不同厭氧時(shí)間對(duì)富集聚磷菌的SNDPR系統(tǒng)處理性能的影響

戴 嫻,彭永臻,王曉霞,王淑瑩 (北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124)

?

不同厭氧時(shí)間對(duì)富集聚磷菌的SNDPR系統(tǒng)處理性能的影響

戴 嫻,彭永臻*,王曉霞,王淑瑩 (北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124)

摘要：在延時(shí)厭氧(3h)/低氧(2.5h,溶解氧0.5～1.0mg/L)條件下運(yùn)行的富集聚磷菌的同步硝化反硝化(SNDPR)系統(tǒng)中,以城市生活污水為處理對(duì)象,研究了不同厭氧時(shí)間(3.5,3,2,1.5h)對(duì)系統(tǒng)內(nèi)碳源貯存以及脫氮除磷效果的影響.試驗(yàn)結(jié)果表明:厭氧時(shí)間為3.5h,反應(yīng)器脫氮效果最好.厭氧時(shí)間為3h時(shí),反應(yīng)器除磷效果最好,出水P O43-濃度為0.35mg/L.厭氧時(shí)間從1.5h逐漸上升到3.5h時(shí),厭氧末貯存的聚羥基脂肪酸-PHAs的量也隨之增加;當(dāng)厭氧時(shí)間從3h升至3.5h時(shí),釋P量反而下降,出水P濃度反而升高.這說(shuō)明增加厭氧時(shí)間有利于強(qiáng)化內(nèi)碳源貯存,但過(guò)長(zhǎng)的厭氧時(shí)間反而不利聚磷菌種群的富集.運(yùn)行51個(gè)周期之后在厭氧時(shí)間為1.5h和2h的反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)非絲狀菌膨脹;反應(yīng)周期內(nèi)pH值的變化曲線可以作為反應(yīng)各個(gè)過(guò)程的指示參數(shù).

關(guān)鍵詞：同步硝化反硝化除磷；聚羥基脂肪酸–PHAs；聚磷菌；厭氧時(shí)間；非絲狀菌膨脹

* 責(zé)任作者, 院士, pyz@bjut.edu.cn

強(qiáng)化生物除磷技術(shù)(EBPR)是指通過(guò)微生物大量吸收水中溶解性的磷酸鹽從而去除磷的活性生物污泥系統(tǒng),其去除量超過(guò)自身代謝繁殖所需要的磷酸鹽的量.EBPR工藝的核心就在于保證聚磷菌(PAOs)的生長(zhǎng),提高PAOs相對(duì)于異養(yǎng)菌所占的比例[1].同步硝化反硝化(SND)是指在空間上沒(méi)有明顯缺氧和好氧分區(qū)或者在微溶解氧的條件下,硝化和反硝化反應(yīng)在空間和時(shí)間上同步進(jìn)行的生物脫氮過(guò)程.

富集聚磷菌耦合同時(shí)硝化反硝化除磷工藝(SNDPR系統(tǒng))是指在低溶解氧的條件下,將強(qiáng)化生物除磷(EBPR)系統(tǒng)與同步硝化反硝化(SND)耦合的一種新型工藝.SNDPR系統(tǒng)為厭氧/好氧運(yùn)行,首先在厭氧段,聚磷菌吸收原水中的外碳源釋放PO43-的同時(shí)將外碳源轉(zhuǎn)化成內(nèi)碳源以聚羥基脂肪酸—PHAs的形式貯存.而后在低溶解氧狀態(tài)下,反應(yīng)器內(nèi)發(fā)生常規(guī)硝化、內(nèi)源反硝化反應(yīng)的同時(shí)存在反硝化除磷以及好氧除磷的過(guò)程.實(shí)現(xiàn)了”一碳多用”,同時(shí)硝化過(guò)程需要堿度,而反硝化過(guò)程則剛好能為消耗過(guò)程部分堿度,由此解決反硝化與除磷對(duì)碳源競(jìng)爭(zhēng)的矛盾,節(jié)省碳源,無(wú)需要外加堿度,同時(shí)能充分利用有機(jī)碳源,進(jìn)一步降低脫氮除磷過(guò)程中碳源和氣量消耗、簡(jiǎn)化工藝流程,對(duì)處理低碳氮比的城市生活污水是具有發(fā)展?jié)摿Φ男滦吞幚砉に嘯2].

目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于SNDPR系統(tǒng)的研究報(bào)道大多集中在其過(guò)程的實(shí)現(xiàn)[3].而PHAs作為一種慢速生物可降解的碳源,其在生物脫氮除磷領(lǐng)域中的研究主要集中在活性污泥合成PHAs的影響因素方面,對(duì)利用PHAs作為碳源的SNDPR過(guò)程,研究其變化對(duì)于從更深層次探討SNDPR系統(tǒng)的穩(wěn)定實(shí)現(xiàn)及過(guò)程控制存在非常重要的意義.SNDPR系統(tǒng)為厭氧/低氧運(yùn)行,內(nèi)碳源PHAs的積累主要是在厭氧段積累,好氧段消耗, 且厭氧段PHAs貯存量的多少直接影響后續(xù)低氧段的內(nèi)源反硝化及除磷效果.目前,還未有研究報(bào)道通過(guò)延長(zhǎng)厭氧時(shí)間來(lái)實(shí)現(xiàn)SNDPR系統(tǒng)更高效的脫氮除磷.本文采用4組序批式反應(yīng)器(SBR),研究了不同厭氧時(shí)間對(duì)于以PHAs作為主要碳源的SNDPR系統(tǒng)脫氮除磷效果的長(zhǎng)期影響,為進(jìn)一步提高SNDPR系統(tǒng)的脫氮除磷性能提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 主反應(yīng)器

試驗(yàn)用泥取自本實(shí)驗(yàn)室長(zhǎng)期運(yùn)行120d的SNDPR-SBR主反應(yīng)器.主SBR有效容積為8L,充水比0.6,每天運(yùn)行4個(gè)周期,每個(gè)周期為6h: 15min進(jìn)水,3h厭氧,2.5h好氧,25min沉淀,3min排水,2min閑置.污泥齡控制在15d左右,好氧段溶解氧維持在0.5～1mg/L.系統(tǒng)訓(xùn)化120d后,已實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的N、P去除效果,MLSS穩(wěn)定在3000mg/L左右,通過(guò)熒光原位雜交技術(shù)(FISH)檢測(cè)反應(yīng)器中微生物種群結(jié)構(gòu).結(jié)果顯示,主反應(yīng)器SBR內(nèi)PAOs占全菌總數(shù)的34%±3%,,其中PAOs內(nèi)含45.9%的反硝化聚磷菌.

1.2 試驗(yàn)方案

不同厭氧時(shí)間(210,180,120,90min)對(duì)SNDPR系統(tǒng)的脫氮除磷效果及PHB貯存消耗情況的影響試驗(yàn)在4個(gè)批次SBR(1#,2#,3#,4#,有效容積均為3L)中進(jìn)行.試驗(yàn)過(guò)程中,取主反應(yīng)器閑置期活性污泥2L,用自來(lái)水生活污水稀釋至6L,并將污泥平均分裝到4個(gè)批次SBR中.4個(gè)批次SBR的運(yùn)行周期分別為:厭氧3.5h,好氧2.5h(1# SBR),厭氧3h,好氧2.5h(2# SBR),厭氧2.5h,好氧2.5h(3# SBR),厭氧1.5h,好氧2.5h(4# SBR),相應(yīng)調(diào)整各反應(yīng)器閑置時(shí)間,其他運(yùn)行參數(shù)與母反應(yīng)器一致.每天運(yùn)行4個(gè)周期,每周期加上反應(yīng)器閑置時(shí)間為6h一周期.采用磁力攪拌器,轉(zhuǎn)速250r/min.

圖1 不同厭氧時(shí)間批次試驗(yàn)SBR反應(yīng)器Fig.1 Sequencing batch reactor (SBR) experimental device for different anaerobic time

1.3 試驗(yàn)用水水質(zhì)

試驗(yàn)用水取自北京市某家屬區(qū)化糞池生活污水,具體水質(zhì)為: COD濃度為150～230mg/L, NH4+-N濃度為58～75mg/L, NO2--N濃度<1mg/L,NO3--N濃度0.1～1.4mg/L, PO43-濃度5.6～8.6mg/L, pH值為7.3～7.6.

1.4 試驗(yàn)數(shù)據(jù)檢測(cè)方法

水樣經(jīng)過(guò)0.45μm 濾紙過(guò)濾后測(cè)定以下各參數(shù):NH4+-N,NO2--N,NO3--N和TP采用LACHAT-8500型流動(dòng)注射儀測(cè)定;COD采用聯(lián)華5B-3(B)COD多元快速測(cè)定儀測(cè)定;MLSS與MLVSS采用重量法測(cè)定;pH值、溫度與DO值采用WTW pH/Oxi 340i測(cè)定;PHA及其組分、VFA采用Agilent 6890N型氣相色譜儀測(cè)定,PHA的總量為PHB、PHV之和,所有的測(cè)量值為2個(gè)平行樣的平均值.

用OLYMPUSBX51BX52顯微鏡對(duì)污泥絮體內(nèi)微生物進(jìn)行觀察SV是活性污泥在100mL的量筒內(nèi)靜沉30min測(cè)得.SVI值根據(jù)SV和MLSS進(jìn)行計(jì)算得到[3].反應(yīng)中用污泥指數(shù)(SVI)來(lái)反映污泥沉降性能.當(dāng)SVI值到150mL/g以上時(shí),認(rèn)為發(fā)生污泥膨脹[4].

2 結(jié)果與討論

2.1 不同厭氧時(shí)間下典型周期內(nèi)SNDPR系統(tǒng)脫氮除磷性分析

圖2 不同厭氧時(shí)間下各SBR反應(yīng)器典型周期內(nèi)NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43-變化Fig.2 Variations of NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43-concentrations under different anaerobic time during a typical cycle

由圖2可以看出,隨著厭氧時(shí)間的延長(zhǎng),出水TN濃度減小.并且厭氧段NH4+-N、NO2--N濃度均沒(méi)有明顯變化,但NO3--N濃度在厭氧開(kāi)始前20分鐘內(nèi)有降低的趨勢(shì),尤其體現(xiàn)在厭氧時(shí)間為1.5h和2h時(shí),厭氧初NO3--N濃度高達(dá)6～8mg/L.NO3--N濃度在厭氧段變化的曲線說(shuō)明, 在厭氧段開(kāi)始階段反硝細(xì)菌要優(yōu)先利用小部分有機(jī)物進(jìn)行外源反硝化作用.同時(shí)從PO43-變化曲線可以看出,當(dāng)厭氧攪拌時(shí)間不同時(shí), PO43-濃度都在厭氧結(jié)束時(shí)達(dá)到最大;并且厭氧時(shí)間從1.5h逐漸增加到3h時(shí),總釋P量隨厭氧攪拌時(shí)間延長(zhǎng)而增加,厭氧時(shí)間為3h時(shí)厭氧末PO43-濃度最高,達(dá)26.1mg/L.此外從釋P曲線可以看出,厭氧時(shí)間為1.5、2、3、3.5h時(shí),在厭氧前1.5h內(nèi)釋磷量達(dá)到90%以上,釋磷速率較大,在隨后的厭氧時(shí)間內(nèi)PO43-只有少量的釋放.說(shuō)明厭氧時(shí)間主要影響釋磷速率,對(duì)于釋磷的總時(shí)間影響不大[5].

從圖2可以看出,在低溶解氧起始階段,PO43-濃度呈快速下降的趨勢(shì),并在1.5h內(nèi)基本被吸收.當(dāng)厭氧時(shí)間為3h和3.5h的時(shí)候,NO2--N和NO3--N濃度在低溶解氧階段開(kāi)始的1h內(nèi)NO3--N濃度上升緩慢,而NO2--N濃度上升緩慢速率大于NO3--N.隨后NO2--N濃度達(dá)到最高點(diǎn)后開(kāi)始緩慢下降,同時(shí)NH4+-N的下降速率變小, NO3--N濃度的明顯變大.而當(dāng)厭氧時(shí)間為1.5h 和2h的時(shí)候,在低溶解氧階段開(kāi)始的1h, NO2--N濃度緩慢上升,隨后逐漸下降,但 NO3--N濃度持續(xù)上升,且上升速率大于NO2--N上升的速率.由此可見(jiàn)當(dāng)厭氧時(shí)間為3h和3.5h時(shí),其內(nèi)源反硝化速率明顯大于當(dāng)厭氧時(shí)間為1.5h和2h時(shí)候的厭氧速率.從圖2還可看出PO43-的曲線在低溶解氧前1.5h內(nèi)下降較快,由此可見(jiàn),在富集聚磷菌的SNDPR系統(tǒng)中,聚磷菌為優(yōu)勢(shì)菌種,低溶解氧段聚磷菌利用PHB的能力大于反硝化細(xì)菌,以上現(xiàn)象同樣說(shuō)明,NO2--N,NO3--N,NH4+-N的變化反映了反硝化除磷作用的進(jìn)行程度,以及同步硝化內(nèi)源反硝化作用的情況[6].

從PO43-濃度來(lái)看,當(dāng)厭氧攪拌時(shí)間從3h提到3.5h時(shí),其釋磷量反而下降,厭氧末PO43-濃度值為22.5mg/L.說(shuō)明厭氧時(shí)間為3.5h時(shí),聚磷菌的活性小于當(dāng)厭氧時(shí)間為3h的時(shí)候.通過(guò)圖2對(duì)系統(tǒng)硝化性能和釋磷、吸磷曲線分析以可以發(fā)現(xiàn)反硝化聚磷協(xié)同好氧聚磷的作用利用內(nèi)碳源的速率大于反硝化菌利用內(nèi)碳源的速率,而對(duì)于外碳源的利用則正好相反,反硝化菌利用外碳源的速率大于聚磷菌.而在反應(yīng)低曝氣階段出現(xiàn)了NO2--N濃度積累的現(xiàn)象,因此可能存在短程硝化反硝化的現(xiàn)象[7-8].

2.2 不同厭氧時(shí)間下典型周期內(nèi)PHB貯存及糖原消耗情況分析

表1 典型周期內(nèi)糖原、PHA、COD的變化情況Table 1 The utilization characteristics case of Glycogen、PHA and COD during a typical cycle

從表1中可以看出,當(dāng)厭氧時(shí)間為3.5h時(shí),反應(yīng)器厭氧段糖原的消耗量和合成量最高為16.32mg/g和21.68mg/g;厭氧時(shí)間為1.5h時(shí),反應(yīng)器厭氧段糖原的消耗量和低氧段糖原的生成量均最小分別為為6.95mg/g和10.13mg/g.

對(duì)糖原數(shù)據(jù)的分析可知,厭氧時(shí)間越長(zhǎng)厭氧段糖原的消耗量越大,同時(shí)在低溶解氧階段生成的糖原量越高.根據(jù)2.1節(jié)中PO43-曲線圖可知,當(dāng)厭氧時(shí)間為3.5h時(shí),其釋P和吸P量小于厭氧時(shí)間為3h的時(shí)候,但是其PHA和糖原的合成量隨著時(shí)間的延長(zhǎng)而增加.推測(cè)其原因?yàn)樵趨捬鯐r(shí)間為3.5h的條件下系統(tǒng)長(zhǎng)期運(yùn)行,反應(yīng)器內(nèi)菌種產(chǎn)生一定的變化.有研究表示在富集聚磷的系統(tǒng)內(nèi)聚糖菌(GAOs)的代謝過(guò)程與聚磷菌(PAOs)類似,厭氧段GAOs吸收有機(jī)質(zhì)并以PHA的形式貯存在細(xì)胞內(nèi),在好氧階段GAOs并不能吸收磷酸鹽;并且在低溶解氧階段GAOs每消耗1mol的PHA生成約0.95mol的糖原,而PAOs每消耗1mol的PHA只生成約0.42mol的糖原,因此可知聚糖菌合成PHA和糖原的能力要大于聚磷菌.分析為當(dāng)厭氧時(shí)間為3.5h時(shí),長(zhǎng)期運(yùn)行下反硝化聚糖菌的含量變大,生物活性增強(qiáng),而厭氧時(shí)間越長(zhǎng),其消耗的糖原的量越多,同時(shí)生成量也越多.這也驗(yàn)證了2.1中的現(xiàn)象,當(dāng)厭氧時(shí)間延長(zhǎng)時(shí),厭氧段糖原消耗量增多, PHA合成量增,并且好氧段同步硝化反硝化作用更明顯,但是當(dāng)厭氧時(shí)間從3h延長(zhǎng)到3.5h其釋磷和吸磷量反而下降[10-12].

表1中各反應(yīng)器典型周期內(nèi)COD消耗和PHA變化數(shù)據(jù)顯示,厭氧時(shí)間為1.5和2h時(shí),厭氧末端COD值較高,然而當(dāng)厭氧時(shí)間從2h延長(zhǎng)至3h時(shí),出水COD的值降低約4～5mg/L.但是當(dāng)厭氧時(shí)間從3h延長(zhǎng)至3.5h時(shí)出水COD的值沒(méi)有繼續(xù)下降.這說(shuō)明COD在一定的時(shí)間范圍內(nèi)延長(zhǎng)厭氧時(shí)間有利于強(qiáng)化少量較難降解的有機(jī)物的吸收,但是仍有部分剩余難分解的有機(jī)物并不能通過(guò)延長(zhǎng)厭氧時(shí)間而得以去除.

從PHA的數(shù)據(jù)來(lái)看當(dāng)厭氧時(shí)間從1.5h延長(zhǎng)至3.5h,隨著厭氧時(shí)間的延長(zhǎng),厭氧末期PHA的合成量增大.當(dāng)厭氧時(shí)間為3.5h時(shí),其厭氧末端PHA的合成量最大為28.04mmol C/L.從PHB和PHV的合成來(lái)看,當(dāng)厭氧時(shí)間從1.5h延長(zhǎng)至2h時(shí)主要為PHB的增長(zhǎng);而當(dāng)厭氧時(shí)間從2h延長(zhǎng)至3h時(shí),以PHB值的增長(zhǎng)為主,同時(shí)PHV值也有較大的增長(zhǎng).當(dāng)厭氧時(shí)間從3h增至3.5h主要為PHB的增加,而PHV值不變.分析延長(zhǎng)厭氧時(shí)間有利于不易被利用的VFA的吸收.但當(dāng)厭氧時(shí)間延長(zhǎng)至3.5h,長(zhǎng)期運(yùn)行下系統(tǒng)內(nèi)種群可能產(chǎn)生變化,破壞了聚磷菌的優(yōu)勢(shì),使得聚磷菌的富集程度降低,而聚糖菌活性增強(qiáng)[13];同時(shí)由于聚糖菌和聚磷菌代謝能力的不同,因此在3.5h的厭氧時(shí)間下,PHA相對(duì)于3h時(shí),改變主要體現(xiàn)在PHB上.

2.3 不同厭氧時(shí)間下SNDPR系統(tǒng)內(nèi)pH值變化情況分析

在不同厭氧時(shí)間,溶解氧為0.5～1.0mg/L的條件下,連續(xù)運(yùn)行120d,待系統(tǒng)穩(wěn)定后典型周期內(nèi)化學(xué)參數(shù)的變化規(guī)律如圖3所示.

圖3 各典型周期內(nèi)pH值各反應(yīng)器變化曲線Fig.3 Variations of pH value under different anaerobic time during a typical cycle

從圖3可以看出,在富集聚磷菌的SNDPRSBR系統(tǒng)內(nèi),各反應(yīng)器反應(yīng)周期內(nèi)pH值波動(dòng)范圍都在7.4～8.5之間,而高堿度有利于聚磷菌(PAOs)的生長(zhǎng).當(dāng)厭氧時(shí)間為1.5、2、3h時(shí),在厭氧開(kāi)始的前10min內(nèi),pH值有個(gè)增長(zhǎng)的過(guò)程,而在隨后的1h內(nèi)pH值緩慢的減小直至最低值,隨后pH值隨時(shí)間緩慢增長(zhǎng)直至厭氧結(jié)束,這時(shí)候pH值的增長(zhǎng)速率較小.分析這是由于在反應(yīng)開(kāi)始階段,反硝化細(xì)菌利用外碳源對(duì)上周期殘留的NO3--N進(jìn)行反硝化作用,而反硝化作用是個(gè)產(chǎn)堿的過(guò)程,因此pH值有個(gè)極其短暫并且少量的增長(zhǎng)過(guò)程.隨后反應(yīng)器內(nèi)聚磷菌PAOs利用外碳源進(jìn)行釋磷作用,此階段有H+產(chǎn)生,pH值下降,因此可以看出pH值的谷點(diǎn)預(yù)示著釋磷作用的基本完成.

Filipe等[14]在研究EBPR厭氧放磷過(guò)程pH值的變化時(shí)也發(fā)現(xiàn)了pH值上升的現(xiàn)象.分析在厭氧時(shí)間較長(zhǎng)的條件下,其原因主要可能為系統(tǒng)中存在聚糖菌GAOs,它們將直接吸收VFA,而不釋放出相同數(shù)量的質(zhì)子產(chǎn)物,從而使得pH值有升高的趨勢(shì),這同樣驗(yàn)證了在厭氧時(shí)間長(zhǎng)的情況下GAO同樣能將外碳源轉(zhuǎn)化為PHA貯存,并且在厭氧時(shí)間長(zhǎng)的條件下PHA中PHV的含量比例增加.當(dāng)厭氧時(shí)間為2h和1.5h的時(shí)候,pH在厭氧段下降趨勢(shì)減緩,尤其是厭氧時(shí)間為1.5h時(shí)厭氧段反而呈緩慢上升的趨勢(shì).分析其原因可能是因?yàn)樵陂L(zhǎng)時(shí)間縮短厭氧時(shí)間的條件下運(yùn)行,其PAOs的活性逐漸降低,釋磷量減小,而這個(gè)過(guò)程中有機(jī)酸VFA被吸收,pH值呈緩慢上升的趨勢(shì).

在好氧階段開(kāi)始后,在前30min內(nèi)pH值上升的速率較大.在之后的1h內(nèi)較為平緩,.在最后的十幾分鐘內(nèi)pH值有一定的下降.在好氧開(kāi)始階段這時(shí)候外碳源基本完全消耗,COD處于幾乎穩(wěn)定的狀態(tài),因此引起pH值上升的原因主要是因?yàn)楫悩泳⑸飳?duì)有機(jī)底物的分解代謝和合成代謝,最終都要形成CO2,CO2溶解在水中導(dǎo)致pH值下降,但是曝氣又不斷的將產(chǎn)生的CO2吹脫,從而引起pH值的不斷大幅上升;由此可以看出在低曝氣的開(kāi)始階段,發(fā)生了明顯的同步硝化反硝化作用,此階段對(duì)應(yīng)的氨氮值下降,而NO3--N、NO2--N濃度沒(méi)有明顯的增長(zhǎng),驗(yàn)證了文章2.1的現(xiàn)象.在好氧結(jié)束的最后十幾分鐘內(nèi),碳源利用完全,此時(shí)反硝化作用停止,硝化作用繼續(xù),硝化作用是產(chǎn)H+的過(guò)程, pH在這個(gè)階段降低.因此在SNDPR-SBR系統(tǒng)中pH的變化可以作為反應(yīng)各個(gè)過(guò)程的指示參數(shù)[15].

2.4 不同厭氧時(shí)間對(duì)各反應(yīng)系統(tǒng)污泥沉降性能的影響

4組批次SBR(厭氧時(shí)間分別為3.5、3、2、 1.5h)反應(yīng)器內(nèi)污泥的沉降性能采用SVI表示.文獻(xiàn)指出,低溶解氧會(huì)促使絲狀菌的過(guò)量生長(zhǎng),引起絲狀菌污泥膨脹[16].由圖4可知,試驗(yàn)中的4組反應(yīng)器雖都在低溶解氧條件下進(jìn)行,但由于厭氧時(shí)間的不同,污泥的沉降性能也有較大的差異.反應(yīng)器運(yùn)行起始階段,SVI的值都為67～69mL/g,隨著運(yùn)行周期的增多,SVI都有所上升.其中當(dāng)厭氧時(shí)間為3h和3.5h時(shí),在反應(yīng)的前51個(gè)周期,SVI達(dá)到128mL/g左右,但在后來(lái)的70個(gè)周期里,SVI始終維持在120 ～149mL/g,污泥沒(méi)有發(fā)生膨脹現(xiàn)象[17-18].從圖5可知顯微鏡下觀察污泥絮體內(nèi)微生物,都有少量的絲狀菌存在,但其并沒(méi)有對(duì)污泥的沉降性能產(chǎn)生嚴(yán)重的影響,這說(shuō)明低溶解氧不一定會(huì)引起絲狀菌污泥膨脹,而絲狀菌的存在也不一定會(huì)引起污泥膨脹.

圖4 長(zhǎng)期運(yùn)行下各周期內(nèi)污泥沉降性能Fig.4 The performance curves of sludge during the cycle of settlement under different anaerobic time

圖5 長(zhǎng)期運(yùn)行下不同厭氧時(shí)間下各反應(yīng)器典型周期內(nèi)革蘭氏染色圖片F(xiàn)ig.5 The Gram staining images of four SBR under different anaerobic time during a typical cycle

當(dāng)厭氧時(shí)間為1.5和2h的時(shí)候,污泥的沉降性能變化較大.在前51個(gè)周期內(nèi)SVI值都維持在150mL/g以下.但隨后開(kāi)始迅速增長(zhǎng),其中厭氧時(shí)間為1.5h時(shí)增長(zhǎng)速率較大,最高可達(dá)到231mL/g.從外觀上看污泥外存在一層粘稠物質(zhì),污泥混合液難過(guò)濾.通過(guò)鏡檢發(fā)現(xiàn),該污泥沉降性能變差現(xiàn)象并沒(méi)有伴隨著絲狀菌的過(guò)量生長(zhǎng).而是出現(xiàn)了顆粒狀的大量增長(zhǎng),同時(shí)厭氧時(shí)間為1.5時(shí),其數(shù)量多于厭氧時(shí)間為2h時(shí).有文獻(xiàn)指出,非絲狀菌污泥膨脹的原因主要有:1.污水水質(zhì)成分(如含有高濃度脂肪和油酸)2.污泥負(fù)荷過(guò)高3.在某些條件下,選擇器也會(huì)刺激菌膠團(tuán)的過(guò)量生長(zhǎng)4.低溫[19-20].因此厭氧時(shí)間為1.5和2h的時(shí)候,可能出現(xiàn)了非絲狀菌膨脹,而厭氧時(shí)間越短,出現(xiàn)污泥膨脹的現(xiàn)象越明顯.分析其原因可能為厭氧時(shí)間短對(duì)外碳源的利用不完全,在好氧段菌體的同化作用增加,同時(shí)使得氨氮等的去除作用惡化,導(dǎo)致污泥的黏性膨脹.

3 結(jié)論

3.1 隨著厭氧攪拌時(shí)間的延長(zhǎng),系統(tǒng)的脫氮性能得到改善;當(dāng)厭氧為3.5h時(shí),長(zhǎng)時(shí)間的厭氧攪拌影響系統(tǒng)的除P性能,系統(tǒng)厭氧釋P 效果差.

3.2 延長(zhǎng)厭氧時(shí)間有利于強(qiáng)化內(nèi)碳源的貯存.隨著厭氧時(shí)間的延長(zhǎng),厭氧末PHA貯存量增加,同時(shí)低溶解氧段糖原的生成量也逐漸增加.

3.3 當(dāng)厭氧時(shí)間不同時(shí)pH值在SNDPR-SBR系統(tǒng)內(nèi)的變化趨勢(shì)以及變化速率不同.延長(zhǎng)厭氧時(shí)間系統(tǒng)在釋磷和吸磷方面的作用反映到pH值上的變化更加明顯.

3.4 當(dāng)厭氧時(shí)間為1.5和2h的時(shí)候,系統(tǒng)內(nèi)污泥的沉降性能變化較大.長(zhǎng)期在厭氧時(shí)間較短的條件下運(yùn)行的反應(yīng)其容易出現(xiàn)非絲狀菌膨脹.

參考文獻(xiàn)：

[1] 苗志佳,彭永臻,薛桂松,等.強(qiáng)化生物除磷工藝富集聚磷菌及其微生物菌群分析 [J].北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2013,(5):742-748.

[2] 彭趙旭,彭永臻,左金龍.同步硝化反硝化的影響 [J].中國(guó)給水排水, 2009,35(5):167-171.

[3] 方 茜,張朝陽(yáng),張立秋,等.同時(shí)硝化/反硝化除磷工藝穩(wěn)定性控制研究 [J].中國(guó)給水排水, 2014,40(11):132-135.

[4] 國(guó)家環(huán)?？偩?水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 [M].北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:252-354.

[5] Oehmen A, Keller-Lehmann B, Zeng R J, et al.Optimization of poly-b-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorusremoval systems [J].Chromatogr., 2005A 1070(1/2):131-136.

[6] Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z G, et al.Simultaneousnitrification denitrification and phosphorus removal in a labscale sequencing batch reactor [J].Biotechnol.Bioeng., 2003,84:170-178.

[7] 潘 芳,郭 剛,王 鴻,等.缺氧反應(yīng)時(shí)間對(duì)反硝化除磷系統(tǒng)脫氮除磷效果的影響 [J].四川環(huán)境, 2014,33(1):36-40.

[8] 趙紅梅,牛 偉,劉曉英,等.SBR中缺氧顆粒污泥反硝化過(guò)程中PHB的貯存與利用 [J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011,31(2):260-267.

[9] Wagner M, Loy A.Bacterial community composition and function in sewage treatment systems [J].Curr.Opin.Biotechnol., 2002,13:218-227.

[10] 王亞宜,彭永臻,王淑瑩,等.碳源和硝態(tài)氮濃度對(duì)反硝化聚磷的影響及ORP的變化規(guī)律 [J].環(huán)境科學(xué), 2004,24(4):54-58.

[11] Thomsen T R, Kong Y, Nielsen P H.Ecophysiology of abundant denitrifying bacteria in activated sludge [J].Fems.Microbiol.Ecol., 2007,60(3):370-382.

[12] Kuba T, MCMVanLoosdrecht, et al.Biological Dephosphatation by Activated Sludge Under Denitrifying Conditions:pH Influence and Occurrence of Denitrifying Dephosphatation in A Full Scale Waste Water Treatment Plant [J].Wat.Sci.Tech., 1999,36(12):75-82.

[13] 王亞宜,彭永臻,王淑瑩,等.反硝化除磷理論、工藝及影響因素[J].中國(guó)給水排水, 2003,19(1):33-36.

[14] Filipe C D M, Daigger G T, Grady C P L.A metabolic model for acetate uptake under anaerobic conditions by glycogen accumulating organisms: stoichiometry, kinetics and effect of pH [J].Biotechnol.Bioeng., 2001,76(1):17-31.

[15] 何 理,高大文.基于反硝化聚磷菌的顆粒污泥的 [J].中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014,34(2):383-389.

[16] 陳 瀅,彭永臻,劉 敏,等.SBR法處理生活污水時(shí)非絲狀菌污泥膨脹的發(fā)生與控制 [J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005,25(1):105-108.

[17] Peng Y Z, Gao C D, Wang S Y.Non-filamentous sludge bulking caused by a deficiency of nitrogenin industrial wastewater treatment [J].Water Science and Technology, 2003,47(11):289-295.

[18] Cho B C, LiawS L, Hsu TT.Investigation of the low DO level simultaneous bio-phosphorus uptake and nitrification processes in the aerobic phase of a continuous-flow sequencing batch reactor (CFSBR) [M].IWA Specialised Conferenceon Sequencing Batch Reactor Technongly (SBR3), Noosa, Australia, 2004.

[19] 陳冰照,林 梅.烤鰻廢水活性污泥法處理中污泥膨脹的原因及控制 [J].福建環(huán)境, 2001,18(6):18-19.

[20] 王國(guó)英,崔 杰,岳秀萍等.異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌脫氮同時(shí)降解苯酚特性 [J].中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015,35(9):2644-2649.

Effect of different anaerobic time on the nutrient removal in simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal (SNDPR) systems enriched with phosphorus accumulating organisms.

DAI Xian, PENG Yong-zhen*, WANG Xiao-xia, WANG Shu-ying (Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China).China Environmental Science, 2016,36(1)：92～99

Abstract：This study aimed to investigate the effect of different anaerobic time(3.5, 3, 2, 1.5h) on the nutrient removal and the intracellular carbon storage of simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal (SNDPR) systems treating urban sewage.The SNDPR system was enriched with phosphorus accumulating organisms (PAOs) and operated under extended anaerobic (3h) and short low aerobic (2.5h, with dissolved oxygen concentration for 0.5 ～ 1.0mg/L).Experiment results showed that the system nitrogen and phosphorus removal perforamce improved with the extending anaerobic time.When the anaerobic time was 3h, the phosphorus release was best with the effluent concentration (0.35mg/L).When anaerobic time gradually increased from 1.5h to 3.5h, poly-hydroxyalkanoates (PHAs) synthetic amount increased, but phosphorus release amount decreased.The results indicated that extended anaerobic time (3h) was benifical for enhacing the intracellular carbon storage, but overlong anaerobic time (above 3.5h) was inimical to the dominant PAOs.Additionally, non-filamentous bulking appeared at the anaerobic time of 1.5h and 2h after 51cycles operation, and pH could be used as the indicating parameter for phosphorus realse, phosphorus uptake and simultaneous nitrification-denitrification in the SNDPR system.

Key words：simultaneous nitrification denitrification and phosphorus removal (SNDPR)；poly-hydroxyalkanoates (PHAs)；phosphorous accumulating organisms (PAOs)；anaerobic time；non-filamentous bulking

中圖分類號(hào)：X703

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1000-6923(2016)01-0092-08

收稿日期：2015-05-27

基金項(xiàng)目：國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2015ZX07218001);北京市教委資助項(xiàng)目

作者簡(jiǎn)介：戴 嫻(1990-),女,江西撫州人,北京工業(yè)大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院碩士研究生,主要從事城市污水處理研究.