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. 不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性[J]. 环境工程学报, 2018, 12(3): 830-838. doi: 10.12030/j.cjee.201709064
引用本文: 张淼, 袁庆, 黄棚兰, 於蒙, 薛禹, 何成达, 彭永臻. 不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性[J]. 环境工程学报, 2018, 12(3): 830-838. doi: 10.12030/j.cjee.201709064
ZHANG Miao, YUAN Qing, HUANG Penglan, YU Meng, XUE Yu, HE Chengda, PENG Yongzhen. Effect of different electron acceptor concentrations on denitrifying phosphorus removal and dynamic characteristic[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(3): 830-838. doi: 10.12030/j.cjee.201709064
Citation: ZHANG Miao, YUAN Qing, HUANG Penglan, YU Meng, XUE Yu, HE Chengda, PENG Yongzhen. Effect of different electron acceptor concentrations on denitrifying phosphorus removal and dynamic characteristic[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(3): 830-838. 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

  • 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

  • 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。
  • 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

    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
    图1 A2/O-MBBR装置流程图
    Fig. 1 Schematic diagram for A2/O-MBBR reactor
    Cjee 201709064 t1

    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:    QPRA = PAn-t2PAn-t1
    (1)
    比释磷速率:    RPRR = (PAn-t2PAn-t1)/(CVSS-An·ΔTAn)
    (2)
    比耗碳速率:    RCUR = (CAn-t1CAn-t2)/( CVSS-An·ΔTAn)
    (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:    QDNA = NA-t1NA-t2
    (4)
    吸磷量:    QPUA = PA-t1PA-t2
    (5)
    比反硝化速率:    RDNR = (NA-t1NA-t2)/( CVSS-A·ΔTA)
    (6)
    比吸磷速率:    RPUR = (PA-t1PA-t2)/( CVSS-A·ΔTA)
    (7)
    式中:CAn-t1CAn-t2为厌氧阶段t1、t2时刻的COD浓度,mg·L−1PAn-t1PAn-t2为厌氧阶段t1、t2时刻的PO43−-P浓度,mg·L−1PA-t1PA-t2NA-t1NA-t2为缺氧阶段t1、t2时刻的PO43−-P和NO3-N浓度,mg·L−1CVSS-AnCVSS-A为厌氧和缺氧阶段的平均污泥浓度,mg·L−1;ΔTAn或ΔTAt1、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

    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
    图2 不同COD浓度下释磷情况
    Fig. 2 Phosphorus release of different COD concentrations
    Cjee 201709064 t2

    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

    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
    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
    Cjee 201709064 t3
    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

    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
    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
    Cjee 201709064 t4
    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
    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
    Cjee 201709064 t5
    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。

    参考文献

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  • 刊出日期:  2018-03-22
张淼, 袁庆, 黄棚兰, 於蒙, 薛禹, 何成达, 彭永臻. 不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性[J]. 环境工程学报, 2018, 12(3): 830-838. doi: 10.12030/j.cjee.201709064
引用本文: 张淼, 袁庆, 黄棚兰, 於蒙, 薛禹, 何成达, 彭永臻. 不同电子受体浓度对反硝化除磷的影响及动力学特性[J]. 环境工程学报, 2018, 12(3): 830-838. doi: 10.12030/j.cjee.201709064
ZHANG Miao, YUAN Qing, HUANG Penglan, YU Meng, XUE Yu, HE Chengda, PENG Yongzhen. Effect of different electron acceptor concentrations on denitrifying phosphorus removal and dynamic characteristic[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(3): 830-838. doi: 10.12030/j.cjee.201709064
Citation: ZHANG Miao, YUAN Qing, HUANG Penglan, YU Meng, XUE Yu, HE Chengda, PENG Yongzhen. Effect of different electron acceptor concentrations on denitrifying phosphorus removal and dynamic characteristic[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(3): 830-838. 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)

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。

English Abstract

    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

    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
    图1 A2/O-MBBR装置流程图
    Fig. 1 Schematic diagram for A2/O-MBBR reactor
    Cjee 201709064 t1

    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:    QPRA = PAn-t2PAn-t1
    (1)
    比释磷速率:    RPRR = (PAn-t2PAn-t1)/(CVSS-An·ΔTAn)
    (2)
    比耗碳速率:    RCUR = (CAn-t1CAn-t2)/( CVSS-An·ΔTAn)
    (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:    QDNA = NA-t1NA-t2
    (4)
    吸磷量:    QPUA = PA-t1PA-t2
    (5)
    比反硝化速率:    RDNR = (NA-t1NA-t2)/( CVSS-A·ΔTA)
    (6)
    比吸磷速率:    RPUR = (PA-t1PA-t2)/( CVSS-A·ΔTA)
    (7)
    式中:CAn-t1CAn-t2为厌氧阶段t1、t2时刻的COD浓度,mg·L−1PAn-t1PAn-t2为厌氧阶段t1、t2时刻的PO43−-P浓度,mg·L−1PA-t1PA-t2NA-t1NA-t2为缺氧阶段t1、t2时刻的PO43−-P和NO3-N浓度,mg·L−1CVSS-AnCVSS-A为厌氧和缺氧阶段的平均污泥浓度,mg·L−1;ΔTAn或ΔTAt1、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

    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
    图2 不同COD浓度下释磷情况
    Fig. 2 Phosphorus release of different COD concentrations
    Cjee 201709064 t2

    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

    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
    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
    Cjee 201709064 t3
    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

    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
    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
    Cjee 201709064 t4
    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
    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
    Cjee 201709064 t5
    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。
参考文献 (22)

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