• <tr id="yyy80"></tr>
  • <sup id="yyy80"></sup>
  • <tfoot id="yyy80"><noscript id="yyy80"></noscript></tfoot>
  • 99热精品在线国产_美女午夜性视频免费_国产精品国产高清国产av_av欧美777_自拍偷自拍亚洲精品老妇_亚洲熟女精品中文字幕_www日本黄色视频网_国产精品野战在线观看 ?

    厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比對SNDPR的影響

    2022-10-27 01:24:26王歆鑫王沁源北京工業(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)室北京0024哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室哈爾濱50090
    中國環(huán)境科學(xué) 2022年10期
    關(guān)鍵詞:磷菌硝化污泥

    李 冬 ,王歆鑫 ,王沁源 ,李 柱 ,張 杰 ,2 (.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 0024;2.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,哈爾濱 50090)

    與傳統(tǒng)活性污泥(CAS)污水處理技術(shù)相比,好氧顆粒污泥(AGS)獨(dú)特的分層結(jié)構(gòu)形成了自內(nèi)向外的厭氧-缺氧-好氧環(huán)境,使聚磷菌、反硝化菌、氨氧化菌等得以同時(shí)生存,可以在單個(gè)反應(yīng)器內(nèi)完成硝化、反硝化和除磷[1-2].短程硝化反硝化除磷(SNDPR)工藝具有節(jié)約碳源、減小反應(yīng)器容積、節(jié)省基建投資等優(yōu)點(diǎn)[3].研究表明,氨氧化菌(AOB)與反硝化聚磷菌(DPAOs)對生長環(huán)境的需求存在差異[4-5].在顆粒污泥SNDPR系統(tǒng)中,保證AOB短程硝化與DPAOs反硝化吸磷的平衡是系統(tǒng)維持良好脫氮除磷性能的關(guān)鍵.

    研究表明,A/(O/A)n運(yùn)行方式有利于富集 AOB,實(shí)現(xiàn)良好的短程硝化效果[6],但在好氧段內(nèi)磷酸鹽被完全吸收易導(dǎo)致缺氧段反硝化聚磷菌可利用的底物不足,同時(shí)亞硝酸鹽積累不利于反硝化聚磷菌的生長[7].厭氧/微好氧運(yùn)行模式通過維持較低的DO水平能夠抑制系統(tǒng)內(nèi)NOB的活性,同時(shí)為反硝化聚磷菌提供了充足的缺氧生長環(huán)境[8],但微好氧時(shí)間過長會導(dǎo)致微生物多樣性逐漸降低,AOB數(shù)量減少[9],且維持長時(shí)間的低曝氣易誘發(fā)絲狀菌生長,對顆粒的沉降性能產(chǎn)生不利影響.同時(shí),絲狀菌阻礙了AOB與氧氣的接觸作用,進(jìn)而影響系統(tǒng)的脫氮性能[10].采用厭氧/微好氧與 A/(O/A)n交替運(yùn)行模式既彌補(bǔ)了 A/(O/A)n缺氧段底物不足的缺陷,又減輕了微好氧過程對脫氮性能的抑制,同時(shí)滿足了AOB與DPAOs的生長條件,不同的厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比影響著AOB與DPAOs的富集情況.選擇合適的厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比有利于維持良好的短程硝化反硝化除磷效果.

    本研究采用SBR反應(yīng)器,分3階段運(yùn)行,設(shè)置不同的厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比.通過對比3個(gè)階段內(nèi)SBR反應(yīng)器的運(yùn)行狀況,探討顆粒污泥的特性、污染物(C、N、P)的去除性能、胞外聚合物(EPS)的分泌情況以及功能菌的活性,以期進(jìn)一步明晰適宜厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比對短程硝化反硝化除磷工藝的強(qiáng)化作用.

    1 材料與方法

    1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

    采用有機(jī)玻璃 SBR(圖1).反應(yīng)器高 65cm,內(nèi)徑14cm (H/D=4.6),工作容積為10L,換水比為2/3,周期為6h.采用聯(lián)合厭氧/微好氧與A/(O/A)n交替運(yùn)行方式,實(shí)驗(yàn)分為3個(gè)階段 S1、S2和 S3,逐漸調(diào)整A/(O/A)n與厭氧/微好氧 2種運(yùn)行模式的時(shí)間配比:S1每天將 3個(gè)周期設(shè)置為厭氧/微好氧方式;S2每天將2個(gè)周期設(shè)置為厭氧/微好氧方式;S3每天將1個(gè)周期設(shè)置為厭氧/微好氧方式.具體運(yùn)行情況如圖2所示.A/(O/A)n運(yùn)行模式包括10min進(jìn)水,115min厭氧,225min曝氣(好氧:缺氧=2:1),3min沉降,5min排水,好氧段曝氣量為50L/min.厭氧/微好氧運(yùn)行模式包括10min進(jìn)水,115min厭氧,225min微曝氣,3min沉降,5min排水,好氧段曝氣量為0.30L/min.所有裝置均通過時(shí)控開關(guān)自動控制.

    圖1 SBR反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the SBR reactor

    圖2 反應(yīng)器每天的運(yùn)行情況示意Fig.2 Schematic diagram of the daily operation of the reactor

    1.2 實(shí)驗(yàn)用水與接種污泥

    實(shí)驗(yàn)用水為人工配水,以丙酸鈉作為有機(jī)碳源,添加 NH4Cl、KH2PO4、CaCl2和 MgSO4.7H2O,投加NaHCO3調(diào)節(jié)堿度(表1).反應(yīng)器接種培養(yǎng)成熟的具有短程硝化反硝化除磷性能的好氧顆粒污泥,接種污泥的初始污泥濃度(MLSS)約為4000mg/L.

    表1 水質(zhì)特性(mg/L)Table 1 Wastewater characteristic(mg/L)

    1.3 分析項(xiàng)目與檢測方法

    每2d測定1次反應(yīng)器的進(jìn)出水水質(zhì)情況.使用COD多參數(shù)快速測定儀測定COD和總磷(TP)的含量;采用納氏試劑分光光度法測定氨氮(NH4+-N)濃度;采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定亞硝酸鹽氮(NO2--N)濃度;采用溴麝香草酚藍(lán)紫外分光光度法測定硝酸鹽氮(NO3--N)濃度;MLSS、MLVSS和SVI按照標(biāo)準(zhǔn)方法測定[11];采用Mastersize 2000型激光粒度儀測定顆粒粒徑;采用 Olympus光學(xué)顯微鏡觀察污泥形態(tài);采用熱提取法進(jìn)行胞外聚合物的提取,其中蛋白質(zhì)(PN)采用Lowry法測定,多糖(PS)采用蒽酮-硫酸法測定.

    1.4 顆粒污泥EPS的三維熒光光譜(EEM)分析

    使用配備氙燈的熒光分光光度計(jì)對3個(gè)階段顆粒污泥的EPS進(jìn)行熒光測量.Ex(激發(fā)光譜)的起始波長為200nm,終止波長為600nm;Em(發(fā)射光譜)的發(fā)射起始波長為200nm,發(fā)射終止波長為700nm,Ex和Em的掃描速度均為15000nm/min,掃描間隔為1nm.

    1.5 批次實(shí)驗(yàn)

    1.5.1 聚磷菌分布比例測定 分別選取階段 S1、S2、S3的污泥進(jìn)行燒杯實(shí)驗(yàn),計(jì)算系統(tǒng)內(nèi)聚磷菌的分布情況.實(shí)驗(yàn)方法為[12]:在每個(gè)階段內(nèi)分別取 3L運(yùn)行周期末的泥水混合液,過濾后進(jìn)行污泥清洗,排出上清液后定容至 3L,加入丙酸鈉使其 COD為300mg/L,在厭氧條件下進(jìn)行2h的充分釋磷,將污泥再次清洗后均分為3份,分別加蒸餾水定容至 1L,然后加入磷酸二氫鉀使燒杯內(nèi)磷的濃度與厭氧 2h后的磷濃度相同,其中2份不曝氣,加入一定量的亞硝酸鈉溶液和硝酸鉀溶液,另一份進(jìn)行曝氣將 DO保持在2.0mg/L左右,運(yùn)行3h,分別測定3個(gè)燒杯內(nèi)的磷濃度變化情況,計(jì)算出不同類型聚磷菌所占的比例.

    1.5.2 功能菌活性測定 通過比氨氧化速率(以N/VSS計(jì))和比亞硝酸鹽氧化速率(以 N/VSS計(jì))表征顆粒污泥系統(tǒng)內(nèi)AOB和NOB的活性,測量方法如下[13]:分別取S1、S2、S3內(nèi)缺氧處理后的3L泥水混合物,將污泥清洗后等量分為2份,加入丙酸鈉調(diào)節(jié)COD為300mg/L,加入碳酸氫鈉調(diào)節(jié)pH值,分別投加氯化銨和亞硝酸鈉控制 NH4+-N和 NO2--N初始濃度分別為30,10mg/L,將DO維持在3.5mg/L,曝氣 150min,每間隔 30min取樣測定 NH4+-N 和NO2--N的濃度變化情況.

    1.6 計(jì)算公式

    本試驗(yàn)碳源利用率計(jì)算方法如式(1):

    式中:厭氧比釋磷速率為厭氧段的釋磷量與厭氧時(shí)間之比;厭氧比COD降解速率為厭氧段COD的消耗量與厭氧時(shí)間之比;厭氧比釋磷速率和厭氧比COD降解速率的單位分別以 P/SS和 COD/SS計(jì),mg/(g·h).

    2 結(jié)果與討論

    2.1 運(yùn)行期間系統(tǒng)內(nèi)的COD和TP去除情況

    如圖3所示,進(jìn)水的COD約為300mg/L,3個(gè)階段COD的平均去除率分別達(dá)到了90.98%、91.94%和91.77%,出水的COD均滿足了《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18918-2002)一級 A 標(biāo)準(zhǔn).厭氧末 COD的去除率接近于出水的 COD去除率,COD在厭氧段被大量去除,主要是通過 DPAOs將其轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源(聚羥基脂肪酸酯)進(jìn)行儲存,同時(shí)去除反應(yīng)器內(nèi)上一周期少量殘存的NOx--N[14].在厭氧/微好氧和 A/(O/A)n交替的運(yùn)行方式下,不同的厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比下系統(tǒng)均可以實(shí)現(xiàn)良好的內(nèi)碳源儲存.

    圖3 系統(tǒng)內(nèi)COD、TP的變化情況Fig.3 Variation of COD and TP concentration in the system

    在不同運(yùn)行時(shí)間配比下,TP的去除率受到一定影響.階段S2的釋磷量大于階段S1和階段S3,在階段S1內(nèi),由于厭氧/微好氧持續(xù)時(shí)間增加,TP的去除率表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢,這是由于厭氧/微好氧條件有利于富集反硝化聚磷菌,強(qiáng)化系統(tǒng)內(nèi)反硝化吸磷作用,但系統(tǒng)運(yùn)行后期出現(xiàn)了少量絲狀菌,系統(tǒng)內(nèi)AOB減少,微好氧區(qū)刺激了反硝化菌生長,限制了聚磷微生物的釋磷現(xiàn)象,導(dǎo)致除磷效率出現(xiàn)下降[15].厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比從 3:1降低到1:1時(shí),TP的平均去除率有所上升;當(dāng)厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比再降低到 1:3時(shí),TP的去除率出現(xiàn)了小幅降低.ΔP/ΔCOD 可以表征DPAOs對有機(jī)碳源的利用率,計(jì)算得出 3個(gè)階段的ΔP/ΔCOD 大致為0.20、0.24 和 0.22.ΔP/ΔCOD 的差異表明厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間過長或過短都會對系統(tǒng)內(nèi)DPAOs的活性產(chǎn)生負(fù)面影響,S3略有降低可能是因?yàn)榫厶蔷扰c聚磷微生物產(chǎn)生競爭,所以釋磷量降低.S1、S2和S3的階段末期平均出水TP濃度分別約為0.89,0.22,0.45mg/L,TP的平均去除率分別達(dá)到了88.29%、95.87%和93.12%.

    2.2 運(yùn)行期間系統(tǒng)內(nèi)的N去除情況

    如圖4所示,階段S1內(nèi)NH4+-N的去除率下降,分析原因可能是較長的微好氧環(huán)境導(dǎo)致了部分AOB菌群難以維持長期穩(wěn)定,限制了NH4+-N的去除.研究表明 DO為1.00~2.00mg/L的低 DO環(huán)境會淘汰一些AOB菌群[16].階段S2的氮去除率上升,系統(tǒng)內(nèi)氨氮的去除率達(dá)到了96.61%,TN的去除率達(dá)到了 92.00%,這一階段內(nèi)系統(tǒng)的脫氮性能較好,可能是因?yàn)椴捎寐?lián)合厭氧/微好氧的A/(O/A)n交替運(yùn)行方式有利于AOB與DPAOs的生長,而適宜的厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比能夠更好的維持系統(tǒng)內(nèi)脫氮和除磷的平衡,提高了反硝化聚磷菌的活性.階段 S3進(jìn)一步縮短厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)長后,TN的去除率略有降低,可能是因?yàn)樘岣逜/(O/A)n運(yùn)行時(shí)長強(qiáng)化了 AOB的富集,亞硝酸鹽積累率升高,但縮短厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)長后導(dǎo)致反硝化聚磷菌的活性降低,亞硝酸鹽不能被充分利用,所以出水中含有少量 NO2--N,TN的去除率略低于S2階段.3個(gè)階段內(nèi)均未發(fā)生NO3--N的積累,證實(shí)了厭氧/微好氧與A/(O/A)n交替運(yùn)行方式下可以很大程度地淘洗 NOB,維持系統(tǒng)良好的短程硝化效果.

    圖4 運(yùn)行期間氮濃度的變化情況Fig.4 Variation of N concentration during operation

    2.3 不同運(yùn)行時(shí)間配比下的好氧顆粒污泥特性

    2.3.1 各階段內(nèi)顆粒污泥的形態(tài)及粒徑分布 如圖5可見,3個(gè)階段的顆粒污泥結(jié)構(gòu)均較為完整.本研究在整個(gè)運(yùn)行過程中保持了相對較低的 DO水平,我們可以看到 S1階段內(nèi)顆粒污泥的邊緣形成了微量絲狀菌,與Guo等[17]研究中提到低 DO水平容易誘發(fā)污泥的絲狀菌膨脹相符合.此外,還觀察到階段S1的顆粒污泥粒徑略小,在S1整個(gè)階段內(nèi)顆粒生長速度也較為緩慢,顆粒結(jié)構(gòu)較S2和S3而言略顯松散.這可能是因?yàn)槠貧馑俾瘦^低,形成的水動力剪切力較小,影響了顆粒與氧氣的接觸作用;但顆粒內(nèi)具有一定的氧氣梯度,且缺氧條件時(shí)間較長,滿足反硝化聚磷菌的生長環(huán)境,所以依舊具備短程硝化反硝化除磷能力.在S2和S3階段內(nèi)均未出現(xiàn)絲狀菌的過度生長,可能是因?yàn)閰捬?微好氧的持續(xù)時(shí)間短于 S1,且A/(O/A)n頻繁交替的運(yùn)行方式有利于抑制絲狀菌的繁殖.S2的顆粒大多是球狀或橢球狀,顆粒結(jié)構(gòu)密實(shí).S3的顆粒雖然粒徑最大,但是出現(xiàn)了不規(guī)則形狀,可能是因?yàn)槠貧鈴?qiáng)度較大導(dǎo)致顆粒的生長速度快,內(nèi)部異養(yǎng)菌缺氧環(huán)境減少導(dǎo)致細(xì)胞不規(guī)則.表2為第1,28,58,88d的顆粒粒徑分布情況.S3的顆粒生長最快,但是顆粒結(jié)構(gòu)密實(shí)程度小于 S2,間接證明了過長或過短的厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間均會導(dǎo)致顆粒結(jié)構(gòu)的密實(shí)程度下降,微生物的富集量有所降低.S3顆粒粒徑偏大,底物和氧氣傳質(zhì)受限,可能是顆粒內(nèi)源呼吸形成的中間代謝產(chǎn)物在內(nèi)部聚集降低了微生物的活性;同時(shí),階段 S3的除磷效率偏低,一方面可能是出現(xiàn)了亞硝酸鹽的少量積累,另一方面可能是粒徑較大導(dǎo)致氧傳質(zhì)阻力較大,反應(yīng)速率降低,限制了缺氧段內(nèi)磷的吸收[18-21].

    圖5 不同階段下的顯微鏡顆粒形態(tài)Fig.5 Microscope particle morphology in different stages

    表2 不同階段的粒徑分布情況Table 2 Particle size distribution in different stages

    2.3.2 各階段內(nèi)污泥的MLSS、MLVSS、f及SVI值變化 由圖6可見,當(dāng)厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比依次為3:1、1:1和1:3時(shí),SVI值呈現(xiàn)出先減小后增大的趨勢,這可能是因?yàn)殡A段S1內(nèi)出現(xiàn)少量絲狀菌生長,污泥結(jié)構(gòu)與S2和S3相比較為松散,沉降性能相對較差,而階段 S2的污泥 SVI值為33.00~34.00mL/g,說明在厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比為1:1時(shí),形成的顆粒更為穩(wěn)定致密,表現(xiàn)出更加良好的沉降性能.由整個(gè)運(yùn)行期間系統(tǒng)內(nèi)的污泥濃度變化情況可以看出,階段S1內(nèi)出現(xiàn)了少量污泥流失情況,在縮短厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間后,系統(tǒng)內(nèi)的污泥量上升.階段S2內(nèi)的f值最大,系統(tǒng)內(nèi)的生物量水平最高,且系統(tǒng)的脫氮除磷性能最好,證實(shí)S2系統(tǒng)內(nèi)的微生物活性較高.

    圖6 不同運(yùn)行階段MLSS、MLVSS、SVI及f值變化情況Fig.6 Variation of MLSS, MLVSS, SVI and f in different stages

    2.3.3 EPS含量及三維熒光分析 EPS存在于細(xì)胞外部及微生物聚集體內(nèi)部,通常被視為細(xì)胞聚集的關(guān)鍵,蛋白質(zhì)和多糖是其主要成分.EPS組分的差異會導(dǎo)致微生物特征和顆粒性質(zhì)的變化,影響著顆粒污泥的結(jié)構(gòu)、傳質(zhì)及沉降性能[22].如圖7所示,接種污泥后,EPS少量增加,可能是微生物需要釋放 EPS適應(yīng)新環(huán)境[23],隨后EPS逐漸降低到69.60mg/gVSS,分析原因可能是反硝化菌等開始競爭碳源,導(dǎo)致EPS含量降低.研究表明,EPS含量可能與微生物類型有關(guān),與反硝化細(xì)菌相比,PAOs及 DPAOs產(chǎn)生EPS的能力更強(qiáng)[24].階段 S2內(nèi) EPS含量升高到92.60mg/gVSS,說明厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比為1:1時(shí)DPAOs的活性增強(qiáng),微生物代謝處于平衡狀態(tài).階段S3進(jìn)一步降低厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間后,EPS略有波動,EPS含量的變化與SVI的變化呈現(xiàn)出負(fù)相關(guān),這與之前的研究相符[25].

    圖7 不同運(yùn)行階段下的EPS變化情況Fig.7 Variation of EPS in different stages

    PN是好氧顆粒污泥的核心,可以中和羧基和磷酸基的負(fù)電荷,降低污泥表面的負(fù)電荷[26];PS構(gòu)建了顆粒污泥的網(wǎng)狀骨架,有利于顆粒結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性[27],PN/PS也影響著污泥的穩(wěn)定性.階段S1內(nèi)PS分泌量增加,可能是污泥在新環(huán)境中通過增加PS支撐結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定,相應(yīng)的PN/PS下降,與顆粒的結(jié)構(gòu)松散有關(guān).在階段S2縮短厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間占比后,PN的分泌量增加,PN/PS從3.7增加到4.3,由于PS是親水性物質(zhì),而PN是疏水性物質(zhì)[28],PN/PS比值升高保證了 EPS的主要疏水特性,有利于促進(jìn)緩慢生長微生物的聚集.階段S2內(nèi)PN/PS的增加提高了污泥的相對疏水性,保持了密實(shí)的顆粒結(jié)構(gòu)及穩(wěn)定的微生物活性.階段S3進(jìn)一步縮短厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間占比后PS減少,PN/PS略有上升,但污泥的沉降性能和脫氮除磷能力都略有降低.

    由圖8可見,每個(gè)光譜圖都顯示出3類特征峰:峰C1、峰C2和峰C3的Ex/Em分別為280~300nm/340~370nm、340~360nm/440~460nm 和 430~470nm/520~540nm.研究表明[29],峰 C1為色氨酸類蛋白物質(zhì),峰C2和峰C3為腐殖酸類物質(zhì).在整個(gè)運(yùn)行過程中,EPS的主要成分均為蛋白質(zhì)和腐殖酸類,不同的厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比對EPS的組成影響不大.熒光強(qiáng)度的高低反映出EPS的濃度不同.當(dāng)厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比從 3:1減小為1:1時(shí),C1的強(qiáng)度明顯升高,表示蛋白類物質(zhì)含量升高;繼續(xù)減小為1:3后,峰C1的強(qiáng)度有所下降,但仍高于階段S1,這與PN的濃度變化相符,峰C2和C3的強(qiáng)度有所增強(qiáng),腐殖酸類物質(zhì)含量升高.蛋白類物質(zhì)在維持顆粒污泥結(jié)構(gòu)穩(wěn)定中起著重要作用,通過峰強(qiáng)度變化可以表明厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比為1:1時(shí)顆粒結(jié)構(gòu)更穩(wěn)定.

    圖8 不同階段的三維熒光分析Fig.8 Analysis with EEM spectra in different stages

    2.4 不同運(yùn)行時(shí)間配比下系統(tǒng)的功能菌數(shù)量及活性分析

    由圖9可以看出,3個(gè)階段聚磷菌的分布顯示出一定差異,但是總體而言系統(tǒng)內(nèi)均實(shí)現(xiàn)了較為穩(wěn)定的缺氧反硝化吸磷,說明厭氧/微好氧與 A/(O/A)n交替運(yùn)行模式實(shí)現(xiàn)了反硝化聚磷菌的穩(wěn)定富集.除磷性能差異是系統(tǒng)內(nèi)各類聚磷菌占比不同造成的,不同的運(yùn)行時(shí)間配比對反硝化聚磷菌的富集產(chǎn)生了一定的影響.

    圖9 各階段內(nèi)不同類型聚磷菌分布Fig.9 The distribution of different types of phosphorus accumulating bacteria in different stages

    由圖10可見,S1階段內(nèi)AOB活性下降,以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化聚磷菌活性也相應(yīng)下降,占比為50.21%,這與階段 S1系統(tǒng)內(nèi)脫氮除磷性能的降低相符.S2內(nèi)以亞硝酸鹽為電子受體的DPAOs含量最高,達(dá)到了 57.76%,說明運(yùn)行時(shí)間配比為1:1時(shí)更有利于反硝化聚磷菌的富集.通過圖10可以看出,階段S2的AOB活性最高,比氨氧化速率相較于 S1有明顯提高,可能是充足的 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)長能夠促進(jìn) AOB的生長,更大程度地抑制了NOB的活性,提高了系統(tǒng)的脫氮效率.在S3繼續(xù)縮短厭氧/微好氧運(yùn)行時(shí)間后,AOB的活性有所下降,但系統(tǒng)的脫氮性能沒有明顯波動,分析原因可能是具有反硝化作用的聚糖菌與聚磷菌爭奪碳源,維持了系統(tǒng)的脫氮性能.通過批次試驗(yàn)說明厭氧/微好氧與A(O/A)n運(yùn)行時(shí)間占比為1:1時(shí)能夠維持系統(tǒng)內(nèi)AOB與DPAOs的生長平衡,具有更好的短程硝化反硝化除磷性能.

    圖10 各階段內(nèi)比氨氧化速率、比亞硝酸鹽氧化速率Fig.10 The SAOR and the SNOR in different stages

    3 結(jié)論

    3.1 在厭氧/微好氧與 A/(O/A)n交替運(yùn)行模式下,整個(gè)運(yùn)行期間對 COD的平均去除率始終保持在90%以上.厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比為1:1時(shí),系統(tǒng)內(nèi)TP的平均去除率達(dá)到了95.87%,TN的平均去除率達(dá)到了92.00%,具有良好的污染物去除性能.

    3.2 厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比對好氧顆粒污泥的結(jié)構(gòu)和沉降性能有一定的影響.厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比為1:1時(shí),系統(tǒng)內(nèi)顆粒污泥的結(jié)構(gòu)更為密實(shí),EPS含量達(dá)到了 92.60mg/gVSS,PN/PS也維持在較高水平.

    3.3 厭氧/微好氧與 A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比影響了系統(tǒng)內(nèi)功能菌的活性及富集情況.厭氧/微好氧與A/(O/A)n運(yùn)行時(shí)間配比為3:1、1:1和1:3時(shí),系統(tǒng)內(nèi)DPAOs的占比分別為50.21%、57.76%和 53.42%,且配比為1:1時(shí)ΔP/ΔCOD數(shù)值最大,比氨氧化速率(以 N/VSS計(jì))達(dá)到了 4.57mg/(g·h),AOB 與 DPAOs的活性較高.

    猜你喜歡
    磷菌硝化污泥
    我國污泥處理處置現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢
    科學(xué)(2020年6期)2020-02-06 08:59:58
    MBBR中進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷對短程硝化反硝化的影響
    基于宏基因組技術(shù)的聚磷菌研究進(jìn)展
    厭氧氨氧化與反硝化耦合脫氮除碳研究Ⅰ:
    發(fā)達(dá)國家污泥處理處置方法
    一種新型自卸式污泥集裝箱罐
    專用汽車(2015年2期)2015-03-01 04:06:52
    反硝化聚磷菌脫氮除磷機(jī)理研究
    四川化工(2015年2期)2015-01-03 11:35:28
    低溫環(huán)境下聚磷微生物的富集馴化研究*
    海水反硝化和厭氧氨氧化速率同步測定的15N示蹤法及其應(yīng)用
    加強(qiáng)污泥處理處置的幾點(diǎn)建議
    国产精品一及| 黄色女人牲交| 国产激情偷乱视频一区二区| 国内久久婷婷六月综合欲色啪| 国产精品永久免费网站| 欧美中文综合在线视频| 在线观看日韩欧美| 我要搜黄色片| 国产av一区二区精品久久| 亚洲激情在线av| 久久久久久久久久黄片| 久久婷婷人人爽人人干人人爱| 精品国产美女av久久久久小说| 亚洲乱码一区二区免费版| ponron亚洲| 欧美+亚洲+日韩+国产| 日韩欧美精品v在线| 亚洲成人中文字幕在线播放| 久久精品夜夜夜夜夜久久蜜豆 | 精品久久蜜臀av无| 亚洲欧美一区二区三区黑人| 久久香蕉国产精品| 90打野战视频偷拍视频| 性色av乱码一区二区三区2| av在线天堂中文字幕| 亚洲av熟女| av在线天堂中文字幕| 国产高清视频在线观看网站| 动漫黄色视频在线观看| 欧美日本视频| 淫妇啪啪啪对白视频| 欧美一级a爱片免费观看看 | 宅男免费午夜| 天堂√8在线中文| 久久香蕉国产精品| 免费av毛片视频| avwww免费| 丰满人妻一区二区三区视频av | 我要搜黄色片| 欧美在线一区亚洲| 久久亚洲真实| 给我免费播放毛片高清在线观看| 欧美成人一区二区免费高清观看 | 亚洲狠狠婷婷综合久久图片| 日韩欧美三级三区| 日韩精品青青久久久久久| 久久欧美精品欧美久久欧美| 欧美又色又爽又黄视频| 亚洲专区中文字幕在线| 人妻夜夜爽99麻豆av| 国产免费男女视频| 怎么达到女性高潮| 国产精品久久电影中文字幕| 亚洲人成伊人成综合网2020| 毛片女人毛片| 人成视频在线观看免费观看| 久久中文字幕一级| 99久久精品热视频| 久久久久久久久久黄片| 久久精品夜夜夜夜夜久久蜜豆 | 亚洲成人中文字幕在线播放| 国产一区二区三区视频了| 搞女人的毛片| 99精品在免费线老司机午夜| 美女扒开内裤让男人捅视频| 精品熟女少妇八av免费久了| 亚洲五月天丁香| 中文字幕熟女人妻在线| 久久精品国产清高在天天线| 国产真人三级小视频在线观看| 久久久久久免费高清国产稀缺| 欧美日韩黄片免| 午夜免费成人在线视频| 搡老岳熟女国产| 国产私拍福利视频在线观看| 搡老岳熟女国产| 此物有八面人人有两片| 99国产综合亚洲精品| 少妇裸体淫交视频免费看高清 | 成人18禁在线播放| 成人精品一区二区免费| 欧美成人午夜精品| 久久精品人妻少妇| 日韩免费av在线播放| 欧美+亚洲+日韩+国产| 日本 av在线| 久久久久久久午夜电影| 母亲3免费完整高清在线观看| 久99久视频精品免费| 日本三级黄在线观看| 三级毛片av免费| 制服诱惑二区| 亚洲,欧美精品.| 日韩欧美精品v在线| 一区福利在线观看| 九色成人免费人妻av| 黄色视频,在线免费观看| 免费人成视频x8x8入口观看| 亚洲成av人片免费观看| 国产欧美日韩一区二区精品| 一本久久中文字幕| 欧美黑人巨大hd| 色播亚洲综合网| 国产精品久久久久久人妻精品电影| 国产精品久久视频播放| 久久这里只有精品19| 成熟少妇高潮喷水视频| 丁香六月欧美| 亚洲国产欧美网| 欧美 亚洲 国产 日韩一| 欧美不卡视频在线免费观看 | 国产精品九九99| 叶爱在线成人免费视频播放| 俺也久久电影网| 国产视频内射| 九色国产91popny在线| 亚洲最大成人中文| 国产精品亚洲一级av第二区| 久热爱精品视频在线9| 国产免费男女视频| 日本成人三级电影网站| 999久久久国产精品视频| 国产精品久久久av美女十八| 黄片小视频在线播放| 国内揄拍国产精品人妻在线| 午夜福利欧美成人| 日韩精品免费视频一区二区三区| 18禁黄网站禁片免费观看直播| 午夜影院日韩av| 午夜福利18| 美女大奶头视频| 国产免费av片在线观看野外av| 波多野结衣高清作品| 久久精品国产亚洲av高清一级| 国产av又大| 高清毛片免费观看视频网站| av超薄肉色丝袜交足视频| 久久久久久久精品吃奶| 精品免费久久久久久久清纯| 我要搜黄色片| 99国产精品一区二区蜜桃av| 可以在线观看的亚洲视频| 熟女少妇亚洲综合色aaa.| 色尼玛亚洲综合影院| 国产v大片淫在线免费观看| 免费在线观看亚洲国产| 精品一区二区三区四区五区乱码| 女警被强在线播放| bbb黄色大片| av片东京热男人的天堂| 老司机午夜福利在线观看视频| www.熟女人妻精品国产| 久久精品国产综合久久久| 亚洲国产高清在线一区二区三| 午夜影院日韩av| 亚洲av成人av| 亚洲av成人av| 国产精品日韩av在线免费观看| 国产伦人伦偷精品视频| 午夜精品在线福利| 老司机午夜福利在线观看视频| 久久 成人 亚洲| 亚洲电影在线观看av| 最好的美女福利视频网| 美女大奶头视频| 亚洲片人在线观看| or卡值多少钱| 亚洲成人久久爱视频| 国产高清videossex| 两性午夜刺激爽爽歪歪视频在线观看 | 久9热在线精品视频| 别揉我奶头~嗯~啊~动态视频| 成年女人毛片免费观看观看9| 看免费av毛片| 国产亚洲av高清不卡| 美女午夜性视频免费| 淫秽高清视频在线观看| 中亚洲国语对白在线视频| 成人手机av| 欧美日韩福利视频一区二区| 亚洲欧美精品综合久久99| 久久伊人香网站| 日日夜夜操网爽| 999精品在线视频| 婷婷六月久久综合丁香| 久久精品国产亚洲av高清一级| 夜夜夜夜夜久久久久| 精品久久久久久久人妻蜜臀av| 亚洲精品在线美女| 亚洲乱码一区二区免费版| 黄片小视频在线播放| 亚洲精华国产精华精| 国产亚洲欧美98| 可以在线观看毛片的网站| 搞女人的毛片| 一区二区三区激情视频| 国产精品久久久久久精品电影| 制服丝袜大香蕉在线| 久久香蕉激情| 午夜久久久久精精品| 亚洲最大成人中文| 黄色 视频免费看| av在线播放免费不卡| 香蕉av资源在线| 国产高清有码在线观看视频 | 两个人看的免费小视频| 国产精品1区2区在线观看.| 国产精品久久久av美女十八| 日韩三级视频一区二区三区| 免费观看人在逋| 这个男人来自地球电影免费观看| bbb黄色大片| 校园春色视频在线观看| 亚洲av成人精品一区久久| 亚洲av成人一区二区三| 婷婷精品国产亚洲av| 久久久久久人人人人人| 男女做爰动态图高潮gif福利片| 波多野结衣高清作品| 日本一二三区视频观看| 日本三级黄在线观看| 人人妻人人看人人澡| 两性午夜刺激爽爽歪歪视频在线观看 | 999久久久精品免费观看国产| www.自偷自拍.com| 啦啦啦免费观看视频1| 国产精品一及| 久久久久久大精品| 国产精品久久久久久人妻精品电影| 高清毛片免费观看视频网站| 三级毛片av免费| 校园春色视频在线观看| 国内精品久久久久精免费| 欧美乱码精品一区二区三区| 亚洲精品在线美女| 亚洲真实伦在线观看| 国产亚洲欧美在线一区二区| 亚洲色图 男人天堂 中文字幕| www.熟女人妻精品国产| 亚洲色图av天堂| av国产免费在线观看| 变态另类丝袜制服| 天天添夜夜摸| 嫁个100分男人电影在线观看| 国产精品久久电影中文字幕| 日韩精品中文字幕看吧| av在线播放免费不卡| 久久久久久久精品吃奶| 欧美极品一区二区三区四区| 超碰成人久久| 色在线成人网| 久久人妻福利社区极品人妻图片| 欧美乱妇无乱码| 久久久精品大字幕| 国语自产精品视频在线第100页| 国产三级中文精品| 亚洲av日韩精品久久久久久密| 99久久国产精品久久久| 中文字幕av在线有码专区| 日韩成人在线观看一区二区三区| 亚洲性夜色夜夜综合| 国产97色在线日韩免费| 国产伦在线观看视频一区| 色哟哟哟哟哟哟| 色综合亚洲欧美另类图片| 国产一区二区三区在线臀色熟女| 在线观看免费日韩欧美大片| 久久午夜综合久久蜜桃| 一区二区三区激情视频| 国产欧美日韩精品亚洲av| 亚洲人成电影免费在线| 成人欧美大片| 成人国产一区最新在线观看| 黄色视频不卡| 又大又爽又粗| 精品久久蜜臀av无| 中文字幕高清在线视频| 国产精品98久久久久久宅男小说| 亚洲片人在线观看| 国产伦人伦偷精品视频| 性欧美人与动物交配| 成人永久免费在线观看视频| 亚洲欧美日韩无卡精品| 亚洲黑人精品在线| 99久久综合精品五月天人人| 欧美日本视频| 国产野战对白在线观看| 免费观看人在逋| 成熟少妇高潮喷水视频| 国产亚洲精品av在线| 精品一区二区三区视频在线观看免费| 国产精品一及| 麻豆国产av国片精品| 日韩欧美在线乱码| 少妇人妻一区二区三区视频| 69av精品久久久久久| 久久人妻av系列| 99久久久亚洲精品蜜臀av| 在线免费观看的www视频| 国产精品av久久久久免费| 97碰自拍视频| 九九热线精品视视频播放| 欧美3d第一页| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 亚洲欧美日韩无卡精品| 亚洲一码二码三码区别大吗| 国产精品永久免费网站| 老熟妇乱子伦视频在线观看| 精品人妻1区二区| 日韩三级视频一区二区三区| 午夜福利视频1000在线观看| 亚洲男人的天堂狠狠| 亚洲国产精品合色在线| 99国产极品粉嫩在线观看| 五月玫瑰六月丁香| 欧美日韩中文字幕国产精品一区二区三区| 国产精品久久视频播放| 久99久视频精品免费| 中文在线观看免费www的网站 | 男女做爰动态图高潮gif福利片| 叶爱在线成人免费视频播放| 久9热在线精品视频| 中文字幕最新亚洲高清| 成人国产综合亚洲| 欧美日本亚洲视频在线播放| 女生性感内裤真人,穿戴方法视频| 99riav亚洲国产免费| 熟女少妇亚洲综合色aaa.| 国产熟女xx| 男人舔奶头视频| 国产一区二区在线av高清观看| 两性夫妻黄色片| 麻豆一二三区av精品| 国产男靠女视频免费网站| 亚洲av第一区精品v没综合| 国产久久久一区二区三区| 亚洲一区二区三区色噜噜| 露出奶头的视频| 好男人在线观看高清免费视频| 久久人妻av系列| 成人特级黄色片久久久久久久| 亚洲熟妇熟女久久| xxxwww97欧美| 黑人巨大精品欧美一区二区mp4| 久久久久久国产a免费观看| 老司机午夜福利在线观看视频| 国产精品免费视频内射| www.999成人在线观看| 国产成人一区二区三区免费视频网站| 99国产精品99久久久久| 欧美又色又爽又黄视频| 国产精品久久视频播放| 波多野结衣巨乳人妻| 日韩精品免费视频一区二区三区| 国产精华一区二区三区| 午夜日韩欧美国产| 丁香欧美五月| 精品久久久久久久末码| 最新美女视频免费是黄的| 亚洲熟女毛片儿| 亚洲美女视频黄频| 午夜福利在线观看吧| 两个人看的免费小视频| 91字幕亚洲| 一级片免费观看大全| 日日爽夜夜爽网站| 无遮挡黄片免费观看| 一边摸一边抽搐一进一小说| 色综合婷婷激情| 久久这里只有精品中国| 久久精品成人免费网站| 国内久久婷婷六月综合欲色啪| 国产黄片美女视频| 精品国产美女av久久久久小说| 嫁个100分男人电影在线观看| 亚洲av成人精品一区久久| 日韩免费av在线播放| а√天堂www在线а√下载| 99精品在免费线老司机午夜| 亚洲国产精品999在线| 午夜福利在线观看吧| 99国产精品99久久久久| 91麻豆精品激情在线观看国产| 久久久久性生活片| 久久精品亚洲精品国产色婷小说| 99久久精品热视频| 一进一出抽搐动态| netflix在线观看网站| ponron亚洲| 舔av片在线| 精品久久久久久久久久久久久| 久久精品人妻少妇| 丝袜美腿诱惑在线| 女人被狂操c到高潮| 国产高清视频在线观看网站| 成人国语在线视频| 免费无遮挡裸体视频| 亚洲成人国产一区在线观看| 国产真实乱freesex| 国产成人精品久久二区二区免费| 国产在线观看jvid| 成年人黄色毛片网站| 欧美乱码精品一区二区三区| 久久中文看片网| e午夜精品久久久久久久| 亚洲人成网站在线播放欧美日韩| 色噜噜av男人的天堂激情| 男女视频在线观看网站免费 | av福利片在线观看| 长腿黑丝高跟| 国产亚洲欧美98| 免费无遮挡裸体视频| 久久久久久久久久黄片| 一进一出抽搐动态| 特级一级黄色大片| 香蕉av资源在线| 精品一区二区三区四区五区乱码| 不卡av一区二区三区| 国产精品九九99| 午夜久久久久精精品| 久久人人精品亚洲av| 日本 欧美在线| 亚洲av成人精品一区久久| 久久久久久人人人人人| 国产精品精品国产色婷婷| 成人亚洲精品av一区二区| 国产精品免费视频内射| 十八禁网站免费在线| 久久这里只有精品19| 亚洲最大成人中文| 精品国产美女av久久久久小说| 好男人在线观看高清免费视频| 在线国产一区二区在线| 午夜福利欧美成人| 91字幕亚洲| 51午夜福利影视在线观看| 久久久久精品国产欧美久久久| 黄色 视频免费看| 国产精品精品国产色婷婷| 国产激情久久老熟女| 亚洲精品中文字幕在线视频| 精品久久久久久久毛片微露脸| 国产v大片淫在线免费观看| 亚洲中文字幕日韩| 琪琪午夜伦伦电影理论片6080| 女人被狂操c到高潮| 精品少妇一区二区三区视频日本电影| 黄色视频不卡| 国产成人欧美在线观看| 麻豆成人av在线观看| 久久香蕉国产精品| 欧美成人免费av一区二区三区| 亚洲中文字幕日韩| 亚洲av电影在线进入| xxx96com| 男女下面进入的视频免费午夜| 亚洲人成伊人成综合网2020| 久久精品91蜜桃| 免费搜索国产男女视频| 91九色精品人成在线观看| 久久香蕉国产精品| 一本精品99久久精品77| 日本五十路高清| a级毛片在线看网站| 亚洲精品av麻豆狂野| 男女做爰动态图高潮gif福利片| bbb黄色大片| 欧美三级亚洲精品| 岛国在线免费视频观看| 中文字幕高清在线视频| 亚洲精品色激情综合| 蜜桃久久精品国产亚洲av| 精品久久久久久,| 99精品久久久久人妻精品| 欧美日韩精品网址| 视频区欧美日本亚洲| svipshipincom国产片| 欧美日韩福利视频一区二区| 亚洲国产精品久久男人天堂| 男人舔奶头视频| 麻豆国产av国片精品| 午夜两性在线视频| 最近最新中文字幕大全免费视频| 日韩欧美在线乱码| 一二三四社区在线视频社区8| 婷婷丁香在线五月| 999久久久国产精品视频| 午夜福利在线观看吧| 一本大道久久a久久精品| 19禁男女啪啪无遮挡网站| 久久午夜综合久久蜜桃| av在线播放免费不卡| 国产97色在线日韩免费| av中文乱码字幕在线| 国产午夜精品久久久久久| 性欧美人与动物交配| 97碰自拍视频| 99在线视频只有这里精品首页| 国产精品免费视频内射| 欧美一区二区国产精品久久精品 | 成人精品一区二区免费| 久久精品影院6| 精品一区二区三区av网在线观看| 日韩 欧美 亚洲 中文字幕| 亚洲人与动物交配视频| 午夜两性在线视频| 日本 欧美在线| 国产精品一区二区精品视频观看| 欧美zozozo另类| 欧美精品啪啪一区二区三区| 极品教师在线免费播放| 成人精品一区二区免费| 国产精品九九99| 国产av麻豆久久久久久久| 天堂动漫精品| 久久国产精品人妻蜜桃| 国产主播在线观看一区二区| 99久久精品国产亚洲精品| 999久久久精品免费观看国产| 成人午夜高清在线视频| 国产成+人综合+亚洲专区| videosex国产| 9191精品国产免费久久| 久久香蕉国产精品| 欧美一级a爱片免费观看看 | x7x7x7水蜜桃| 妹子高潮喷水视频| 18美女黄网站色大片免费观看| 国产黄片美女视频| 亚洲国产欧美一区二区综合| 国产亚洲精品一区二区www| 国产一区二区激情短视频| 国产精品一区二区免费欧美| 国产av一区二区精品久久| 精品日产1卡2卡| 亚洲欧美日韩无卡精品| 免费在线观看成人毛片| 精品一区二区三区视频在线观看免费| 久久精品91无色码中文字幕| 成人国产综合亚洲| 国产伦人伦偷精品视频| 欧美乱码精品一区二区三区| 视频区欧美日本亚洲| 窝窝影院91人妻| 亚洲18禁久久av| 久久国产精品人妻蜜桃| 美女午夜性视频免费| 日本一区二区免费在线视频| 人妻夜夜爽99麻豆av| 午夜精品在线福利| 久久香蕉精品热| 黄片大片在线免费观看| 激情在线观看视频在线高清| 99国产综合亚洲精品| 99精品在免费线老司机午夜| 国产精品,欧美在线| 国内久久婷婷六月综合欲色啪| av国产免费在线观看| 又爽又黄无遮挡网站| 国产男靠女视频免费网站| 亚洲人与动物交配视频| 99久久久亚洲精品蜜臀av| 亚洲成av人片免费观看| 全区人妻精品视频| 欧美成人一区二区免费高清观看 | 波多野结衣巨乳人妻| 亚洲精品美女久久av网站| 最近最新中文字幕大全电影3| 国产精品久久久人人做人人爽| 美女扒开内裤让男人捅视频| www日本黄色视频网| 少妇的丰满在线观看| 亚洲乱码一区二区免费版| 在线看三级毛片| 午夜福利高清视频| 国产熟女午夜一区二区三区| 精品一区二区三区视频在线观看免费| 日韩高清综合在线| 久热爱精品视频在线9| 母亲3免费完整高清在线观看| 亚洲va日本ⅴa欧美va伊人久久| 91av网站免费观看| 特级一级黄色大片| 性色av乱码一区二区三区2| 女人爽到高潮嗷嗷叫在线视频| or卡值多少钱| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 性色av乱码一区二区三区2| 亚洲va日本ⅴa欧美va伊人久久| 老司机福利观看| 国产伦一二天堂av在线观看| 亚洲精品美女久久av网站| 精品久久久久久久久久免费视频| 美女高潮喷水抽搐中文字幕| 看免费av毛片| 亚洲狠狠婷婷综合久久图片| 亚洲自偷自拍图片 自拍| 人成视频在线观看免费观看| 一区二区三区激情视频| 午夜老司机福利片| 无遮挡黄片免费观看| www.精华液| 亚洲精品色激情综合| 看片在线看免费视频| 午夜亚洲福利在线播放| 国产精品亚洲一级av第二区| 毛片女人毛片| 91字幕亚洲| 精品无人区乱码1区二区| 男女午夜视频在线观看| 国产v大片淫在线免费观看| 少妇被粗大的猛进出69影院| 亚洲欧美日韩高清在线视频| 亚洲av电影在线进入| 国产精品乱码一区二三区的特点|