A/O系統中不同缺氧/好氧體積比對活性污泥沉降性能的影響

王 杰,薛同來,彭永臻,楊 雄,王淑瑩,張健偉 (北京工業大學,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

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A/O系統中不同缺氧/好氧體積比對活性污泥沉降性能的影響

王 杰,薛同來,彭永臻*,楊 雄,王淑瑩,張健偉 (北京工業大學,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

摘要：為探究A/O系統中不同的缺氧與好氧體積比與活性污泥沉降性能的關系,以實際生活污水為進水水質,考察了不同的A/O比(2/6,4/4,6/2)對污泥沉降性能和絲狀菌生長的影響.結果表明,當A/O比為2/6時,系統能夠維持良好的沉降性能,優勢絲狀菌為Type 0041;當A/O比為4/4時,系統的沉降性能惡化,SVI最高達到357mL/g,優勢絲狀菌為Type 0041,Type 1701;當A/O比為6/2時,系統發生了微膨脹現象并實現了穩定的短程硝化反硝化,優勢絲狀菌為Thiothrix.nivea.可見不同的A/O比對活性污泥沉降性能影響較大,同時污泥胞內胞外貯存特性及系統的脫氮除磷性能也受到嚴重影響.

關鍵詞：污泥沉降性能；A/O比；絲狀菌；污泥膨脹；SVI；PHA；EPS

* 責任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

活性污泥工藝中的A/O工藝是目前應用最廣泛的污水處理工藝之一,而污泥膨脹問題在該工藝中時常暴發,嚴重影響污水處理廠的穩定運行.污水處理廠絕大部分的污泥膨脹問題都是由于采用不合理的運行條件引發絲狀菌過量生長所致[1-2],所以研究導致絲狀菌過量生長的運行條件能夠有效地從根源上預防和控制污泥膨脹的發生,從而維持污水處理廠的長期穩定運行.近年來的研究證實,污泥泥齡(SRT),水力停留時間(HRT),污泥負荷(F/M)等的差異對絲狀菌的選擇作用及污泥的沉降性能均有較大影響[3-4].但實際污水處理廠缺氧池和好氧池的不同體積比與污泥膨脹的關系并未得到詳細探究.事實上,實際污水處理廠都有缺氧池和好氧池, A/O比的不同會直接影響污水處理廠的出水水質,進而影響污水處理廠的處理效果[5-6].同時缺氧池和好氧池體積比的差異必然會導致不同的微生物對有機底物的競爭及微生物胞內胞外貯存物的差異,活性污泥的絮凝狀態和絲狀菌種群結構也將隨之發生變化,污泥膨脹問題就有可能發生.所以在A/O工藝中A/O比這項參數至關重要.鑒于目前這方面的研究少見報道,且已有的研究主要考察了不同的A/O分區對污水水質處理效果的影響,例如,王振國[5]探究了不同缺/好氧體積比對A2O工藝脫氮除磷性能的影響,曹貴華[6]考察了體積比對分段進水工藝處理低濃度廢水性能的影響,郭昌梓[7]研究了生物選擇器的體積比對氧化溝運行效果的影響研究.很少有文獻對不同A/O比引發的污泥沉降性能和絲狀菌種群結構的差異進行系統探究.本研究在實驗室條件下的A/O工藝中,以實際生活污水作進水水質,考察了不同的A/O比對活性污泥沉降性能及絲狀菌種群結構的長期影響,并對微生物胞內胞外貯存物的特性進行分析,其結果有助于污泥膨脹理論體系的完善,也可為污水處理廠的工藝設計提供直接參考和借鑒,具有重要的研究意義.

1 材料和方法

1.1 試驗裝置及運行方式

A/O裝置如圖1所示.整套裝置由有機玻璃制成,生化池有效容積為79.2L,二沉池有效容積為37.2L,進水箱容積為198L.生化池分為8個格室,通過移動格室擋板,增減攪拌裝置及曝氣裝置來調整缺氧池和好氧池的體積比.運行過程中缺氧池采用IKA REO型電動攪拌器使系統混合均勻,好氧池采用鼓風曝氣充氧,通過流量計來調整曝氣量的大小,以維持好氧池溶解氧(DO)濃度在(2.5±0.2)mg/L.通過加熱棒使系統溫度維持在(25±1)℃ .進水流量設定為9.9L/h,以維持8h的水力停留時間(HRT);每天從好氧區最后一格排出5.28L的泥水混合物,以維持生化池15d左右的污泥齡(SRT),污泥回流比和硝化液回流比分別為100％和150％.混合液懸浮固體濃度維持在2000～3000mg/L.

試驗分為三個階段,階段Ⅰ,階段Ⅱ和階段Ⅲ的A/O比分別為2/6,4/4和6/2,以考察這三種條件下活性污泥的沉降性能及絲狀菌種群結構的變化.各階段活性污泥的特性不同.若某一階段發生污泥膨脹現象,則需要在下一階段運行之前增設污泥沉降性能恢復期.因此,各階段的運行時間間隔隨著試驗的推進而變化.

圖1　A/O試驗裝置示意Fig.1 Set-up diagram of A/O reactor　1—進水箱; 2—蠕動泵; 3—缺氧池; 4—好氧池; 5—攪拌器; 6—流量計; 7—鼓風機; 8—電源; 9—二沉池; 10—出水; 11—剩余污泥; 12—閥門; 13—污泥回流; 14—硝化液回流; 15—曝氣頭; 16—加熱棒

1.2 試驗水質及接種污泥

采用學校附近某小區的實際生活污水為進水水質,其水質情況如表1所示.試驗過程中每天14:30從小區化糞池取水,貯滿水箱備用.每天測定進水COD 和氨氮濃度,并通過物料衡算向水箱中投加一定量的乙酸鈉,以維持進水的C/N比在5:1左右.污泥取自北京市高碑店污水處理廠A2O系統的二沉池剩余污泥,該污泥具有良好的脫氮除磷能力和沉降性能,SVI 值在100mL/g左右.

表1　進水水質Table 1 Characteristic of influent

1.3 檢測指標及分析方法

試驗期間測定了污泥體積指數(SVI),混合液懸浮固體濃度(MLSS),混合液揮發性懸浮固體濃度(MLVSS),化學需氧量(COD),NO2--N,PO43--P,胞外聚合物(EPS),聚-β-羥基烷酸酯(PHA)和糖原等指標.SVI,MLSS,MLVSS采用國家標準方法測定[7];COD,NH4+-N,NO2--N,NO3--N,PO43--P采用流動注射快速測定儀(Quick Chem 8500,Lacht instrument,USA)測定;EPS采用陽離子交換樹脂法[8]提取,以蛋白質,多糖和DNA之和計,其中蛋白質以牛血清蛋白作為標準物質,用修正的Lowry法測定,多糖以葡萄糖作為標準物質,用蒽酮法測定,DNA以小牛胸腺DNA作為標準物質,采用二苯胺法測定[9];污泥中的PHA測定前先用三氯甲烷和酸化甲醇在100℃條件下消解20h將微生物體內的PHA成分溶出,然后對有機相(三氯甲烷)中的PHA成分進行檢測,PHA含量以聚-β-羥基丁酸(PHB)和聚-β-羥基戊酸(PHV)之和計[10],PHB和PHV采用Agilent 6890N 型氣相色譜以及Agilent DB-1型氣相色譜柱,按照Oehmen[11]改良后的方法操作;糖原采用蒽酮法[9]測定.

活性污泥絮體形態,結構和絲狀菌豐度(FI)用Olympus_BX61 型顯微鏡在微分干涉100倍的放大倍數下進行觀察,FI根據Eikelboom所編手冊[12]中的方法判斷.通過革蘭氏染色,納氏染色以及分子熒光原位雜交技術(FISH)對絲狀菌菌種進行鑒定,所用到的FISH操作依據Amann等[13]所述的方法進行,FISH探針包括MPmix(包含MP60, MP223,MP645,針對Microthrix parvicella); TN1(針對Thiothrix.nivea);SNA 23a (針對Sphaerotilus Natans);HHY(針對Haliscomenobacter hydrossis);N1,N2,N3(均針對Nostocoida Limicola),所有探針序列的詳細信息見參考文獻[14].

2 結果與討論

2.1 不同A/O比對活性污泥沉降性能的影響

圖2　不同A/O比下污泥沉降性能的變化情況Fig.2 Variations of SVI during different phases

不同階段系統中SVI的變化情況如圖2所示.接種污泥的SVI約為100mL/g,污泥沉降性能良好(圖3a).在階段Ⅰ(0～45d)采用2/6的A/O比,由圖2可以看出,A/O系統接種初期污泥的沉降性能出現了短暫的惡化現象,而繼續運行一段時間,污泥的沉降性能穩定在100mL/g的水平,并未出現污泥膨脹現象.分析認為,系統在階段Ⅰ的初期出現沉降性能惡化,是因為污泥取自污水處理廠A2O系統,當接種到實驗室條件下的A/O系統時,其運行系統和水質條件都發生了變化,污泥需要短暫的適應過程,絲狀菌對不穩定環境的適應程度要優于菌膠團,所以會出現污泥沉降性能暫時惡化的現象.當環境條件穩定,系統前端較小的缺氧體積起到生物選擇器的作用,這樣入流污水中的部分易降解有機物作為NO3--N還原的碳源被消耗[15],系統沿程具有較高的底物濃度梯度,根據Chudoba等[16]提出的動力學選擇理論,高底物濃度梯度下絲狀菌的最大比增長速率(μmax)要小于菌膠團,該環境有利于菌膠團在與絲狀菌的種群競爭中占優勢;同時由于具備缺氧階段,并且存在較高的底物濃度梯度,菌膠團能夠迅速利用底物并將大量底物以PHA的形式貯存起來,較高的底物貯存能力有利于抑制絲狀菌在好氧條件下的優勢生長[15],從而能夠維持系統良好的沉降性能.

圖3　不同階段污泥形態鏡檢結果Fig.3 Morphological observation results(100X)　圖(a),(b),(c)分別代表A/O比為2/6,4/4,6/2時的鏡檢結果

通過移動擋板將A/O比調整為4/4進入階段Ⅱ(45～106d)后,系統的SVI值迅速上升,在短短的15d內達到320mL/g,系統發生了嚴重的膨脹現象(圖3b),SVI值最高達到357mL/g,根據鑒定手冊確定絲狀菌豐度(FI)為3,由圖可以看出絲狀菌從污泥絮體內部延伸至外圍,污泥絮體松散,絮體與絮體之間相互交聯,污泥沉降性能惡化.這是因為污泥在缺氧區和好氧區停留時間相同,絲狀菌與菌膠團對底物和DO競爭激烈.與階段Ⅰ相比進一步增大的缺氧體積導致系統缺氧選擇器和高底物濃度梯度的作用消失,進水有機物被反硝化菌和聚磷菌充分利用,從而使菌膠團對有機物的貯存能力大大降低,而較低的底物貯存能力不利于菌膠團的優勢生長[15],因此系統難以維持良好的沉降性能.在階段Ⅱ′(106～140d)將系統的A/O比重新調整至2/6,待系統的沉降性能恢復且穩定維持在100mL/g左右,進行階段Ⅲ(140～ 178d).

調整A/O比為6/2,污泥沉降性能惡化,但不嚴重.值得注意的是,在該A/O比下,系統有一定濃度的NO2--N積累現象,且SVI值維持在250mL/g左右,發生了污泥微膨脹現象(150mL/ g

圖4　不同A/O比下污染物質沿程變化情況Fig.4 Effect of different A/O volume ratio on pollutant along the way　圖(a),(b),(c)分別代表A/O比為2/6,4/4,6/2時污染物質沿程的變化情況

2.2.1 不同A/O比下污染物變化情況對比 由圖4(a)可知,A/O比為2/6時進水中的COD和NH4+-N一旦進入缺氧區便會被迅速稀釋,一部分有機物被回流的NO3--N反硝化利用,另外一部分有機物被菌膠團貯存為胞內物質.在該階段較小的缺氧體積起到缺氧選擇器的作用,這也是系統能夠維持良好的沉降性能的原因.進入好氧區后,A/O比為2/6的體積比保證了系統充分的好氧時間,NH4+-N幾乎全部被氧化為NO3--N,所以NH4+-N的平均去除率達到97.05％,但較小的缺氧體積導致系統反硝化不完全,出水NO3--N濃度較高.而嚴格的厭氧條件和充足的碳源是良好的除磷效果的保障,同時聚磷菌釋磷只有在缺氧反硝化結束之后才能進行,因系統無法充分完成缺氧反硝化,所以該階段系統不具備除磷能力.由圖4(b)可知,缺氧區幾乎檢測不到NO3--N的存在,這是因為增大的缺氧體積保證了反硝化反應的順利進行,且該環境有利于聚磷菌對PO43--P的大量釋放,因此PO43--P的濃度保持在較高水平.在好氧區NO3--N的濃度隨著NH4+-N的氧化而不斷升高,出水NH4+-N濃度幾乎為0,而出水NO3--N的濃度也由階段Ⅰ的28.01mg/L降低到7.98mg/L.同時聚磷菌大量吸磷,使得PO43--P的出水濃度較低.雖然該階段發生了污泥膨脹,但有機物的出水濃度并沒有增大,這主要是因為絲狀菌同樣具有高效降解有機物的能力,所以即使發生膨脹的污泥其有機物的去除效果也不會惡化.由圖4(c)可知當A/O比增大到6/2時出水NH4+-N和NO2--N濃度升高,而出水PO43--P濃度卻進一步降低.這是由于好氧體積大大減少,NH4+-N不能得到充分氧化,同時NH4+-N氧化為NO2--N后沒有足夠的時間繼續被氧化為NO3--N,所以NH4+-N大部分轉化為NO2--N,一部分NO2--N回流到缺氧區進行反硝化反應,另一部分NO2--N便得到積累,系統實現了穩定的短程硝化反硝化.而進一步增大的缺氧體積使聚磷菌釋磷更加充分,所以PO43--P的去除效果得到提高.

由表2可以看出,3種A/O比下COD去除率均在80％左右,當A/O比為2/6(以階段Ⅰ代替) 時NH4+-N的平均去除率達97.05％,當A/O比為4/4時(以階段Ⅱ代替)NH4+-N的平均去除率為92.21％,而當A/O比為6/2時(以階段Ⅲ代替)NH4+-N的平均去除率下降到76.56％.階段Ⅰ和階段Ⅱ中NO3--N出水濃度較高,平均出水濃度分別為28.01mg/L和7.98mg/L,而階段Ⅲ中存在明顯的NO2--N積累現象,平均積累率為87.25％.隨著A/O比的增加,總氮去除率不斷增加, PO43--P的平均去除率也由階段Ⅰ的零去除增加到階段Ⅲ的69.83％.由此可見,不同A/O比對系統去除COD影響較小,但對系統去除氮和磷的影響較大.綜合本文中污泥沉降性能及污染物質去除情況,若考慮采用A/O系統進行脫氮,建議采用的A/O比為2/6.該A/O比下系統既維持了良好的沉降性能又具有相對較高的脫氮率.若考慮采用A/O系統脫氮除磷,建議采用的A/O比為6/2,該A/O比下污泥的沉降性能不會惡化,且具有短程硝化反硝化現象,除磷效果也為最佳.

表2　不同A/O比下污染物去除情況對比Table 2 Nutrients removel efficiencies of different A/O ratio

2.2.2 不同A/O比下活性污泥胞內貯存物特性對比 活性污泥在不同A/O比的培養下,其胞內PHA和糖原的貯存情況如表3所示.由表可知,在階段Ⅰ(A/O=2/6)和階段Ⅲ(A/O=6/2)中的PHA貯存量相對較高,分別為15.82mmolC/L 和13.23mmolC/L,階段Ⅱ(A/O=4/4)中污泥發生嚴重的膨脹問題,其PHA貯存量相對較低,為9.31mmolC/L.三個階段的PHA貯存量與污泥的沉降性能呈現正相關關系.這是因為菌膠團具有貯存PHA的能力而絕大多數絲狀菌不具備,所以PHA貯存量的多少在一定程度上能夠反映系統內部菌膠團與絲狀菌競爭的優勢水平.本試驗3個階段都存在缺氧階段,且系統具有一定的底物濃度梯度,菌膠團能夠迅速的利用底物,并且將底物以PHA的形式存儲起來[15].不同的A/O比不僅影響微生物種類的變化,也會影響微生物的新陳代謝.階段Ⅰ的微生物以菌膠團為主,菌膠團能夠充分利用大部分碳源合成PHA物質,而高效的碳源貯存能力有利于抑制絲狀菌的增殖,這也是系統在階段Ⅰ期間保持良好的沉降性能的原因之一.階段Ⅱ和階段Ⅲ發生了不同程度的污泥膨脹問題,由于絲狀菌的貯存能力明顯低于菌膠團[15],所以這兩個階段的PHA貯存量要低于階段Ⅰ,而膨脹嚴重的階段Ⅱ中污泥的PHA貯存量要低于發生微膨脹的階段Ⅲ.然而糖原的貯存情況與PHA的貯存情況有所不同.階段Ⅰ中污泥的PHA貯存量要高于階段Ⅲ,而糖原的合成量卻低于階段Ⅲ,楊雄等[21]在試驗過程中也發現PHA和糖原合成量不一致.這可能是因為,一方面PHA 的合成能量來源于糖原的降解,而糖原的降解還有其他去路;另一方面三羧酸(TCA)循環過程也可能提供至少30％的PHA合成能量,因此PHA 貯存和糖原的合成會出現不一致的現象,而其他研究也可能出現與本試驗結果不一致的現象.PHA和糖原的合成量具體受哪些因素影響仍需進一步的試驗驗證.

表3　胞內貯存物的變化情況(mmolC/L)Table 3 PHA and glycogen storage performances of each phase (mmolC/L)

2.2.3 不同A/O下活性污泥胞外聚合物分泌特性對比 由圖5可以看出,不同A/O比下污泥的沉降性能與EPS,PN/PS比(蛋白質/多糖比)呈現明顯的相關性.階段Ⅰ的污泥沉降性能良好,其EPS在10mg/(gVSS)左右,且PN/PS在0.8左右;階段Ⅱ在第66d時污泥的沉降性能已經惡化,到第100d時污泥已經發生嚴重的膨脹問題,EPS從29.96mg/(gVSS)增大到68.76mg/ (gVSS),PN/PS比值隨著污泥沉降性能的惡化增大到6.42,與階段Ⅰ相比增長了8倍;經過階段Ⅱ的穩定期(該階段與階段Ⅰ情況類似,不再討論)進入階段Ⅲ,污泥發生微膨脹現象,EPS從156d 的27.93mg/(gVSS)升高到178d的38.78mg/ (gVSS),PN/PS比也從2.14增到4.16,與階段Ⅰ相比增大了5倍.在階段Ⅲ期間雖然污泥的沉降性能差異不大,但EPS和PN/PS比卻差別較大,這可能是因為系統在第156d時的沉降性能剛剛惡化,微生物本身并未適應新的階段,所以分泌的EPS并不穩定. Liao等[22]報道污泥沉降性能的惡化與高濃度的EPS含量有關,本試驗得出了類似的結論.Yon等[23]指出EPS是通過影響污泥表面的電負性來影響污泥的沉降性能,EPS含量過高,導致污泥表面電負性增大,引起污泥絮體間斥力增大,從而引起沉降性能惡化.本試驗中PN/PS比值也與污泥沉降性能呈現明顯的正相關關系.根據Keiding等[24]的研究,EPS的表面電荷與蛋白含量存在聯系,而Morgan[25]的研究表明PN/PS比值對EPS表面電荷影響更加顯著.這可能是因為蛋白質表面帶負電荷,而多糖表面帶正電荷,EPS表面電荷是由蛋白質和多糖共同決定的,當PN/PS比值增大時,EPS電負性增大,從而引起污泥沉降性能惡化.由圖5可以看出污泥的沉降性能與EPS各單組分也呈現出明顯的相關性.污泥的沉降性能與蛋白質和DNA呈現正相關關系,而與多糖呈現負相關關系.可能是因為多糖中帶負電的官能團與二價陽離子之間形成絮橋作用,對污泥沉降性能具有改善作用.Nielsen指出SVI隨多糖物質增加而增加[26]; Bura等[27]則認為核酸的增加導致污泥SVI升高,而蛋白質的作用不明顯;Liao等[28]稱EPS中多糖含量與SVI之間不存在相關性,而蛋白質,DNA和EPS總量與SVI具有顯著的正相關關系.目前對EPS總量及其各組分對污泥沉降性能的影響尚無統一定論,仍需進一步的研究.

圖5　不同階段EPS,各單組分含量及PN/PS比值情況Fig.5 EPS, EPS components storage performances and PN/PS ratio condition of different phases

2.3 不同A/O比對絲狀菌種類的影響

表4　絲狀菌鑒定結果Table 4 Filamentous identification results

圖6　不同階段系統內的絲狀菌染色和FISH結果Fig.6 Staining and FISH results of filamentous identification in different phases　(a)階段Ⅰ,Type 021N,革蘭氏染色; (b)階段 Ⅱ, Type 0041,革蘭氏染色; (c)階段Ⅱ,Type 1701,革蘭氏染色; (d)階段 Ⅲ, Thiothrix.nivea, FISH

表4為A/O系統中不同A/O比下絲狀菌種類的鑒定結果.試驗表明,A/O比的差異會明顯影響微生物的種群結構,尤其是影響優勢絲狀菌的種類變化,進而影響污泥的沉降性能.由于本試驗的進水水質為生活污水,絲狀菌的種類較多.階段Ⅰ的A/O比為2/6,此時污泥沉降性能良好.通過革蘭氏染色和鈉氏染色發現,系統中存在的優勢絲狀菌為Type 0041,也有少量的Type 0581,Type 0092和Type 021N(圖6a).根據Eikelboom[12]記載,Eikelboom Type 0041,Type 0092是市政污水處理系統中的常見絲狀菌,其為優勢絲狀菌時一般不會導致污泥沉降性能嚴重惡化,這是因為Type 0041為附著型生長的絲狀菌,其構型有利于菌膠團的附著,而Type 0092通常生長在菌膠團的內部,對污泥沉降性能沒有太大影響.在階段Ⅱ將A/O比調整為4/4后,污泥沉降性能逐漸惡化.經過鑒定,系統中的優勢絲狀菌仍為Type 0041(圖6b).說明A/O比為4/4的環境能夠加快Type 0041的生長.但是Type 0041通常在沉降性能良好的系統中呈優勢生長趨勢.于是經過進一步的染色和FISH鑒定,發現系統中還存在大量的Type 1701型絲狀菌,該類絲狀菌生長條件要求苛刻,通常要求污泥負荷在0.2kgBOD/ (kgMLSS?d)以上,進水水質需要具有較高濃度的淀粉含量且需處于完全混合曝氣池中,否則很難在活性污泥中觀察到.經過考察,生活污水中含有高濃度淀粉,本試驗條件與其適宜生存的條件類似,因此導致該類絲狀菌的大量增殖.根據Eikelboom[12]記載Type 1701的出現能夠引起較高的SVI.所以不難發現,階段Ⅱ發生污泥膨脹現象與Type 1701的滋生關系密切.同時該階段也新增了少量的M. Parvicella, N. Limicola Ⅱ.階段Ⅲ的污泥沉降性能略有好轉,絲狀菌主要以Thiothrix. nivea(圖6c和圖6d)為主,該類絲狀菌適宜在低DO下生存,而系統2/6的A/O比為該類絲狀菌提供了一個良好的生存環境,從而能夠大量增殖.據報道,Thiothrix. nivea很容易引起污泥膨脹問題,但系統并未發生惡性膨脹現象.這可能是因為系統中存在較多的Type 0041,兩者相互作用從而能夠維持系統的SVI在250mL/g左右.

3 結論

3.1 A/O比為2/6時因較小的缺氧體積充當了缺氧選擇器的功能,同時污泥胞內較高的PHA合成量有利于菌膠團的優勢生長,污泥胞外較低的EPS分泌量及PN/PS比值則有利于減小污泥絮體之間的靜電斥力,因此系統能夠維持穩定的沉降性能,SVI在100mL/g左右,優勢絲狀菌為Type 0041.

3.2 在A/O比為4/4的系統中,增加的缺氧體積導致缺氧選擇器作用消失,該環境刺激污泥分泌大量的EPS,同時PN/PS比值也迅速增大,絲狀菌在對底物的競爭中占據優勢,導致污泥膨脹的發生,SVI最高達到357mL/g,優勢絲狀菌為Type 0041和Type 1701.

3.3 A/O比為6/2導致系統中NO2--N的平均積累率達到87.25％,高濃度的NO2--N含量抑制了部分菌膠團的生理活動而對絲狀菌影響較小,同時好氧體積的較小抑制了絲狀菌的過量增殖,使系統處于污泥微膨脹狀態,優勢絲狀菌為Thiothrix. nivea.

3.4 不同的A/O比對系統中有機物和NH4+-N的去除率影響較小,但對總氮和磷的去除率影響較大.

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Effect of different anoxic/aerobic volume ratio on activated sludge settleability in A/O system.

WANG Jie, XUE Tong-lai, PENG Yong-zhen*, YANG Xiong, WANG Shu-ying, ZHANG Jian-wei (Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：443～452

Abstract：In order to reveal the corelations of A/O ratio and sludge settleability, the effect of different volume ratio (2/6,4/4,6/2) on activated sludge settleability and community of filamentous fungus was investigated with domestic wastewater as influent during long-term operation. The resuls showed that good settleability of system was maintained when A/O ratio was 2/6, and the dominant filamentous bacteria was Type 0041.When A/O ratio was increased to 4/4 the system occurred bulking sludge with SVI up to 357mL/g , and the dominant filamentous bacteria were Type 0041,Type 1701. When A/O ratio of 6/2 was adopted, the system occurred slightly bulking sludge and realised stable shortcut nitrification and denitrification. So different A/O ratio had great influence on activated sludge settleability, at the same time the intracellular and extracellular storage characteristics of activated sludge and denitrification and phosphorus removal performance of the system were also severely affected.

Key words：sludge settleability；A/O ratio；filamentous bacteria；sludge buliking；SVI；PHA；EPS

作者簡介：王 杰(1989-),女,河南信陽人,北京工業大學碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應用研究.

基金項目：“十二五”國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07302002-06);北京市教委資助項目(2012)

收稿日期：2015-07-15

中圖分類號：X703

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0443-10