高頻交替OLR強(qiáng)化好氧顆粒污泥性能研究

李 冬,高飛雁,解一博,李 柱,張 杰,2

高頻交替OLR強(qiáng)化好氧顆粒污泥性能研究

李 冬1*,高飛雁1,解一博1,李 柱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(diǎn)實(shí)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)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

本研究設(shè)置4個(gè)反應(yīng)器R1、R2、R3和R4,分別采用恒定有機(jī)負(fù)荷率(OLR)和三個(gè)交替OLR方式運(yùn)行,高低OLR分別為0.67/0.67、0.71/0.60、0.77/0.52、0.80/0.40gCOD/(L?d),以合成配水為基質(zhì),探究高頻交替OLR對(duì)好氧顆粒污泥性能的影響,為提高好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性提供可行策略.由實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知,R1、R2、R3和R4的完整性系數(shù)分別可達(dá)到87.26%、94.78%、96.29%、79.63%,四者的EPS含量(以VSS計(jì))可達(dá)到81.04、109.46、115.28、139.56mg/g,PN/PS分別為4.75、7.49、8.28、3.26,表明值(高OLR/低OLR)為1.48時(shí)有利于提高好氧顆粒污泥的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性.此外R1、R2、R3和R4在穩(wěn)定時(shí)期的COD平均去除率分別為92.58%、91.52%、92.45%、92.52%,TP平均去除率分別為92.81%、93.35%、95.10%、61.01%,TN平均去除率分別為93.04%、92.24%、92.06%、85.32%,表明值為1.48時(shí)好氧顆粒污泥去除污染物的效果最好.

好氧顆粒污泥；高頻交替OLR；胞外聚合物；脫氮除磷；影響因素

目前,以好氧顆粒污泥(AGS)為主體的脫氮除磷工藝被認(rèn)為是最具有應(yīng)用前景的污水生物處理技術(shù)之一[1],其結(jié)構(gòu)緊湊、致密,具有較高的生物量密度、較強(qiáng)的耐沖擊負(fù)荷能力和良好的沉降性能. 由于溶解氧(DO)沿其縱向存在濃度差異,使AGS形成了獨(dú)特的分層結(jié)構(gòu):外層為好氧層,主要存在好氧菌(如硝化菌、聚磷菌),內(nèi)核會(huì)形成一個(gè)厭氧區(qū),主要存在厭氧生物(如反硝化菌、反硝化聚磷菌).獨(dú)特的分層結(jié)構(gòu),使得脫氮和除磷能夠在單個(gè)顆粒單元內(nèi)同步完成,相比較于絮狀污泥工藝,更能減少基建面積,節(jié)約投資.然而,AGS穩(wěn)定性差嚴(yán)重阻礙了其在廢水處理中的大規(guī)模應(yīng)用,Tay等[2]發(fā)現(xiàn)OLR影響AGS的形成及其穩(wěn)定性:在1kgCOD/m3·d的低OLR下,結(jié)構(gòu)松散的絮凝物在反應(yīng)器中占主導(dǎo)地位.Zheng等[3]的研究認(rèn)為在 6kg COD/(m3·d)的高OLR 下形成能夠緊湊的圓形AGS,隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,由于絲狀微生物的生長(zhǎng),AGS表面疏水性降低,穩(wěn)定性下降.有大量研究表明胞外聚合物(EPS)在維持成熟AGS空間結(jié)構(gòu)的完整性和穩(wěn)定性方面起著至關(guān)重要的作用[4-7],當(dāng)OLR突然增加時(shí),會(huì)刺激某些菌種(如和)分泌黏性物質(zhì),使顆粒污泥的內(nèi)部結(jié)構(gòu)更加密實(shí)且細(xì)菌在環(huán)境壓力下可形成過量的EPS[8].基于此,本研究采用高頻率交替高低OLR的運(yùn)行方式,反復(fù)刺激微生物分泌EPS,增強(qiáng)好氧顆粒的穩(wěn)定性,以期為AGS工藝的長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行提供有效的策略.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

設(shè)置4套SBR反應(yīng)器,分別為R1、R2、R3、R4,四者是高度直徑完全相同的有機(jī)玻璃柱(/= 10/3),有效容積為7L.R1、R2、R3、R4采用A/O/A模式運(yùn)行,曝氣強(qiáng)度為0.7L/min,每天運(yùn)行4個(gè)周期,每個(gè)周期360min,包括10min進(jìn)水,100min厭氧,130min好氧,90min缺氧,30min沉淀排水閑置時(shí)間,控制污泥齡為35d.本實(shí)驗(yàn)通過控制進(jìn)水量實(shí)現(xiàn)對(duì)OLR的調(diào)整,每4天進(jìn)行一次OLR的高低交替,具體運(yùn)行情況如表1所示.

表1 R1、R2、R3、R4運(yùn)行方式

注:=高OLR/低OLR.

1.2 接種污泥與實(shí)驗(yàn)用水

實(shí)驗(yàn)中所采用的接種污泥是實(shí)驗(yàn)室其他反應(yīng)器中已經(jīng)成熟的好氧顆粒污泥,污泥濃度為3500mg/L.實(shí)驗(yàn)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.

表2 人工配水水質(zhì)情況(mg/L)

1.3 分析項(xiàng)目與檢測(cè)方法

文中相關(guān)的分析項(xiàng)目與的檢測(cè)方法如表3所示.

表3 分析項(xiàng)目與檢測(cè)方法

1.4 EPS提取方法

取30mL泥水混合物,常溫下4000離心10min,去掉上清液后加入磷酸鹽緩沖液(PBS)恢復(fù)至原體積30mL.常溫下4000離心15min,離心后上清液中為L(zhǎng)B-EPS,去掉上清液后用PBS恢復(fù)至30mL,渦旋1min使離心管底部污泥完全散開,60℃水浴加熱30min.待樣品冷卻至接近室溫時(shí),4℃下20000離心20min,離心過后上清液中為TB-EPS.蛋白質(zhì)測(cè)定采用Lowry法,多糖測(cè)定采用蒽酮硫酸法[10-11].

1.5 完整性系數(shù)

完整性系數(shù)[12-13]能夠反映剪切強(qiáng)度,測(cè)定方法:從生物反應(yīng)器中取出5mL污泥顆粒懸浮液,用自來水清洗3次后,在50mL錐形瓶中用自來水稀釋至30mL,加蓋后將錐形瓶置于振蕩器上以300r/min振蕩2min,在250mL量筒中沉降1min后,倒出上清液并測(cè)量其懸浮固體(SS).將剩余的約5mL顆粒污泥再次稀釋至30mL,加蓋后將錐形瓶置于振蕩器上以300r/min再振蕩3min,在250mL量筒中沉降1min后,測(cè)定上清液中的SS,并測(cè)定沉降污泥的量.顆粒的物理強(qiáng)度用完整系數(shù)(IC)來表示,定義為經(jīng)過一段時(shí)間震蕩后殘留的顆粒污泥占原污泥總量的質(zhì)量百分比,計(jì)算方法如下:

式中:SSo為振蕩實(shí)驗(yàn)中好氧顆粒污泥量,mg;SS為震蕩后上清液中的污泥量,mg.

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥物理特性變化

2.1.1 生物量及沉淀性能變化 如圖1所示,接種污泥為實(shí)驗(yàn)室已培育好的成熟好氧顆粒污泥,初始污泥的MLSS、SVI、值分別為3000mg/L、36.74mL/g、0.85.隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,R1中的MLSS穩(wěn)步上升,50天后穩(wěn)定在6300mg/L左右,SVI值在整個(gè)運(yùn)行過程中基本穩(wěn)定.R2、R3采用交替OLR方式運(yùn)行,二者的MLSS在前期稍有下降,主要原因?yàn)槲勰噙m應(yīng)環(huán)境,產(chǎn)生一定的污泥膨脹,導(dǎo)致污泥流失,直至分別在第10天和第20天后開始呈上升趨勢(shì)最終分別穩(wěn)定在6732、6968mg/L,SVI值基本穩(wěn)定在34.84mL/g和33.68mL/g,沉降性能良好.R4的OLR變化程度最大,MLSS先降低至2789mg/L,然后緩慢增加至5582mg/L,其增長(zhǎng)速率與增長(zhǎng)幅度小于R2、R3,主要是由于絲狀菌生長(zhǎng)導(dǎo)致生物流失造成的,有研究表明[14]在SBR中當(dāng)飽食期遠(yuǎn)大于饑餓期時(shí),顆粒會(huì)出現(xiàn)絲狀膨脹的現(xiàn)象,R4中的m值過大導(dǎo)致AGS出現(xiàn)絲狀菌生長(zhǎng)的現(xiàn)象,其SVI指數(shù)呈逐漸上升的趨勢(shì),沉降性能下降.在整個(gè)運(yùn)行過程中,R1、R2、R3、R4的平均值分別為0.81,0.84,0.86,0.77,Wu等[15]發(fā)現(xiàn)擁有大粒徑的顆粒往往具有較厚的生物層,在本實(shí)驗(yàn)中R3的值已經(jīng)達(dá)到了0.86左右,高于其他反應(yīng)器,說明交替OLR的策略可以使好氧顆粒污泥的生物層增厚.

2.1.2 污泥粒徑及外觀形態(tài)特性 對(duì)初始好氧顆粒污泥、R1、R2、R3、R4運(yùn)行至100d的AGS進(jìn)行粒徑分布測(cè)量.由表4可以看出初始顆粒污泥平均粒徑為626.22μm,直徑1000μm以上的顆粒占25.94%,直徑500μm以下的占47.23%,R1、R2、R3、R4中污泥的平均粒徑分別為699.73,741.99,979.26,517.39μm,直徑1000μm以上的顆粒分別占28.55%、32.63%、45.24%、11.25%,與接種污泥相比,R1、R2、R3的平均粒徑與大粒徑占比都有所增加.主要是由于R2、R3交替OLR的運(yùn)行方式會(huì)刺激AGS分泌更多的EPS導(dǎo)致其粒徑增大,而R4過大的高低OLR差導(dǎo)致絲狀菌增殖使部分AGS解體.

如圖2所示,R1中顆粒污泥雖然表面光滑,但大多數(shù)呈扁平、桿狀甚至長(zhǎng)條狀不規(guī)則分布,R2、R3中的顆粒污泥相較于R1表面更加光滑且形態(tài)大多呈圓形,結(jié)構(gòu)密實(shí),具有清晰的邊界,這與MLSS的增加加劇顆粒之間的摩擦有關(guān).有研究表明在過低的OLR條件下的好氧顆粒污泥以絲狀菌為主,形態(tài)疏松[16],而R4中的顆粒污泥形狀不規(guī)則且表面已經(jīng)出現(xiàn)了絲狀菌導(dǎo)致顆粒污泥結(jié)構(gòu)疏松甚至部分解體.由此結(jié)合實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知,高頻交替OLR策略能夠有效地增加好氧顆粒污泥的粒徑且能使其形狀更為規(guī)則、圓潤(rùn)密實(shí).

表4 不同運(yùn)行方式下運(yùn)行100d時(shí)的污泥粒徑分布

圖2 第90d顯微鏡照片

2.1.3 IC值變化 顆粒污泥的強(qiáng)度可以定義為其抵抗剪切應(yīng)力引起的崩解的能力,如表5所示,R1、R2中的顆粒污泥的IC值在震蕩2min后分別為92.96%、97.59%,在5min后分別為87.26%、94.78%,而R3中顆粒污泥的IC在震蕩2min后為98.72%,在5min后為96.29%,高于R1、R2,R4中顆粒污泥的IC值最小,在震蕩2min后為88.60%,在5min后為79.63%,四者IC值關(guān)系為R3>R2>R1>R4,這說明在交替OLR條件下培養(yǎng)的顆粒具有更強(qiáng)的結(jié)構(gòu)強(qiáng)度.這可能是因?yàn)榻惶鍻LR的運(yùn)行模式會(huì)使好氧顆粒污泥反復(fù)產(chǎn)生應(yīng)激反應(yīng),每完成一次交替就對(duì)污泥形成一次刺激,EPS多次產(chǎn)生增強(qiáng)了好氧顆粒污泥的結(jié)構(gòu)強(qiáng)度,而OLR的變化程度越大其產(chǎn)量越多,因此R3的顆粒強(qiáng)度要大于R2,且R3相對(duì)于R2強(qiáng)度的增幅大于R2相對(duì)于R1的增幅,此外R4的值最大但其強(qiáng)度最差,說明OLR的增大刺激顆粒污泥產(chǎn)生應(yīng)激反應(yīng)存在最大閾值,超過閾值不僅不能增強(qiáng)顆粒的強(qiáng)度,還容易產(chǎn)生沖擊負(fù)荷對(duì)顆粒污泥的穩(wěn)定性產(chǎn)生負(fù)面作用,因此R4中的顆粒污泥結(jié)構(gòu)松散甚至出現(xiàn)解體現(xiàn)象.

表5 不同運(yùn)行方式下污泥IC值(%)

2.2 污染物去除性能變化

2.2.1 COD去除性能 反應(yīng)器運(yùn)行期間COD的去除效果變化,見圖3.R1的COD去除率在整個(gè)運(yùn)行過程中沒有較大的變化,都保持在92%左右;R2、R3、R4在運(yùn)行初期由于顆粒污泥沒有適應(yīng)OLR的交替改變所帶來的沖擊負(fù)荷,致使其處理COD性能相比較于R1有所下降,但分別經(jīng)過16、20、22d的運(yùn)行,三者COD去除率趨于穩(wěn)定,穩(wěn)定后的平均去除率可分別達(dá)到91.52%、92.45%、92.52%,這是由于微生物都具有一定的自我修復(fù)能力[17],可以抵御外界沖擊負(fù)荷所帶來的影響,適應(yīng)環(huán)境的變化.由此可知,OLR的交替變化對(duì)好氧顆粒污泥去除COD的能力并無太大影響.

2.2.2 TP去除性能 如圖4所示,有機(jī)底物對(duì) PAOs的生長(zhǎng)和代謝至關(guān)重要,在整個(gè)反應(yīng)器的運(yùn)行期間,R1中的TP去除率穩(wěn)定在92%左右,沒有較大變化.R2、R3、R4剛開始不適應(yīng)新的OLR交替模式,TP去除效果出現(xiàn)了不同程度的下降,隨著反應(yīng)的運(yùn)行,R2、R3分別在第16d、22d恢復(fù)至與R1相同的水平后,TP去除率相較于R1有一定的上升,平均去除率分別為93.35%、95.10%.有研究表明交替OLR形成的相對(duì)飽食饑餓環(huán)境有利于AOB的富集[18-19],從而使NO2--N積累,NO2--N是硝化和反硝化過程的中間產(chǎn)物,它既能在反硝化除磷過程中被用作電子受體,也可以是生物除磷過程中的抑制劑,這主要取決于NO2--N的濃度和污泥自身特點(diǎn),因此,R2、R3中TP去除率的升高可能是因?yàn)镹O2--N積累使系統(tǒng)中除了好氧除磷以外還存在反硝化除磷的緣故.R4的TP平均去除率為61.01%,其除磷效果已經(jīng)出現(xiàn)了明顯的惡化,分析其原因有兩點(diǎn):一是在高OLR模式下,普通異養(yǎng)菌利用有機(jī)物質(zhì)用于自身代謝生長(zhǎng),而普通異養(yǎng)細(xì)菌的生長(zhǎng)速度比PAOs快,它的增殖抑制了PAOs的生長(zhǎng),導(dǎo)致R4中磷的去除效果變差,二是亞硝酸鹽的過度積累抑制PAOs的活性進(jìn)而影響除磷效果.綜上,對(duì)于TP來說,值變化影響其去除率,由1增大至1.48有利于提高磷的去除率,>2則會(huì)抑制磷的去除.

圖3 運(yùn)行過程中COD濃度變化

2.2.3 脫氮性能 由圖5可知,4個(gè)反應(yīng)器的出水平均NH4+-N濃度分別為1.06～2.81,1.03～4.98,1.41～ 8.86,1.57～9.13mg/L,R2、R3、R4除了運(yùn)行前期AGS適應(yīng)新的運(yùn)行方式去除率有所下降以外,四者平均去除率分別為96.72%、96.17%、95.85%、92.88%,說明隨著值的增大,AGS的NH4+-N去除效果有所下降,特別是R4下降程度最大. R1、R2、R3、R4的出水TN范圍為2.47～4.92,3.06～7.45,3.16～11.56,3.34～12.86mg/L,適應(yīng)環(huán)境后TN的平均去除率分別達(dá)到了93.04%、92.24%、92.06%、85.32%.R4的TN去除率在第32d出現(xiàn)了明顯下降,分析其原因主要為OLR的交替變化形成的間歇饑餓環(huán)境導(dǎo)致好氧末端亞硝酸鹽的積累,而高濃度的亞硝酸鹽對(duì)硝化菌和反硝化菌等多種微生物活性產(chǎn)生抑制作用[20],使顆粒污泥在缺氧階段的反硝化能力下降,出水中的NO2--N、NO3--N濃度增加,整體的TN去除率下降.

圖4 運(yùn)行過程中TP濃度變化

2.2.4 典型周期污染物變化 為了明晰一個(gè)周期內(nèi)污染物的具體變化,在反應(yīng)器運(yùn)行的第100天進(jìn)行了周期實(shí)驗(yàn),具體污染物變化如圖6所示.在厭氧階段COD被迅速消耗,厭氧前50min,COD去除速率最快,同時(shí)水中TP隨著COD濃度的下降同步增長(zhǎng),50min時(shí)四個(gè)反應(yīng)器的TP濃度分別達(dá)到34.86,36.26,36.45,35.86mg/L,液相中TP濃度不斷上升,COD濃度逐漸下降,符合聚磷微生物典型的厭氧代謝特征,通常在強(qiáng)化生物除磷系統(tǒng)中,ΔP/ΔVFA值(ΔP為TP的變化量,mmol P/L,ΔVFA值為有機(jī)物的變化量,mmol C/L)作為厭氧條件下微生物參與有機(jī)物攝取過程重要的代謝指標(biāo)和生物除磷過程的典型參數(shù),可以粗略用來表示微生物的代謝類型. Acevedo等[21]的研究中提到PAOs代謝模型的ΔP/ΔVFA值范圍在0.16～0.50之間,本研究中R1、R2、R3、R4的ΔP/ΔVFA值分別為0.21,0.20,0.21,0.20,均處于0.16和0.50之間,說明R1、R2、R3、R4中的絕大部分COD在厭氧階段,被PAOs吸收轉(zhuǎn)化為聚羥基脂肪酸酯(PHA)

進(jìn)入好氧階段后NH4+-N下降,直至200min后濃度接近于0,在此期間各個(gè)反應(yīng)器的NO2--N、NO3--N濃度增加,好氧末端R1、R2、R3、R4的NO2--N濃度分別增加至0.31,2.76,4.96,8.10mg/L,NO3--N濃度分別增加至9.50,9.17,8.25,7.20mg/L,NH4+-N分別轉(zhuǎn)化為NO2--N、NO3--N,不同的是好氧末端R1、R2中的NO2--N濃度明顯小于R3、R4,說明在交替OLR的模式下,值越大則越有利于AOB的增殖,特別是R4,好氧末的NO2--N遠(yuǎn)高于其他3個(gè)反應(yīng)器,驗(yàn)證了2.2.3節(jié)中R4除磷效果較差的原因分析.TP在好氧段通過PAOs的吸磷作用迅速被去除,在好氧末端的TP濃度別為0.47,0.66,0.75,3.42mg/L,說明隨著亞氮積累濃度的增加好氧吸磷的效果受到影響,導(dǎo)致R4中的除磷效果惡化,與2.2.2節(jié)的結(jié)果一致.

在缺氧階段,NO2--N、NO3--N在反硝化菌的作用下迅速被去除,不同的是在缺氧末端,R4的NO2--N、NO3--N明顯高于R1、R2和R3,說明過高的NO2--N抑制了反硝化菌的活性,導(dǎo)致R4中N的去除能力降低.R1、R2的TP濃度在缺氧段并無太大變化,說明R1、R2中的P幾乎全是通過聚磷菌好氧吸磷去除的,R3中缺氧末端的TP濃度為0.27mg/L,小于好氧末端TP濃度,說明R3中存在反硝化聚磷菌參與除磷,因此R3中的TP去除率要高于R1、R2(2.2.2節(jié)),R4中的缺氧末TP濃度小于其好氧末TP濃度,雖然也存在一定的反硝化除磷,但由于過高的NO2--N濃度抑制了除磷主力PAOs,其總體的TP去除率并沒有提高反而降低.

2.3 EPS分析

顆粒的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性與EPS密切相關(guān),EPS是蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)的總和,運(yùn)行過程中的EPS含量(以VSS計(jì))變化如圖7所示.初始接種污泥的EPS為52.92mg/g,隨著反應(yīng)器的運(yùn)行,R1、R2、R3、R4的EPS含量逐步穩(wěn)定在81.04,109.46,115.28,139.56mg/g.有研究表明[22-23],顆粒污泥會(huì)分泌胞外聚合物來抵御環(huán)境的不斷變化,間歇饑餓條件能夠促進(jìn)EPS的產(chǎn)生,有利于提高AGS的穩(wěn)定性,而R2、R3的OLR的交替變化使之形成相對(duì)飽食饑餓環(huán)境促進(jìn)了R2、R3中EPS的產(chǎn)生使其高于R1.R4中的EPS含量高于其他反應(yīng)器,有研究表明[24],與顆粒污泥相比,絮狀污泥的EPS釋放量更高,結(jié)合2.1.2節(jié)顆粒污泥的粒徑與形態(tài),說明R4中EPS含量的增加與R2、R3中EPS增加的原因不同,其顆粒污泥解體為絮狀污泥是其EPS含量增加的主要原因.

R1、R2、R3、R4中的PN(以VSS計(jì))含量分別為66.95,96.57,102.86,106.80mg/g,PS(以VSS計(jì))含量分別為14.09,12.89,12.42,32.76mg/g. PN/PS分別為4.75,7.49,8.28,3.26,有研究表明[25-26],PN的含量與細(xì)胞表面疏水性呈正相關(guān)關(guān)系,疏水性氨基酸的量隨著PN的減少而減少,從而降低了污泥表面的疏水性,使污泥中的結(jié)合水增加,導(dǎo)致絮體松散,脫水沉降困難,且PN含量的增加能增強(qiáng)PN與二價(jià)金屬離子(Ca2+、Mg2+等)之間的架橋效應(yīng),提高生物聚集體的穩(wěn)定性,與其他反應(yīng)器相比,R3中的PN含量較高,較高的PN/PS值(可達(dá)8.28)也從另一方面印證了R3中顆粒良好的疏水性與穩(wěn)定性,說明高頻交替OLR策略有助于AGS產(chǎn)生EPS特別是PN.R4中PS的含量隨著反應(yīng)器的運(yùn)行增加,最終穩(wěn)定至32.76mg/g,PN/PS值較低,說明高低OLR運(yùn)行模式下過大的OLR差容易使AGS產(chǎn)生更多的PS,而PS中含有大量親水基團(tuán),對(duì)污泥表面的親水性有很大貢獻(xiàn)[27],因此,R4中PS的增加使AGS的親水性增加,促進(jìn)了EPS與水的結(jié)合,導(dǎo)致污泥結(jié)構(gòu)松散和沉降性能變差.綜上所述,高頻交替OLR運(yùn)行模式能促進(jìn)AGS分泌EPS增加其穩(wěn)定性,值得注意的是,OLR的值要控制在2以內(nèi),值過大反而不利于AGS的穩(wěn)定性.

3 結(jié)論

3.1 通過高頻交替OLR的運(yùn)行方式可以提高AGS的穩(wěn)定性,與值為1的反應(yīng)器相比,為1.48的OLR交替條件下的AGS形態(tài)更加圓潤(rùn)規(guī)則,其IC值可達(dá)到96.29%,具有良好的結(jié)構(gòu)強(qiáng)度.

3.2 OLR交替下AGS的SVI值穩(wěn)定在33.68mL/g左右,平均粒徑可達(dá)到979.26μm,維持在0.86左右,具有良好的沉降性和生物活性.

3.3 隨著交替OLR下值的增大,AGS的COD去除性能并沒有受到太大影響,去除率始終保持在90%以上,TP、TN的去除率略有增大后減小,說明值要控制在2以內(nèi),否則不利于N、P的去除.

3.4 PN/PS值隨著值的增大先升高后降低,而m值為1.48時(shí)PN/PS值最高,可達(dá)到8.28.

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Enhancement of aerobic granular sludge by high-frequency alternating OLR.

LI Dong1*,GAO Fei-yan1,XIE Yi-bo1,LI Zhu1,ZHANG Jie1,2

(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).,2022,42(8)：3635～3642

In this study,four parallel cylindrical sequencing batch reactors,R1,R2,R3 and R4,were operated by constant organic loading rate (OLR) and three alternating OLR modes respectively,fed with synthetic water. Their high and low OLR were 0.67/0.67,0.71/0.60,0.77/0.52 and 0.80/0.40gCOD/(L?d) respectively. The effect of high-frequency alternating OLR on the performance of aerobic granular sludge was explored to provide feasible strategies for improving the stability of aerobic granular sludge. The results showed,the integrity coefficients of R1,R2,R3 and R4 could reach 87.26%,94.78%,96.29% and 79.63%,respectively. The EPS content (VSS) of the four reactors were 81.04,109.46,115.28 and 139.56mg/g and PN/PS were 4.75,7.49,8.28 and 3.26,respectively,indicating that thevalue (high OLR/low OLR) of 1.48 was beneficial to improve the structural stability of aerobic granular sludge. In addition,the average COD removal efficiency of R1,R2,R3 and R4in the stable period were 92.58%,91.52%,92.45% and 92.52%,respectively. The average TP removal efficiency were 92.81%,93.35%,95.10% and 61.01%,respectively. The average TN removal efficiency were 93.04%,92.24%,92.06% and 85.32%,respectively,indicating that the aerobic granular sludge had the best effect of removing pollutants when the m value was 1.48.

aerobic granular sludge；high frequency alternating OLR；extracellular polymeric substance；nitrogen andphosphorus removal；influencing factors

X703.1

A

1000-6923(2022)08-3635-08

2022-01-13

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

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.