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    序批式反應(yīng)器中好氧顆粒污泥處理無機(jī)廢水穩(wěn)定性

    2024-11-10 00:00:00李正昊羅怡劉立良康建林李廣明聶嘉樂龍焙
    人民珠江 2024年9期

    摘 要:分別接種好氧顆粒污泥(Aerobic Granular Sludge,AGS)、AGS+立體空心填料、AGS+聚氨酯海綿填料和AGS+立體空心填料+聚氨酯海綿填料啟動(dòng)4個(gè)序批式生物膜反應(yīng)器(SBR,R1、R2、R3及R4),探索其處理無機(jī)高氨氮(250~500 mg/L)廢水的脫氮性能與穩(wěn)定性。前30 d內(nèi)四反應(yīng)器中均出現(xiàn)大量顆粒的破碎及污泥量的明顯減小。31 d補(bǔ)充AGS后,R1小顆粒比例逐漸增大,在55~85 d內(nèi)成功實(shí)現(xiàn)小粒徑AGS的穩(wěn)定性維持,R3逐漸實(shí)現(xiàn)生物膜及AGS的共存,但R2及R4再次重復(fù)顆粒的持續(xù)解體過程。R1可實(shí)現(xiàn)48%左右總無機(jī)氮(Total Inorganic Nitrogen,TIN)去除和99%左右的氨氮去除。R2中立體空心填料在30 d內(nèi)實(shí)現(xiàn)掛膜,但脫氮效果波動(dòng)較大,最終實(shí)現(xiàn)了49%左右TIN去除與99%左右氨氮去除。R3中海綿填料在7 d內(nèi)實(shí)現(xiàn)掛膜,表現(xiàn)出良好的抗沖擊負(fù)荷能力,對(duì)TIN及氨氮的去除率分別在52%左右和99%左右。R4中立體空心填料40 d完成掛膜、海綿填料10 d成功掛膜,脫氮效果不穩(wěn)定,最終實(shí)現(xiàn)了40%左右TIN去除與99%左右氨氮去除。

    關(guān)鍵詞:好氧顆粒污泥;無機(jī)廢水;生物膜;脫氮;穩(wěn)定性

    中圖分類號(hào):X703. 1 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼:A 文章編號(hào):1001-9235(2024)09-0064-10

    移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器(Moving-Biofilm Reactor,MBBR)是在生物濾池、固定床反應(yīng)器及流化床反應(yīng)器的基礎(chǔ)上開發(fā)出的一種新型生物膜反應(yīng)器,通過投加密度接近于1的填料構(gòu)建一個(gè)由附著生物膜及懸浮污泥組成的雙污泥生態(tài)系統(tǒng),具有抗沖擊負(fù)荷強(qiáng)、泥齡長(zhǎng)、脫氮效率高等優(yōu)點(diǎn)[1-3]。Zhou等[4]在新型兩段進(jìn)水三級(jí)A/O-MBBR中處理碳氮比(C/N比)為4. 3±1. 2的實(shí)際廢水,在無外部碳源投加下實(shí)現(xiàn)了72. 88%的總無機(jī)氮去除。Zhang等[5]利用連續(xù)式A2/O-MBBR 系統(tǒng)處理碳氮比為3. 85±0. 50 的生活廢水,在HRT 為12 h 與硝酸鹽回流比400%~500%下實(shí)現(xiàn)83. 95%~84. 77% 的總氮去除。Peng等[6]研究了不同鼠李糖脂濃度對(duì)模擬低C/N比(3∶1)合成廢水的去除效果,最高實(shí)現(xiàn)68. 37±0. 63% NH4+-N去除。Chen等[7]通過以聚乙烯醇(PVA)凝膠載體并投加HN-AD 菌生物強(qiáng)化MBBR 去處理不同低C/N比的模擬廢水,當(dāng)C/N 比為1 時(shí)TN 去除率為51. 90%。面對(duì)低C/N比廢水時(shí),MBBR可維持不錯(cuò)生物脫氮性能。

    好氧顆粒污泥(AGS)是微生物在特殊環(huán)境下自凝聚而成的生物聚合體,具有致密的結(jié)構(gòu)、沉降速度快、耐毒性高等優(yōu)點(diǎn)[8-9]。因其特殊的分層結(jié)構(gòu)可實(shí)現(xiàn)單級(jí)脫氮[10-11],并表現(xiàn)出較傳統(tǒng)工藝更強(qiáng)的脫氮性能,被認(rèn)為是一種極具發(fā)展前景的新型脫氮技術(shù)。AGS脫氮受諸多因素限制[12],其中碳氮比對(duì)脫氮效果有重要影響。Zhang等[13]發(fā)現(xiàn)AGS在處理C/N比由15逐漸減低至5的模擬廢水時(shí),TN去除率由81. 5%迅速減小至65. 3%。Alves等[14]利用AGS處理C/N比約為7. 4的實(shí)際廢水,TN去除率僅31%左右。張立楠等[15] 利用自養(yǎng)硝化顆粒污泥(Autotrophic Nitrified Granular Sludge,ANGS)處理無機(jī)高氨氮廢水,對(duì)TIN去除率不足5%??梢姡S著C/N比的降低會(huì)明顯影響到AGS反硝化性能,進(jìn)而導(dǎo)致脫氮能力下降。

    此外,絕大多數(shù)的AGS反應(yīng)器處理對(duì)象為有機(jī)廢水,有關(guān)無機(jī)廢水中AGS穩(wěn)定性維持研究報(bào)道并不多[16]。Zeng等[17]發(fā)現(xiàn)無機(jī)高氨氮廢水中顆粒濃度會(huì)出現(xiàn)不同程度地減小。Zeng等[18]在處理NH4+-N為250 mg/L的無機(jī)廢水時(shí),同樣發(fā)現(xiàn)內(nèi)源性硝化反硝化會(huì)導(dǎo)致顆粒濃度減少。Zeng等[19]發(fā)現(xiàn)在不同氮負(fù)荷下的AGS污泥濃度、平均粒徑與顆粒化率均有不同程度的降低??梢?,無機(jī)高氨氮廢水中AGS增殖緩慢,甚至?xí)绊懫浞€(wěn)定性,如何提高無機(jī)廢水中AGS的穩(wěn)定性仍具挑戰(zhàn)。為解決這一問題,借鑒MBBR中填料的快速掛膜[20]可以強(qiáng)化生化系統(tǒng)的穩(wěn)定性及脫氮性能這一思路或許是個(gè)不錯(cuò)的選擇。然而,如何實(shí)現(xiàn)AGS與生物膜之間的共生仍需探索,畢竟幾乎未見生物膜系統(tǒng)中發(fā)現(xiàn)AGS的研究報(bào)道。

    相較于傳統(tǒng)高氨氮廢水,贛南離子型礦山在開采或服務(wù)期結(jié)束后會(huì)產(chǎn)生大量含氮浸出液,該尾水呈無機(jī)高氨氮廢水特征[21-22],已然成為區(qū)域重要污染源,目前尚缺乏有效處理技術(shù)。借鑒MBBR在中國(guó)市政污水提標(biāo)改造中取得的成功經(jīng)驗(yàn),在氮負(fù)荷對(duì)AGS穩(wěn)定性影響研究基礎(chǔ)上[19],本研究在SBR中接種AGS并投加填料以構(gòu)建AGS-生物膜系統(tǒng),研究AGS-生物膜系統(tǒng)的脫氮性能及穩(wěn)定性,旨在為離子型稀土礦山尾水高效經(jīng)濟(jì)處理提供技術(shù)支持。

    1 材料與方法

    1. 1 試驗(yàn)裝置

    試驗(yàn)在4 根相同的SBR 中進(jìn)行,分別命名為R1、R2、R3 及R4,SBR 有效容積為2 L(內(nèi)徑為8. 5cm,高度為50 cm,圖1),換水率為50%。采用2臺(tái)電磁式空氣泵(ACO-006,一用一備)提供曝氣,通過轉(zhuǎn)子流量計(jì)(LZB-4WB)控制每根SBR的曝氣量為5 L/min,液面上升2~3 cm。每日運(yùn)行4個(gè)周期,周期時(shí)長(zhǎng)為6 h,運(yùn)行模式為:進(jìn)水(5 min)、曝氣(350 min)、沉淀(3 min)及排水(2 min)。排出的水通過0. 15 mm的篩網(wǎng),并將收集到的篩上污泥返回各自SBR中。

    R1 中僅接種AGS(MLSS 為3 500 mg/L);R2 中接種AGS(MLSS為3 500 mg/L)與立體空心填料(體積填充比例30%);R3 中接種AGS(MLSS 為3 500mg/L)與聚氨酯海綿填料(體積填充比例30%),R4中接種AGS(MLSS 為3 500 mg/L)、立體空心填料(體積填充比例15%)與聚氨酯海綿填料(體積填充比例15%)。整個(gè)試驗(yàn)周期內(nèi)水溫為(25±3)℃。

    1. 2 接種污泥

    接種AGS取自實(shí)驗(yàn)室中SBR(有效容積27. 7 L,命名為R0),換水率為60%。處理對(duì)象為模擬無機(jī)高氨氮廢水(氨氮為400 mg/L),每天運(yùn)行4個(gè)周期(周期為6 h),包括進(jìn)水(5 min)、好氧(115 min)、缺氧(120 min)、好氧(110 min)、沉降(5 min)和排水(5 min)。缺氧段投加乙酸鈉(濃度以COD計(jì))促進(jìn)反硝化。AGS呈現(xiàn)黃褐色,SV30/SV5為0. 91,污泥體積指數(shù)(SVI)為87. 95 mL/g,顆?;蕿?8. 78%,平均粒徑為1. 21 mm,混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)濃度與混合液懸浮固體(MLSS)濃度之比(MLVSS/MLSS)為0. 75,胞外聚合物(EPS)含量為39. 21 mg/g MLVSS,蛋白質(zhì)含量(PN)與多糖(PS)質(zhì)量比為0. 98。分別于第1 d 和第31 d 分兩批向R1、R2、R3 及R4 中投加約1 L 的R0 中AGS(MLSS約7 000 mg/L)。

    1. 3 污水水質(zhì)

    進(jìn)水為模擬無機(jī)高氨氮廢水,氨氮由NH4CI提供,通過碳酸氫鈉調(diào)節(jié)進(jìn)水pH為7. 5~8. 5,同時(shí)根據(jù)龍焙等[23]推薦配方濃度投加鈣、鐵、鎂、磷及其他微量元素,反應(yīng)器各階段進(jìn)水水質(zhì)見表1。

    1. 4 填充填料種類及性質(zhì)

    試驗(yàn)使用市售立體空心填料規(guī)格為K3-Φ2 519,比重大于0. 96 g/cm3,比表面積大于500 m2/m3,孔隙率為95%。聚氨酯(高分子多孔凝膠)海綿填料尺寸約為1 cm×1 cm×1 cm,密度為0. 98~1. 05 g/m3,比表面積大于5 000 m2/m3,孔隙率為98%。

    1. 5 分析項(xiàng)目及測(cè)試方法

    SV、SVI、MLSS、MLVSS、氨氮(NH4+-N)、亞硝態(tài)氮(NO2--N)、硝態(tài)氮(NO3--N)等均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[24],總無機(jī)氮(TIN)為NH4+-N、NO2--N及NO3--N三者濃度之和。使用數(shù)碼相機(jī)拍攝記錄污泥形態(tài)。采用龍焙等[25]推薦的方法測(cè)定平均粒徑和顆?;?。EPS 檢測(cè)懸浮顆粒污泥采用超聲熱提取方法[26],EPS由外到內(nèi)分為松散結(jié)合型EPS(LooselyboundEPS, LB-EPS)和緊密結(jié)合型 EPS(TightlyboundEPS, TB-EPS),樣品中PN 測(cè)定采用考馬斯亮藍(lán)試劑法,PS測(cè)定采用硫酸-苯酚法。采用熒光光度計(jì)(F-380,中國(guó)港東)進(jìn)行三維熒光掃描,采用掃描參數(shù)為:激發(fā)(Ex)波長(zhǎng)為200~450 nm,發(fā)射(Em)波長(zhǎng)為200~550 nm,步長(zhǎng)為5 nm,掃描速度為2 400 nm/min,激發(fā)與發(fā)射狹縫為5 nm。采用掃描電子顯微鏡(SEM, ZEISS Gemini 300)進(jìn)行AGS 的微觀形貌觀察,采用冷凍干燥法進(jìn)行樣品制作[27]。

    硝化/反硝化速率通過測(cè)定反應(yīng)前后的氮降解量,試驗(yàn)在500 mL錐形瓶中進(jìn)行,在SBR完全混合時(shí),取20 g污泥和填料,試驗(yàn)前用去離子水清洗污泥3次,按照試驗(yàn)設(shè)計(jì)加入NaHCO3 和CH3COOH后定容至300 mL。具體試驗(yàn)操作條件見表2,計(jì)算見式(1),NH4+-N 去除率、TIN 去除率、同步硝化反硝化率(SND)見式(2)—(4)。

    式中:[N]i 為進(jìn)水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度,mg/L;[N]e 為出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度,mg/L;t 為反應(yīng)時(shí)間,取1 h;M 為錐形瓶中污泥填料的濃度,g/L;ρin,NH+4 - N 為反應(yīng)器進(jìn)水中NH4+-N的質(zhì)量濃度,mg/L;ρin,TIN 為反應(yīng)器進(jìn)水中TIN的質(zhì)量濃度,mg/L;ρNO-2 - N 為反應(yīng)器出水中NO2--N 的質(zhì)量濃度,mg/L;ρNO-3 - N 為反應(yīng)器出水中NO3--N 的質(zhì)量濃度,mg/L;ρNH+4 - N 為反應(yīng)器出水中NH4+-N 的質(zhì)量濃度,mg/L;ρTIN 為反應(yīng)器出水中TIN的質(zhì)量濃度,mg/L;T為水溫,℃。

    2 結(jié)果與討論

    2. 1 形態(tài)變化

    接種時(shí)AGS 呈黃色,顆粒飽滿,表面光滑(圖2)。

    R1在前30 d內(nèi)觀察到部分AGS破碎,細(xì)小顆粒比例明顯增加,31 d補(bǔ)充AGS后R1中大顆粒明顯增多,但隨后大顆粒比例逐漸減小,小顆粒比例逐漸增大。

    R2在前5 d觀察到AGS大量解體,顆粒數(shù)量明顯減少并出現(xiàn)大量絮狀污泥,31 d補(bǔ)充污泥后AGS比例迅速增大,但很快重復(fù)前30 d解體趨勢(shì);立體空心填料在第7 d時(shí)逐漸開始掛膜,第30 d時(shí)填料內(nèi)表面基本附著一層生物膜,此后生物膜厚度逐漸增厚,其顏色也逐漸呈現(xiàn)出橙黃色。

    R3在前30 d內(nèi)AGS亦出現(xiàn)明顯解體現(xiàn)象,且粒徑和數(shù)量明顯減少,第31 d補(bǔ)充污泥后AGS解體趨勢(shì)明顯好轉(zhuǎn),實(shí)現(xiàn)了AGS與生物膜的共存;海綿填料在第2 d開始掛膜,第7 d時(shí)實(shí)現(xiàn)成功掛膜,觀察到大量顆粒存在填料內(nèi)部。

    R4在前30 d內(nèi)AGS明顯減少,部分顆粒解體并出現(xiàn)許多絮狀污泥,第31 d補(bǔ)充AGS后重復(fù)了前30d的污泥變化趨勢(shì);立體空心填料在第8 d時(shí)開始掛膜,第40 d左右成功掛膜,而海綿填料在第4 d時(shí)開始掛膜,第10 d時(shí)成功掛膜。

    通過SEM 觀察第85 d 時(shí)4 個(gè)反應(yīng)器污泥(圖3),R1、R2、R3、R4表面分布著大量短桿菌。此外,R2、R4中還發(fā)現(xiàn)一定數(shù)量的絲狀菌的分布,可能造成其后期理化性質(zhì)下降。

    2. 2 理化性質(zhì)

    2. 2. 1 污泥濃度

    由于顆粒解體及填料吸附,前30 d內(nèi)R1、R2、R3、R4 液相中的MLSS 分別減小至2 815、553、1650、913 mg/L(圖4a)。31 d補(bǔ)充AGS后,除R1污泥量最終增大至4 619 mg/L 外,R2、R3 及R4 中的MLSS 分別減小至470、1 637、570 mg/L。R1、R3 與R4的MLSS/MLVSS基本保持在0. 85左右,而R2的MLSS/MLVSS僅為0. 53。

    2. 2. 2 沉降性能

    R1、R2、R3 及R4 的SVI 值分別為43. 3、42. 5、55. 0、52. 6 mL/g,R1、R2、R3及R4的SV30/SV5分別為1、0. 67、0. 90、0. 75(圖4b)。2項(xiàng)指標(biāo)表明R1和R3中顆粒污泥的沉降性能要明顯優(yōu)于R2和R4。

    2. 2. 3 顆?;省⑵骄郊傲椒植?/p>

    與R0中污泥的顆?;剩?0. 12%)相比,試驗(yàn)結(jié)束時(shí)R1、R2、R3及R4的顆?;食霈F(xiàn)不同程度地減小,分別為86. 58%、82. 17%、74. 40%、78. 07%(圖4c)。與R0中污泥的平均粒徑相比(1. 21 mm),四反應(yīng)器中污泥的平均粒徑分別減少至0. 94、0. 72、0. 38、0. 65 mm。2項(xiàng)指標(biāo)變化與觀察到的顆粒破碎及其粒徑減小相吻合。

    R1中污泥粒徑主要集中在0. 30~1. 43 mm(圖4d),其中1. 00~1. 43 mm區(qū)間占比最大(37. 78%);R2 液相中粒徑主要集中在0. 30~1. 43 mm,其中0. 30~0. 60 mm區(qū)間占比最大(31. 85%);R3液相中粒徑小于0. 30 mm占比為25. 60%,粒徑主要集中在0. 30~1. 00 mm,其中0. 30~0. 60 mm 區(qū)間占比最大(63. 84%);R4 液相中粒徑主要集中在0. 30~1. 00mm,其中0. 30~0. 60 mm 區(qū)間占比最大(31. 05%)??梢姡盍仙系纳锬づc游離AGS二者呈明顯的生長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系,生物膜的快速增殖容易導(dǎo)致AGS失穩(wěn)。

    2. 2. 4 EPS及PN/PS

    85 d 時(shí)R1、R2、R3 及R4 中AGS 的EPS 含量分別為29. 1、37. 3、60. 0、59. 1 mg/gMLVSS(圖5),表明投加填料有助于反應(yīng)器中EPS的分泌。R2與R4中污泥的PN/PS 分別為7. 33、15. 51,遠(yuǎn)高于R1與R3中污泥的0. 62、1. 13,主要是R2 和R4 中TB-PS 分泌量減少與LB-PN分泌量增大所致。

    利用3D-EEM 光譜檢測(cè)第70 d 時(shí)四反應(yīng)器中EPS提取物內(nèi)具有熒光特性的有機(jī)物(圖6),根據(jù)Chen等[28]提出的熒光區(qū)域積分法(FRI)進(jìn)行特征峰識(shí)別。在LB-EPS中,四反應(yīng)器的污泥樣品在B區(qū)存在特征峰(Ex/Em=260~300/290~340、Ex/Em=275~290/310~340、Ex/Em=280~290/300~320 和Ex/Em=270~280/290~320),表明提取的LB-EPS 存在蛋白質(zhì)衍生的氨基酸和色氨酸,而R1熒光強(qiáng)度明顯高于其他組。此外,在TB-EPS 中,R1—R4 的樣品在B區(qū)存在特征峰(Ex/Em=260~300/290~380、Ex/Em=275~290/310~340、Ex/Em=270~300/280~380和Ex/Em=270~280/340~360),可見TB-EPS 中依然存在蛋白質(zhì)衍生的氨基酸和色氨酸類物質(zhì)。此外,R1、R3、R4的樣品在A 區(qū)還存在特征峰(Ex/Em=350~380/430~470、Ex/Em=330~370/420~460和Ex/Em=350~380/430~450),表明TB-EPS中存在腐殖酸類物質(zhì),且R1、R3的熒光強(qiáng)度明顯高于R4。結(jié)合4個(gè)反應(yīng)器污泥理化性質(zhì),推測(cè)TB-EPS中氨基酸和色氨酸類物質(zhì)含量增加、腐殖酸類物質(zhì)的出現(xiàn)是維持顆粒結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的重要原因[29]。

    2. 3 污染物去除性能研究

    2. 3. 1 脫氮效果

    前60 d內(nèi)R1與R3的出水TIN、NH4+-N、NO2--N及NO3--N變化趨勢(shì)相似(圖7),即出水NH4+-N基本接近零,出水NO2--N快速減小并趨于零,NO3--N明顯積累并貢獻(xiàn)了絕大多數(shù)的出水TIN;突然增大進(jìn)水NH4+-N 后,R1 中出水NO2--N、NO3--N 及TIN 均明顯增大(0~376、143~219、143~465 mg/L),而R3僅觀察到出水TIN略增大。R2及R4的出水NH4+-N除了61~74 d突然增大外,其余時(shí)間基本接近零;兩反應(yīng)器的NO2--N 及NO3--N 均波動(dòng)較大(0~200、0~165 mg/L;0~193、12~175 mg/L),導(dǎo)致TIN亦處于波動(dòng)狀態(tài)。R1、R3的NH4+-N去除率始終接近100%;61~74 d R2 的NH4+-N 去除率迅速減小至40%、R4的NH4+-N去除率除67~74 d內(nèi)迅速減小至80%,其他時(shí)間基本接近100%。前60 d內(nèi)R1的TIN去除率逐漸增大至60%左右,61~74 d TIN去除率迅速減小至6%,此后又回升至60% 左右;從第10 d 開始R3的TIN去除率基本保持在60%左右;運(yùn)行過程中R2及R4 的TIN 去除率波動(dòng)較大,分別在6%~76%、15%~68%。

    在1 kg(/ m3·d)的氮負(fù)荷下R1—R4均表現(xiàn)出不錯(cuò)的NH4+-N去除性能,而在1. 5~2. 0 kg(/ m3·d)氮負(fù)荷的短期沖擊下,R1系統(tǒng)明顯表現(xiàn)出不適,出水NO2--N明顯增加,而投加填料的R2—R4系統(tǒng)則表現(xiàn)出來的抗沖擊負(fù)荷能力要優(yōu)于單一AGS體系,其中投加海綿填料的R3抗高氨氮沖擊的性能最佳。

    2. 3. 2 典型周期內(nèi)污染物降解規(guī)律

    R1和R3反應(yīng)器內(nèi)脫氮規(guī)律相似(圖8):前2 h內(nèi)NH4+-N迅速減小至零左右;前1 h內(nèi)NO2--N略有積累(0~31、0~13 mg/L),此后迅速減??;前2 h NO3--N持續(xù)增大(0~146、0~127 mg/L),此后略有減??;前1 h內(nèi)TIN持續(xù)減?。?50~153、250~135 mg/L),此后緩慢減?。?53~128、135~110 mg/L)。前30 min 內(nèi)R2及R3內(nèi)NH4+-N迅速減?。?50~108、250~111 mg/L),此后呈直線式減小至零左右;R2內(nèi)NO3--N積累明顯高于NO2--N,而R4 中NO2--N 積累高于NO3--N;前1 h 內(nèi)兩反應(yīng)器內(nèi)TIN 迅速減?。?50~178、250~180 mg/L),此后緩慢減小(178~113、180~118mg/L)。

    2. 3. 3 SND率

    R1 的SND 率前10 d 逐漸增加(24%~55%,圖9),61~74 d內(nèi)呈現(xiàn)出明顯波動(dòng)(42%~7%~57%),其余時(shí)間基本維持在50%左右。R2中SND率前30 d內(nèi)明顯波動(dòng)(6%~56%~13%),65 d 后逐漸增加(52%~98%),而其余時(shí)間維持亦在50%左右波動(dòng);R3 中SND 率前8 d 內(nèi)呈現(xiàn)出逐漸增加趨勢(shì)(13%~51%),此后整個(gè)試驗(yàn)周期內(nèi)基本穩(wěn)定維持在52%左右;R4中SND率前30 d內(nèi)處在17%~39%波動(dòng),31~85 d內(nèi)則處于31%~69%波動(dòng)。

    2. 4 硝化/反硝化速率

    R1 和R3 的氨氧化速率要遠(yuǎn)大于R2 和R4(圖10),而R1和R4中亞硝酸鹽氧化速率明顯大于R2和R3。R1的內(nèi)源亞硝酸鹽還原速率(22. 5 mgN/(g·d))要遠(yuǎn)高于R2、R3及R4。R1、R2、R3及R4外源亞硝酸鹽還原速率基本維持在5 mgN/(g·d)以下。R2的內(nèi)源硝酸鹽還原速率(5. 7 mgN/(g·d))略高于R1(3. 5 mgN/(g·d))、R3(4. 0 mgN/(g·d))和R4(2. 6mgN/(g·d))。R2、R3、R4的外源硝酸鹽還原速率明顯高于R1。

    2. 5 AGS-生物膜系統(tǒng)穩(wěn)定性研究

    對(duì)比污泥形態(tài)及結(jié)合理化性質(zhì)可知,R1中AGS穩(wěn)定性最佳,R3中AGS穩(wěn)定性次之。R3中海綿填料在第7 d時(shí)實(shí)現(xiàn)成功掛膜。相比較于R1及R3,投加空心填料的R2和R4出現(xiàn)了更加明顯的顆粒破碎,且R2中MLSS的減小最為明顯,但第30 d時(shí)才實(shí)現(xiàn)成功掛膜。R4中立體空心填料在第40 d左右成功掛膜,海綿填料在第10 d時(shí)成功掛膜??梢姡@兩類填料上的生物膜在反應(yīng)器內(nèi)亦存在競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系,同時(shí)存在時(shí)它們的掛膜時(shí)間明顯延長(zhǎng)。相比之下,聚氨酯海綿填料可以快速實(shí)現(xiàn)AGS-生物膜系統(tǒng)。

    在脫氮性能方面,R1、R2、R3 及R4 最終實(shí)現(xiàn)50%左右以上的TIN去除率,但是投加立體空心填料的R2 與R4 的TIN 去除率會(huì)隨著進(jìn)水波動(dòng)而減小,尤其是對(duì)R2中AGS和生物膜受到的沖擊最明顯,脫氮性能迅速惡化。R3表現(xiàn)出比R1更加穩(wěn)定的出水水質(zhì),TIN去除率穩(wěn)定在52%左右,可見,R3系統(tǒng)內(nèi)部已經(jīng)形成穩(wěn)定的AGS-生物膜脫氮環(huán)境,并展現(xiàn)出穩(wěn)定的內(nèi)源硝化反硝化能力(SND率穩(wěn)定維持在52%左右)。此外,根據(jù)硝化/反硝化速率可知,相較于R2和R4,投加海綿填料的R3擁有更高的氨氮氧化速率,并表現(xiàn)出優(yōu)異的硝化性能,而反硝化方面,R3的內(nèi)源反硝化速率要低于其他,而較高內(nèi)源反硝化速率會(huì)以消耗生物體、破壞顆粒結(jié)構(gòu)為代價(jià),也從側(cè)面解釋了R3的系統(tǒng)穩(wěn)定性要優(yōu)于R1、R2和R4。

    3 結(jié)論

    a)投加海綿填料可在無機(jī)高氨氮廢水中快速構(gòu)建AGS-生物膜脫氮體系,而投加立體空心填料難以實(shí)現(xiàn)AGS與生物膜的穩(wěn)定共生。

    b)AGS-海綿填料生物膜脫氮系統(tǒng)中AGS的穩(wěn)定性不及單獨(dú)的AGS脫氮系統(tǒng),但其脫氮性能及耐沖擊負(fù)荷能力更強(qiáng),對(duì)TIN及氨氮的去除率逐漸穩(wěn)定在52%、99%左右。

    c)海綿填料內(nèi)形成的生物膜更易于與AGS形成共生,而立體空心填料形成的生物膜會(huì)與AGS產(chǎn)生明顯的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系,并且AGS在競(jìng)爭(zhēng)中逐漸處于劣勢(shì)。

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    (責(zé)任編輯:程茜)

    基金項(xiàng)目:國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(52060007);江西理工大學(xué)清江青年英才支持計(jì)劃(JXUSTQJYX2020008);江西理工大學(xué)研究生創(chuàng)新專項(xiàng)資金項(xiàng)目(XY2022-S128)

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