異養協同硫自養ABR系統還原高濃度高氯酸鹽

李 昆,李海波,李瑤峰,林心儀,李寶鑫,宋圓圓,郭建博

?

異養協同硫自養ABR系統還原高濃度高氯酸鹽

李 昆,李海波,李瑤峰,林心儀,李寶鑫,宋圓圓,郭建博*

(天津城建大學環境與市政工程學院,天津市水質科學與技術重點實驗室,天津 300384)

構建新型異養硫自養ABR反應器,以處理含高濃度高氯酸鹽(ClO4-)廢水,并探討該工藝對不同濃度ClO4-的還原性能及硫酸鹽(SO42-)的產生規律,同時解析ABR系統內生物量及胞外聚合物(EPS)的變化特性.結果表明:在HRT=12h,進水ClO4-濃度為300mg/L時,去除率可達99.60%,出水SO42-濃度穩定在150mg/L內.進水pH值為7.8~8.0,隨著還原ClO4-濃度的升高,異養段出水pH值逐漸升高至8.0~8.3,自養段pH值則逐漸降低至6.6~6.9,異養協同硫自養ABR系統可實現酸堿的平衡.此外,提高進水ClO4-濃度可促進EPS的分泌,且異養段第一格室微生物分泌的EPS最多,其含量可達到102.46mg/(g×vss).EPS的分泌可以形成保護層以抵制外界的壓力,同時也起到儲備碳源和能源的作用.

異養協同硫自養；高氯酸鹽；胞外多聚物；厭氧折流板反應器(ABR)

近些年來,在我國京津冀地區的地表水及地下水都出現了高氯酸鹽(ClO4-)污染超標的現象,并導致了嚴峻的水環境問題[1].當少量的ClO4-隨飲用水進入人體,可抑制人體甲狀腺對碘的吸收,從而危害人體的健康[2-4].ClO4-在自然水系中具有持久性、強穩定性和高溶解性等特點,常規的處理方法主要有膜分離法、化學催化法、離子交換法以及生物法[5-9].膜分離法和離子交換法只是形式上的將ClO4-進行了轉移,并未實現有效的還原[6].另一方面,化學催化法所使用的催化劑成本高、易失活、反應條件苛刻往往成為該方法規?；瘧糜谖鬯畯S的主要限制因素.相比較,生物法具有效率高、成本低、可實現ClO4-無害化轉化等特點,使該方法成為目前還原ClO4-最有前景的技術手段之一[7-15].

目前生物法分為異養法和自養法[7-16],異養法以有機物作為電子供體,ClO4-作為電子受體,最終將ClO4-還原為氯離子.常用的電子供體有乙酸鹽、葡萄糖等,異養法具有較高的還原效率,但該方法常需要投加適量的有機物以實現ClO4-高效還原,當有機物投加過量時,出水易造成二次污染;有機物投加不足時,ClO4-得不到有效還原[17-19].

自養法是以無機物作為電子供體,ClO4-作為電子受體,將ClO4-轉化為氯離子[8,13-14,20-21].目前常用的電子供體有H2、Fe0、S0等物質.其中,硫具有來源廣泛、微溶于水、價格低廉等優點,成為自養法首選的電子供體.此外,硫自養法具有產泥量低及不需要投加碳源等優勢,但該方法是一個產酸的過程,因此需要額外投加堿度,以實現酸堿平衡,保障體系內微生物的活性.并且,該方法會導致出水含大量SO42-,從而容易造成出水二次污染[20].因此,該方法適用于處理低濃度ClO4-廢水.

只有很少的研究[16-19,22]側重于地表水及地下水的異養自養聯合工藝.但采用異養聯合硫自養工藝在一個反應器中還原高濃度ClO4-的研究卻未報道過,若將異養及硫自養工藝進行聯合,具有以下優勢:①異養段產生的堿度可以補充在自養段所消耗的堿度,因此不需要額外堿度的投加;②由于異養段的引入,可減緩自養段出水硫酸鹽濃度超標的問題;③可解決異養工藝出水COD不達標的問題.基于以上所述,本研究構建新型的異養硫自養厭氧折流板反應器(ABR)系統,用于處理高濃度ClO4-廢水,并在不同進水ClO4-濃度條件下,考察異養協同硫自養工藝對污染物的還原性能、SO42-的變化規律以及系統中pH值的變化特性.同時,分析ABR系統內生物量和EPS與ClO4-的還原之間的內在關聯,以期為高效、低耗、無二次污染處理含高濃度ClO4-廢水提供技術參考.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

本研究在ABR系統中實現異養與硫自養還原ClO4-過程的結合,實驗裝置如圖1所示.系統分為8個格室,每個格室又由上、下流格室組成,其寬度比為4:1,有效體積共6.8L,材質為有機玻璃.下流室末端均有45°傾角的導流板,其目的是使下流室出水能均勻流入上流室,使泥水均勻混合.含ClO4-廢水由蠕動泵泵入至#1格室,再依次流經#2~#8格室. #1~#4(異養段)格室內活性污泥呈懸浮態; #5~#8(自養段)格室填充硫磺顆粒(粒徑為2.50~ 3.50mm,孔隙率為0.31(v/v)),污泥附著于填料表面.每個格室的下流室上部設有取樣口,以便檢測污水水質.上流室中段均設置污泥取樣口用于檢測污泥成分.

圖1 實驗裝置示意

1.進水池;2.蠕動泵;3.異養段;4.自養段;5.異養段出水;6.產氣孔;7.自養段出水

1.2 實驗材料

本實驗所用的活性污泥采自天津市某市政污水處理廠二次沉淀池.取沉降24h的污泥直接放入#1~#8格室內,其中#5~#8格室再填裝一定比例的硫磺顆粒.進水采用人工模擬的含高濃度ClO4-廢水,由自來水配制,其主要成分為:NH4Cl, 0.15g/L; K2HPO4?3H2O, 0.10g/L; KH2PO4?H2O, 0.06g/L; NaClO4, 0.14~0.42g/L; CH3COONa, 0.08~0.50mg/L;微量元素溶液:1mL/L.微量元素溶液組成為:MnSO4?H2O, 0.50mg/L; FeSO4?7H2O, 0.10mg/L; CuSO4?5H2O, 0.01mg/L; Na2MoO4?2H2O, 0.01mg/L; Na2WO4?2H2O, 0.01mg/L; NiCl2?6H2O, 0.02mg/L; EDTA, 0.50mg/L.

1.3 運行條件

實驗運行調控參數見表1,在此3個階段內,HRT均為12h,ClO4-的濃度分別由初始100mg/L增加到200, 300mg/L,在每個階段中,將定時檢測水中的各離子濃度、進出水pH值、COD等指標,待出水ClO4-濃度去除率穩定在90%以上5d后,將提升進水ClO4-濃度進入下一階段.

表1 運行參數

1.4 分析方法

ClO4-、SO42-均采用離子色譜儀(Dionex1100,產地:日本東京)進行測定,保護柱為AG20(4×50mm)和分析柱AS20(4×250mm).樣品分析前均經8000r/ min離心10min,然后經過0.22μm微孔濾膜過濾.采用梯度淋洗的方式進行,淋洗液為KOH溶液,流速為1.0mL/min,柱溫為30℃.其COD濃度采用重鉻酸鉀標準法測量,pH值使用pH S225C型數字酸度計(梅特勒-托利多儀器有限公司,上海)進行測量.自養段的生物膜(#5~#8)由震蕩儀從硫填料表面脫落后取出,異養段污泥直接從#1~#4格室分別取出,進行生物量及EPS的測量.EPS采用80℃加熱法進行提取,其中蛋白采用考馬斯亮藍法進行測定,以牛血清白蛋白作為標準物質;多糖采用蒽酮比色法進行測定.此外,本研究所有數據圖表均使用OriginPro 9.0進行繪制.

2 結果與討論

2.1 ClO4-、COD的去除以及SO42-的產生

實驗運行的3個階段,異養協同硫自養ABR系統對ClO4-的還原、COD的去除特性及SO42-的產生如圖2所示.

在階段I,經二沉池污泥接種后,ABR系統中異養段和自養段均對含ClO4-廢水具有較好的適應能力,且自養段掛膜迅速.初始進水濃度為100mg/L,運行至15d,ABR系統對ClO4-去除率達94.59%,其中異養段去除的ClO4-占56%左右,而自養段則占38%左右.第16~27d,ClO4-去除率始終維持在95%以上,表明ABR系統啟動成功.出水SO42-濃度維持在70mg/L以內,相比較而言,若僅靠自養工藝還原100mg/L ClO4-,根據理論計算,將產生128mg/L SO42-.

在階段II,進水ClO4-濃度由100mg/L提升至200mg/L.圖2c所示,異養段對ClO4-的去除率穩定在50%~65%,ClO4-濃度的提升未對異養段去除率造成明顯的影響;在29d時自養段去除率達25%左右,經2~4d適應后,去除率提升至30%~40%.異養段污泥微生物活性提升較快;自養段填料表面的生物膜需要18d左右的適應期后,便可將剩余的ClO4-完全去除.運行至45~50d時,ABR系統對ClO4-去除效率逐漸提升至95%以上.ClO4-濃度由100mg/L提升至200mg/L,并不會對ABR系統的去除效率產生影響.

在階段III,異養段和自養段出水ClO4-濃度明顯升高(階段III初期),這是由于ClO4-濃度由200mg/L提升到300mg/L,異養段和自養段微生物均需要一段時間去適應高濃度ClO4-環境.運行至57d后,異養段和自養段的去除效率有了明顯的提升,于第67d,自養段出水ClO4-濃度維持在2mg/L以內,去除率為99.60%.若僅采用硫自養法還原300mg/L的ClO4-,按照理論計算,出水SO42-濃度可達400mg/L左右,遠高于250mg/L(美國環保署設定的飲用水SO42-最大允許濃度為250mg/L).但采用本工藝還原同濃度ClO4-,出水SO42-濃度穩定在150mg/L以內,遠低于僅采用硫自養工藝產生的SO42-濃度.

有機物的投加量對異養還原ClO4-起著至關重要的作用.如圖2d所示,反應器經過7d的適應后,有機物幾乎完全可以被異養段利用,且不隨出水ClO4-濃度的升高而升高,表明異養段有機物利用率較高.分別在第29d和51d時,進水COD濃度進行了2次提升,自養段出水COD始終穩定在50mg/L以內,并且不受外界條件影響.

圖2 ABR系統運行過程中ClO4-、SO42-及COD的變化

以上實驗結果表明,異養硫自養ABR系統具有良好的還原高濃度ClO4-能力,同時可良好地控制SO42-的產生,且反應器運行穩定.

2.2 進出水pH值及ORP的變化

異養還原ClO4-過程是一個耗酸的過程,每還原1mol ClO4-消耗1mol氫質子[11];硫自養還原ClO4-是一個產酸的過程,每還原1mol ClO4-產生2.66mol氫質子[2].異養硫自養工藝的合理結合,可使ABR系統在還原ClO4-過程中不需要額外投加堿度.ABR系統出水pH值變化特性如圖3所示,在整個實驗階段,進水pH值介于7.8~8.0之間,當反應器穩定運行后,異養段和自養段出水分別介于8.0~8.3和6.6~6.9之間.此外,pH值與ClO4-去除率具有相關性,當ABR系統對ClO4-的去除率￡80%時,異養段出水pH值上升幅度明顯減小.如在27~35d和52~57d時,出水pH值只比進水高了0.1~0.5個單位,尤其是在1~5d時,異養段出水比進水低0.2個單位.而此時ABR系統對ClO4-的去除率明顯較低,導致不能有效利用氫質子,從而造成異養段出水pH值上升幅度減小或下降.而當ABR系統對ClO4-的去除率￡80%時,自養段出水pH值高于7.0,且略微高于穩定運行出水的pH值,這表明硫自養反應利用ClO4-不徹底,水中的OH-未被有效利用,造成出水pH值降低的幅度減小.

圖3 ABR系統運行過程中進出水pH的變化

氧化還原電位(ORP)的變化與反應器體系內的氧化還原反應密切相關[8,21-24],檢測ABR系統不同格室的ORP能夠間接的反映不同格室間所發生的反應類型.本實驗選取了階段II的初期(第31d)和穩定期(第51d)測定ABR系統內的ORP (圖4).階段II初期的ClO4-去除率為78%,#1格室的ORP值較低(-242mV).這是由于在第29d ClO4-濃度由100mg/L提升至200mg/L,濃度的改變對ABR系統內異養段和自養段微生物影響較大,導致在第31d時在#1格室中發生的ClO4-還原反應較小.此外,ORP值隨著格室數的增加而增加,在第#8格室中ORP值逐漸升高至最大值(-164mV).在階段II穩定期,此時反應器運行穩定,ClO4-去除率穩定在97.5%左右,ORP變化趨勢與第31d較為相似.但是第#1格室的ORP比第31d的低144mV,這是由于在穩定期內,反應器性能波動較小,第#1格室高氯酸鹽利用率高導致還原反應較高;第#8格室的ORP值比第31d的高117mV,這是因為第#8格室的進水ClO4-濃度在20mg/L以內,沒有過多的ClO4-參與還原反應.

圖4 ABR系統運行至31d和51d時每個格室的ORP變化

2.3 生物量以及EPS變化規律的分析

ABR系統內各格室(SS, VSS)的變化如圖5所示,接種前(VSS:46.64g/L;SS:57.21g/L;VSS/SS:0.82)至第25d(VSS:28.60mg/L; SS:48.60g/L;VSS/SS:0.59; #1格室),生物量出現了下降的趨勢.這可能是由于:①ABR系統內存在較高的上升流速以及自養段中硫填料的過濾能力較低等原因,導致密度較低的污泥隨出水而流出;②有一部分微生物不適于ABR系統內的環境而被淘汰.階段I-III的生物量都是隨格室數的增加而減少的,但隨著反應器的運行生物量是增加的.這是由于有機底物隨著格室數的增加而減少造成的.相比于階段I,階段II異養段和自養段生物量都出現了增長的現象.在49d以后,可明顯觀察到在自養段(#5和#6)硫填料表面覆蓋了一層黃褐色的生物膜.從生物量增長情況而言,異養段比自養段普遍增長較快,尤其是#1格室,這是因為在#1格室ClO4-以及有機物等營養物豐富,且利用率較高,去除率明顯,因此生物量增長較快.

圖5 ABR系統每個格室SS、VSS及VSS/SS的變化

a.第25d b.第49d c.第69d

胞外多聚物(EPS)是細胞分泌的大分子物質,主要源于生物合成、有機底物的利用、細胞的溶解和大分子水解等過程,并且與顆粒污泥及生物膜的形成存在密切的聯系[25-30].因此,通過測定不同工況段的各個格室EPS的組分及含量,考察異養段的污泥生長狀況及自養段的硫填料表面的掛膜情況.表2表明,在同一階段EPS(接種污泥EPS:36.29mg/ (g×vss),PN:16.13mg/(g×vss),PS:18.76mg/(g×vss),PN/PS:0.86)總量是隨著格室數的增加而減少.這是由于隨著格室數的增加,可供污泥微生物還原的電子受體(ClO4-)越來越少,導致EPS含量越低.隨著ClO4-濃度的增加,各個格室的EPS及其組分含量均呈上升趨勢,這是因為在高有機負荷條件下,有機物等營養物質充足且細菌利用充分,從而可刺激微生物分泌更多的多糖類EPS,使EPS中多糖含量增加[27].另外,異養段EPS及其組分含量的增長速度普遍高于自養段,尤其是#1格室,有研究表明對于高濃度廢水的處理,異養菌增長速度優于自養菌,因為有機電子供體更容易被利用[23-26].

EPS的主要成分包括蛋白和多糖,其中蛋白具有疏水性,而多糖則是親水性物質[28-31].因此,蛋白與多糖的比值(PN/PS)越高時,細菌表面的疏水性越強[30].有研究表明,疏水性的增強可以降低細胞互相靠近的表面自由能,增強細胞之間的相互作用力,從而引發細胞聚集的現象,加速生物膜的形成[30].ABR系統中PN/PS的變化特性表明,隨著運行時間的增加,每個格室在不同時期的EPS含量是增加的,運行至第69d時,第#1格室PN/PS增加到最大的1.32,此時VSS增加的最快,有研究表明較高地PN/PS將有利于生物膜的增長[32-33].

表2 ABR系統每個格室EPS、PN、PS及PN/PS的變化

3 結論

3.1 采用異養協同硫自養工藝在ABR系統內對300mg/L ClO4-可高效去除,且去除率達99.60%,同時可降低副產物SO42-的產生,且出水濃度穩定150mg/L以內.

3.2 異養協同硫自養還原ClO4-工藝不需要額外投加堿.進水pH值穩定在7.8~8.0,異養段出水介于8.0~8.3,自養段出水介于6.6~6.9.異養協同硫自養ABR系統可實現酸堿的平衡.

3.3 #1格室EPS含量增長最大,隨著ClO4-濃度的增加而增加;且PN/PS越大,越有利于微生物生長.

[1] 楊一瓊,高乃云.中國高氯酸鹽污染現狀及去除技術研究進展[J]. 環境污染與防治, 2011,33(9):75-78.

[2] 劉永德,王依依,萬東錦,等.硫自養微生物降解水中低濃度高氯酸鹽的研究——反應器效能及微生物種群空間分布[J]. 中國環境科學, 2017,37(8):3142-3150.

[3] Atikovic E, Suidan M T, Maloney S W. Anaerobic treatment of army ammunition production wastewater containing perchlorate and RDX [J]. Chemosphere, 2008,72(11):1643-1648.

[4] Zhu Y, Gao N, Chu W, et al. Bacterial reduction of highly concentrated perchlorate: Kinetics and influence of co-existing electron acceptors, temperature, pH and electron donors [J]. Chemosphere, 2016,148(1): 188-194.

[5] Nor S J, Lee S H, Cho K S, et al. Microbial treatment of high-strength perchlorate wastewater [J]. Bioresource Technology, 2011,102(2):835- 841.

[6] Srinivasan R, Sorial G A, Srinivasan R. Treatment of perchlorate in drinking water: A critical review [J]. Separation & Purification Technology, 2009,69(1):7-21.

[7] Baidas S, Gao B, Meng X. Perchlorate removal by quaternary amine modified reed [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,189(1/2):54.

[8] 張 超,陶華強,宋圓圓,等.硫自養填充床反應器降解水中高濃度高氯酸鹽的特性及菌群分析[J]. 環境科學, 2017,38(1):247-252.

[9] Kucharzyk K H, Crawford R L, Paszczynski A J, et al. Maximizing microbial degradation of perchlorate using a genetic algorithm: Media optimization [J]. Journal of Biotechnology, 2012,157(1):189-197.

[10] Yang W, Zhao Q, Lu H, et al. Sulfide-driven autotrophic denitrification significantly reduces N2O emissions [J]. Water Research, 2016,90:176-184.

[11] Ye L, You H, Yao J, et al. Water treatment technologies for perchlorate: A review [J]. Desalination, 2012,298(16):1-12.

[12] 萬東錦,牛振華,劉永德,等.膜電解氫自養MBBR反應器深度轉化水中高氯酸鹽[J]. 中國環境科學, 2018,38(7):2477-2482.

[13] 陶華強,邵冬海,張 超,等.硫和石英砂比對自養填充床反應器去除高濃度高氯酸鹽的影響[J]. 環境科學, 2018,39(2):811-818.

[14] 萬東錦,劉永德,樊 榮,等.硫自養填充床生物反應器去除水中的高氯酸鹽[J]. 環境工程學報, 2015,9(11):5267-5272.

[15] 楊瀟瀟,汪作煒,夏四清.雙膜曝氣生物膜反應器除水中硝氮和高氯酸鹽[J]. 中國環境科學, 2016,36(10):2972-2980.

[16] Sahinkaya E, Dursun N. Sulfur-oxidizing autotrophic and mixotrophic denitrification processes for drinking water treatment: elimination of excess sulfate production and alkalinity requirement [J]. Chemosphere, 2012,89(2):144-149.

[17] Guerrero L, Aguirre J P, Mu?oz M A, et al. Autotrophic and heterotrophic denitrification for simultaneous removal of nitrogen, sulfur and organic matter [J]. Environmental Letters, 2016,51(8):1-6.

[18] Liu H, Jiang W, Wan D, et al. Study of a combined heterotrophic and sulfur autotrophic denitrification technology for removal of nitrate in water [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,169(1):23-28.

[19] Sahinkaya E, Dursun N, Kilic A, et al. Simultaneous heterotrophic and sulfur-oxidizing autotrophic denitrification process for drinking water treatment: control of sulfate production [J]. Water Research, 2011, 45(20):6661-6667.

[20] Wan D, Liu Y, Wang Y, et al. Simultaneous bio-autotrophic reduction of perchlorate and nitrate in a sulfur packed bed reactor: Kinetics and bacterial community structure [J]. Water Research, 2017,108:280-292.

[21] Capua F D, Milone I, Lakaniemi A M, et al. High-rate autotrophic denitrification in a fluidized-bed reactor at psychrophilic temperatures [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,313(C):591-598.

[22] Oh S E, Yoo Y B, Young J C, et al. Effect of organics on sulfur- utilizing autotrophic denitrification under mixotrophic conditions [J]. Journal of Biotechnology, 2001,92(1):1-8.

[23] Chang Y J, Chang Y T, Hung C H, et al. Microbial community analysis of anaerobic bio-corrosion in different ORP profiles [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2014,95:93-101.

[24] Lackner S, Lindenblatt C, Horn H. ‘Swinging ORP’ as operation strategy for stable reject water treatment by nitritation–anammox in sequencing batch reactors [J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 180(7):190-196.

[25] You G, Hou J, Yi X, et al. Effects of CeO2, nanoparticles on production and physicochemical characteristics of extracellular polymeric substances in biofilms in sequencing batch biofilm reactor [J]. Bioresource Technology, 2015,194:91-98.

[26] Wang Z, Gao M, Wei J, et al. Extracellular polymeric substances, microbial activity and microbial community of biofilm and suspended sludge at different divalent cadmium concentrations [J]. Bioresource Technology, 2016,205:213-221.

[27] He J, Yang P, Zhang W, et al. Characterization of changes in floc morphology, extracellular polymeric substances and heavy metals speciation of anaerobically digested biosolid under treatment with a novel chelated-Fe2+catalyzed Fenton process [J]. Bioresource Technology, 2017,243:641-651.

[28] 趙 軍,徐高田,秦 哲,等.胞外聚合物EPS組成及對污泥特性的影響研究[J]. 安全與環境工程, 2008,15(1):66-69.

[29] 夏志紅,任勇翔,楊 壘,等.自養菌和異養菌胞外聚合物對活性污泥絮凝特性的影響[J]. 環境科學學報, 2015,35(2):468-475.

[30] Shi Y, Huang J, Zeng G, et al. Exploiting extracellular polymeric substances (EPS) controlling strategies for performance enhancement of biological wastewater treatments: An overview [J]. Chemosphere, 2017,180:396-411.

[31] 余智勇,文湘華.厭氧膜生物反應器中親疏水性有機物的膜污染特征[J]. 中國環境科學, 2018,38(7):2471-2476.

[32] Sheng G P, Yu H Q, Li X Y. Extracellular polymeric substances (EPS) of microbial aggregates in biological wastewater treatment systems: a review [J]. Biotechnology Advances, 2010,28(6):882-894.

[33] Yong X, Zhang E, Zhang J, et al. Extracellular polymeric substances are transient media for microbial extracellular electron transfer [J]. Science Advances, 2017,3(7):e1700623.

Heterotrophic combiningsulfur-based autotrophic process reduction of high concentration perchlorate using ananaerobic baffle reactor.

LI Kun, LI Hai-bo, LI Yao-feng, LIN Xin-yi, LI Bao-xin, SONG Yuan-yuan, GUO Jian-bo*

(Tianjin Key Laboratory of Aquatic Science and Technology, School of Environmental and Municipal Engineering, Tianjin Chengjian University, Tianjin 300384, China)., 2018,38(11)：4153~4158

A novel heterotrophic combining sulfur-based autotrophic ABR reactor was constructed to treatthe high concentration of perchlorate (ClO4-) wastewater.The ClO4-removal, the sulfate (SO42-) production, the biomass and EPS changes under different ClO4-concentrationswereexplored. The results showed that the ClO4-removalefficiency reached to 99.60% at HRT of 12h and the influent ClO4-concentration of 300mg/L, the effluent SO42-concentration was approximately stabilized at 150mg/L.The influent pH was approximately 7.8~8.0. With ClO4-concentration increasing, the effluent pH of the heterotrophic unit was increased to 8.0~8.3, while the effluent pH of the autotrophic unit was decreased to 6.6~6.9.Therefore, the combined heterotrophic and sulfur-based autotrophic process can achieve an acid-base balance.Moreover, the more EPScontent wasproduced by microorganism when influent perchlorate concentration increased gradually in the process.And the contentof EPS in the first compartment of the heterotrophic unit was maximum, which reachedto 102.46mg/(g×vss). The secretion of EPS can not only form a protective layer to resist external pressure, but also play a role in the reserve of carbon sources and energy.

combined heterotrophic and sulfur-based autotrophic process；perchlorate；extracellularpolymeric substances；anaerobic baffled reactor

X703.5

A

1000-6923(2018)11-4153-06

李 昆(1992-),男,陜西西安人,天津城建大學環境與市政工程學院碩士研究生,主要從事水處理理論與技術研究.

2018-04-18

國家自然科學基金資助項目(51678387,51708389);天津市自然科學基金資助重點項目(17JCZDJC39300);天津市教委科研計劃項目(2017KJ056)

* 責任作者, 教授, jianbguo@163.com