 6b为不同盐度下颗粒污泥MLVSS/MLSS、SVI及沉降速率的变化, 增加盐度后观察到到颗粒明显变小.在5.0%盐度范围内, 系统MLVSS/MLSS保持在0.7~0.8, 整个过程均低于初始值0.87, 沉降速率下降为57.15 m·h-1, SVI也呈现出下降趋势, 从35 mL·g-1降至30 mL·g-1.根据以上实验结果可知, 增加盐度至5.0%以内, 会导致颗粒污泥变小, 但对其沉降性能不产生不利影响, SVI值的降低也表明增加少量盐度在一定程度上可使颗粒实现更好的沉降性能, MLVSS/MLSS变低说明生物量减少但并不影响处理效果.进一步增加盐度至7.0%, 发现3种参数均有明显的变化, 说明此条件下的颗粒污泥不稳定, 出现解体的迹象.
3.3.2 曝气量和盐度影响下颗粒污泥粒径的变化图 7表示不同曝气量和盐度影响下颗粒污泥粒径的变化, 随着曝气量由8.75 L·h-1·L-1逐步提升为12.5 L·h-1·L-1和16.25 L·h-1·L-1, 其平均粒径由170 μm增长为231 μm和231.5 μm, 平均粒径占比由38.2%分别增加为40.5%和41.5%, 说明随着曝气量的增加平均粒径和平均粒径占比均逐渐增加.这是因为一定曝气量下颗粒污泥内部形成稳定的层状结构, 为不同功能菌提供适宜的生长环境, 粒径越大截留菌种越多, 故占比越大(崔成武等, 2005).在粒径大于231.5 μm后其占比呈下降趋势, 这是因为长泥龄下好氧颗粒污泥会降低底物传输, 粒径越大, 更易受影响(李冬等, 2019), 因此, 粒径进一步增大其占比明显降低.张玉君等(2020)研究发现, 在曝气量为2.4 L·h-1·L-1时颗粒污泥粒径为0.727 mm, TN去除率为76.97%；张杰等(2020)的研究表明, 在5 L·h-1·L-1曝气量下颗粒污泥粒径为0.791 mm, TN去除率最高为85.6%.以上两项研究中的颗粒污泥粒径均比本实验中的粒径小, 这是因为曝气所激发的液体传动在反应器中产生剪切作用, 且该作用与曝气量成正比, 剪切应力增加使沉降性能差的小颗粒或絮体被洗出, 且促进微生物在好氧颗粒污泥表面的聚集, 从而得到尺寸更大的好氧颗粒污泥(王超等, 2008).而吴蕾等(2010)研究发现, 在曝气量为20 L·h-1·L-1时形成的颗粒污泥平均粒径为1.5 mm, 氨氮去除率为95%, 其粒径也小于本实验的粒径, 这是由于其进水C/N较小, 丝状菌生长过度, 使颗粒污泥结构松散, 容易解体, 不易形成大粒径颗粒污泥(宋志伟等, 2020).
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| 图 7 曝气量和盐度影响下颗粒污泥粒径的变化 Fig. 7 Changes in particle size of granular sludge under the influence of aeration and salinity |
在曝气量为12.5 L·h-1·L-1稳定运行一段时间后, 逐渐增加盐度至5.0%, 发现平均粒径由无盐度时的231 μm下降至156 μm, 平均粒径占比由40.50%增加为48.26%, 这与李仲伟(2019)研究颗粒污泥时得到的结果一致.分析原因一方面是因为盐度会改变胞外蛋白及胞外多糖组分, 而两者又为颗粒污泥EPS的主要成分, 从而影响颗粒污泥尺寸；另一方面盐度会影响生物增长速率从而控制微生物量, 促进其结构稳定并提高沉降速率, 使颗粒污泥更加密实(谭潇等, 2017).盐度在5.0%以内平均粒径呈现减小的趋势, 说明颗粒污泥内部微生物相对减少, 但与曝气量为8.75 L·h-1·L-1时相比, 平均粒径相差无几, 说明该粒径大小下脱氮性能较好, 平均粒径占比高出9.06%, 说明该粒径大小的颗粒污泥数量更多.5.0%盐度内系统适应良好, 颗粒污泥粒径会变小但不影响其脱氮性能.进一步增加盐度至7.0%, 粒径大幅度减小, 小于105 μm的占比较高, 说明进一步增加盐度会出现解体迹象.
4 结论(Conclusions)1) 采用SBR反应器培养的好氧颗粒污泥处理C/N为5的生活污水, 采用缺氧/好氧3次, 控制曝气量分别为8.75、12.5、16.25 L·h-1·L-1, 在第35、24和23个周期时氨氮去除率分别高达95.49%、98.46%和98.54%, 最终确定选用12.5 L·h-1·L-1作为最佳曝气量.缺氧/好氧频次为3次时, 氨氮去除率在第75个周期才稳定且下降了8.03%；缺氧/好氧频次为4次时, 氨氮去除率略有增加, 但亚硝积累率明显降低, 选用缺氧/好氧3次作为最佳运行模式.
2) 盐度为0时, 氨氮去除率及NAR分别为98.46%和93.57%, SAOR、SNiPR和SNaPR分别为0.429、0.147和0.0097 g·g-1·d-1.典型周期内好氧段SOUR从3.903 mg·g-1·h-1降至0.263 mg·g-1·h-1.随着盐度的增加, 短程硝化效率提高, 在盐度为5.0%时, 氨氮去除率及NAR分别为98.34%、96.71%, SAOR、SNiPR和SNaPR分别为0.412、0.153和0.0088 g·g-1·d-1.
3) 曝气量从8.75 L·h-1·L-1提升为16.25 L·h-1·L-1, 平均粒径由170 μm增大为231.5 μm；控制在最佳曝气量下, 增加盐度至5.0%, 颗粒污泥平均粒径减小, 平均粒径占比由40.50%增加至48.26%.
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