污泥比例強(qiáng)化CANON系統(tǒng)抵御快速降溫效能及機(jī)理

李柏林,趙婉情,王 恒,李 曄,汪 月

污泥比例強(qiáng)化CANON系統(tǒng)抵御快速降溫效能及機(jī)理

李柏林1,2*,趙婉情1,2,王 恒1,2,李 曄1,2,汪 月1,2

(1.武漢理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,湖北武漢 430070；2.武漢理工大學(xué)礦物資源加工與環(huán)境湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖北 武漢 430070)

探究了3種不同顆粒及絮狀污泥比例(高顆粒系統(tǒng)10:1～30:1;等量系統(tǒng)1:1～1:1.5;高絮狀系統(tǒng)1:10～1:30)的單級自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)(CANON)抵御快速降溫的效能和機(jī)制.結(jié)果表明, CANON系統(tǒng)在30℃穩(wěn)定運(yùn)行后快速降溫至10℃時(shí),各系統(tǒng)的總氮去除負(fù)荷(NRR)均大幅下降,但等量系統(tǒng)的NRR始終高于其他系統(tǒng).各系統(tǒng)的功能菌活性均與溫度呈現(xiàn)出正相關(guān)關(guān)系,AAOB活性的下降幅度大于AOB和NOB的幅度,但等量系統(tǒng)中AAOB活性的下降幅度小于其他系統(tǒng);快速降溫不影響顆粒與絮狀污泥功能菌的空間異質(zhì)性和活性分布情況,但等量系統(tǒng)的空間異質(zhì)性最為顯著,能夠較好的發(fā)揮顆粒和絮狀污泥各自的作用,抵御快速降溫的能力優(yōu)于其他系統(tǒng).

CANON；顆粒-絮狀耦合；快速降溫；污泥比例；功能菌活性

單級自養(yǎng)脫氮工藝(CANON)將短程硝化和厭氧氨氧化過程耦合于同一反應(yīng)器中,利用好氧氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(AAOB)的協(xié)同作用進(jìn)行脫氮.相比于傳統(tǒng)脫氮技術(shù),CANON工藝具有節(jié)省 63%的耗氧量和將近100%的外加有機(jī)碳源[1]、工藝流程簡單、占地面積小等優(yōu)點(diǎn)[2],但在實(shí)際應(yīng)用仍面臨嚴(yán)峻挑戰(zhàn).一方面,城市污水的特點(diǎn)為中低溫(￡25℃)和低氨氮(30～100mg NH4+-N/L)[3],不利于AOB和AAOB生長和代謝.另一方面,AAOB生長速率緩慢,在適宜條件下的最大生長速率(max)為0.065d-1[4],降溫會導(dǎo)致生長速率的進(jìn)一步降低,在15℃時(shí)max僅為0.017d-1[5];并且溫度每降低10℃,活性降低一半[6].

CANON工藝如何在低溫下保持穩(wěn)定的脫氮性能一直是研究熱點(diǎn).目前的研究主要集中于通過改變降溫方式的方法,提高AOB和AAOB對于溫度改變的適應(yīng)性,實(shí)現(xiàn)低溫自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行[7].但這些研究的降溫時(shí)間往往長達(dá)3～4月,而實(shí)際降溫變化很快,不能為功能菌提供足夠的適應(yīng)時(shí)間.同時(shí)相較于階梯降溫,快速降溫往往會導(dǎo)致CANON系統(tǒng)脫氮性能迅速惡化[8],因此,找到一種能提高CANON系統(tǒng)自身抵御能力的策略,抵抗快速降溫對系統(tǒng)性能的影響,這將極大地促進(jìn)主流CANON工藝的發(fā)展和應(yīng)用.最近,許多研究發(fā)現(xiàn)污泥形態(tài)及比例對于CANON系統(tǒng)的脫氮性能和穩(wěn)定性有一定影響.相關(guān)研究表明適當(dāng)增加顆粒/絮體比可以提高CANON脫氮性能[9],但Li將耦合系統(tǒng)中絮體比例由35%減少至10%時(shí),總氮去除負(fù)荷(NRR)下降23%[10].因此,不同污泥比例的耦合系統(tǒng)對于快速降溫的抵御能力是否存在差異,還需要進(jìn)行系統(tǒng)性的研究.

本將探究快速降溫對于不同污泥比例CANON系統(tǒng)的影響,通過對脫氮性能和功能菌活性的測定,探討不同污泥比例系統(tǒng)對于快速降溫的抵御能力,揭示不同污泥比例CANON系統(tǒng)在快速降溫過程中的抵御機(jī)制,為CANON系統(tǒng)的發(fā)展和應(yīng)用提供參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置和運(yùn)行條件

使用3個(gè)相同的SBR反應(yīng)器A,B和C,其有效體積為4L,用遮光布覆蓋以避免光線影響AAOB的生長代謝,如圖1.反應(yīng)器頂部安裝電機(jī),下部連接攪拌槳混合泥水,轉(zhuǎn)速固定在60r/min.反應(yīng)器外部為雙層水浴層,連接低溫水箱保證反應(yīng)器溫度在30℃左右.系統(tǒng)內(nèi)通過帶有流量計(jì)的空氣泵將空氣送入底部的微孔曝氣盤進(jìn)行曝氣.反應(yīng)器進(jìn)水由液位繼電器進(jìn)行控制,換水比為50%.反應(yīng)器上設(shè)置2個(gè)取樣口用于采樣分析,位置分別為混合液中部和上部.

圖1 SBR反應(yīng)器示意

探究不同污泥比例自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)抵御快速降溫的能力,對穩(wěn)定運(yùn)行1個(gè)月的CANON系統(tǒng)進(jìn)行快速降溫實(shí)驗(yàn),降溫速率為5℃/d.溫度的控制通過海能FC1500冷卻水循環(huán)器實(shí)現(xiàn),相關(guān)指標(biāo)均在該溫度下的最后一個(gè)周期進(jìn)行測定.系統(tǒng)啟動(dòng)過程中通過回加或淘洗的方式保證系統(tǒng)顆粒/絮狀比例在設(shè)定范圍內(nèi),同時(shí)保持各系統(tǒng)的總污泥濃度基本相同.快速降溫實(shí)驗(yàn)具體運(yùn)行參數(shù)見表1.

表1 快速降溫實(shí)驗(yàn)具體運(yùn)行參數(shù)

1.2 接種污泥與進(jìn)水水質(zhì)

接種污泥取自本實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)的成熟CANON污泥.該CANON污泥在工作體積為8L的反應(yīng)器中進(jìn)行馴化培養(yǎng),進(jìn)水NH4+-N濃度為200mg/L,NRR在0.2kg/(m3·d)左右.接種前用35目篩網(wǎng)(500mm)篩分顆粒和絮狀污泥,將接種污泥按照表2分配至A、B、C反應(yīng)器中.采用granule首字母G代表顆粒污泥,floc首字母F代表絮狀污泥,將3個(gè)系統(tǒng)中顆粒和絮狀污泥樣品分別命名為AG、AF、BG、BF、CG、CF,樣品名稱字母后綴1、2代表30℃和10℃.

反應(yīng)器進(jìn)水采用人工配制的模擬廢水,由NH4Cl(NH4+-N =100mg/L),KH2PO4(0.088g/L)和微量元素Ⅰ和Ⅱ(1mL/L)[11]組成,通過添加NaHCO3溶液將進(jìn)水的pH值維持在約8.0.

表2 反應(yīng)器污泥比例及濃度

1.3 常規(guī)指標(biāo)分析方法

NH4+-N、NO3--N、NO2--N和TN濃度分別采用納氏試劑比色法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定;MLSS和MLVSS采用標(biāo)準(zhǔn)重量法測定[12];溶液pH值和DO濃度采用哈希便攜測試儀(HQ40d)測定;污泥形態(tài)通過奧林巴斯CX22生物顯微鏡采用觀測.

1.4 功能菌活性測定

1.4.1 異位活性測定 在測試開始之前從反應(yīng)器中取出一定體積泥水混合液,用蒸餾水洗滌3次以去除殘留基質(zhì).顆粒和絮狀污泥活性測定需要對污泥進(jìn)行篩分,而總活性測定無需篩分.

(1)AOB活性:AOB活性測試在500mL的錐形瓶中進(jìn)行,進(jìn)水基質(zhì)為NH4+-N 60mg/L.調(diào)整曝氣量至DO濃度約為2～3mg/L,pH值調(diào)至7.8～8.0之間,同時(shí)添加0.5mmol/L甲醇溶液以抑制AAOB活性,置于溫度為30℃的恒溫振蕩箱中.該過程運(yùn)行120min,每隔30min進(jìn)行取樣.

(2)AAOB活性:AAOB活性測試在250mL的錐形瓶中進(jìn)行,進(jìn)水基質(zhì)為NH4+-N 30mg/L和NO2--N 40mg/L.將pH值調(diào)至7.8～8.0之間,向錐形瓶通入N215min,去除殘留的氧氣.錐形瓶塞緊膠塞后置于溫度為30℃的恒溫振蕩箱中.該過程運(yùn)行240min,每隔60min進(jìn)行取樣.

(3)NOB活性:NOB活性測試在500mL的錐形瓶中進(jìn)行,進(jìn)水基質(zhì)為NO2--N 60mg/L.調(diào)整曝氣量,至DO濃度約為2～3mg/L,pH值調(diào)至7.8～8.0之間,同時(shí)添加0.5mmol/L甲醇溶液以抑制厭氧氨氧化活性,置于溫度為30℃的恒溫振蕩箱中.該過程運(yùn)行120min,每隔30min進(jìn)行取樣.

測試結(jié)束后收集錐形瓶內(nèi)污泥,測定污泥濃度.AOB和NOB活性分別通過單位質(zhì)量污泥平均NH4+-N和NO2--N消耗速率計(jì)算,g/(g VSS·d); AAOB活性通過單位質(zhì)量污泥平均氮去除速率計(jì)算,g/(g VSS·d).所有異位活性實(shí)驗(yàn)設(shè)3個(gè)平行.

1.4.2 原位活性測定 測定反應(yīng)周期內(nèi)各時(shí)間3氮濃度變化和MLVSS,AAR表示厭氧氨氧化活性,AOR和NOR分別表示氨氧化活性和亞硝酸鹽氧化活性,單位均為g/(g VSS·d).具體計(jì)算見式(1)～ 式(3)[13-14]:

式中:DTN為反應(yīng)周期內(nèi)總氮去除量,mg/L;DNH4+為反應(yīng)周期的NH4+-N濃度變化,mg/L;DNO3-為反應(yīng)周期的NO3--N濃度變化,mg/L;HRT為水力停留時(shí)間,h;MLVSS為污泥濃度,mg VSS/L.

2 結(jié)果及分析

2.1 反應(yīng)器脫氮性能變化

由圖2可見,各系統(tǒng)在階段Ⅰ穩(wěn)定運(yùn)行,NH4+-N去除率在90%以上,NO2--N低于1mg/L,NRR均在0.280kg/(m3·d)左右,第30d的NRR分別達(dá)到0.300, 0.301,0.292kg/(m3·d).

圖2 快速降溫各系統(tǒng)脫氮性能變化

隨后進(jìn)入快速降溫階段Ⅱ,各系統(tǒng)的脫氮性能與溫度變化呈現(xiàn)出明顯的正相關(guān),隨著溫度的下降而迅速下降,但下降幅度存在差異.當(dāng)溫度下降至20℃時(shí),出水NH4+-N和NO3--N均有所增加.其中系統(tǒng)B出水NH4+-N低于其他系統(tǒng),為23.583mg/L,此時(shí)各系統(tǒng)NRR分別下降至0.165,0.197,0.153kg/(m3·d).當(dāng)溫度繼續(xù)下降至15℃時(shí),各反應(yīng)速率均有所下降,出水NH4+-N和NO3--N繼續(xù)升高,NO2--N出現(xiàn)明顯積累,這與先前的研究[15]相似.其中系統(tǒng)C的AAR下降幅度最大,出水NO2--N濃度最高達(dá)到10.965mg/L,而此時(shí)系統(tǒng)B的AAR下降幅度低于其他系統(tǒng), NO2--N積累率(NAR)僅為10.4%,NRR仍高于其他系統(tǒng).當(dāng)溫度下降至10℃時(shí),各系統(tǒng)的出水NH4+-N和NO2--N繼續(xù)升高,但NO3--N濃度相較于15℃時(shí)有所降低,這是由于NOR下降幅度有所增加.系統(tǒng)A和C的NAR分別達(dá)到37.9%和44.2%,仍高于系統(tǒng)B的23.7%,此時(shí)各系統(tǒng)的NRR是原來的9.7%、17.3%和7.2%,分別為0.029,0.052,0.021kg/(m3·d).

2.2 污泥物理形態(tài)變化

圖3 快速降溫前后各系統(tǒng)顆粒和絮狀污泥形態(tài)變化

由圖3可見,降溫前各系統(tǒng)內(nèi)顆粒污泥結(jié)構(gòu)緊實(shí),輪廓分明,邊緣光滑.通過激光粒度儀發(fā)現(xiàn)污泥粒徑均在850～900mm,這部分聚集體通常具有較高的脫氮能力[16].但絮狀污泥的結(jié)構(gòu)和粒徑存在較大差異,AF結(jié)構(gòu)松散,而BF結(jié)構(gòu)相對緊實(shí),但隨著耦合系統(tǒng)中絮狀占比的增加,粒徑減少,AF、BF和CF的粒徑分別為301.619,288.297,216.896mm.隨著溫度的快速下降,顆粒污泥結(jié)構(gòu)由緊實(shí)變得松散,粒徑均略微減小.胞外聚合物(EPS)是維持污泥形態(tài)的關(guān)鍵,而PN/PS有利于污泥的顆?；头€(wěn)定性[17].低溫會導(dǎo)致更多EPS的產(chǎn)生,以保護(hù)微生物免受損害[18],但PN/PS會有所降低,無論是可溶性EPS (S- EPS)或結(jié)合性EPS (B-EPS)[19].其中AG的粒徑降幅略大于BG和CG,這是可能是由于PN/PS與污泥表面電負(fù)性成負(fù)相關(guān),與疏水性成正相關(guān),PN/PS的降低導(dǎo)致污泥間靜電排斥力的增加,疏水性降低[20],而顆粒污泥之間的靜電排斥力會更大[21].AF和BF的結(jié)構(gòu)變得松散,但粒徑卻有所增加,這可能與顆粒污泥的解體有關(guān).此時(shí)各系統(tǒng)的出水中絮狀污泥的含量增加,絮狀污泥的沉降性能變差,與宋成康等[15]的研究一致.

2.3 功能菌原位活性分析

由圖4可見,各系統(tǒng)的功能菌活性均與溫度呈現(xiàn)出正相關(guān),但AAR的下降幅度最大,表明在快速降溫時(shí)自養(yǎng)脫氮過程的限速步驟為厭氧氨氧化,與其他研究結(jié)果相同[22].對于AOB而言,各溫度下AOR均隨著絮狀污泥占比的增加而增加;對于AAOB而言,30℃和20℃時(shí)系統(tǒng)A的AAR最大,當(dāng)溫度下降至10℃時(shí),系統(tǒng)B的AAR大于其他系統(tǒng);對于NOB而言,30℃時(shí)NOR最大的是系統(tǒng)C,但隨著溫度的降低系統(tǒng)A的NOR均高于其他系統(tǒng).各系統(tǒng)中AAR的下降幅度均大于AOR,而下降幅度最小為NOR.低溫會導(dǎo)致NOB活性的增加[21],但本研究中NOR也會隨溫度的下降而下降,這可能與NOB的種類和降溫速率有關(guān).AAOB對于溫度的變化更為敏感,而AOB和NOB在20℃時(shí)仍能保持相對較高活性,從而導(dǎo)致平衡被打破,系統(tǒng)脫氮性能惡化.10℃時(shí)各系統(tǒng)的NOR大幅下降,這導(dǎo)致CANON系統(tǒng)中NO2--N的積累增加.此時(shí)系統(tǒng)C的AOB活性高于其他系統(tǒng),而系統(tǒng)B的AAR高于其他系統(tǒng),這使得該系統(tǒng)的NAR較低,可能會對系統(tǒng)的繼續(xù)惡化有一定程度的緩沖.

2.4 不同形態(tài)污泥功能菌異位活性變化

如圖5所示,快速降溫導(dǎo)致各系統(tǒng)中不同形態(tài)污泥功能菌的活性均出現(xiàn)下降,但顆粒污泥的AAOB活性高于絮狀污泥,絮狀污泥的AOB和NOB活性較高,這表明即使在快速降溫條件下也不影響功能菌的空間異質(zhì)性[23],但值得注意的是10℃時(shí)系統(tǒng)A中顆粒NOB活性高于絮狀污泥.同時(shí)這種分布差異也受污泥比例的影響,隨著絮狀污泥占比的增加,AOB活性的分布差異減少;AAOB和NOB活性的分布差異增大,但值得注意的是10℃時(shí)系統(tǒng)A中NOB活性分布差異出現(xiàn)反向增加.

顆粒污泥在降溫過程中受影響最大的功能菌隨污泥比例的不同而不同.AG在快速降溫過程中受影響最大的是AAOB,10℃下AAOB的活性由0.283g/(g VSS·d)下降至0.063g/(g VSS·d),下降幅度達(dá)到77.7%.而BG和CG在各溫度下受影響最大的均為AOB,10℃時(shí)活性分別下降至0.175和0.169g/ (g VSS·d).而絮狀污泥中AAOB受影響始終最大,10℃時(shí)AF、BF、CF中AAOB活性下降至極低水平,僅為0.028,0.026和0.021g/(g VSS·d),幾乎喪失了厭氧氨氧化的能力.各溫度下不同形態(tài)的AOB和NOB活性均高于AAOB活性,但值得注意的是10℃時(shí)CG的AAOB活性高于NOB.AAOB活性最高的始終為CG, AOB活性最高始終為AF,NOB活性最高為CF,但在10℃時(shí)AG的活性高于CF.絮狀污泥中AAOB和NOB活性的下降幅度均高于顆粒污泥,而顆粒污泥中AOB活性的下降幅度高于絮狀污泥,Gilbert E M也發(fā)現(xiàn)絮狀污泥AAOB更容易受到溫度的影響[24].這與顆粒污泥中所形成的微觀生態(tài)系統(tǒng)有關(guān),AAOB主要位于顆粒內(nèi)部,AOB、NOB位于顆粒外部[5],該結(jié)構(gòu)能夠?yàn)锳AOB營造良好的厭氧環(huán)境,并且顆粒中氧限制大于絮狀污泥,這使得顆粒內(nèi)部AAOB活性下降幅度低于絮狀污泥,而顆粒外部AOB活性下降幅度高于絮狀污泥.

圖5 快速降溫對各系統(tǒng)顆粒和絮狀污泥中功能菌活性的影響

3 討論

3.1 耦合系統(tǒng)的快速降溫抵御能力

各系統(tǒng)在受到快速降溫的影響時(shí),NO2--N出現(xiàn)明顯積累,各系統(tǒng)的脫氮性能迅速惡化,但積累率和系統(tǒng)惡化程度有所不同.當(dāng)溫度下降至20℃時(shí)各系統(tǒng)中NO2--N并未出現(xiàn)積累,由于短程硝化效果不穩(wěn)定,生成的部分NO2--N被NOB所消耗,導(dǎo)致出水NO3--N升高.各系統(tǒng)在15℃出現(xiàn)NO2--N積累,但等量系統(tǒng)(系統(tǒng)B)的ANR和NRR始終高于其他系統(tǒng).NO2--N積累常被作為CANON系統(tǒng)性能惡化的標(biāo)志,其積累程度可反映出系統(tǒng)惡化的程度[25]. NO2--N積累是由于短程硝化和厭氧氨氧化速率不平衡,同時(shí)亞硝酸鹽氧化速率下降所造成的[26].當(dāng)溫度下降至15℃時(shí),NOR也出現(xiàn)降低,這是由于系統(tǒng)中NH4+-N和NO2--N積累也使得NOB受到FA和FNA的雙重抑制,這與袁林江等[27]的結(jié)果相似.快速降溫過程中等量系統(tǒng)的ARR的下降速率始終低于其他系統(tǒng),這導(dǎo)致該系統(tǒng)在快速降溫過程中有較低的NAR和較高的NRR.因此,等量系統(tǒng)抵御快速降溫的能力優(yōu)于其他系統(tǒng).

3.2 耦合系統(tǒng)的快速降溫抵御機(jī)制

不同形態(tài)的功能菌活性與溫度之間均呈現(xiàn)出正相關(guān),但不論在何種溫度下功能菌活性分布仍滿足空間異質(zhì)性[28],同時(shí)也不會影響功能菌的活性分布差異.快速降溫對于不同形態(tài)功能菌活性的影響不同,顆粒相較于絮狀而言具有較高的傳質(zhì)阻力和特殊的包裹型結(jié)構(gòu),溫度更容易對絮狀內(nèi)部的AAOB產(chǎn)生直接作用,這導(dǎo)致溫度對于絮狀A(yù)AOB的不利影響更大[29].而絮狀污泥中的傳質(zhì)和氧限制更小,AOB在低溫抑制和DO刺激之間的協(xié)調(diào)下受到的影響比顆粒少.快速降溫對于不同耦合系統(tǒng)中不同形態(tài)功能菌活性占比的影響也不同,見圖6.隨著耦合系統(tǒng)中絮狀污泥占比的增加,AOB和NOB在顆粒中受溫度的影響增加,在絮狀中減少;而AAOB在顆粒中受溫度影響減少,而絮狀增加,這可能與污泥粒徑和形態(tài)有關(guān).絮狀污泥的粒徑隨絮狀占比的增加而減少,在低溫下缺氧區(qū)增加[31],導(dǎo)致AAOB活性大幅下降,而好氧菌(AOB和NOB)在DO的刺激下受到低溫的影響有所緩解.顆粒污泥的粒徑基本相同,但AG在降溫后結(jié)構(gòu)相對松散,BG和CG能夠較好的維持污泥形態(tài),這使得AAOB的活性受低溫的影響減少.

自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)中的活性平衡并非功能菌活性相等,而是功能菌的相互配合實(shí)現(xiàn)內(nèi)部平衡.降溫會導(dǎo)致功能菌活性的降低,但降溫對于功能菌的影響程度不同才是使系統(tǒng)脫氮性能惡化的關(guān)鍵.不同污泥比例耦合系統(tǒng)的快速降溫抵御機(jī)制見圖7,低溫對于系統(tǒng)性能的影響除了考慮溫度之外還應(yīng)該結(jié)合DO進(jìn)行綜合分析.低溫條件下絮狀污泥基本喪失AAOB活性,厭氧氨氧化過程主要靠顆粒污泥來完成.高絮狀系統(tǒng)中絮狀污泥比例為95%,絮狀A(yù)OB活性受低溫的影響小,能夠有效的消耗反應(yīng)器內(nèi)的DO,避免DO積累對AAOB造成雙重影響,對系統(tǒng)內(nèi)少量的顆粒AAOB有較強(qiáng)的保護(hù)作用,從而導(dǎo)致顆粒AAOB活性下降幅度低于其他系統(tǒng).雖然高絮狀系統(tǒng)能夠在低溫條件下較好的保留顆粒AAOB活性,但由于顆粒污泥的缺乏導(dǎo)致系統(tǒng)ARR下降幅度最大,NAR最高.隨著絮狀占比的減少,溫度對于絮狀A(yù)OB活性的影響增加,這使得系統(tǒng)中的DO刺激了顆粒污泥,DO滲入深度的增加[15,30],NOB在DO刺激下活性降幅較低,將氨氧化過程產(chǎn)生的NO2--N進(jìn)行截留,最終顆粒AAOB在基質(zhì)的缺乏和DO抑制的作用下大幅降低.同時(shí)高顆粒系統(tǒng)中AAOB在顆粒和絮狀污泥中的分布差異較小,絮狀污泥中AAOB活性的降低使得系統(tǒng)AAOB活性進(jìn)一步降低.而等量系統(tǒng)的空間異質(zhì)性最為顯著,同時(shí)絮狀A(yù)OB受溫度的影響較小能夠消耗掉大部分的DO,有效減輕DO和溫度對于AAOB的雙重抑制,能夠較好的發(fā)揮顆粒和絮狀污泥各自的作用,從而使得系統(tǒng)ARR下降幅度低于其他系統(tǒng).因此,在快速降溫過程中還需要對DO進(jìn)行更為精細(xì)化的調(diào)控,以避免對AAOB活性造成雙重影響.

圖7 不同污泥比例耦合系統(tǒng)的快速降溫抵御機(jī)制

4 結(jié)論

4.1 快速降溫過程中各系統(tǒng)的NRR大幅下降,當(dāng)溫度下降至15℃時(shí)NO2--N開始現(xiàn)積累,10℃時(shí)各系統(tǒng)的NAR分別為37.9%、23.7%和44.2%,此時(shí)的NRR分別為0.029,0.052,0.021kg/(m3·d).AAOB受溫度的影響大于AOB和NOB,但等量系統(tǒng)中AAOB活性的下降幅度小于其他系統(tǒng),因此抵御快速降溫的能力優(yōu)于其他系統(tǒng).

4.2 不同形態(tài)功能菌活性與溫度均呈正相關(guān),但快速低溫不影響空間異質(zhì)性和活性分布情況.快速降溫對于不同形態(tài)功能菌活性的影響不同,顆粒AAOB和NOB活性受影響程度小于絮狀污泥,而絮狀A(yù)OB活性受影響程度小于顆粒污泥.隨著耦合系統(tǒng)中絮狀污泥占比的增加,AOB和NOB在顆粒中受溫度的影響增大,在絮狀中減少;而AAOB在顆粒中受溫度影響減少,而在絮狀中增加.

4.3 DO在快速降溫過程中對功能菌活性的影響不容忽視.相較于其他系統(tǒng),等量系統(tǒng)的空間異質(zhì)性最為顯著,能夠較好的發(fā)揮顆粒和絮狀污泥各自的作用,絮狀A(yù)OB能夠消耗掉大部分的DO,保護(hù)顆粒AAOB免受抑制,有效減輕DO和溫度對于AAOB的雙重作用.

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Mechanism and efficiency of the CANON system against rapid cooling enhanced by flocculent sludge ratios.

LI Bo-lin1,2*,ZHAO Wan-qing1,2,WANG Heng1,2, LI Ye1,2, WANG Yue1,2

(1.School of Resources and Environmental Engineering, Wuhan University of Technology, Wuhan 430070, China；2.Hubei Key Laboratory of Mineral Resources Processing and Environment, Wuhan University of Technology, Wuhan 430070, China)., 2021,41(6)：2622～2630

This study explored the efficiency and mechanism of a single-stage autotrophic nitrogen removal system (CANON) with three different particle and flocculent sludge ratios (high particle system 10:1～30:1, equivalent system 1:1～1:1.5, high flocculent system 1:10～1:30) to resist rapid cooling. During cooling of the CANON system to 10℃ after stable operation at 30℃, the total nitrogen removal rate (NRR) of each system decreased significantly; however, the NRR of the same system was always higher than that of other systems. The activity of functional bacteria in each system was a positively correlated with temperature, and the declining range of aerobic ammonia-oxidizing bacteria (AAOB) activity was higher than that of the ammonia-oxidizing bacteria (AOB) and nitrite-oxidizing bacteria (NOB), but the declining range of the AAOB activity in the same system was lower than that of other systems. Therefore, rapid cooling did not affect the spatial heterogeneity and activity distribution of granular and functional flocculent sludge bacteria. However, the spatial heterogeneity of the equivalent system demonstrated the highest significance, thus indicating that this system could better serve the roles of particles and floc sludge. Furthermore, its ability to resist rapid cooling was also better than that of the other systems.

CANON；granular-flocculent sludge coupling；rapid cooling；sludge ratio；functional bacteria activity

X703.5

A

1000-6923(2021)06-2622-09

2020-11-08

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51708431)

* 責(zé)任作者, 副教授, bolly1221@whut.edu.cn

李柏林(1983-),男,湖北鐘祥人,副教授,博士,主要從事水污染控制與治理研究工作.發(fā)表論文50余篇.