田文清,俞小军,2,邓 颖,蔡雨麒,靳海东,康素琴,马 娟,2*

基于磷回收的低温微氧EBPR系统的表观与微观特性

田文清1,俞小军1,2,邓 颖1,蔡雨麒1,靳海东1,康素琴1,马 娟1,2*

(1.兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃 兰州 730070；2.甘肃省污水处理行业技术中心,甘肃省黄河水环境重点实验室,甘肃 兰州 730070)

在低溶解氧(DO = 1mg/L)条件下启动2个厌氧/好氧交替运行的SBR(A/O-SBR),中温(22±1)℃SBR1和低温(14±1)℃SBR2,考察侧流磷回收工艺对低耗主流强化生物除磷(EBPR)系统污染物去除性能､微生物种群结构和磷回收潜能的影响.结果表明,SBR1和SBR2的脱氮及COD去除性能未受磷回收操作的影响,但是在除磷方面,SBR1的EBPR性能更稳定,对侧流磷剥夺更耐受,平均除磷率达90.7%,而SBR2在侧流磷回收阶段的平均除磷率为78.4%.此外,基于侧流磷回收的微氧EBPR系统可在低温下保持较为稳定的生物质浓度(VSS),但实施侧流磷回收后SVI值由104.6mL/g升至216.8mL/g,系统发生污泥膨胀.基于16S rRNA的高通量测序结果表明,主流系统的微生物种群结构在侧流磷回收阶段发生了较大变化,､(黄杆菌属)和(脱氯单胞菌属)骤增,的相对丰度从12.5%降至6.4%.经计算,在1/3侧流比前提下SBR1与SBR2的磷回收潜能分别为68.8%和69.4%.总的来说,微氧EBPR系统的运行温度是保证侧流磷回收稳定进行所要考虑的重要因素之一.

A/O-SBR；厌氧侧流磷回收；低温；低溶解氧；EBPR

磷是人类生活不可或缺的元素,也是一种不可再生资源[1].随着生产生活的发展加之长期以来的盲目开采,我国磷矿储量持续下降,磷资源供应形势不容乐观[2].另一方面,磷的大量使用是引发受纳水体富营养化和水生生物多样性急剧下降的原因之一[3].由于磷资源短缺和磷超标导致水体富营养化问题之间的矛盾性和相关性,使得从污水处理过程中回收利用磷资源成为了诸多学者关注的问题.据报道,仅从城市污水中回收磷,理论上就能满足世界磷矿需求的15%～20%[4].

近年来,在强化生物除磷工艺(EBPR)中采用侧流磷回收技术,引起诸多学者的广泛研究[5].杨蕊春[6]的研究说明实施侧流磷回收可减轻主流EBPR中聚磷菌(PAOs)在好氧阶段的磷负荷,提高COD/P比,从而提高主流系统的除磷效率.Lv和Yuan[7]也有类似的研究结果.郝晓地等[8]对COD/P=50的实际污水实施30%侧流磷沉淀,可使出水TP浓度从1.8mg/L下降至0.5mg/L以下,同时可回收进水中40%的磷.吕景花[9]在SBR系统中实施侧流化学磷回收,在最佳侧流频率1次/3周期下系统的EBPR性能有所提高.黄健等[10]研究发现,在低C/N比运行的A2/O工艺中侧流提取10%～20%厌氧上清液能够提高系统TN和TP的去除率.这些研究都说明在EBPR系统中实施厌氧侧流提取即能够促进主流系统的污染物去除性能又可获得可观的磷资源回收效益.然而,主流生物除磷系统涉及微生物的生化反应十分复杂.除了控制侧流参数外,主流系统本身也会影响磷的回收利用量.杨蕊春等人[11]在低溶解氧条件下实现了侧流磷回收,为降低磷回收过程中的能耗成本提供了参考.前人研究多集中于探讨进水水质波动和侧流反应上清液回流等问题对基于侧流磷回收的主流系统的影响,而对低温主流系统的研究少见报道.我国西北､华北､东北等地冬季气候寒冷,冰冻期长达3～6个月.低温环境在污水处理中难以避免,而长期的低温环境会约束细胞的生长代谢,影响污水处理效能.

高效的磷回收能否在低温低耗的主流系统中实现是一个值得探究的问题.探究适于侧流磷回收的主流系统条件并且全面了解侧流磷回收对主流生物除磷系统的动态影响,是最大化实现磷回收效益的关键前提.本研究在低溶解氧下启动EBPR,旨在探究侧流磷回收在低温低耗主流EBPR系统中实现的可行性,并比较中温和低温系统在侧流磷回收下的营养物去除性能､微生物种群结构和磷回收潜能,为侧流磷回收工艺的实际运行提供数据参考和理论支持.

1 材料与方法

1.1 实验装置与运行方式

实验采用2台工作容积为4.2L交替厌氧/好氧运行的SBR(A/O-SBR)来实现主流生物除磷,装置如图1所示.SBR由有机玻璃制成,侧壁垂直方向每10cm设置排水取样口,底部设置排泥口,上方装有定时机械搅拌器.由鼓风机通过微孔曝气器自下而上输送空气来维持好氧阶段所需的DO,并配有控制和调节曝气量的转子流量计.采用德国WTW Multi- 3420在线测定仪监测温度､DO和pH值等参数.反应器进水和厌氧末期富磷上清液的提取通过定时器和蠕动泵自动控制.

图1 生物除磷及磷回收装置示意

1.进水水箱; 2.侧流磷回收装置; 3.蠕动泵; 4.蠕动泵; 5.搅拌器; 6.pH值探针; 7.DO/温度探针; 8.Multi 3420 在线测定仪; 9.黏沙块曝气头; 10.鼓风机; 11.气体流量计; 12.自动排水装置; 13.定时开关; 14.计算机

SBR1中温(T = (22±1)℃)运行,SBR2低温(T = (14±1)℃)运行,两反应器除温度外其他条件均一致.好氧段的DO浓度控制在1.0mg/L,实验过程分为3个阶段:Ⅰ.稳定除磷阶段,A/O-SBR每天运行3周期,每周期8h,厌氧120min､好氧300min､沉淀和排水1h,SRT为28d,HRT为24h;Ⅱ.侧流磷回收阶段,待两系统EBPR性能趋于稳定后,在厌氧末期停止搅拌并沉淀15min,提取出1/3的富磷上清液到侧流沉淀池,加入MgCl2·6H2O与之反应,由于配水中的Ca2+､Mg2+浓度较高,采用1.0mol/L NaOH调节沉淀池pH值为(9±0.5)[12],并控制侧流池的温度为25℃,促进磷回收产物的形成,沉淀后的上清液回到主流EBPR参与后续好氧反应,侧流频率为1次/3周期;Ⅲ.主流系统性能恢复阶段,大部分磷在侧流回收阶段被化学沉淀固定,导致主流EBPR中可供PAOs利用的磷源减少,使得PAOs在胞内合成poly-P的过程受限,生物活性受到抑制,故为保证生物除磷性能的稳定,设置一段活性污泥恢复期[13].由于SBR2在第23d的EBPR性能不理想,故未与SBR1同时引入侧流磷回收,经过3d的稳定,在第27d时才进入侧流磷回收阶段,具体运行工况如表1所示.

表1 反应器运行工况

1.2 接种污泥及进水水质

实验所用活性污泥接种自兰州市采用A2/O工艺的安宁七里河污水处理厂的二沉池,各项指标良好.

实验采用人工合成废水,进水COD(CH3COONa配制)、NH4+-N(NH4Cl配制)和PO43--P(KH2PO4配制)浓度分别为400,40和8mg/L.为满足微生物生长需要,每1L合成废水加入1mL浓缩液和1mL微量元素溶液,每1L浓缩营养液由80g MgCl2·6H2O、45g MgSO4·7H2O、21g CaCl2·2H2O、10g酵母浸膏和61g蛋白胨组成;每1L微量元素由5.51g柠檬酸、4.03g马尿酸、3.03g FeCl3·6H2O、0.50g H3BO3、0.12g CuSO4·5H2O、0.06g KI、0.24g MnCl2·4H2O、0.3g ZnSO4·7H2O、0.06g CoCl·6H2O、10g EDTA、0.06g Na2WO4·2H2O、0.06g NiCl2·6H2O和0.06g NaMoO4·

2H2O组成[14].

1.3 分析项目与检测方法

水样采用定性滤纸过滤后检测,水质分析指标中PO43—P、NH4+-N、NO2—N、NO3—N、TN和COD分别采用钼锑抗分光光度法､纳氏试剂分光光度法､N-(1-奈基)-乙二胺分光光度法､麝香草酚分光光度法､碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法和COD快速测定仪测定.混合液悬浮固体浓度(SS)和混合液挥发性悬浮固体浓度(VSS)采用滤纸重量法测定.温度、DO和pH值由德国Multi 3420在线监测.

1.4 微生物样品采集及高通量测序

分别取SBR1和SBR2在侧流磷回收前后的活性污泥样品,每次取3个平行样,样品编号分别为A1,A2,A3(取自SBR1第23d);B1,B2,B3(取自SBR1第69d);C1,C2,C3(取自SBR2第26d);D1,D2,D3(取自SBR2第55d),集中冻存于-80℃的冰箱.所有样品送上海派森诺生物科技有限公司使用Illumina MiSeq-PE250平台进行16S rRNA基因测序.

1.5 磷资源回收的计算方法

式中:为磷回收率,%;1为厌氧末期磷酸盐的浓度,mg/L;2为侧流沉淀反应后回流上清液的磷浓度,mg/L.

式中:为磷回收潜能,%;max为最大厌氧释磷浓度,mg/L;为侧流提取比,本实验为1/3;0为进水磷浓度,mg/L.

2 结果与讨论

2.1 不同温度下低溶解氧主流系统的脱氮性能

如图2所示,长期DO = 1.0mg/L的低溶解氧条件下,两系统仍能在整个运行过程中将进水浓度为40mg/L的NH4+-N去除,且效果显著.出水TN基本以NO3--N的形式存在,整个实验中稳定满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》[15](GB18918-2002)中规定的一级A排放标准:TN(以N计)低于15.0mg/L[15].SBR1在3个运行阶段的TN去除率分别为74.8%、76.2%和74.4%;SBR2在3个阶段TN去除率分别是75.1%、78.6%和78.0%.两系统在脱氮方面的性能相差无几,说明14℃的低温条件在70d内并未对SBR2的脱氮性能造成抑制.

温度作为微生物生长最重要的因素之一,会直接影响微生物的生化反应速率[16].当温度低于15℃时,硝化细菌的硝化能力会逐渐下降[17].本研究中SBR2在低温条件下依然保持良好的脱氮效果,因为系统的好氧时间长达5h,即使低温条件下硝化反应速率减缓,但充足的反应时间为氮的去除提供了良好条件.另外,反应器长期维持低DO浓度,保证了污泥内部存在一定比例的缺氧环境,有利于发生同步硝化反硝化作用,加强了系统的反硝化能力,从而提高了系统的TN去除率[18].此外,还发现引入侧流磷回收后,TN去除率略有提高.结合郝晓地等[19]的研究发现,可能是侧流提取操作相对提高了主流系统的C/N比,使反硝化作用得到加强.综上可知,厌氧侧流磷回收对低温微氧主流EBPR系统脱氮性能的影响甚微.

2.2 不同温度下低溶解氧主流系统的除磷性能

PAOs是一种低温耐冷菌,与生物脱氮相比,低温对生物除磷性能的影响微乎其微,甚至低温下EBPR系统的除磷性能更好[20].此外, EBPR中的另一类微生物聚糖菌(GAOs)的活性会受到低温的抑制,不与PAOs竞争碳源,耐低温的PAOs会得到繁殖从而加强了系统的除磷能力[21].但也有数据表示生物除磷效果会受低温条件的影响,一方面,在低温条件下,PAOs代谢生长速率减缓,底物利用速率下降.另一方面,低温条件抑制了系统中反硝化菌的代谢速率,导致NO--N积累,进而抑制PAOs的生长繁殖[22].

如图3,不论是中温还是低温运行的反应器,都能在DO = 1mg/L的条件下成功启动并实现稳定的EBPR.SBR1在阶段Ⅰ的平均出水PO43--P浓度为0.16mg/L,平均除磷率达到97.9%,厌氧末期磷浓度呈不断增加的趋势,最高可达46.5mg/L.引入侧流磷回收工艺后,主流系统除磷性能略有下降,平均除磷率降至90.7%,平均出水PO43--P浓度达到0.74mg/L.可见,侧流提取剥夺了主流EBPR中供PAOs利用的PO43--P,以致PAOs胞内的poly-P含量降低,打破了PAOs的磷平衡,从而妨碍了磷的吸收.因而,在第70d停止了对主流系统的磷剥夺,进入了除磷性能恢复阶段,仅经过2d的恢复除磷性能好转,平均磷去除率升至98.0%.SBR2在阶段Ⅰ期间除磷效果稍有波动,平均出水PO43--P浓度为0.30mg/L,平均除磷率依然能够达到96.1%,EBPR系统在14℃的低温条件下成功启动.SBR2在阶段Ⅰ期间的最高厌氧释磷浓度依然可达45.3mg/L,进入侧流磷回收的阶段Ⅱ之后,系统除磷性能波动较大,仅在个别天数的出水磷浓度低于0.5mg/L,该阶段主流系统的平均出水磷浓度为1.7mg/L,平均除磷率降至78.4%.马娟等[23]和Lv等[24]的研究结果表示,长期持续的厌氧磷剥夺会引起EBPR系统的恶化,低温运行的SBR2也印证了这一观点,在长期侧流提取下EBPR性能表现出较大波动.

EBPR系统中的磷被接连不断地剥夺分离到侧流沉淀反应池,必然会导致主流生物除磷系统内PAOs无磷源可得,影响好氧段磷的吸收,进而抑制下一周期磷的释放,最终除磷性能恶化.与SBR1相比,SBR2在阶段Ⅱ的稳定性显然较差,低温条件也许是致使EBPR恶化的另一因素.有研究表示,当温度低于15℃时PAOs吸磷的能力会有所降低,而温度大于17℃时,随着温度的升高,PAOs释磷和吸磷速率随之增大,在20℃时EBPR系统放磷的速率最高[25-27].由于SBR2系统EBPR性能的恶化,在第56d停止侧流反应,系统进入性能恢复阶段.由图3可知,系统除磷性能迅速得到恢复,阶段Ⅲ的平均除磷率高达98.4%.但与前一阶段相比,厌氧释磷量有一定程度的下降,SBR1也有相似的情况.分析原因,一方面,侧流提取对主流EBPR系统内PAOs的活性略有影响,在短期内尚未恢复;另一方面,剥夺厌氧末期的富磷上清液变相提高了主流EBPR系统的C/P比,强化了主流系统的厌氧释磷过程,而侧流提取终止后,相应的C/P比又降低至原有水平,碳源不足遏制了磷的充分释放.

由图4可见,SBR1在阶段Ⅰ的释､吸磷量最高,同时比释､吸磷速率也在3个阶段中最高,均为5.1mgP/(gVSS·h).实施侧流磷回收后,系统的释、吸磷量和比释､吸磷速率均较第一阶段有所下降.根据Yu等[28]和Welles等[29]的研究结果,引入侧流磷回收剥夺了主流系统中的磷,使得C/P提高而造成COD过剩,多余的碳源供给GAOs种群的增长繁殖,或者PAOs由于磷匮乏转而以GAOs的代谢途径进行生命活动,即只储存碳源而不释磷,因而致使系统EBPR性能的波动.与SBR1不同,SBR2的厌氧释磷量在侧流磷回收阶段更大,且在3个阶段的比吸磷速率都远低于比释磷速率,均在第二阶段达到最大,平均比释磷速率为6.3mgP/(gVSS·h),比吸磷速率为2.8mgP/(gVSS·h).究其原因,可能是侧流磷回收阶段的加入减少了厌氧段的时长,同时C/P的提高强化了PAOs在低温条件下厌氧释磷的能力,所以SBR2在阶段Ⅱ的比释磷速率大幅上升.然而低温条件似乎抑制了PAOs在好氧阶段的吸磷性能,比吸磷速率远低于比释磷速率,这正是造成SBR2在侧流磷回收期间除磷性能不稳定的原因.同样是低溶解氧运行的EBPR系统,引入侧流磷回收对14℃运行的低温EBPR性能冲击更大.

2.3 SBR2的典型周期污染物沿程变化

如图5,无论有无侧流提取操作,主流EBPR系统中的有机底物COD在进水后30min之内就被快速消耗,同时PAOs在厌氧30min内快速释磷,厌氧结束时COD均小于50mg/L.阶段Ⅱ,由于引入了侧流磷回收过程,厌氧段的时长被缩短,厌氧结束时的PO43--P浓度为28.9mg/L.经过侧流沉淀反应,主流系统中的PO43--P被侧流沉淀固定,待侧流沉淀的上清液返还主流系统后,SBR2的PO43--P浓度仅为5.7mg/L.随后进入好氧阶段,在初期突然出现释磷现象,可能是活性污泥在厌氧末期沉淀时裹挟着一部分液相中的PO43--P沉至反应器底部静置,并且创造了厌氧条件,发生了厌氧释磷.随后进入曝气阶段,充分的搅拌使PO43--P在反应中均匀分布故而出现二次释磷现象.PAOs在好氧阶段1h内吸磷速率最快,随后减缓,直至好氧反应结束时主流EBPR的PO43--P含量才降至0.5mg/L以下.

NH4+-N在阶段Ⅱ和阶段Ⅲ的厌氧期间变化基本一致,由图5(a)可知,侧流过程也会剥离主流系统中小部分的NH4+-N,在侧流回收阶段的好氧前期有NO2--N的积累.此外,SBR2在整个实验期间的出水COD浓度均低于50mg/L.可见低温对系统COD的去除几乎没有影响,这是由于反硝化和EBPR均需利用碳源,从而保证了低温下COD的去除.席粉鹊等[30]的研究表明,COD的去除主要发生在厌氧段,进水中的挥发性脂肪酸(VFAs)被PAOs吸收并在体内合成聚羟基烷酸(PHAs).侧流磷回收发生在厌氧末期,不会影响微生物在厌氧段对有机物的利用,即使DO浓度长期保持较低水平,主流系统对COD的去除仍保持较高的水平.

2.4 两EBPR系统在各阶段的污泥性能

如图6,SBR1的VSS浓度在整个实验过程中浮动较小,3个阶段平均VSS分别为3002,2981和3123mg/L.而SBR2系统的VSS浓度略小于SBR1,3个阶段的VSS浓度分别为2680,2657和2578mg/L.基于侧流磷回收的低溶解氧主流A/O-SBR可在低温下保持较为稳定的微生物浓度和活性.本实验采用Welles等[31]提出的方法对各阶段PAOs体内的poly-P含量进行了计算,SBR1系统相对稳定,SBR2污泥系统的poly-P含量从侧流磷回收后大幅下降,可见在14℃条件下侧流提取EBPR的富磷上清液剥夺了PAOs体内的poly-P,制约了PAOs的除磷性能.

SVI值可表征污泥的凝聚和沉降性能,正常情况下为80～150mL/g,过低时说明污泥的无机质含量高,缺乏活性,而过高时表明污泥沉降性能差,很有可能发生污泥膨胀[32].从图6可以看出,SBR1进入侧流磷回收阶段后,污泥SVI值逐渐上升并超过150mL/g,说明侧流磷回收的引入使污泥的沉降性能逐步下降,但实验过程中并未发现污泥流失.终止侧流提取后,经过3d,污泥SVI值得到恢复.此与申童童等[33]在A2/O工艺中引入侧流磷回收发生的污泥沉降性能变化规律一致.同样的,SBR2引入侧流磷回收后,污泥平均SVI值增至167.9mL/g,污泥沉降性能变差.终止侧流提取并未使污泥沉降性能得到恢复,反而更加严重且略有污泥流失,平均SVI值高达216.8mL/g.停止侧流提取依然无法避免由低温造成的污泥膨胀.低温对生物除磷的负面影响主要在于低温条件某些生物具有选择性,比如低温(12～15℃)会致使(微丝菌)获得最大生长速率,而该菌正是引起污泥膨胀的一类丝状菌[34].丝状菌的大量繁殖会抑制PAOs的生长代谢,降低液相与泥相之间的传质效率,阻碍EBPR性能的发挥.

2.5 侧流磷回收对两系统微生物结构的影响分析

根据高通量测序结果,比较和分析了SBR1和SBR2在实施侧流磷回收前后的污泥样品中微生物群落结构的变化.样本的Coverage值均在0.991以上,说明本次测序结果能够代表样本的真实情况.根据4组样本在门水平的物种组成分析了各样本的相似度,构成了相对丰度前20位的微生物群落结构聚类热图(图7).

图7 不同样品门分类水平微生物群落热图

从图中看到,A组(SBR1侧流前)与C组(SBR2侧流前)样本的菌群更为相似,B组(SBR1侧流后)与D组(SBR2侧流后)样本的菌群更为相似,而B组与C组的菌群差异性最为显著.这表明,相较于温度条件,侧流磷提取会更大程度地改变EBPR系统的微生物菌群结构.此外,Proteobacteria(变形菌门)是A,B和D样本中丰度最高的菌门,C样本中丰度最高是Bacteroidetes(拟杆菌门),4个样本中变化最显著的菌门分别为Chloroflexi(绿弯菌门),Acidobacteria(酸杆菌门),Bacteroidetes和Planctomycetes(浮霉菌门).由行聚类结果,可将Chloroflexi, Patescibacteria, Bacteroidetes, Planctomycetes, Firmicutes(厚壁菌门)和Actinobacteria(放线菌门)归为一个聚类,这些菌门的相对丰度会在侧流磷回收的EBPR系统中显著降低,而其他菌门的丰度在侧流磷回收后相对增多,可将其归为另一聚类.

图8 SBR2侧流磷回收前后在属水平上的微生物结构差异

由图8可见,在磷回收前,低温微氧EBPR系统中的优势菌属有(GAOs菌属)、(PAOs菌属)、和(氏菌属)等,相对丰度分别为14.8%,12.5%,11.1%及9.8%.经过侧流磷回收,OM27和(陶厄氏菌属)几乎被淘洗出该系统,的相对丰度也降至6.4%.而,(黄杆菌属)和(脱氯单胞菌属)的丰度升高,成为低温微氧侧流磷回收系统中的优势菌属.其中,被认为是一种能够利用硝酸盐作为电子受体的反硝化聚磷菌(DPAOs).侧流磷回收操作对产生了负面影响,而有利于和的富集.的骤减使在侧流磷回收阶段承担了除磷的主要责任,而的富集必然会导致厌氧阶段碳源的争夺.结合图3,PAOs在竞争中的劣势地位导致SBR2在侧流磷回收阶段的除磷表现欠佳.此外,作为侧流磷回收前系统中的优势反硝化菌属在侧流磷回收后丰度大幅减少,但是SBR2的TN去除效果仍然良好,原因是作为一种DPAOs,在除磷的同时又可利用NO3--N作为电子受体,在系统中承担了反硝化脱氮任务.

2.6 两系统的侧流磷回收潜能分析

除了主流系统的表观与微观性能,侧流系统的磷资源回收率也是实验所要考察的重要指标.分别对SBR1和SBR2系统的磷回收率进行了统计与比较(图9),两系统磷回收率的统计结果均符合正态分布.

图9 SBR1和SBR2的磷回收率分析

SBR1和SBR2的磷回收率均值分别为56.5%和49.6%.22℃运行的SBR1在磷回收效益方面略优于14℃运行的SBR2.本实验还根据何黎[13]的研究方法,分析了两系统的磷回收潜能.经计算,在侧流提取比为1/3的前提下,SBR1的平均磷回收潜能为68.8%,SBR2的平均磷回收潜能为69.4%.仅从磷回收角度来看,主流系统的温度并未对磷回收效能产生较大影响.然而,侧流磷回收和主流生物除磷并非是两个相互独立的过程.侧流反应的溶液来自主流EBPR,沉淀反应结束后上清液返回到主流EBPR.要在污水处理的过程中实现磷回收,必须考虑主流系统的稳定性.

3 结论

3.1 引入厌氧侧流磷回收工艺对中温SBR1和低温SBR2系统氮素及COD的去除性能都影响甚微.然而在除磷方面,SBR1面对侧流磷剥夺仍能表现稳定的EBPR性能,除磷率达90.7%.

3.2 基于磷回收的微氧EBPR可在低温下保持较为稳定的生物质浓度.但低温致使SBR2系统发生污泥膨胀,SVI值达200mL/g以上,液相与泥相之间的传质效率降低,EBPR性能下降.

3.3 侧流磷剥夺很大程度上改变了主流系统微生物种群结构.经属水平上的分析发现SBR2在侧流磷回收后成为最优势菌属,的相对丰度由12.5%降至6.4%,作为DPAOs承担了脱氮和除磷的主要责任.

3.4 不同温度运行的微氧EBPR系统在磷回收性能方面的差异不大,SBR1和SBR2的磷回收潜能分别可达68.8%和69.4%.

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Apparent and microscopic performance of low temperature and low dissolved oxygen EBPR system subjected to side-stream phosphorus recovery.

TIAN Wen-qing1, YU Xiao-jun1,2, DENG Ying1, CAI Yu-qi1, JIN Hai-dong1, KANG Su-qin1, MA Juan1,2*

(1.School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China；2.Gansu Wastewater Treatment Industry Technology Center, Key Laboratory of Yellow River Environment in Gansu Province, Lanzhou 730070, China)., 2022,42(4)：1625～1634

Two alternative anaerobic/oxic SBR (A/O-SBR) reactors controlled at medium temperature (22±1)℃SBR1and low temperature (14±1)℃SBR2were operated to investigate the effect of side-stream phosphorus recovery on nutrients removal performance, microbial community structure and phosphorus recovery potential of mainstream EBPR systems under lowdissolved oxygen (DO = 1mg/L). The results showed that the nitrogen and COD removal performance of SBR1and SBR2 were not influenced by the introduction of side-stream phosphorus recovery. In terms of phosphorus removal, however, EBPR performance of SBR1was more stable and more tolerant to phosphorus deprivation. During the phase of side-stream phosphorus recovery, the average efficiency of phosphorus removal in SBR1reached 90.7%, while SBR2 was 78.4%. It was also found that microaerobic EBPR subjected to side-stream phosphorus recovery could maintain a relatively stablevolatile suspended solids (VSS) concentration at low temperature. While the value of SVI increased from 104.6mL/g to 216.8mL/g after side-stream phosphorus recovery, resulting in sludge bulking in SBR2 system.The result of high-throughput sequencing based on 16S rRNA showed that the microbial community structure of the mainstream system changed significantly after side-stream phosphorus recovery. The relative abundances of,andrapidly increased andfell from 12.5% to 6.4%. It was estimated that the average phosphorus recovery potential of SBR1 and SBR2 were 68.8% and 69.4%, respectively, with the side-stream ratio of 1/3. In a conclusion, the temperature was one of the important factors to ensure the stable operation of side-stream phosphorus recovery in an EBPR system under low DO.

A/O-SBR；anaerobic side-stream phosphorus recovery；low temperature；low DO；EBPR

X703.1

A

1000-6923(2022)04-1625-10

田文清(1995-),女,陕西西安人,兰州交通大学硕士研究生,主要研究方向为废水生物处理.发表论文4篇.

2021-08-30

国家自然科学基金资助项目(52060013);兰州市人才创新创业项目(2019-RC-109);兰州交通大学天佑创新团队项目(TY202005)

*责任作者, 教授, meggyma@163.com