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階梯曝氣對城市污水好氧顆粒污泥系統有哪些影響

發布時間:2020-1-1 7:41:47  中國污水處理工程網

  近年來, 氮磷的大量排放使水體富營養化進程加快, 而目前多數污水處理廠對氮、磷的去除率較低, 實現高效脫氮除磷逐漸成為研究的熱點.但傳統氮磷同步去除工藝往往存在碳源利用率低、脫氮除磷分開而增大占地面積、易污泥膨脹等問題, 好氧顆粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)脫氮除磷技術因生物量大、沉降性能好、可實現同步硝化內源反硝化(simultaneous nitrification endogenous denitrification, SNED)等優點而備受關注. AGS同步脫氮除磷往往又因釋磷過程、反硝化過程、異養菌同化作用爭奪碳源以及顆粒中溶解氧(DO)分區被破壞而使氮磷去除率降低.故采取合適的運行策略實現高效的脫氮除磷勢在必行.

  對于脫氮過程, AGS中的高-低DO環境是形成SND功能的重點. Yuan等發現DO從4.5mg ·L-1降至1.0mg ·L-1時, AGS系統的硝化速率從0.059 5 mg ·(g ·min)-1下降到0.025 1 mg ·(g ·min)-1. Beun等發現相比溶解氧飽和度為100%條件下培養的顆粒污泥, 溶解氧飽和度為40%條件可以使顆粒內部發生穩定的反硝化作用.而降低曝氣強度使AGS中絲狀菌成為優勢菌種、顆粒結構松散, 且氧傳質阻力減弱, 同樣破壞顆粒內部的缺氧反硝化環境.對于除磷過程, 低DO水平會使聚磷菌吸磷不充分, 高DO水平會使聚磷菌(PAOs)體內聚β羥基丁酸(PHB)不足而聚磷活性降低并出現“自溶”現象另外, 運行周期初始曝氣會使大量COD被異養微生物消耗, 造成大量碳源和溶解氧浪費.

  綜合以上問題結合城市污水低C/N比的特點, 本研究在厭氧/好氧(anaerobic/oxic, A/O)運行模式下分別以減少好氧初期碳源浪費和防止好氧末期好氧顆粒內反硝化條件受破壞為目的采取低/高和高/低階梯曝氣策略, 在優化AGS內部好氧-缺氧空間分布的同時增加污水碳源利用率.目前類似階梯曝氣的報道主要是對全程好氧系統脫氮性能的研究, 不同階梯曝氣策略對A/O同步脫氮除磷系統的影響對比及影響機理的探究尚未見報道.本試驗通過綜合評估和分析不同曝氣策略下系統的氮磷去除性能、污泥沉降性及穩定性, 以期為好氧顆粒在處理生活污水的應用中提供技術支撐和理論依據.

  1 材料與方法

1.1 試驗裝置與運行方式

  本試驗采用由有機玻璃制成的中試規模SBR反應器, 有效高度h=90 cm, 內徑D=29 cm, 有效容積V=64 L.反應器壁取樣口縱向排列, 間隔為15 cm, 取樣、排泥均在第3個取樣口.反應器內底部設有微孔曝氣盤, 由空壓機供氣并通過氣體流量計控制曝氣量, 在好氧階段為反應器提供足夠的水力剪切力和溶解氧, 試驗裝置如圖 1所示.

  圖 1

 

1.攪拌器;2.進水口;3.取樣口和排泥口;4.出水口;5.攪拌槳;6.微孔曝氣盤;7. pH計;8. DO測定儀;9.氣體流量計;10.電磁閥;11.空壓機圖 1 好氧顆粒污泥SBR反應器裝置示意

  反應器運行通過時間控制器控制, 每天運行3個周期, 一個周期8 h, 分別為:30 min進水、120 min厭氧、180 min好氧、3 min沉淀、剩余時間閑置.整個試驗過程溫度和pH均不作控制, 水溫20~25℃, pH為7.0~8.0, 換水比為67%, 污泥濃度控制在3 000 mg ·L-1左右.

  1.2 接種污泥特性與試驗用水水質

  本試驗用水取自某大學家屬區化糞池, 接種污泥為用實際生活污水培養的成熟好氧顆粒污泥, 具體水質參數和污泥特性指標見表 1和表 2.

 

  表 1 試驗進水水質/mg ·L-1Table 1 

 

  表 2 接種污泥指標

  1.3 試驗方案

1.3.1 反應器運行參數

  反應器運行采用厭氧/好氧(A/O)模式, 控制單個周期內總曝氣量恒定, 改變均勻曝氣為階梯曝氣(將好氧段分為兩段, 先高強度曝氣后低強度曝氣, “高/低曝氣”;先低強度曝氣后高強度曝氣, “低/高曝氣”).本試驗分為4個階段, 其中階段Ⅲ為恢復階段, 具體運行參數見表 3.

 

  表 3 試驗主要運行參數

  1.3.2 燒杯試驗

  比氨利用速率(AUR):將用清水淘洗后的AGS置于氮源、堿度和溶解氧充足的混合液(NH4+-N初始濃度為60mg ·L-1, 曝氣量為4L ·min-1)中反應2h, 根據不同時刻NH4+-N濃度值, 擬合NH4+-N濃度隨反應時間的變化曲線, 利用變化曲線斜率r、污泥濃度MLVSS以及公式AUR=r/MLVSS算得系統的比氨利用速率.其中混合液的氮源和堿度分別由硫酸銨和碳酸氫鈉提供.測定比硝酸鹽生成速率(NPR)的混合液以亞硝酸鈉為底物(NO2--N初始濃度為50mg ·L-1, 曝氣量為4L ·min-1), NPR的測定和計算方法與AUR類似.為減小誤差, 各進行3組平行試驗.

  比反硝化速率(DNR):將配置好的泥水混合液倒入500 mL血清瓶中, 利用曝氣針連續曝氬氣10 min以趕出混合液中的溶解氧, 隨后迅速取出針頭并用橡膠塞封住瓶口, 將血清瓶放置在搖床上進行振蕩使泥水充分混合, 整個反應持續3h.其中混合液以醋酸鈉和硝酸鉀為主要成分, 并加入適量硝化抑制劑(丙烯基硫脲, ATU).利用NO3--N濃度變化曲線斜率r、污泥濃度MLVSS以及公式DNR=r/MLVSS算得系統的反硝化速率.

  1.4 分析方法

  水樣中NH4+-N濃度利用納氏試劑分光光度法測定, NO2--N濃度采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法測定, NO3--N濃度采用紫外分光光度法測定, TN濃度采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法, COD和TP采用快速測定儀, pH及DO采用WTW(pH/Oxi 340i)便攜式多參數測定儀測定. AGS粒徑采用馬爾文激光粒度儀測定, MLSS、MLVSS、SVI等參數采用國際規定的標準方法.氨氧化率和同步硝化內源反硝化率(SNED)分別按照式(1)和式(2)計算:

 
(1)
 
(2)

   式中, Δ(NH4+-N)為進出水NH4+-N濃度差, mg ·L-1;ρ(NH4+-N)in為進水NH4+-N濃度, mg ·L-1;Δ(NH4+-N)、Δ(NO2--N)和Δ(NO3--N)為好氧段NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度差, mg ·L-1.

  2 結果與討論

2.1 階梯曝氣下AGS系統的有機物去除性能

  如圖 2所示為整個運行過程中AGS系統進出水COD濃度、厭氧末COD濃度、ΔCOD厭氧/ΔTCOD以及COD去除率的變化情況, 反應器進水COD在270~320 mg ·L-1之間波動.階段Ⅰ(均勻曝氣階段)系統厭氧末和出水COD平均濃度分別為80.55mg ·L-1和44.96mg ·L-1, COD去除率和ΔCOD厭氧/ΔTCOD分別為84.71%和85.70%.將曝氣策略改為高/低曝氣后, 系統出水COD濃度從第30 d的44.87mg ·L-1降至第60 d的33.95mg ·L-1, 此時COD去除率逐漸升至88.30%, 同時系統在厭氧段對有機物的攝取量增加, 厭氧末COD濃度從第30 d的82.70mg ·L-1降至第60 d的71.62mg ·L-1, 結果表明, 相比于均勻曝氣, 高/低階梯曝氣不僅可以提高系統的有機物去除性能, 而且可以增加異養菌在厭氧段對外碳源的攝取量.但厭氧段的COD去除量在總COD去除量中的比例ΔCOD厭氧/ΔTCOD無明顯變化趨勢, 表明系統有機物去除量增加由異養菌的厭氧攝取和好氧利用兩部分增加所致.厭氧段有機物攝取量的增加可能由于先高強度曝氣后低強度曝氣的策略使好氧段后期顆粒污泥內部的DO水平降低, 有效減緩了顆粒污泥內部異養菌的內源呼吸作用.好氧段有機物利用量增加與好氧段初期系統中的相對較高的DO水平有關, 底物充足條件下的高DO水平可大大增強好氧異養菌的同化作用, 從而增加好氧段的有機物去除量.故將均勻曝氣改為高/低階梯曝氣可同時增加厭氧段和好氧段的有機物去除量.具體聯系污水寶或參見http://www.320303.live更多相關技術文檔。

  圖 2

 
圖 2 運行過程中COD及TP的變化

  階段Ⅲ為恢復階段, 運行條件與階段Ⅰ相同, 出水及厭氧末COD濃度值分別為45.06mg ·L-1和80.73mg ·L-1, COD去除率和ΔCOD厭氧/ΔTCOD比值分別為84.11%和85.26%.系統的有機物去除性能已恢復至均勻曝氣階段水平.階段Ⅳ改均勻曝氣為低/高曝氣, 第120 d系統出水COD濃度降至30.79mg ·L-1, COD去除率為89.30%, 與階段Ⅱ無明顯差異.說明相比于均勻曝氣, 低/高曝氣同樣可以提高系統的有機物去除性能.厭氧末COD濃度從第90 d的83.62mg ·L-1升至第120 d的114.84mg ·L-1, ΔCOD厭氧/ΔTCOD比值到第120 d降至67.30%, 表明低/高曝氣會導致系統在厭氧段(A段)對外碳源的攝取量大大降低, 直到進入好氧段仍然有大量碳源未被利用.這些碳源在好氧段被異養菌同化利用, 造成大量碳源“浪費”, 可間接反映出此時系統的脫氮除磷性能下降.

  2.2 階梯曝氣下AGS系統的除磷性能

  運行過程中, AGS系統進出水、厭氧末總磷濃度、ΔTP厭氧/ΔCOD厭氧以及總磷去除率的變化情況如圖 3所示.整個運行過程中反應器進水TP濃度保持在6mg ·L-1左右, 階段Ⅰ(均勻曝氣階段)系統出水、厭氧末TP濃度分別為0.04mg ·L-1和16.16mg ·L-1, TP去除率高達99.19%, ΔTP厭氧/ΔCOD厭氧比值為7.58%.階段Ⅱ(高/低曝氣階段)系統出水TP濃度及TP去除率無明顯變化, 但厭氧末TP濃度升至23.5mg ·L-1, 表明高/低曝氣不會影響系統的TP去除效果, 但會使系統中聚磷菌的活性增加, 與好氧段前期提高曝氣量有關, 提高曝氣量可以增加聚磷菌的吸磷量和吸磷速率.其中ΔTP厭氧/ΔCOD厭氧可以反映系統中PAOs和聚糖菌(GAOs)對碳源的競爭情況, ΔTP厭氧/ΔCOD厭氧越高表示PAOs相對數量越多、對有機物的利用率越高. ΔTP厭氧/ΔCOD厭氧值升高說明高/低曝氣下系統中聚磷菌的相對數量增加.

  圖 3

 
圖 3 運行過程中氮素及脫氮速率變化

  在階段Ⅲ(均勻曝氣階段末)系統恢復至階段Ⅰ的水平.階段Ⅳ(低/高曝氣階段)出水TP濃度從階段Ⅲ的0.04mg ·L-1升至2.23mg ·L-1, TP去除率從階段Ⅲ的99.08%降至58.32%, 說明低/高曝氣使系統的除磷性能下降.厭氧末TP濃度及ΔTP厭氧/ΔCOD厭氧降低表明系統中聚磷菌的活性降低, 分析原因, 由于好氧段初期低DO環境使處于顆粒污泥內部的聚磷菌處于DO的競爭劣勢地位, 并且有研究表明, 聚磷菌在吸磷速率及吸磷量減少的同時會出現自溶、裂解等現象, 導致聚磷菌在異養菌中的相對數量減少, 故整個系統的聚磷活性降低.

  2.3 階梯曝氣下AGS系統的脫氮性能

2.3.1 系統中各階段氮素變化情況

  運行過程中系統的氮素變化情況如圖 3所示, 進水NH4+-N濃度維持在40mg ·L-1左右, 階段Ⅰ~Ⅳ氨氧化率始終高于94%且無明顯變化趨勢, 說明階段Ⅱ和階段Ⅳ的階梯曝氣策略不會影響系統的氨氧化性能, 氨氧化菌(AOB)的活性在低曝氣條件下受到抑制后會在高曝氣條件下得以迅速恢復, 加之氨氧化菌具有低DO條件下氧親和力強的特性, 使其受階梯曝氣策略的影響不大, 故整個運行過程中氨氧化率始終高于94%.階段Ⅰ(均勻曝氣)出水NO2--N濃度接近于零, 出水NO3--N濃度為18.33mg ·L-1, 系統處于全程硝化狀態.進入階段Ⅱ(高/低曝氣), 好氧段后期的低曝氣強度使亞硝酸鹽氧化菌(NOB)活性相對于AOB下降較大, 使得由AOB氧化生成的NO2--N不能被及時氧化, 故出水產生輕微NO2--N積累, NO2--N濃度從第20 d的0.05mg ·L-1上升至第60 d的0.21mg ·L-1.此時出水NO3--N濃度呈明顯降低的趨勢, 從第30 d的18.33 mg ·L-1降到了第60 d的6.98mg ·L-1.經分析, 出水NO3--N濃度的降低原因為:①好氧段后期的低DO(< 2mg ·L-1)環境會使NOB活性顯著受到抑制, 單位時間NO3--N的生成量減少;②好氧段后期的低曝氣強度可以減小DO在AGS內部的滲透深度, 為反硝化作用的發生提供了條件.故高/低曝氣策略可以在抑制系統全程硝化能力的同時增強其反硝化性能.階段Ⅲ系統又恢復至階段Ⅰ的水平, 出水NO2--N濃度從第60 d的0.21mg ·L-1降至第90 d的0.06 mg ·L-1, 出水NO3--N濃度從第60 d的6.98mg ·L-1升至第90 d的17.05mg ·L-1.在隨后的階段Ⅳ(低/高曝氣)同樣未出現NO2--N積累現象, 這與NOB活性在好氧段后期的高DO環境中得以恢復有關, 而出水NO3--N濃度繼續升高至階段末的20.29mg ·L-1, 表明低/高曝氣策略使系統全程硝化性能增強.

  根據圖 3中進出水TN、TN去除率和SNED率變化曲線可以看出, 進水TN濃度保持穩定, 平均值為44.33mg ·L-1.階段Ⅰ(均勻曝氣)末出水TN濃度為18.80mg ·L-1, TN去除率為55.71%, SNED為48.72%, 此時系統脫氮能力及同步硝化內源反硝化能力均較差.階段Ⅱ(高/低曝氣)出水TN濃度出現明顯降低的趨勢, 第54 d出水TN濃度降至9.47mg ·L-1, 滿足《城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB 18918- 2002)》常規污染物一級A標準要求. TN去除率為78.24%, 再次證明高/低階梯曝氣策略可以增強系統的反硝化性能. SNED也出現升高的趨勢, 從第30 d的48.72%上升到了第54 d的77.08%, 其變化趨勢與圖 2中ΔCOD厭氧/ΔTCOD的變化趨勢相同, 這與聚磷菌(PAOs)和聚糖菌(GAOs)等異養菌的內碳源存儲特性增強有關, 使AGS能夠更好地利用厭氧段儲存的內碳源進行內源反硝化.階段Ⅲ系統脫氮性能恢復到了高/低曝氣前的水平.階段Ⅳ(低/高曝氣)末出水TN濃度升至21.47mg ·L-1, TN去除率僅為51.26%, SNED降至44.69%.經分析, 脫氮性能下降的原因為:①PAOs和GAOs等異養菌在厭氧段內碳源存儲量減少, 用于內源反硝化作用的碳源減少;②好氧段初期低DO環境中反硝化作用受NO2--N和NO3--N等底物濃度的抑制, 好氧段后期高DO環境使顆粒內部的反硝化缺氧條件被破壞.故低/高曝氣策略不利于系統脫氮性能的提高, 該試驗結果與王文嘯等在全程好氧系統中所得結果有所不同.

  2.3.2 系統脫氮過程的速率表征

  運行各階段系統的氨利用速率、硝酸鹽生成速率和反硝化速率變化情況如圖 3所示.階段Ⅰ(均勻曝氣)末比氨氧化速率(以N/VSS計, 下同)為10.76 mg ·(g ·h)-1, 比硝酸鹽生成速率為4.60 mg ·(g ·h)-1, 比反硝化速率為11.29 mg ·(g ·h)-1.階段Ⅱ(高/低曝氣)比氨氧化速率升至11.64 mg ·(g ·h)-1, 比硝酸鹽生成速率升至5.10 mg ·(g ·h)-1, 氨氧化速率和硝酸鹽生成速率的差值從第30 d的6.16 mg ·(g ·h)-1升至第60 d的6.54 mg ·(g ·h)-1, 可以很好地解釋系統NO2--N輕微積累的現象.比反硝化速率達到整個運行過程中的最大值13.94 mg ·(g ·h)-1, 表明高/低曝氣策略不僅可以提高AGS中硝化細菌的活性而且可以大大提高異養菌的反硝化能力.階段Ⅳ將曝氣策略改為低/高曝氣后, 比氨氧化速率和比硝酸鹽生成速率均繼續升高并達到最大值, 分別為14.92 mg ·(g ·h)-1和9.21 mg ·(g ·h)-1, 而比反硝化速率降至最小, 為10.16 mg ·(g ·h)-1, 低/高曝氣下DO在AGS中的滲透深度加大, 使得硝化細菌的生長空間擴大, 故該曝氣策略可大大增加系統的硝化性能, 而AGS中缺氧區受到壓縮使得系統的反硝化能力大大降低.

  2.4 階梯曝氣對AGS系統脫氮除磷性能的影響機理

  階段Ⅱ(高/低曝氣)典型周期內污染物濃度變化情況如圖 4(a)所示. COD濃度在厭氧段呈現出迅速大幅下降趨勢, 從起始的190.50mg ·L-1下降到了厭氧末的60.20mg ·L-1. COD的大量去除與PAOs和DAOs等異養菌對外碳源的攝取有關.進入高強度曝氣段后, 好氧異養菌的呼吸作用加強使有機物降解速率再次增加, COD變化曲線變陡.在低強度曝氣段中易降解有機物已基本降解完全, COD濃度無明顯變化. TP濃度在厭氧末達到最大值, 好氧吸磷過程在曝氣75 min后基本結束. NH4+-N在好氧段的降解速率先增后減, 在低強度曝氣段初期達到最大值.雖然高強度曝氣段系統中DO水平較高, 但在底物充足的條件下, 氨氧化過程因與異養呼吸競爭DO而變緩.低強度曝氣段初期, 好氧呼吸隨有機物濃度的降低而變緩, 氨氧化過程逐漸形成DO競爭優勢, 故此時氨氧化速率達到最大.隨后氨氧化速率因底物濃度減少而變緩.高強度曝氣段末期因氨氧化過程與亞硝酸鹽氧化過程存在速率差而出現NO2--N輕微積累.在整個反應過程中, NO3--N濃度變化曲線為“駝峰”狀, 其濃度表現為間斷上升的趨勢, 從高強度曝氣段初期的0mg ·L-1開始逐漸上升到了低強度曝氣段初期的8.72mg ·L-1, 此后NO3--N濃度因反硝化作用增強而迅速降低到了3.22mg ·L-1, 隨著反應的進行, NO3--N濃度又由于反硝化碳源不足呈現出二次上升趨勢.與此同時, COD濃度并未呈現明顯跌落趨勢, 表明反硝化碳源來源主要為內碳源.

  圖 4

 
圖 4 典型周期內污染物濃度變化

  階段Ⅳ(低/高曝氣)典型周期內污染物濃度變化情況如圖 4(b)所示.厭氧段有機物的消耗量大大減少, 這是由于聚磷菌對碳源的利用量減少.在進入低強度曝氣段后, COD的消耗速率因異養菌呼吸作用減弱而變緩.在系統進入高強度曝氣段后, 高DO水平使好氧菌的呼吸作用加強, 有機物降解速率變快. NO2--N和NO3--N濃度無明顯變化表明COD消耗與反硝化關系不大, 有機物因好氧呼吸而“浪費”.低強度曝氣段硝化過程受到了低DO濃度的抑制, NH4+-N降解速率與階段Ⅱ相比大大降低.進入高強度曝氣段后硝化細菌的活性得以恢復, 氨氧化和硝酸鹽生成速率增加.與階段Ⅱ相比, 本階段NO3--N濃度單調上升, 這與好氧段后期顆粒內部缺氧區的破壞有關.與第Ⅱ階段不同, 該階段磷的濃度在厭氧60 min時已達到穩定, 而好氧吸磷過程經歷了大約180 min, TP濃度才達到穩定, 并最終穩定在2.2mg ·L-1.與高/低強度曝氣相比, 低/高強度曝氣下聚磷菌的釋放和吸收磷的速率明顯降低, 并且出水TP濃度大幅提高.表明低/高曝氣不利于PAOs活性的提高, 這與系統中NO3--N積累和長時間的好氧饑餓環境有關.

  2.5 好氧顆粒污泥顆粒性能分析

2.5.1 顆粒特點及形態變化

  SVI、MLVSS/MLSS和顆粒粒徑是常用來表征AGS污泥特性的參數.有研究表明, SVI能反映系統內顆粒密實程度[29]. SVI值過低, 則無機質比例高、活性較低;SVI值過高, 則表明顆粒沉降慢. MLVSS/MLSS可以表征系統中生物量的多少.各階段好氧顆粒污泥的SVI、MLVSS/MLSS和顆粒粒徑變化情況如圖 5所示.將曝氣策略改為高/低曝氣后, SVI從第28 d的36.83 mL ·g-1下降到了第60 d的23.49 mL ·g-1, MLVSS/MLSS從第28 d的89.65%增加到了第60 d的90.97%, 同時顆粒污泥粒徑增加明顯, 表明高/低曝氣可增加顆粒污泥生物量的同時增加其密實度, 使顆粒污泥的沉降性能大大提高.另外, 系統中低表面負電荷微生物PAOs和GAOs的富集使細胞間凝聚力增強, 表面疏水性提高, 根據圖 6可看出此時顆粒污泥表面光滑, 結構密實, 絲狀菌較少.經過恢復運行階段后改曝氣策略為低/高曝氣發現, SVI、MLVSS/MLSS和顆粒粒徑均呈現上升趨勢.在低/高曝氣策略下, DO和底物濃度分別成為功能菌在低曝氣段和高曝氣段生長的限制性因素, 而絲狀菌將比表面積較大的菌絲體伸出顆粒而形成底物競爭優勢, 使顆粒粒徑增大的同時結構變得松散, 沉降性能變差.

  圖 5

  
圖 5 好氧顆粒MLVSS/MLSS、SVI和粒徑變化

  圖 6

 
 
圖 6 不同運行階段好氧顆粒污泥顯微鏡圖片

  2.5.2 胞外聚合物(EPS)的變化

  AGS中EPS的含量直接影響到顆粒的形成和穩定性, EPS中主要包括蛋白(protein, PN)、多糖(polysaccharose, PS)、核酸及腐殖酸, 其中PN/PS值可以很好地表征AGS的穩定性.由圖 7可知, 高/低曝氣使PN和PS濃度均升高, 表明該曝氣策略有助于顆粒粒徑及密實度的增加, PN/PS值升高, 較高的PN/PS值對應著較高的疏水性和表面負電荷, 使顆粒穩定性增強.低/高曝氣下顆粒污泥EPS水平降低是由于好氧后期低底物濃度的高強度曝氣使細胞分泌的EPS作為微生物自身生長的碳源被分解. PN/PS值降低表明AGS親水性增強, 穩定性變差.

  圖 7

 
圖 7 好氧顆粒EPS變化

  3 結論

  (1) 在厭氧/好氧運行方式的好氧顆粒污泥系統中采取高/低階梯曝氣策略, 可以實現對實際城市污水的高效脫氮除磷, SNEDPR系統出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TP濃度分別為0、0.15、8.12和0.04mg ·L-1, TN和TP去除率分別高達78.33%和99.19%, 同步硝化內源反硝化作用明顯, SNED率為77.08%.

  (2) 采取高/低和低/高兩種曝氣策略均可提高系統的有機物去除性能, COD去除率分別高達89.50%和89.54%, 而采取高/低階梯曝氣策略可以增加異養菌在厭氧段對外碳源的攝取量而減小異養菌在好氧段的同化作用, 厭氧COD去除量占總COD去除量的比例高達88.24%.

  (3) 采取高/低和低/高兩種曝氣策略均可以提高系統的硝化性能, 最大比氨氧化速率分別為11.64 mg ·(g ·h)-1和14.92 mg ·(g ·h)-1, 最大比硝酸鹽生成速率分別為5.74 mg ·(g ·h)-1和7.50 mg ·(g ·h)-1.高/低曝氣可以有效提高系統的反硝化性能, 最大比反硝化速率為14.33 mg ·(g ·h)-1.

  (4) 高/低曝氣下顆粒污泥表面光滑、密實度高、沉降性能良好、穩定性提高, SVI為23.49 mL ·g-1, PN/PS高達2.79.低/高曝氣使顆粒污泥中絲狀菌大量繁殖、結構變得松散、沉降性及穩定性均變差, SVI為40.76 mL ·g-1, PN/PS僅為1.89.(來源:環境科學 作者:李冬)

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