A/O系统中不同缺氧/好氧体积比对活性污泥沉降性能的影响

王 杰,薛同来,彭永臻,杨 雄,王淑莹,张健伟 (北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)



A/O系统中不同缺氧/好氧体积比对活性污泥沉降性能的影响

王 杰,薛同来,彭永臻*,杨 雄,王淑莹,张健伟 (北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

摘要：为探究A/O系统中不同的缺氧与好氧体积比与活性污泥沉降性能的关系,以实际生活污水为进水水质,考察了不同的A/O比(2/6,4/4,6/2)对污泥沉降性能和丝状菌生长的影响.结果表明,当A/O比为2/6时,系统能够维持良好的沉降性能,优势丝状菌为Type 0041;当A/O比为4/4时,系统的沉降性能恶化,SVI最高达到357mL/g,优势丝状菌为Type 0041,Type 1701;当A/O比为6/2时,系统发生了微膨胀现象并实现了稳定的短程硝化反硝化,优势丝状菌为Thiothrix.nivea.可见不同的A/O比对活性污泥沉降性能影响较大,同时污泥胞内胞外贮存特性及系统的脱氮除磷性能也受到严重影响.

关键词：污泥沉降性能；A/O比；丝状菌；污泥膨胀；SVI；PHA；EPS

* 责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

活性污泥工艺中的A/O工艺是目前应用最广泛的污水处理工艺之一,而污泥膨胀问题在该工艺中时常暴发,严重影响污水处理厂的稳定运行.污水处理厂绝大部分的污泥膨胀问题都是由于采用不合理的运行条件引发丝状菌过量生长所致[1-2],所以研究导致丝状菌过量生长的运行条件能够有效地从根源上预防和控制污泥膨胀的发生,从而维持污水处理厂的长期稳定运行.近年来的研究证实,污泥泥龄(SRT),水力停留时间(HRT),污泥负荷(F/M)等的差异对丝状菌的选择作用及污泥的沉降性能均有较大影响[3-4].但实际污水处理厂缺氧池和好氧池的不同体积比与污泥膨胀的关系并未得到详细探究.事实上,实际污水处理厂都有缺氧池和好氧池, A/O比的不同会直接影响污水处理厂的出水水质,进而影响污水处理厂的处理效果[5-6].同时缺氧池和好氧池体积比的差异必然会导致不同的微生物对有机底物的竞争及微生物胞内胞外贮存物的差异,活性污泥的絮凝状态和丝状菌种群结构也将随之发生变化,污泥膨胀问题就有可能发生.所以在A/O工艺中A/O比这项参数至关重要.鉴于目前这方面的研究少见报道,且已有的研究主要考察了不同的A/O分区对污水水质处理效果的影响,例如,王振国[5]探究了不同缺/好氧体积比对A2O工艺脱氮除磷性能的影响,曹贵华[6]考察了体积比对分段进水工艺处理低浓度废水性能的影响,郭昌梓[7]研究了生物选择器的体积比对氧化沟运行效果的影响研究.很少有文献对不同A/O比引发的污泥沉降性能和丝状菌种群结构的差异进行系统探究.本研究在实验室条件下的A/O工艺中,以实际生活污水作进水水质,考察了不同的A/O比对活性污泥沉降性能及丝状菌种群结构的长期影响,并对微生物胞内胞外贮存物的特性进行分析,其结果有助于污泥膨胀理论体系的完善,也可为污水处理厂的工艺设计提供直接参考和借鉴,具有重要的研究意义.

1 材料和方法

1.1 试验装置及运行方式

A/O装置如图1所示.整套装置由有机玻璃制成,生化池有效容积为79.2L,二沉池有效容积为37.2L,进水箱容积为198L.生化池分为8个格室,通过移动格室挡板,增减搅拌装置及曝气装置来调整缺氧池和好氧池的体积比.运行过程中缺氧池采用IKA REO型电动搅拌器使系统混合均匀,好氧池采用鼓风曝气充氧,通过流量计来调整曝气量的大小,以维持好氧池溶解氧(DO)浓度在(2.5±0.2)mg/L.通过加热棒使系统温度维持在(25±1)℃ .进水流量设定为9.9L/h,以维持8h的水力停留时间(HRT);每天从好氧区最后一格排出5.28L的泥水混合物,以维持生化池15d左右的污泥龄(SRT),污泥回流比和硝化液回流比分别为100％和150％.混合液悬浮固体浓度维持在2000～3000mg/L.

试验分为三个阶段,阶段Ⅰ,阶段Ⅱ和阶段Ⅲ的A/O比分别为2/6,4/4和6/2,以考察这三种条件下活性污泥的沉降性能及丝状菌种群结构的变化.各阶段活性污泥的特性不同.若某一阶段发生污泥膨胀现象,则需要在下一阶段运行之前增设污泥沉降性能恢复期.因此,各阶段的运行时间间隔随着试验的推进而变化.

图1　A/O试验装置示意Fig.1 Set-up diagram of A/O reactor　1—进水箱; 2—蠕动泵; 3—缺氧池; 4—好氧池; 5—搅拌器; 6—流量计; 7—鼓风机; 8—电源; 9—二沉池; 10—出水; 11—剩余污泥; 12—阀门; 13—污泥回流; 14—硝化液回流; 15—曝气头; 16—加热棒

1.2 试验水质及接种污泥

采用学校附近某小区的实际生活污水为进水水质,其水质情况如表1所示.试验过程中每天14:30从小区化粪池取水,贮满水箱备用.每天测定进水COD 和氨氮浓度,并通过物料衡算向水箱中投加一定量的乙酸钠,以维持进水的C/N比在5:1左右.污泥取自北京市高碑店污水处理厂A2O系统的二沉池剩余污泥,该污泥具有良好的脱氮除磷能力和沉降性能,SVI 值在100mL/g左右.

表1　进水水质Table 1 Characteristic of influent

1.3 检测指标及分析方法

试验期间测定了污泥体积指数(SVI),混合液悬浮固体浓度(MLSS),混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS),化学需氧量(COD),NO2--N,PO43--P,胞外聚合物(EPS),聚-β-羟基烷酸酯(PHA)和糖原等指标.SVI,MLSS,MLVSS采用国家标准方法测定[7];COD,NH4+-N,NO2--N,NO3--N,PO43--P采用流动注射快速测定仪(Quick Chem 8500,Lacht instrument,USA)测定;EPS采用阳离子交换树脂法[8]提取,以蛋白质,多糖和DNA之和计,其中蛋白质以牛血清蛋白作为标准物质,用修正的Lowry法测定,多糖以葡萄糖作为标准物质,用蒽酮法测定,DNA以小牛胸腺DNA作为标准物质,采用二苯胺法测定[9];污泥中的PHA测定前先用三氯甲烷和酸化甲醇在100℃条件下消解20h将微生物体内的PHA成分溶出,然后对有机相(三氯甲烷)中的PHA成分进行检测,PHA含量以聚-β-羟基丁酸(PHB)和聚-β-羟基戊酸(PHV)之和计[10],PHB和PHV采用Agilent 6890N 型气相色谱以及Agilent DB-1型气相色谱柱,按照Oehmen[11]改良后的方法操作;糖原采用蒽酮法[9]测定.

活性污泥絮体形态,结构和丝状菌丰度(FI)用Olympus_BX61 型显微镜在微分干涉100倍的放大倍数下进行观察,FI根据Eikelboom所编手册[12]中的方法判断.通过革兰氏染色,纳氏染色以及分子荧光原位杂交技术(FISH)对丝状菌菌种进行鉴定,所用到的FISH操作依据Amann等[13]所述的方法进行,FISH探针包括MPmix(包含MP60, MP223,MP645,针对Microthrix parvicella); TN1(针对Thiothrix.nivea);SNA 23a (针对Sphaerotilus Natans);HHY(针对Haliscomenobacter hydrossis);N1,N2,N3(均针对Nostocoida Limicola),所有探针序列的详细信息见参考文献[14].

2 结果与讨论

2.1 不同A/O比对活性污泥沉降性能的影响

图2　不同A/O比下污泥沉降性能的变化情况Fig.2 Variations of SVI during different phases

不同阶段系统中SVI的变化情况如图2所示.接种污泥的SVI约为100mL/g,污泥沉降性能良好(图3a).在阶段Ⅰ(0～45d)采用2/6的A/O比,由图2可以看出,A/O系统接种初期污泥的沉降性能出现了短暂的恶化现象,而继续运行一段时间,污泥的沉降性能稳定在100mL/g的水平,并未出现污泥膨胀现象.分析认为,系统在阶段Ⅰ的初期出现沉降性能恶化,是因为污泥取自污水处理厂A2O系统,当接种到实验室条件下的A/O系统时,其运行系统和水质条件都发生了变化,污泥需要短暂的适应过程,丝状菌对不稳定环境的适应程度要优于菌胶团,所以会出现污泥沉降性能暂时恶化的现象.当环境条件稳定,系统前端较小的缺氧体积起到生物选择器的作用,这样入流污水中的部分易降解有机物作为NO3--N还原的碳源被消耗[15],系统沿程具有较高的底物浓度梯度,根据Chudoba等[16]提出的动力学选择理论,高底物浓度梯度下丝状菌的最大比增长速率(µmax)要小于菌胶团,该环境有利于菌胶团在与丝状菌的种群竞争中占优势;同时由于具备缺氧阶段,并且存在较高的底物浓度梯度,菌胶团能够迅速利用底物并将大量底物以PHA的形式贮存起来,较高的底物贮存能力有利于抑制丝状菌在好氧条件下的优势生长[15],从而能够维持系统良好的沉降性能.

图3　不同阶段污泥形态镜检结果Fig.3 Morphological observation results(100X)　图(a),(b),(c)分别代表A/O比为2/6,4/4,6/2时的镜检结果

通过移动挡板将A/O比调整为4/4进入阶段Ⅱ(45～106d)后,系统的SVI值迅速上升,在短短的15d内达到320mL/g,系统发生了严重的膨胀现象(图3b),SVI值最高达到357mL/g,根据鉴定手册确定丝状菌丰度(FI)为3,由图可以看出丝状菌从污泥絮体内部延伸至外围,污泥絮体松散,絮体与絮体之间相互交联,污泥沉降性能恶化.这是因为污泥在缺氧区和好氧区停留时间相同,丝状菌与菌胶团对底物和DO竞争激烈.与阶段Ⅰ相比进一步增大的缺氧体积导致系统缺氧选择器和高底物浓度梯度的作用消失,进水有机物被反硝化菌和聚磷菌充分利用,从而使菌胶团对有机物的贮存能力大大降低,而较低的底物贮存能力不利于菌胶团的优势生长[15],因此系统难以维持良好的沉降性能.在阶段Ⅱ′(106～140d)将系统的A/O比重新调整至2/6,待系统的沉降性能恢复且稳定维持在100mL/g左右,进行阶段Ⅲ(140～ 178d).

调整A/O比为6/2,污泥沉降性能恶化,但不严重.值得注意的是,在该A/O比下,系统有一定浓度的NO2--N积累现象,且SVI值维持在250mL/g左右,发生了污泥微膨胀现象(150mL/ g

图4　不同A/O比下污染物质沿程变化情况Fig.4 Effect of different A/O volume ratio on pollutant along the way　图(a),(b),(c)分别代表A/O比为2/6,4/4,6/2时污染物质沿程的变化情况

2.2.1 不同A/O比下污染物变化情况对比 由图4(a)可知,A/O比为2/6时进水中的COD和NH4+-N一旦进入缺氧区便会被迅速稀释,一部分有机物被回流的NO3--N反硝化利用,另外一部分有机物被菌胶团贮存为胞内物质.在该阶段较小的缺氧体积起到缺氧选择器的作用,这也是系统能够维持良好的沉降性能的原因.进入好氧区后,A/O比为2/6的体积比保证了系统充分的好氧时间,NH4+-N几乎全部被氧化为NO3--N,所以NH4+-N的平均去除率达到97.05％,但较小的缺氧体积导致系统反硝化不完全,出水NO3--N浓度较高.而严格的厌氧条件和充足的碳源是良好的除磷效果的保障,同时聚磷菌释磷只有在缺氧反硝化结束之后才能进行,因系统无法充分完成缺氧反硝化,所以该阶段系统不具备除磷能力.由图4(b)可知,缺氧区几乎检测不到NO3--N的存在,这是因为增大的缺氧体积保证了反硝化反应的顺利进行,且该环境有利于聚磷菌对PO43--P的大量释放,因此PO43--P的浓度保持在较高水平.在好氧区NO3--N的浓度随着NH4+-N的氧化而不断升高,出水NH4+-N浓度几乎为0,而出水NO3--N的浓度也由阶段Ⅰ的28.01mg/L降低到7.98mg/L.同时聚磷菌大量吸磷,使得PO43--P的出水浓度较低.虽然该阶段发生了污泥膨胀,但有机物的出水浓度并没有增大,这主要是因为丝状菌同样具有高效降解有机物的能力,所以即使发生膨胀的污泥其有机物的去除效果也不会恶化.由图4(c)可知当A/O比增大到6/2时出水NH4+-N和NO2--N浓度升高,而出水PO43--P浓度却进一步降低.这是由于好氧体积大大减少,NH4+-N不能得到充分氧化,同时NH4+-N氧化为NO2--N后没有足够的时间继续被氧化为NO3--N,所以NH4+-N大部分转化为NO2--N,一部分NO2--N回流到缺氧区进行反硝化反应,另一部分NO2--N便得到积累,系统实现了稳定的短程硝化反硝化.而进一步增大的缺氧体积使聚磷菌释磷更加充分,所以PO43--P的去除效果得到提高.

由表2可以看出,3种A/O比下COD去除率均在80％左右,当A/O比为2/6(以阶段Ⅰ代替) 时NH4+-N的平均去除率达97.05％,当A/O比为4/4时(以阶段Ⅱ代替)NH4+-N的平均去除率为92.21％,而当A/O比为6/2时(以阶段Ⅲ代替)NH4+-N的平均去除率下降到76.56％.阶段Ⅰ和阶段Ⅱ中NO3--N出水浓度较高,平均出水浓度分别为28.01mg/L和7.98mg/L,而阶段Ⅲ中存在明显的NO2--N积累现象,平均积累率为87.25％.随着A/O比的增加,总氮去除率不断增加, PO43--P的平均去除率也由阶段Ⅰ的零去除增加到阶段Ⅲ的69.83％.由此可见,不同A/O比对系统去除COD影响较小,但对系统去除氮和磷的影响较大.综合本文中污泥沉降性能及污染物质去除情况,若考虑采用A/O系统进行脱氮,建议采用的A/O比为2/6.该A/O比下系统既维持了良好的沉降性能又具有相对较高的脱氮率.若考虑采用A/O系统脱氮除磷,建议采用的A/O比为6/2,该A/O比下污泥的沉降性能不会恶化,且具有短程硝化反硝化现象,除磷效果也为最佳.

表2　不同A/O比下污染物去除情况对比Table 2 Nutrients removel efficiencies of different A/O ratio

2.2.2 不同A/O比下活性污泥胞内贮存物特性对比 活性污泥在不同A/O比的培养下,其胞内PHA和糖原的贮存情况如表3所示.由表可知,在阶段Ⅰ(A/O=2/6)和阶段Ⅲ(A/O=6/2)中的PHA贮存量相对较高,分别为15.82mmolC/L 和13.23mmolC/L,阶段Ⅱ(A/O=4/4)中污泥发生严重的膨胀问题,其PHA贮存量相对较低,为9.31mmolC/L.三个阶段的PHA贮存量与污泥的沉降性能呈现正相关关系.这是因为菌胶团具有贮存PHA的能力而绝大多数丝状菌不具备,所以PHA贮存量的多少在一定程度上能够反映系统内部菌胶团与丝状菌竞争的优势水平.本试验3个阶段都存在缺氧阶段,且系统具有一定的底物浓度梯度,菌胶团能够迅速的利用底物,并且将底物以PHA的形式存储起来[15].不同的A/O比不仅影响微生物种类的变化,也会影响微生物的新陈代谢.阶段Ⅰ的微生物以菌胶团为主,菌胶团能够充分利用大部分碳源合成PHA物质,而高效的碳源贮存能力有利于抑制丝状菌的增殖,这也是系统在阶段Ⅰ期间保持良好的沉降性能的原因之一.阶段Ⅱ和阶段Ⅲ发生了不同程度的污泥膨胀问题,由于丝状菌的贮存能力明显低于菌胶团[15],所以这两个阶段的PHA贮存量要低于阶段Ⅰ,而膨胀严重的阶段Ⅱ中污泥的PHA贮存量要低于发生微膨胀的阶段Ⅲ.然而糖原的贮存情况与PHA的贮存情况有所不同.阶段Ⅰ中污泥的PHA贮存量要高于阶段Ⅲ,而糖原的合成量却低于阶段Ⅲ,杨雄等[21]在试验过程中也发现PHA和糖原合成量不一致.这可能是因为,一方面PHA 的合成能量来源于糖原的降解,而糖原的降解还有其他去路;另一方面三羧酸(TCA)循环过程也可能提供至少30％的PHA合成能量,因此PHA 贮存和糖原的合成会出现不一致的现象,而其他研究也可能出现与本试验结果不一致的现象.PHA和糖原的合成量具体受哪些因素影响仍需进一步的试验验证.

表3　胞内贮存物的变化情况(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对比 由图5可以看出,不同A/O比下污泥的沉降性能与EPS,PN/PS比(蛋白质/多糖比)呈现明显的相关性.阶段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;阶段Ⅱ在第66d时污泥的沉降性能已经恶化,到第100d时污泥已经发生严重的膨胀问题,EPS从29.96mg/(gVSS)增大到68.76mg/ (gVSS),PN/PS比值随着污泥沉降性能的恶化增大到6.42,与阶段Ⅰ相比增长了8倍;经过阶段Ⅱ的稳定期(该阶段与阶段Ⅰ情况类似,不再讨论)进入阶段Ⅲ,污泥发生微膨胀现象,EPS从156d 的27.93mg/(gVSS)升高到178d的38.78mg/ (gVSS),PN/PS比也从2.14增到4.16,与阶段Ⅰ相比增大了5倍.在阶段Ⅲ期间虽然污泥的沉降性能差异不大,但EPS和PN/PS比却差别较大,这可能是因为系统在第156d时的沉降性能刚刚恶化,微生物本身并未适应新的阶段,所以分泌的EPS并不稳定. Liao等[22]报道污泥沉降性能的恶化与高浓度的EPS含量有关,本试验得出了类似的结论.Yon等[23]指出EPS是通过影响污泥表面的电负性来影响污泥的沉降性能,EPS含量过高,导致污泥表面电负性增大,引起污泥絮体间斥力增大,从而引起沉降性能恶化.本试验中PN/PS比值也与污泥沉降性能呈现明显的正相关关系.根据Keiding等[24]的研究,EPS的表面电荷与蛋白含量存在联系,而Morgan[25]的研究表明PN/PS比值对EPS表面电荷影响更加显著.这可能是因为蛋白质表面带负电荷,而多糖表面带正电荷,EPS表面电荷是由蛋白质和多糖共同决定的,当PN/PS比值增大时,EPS电负性增大,从而引起污泥沉降性能恶化.由图5可以看出污泥的沉降性能与EPS各单组分也呈现出明显的相关性.污泥的沉降性能与蛋白质和DNA呈现正相关关系,而与多糖呈现负相关关系.可能是因为多糖中带负电的官能团与二价阳离子之间形成絮桥作用,对污泥沉降性能具有改善作用.Nielsen指出SVI随多糖物质增加而增加[26]; Bura等[27]则认为核酸的增加导致污泥SVI升高,而蛋白质的作用不明显;Liao等[28]称EPS中多糖含量与SVI之间不存在相关性,而蛋白质,DNA和EPS总量与SVI具有显著的正相关关系.目前对EPS总量及其各组分对污泥沉降性能的影响尚无统一定论,仍需进一步的研究.

图5　不同阶段EPS,各单组分含量及PN/PS比值情况Fig.5 EPS, EPS components storage performances and PN/PS ratio condition of different phases

2.3 不同A/O比对丝状菌种类的影响

表4　丝状菌鉴定结果Table 4 Filamentous identification results

图6　不同阶段系统内的丝状菌染色和FISH结果Fig.6 Staining and FISH results of filamentous identification in different phases　(a)阶段Ⅰ,Type 021N,革兰氏染色; (b)阶段 Ⅱ, Type 0041,革兰氏染色; (c)阶段Ⅱ,Type 1701,革兰氏染色; (d)阶段 Ⅲ, Thiothrix.nivea, FISH

表4为A/O系统中不同A/O比下丝状菌种类的鉴定结果.试验表明,A/O比的差异会明显影响微生物的种群结构,尤其是影响优势丝状菌的种类变化,进而影响污泥的沉降性能.由于本试验的进水水质为生活污水,丝状菌的种类较多.阶段Ⅰ的A/O比为2/6,此时污泥沉降性能良好.通过革兰氏染色和钠氏染色发现,系统中存在的优势丝状菌为Type 0041,也有少量的Type 0581,Type 0092和Type 021N(图6a).根据Eikelboom[12]记载,Eikelboom Type 0041,Type 0092是市政污水处理系统中的常见丝状菌,其为优势丝状菌时一般不会导致污泥沉降性能严重恶化,这是因为Type 0041为附着型生长的丝状菌,其构型有利于菌胶团的附着,而Type 0092通常生长在菌胶团的内部,对污泥沉降性能没有太大影响.在阶段Ⅱ将A/O比调整为4/4后,污泥沉降性能逐渐恶化.经过鉴定,系统中的优势丝状菌仍为Type 0041(图6b).说明A/O比为4/4的环境能够加快Type 0041的生长.但是Type 0041通常在沉降性能良好的系统中呈优势生长趋势.于是经过进一步的染色和FISH鉴定,发现系统中还存在大量的Type 1701型丝状菌,该类丝状菌生长条件要求苛刻,通常要求污泥负荷在0.2kgBOD/ (kgMLSS⋅d)以上,进水水质需要具有较高浓度的淀粉含量且需处于完全混合曝气池中,否则很难在活性污泥中观察到.经过考察,生活污水中含有高浓度淀粉,本试验条件与其适宜生存的条件类似,因此导致该类丝状菌的大量增殖.根据Eikelboom[12]记载Type 1701的出现能够引起较高的SVI.所以不难发现,阶段Ⅱ发生污泥膨胀现象与Type 1701的滋生关系密切.同时该阶段也新增了少量的M. Parvicella, N. Limicola Ⅱ.阶段Ⅲ的污泥沉降性能略有好转,丝状菌主要以Thiothrix. nivea(图6c和图6d)为主,该类丝状菌适宜在低DO下生存,而系统2/6的A/O比为该类丝状菌提供了一个良好的生存环境,从而能够大量增殖.据报道,Thiothrix. nivea很容易引起污泥膨胀问题,但系统并未发生恶性膨胀现象.这可能是因为系统中存在较多的Type 0041,两者相互作用从而能够维持系统的SVI在250mL/g左右.

3 结论

3.1 A/O比为2/6时因较小的缺氧体积充当了缺氧选择器的功能,同时污泥胞内较高的PHA合成量有利于菌胶团的优势生长,污泥胞外较低的EPS分泌量及PN/PS比值则有利于减小污泥絮体之间的静电斥力,因此系统能够维持稳定的沉降性能,SVI在100mL/g左右,优势丝状菌为Type 0041.

3.2 在A/O比为4/4的系统中,增加的缺氧体积导致缺氧选择器作用消失,该环境刺激污泥分泌大量的EPS,同时PN/PS比值也迅速增大,丝状菌在对底物的竞争中占据优势,导致污泥膨胀的发生,SVI最高达到357mL/g,优势丝状菌为Type 0041和Type 1701.

3.3 A/O比为6/2导致系统中NO2--N的平均积累率达到87.25％,高浓度的NO2--N含量抑制了部分菌胶团的生理活动而对丝状菌影响较小,同时好氧体积的较小抑制了丝状菌的过量增殖,使系统处于污泥微膨胀状态,优势丝状菌为Thiothrix. nivea.

3.4 不同的A/O比对系统中有机物和NH4+-N的去除率影响较小,但对总氮和磷的去除率影响较大.

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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

作者简介：王 杰(1989-),女,河南信阳人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水生物处理理论与应用研究.

基金项目：“十二五”国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07302002-06);北京市教委资助项目(2012)

收稿日期：2015-07-15

中图分类号：X703

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)02-0443-10