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

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）

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