信號分子對高負荷UASB中ANAMMOX顆粒特性的影響

張 晶,張林華,姜冬冬,李 軍*,李 蕓,張彥灼 (.北京工業(yè)大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點試驗室,北京 004；.廣東韶鋼工程技術有限公司,廣東 韶關 53)

厭氧氨氧化(ANAMMOX)作為一種新型生物脫氮工藝,具有能耗低、運行成本低、脫氮效率高等諸多優(yōu)點[1-3].但是ANAMMOX菌增值緩慢,難以持留,這限制了ANAMMOX技術在實際廢水處理中的應用與發(fā)展[2-5].ANAMMOX顆粒污泥沉降性能良好,可有效持留生物量[2,4-6],可是在高負荷反應器中,ANAMMOX污泥顆粒易上浮流失,導致反應器運行不穩(wěn)定[2-3].部分學者進行過相關研究并提出相應的控制策略,如打碎上浮污泥顆粒再投加至反應器中[2],或控制合適的水力剪切速率等[3].然而這些方法并不能從根本上調控ANAMMOX微生物的生理行為使其自發(fā)凝聚成更密實,沉降性能更好的顆粒.

細菌之間存在群體感應現象(QS),它們通過信號分子進行交流[8-12].已有研究表明ANAMMOX污泥受群體感應系統調控[7,12-13].趙等[7]研究表明低負荷下抑制AHLs類信號分子合成會引起ANAMMOX顆粒EPS含量降低、PN/PS升高,致使顆粒解體、沉降性能變差,并導致污泥活性降低.唐等[12]研究表明ANAMMOX菌能夠分泌 3種AHLs類信號分子C6-HSL、C8-HSL和C12-HSL,其中C6-HSL、C8-HSL能提高ANAMMOX菌的活性.這些研究表明AHLs對ANAMMOX污泥沉降性能及活性有重要影響.趙然[14]考察了以ANAMMOX顆粒污泥反應器(AGSR)上清液制備反應器進水對低負荷ANAMMOX啟動進程的影響.結果表明,由于AGSR上清液中含有AHLs,所以添加AGSR上清液能夠促進ANAMMOX菌體分泌較多的EPS,強化了菌體附著生長,進而加速了低負荷ANAMMOX啟動過程.該研究表明低負荷條件下,添加AHLs能夠促進ANAMMOX污泥分泌較多的EPS,但是高負荷條件下,外源添加AHLs對ANAMMOX污泥釋放EPS的影響并不清楚.

當前關于信號分子對ANAMMOX污泥的影響研究較少,均是在低負荷條件下,且無關于外源添加信號分子對ANAMMOX顆粒污泥沉降性能影響的報道.本文首次進行了外源添加信號分子對高負荷UASB反應器中ANAMMOX顆粒特性影響的長期實驗(100d),考察實驗初期(0～20d)添加信號分子是否會對高負荷UASB中ANAMMOX顆粒沉降性能產生長期影響,以及是否有合適類型的信號分子能夠提高高負荷UASB中ANAMMOX顆粒的沉降性能.本研究從一個全新的角度—微生物群體感應,進行控制高負荷下ANAMMOX顆粒污泥上浮的研究,以期為解決高負荷ANAMMOX系統中污泥上浮流失導致系統脫氮性能不穩(wěn)定的問題提供新的視角.

1 材料與方法

1.1 信號分子

因為ANAMMOX菌能夠釋放C6-HSL、C8-HSL及C12-HSL 3種AHLs信號分子[12],所以外源添加這3種信號分子最有可能通過ANAMMOX污泥的群體感應系統影響污泥特性.故實驗所用的AHLs類信號分子為C6-HSL、C8-HSL和C12-HSL,均購自美國Sigma-Aldrich公司.

1.2 試驗用水

試驗用水采用人工配水,配水水質如下(g/L):0.06KH2PO4, 36.42KHCO3, 0.37MgSO4·7H2O,0.07CaCl2·2H2O, NH4Cl及NaNO2按需添加.

微量元素Ⅰ,Ⅰ各1mL/L,其中微量元素Ⅰ(g/L): 5.00EDTA, 5.00FeSO4;微量元素Ⅰ(g/L):15.00EDTA, 0.43ZnSO4·4H2O, 0.99MnCl2·4H2O,0.014H3BO4, 0.25CuSO4·5H2O, 0.22Na2MoO4·2H2O,0.21Na2SeO4·10H2O, 0.19NiCl2·6H2O.進水使用95% N2和5% CO2混合氣體沖刷去除O2.

1.3 試驗裝置及運行

采用4個同樣的UASB反應器,反應器裝置如圖1所示.各反應器有效容積均為1.65L,內徑50mm,使用黑色軟性材料包裹以避光.4個反應器分別為對照組R1(未添加信號分子組),R2(添加C8-HSL組),R3(添加C6-HSL組),R4(添加C12-HSL組).各反應器運行溫度為(35±2)℃,進水pH值為6.8～7.0,進水溶解氧在0.5mg/L以下.各反應器內接種污泥為實驗室穩(wěn)定運行1a的UASB反應器中的ANAMMOX顆粒污泥,接種污泥特性如表1所示,實驗室穩(wěn)定運行1a的UASB反應器的運行參數如表2所示.取等量接種污泥至R1、R2、R3及R4 4個反應器中.相關研究[12,16]表明,外源添加合適類型的信號分子能夠誘發(fā)ANAMMOX污泥持續(xù)內源釋放相應的信號分子,因此推測在實驗初期外源添加信號分子有可能對ANAMMOX顆粒污泥特性產生長期影響.本實驗設計為僅在實驗初期(0～20d)向各組反應器進水中添加30mg/L相應AHLs信號分子,之后不再向進水中添加信號分子.

圖1 UASB反應器示意Fig.1 Schematic diagram of UASB reator

表1 接種污泥特性Table 1 The characteristics of the inoculated sludge

表2 接種污泥反應器的運行參數Table 2 The operation parameters of inoculated sludge reactors

信號分子添加濃度參考文獻[12],由于C12-HSL溶解度限制,添加濃度為30mg/L.

1.4 測試及分析方法

氨氮測定采用納氏試劑分光光度法,亞硝氮測定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法,硝氮測定采用麝香草酚分光光度法,總氮測定使用總氮測定儀(Shimadzu,Japan),MLSS 和MLVSS測定采用重量法.

污泥密度測定方法根據參考文獻[6],使用蔗糖或乙醇配成一系列不同密度的溶液,分別裝入各50mL量筒內,最后將污泥顆粒樣品添加到每個量筒內,在靜置條件下顆粒污泥隨著溶液密度的不同上浮或下沉.污泥容積指數SVI30使用100mL量筒測量.污泥粒徑測量采用激光粒度分析系統(Malvern Mastersizer,Singapore).沉降速度測定方法參考文獻[22],使污泥顆粒自由通過高度為410mm的量筒,測其速度.污泥相對疏水性采用萃取—比濁法測定,具體方法詳見參考文獻[15].上述指標均是取3個平行樣進行測定.DO和溫度使用WTW/Multi3420測定儀測定,pH值測定采用pHs-3cpH計(上海精密科學儀器有限公司).

EPS提取采用熱處理方法[23],首先取25mL污泥樣品3200r/min離心30min,上清液作為溶解性EPS(S-EPS).離心后的沉淀污泥使用25mL 0.9%NaCl溶液重新混勻,混勻后的溶液在100℃下熱處理1h,然后3200r/min離心30min,產生的上清液為結合性EPS(B-EPS).各類EPS中胞外多糖(PS)使用蒽酮比色法測定,蛋白質(PN)采用考馬斯亮藍比色法測定[8],PS和PN濃度之和即為EPS濃度.為確保可靠性,取5個平行樣進行EPS提取及分析.

ANAMMOX活性的測定參照文獻[22,27],使用500mL帶塞血清瓶進行批試實驗,進行污泥顆粒ANAMMOX活性的測試.具體操作步驟如下:(1)配置泥水混合液;(2)血清瓶進氣口通高純氮氣30min吹脫水中溶解氧,恒溫磁力攪拌器轉速為200r/min;(3)停止通氮氣,將血清瓶連同磁力攪拌器放入35℃的恒溫培養(yǎng)箱中,每隔一定時間取樣測定、、及TN濃度.取3個平行樣進行活性測定.污泥活性計算根據公式(1).

式中:濃度單位為mg/L;計時終點單位為min;揮發(fā)性物質質量單位為g;計時終點的確定:若在取樣的時間內,批試裝置內的NH4+-N或NO2--N濃度低于10mg/L,則以NH4+-N或NO2--N濃度剛低于10mg/L的取樣時刻為計時終點;若在取樣的時間內,批試裝置內的NH4+-N或NO2--N濃度始終高于10mg/L,則以取樣結束的時刻為計時終點,污泥活性單位為:kg-N/(kgVSS·d).公式(1)中起始濃度和計時終點濃度均為TN濃度.

2 結果與討論

2.1 信號分子對高負荷ANAMMOX-UASB系統脫氮性能的影響

為了馴化顆粒污泥適應高負荷環(huán)境,采用遞增負荷的方式.如表3、圖2所示,在0～25d運行期間,NLR由0.4kg-TN/(m3·d)提高至3.5kg-TN/(m3·d).該階段4組反應器NRR均在0.3kg-TN/(m3·d)～3.0kg-TN/(m3·d)之間,氮去除率均在80%～94%之間.然而25d～75d期間,隨著NLR由3.8kg-TN/(m3·d)逐步提高至9.7kg-TN/(m3·d),在第28d反應器R1、R3和R4均出現了顆粒污泥上浮現象,浮于液面的紅色顆粒不斷增多,只有R2中沒有污泥上浮.反應器運行至75d,R1、R3和R4 3組反應器內污泥量相對于初始時減少了約42%(0.25L左右),反應器R2中污泥量略有增加(圖2b).25d～75d運行期間, R1和R4中NRR由3.3kg-TN/(m3·d)提高至5.2kg-TN/(m3·d)左右,氮去除率在45%～87%之間;而R2中NRR則由3.2kg-TN/(m3·d)提高至7.3kg-TN/(m3·d),較對照組R1高34%,氮去除率為84%～95%.R3中NRR由3.5kg-TN/(m3·d)提高至6.9kg-TN/(m3·d),較對照組R1高17%,氮去除率在71%～92%之間(表3,圖2).

表3 4個UASB反應器的運行參數Table 3 The operation parameters of the four UASB reactors

75d～100d,NLR由7.1kg-TN/(m3·d)繼續(xù)逐步提高至12.9kg-TN/(m3·d).在NLR進一步提高的條件下, R1、R3和R4中污泥顆粒繼續(xù)不斷上浮,100d時3組反應器中污泥量減少了0.36L左右,減少了60%(圖2b).此時R1、R4中NRR僅為6.4kg-TN/(m3·d),氮去除率下降至50%左右.而R2在77d時才出現輕微污泥上浮現象,100d時反應器內污泥量僅減少了7%(圖2b),NRR較對照組R1高77%,氮去除率較對照組R1高76%. R3中NRR較對照組R1高11%,氮去除率較對照組R1高26%(圖2a).各組反應器內氨氮、亞硝氮消耗量及硝氮生成量之比與理論值接近(表3),各組反應器內以厭氧氨氧化反應為主.

以上結果表明添加C8-HSL有效控制了顆粒污泥上浮,使反應器R2能夠持留較多的顆粒污泥,保持穩(wěn)定且較高的脫氮效能;而C6-HSL有可能提高了污泥活性,因此反應器R3雖然同樣存在顆粒污泥上浮現象,脫氮能力卻高于對照組R1;C12-HSL則對ANAMMOX-UASB系統的脫氮效能沒有影響.

圖2 R1,R2,R3,R4中顆粒污泥去除總氮的性能及各反應器中污泥量的變化Fig.2 The total nitrogen removal performance of granular sludge and the change of sludge volume in R1,R2,R3,R4

2.2 信號分子對ANAMMOX顆粒污泥沉降性

能及活性的影響

2.2.1 信號分子對ANAMMOX顆粒污泥沉降性能的影響 如圖3a,b,c所示,100d時反應器R2中污泥密度和污泥容積指數SVI30分別為1.15g/mL和14.3mL/g,相比對照組R1,污泥密度高24%,SVI30低47%.R2中顆粒污泥沉速為95m/h,是對照組R1的1.9倍.說明添加信號分子C8-HSL后反應器內顆粒污泥的沉降性能明顯提高,進而控制了污泥顆粒上浮(77d才有少量污泥上浮,100d時上浮污泥量僅為0.04L),使ANAMMOX-UASB系統在高氮負荷下保持了較高的NRR (NLR為12.9kg-TN/(m3·d)時,NRR高達11.3kg-TN/(m3·d)).污泥沉降性能下降是導致污泥上浮的直接原因,污泥上浮流失對ANAMMOX系統的處理效果及穩(wěn)定性有嚴重的負面影響[19].外源添加信號分子C8-HSL使污泥顆粒沉降性能大幅提高,實現了對高負荷條件下ANAMMOX污泥顆粒上浮的有效控制,提高了系統的脫氮性能及運行穩(wěn)定性.反應器R3中污泥密度略高于對照組R1,SVI30值略低于R1,污泥顆粒沉速與R1相比基本沒有變化.反應器R4中污泥密度、SVI30值和沉速與R1基本一致,說明外源添加信號分子C6-HSL、C12-HSL對高負荷UASB反應器中ANAMMOX顆粒污泥的沉降性能沒有明顯影響.

反應器運行至100d時,反應器R1、R2、R3和R4 中顆粒污泥的平均直徑分別為3.8mm、2.3mm、4.0mm和4.1mm(圖3d),R1、R3和R4 3組反應器中有相當一部分污泥顆粒發(fā)生了解體現象(圖4).相關報道[6]研究結果表明ANAMMOX顆粒粒徑大于4.0mm時由于其結構松散容易上浮,本研究結果與上述結論基本一致.這說明高負荷條件下外源添加C8-HSL后顆粒污泥粒徑較小,沉降性能更好.趙等[7]研究了添加AHLs信號分子合成抑制劑香蘭素和豬腎酰基轉移酶對ANAMMOX顆?；钚院头€(wěn)定性的影響,結果表明抑制AHLs合成會導致顆粒污泥解體,說明ANAMMOX顆粒污泥內源AHLs信號分子對顆粒穩(wěn)定性及沉降性能有重要影響.而本研究結果表明外源添加C8-HSL能夠對高負荷UASB反應器中ANAMMOX顆粒沉降性能產生顯著的長期影響,僅在實驗初期(0～20d)外源添加C8-HSL即能夠使反應器R2中顆粒污泥在實驗進行至100d時依然能夠保持穩(wěn)定良好的沉降性能.這說明外源添加合適類型的信號分子同樣會對ANAMMOX顆粒污泥沉降性能產生顯著影響.

圖3 反應器運行至100d時R1,R2,R3,R4中顆粒污泥的密度,SVI30,沉速及平均粒徑Fig.3 The density, SVI30, settleability and average particle size of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

圖4 反應器運行至100d時R1, R2, R3, R4中顆粒污泥照片Fig.4 The photos of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

2.2.2 信號分子對ANAMMOX顆粒污泥活性的影響 如圖5所示,反應器R3中顆粒污泥比厭氧氨氧化活性為1.04kg-N/(kgVSS·d),較對照組R1提高了12% (R1中顆粒污泥比厭氧氨氧化活性為0.93kg-N/(kgVSS·d)),說明信號分子C6-HSL能夠使高負荷UASB中ANAMMOX顆粒污泥的活性有所提高.這是R3中NRR及氮去除率高于對照組R1的主要原因,驗證了2.1的結論.反應器R2、R4中顆粒污泥活性相比對照組R1基本沒有變化,其比厭氧氨氧化活性分別為0.89kg-N/(kgVSS·d)和0.91kg-N/(kgVSS·d),說明信號分子C8-HSL、C12-HSL均不能提高高負荷UASB中ANAMMOX顆粒污泥的活性.Haydée等[13]研究指出低負荷(總氮負荷小于0.2kg-N/(m3·d))下外源添加信號分子C12-HSL能顯著提高OLAND生物膜的比厭氧氨氧化活性,C6-HSL卻不能提高其活性.Tang等[12]研究表明低負荷條件下(總氮負荷小于0.2kg-N/(m3·d))外源添加C6-HSL或C8-HSL均能夠明顯提高ANAMMOX菌的活性.而本研究結果表明在高負荷UASB反應器中外源添加信號分子 C6-HSL能使ANAMMOX顆粒污泥活性有所提高,C8-HSL對其活性沒有影響,卻可以大幅提高其沉降性能,C12-HSL則對ANAMMOX顆粒污泥的活性和沉降性能均沒有影響.這說明不同信號分子對ANAMMOX污泥的影響可能與氮負荷,污泥形態(tài)等環(huán)境因素有關.

圖5 反應器運行至100d時R1,R2,R3,R4中顆粒污泥的活性Fig.5 The specific anammox activities of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

2.3 信號分子影響ANAMMOX顆粒污泥沉降性能的機理研究

2.3.1 信號分子對顆粒污泥中EPS及PN/PS的影響 ANAMMOX顆粒污泥的EPS由B-EPS和S-EPS構成[3].EPS的含量及組分等在ANAMMOX顆粒的穩(wěn)定性及沉降性能方面起重要作用[3,24-26].本研究中,100d時4組反應器中污泥顆粒EPS含量相比接種污泥明顯提高(圖6a,表1),這是因為高氮負荷會刺激ANAMMOX顆粒污泥釋放大量EPS[25].然而反應器R2中B-EPS含量較對照組R1低15%(53.25mg/g VSS),其中PN含量較R1低29%(80.14mg/g VSS),PS含量較R1高41%(26.89mg/g VSS)(圖6a).S-EPS含量由1.20mg/g VSS提高至1.35mg/g VSS.EPS總量較對照組下降了53.10mg/g VSS,PN/PS由4.22下降至2.14(圖6a,b).Yang等[24]研究指出過量EPS對污泥沉降性能有負面影響,因為過量的EPS將結合水帶入污泥聚集體中導致低密度多孔絮體的產生.Zhang等[25]研究結果表明污泥EPS中B-EPS含量是影響污泥顆粒沉降性能的重要因素,高氮負荷會導致過量B-EPS產生及污泥密度的降低,致使污泥顆粒沉降性能下降,而適量的B-EPS則能促進污泥顆?；湍圻^程.本研究中R1,R3,R4中污泥顆粒EPS含量,尤其是B-EPS含量較高,污泥顆粒沉降性能差,而R2中污泥顆粒B-EPS含量較R1降低了15%,因此污泥顆粒沉降性能優(yōu)于R1.

此外,蛋白質與多糖的比例(PN/PS)通常用來評估顆粒的強度和沉降性能[17,20-21].Zhang等[25]研究結果指出PN/PS在ANAMMOX顆粒沉降性能、剪切強度等方面起著重要作用,較高的PN/PS導致污泥顆粒剪切強度較低,流體粘度較高,因此顆粒沉降性能下降.污泥顆粒PN/PS較高意味著較低的強度和較差的沉降性能[20],較低PN/PS的顆粒更穩(wěn)定,結構更緊密,沉降性能更優(yōu)良[17].本研究中R2中顆粒污泥的PN/PS值相比R1明顯降低(由4.22下降至2.14),這是R2中顆粒污泥的沉降性能明顯提高的又一重要原因.R3和R4中顆粒污泥的EPS含量及PN/PS值相比R1基本沒有發(fā)生變化,R3和R4中顆粒污泥的沉降性能較R1也沒有發(fā)生變化.

AHLs能夠調控ANAMMOX菌體EPS的合成已得到證實[14].趙然等[14]向低負荷ANAMMOX顆粒污泥反應器(AGSR)中添加含有AHLs的AGSR上清液,加速了ANAMMOX啟動進程.由于AGSR上清液中含有AHLs,所以反應器進水中添加AGSR上清液能夠促進ANAMMOX菌體分泌較多的EPS,調控菌體附著生長,強化了菌體持留能力,進而加速了低負荷ANAMMOX啟動過程.而本研究結果表明高負荷條件下外源添加C8-HSL組R2中的顆粒污泥釋放的EPS較對照組R1低15%,這說明AHLs對ANAMMOX污泥釋放EPS的調控作用與氮負荷相關.低負荷條件下外源添加AHLs能夠促進ANAMMOX污泥釋放更多的EPS以增強污泥的附著性能[14].而高負荷條件下,高氮負荷會刺激污泥釋放過量的EPS導致污泥結構松散,沉降性能變差[25],本研究結果也證實了這一點.本研究的一個重要發(fā)現是高負荷條件下,外源添加合適類型的AHLs可以控制ANAMMOX顆粒污泥過量釋放EPS,以維持污泥顆粒的穩(wěn)定性及沉降性能.

外源添加的C8-HSL即是通過ANAMMOX顆粒污泥的群體感應系統使高負荷條件下顆粒污泥釋放的B-EPS含量較對照組明顯降低,其中主要控制了B-EPS中PN的過量釋放(PN較對照組低29%),PS含量較對照組R1有所提高,因此PN/PS值明顯降低.

圖6 反應器運行至100d時R1,R2,R3,R4中顆粒污泥EPS含量及PN/PS大小Fig.6 The content of EPS and value of PN/PS of granular sludge in R1, R2, R3, R4 on day 100

2.3.2 信號分子對顆粒污泥表面疏水性的影響如圖7所示,外源添加C8-HSL能夠使ANAMMOX顆粒污泥的疏水性明顯提高.相比對照組R1,反應器R2中污泥顆粒的相對疏水性提高了26%(由30.75%提高至38.61%).疏水作用是決定ANAMMOX污泥凝聚的重要驅動力[18],外源添加C8-HSL后,顆粒污泥疏水性明顯提高,這是R2中顆粒污泥沉降性能提高的原因之三.而R3和R4中污泥顆粒的相對疏水性較對照組R1則基本沒有變化(其相對疏水性分別為31.13%和30.67%).本研究結果表明外源添加C8-HSL能夠通過ANAMMOX污泥群體感應系統提高高負荷UASB反應器中ANAMMOX顆粒污泥的表面疏水性.C6-HSL和C12-HSL則不能通過ANAMMOX污泥群體感應系統來影響ANAMMOX顆粒污泥的表面疏水性.

圖7 反應器運行至100d時R1,R2,R3,R4中顆粒污泥相對疏水性的大小Fig.7 Relative hydrophobicity of granular sludge in R1,R2, R3, R4 on day 100

以上研究結果表明外源添加C8-HSL能夠對高負荷UASB反應器中ANAMMOX顆粒污泥EPS的含量和組分、PN/PS值及表面疏水性產生長期影響,因此能夠對ANAMMOX顆粒污泥的沉降性能產生長期影響.僅在實驗初期(0～20d)添加C8-HSL,之后不再添加,而實驗進行至100d時反應器R2中顆粒污泥的B-EPS含量及PN/PS值相比R1明顯降低,污泥顆粒表面疏水性顯著提高.所以實驗進行至100d,反應器R2未發(fā)生較嚴重污泥上浮現象,顆粒污泥能夠保持穩(wěn)定良好的沉降性能.這可能是因為外源添加AHLs類信號分子誘發(fā)了污泥顆粒持續(xù)內源釋放AHLs類信號分子[12,16],從而對污泥特性產生長期影響.這一發(fā)現具有較大地實際意義,僅在初期添加合適類型的信號分子,即可對污泥顆粒的沉降性能產生長期影響,因此不必長期添加信號分子,可極大地節(jié)約添加信號分子的成本,提高了該項技術的應用價值.

3 結論

3.1 外源添加信號分子C8-HSL能夠有效控制高負荷UASB反應器中ANAMMOX顆粒污泥上浮,使反應器保持穩(wěn)定且較高的脫氮效能,反應器運行至100d時,NLR為12.9kg-TN/(m3·d),NRR達11.3kg-TN/(m3·d).

3.2 添加C8-HSL能夠大幅提高ANAMMOX顆粒污泥的沉降性能,并在實驗進行至100d時依然能夠使顆粒污泥保持穩(wěn)定良好的沉降性能.100d時R2中污泥密度、沉速較對照組R1分別提高了24%、90%,SVI30降低47%.C6-HSL雖然不能提高污泥顆粒的沉降性能,但可使污泥比厭氧氨氧化活性提高12%.C12-HSL則對高負荷反應器中顆粒污泥特性沒有影響.

3.3 添加C8-HSL能夠控制高負荷反應器中ANAMMOX顆粒污泥B-EPS的過量釋放,使其B-EPS含量較對照組降低15%,PN/PS值由4.22下降至2.14,同時還使顆粒污泥表面疏水性提高26%,所以C8-HSL能夠顯著提高顆粒污泥的沉降性能.C6-HSL和C12-HSL則對顆粒污泥EPS,PN/PS及疏水性沒有明顯影響,因此對污泥顆粒沉降性能沒有影響.

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