不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性

张淼; 袁庆; 黄棚兰; 於蒙; 薛禹; 何成达; 彭永臻

doi:10.12030/j.cjee.201709064

不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性

1.
扬州大学环境科学与工程学院，扬州225127
2.
扬州市洁源排水有限公司，扬州225002
3.
北京工业大学国家工程实验室，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京 100124
基金项目:
江苏省自然科学基金资助项目（BK20170506）

扬州大学本科生科技创新项目

横向项目双污泥反硝化除磷工艺强化脱氮除磷及应用（204032264）

Effect of different electron acceptor concentrations on denitrifying phosphorus removal and dynamic characteristic

1.
College of Environmental Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China
2.
Yangzhou Jieyuan Drainage Company Limited, Yangzhou 225002, China
3.
Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, National Engineering Laboratory, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China
Fund Project:

摘要: 以A2/O-移动床生物膜反应器（MBBR）长期稳定运行的反硝化除磷污泥为研究对象，通过在厌氧段投加乙酸钠、缺氧段投加NO3--N，考察反硝化聚磷菌（DPAOs）在不同电子受体浓度（NO3--N：10、20、30、40、50 mg·L-1）下的脱氮除磷特性以及内碳源转化利用规律。实验结果表明：缺氧段电子受体不足导致吸磷受限，微生物由于处于饥饿状态出现糖原（GLY）降解，增加二次释磷的风险；而电子受体过量会抑制DPAOs的生物活性，降低内碳源的转化利用效率和同步脱氮除磷效果。当NO3--N浓度为30~40 mg·L-1时，NO3--N和PO43--P去除率分别为92.28%~96.37%和99.39%~100%，聚-β-羟基链烷酸脂（poly-β-hydroxyalkanoate，PHAs）利用率为84.6%~86.2%，达到较好的同步脱氮除磷效果且实现了内碳源的高效利用。动力学参数对比结果表明，不同电子受体浓度下比吸磷速率（PUR）和比反硝化速率（DNR）在4.32~8.18 mg·（g·h）-1、1.81~6.08 mg·（g·h）-1（以VSS计）范围内波动，且NO3--N/PO43--P比值可间接反映DPAOs生物活性。
- A2/O-移动床生物膜反应器（A2/O-MBBR） /
- 电子受体 /
- 反硝化除磷 /
- 内碳源转化 /
- 动力学参数
Abstract: By adding sodium acetate in anaerobic phase and NO3--N in anoxic phase, the denitrification and phosphorus removal characteristics and internal carbon source transformation rules of denitrifying phosphorus accumulating bacteria (DPAOs) were investigated under different electron acceptor concentrations (NO3--N: 10, 20, 30, 40, 50 mg·L-1), where the denitrifying phosphorus removal activated sludge was taken from an anaerobic/anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor (A2/O-MBBR) system under long-term steady operation. The results showed that the lack of electron acceptor of anoxic phase led to restriction of phosphorus absorption, and the risk of second phosphorus release increased due to glycogen (GLY) degradation in hunger state. However, the overdose of electron acceptor inhibited DPAOs bioactivity and reduced the conversion and utilization efficiency of internal carbon source which limited the simultaneous phosphorus and nitrogen removals. When the NO3--N concentration changed from 30 to 40 mg·L-1 under the condition of this research, NO3--N and PO43--P removal rates ranged from 92.28% to 96.37% and 99.39% to 100% respectively with PHAs (poly-β-hydroxyalkanoate) utilization rate of 84.6% to 86.2%, which achieved better simultaneous denitrification and phosphorus removals and realized efficient utilization of internal carbon source. The results of dynamic parameters comparison revealed that phosphorus uptake rate (PUR) and denitrification rate (DNR) fluctuated in 4.32 to 8.18 mg·(g·h)-1 (calculated by VSS) and 1.8 to 6.08 mg·(g·h)-1 under different NO3--N concentrations, and the ratio of NO3--N/PO43--P indirectly reflected DPAOs bioactivity.
- anaerobic/anoxic/oxic-moving bed biofilm reactor (A2/O-MBBR) /
- electron acceptor /
- denitrifying phosphorus removal /
- internal carbon source transformation /
- dynamic parameter

随着微生物学在污水处理领域的深化，反硝化聚磷菌（DPAOs）^[1]的发现颠覆了人们对传统生物脱氮除磷的认识。反硝化除磷的实现使得COD消耗量节省50%^[2]，吸磷过程由缺氧代替好氧，节省30%曝气量，相应的污泥产量减少50%^[3]，同时释放的CO₂降低20%左右。基于反硝化除磷的理念，新型双污泥工艺——A²/O-移动床生物膜反应器（MBBR）^[4]应运而生。它具有处理流程简单，运行管理方便，脱氮除磷效果稳定等诸多优点，可实现低碳氮比（C/N）污水的深度脱氮除磷和节能降耗，应用前景较好。反硝化除磷工艺的改进和优化，使得传统污水处理工艺朝着高效率、低能耗的可持续方向发展。

反硝化除隣过程DPAOs对磷的吸收依赖于电子受体（NO₃⁻-N或NO₂⁻-N），MERZOUKI等^[5]研究表明，反硝化除磷效率很大程度上取决于电子受体的类型和浓度，然而由于反硝化除磷体系和运行条件的不同，缺氧段对电子受体的需求不尽相同。刘建广等^[6]采用厌氧/缺氧/好氧交替运行模式富集培养DPAOs，发现NO₃⁻-N浓度大于30 mg·L⁻¹时，吸磷速率几乎不受NO₃⁻-N浓度的影响。杨文婷等^[7]采用一次性投加硝酸盐，当浓度小于25 mg·L⁻¹时，硝酸盐与磷的去除呈线性关系，每去除1 mg·L⁻¹的NO₃⁻-N同时吸收1.21 mg·L⁻¹的PO₄³⁻-P，而ZHOU等^[8]得出去除1 mg·L⁻¹的NO₃⁻-N可吸收1.12 mg·L⁻¹的PO₄³⁻-P的结论。作为一种新型的反硝化除磷工艺，电子受体对A²/O-MBBR系统中污泥脱氮除磷特性的影响尚不明确。

连续流系统是一个动态变化过程，水质波动较大，多种生化反应交互影响，许多实验现象和微观特性不能直观体现^[9]。考虑到连续流系统影响因素的复杂性以及不可控性，本研究以A²/O-MBBR系统长期处理低C/N生活污水的反硝化除磷污泥为研究对象，采用批次实验，考察单因素——不同电子受体浓度对反硝化除磷和动力学特性的影响，从而为A²/O-MBBR系统的工程实践和推广应用提供理论依据。

1 实验部分

1.1 实验装置

如图1所示，A²/O-MBBR系统由A²/O反应器、中间沉淀池、MBBR、沉淀区顺序连接组成。原水经进水泵进入A²/O反应器，在厌氧区、缺氧区、好氧区的推流作用下完成同步脱氮除磷，出水进入中间沉淀池实现泥水分离。上清液进入MBBR系统，沉淀污泥回流到A²/O反应器的厌氧区（污泥回流比100%）。含有氨氮的上清液在MBBR沿程推流完成氨氮的氧化，硝化液经沉淀区回流到A²/O反应器的缺氧区（硝化液回流比300%），为反硝化除磷过程提供电子受体。

A²/O反应器有效容积28 L，均分为8个格室，水力停留时间8 h，厌氧、缺氧、好氧区容积比为1：6：1；厌氧区和缺氧区内设有搅拌装置，好氧区进行短暂曝气，污泥龄（SRT）控制在10 d左右。中间沉淀池为竖流式，采用中间进水周边出水的运行方式，有效容积10 L，剩余污泥定期排放。MBBR 3格串联，有效容积10.5 L，内设聚丙烯悬浮填料（尺寸D × H为5 mm × 3 mm，填充率50%），溶解氧3.0~4.0 mg·L⁻¹，总曝气量 0.15 m³·h⁻¹左右，主要完成氨氮的氧化，最后出水直接排放。

图1 A²/O-MBBR装置流程图
Fig. 1 Schematic diagram for A²/O-MBBR reactor

1.2 污泥特性

A²/O-MBBR系统的接种污泥取自扬州市汤汪污水处理厂CASS反应池的生化污泥，实验用水取自扬州大学生活区的化粪池，进水C/N为2.25~3.40，属于典型的低C/N污水。系统连续运行200 d左右，脱氮除磷性能基本稳定（氮磷去除率分别为80%和96%），进出水的水质特性见表1。采用WACHTMEISTER等^[10]推荐的方法得出DPAOs占聚磷菌（PAOs）的比例约为65%，菌群生物活性较好，本研究在此条件下开展了批次实验。

表1 A²/O-MBBR系统进出水水质特性
Table 1 Influent and effluent characteristics of A²/O-MBBR system

表1 A²/O-MBBR系统进出水水质特性
**Table 1** Influent and effluent characteristics of A²/O-MBBR system
项目	COD/（mg·L⁻¹）	NH₄⁺-N/（mg·L⁻¹）	NO₃⁻-N/（mg·L⁻¹）	NO₂⁻-N/（mg·L⁻¹）	TN/（mg·L⁻¹）	PO₄³⁻-P/（mg·L⁻¹）	pH
进水	224.8	66.8	0.15	0.04	69.1	5.7	7.2
出水	30.6	0.7	11.3	1.2	13.5	0.2	6.9

1.3 批次实验安排

实验污泥取自连续流系统长期稳定运行条件下的活性污泥，用蒸馏水清洗3遍，防止残留基质对反应过程造成不利影响。批次实验分为2个阶段：阶段І，采用人工配水，将清洗后的污泥定容至有效容积5 L的密闭反应瓶中，混合液挥发性悬浮固体浓度（VSS）为3 000 mg·L⁻¹左右，投加乙酸钠后开始厌氧搅拌，在消耗外碳源储存聚-β-羟基链烷酸脂（PHAs）的同时完成释磷过程；阶段Ⅱ，厌氧反应结束后将混合液等分为5份，分别置于有效容积1 L的反应瓶中，投加NO₃⁻-N作为电子受体，以阶段І中的PHAs为电子供体，同步脱氮除磷。

在阶段Ⅱ中，通过改变初始电子受体浓度（NO₃⁻-N：10，20，30，40，50 mg·L⁻¹），探究不同条件下内碳源转化利用情况及其对缺氧反硝化除磷的影响，并通过动力学特性的对比分析阐释脱氮除磷机理。实验在室温（20 ℃）下进行，反应过程中为防止形成聚磷酸盐沉淀，通过投加1 mol·L⁻¹的HCl或NaOH溶液调节pH在7.5左右。

1.4 常规项目监测方法

COD采用快速消解仪（SUNTEXTR-1100）测定；PO₄³⁻-P，NO₃⁻-N，NO₂⁻-N等指标以及污泥浓度MLSS、VSS根据标准方法^[11]测定；PHAs采用气相色谱（Agilent 6 890N）及DB-1型色谱柱^[12]检测；糖原（GLY）采用蒽酮法测定。

1.5 动力学参数计算

在厌氧阶段，DPAOs通过吸收外碳源以PHAs的形式储存在细胞体内，GLY的分解和多聚磷酸盐的水解为此过程提供能量，动力学参数计算如下：

释磷量: Q_PRA = P_An-t2 − P_An-t1

（1）

比释磷速率: R_PRR = (P_An-t2 − P_An-t1)/(C_VSS-An·ΔT_An)

（2）

比耗碳速率: R_CUR = (C_An-t1 − C_An-t2)/( C_VSS-An·ΔT_An)

（3）

在缺氧阶段，DPAOs分解PHAs，以NO₃⁻-N为电子受体同步脱氮除磷，动力学参数计算如下：

反硝化脱氮量: Q_DNA = N_A-t1 − N_A-t2

（4）

吸磷量: Q_PUA = P_A-t1 − P_A-t2

（5）

比反硝化速率: R_DNR = (N_A-t1 − N_A-t2)/( C_VSS-A·ΔT_A)

（6）

比吸磷速率: R_PUR = (P_A-t1 − P_A-t2)/( C_VSS-A·ΔT_A)

（7）

式中：C_An-t1、C_An-t2为厌氧阶段t1、t2时刻的COD浓度，mg·L⁻¹；P_An-t1、P_An-t2为厌氧阶段t1、t2时刻的PO₄³⁻-P浓度，mg·L⁻¹；P_A-t1、P_A-t2、N_A-t1、N_A-t2为缺氧阶段t1、t2时刻的PO₄³⁻-P和NO₃⁻-N浓度，mg·L⁻¹；C_VSS-An、C_VSS-A为厌氧和缺氧阶段的平均污泥浓度，mg·L⁻¹；ΔT_An或ΔT_A为t1、t2反应时间间隔，h。

2 结果与讨论

2.1 实验条件的选择和确定

2.1.1 碳源投加量及厌氧反应时间

如图2所示，当乙酸钠（以COD计）浓度在50~250 mg·L⁻¹变化时，释磷量随着反应时间的进行不断增加，但在90~20 min之间出现释磷平台，最高PO₄³⁻-P浓度分别为16.35、27.88、35.29、40.88和39.24 mg·L⁻¹，随后PO₄³⁻-P含量均呈现下降趋势。由于DPAOs吸收外碳源合成PHAs的能力存在极限值，一旦PHAs合成量达到最大值，便不再利用外碳源^[13]，导致高COD浓度时出现无效释磷；而厌氧反应时间过长容易导致微生物暴露于饥饿状态，出现吸磷现象^[14]。本实验条件下，最佳乙酸钠投加量和厌氧反应时间分别为200 mg·L⁻¹、90 min。

图2 不同COD浓度下释磷情况
Fig. 2 Phosphorus release of different COD concentrations

2.1.2 缺氧反应时间

由于反硝化除磷主要在缺氧段完成，维持适当的缺氧反应时间对保证良好的脱氮除磷效果至关重要。表2对比了缺氧反应时间60~300 min的反硝化除磷特性（初始NO₃⁻-N、PO₄³⁻-P浓度分别为（35 ± 2） mg·L⁻¹、（40 ± 3） mg·L⁻¹），当缺氧反应时间120 min时，同步脱氮除磷性能最佳（均超过99%），PUR为7.45 mg·（g·h）⁻¹，DNR为5.82 mg·（g·h）⁻¹，平均每吸收1 mg PO₄³⁻-P可去除0.78 mg NO₃⁻-N。缺氧反应时间过短，反硝化吸磷不充分；缺氧反应时间过长，微生物因电子供体、电子受体消耗殆尽而处于饥饿状态，生物活性下降，甚至发生2次释磷现象^[13]。

表2 不同缺氧反应时间下的反硝化除磷特性
Table 2 Denitrifying phosphorus removal characteristics under different anoxic reaction times

表2 不同缺氧反应时间下的反硝化除磷特性
**Table 2** Denitrifying phosphorus removal characteristics under different anoxic reaction times
缺氧反应时间/min	DNR/（mg·（g·h）⁻¹）	PUR/（mg·（g·h）⁻¹）	PO₄³⁻-P去除率/%	NO₃⁻-N去除率/%	（NO₃⁻-N/PO₄³⁻-P）/（mg·mg⁻¹）
60	3.49	5.65	65.04	69.44	0.62
120	5.82	7.45	99.23	99.58	0.78
180	4.80	6.71	92.05	99.80	0.71
240	4.22	6.12	90.17	99.87	0.69
300	3.41	5.03	80.04	99.32	0.68

综上，确定本研究的实验条件：阶段І，投加200 mg·L⁻¹乙酸钠，厌氧反应时间90 min；阶段Ⅱ，投加电子受体NO₃⁻-N，缺氧反应时间120 min。在此基础上，考察不同NO₃⁻-N浓度（10~50 mg·L⁻¹）条件下的反硝化除磷特性。

2.2 厌氧释磷及碳源的转化利用

如图3所示，厌氧初始时刻COD浓度为196.72 mg·L⁻¹，随着反应的进行，COD浓度快速降低，到75~90 min时，COD浓度从32.10 mg·L⁻¹降为30.61 mg·L⁻¹，可利用外碳源基本消耗殆尽。与此同时，PHAs与GLY含量此消彼长，PHAs含量从53.11 mg·g⁻¹增加至133.40 mg·g⁻¹，90 min时几乎全部外碳源都以PHAs的形式储存于细胞体内，同时伴随着少量GLY分解（浓度从156.21 mg·g⁻¹降为117.36 mg·g⁻¹）。整个过程COD利用率为84.57%，比耗碳速率为36.91 mg·（g·h）⁻¹。

图3 厌氧阶段碳源转化与释磷情况
Fig. 3 Carbon transformation and phosphorus release during anaerobic stage

此外，碳源转化利用过程中，释磷速率出现明显的分界（阶段a和阶段b），PO₄³⁻-P浓度从初始时刻的0.07 mg·L⁻¹快速上升，45 min时增大到34.13 mg·L⁻¹；在随后的45~90 min内，PO₄³⁻-P浓度增加缓慢，增幅仅为6.75 mg·L⁻¹。2个阶段PRR分别为15.14 mg·（g·h）⁻¹和3.0 mg·（g·h）⁻¹，与图3中内碳源PHAs（ΔPHAs=57.26、23.04 mg·g⁻¹）和GLY（ΔGLY=24.61、14.24 mg·g⁻¹）的变化利用规律相吻合。阶段a中PHAs合成量是阶段b的2.49倍，表明厌氧45 min后虽然COD浓度一直在降，但是内碳源的转化效率已经不高。内碳源转化和释磷情况均表明，厌氧90 min已实现最优的处理效果。WANG等^[13]在A₂N-SBR中同样发现厌氧反应时间90 min时，系统合成的PHAs含量最高，氮磷去除率分别达到91%，94%；并且当厌氧反应时间延长，PHAs含量的降低导致缺氧段PHAs分解效率下降，出现游离亚硝酸积累，脱氮除磷效果变差。

2.3 缺氧反硝化除磷特性

2.3.1 不同NO₃⁻-N浓度下的脱氮除磷特性

在图4中，当NO₃⁻-N浓度为10 mg·L⁻¹和20 mg·L⁻¹时，NO₃⁻-N在45~60 min内反应完全，且整个过程NO₂⁻-N积累很微弱（0.05~0.2 mg·L⁻¹），基本可以忽略不计；但由于电子受体不足导致吸磷受限，到60 min时，PO₄³⁻-P浓度分别残留23.98 mg·L⁻¹和15.14 mg·L⁻¹，后续反应过程都出现不同程度的2次释磷现象（如图4（c）箭头所示）。

NO₃⁻-N浓度增加到30 mg·L⁻¹，反应时间120 min时NO₃⁻-N和PO₄³⁻-P浓度为1.09 mg·L、0.25 mg·L⁻¹，去除率分别为96.37%和99.39%，实现了同步高效脱氮除磷。当NO₃⁻-N增加到40 mg·L⁻¹，电子受体有部分剩余，反应结束时NO₃⁻-N仍残留3.09 mg·L⁻¹，但PO₄³⁻-P在反应时间105 min时已完全去除，氮磷去除率分别为92.28%和100%。此外，上述2种工况在前60 min均出现不同程度的NO₂⁻-N积累，最高可达到3.12 mg·L⁻¹和4.26 mg·L⁻¹，但在后续反应NO₂⁻-N被逐步反硝化，且除磷效果基本不受影响。

而当NO₃⁻-N浓度增加到50 mg·L⁻¹时，整个反应过程伴随着明显的NO₂⁻-N积累，到90 min时，NO₂⁻-N浓度高达6.5 mg·L⁻¹且后续略有上升趋势（如图4（b）箭头所示）。ZHOU等^[15]和JABARI等^[16]均发现，NO₂⁻-N的存在会抑制DPAOs的生物活性且限制同步脱氮除磷效率，到反应结束时NO₃⁻-N和PO₄³⁻-P浓度分别为23.38 mg·L⁻¹和9.05 mg·L⁻¹，去除率仅为53.24%和77.86%。

图4 NO₃⁻-N浓度对脱氮除磷效果的影响
Fig. 4 Influences of NO₃⁻-N concentration on nitrogen and phosphorus removals

单从脱氮除磷效率看，在本研究条件下（取自A²/O-MBBR系统的反硝化除磷污泥，DPAOs占PAOs比例约为65%），以NO₃⁻-N为电子受体进行反硝化除磷时，当NO₃⁻-N投加量为30 mg·L⁻¹时较为合适，与傅金祥等^[17]的研究结论相同，即硝酸盐型反硝化除磷过程最佳电子受体投加量为30 mg·L⁻¹时，DPAOs能最大程度地利用NO₃⁻-N进行同步脱氮除磷。

2.3.2 不同NO₃⁻-N浓度下的内碳源转化利用特性

为了进一步考察不同NO₃⁻-N浓度条件下的反硝化除磷特性，图5对比了内碳源PHAs和GLY的转化利用情况（其中缺氧初始时刻PHAs、GLY的含量分别为132.4~134.5 mg·g⁻¹和116.2~118.36 mg·g⁻¹ ）。当NO₃⁻-N浓度为10 mg·L⁻¹和20 mg·L⁻¹时，前阶段NO₃⁻-N的快速反应伴随着PHAs的消耗和GLY的合成，反应60 min时GLY含量分别为134.80 mg·g⁻¹和138.41 mg·g⁻¹，PHAs含量分别为89.15 mg·g⁻¹和65.30 mg·g⁻¹，且PHAs在后续反应中基本保持不变；但60 min后，虽然NO₃⁻-N消耗完全，GLY却存在降解的趋势，2种工况ΔGLY分别为25.06 mg·g⁻¹和17.8 mg·g⁻¹ （见图5）。BASSIN等^[18]认为当电子供体或电子受体消耗殆尽时，微生物会由于处于饥饿状态而出现GLY降解的现象，长期运行对DPAOs的生长富集是不利的。

图5 NO₃⁻-N浓度对PHAs和GLY转化利用特性的影响
Fig. 5 Influences of NO₃⁻-N concentration on PHAs and GLY transformation and utilization

当NO₃⁻-N浓度为30 mg·L⁻¹和40 mg·L⁻¹时，整个反应过程PHAs和GLY此消彼长，PHAs的减少量分别为114.92 mg·g⁻¹和110.77 mg·g⁻¹，GLY的增加量分别为55.98 mg·g⁻¹和69.16 mg·g⁻¹。由于微生物体内需保持一定量的PHAs来维持自身的生命活动^[19]，反应结束120 min时，PHAs的含量为18.48~20.73 mg·g⁻¹，PHAs利用率为84.6%~86.2%。研究表明改良UCT分段进水工艺中出水PHAs含量为0.8~1.1 mmol·L⁻¹（相当于13~19 mg·g⁻¹）时，系统展现出较好的反硝化除磷性能^[20]。

当NO₃⁻-N浓度增加到50 mg·L⁻¹时，NO₃⁻-N负荷的增加以及NO₂⁻-N积累（见图4（b））导致DPAOs生物活性下降，同样限制了内碳源转化利用效率，反应结束时出水中PHAs仍残留42.10 mg·g⁻¹，PHAs利用率仅为68.4%，造成内碳源的浪费，该结果与2.3.1中脱氮除磷效率的下降相吻合。综合脱氮除磷效果以及内碳源转化效率，在本研究的特定条件下，当NO₃⁻-N浓度为30~40 mg·L⁻¹时较为适宜。

2.4 反硝化除磷的动力学分析

结合式（1）~式（7），表3对比了厌氧阶段以及缺氧阶段不同NO₃⁻-N浓度下的反硝化除磷动力学参数。厌氧释磷过程较高的CUR促进了磷酸盐的快速分解，PRR最高达15.14 mg·（g·h）⁻¹，不同NO₃⁻-N浓度下缺氧吸磷过程PUR为4.32~8.18 mg·（g·h）⁻¹，电子受体不足（NO₃⁻-N浓度为10~20 mg·L⁻¹）或电子受体过剩（NO₃⁻-N浓度为50 mg·L⁻¹）均不利于吸磷反应的进行。PENG等^[3]考察了A²/O分段进水和UCT工艺的反硝化除磷特性，2种工艺中PRR和PUR分别为4.44 mg·（g·h）⁻¹、1.33 mg·（g·h）⁻¹和7.91 mg·（g·h）⁻¹、3.19 mg·（g·h）⁻¹。对比结果表明，A²/O-MBBR系统的污泥体现了优越的反硝化除磷性能，意味着双污泥系统中DPAOs具有较高的生物活性。

表3 不同运行工况下的反硝化除磷动力学参数
Table 3 Denitrifying phosphorus removal dynamic parameters under different operation conditions

表3 不同运行工况下的反硝化除磷动力学参数
**Table 3** Denitrifying phosphorus removal dynamic parameters under different operation conditions
运行工况	NO₃⁻-N质量浓度/（mg·L⁻¹）	QPRA/（mg·L⁻¹）	PRR/（mg·（g·h）⁻¹）	CUR/（mg·（g·h）⁻¹）	QDNA/（mg·L⁻¹）	QPUA/（mg·L⁻¹）	（NO₃⁻-N/PO₄³⁻-P）/（mg·mg⁻¹）	DNR/（mg·（g·h）⁻¹）	PUR/（mg·（g·h）⁻¹）
厌氧阶段	—	40.88	15.14，3.00	36.91	—	—	—	—	—
厌氧阶段 I	10	—	—	—	10.00	16.58	0.42	1.81	4.32
厌氧阶段 II	20	—	—	—	20.00	25.74	0.51	2.79	5.44
厌氧阶段 III	30	—	—	—	28.91	40.94	0.75	6.08	8.16
厌氧阶段 IV	40	—	—	—	34.91	40.88	0.70	5.72	8.18
厌氧阶段 V	50	—	—	—	26.62	36.83	0.59	4.32	7.37

缺氧阶段NO₃⁻-N浓度与反硝化除磷特性密切相关，DNR一定程度上反映了DPAOs的反硝化潜力。当NO₃⁻-N浓度为30 mg·L⁻¹和40 mg·L⁻¹时，DNR达到了最高值5.72~6.08 mg·（g·h）⁻¹，而NO₃⁻-N浓度为10 mg·L⁻¹时，DNR仅为1.81 mg·（g·h）⁻¹，但该结果依然高于某PAOs富集的生物膜系统（DNR=1.45 mg·（g·h）⁻¹）^[21]。除此之外，NO₃⁻-N/PO₄³⁻-P比值与NO₃⁻-N负荷也呈现相关性，间接反映了DPAOs的反硝化除磷潜力。反硝化除磷过程平均吸收1 mg PO₄³⁻-P 可去除0.42~0.75 mg NO₃⁻-N，高于完全混合式SNDPR系统（0.33 mg NO₃⁻-N）^[22]以及悬浮污泥和生物膜共存的IFAS系统（0.41~0.72 mg NO₃⁻-N）^[16]。双污泥系统中DPAOs和硝化菌的分离、富集，是提高反硝化除磷性能的主要原因，上述分析进一步验证了A²/O-MBBR系统在处理低C/N比污水方面的优越性。

3 结论

1）乙酸钠投加量200 mg·L⁻¹，厌氧反应时间90 min时释磷完全，PO₄³⁻-P浓度最高可达40.88 mg·L⁻¹，PHAs合成量为133.40 mg·g⁻¹，比耗碳速率为36.91 mg·（g·h）⁻¹；缺氧反应时间120 min时，可获得最佳的同步脱氮除磷效果。

2）厌氧释磷速率在45 min时出现明显的分界，2个阶段的释磷速率分别为15.14 mg·（g·h）⁻¹和3.0 mg·（g·h）⁻¹，前者PHAs合成量是后者的2.49倍。

3）在本研究条件下，缺氧段NO₃⁻-N浓度为30 mg·L⁻¹时，可实现同步高效脱氮除磷，氮磷去除率分别为96.37%和99.39%。NO₃⁻-N浓度增加到40 mg·L⁻¹时，PHAs利用率从84.6%上升为86.2%且除磷效果不受影响，得出NO₃⁻-N的最佳投加量为30~40 mg·L⁻¹。

4）反硝化除磷过程最高PUR为8.16~8.18 mg·（g·h）⁻¹，DNR高达5.72~6.08 mg·（g·h）⁻¹，吸收1 mg PO₄³⁻-P 可去除0.42~0.75 mg NO₃⁻-N，处理性能优于传统反硝化除磷工艺，揭示了A²/O-MBBR系统中DPAOs较高的生物活性。

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