【正文】 條帶數(shù)量的多少能反應樣品中微生 29 物組 成的差異，條帶的亮度能反應樣品中微生物的多少。 圖 DGGE 反應原理 DGGE 技術主要原理 [42]如圖 所示，在堿基序列存在差異的 DNA 雙鏈解鏈時需要不同的變性劑濃度，他們一旦解鏈，在聚丙烯酰胺凝膠中的電泳行為將發(fā)生很大的變化。在這些方法中，變形梯度凝膠電泳以其操作較為簡單，結果準確可靠等優(yōu)點得到了非常廣泛的應用 [41]。微生物分子生態(tài)學方法彌補了傳統(tǒng)的微生物生態(tài)學方法的不足，使人們可以避開傳統(tǒng)的分離培養(yǎng)過程而直接探討自然界中微生物的種群結構及其與環(huán)境的關系。 3) A/O 系統(tǒng)內(nèi)氮素轉化對 COD 的去除無明顯影響。厭氧段的充分釋磷可以有效促進原污水中 COD 的降解與去除 。 圖 出水氨氮與 COD 的變化 由圖 可知，出水氨氮濃度較為穩(wěn)定，在 80mg/L左右，未隨反應器運行參數(shù)的變化而發(fā)生明顯變化，而出水 COD 濃度隨著反應器運行參數(shù)的調整呈現(xiàn)逐漸降低趨勢，出水氨氮濃度與 COD 濃度不存在明顯相關性，氮素轉化對 COD 的去除無影響。 本試驗過程中， 低氨氮損失的同時 伴隨著 COD 的 降解與去除。 氮素轉化對 COD 去除的影響 原污水中的含氮化合物首先通過氨化與硝化反應轉化為硝酸鹽氮，在此過程中，氨化菌及硝化菌會消耗部分總氮用于增殖細胞的機體構成；其次，硝態(tài)氮在反硝化菌的作用下一部分形成有機氮化合物，成為菌體的組成部分（同化反硝化），其余部分被還原為氮氣（異化反硝化）。 圖 A/O 除磷系統(tǒng)沿程 TP 及 COD 變化 26 由圖 可知，反應器厭氧段大量釋磷的同時消耗大部分 COD，好氧段前段即完成過量吸磷及消耗部分 COD，其中 %的 COD 在厭氧段被去除。 試驗期間 還 分析測定了反應器沿程 TP、 COD 的變化趨勢 。試驗前期出水 COD 濃度未能達到 污水處理廠污染物一級 A 排放標準 （低于 50mg/L），但超出標準范圍較小，均維持在 80mg/L 以下。對出水COD 與 TP 的監(jiān)測結果如圖 所示。另一方面，由于有機物濃度較低，微生物只能滿足自身的代謝平衡，使得 PAOs 無法實現(xiàn)增殖，活性污泥的更新速率減緩，吸收的磷無法及時通過剩余污泥的排放得到去除，最終使除磷率下降 [40]。由此可見，系統(tǒng)在深度除磷的過程中可以有效地促進原污水中的有機污染物的轉化與去除。因此， PAOs 在厭氧段釋磷過程中需要攝入大量低分子有機物。 出水 水質 要求 由于全流程中的后續(xù)自養(yǎng)脫氮單元對于 COD 的去除無明顯作用，所以原污水中的COD 絕大部分在首端的 A/O 生物除磷單元被去除 ，要求 出水中 COD 濃度小于等于50mg/L，應達到 GB18918—20xx 城鎮(zhèn)污水處理廠污染物一級 A 排放標準的相關要求。 24 5. A/O 除磷 系統(tǒng) 中 COD 的同時去除 本試驗所用原水為生活污水，其中所含主要污染物為有機物，在微生物的作用下降解和轉化。推測系統(tǒng)沿程氮素損失是由于微生物自身同化作用，而氮素增長是由于微生物的異化作用及細胞水解釋放氮素，具體原因有待后續(xù)實驗確定。 2) DO、 NSCOD 和好氧段 pH 與氨氮轉化之間均不存在明顯相關性，它們均不是決定全流程 A/O 除磷系統(tǒng)中氮素轉化的影響因素。 全流程中 A/O 除磷系統(tǒng) 泥齡較短（只有 7 天左右），而 《室外排水設計規(guī)范》（ GB5001420xx） 推薦的 A/O 脫氮工藝 污泥齡 為 11 ~ 23 天，所以反應器不利于硝化細菌的生長繁殖， 且反應器運行期間溫度較低，硝化細菌繁殖速率較低，使得 系統(tǒng)內(nèi) 氨氧化細菌、亞硝化細菌被逐漸淘汰。為了保證系統(tǒng)的除磷效果就得 維持較高的剩余污泥排放量，由此導致系統(tǒng)處于較短的泥齡控制狀態(tài)。如果某種微生物的世代期比活性污泥系統(tǒng)長，則該類微生物 23 在繁殖出下一代微生物之前，就被以剩余活性污泥的方式排走，該類微生物就永遠不會在系統(tǒng)內(nèi)繁殖起來。具體原因有待后續(xù)實驗通過測定污泥含氮率來計算系統(tǒng)中活性污泥同化、異化氮素量，從而與水中氮素損失比對，若兩者基本相同則可確定 A/O 系統(tǒng)中氮素變化來源于微生物的自身作用。 圖 A/O 除磷系統(tǒng)沿程 氮素 變化 從圖 中可看出，整個沿程中亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的含量一直很低，穩(wěn)定接近于零，說明 A/O 除磷系統(tǒng)中幾乎不發(fā)生硝化反應，氨氧化細菌（ AOB）與亞硝化細菌（ NOB）在系統(tǒng)中得到了很好的抑制。 A/O 系統(tǒng)中氮素損失析因 為進一步探求決定全流程 A/O 除磷系統(tǒng)中氮素轉化的因素，試驗期間分析測定了反應器沿程 氮素 的變化趨勢。 圖 出水氨氮、氨氧化率與 O 段 pH 的變化 22 由圖 可知， O 段 pH 變化較為穩(wěn)定，而出水氨氮與氨氧化率存在不規(guī)則波動， O段 pH 的 變化與 氨氮轉化 之間的關系不明顯 ， O 段 pH 不是決定氨氮去除效果的因素。 21 圖 出水氨氮、氨氧化率隨 NSCOD的變化 好氧 段 pH 對于氨氮變化的影響 硝化反應要消耗堿度，因此如果污水中沒有足夠的堿度，隨著硝化的進行， pH 會急劇下降，而硝化細菌對 pH非常敏感，亞硝酸細菌和硝酸細菌分別在 ~ 和 ~ 時活性最強， pH 超出這個范圍，其活性就會急劇下降。（ kgMLSS 試驗在調控進水 NSCOD 同時監(jiān)測了進出水氨氮變化，出水氨氮、氨氧化率隨 NSCOD的變化如圖 。 20 圖 出水氨氮、氨氧化率隨 DO 的變化 由圖 可知，隨著 DO 控制在 ~， ~~水平時，出水氨氮與氨氧化率沒有明顯變化規(guī)律， DO 的 變化與 氨氮去除效果 之間的關系不明顯 ， DO 不是決定氮素轉化的影響因素。因而，理論上在以通過控制系統(tǒng)中 DO 濃度的高低來實現(xiàn)對于硝化作用的抑制，進而減少由于硝化和反硝化反應所造成的氨態(tài)氮與總氮的損失。 影響氨氮轉化的因素 研究 系統(tǒng)主要通過調控好氧段 DO、進水 NSCOD 和 監(jiān)測 pH 來保證出水 TP、 COD 的去除效果，而這幾個參數(shù)同時也很可能是決定氨氮轉化的影響因素。 圖 A/O 除磷系統(tǒng)進出水氮素 變化 由圖 可以看出， 反應器 進水氨氮 穩(wěn)定，進出水氨氮間穩(wěn)定存在 10mg/L 左右的損失， 出水氨 氧 化率均值為 %，氨氮損失較小 ；進 出水亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮變化微小， 出水亞硝酸鹽氮均值 為 ， 硝酸鹽氮均值 為 ，均接近于零。此外，氮和磷都是微生物維持其自身細胞正常生理功能所必需的元素，在整個處理過程中 還會有部分氮素 作為增殖細菌的細胞合成物質 而損失 。 自然界中有機氮在氨化菌的作用下分解轉化為氨態(tài)氮，其反應式為： （ ） 水中的氨態(tài)氮多以氨離子（ NH4+） 和游離氨（ NH3）狀態(tài)并存，兩者保持動態(tài)平衡，關系式為： （ ） 除上述反應外，實際處理過程中還伴隨少部分硝化反應，即在硝化菌（包括亞硝酸菌 AOB 和硝酸菌 NOB）的作用下氨態(tài)氮進一步發(fā)生轉化。其中，氨態(tài)氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮統(tǒng)稱為無機氮，可以被微生物直 接利用。因此， 試驗 過程中通過 分析 氮的形態(tài)和濃度變化確定其影響參數(shù)， 同時通過測定延程氮素變化確定系統(tǒng)中氮素損失原因，確保 出水滿足后續(xù)亞硝化單元的進水要求。 17 4) 生活污水中堿度足以滿足以聚磷菌為主的微生物的代謝活動要求，并且還可以為后續(xù)自養(yǎng)脫氮提供充足的堿度 。 3) 厭氧段 pH 可以作為聚磷菌活性的指示參數(shù)，其值較高說明聚磷菌活性較高，磷的去除效果較好。d） 1 時，只需 維持好氧段 DO 在 1~，就能使出水 TP濃度完全達到一級 A 標準。d） 1，好氧段 DO 約為 ， 反應器出水 TP 濃度即可達到國家城鎮(zhèn)污水處理廠一級 A 排放標準；降低負荷至控制COD 污泥負荷為 反應器在無需外加堿度的情況下就 可以獲得較高的 TP 去除率， 由此大大節(jié)省了其它脫氮除磷工藝因投加堿度而產(chǎn)生的基建和運行費用。運行過程中，反應器 pH 穩(wěn)定，厭氧池內(nèi) pH 值為 ~ 。 16 圖 A/O 除磷系統(tǒng) TP 去除 率與進出水堿度 的變化 情況 從圖 可以看到，出水堿度損失僅為 37mg/L，堿度損失率僅為 %。 進水堿度對 生物 除磷的影響 在生活污水處理過程中 pH 值、堿度對脫氮除磷效果起著重要的作用 [39]。因此可以把厭氧段 pH作為聚磷菌活性的指示參數(shù)， A 段較高的 pH 說明聚磷菌活性高，磷的去除效果較好。 pH 變化 與生物除磷 的關系 反應器運行期間 TP 去除效果隨 A 段 pH 的變化情況如圖 所以。 但是從厭氧段到好氧前段 TP 就基本被 去除，而在好氧段后半部分的不明顯的變化可以說明系統(tǒng)采用遞減曝氣是合理的，而且進一步適當提高前段曝氣量，降低中、后段曝氣量可以使聚磷菌更充分利用 DO，進而節(jié)省曝氣，實現(xiàn)除磷系統(tǒng)的低碳高效運行是可行的。 圖 A/O 除磷系統(tǒng)沿程 TP 變化 由 圖 可以看出 ， 反應器厭氧段大量釋磷，好氧段前段即完成過量吸磷，而在好氧段中段和后段 TP 濃度均變化不大。 為進一步探求低碳高效運行的準佳參數(shù)，優(yōu)化階段 曝氣量，節(jié)約運行成本，試驗期間分析測定了反應器沿程 TP 的變化趨勢 。 分析原因：由于 全流程中的 A/O 系統(tǒng)在好氧段只存在磷的吸收而要抑制硝化作用，因此不存在硝化細菌與聚磷菌競爭氧氣和基質的問題， 所以 較傳統(tǒng)的除磷工藝大大節(jié)約了曝氣量。 傳統(tǒng)的除磷工藝，在常溫時若要保持 TP 去除率為 75%以上、出水 TP 低于 1mg/L，好氧段 DO 需要控制在 2~3mg/L，甚至更高。（ kgMLSS（ kgMLSSd） 1，維持好氧段 DO 在 1~，出水 TP 均小于 ，出水 TP 均值 僅 為 ， 去除率均值達到 %， 出水水質 完全 達到一級 A 標準。d） 1 不變，降低 DO 至 1~， 出水 TP 去除效果尚可，出水 TP 均值為 ，去除率均值為 %，只要適時輔以少量化學除磷即可實現(xiàn)出水 TP 達標；第 34~55 天，降低污泥負荷至 d） 1， 控制 DO 為 ，出水 TP 去除效果良好， 均值為 ， 去除率均值達到 %， 基本能達到國家 城鎮(zhèn)污水處理廠污染物一級 A 排放標準 的要求；第 24~33 天，保持 NSCOD 為 d） 1 時， 調整好氧段 DO 約為 ， 出水 TP 均大于 ，除磷效率低；第 6~17 天，增加 DO至 ，出水 TP 仍大于 ， 除磷效果依舊不理想； 第 18~23 天， 降低污泥負荷到 圖 A/O 除磷系統(tǒng) TP 去除效果 隨 O 段 DO 及 NSCOD的變化 情況 從圖 可以看出， 第 0~5 天， 在 NSCOD 為 （ kgMLSS因此，試驗將 DO、 pH、堿度 與 NSCOD 作為系統(tǒng)深度除磷過程 中的 主要運行參數(shù) 進行深入研究。堿度影響水中 pH，尤其在厭氧條件下聚磷菌釋放磷的同時消耗水中堿度。 曝氣作為好氧 工藝的必要手段，研究能保證處理效果的適宜 DO，從而優(yōu)化曝氣，能大幅降低能耗，具有較大的工程意義。同時，隨著 NSCOD 的增加，更多的 COD 在厭氧段被消耗，為 PAOs 的充分釋磷提供必需的碳源 [22]。 HRT 代表 污水與反應器內(nèi)微生物作用的平均反應時間， 其值越高出水水質越好，但反應器處理水量相應減小。 SRT 的長短對聚磷菌的攝磷作用和剩余污泥排放量有直接的影響，從而對除磷效果產(chǎn)生影響。 pH 通過對 PAOs 體內(nèi)酶的作用而影響其 細胞 代謝過程，進而影響原水中磷的去除 ，生物除磷系統(tǒng)的適宜 pH 值范圍為中性 ~弱堿性 [37]。 反應器常用的運行參數(shù)包括溶解氧（ DO）、 pH、堿度、污泥齡（ SRT） 、 水力停留時間（ HRT） 、 COD 污泥負荷率（ NSCOD） 等 。 在整個除磷過程中，系統(tǒng)會受到環(huán)境因子和工藝自身運行參數(shù)的共同影響。 影響 A/O 除磷 效果的運行 參數(shù) 本 試驗 中所選用的 A/O 工藝 為污水再生全流程的首端處理單元，與傳統(tǒng) A/O 除磷工藝不同，本單元在深度除磷和去除有機污染物的同時要為全流程中的后續(xù)亞硝化單元提供“高 NH4+N，低 NOxN”的進水。 試驗所用主要設備儀器如表 所示。 堿度 電位滴定法 用玻璃電極為指示電極，甘汞電極為參比電極，用酸標準溶液滴定，其終點通過電位滴定儀指示。 mg/L 溶解氧 在線溶解氧 測定儀 采用隔膜 電極作換能器，將溶氧濃度（實際上是氧分壓）轉換成電信號，再經(jīng)放大、調整（包括鹽度、溫度補償） ，由模數(shù)轉換顯示。 mg/L 亞硝酸鹽氮 N（ 1萘基） 乙二胺光度法 亞氮與磺胺在酸性條件下發(fā)生分子重排，與 N1(萘基 )乙二胺二鹽酸鹽顯紫紅色，在波長 540nm 波長下定量測量。 2 mg/L 磷酸鹽 （以 P 計） 鉬酸銨分光 光度法 在酸性條件下，正磷酸鹽與鉬酸銨、酒石酸銻氧鉀反應，生成磷鉬雜多酸，被還原劑抗壞血酸還原，變成藍色絡合物。 10 表 主要 水質 指標分析方法 測定項目 方法名稱 基本原理 檢出限 COD 快速 COD 測定