劉文龍,彭 軼,苗圓圓,張為堂,馬 斌,彭永臻,*(.北京工業(yè)大學,北京市水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 004；.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 50090)

脈沖SBR工藝短程脫氮的實現(xiàn)及對除磷的強化

劉文龍1,彭 軼2,苗圓圓1,張為堂1,馬 斌1,彭永臻1,2*(1.北京工業(yè)大學,北京市水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

采用脈沖進水缺好氧交替工藝(SAOSBR)處理低C/N實際生活污水,考察了短程脫氮對于低碳源生活污水同步脫氮除磷效果的強化作用,并分析了短程脫氮強化生物除磷的機理.結(jié)果表明,通過短時的饑餓處理配合缺好氧交替的運行方式實現(xiàn)了系統(tǒng)的短程硝化,亞硝酸鹽積累率穩(wěn)定在95%以上.短程的實現(xiàn)還強化了系統(tǒng)的同步脫氮除磷效果,總氮和磷的平均去除率相比于全程脫氮過程分別提高了約6%和36%.分析表明短程強化生物除磷的原因主要是由于殘留的 NO2-對聚磷菌厭氧釋磷的影響較小.靜態(tài)試驗也證實,在碳源不足的條件下,以NO2-為電子受體的反硝化作用相比于NO3-可以減弱反硝化菌與聚磷菌之間的碳源競爭,從而提高聚磷菌的厭氧釋磷量和聚羥基烷酸(PHA)的合成量.因此,在處理低C/N生活污水時,短程脫氮的實現(xiàn)更有利于系統(tǒng)的生物除磷.

脈沖進水；短程脫氮；生活污水；脈沖進水缺好氧交替工藝(SAOSBR)；生物除磷

脈沖式SBR工藝是在傳統(tǒng)SBR工藝的基礎(chǔ)上改進而得到的一種新型工藝,運行方式的改變使其充分地利用了原水中的有機碳源,大大提高了氮磷的去除效果;同時盡可能地減少了好氧階段的有機負荷,提高了好氧硝化效率,節(jié)約了曝氣能耗.Guo等[1-2]在研究脈沖式SBR工藝時發(fā)現(xiàn),3次等量進水配合少量的外碳源投加可以實現(xiàn)城市污水的深度脫氮,實現(xiàn)了出水TN小于2mg/ L,TN平均去除率達到97.3%的處理效果.

短程脫氮作為一種經(jīng)濟,高效的生物處理技術(shù)已經(jīng)成為污水處理領(lǐng)域的研究熱點[3-5].短程脫氮縮短了反應(yīng)歷程,理論上可以減少 40%的反硝化碳源[6],從而有效地解決了原水碳源短缺的問題.目前,用于實現(xiàn)短程硝化的方法主要有高溫[7],高pH值[8],高濃度游離氨(FA)和高濃度游離亞硝酸(FNA)[9],低溶解氧(DO)[10],短 SRT,曝氣時間控制[11],缺好氧交替運行[12]和投加抑制劑等.不過,這些研究多集中在短程硝化的實現(xiàn)卻忽略了對磷的去除,同時有研究指出短程硝化產(chǎn)生的亞硝酸鹽積累會抑制吸磷過程,影響系統(tǒng)的除磷效果[13].如何實現(xiàn)系統(tǒng)的短程硝化又能避免亞硝酸鹽積累對于系統(tǒng)除磷產(chǎn)生影響,是實現(xiàn)低碳源生活污水同步脫氮除磷的關(guān)鍵.因此,本研究采用脈沖進水結(jié)合短程脫氮的方式來進行低碳源生活污水的同步脫氮除磷,考察了短程脫氮模式下的脈沖式SBR對于氮磷去除效果的強化作用,并分析了短程脫氮能夠強化系統(tǒng)生物除磷的機理.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

圖1 脈沖式SBR系統(tǒng)示意Fig.1 Schematic diagram of step-feed SBR

本試驗采用脈沖式SBR工藝處理低C/N生活污水,其主體反應(yīng)器如圖1所示.SBR反應(yīng)器由有機玻璃制成,內(nèi)徑為200mm,外徑為210mm,高為450mm,有效容積為10L;在反應(yīng)器側(cè)壁設(shè)置一排間距為40mm的取樣口3個,用于日常取樣和進出水,并在反應(yīng)器底部設(shè)置放空管,頂部設(shè)置溢流管;采用鼓風曝氣,由實驗室空壓機(AC0-002,浙江)供氣,轉(zhuǎn)子流量計(LZB-4, 16～160L/h,浙江)調(diào)節(jié)曝氣量為 60L/h,保證好氧階段反應(yīng)器內(nèi)部溶解氧的供給;采用機械攪拌,調(diào)節(jié)IKA攪拌器轉(zhuǎn)速為 80r/min,保證反應(yīng)器內(nèi)部泥水混合均勻;溫度控制器和加熱棒控制反應(yīng)器內(nèi)部溫度;配有德國WTW Multi 340i型便攜式多功能pH值、DO和ORP在線測定儀.

1.2 試驗用水與接種污泥

本試驗用水取自某大學某生活小區(qū)化糞池實際生活污水,具體水質(zhì)特性指標見表 1.可以看出,該生活污水平均COD/TN僅為2.43,屬于典型的低C/N生活污水.試驗過程中僅在階段4向原水中投加一定的乙酸鈉改善原水水質(zhì),提高平均COD/TN為3.43,平均COD/PO4--P為38.16.靜態(tài)試驗用水采用人工配水,人工配水(1L)由自來水(999.4mL)混合營養(yǎng)液(0.6mL)構(gòu)成,其中營養(yǎng)液成分(1L)包括[14]:1.5g FeCl3·6H2O, 0.15g H3BO3, 0.03g CuSO4·5H2O, 0.18g KI, 0.12g MnCl2·4H2O, 0.06g Na2MoO4·2H2O, 0.12g ZnSO4·7H2O, 0.15g CoCl2·6H2O和10g EDTA.

接種污泥取自北京某城市污水處理廠二沉池回流污泥,屬全程硝化污泥.污泥接種后,反應(yīng)器內(nèi) MLSS=4807mg/L,MLVSS=2885mg/L,SVI= 54.09mL/g, f=MLVSS/MLSS=60%,可見污泥沉降性能良好,無機質(zhì)含量較高.為提高污泥有機質(zhì)含量,在本試驗開始研究之前,連續(xù)運行反應(yīng)器,馴化接種污泥15d,提高污泥中微生物的含量.

1.3 SAOSBR的運行方式

本試驗分為污泥馴化和正式運行兩部分.每部分的運行周期均為6h,包括進水單元,3段交替缺好氧反應(yīng)單元(共6個反應(yīng)單元)、沉淀單元和排水單元.具體運行參數(shù)見表2所示.

污泥馴化期間,系統(tǒng)采用一次進水方式,首段厭氧段接納全部進水,繼而進行缺好氧反應(yīng),為快速馴化污泥中的硝化細菌,反硝化細菌和聚磷菌,系統(tǒng)污泥齡(SRT)控制在 60d,污泥濃度(MLSS)保持在 5000mg/L左右;正式運行期間,為避免出水中帶有較高的硝態(tài)氮,同時能夠取得較好的除磷效果,系統(tǒng)采用3次遞減進水方式,進水體積分配比為 5:3:2, SRT=20d,反應(yīng)器內(nèi)部溫度控制在(25±1)℃.

表1 原水水質(zhì)Table 1 Characteristics of the raw wastewater

表2 SAOSBR的運行方式Table 2 Operational strategies in SAOSBR

1.4 分析測試方法

將水樣用中速濾紙過濾后測定水樣中的COD、氨氮(NH4+-N)、亞硝酸鹽氮(NO2--N)、硝酸鹽氮(NO3--N)、總氮(TN)和磷酸鹽(PO43--P),其中COD采用5B-3(B)型COD多元速測儀(蘭州連華科技)測定;NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P采用Quik Chem 8500流動注射全自動分析儀(美國 LACHAT公司)測定,TN采用 Multi N/C3000型TN/TOC分析儀(德國耶拿)測定,樣品測試之前保存在溫度為 4℃的冰箱中;聚羥基烷酸(PHA)的測定[15]和乙酸的測定[16]均采用安捷倫7890氣相色譜,以高純N2作為載氣,色譜柱型號分別為 Agilent DB-1 型(30.0m×320μm× 0.25μm)和 Agilent DB-WAXETR 型(30.0m× 1.0μm×0.53μm),進樣口溫度分別為 200℃和220℃,檢測器溫度均為250℃;pH值、DO、ORP和溫度采用德國WTW Multi 340i便攜式檢測儀及其探頭檢測;污泥濃度(MLSS),揮發(fā)性污泥濃度(MLVSS)和SVI采用標準方法測定[17].

1.5 靜態(tài)試驗

試驗期間取反應(yīng)器運行第 105d的污泥進行靜態(tài)試驗,將反應(yīng)器在一個周期運行結(jié)束后缺氧攪拌3h,充分消耗污泥的內(nèi)碳源;取泥1000mL,采用超純水離心清洗3遍,將污泥中含有的硝態(tài)氮、磷酸鹽和有機物去除干凈,注入人工配水將污泥稀釋至 1500mL,平均分配于 3個有效容積為500mL的錐形瓶中;通過曝氮氣將污泥中的氧氣從錐形瓶中吹脫出去,營造良好的厭氧環(huán)境;向每個錐形瓶中各投加 38.3mg乙酸鈉,使其初始的COD濃度約為60mg/L,此濃度與首段進水后反應(yīng)器中有機物濃度一致;同時向 1號錐形瓶中投加30.4mg NaNO3,向 2號錐形瓶中投加 24.6mg NaNO2,使其初始濃度分別約為 10mgNO3--N/L和10mgNO2--N/L,3號錐形瓶不投加任何物質(zhì).反應(yīng)過程中在線監(jiān)測錐形瓶中的ORP和pH值,并用0.5mg/L的HCl溶液和0.5mg/L的NaOH溶液調(diào)節(jié)pH值,使錐形瓶中的混合液在整個小試過程中pH 值保持在 7.5～8.0,控制混合液溫度為(25± 0.5)

℃.

2 結(jié)果與討論

2.1 短程脫氮的實現(xiàn)

脈沖式 SBR反應(yīng)器正式運行共經(jīng)歷 107d,根據(jù)出水亞硝酸鹽濃度和進水 C/N的變化可以將整個運行過程分為4個階段,分別為階段1:全程硝化階段,1～27d;階段2:饑餓處理階段28～35d;階段3:短程硝化階段,36～72d;階段4:穩(wěn)定運行階段,73～107d.如圖2所示,在全程硝化階段中,平均氨氮去除率穩(wěn)定在 96%左右,而平均亞硝酸鹽積累率(NAR,NAR=NO2--N/NOχ--N×100%, NOχ--N=NO3--N+NO2--N)僅為 1.49%,出水幾乎全部為硝態(tài)氮.為快速實現(xiàn)脈沖式SBR系統(tǒng)的短程硝化,在階段2前一周期運行結(jié)束后,持續(xù)缺氧攪拌3h,利用內(nèi)碳源去除混合液中的硝態(tài)氮,防止污泥上浮;然后關(guān)閉反應(yīng)器,將污泥處于靜置沉淀狀態(tài)(反應(yīng)器處于關(guān)閉狀態(tài),不進行進水、曝氣或攪拌等操作).饑餓處理8d后,按照階段1的運行方式重新開啟反應(yīng)器,如圖 2(c)所示,亞硝酸鹽積累率由第1d的20.64%快速上升到第13d的98.67%,同時氨氮去除率也達到99.27%,此時可以確定脈沖式SBR系統(tǒng)已經(jīng)實現(xiàn)了良好的短程脫氮途徑.

階段 2饑餓處理期間,由于沒有外源底物的供給,微生物為維持生命活動不得不進行自身氧化、分解自身組織,進而引起生物體活性的降低和總量的減少.由于細菌種類與結(jié)構(gòu)的不同,不同細菌對于饑餓環(huán)境的耐受能力不同,具體表現(xiàn)為細菌饑餓條件下衰減率的差異.郝曉地等[18]采用耗氧速率測定法比較了AOB和NOB在好氧饑餓條件下的衰減率,試驗結(jié)果表明,NOB在好氧饑餓狀態(tài)下的衰減率遠大于 AOB的衰減率. Morgenroth等[19]在研究SBR閑置期對于硝化菌群的影響時也發(fā)現(xiàn)類似現(xiàn)象,6d的閑置饑餓期可使 AOB的豐度增加到27%,而且在隨后重新運行的好氧階段產(chǎn)生了一定的亞硝積累,并且這種亞硝酸鹽積累會隨著饑餓期的延長而加劇,從而使反應(yīng)器恢復(fù)到全程硝化的時間進一步延長. Elawwad等[20]在 SFBBRs生物膜反應(yīng)器中也發(fā)現(xiàn)NOB相比于AOB對于饑餓環(huán)境更加敏感,在長期的饑餓期后,氨氧化活性能夠快速恢復(fù),而亞硝化氧化活性的恢復(fù)卻是一個瓶頸,它需要至少一個月的時間才能恢復(fù)到全程硝化.因此,根據(jù)AOB和NOB在饑餓條件下衰減率的差異和恢復(fù)期中活性恢復(fù)的快慢,可快速擴大兩類細菌在全菌中的豐度差距,同時本試驗在恢復(fù)期中采用脈沖進水缺好氧交替的運行方式,可進一步保持或者擴展這種豐度差距,進一步淘洗 NOB,實現(xiàn)快速的短程硝化.

圖2 脈沖式SBR系統(tǒng)的運行性能Fig.2 Overall operation performanceof step-feed SBR

2.2 短程脫氮對于氮磷去除效果的強化

如圖 2(b)所示,在階段 3饑餓恢復(fù)初期(37～43d),PO43-去除率保持在 74%左右,說明 8d的饑餓處理對于 PAOs的影響并不大,重新投加底物后,PAOs能夠快速反應(yīng)并恢復(fù)活性.結(jié)合圖2(c)可以看出,在恢復(fù)期(第 9d),氨氮去除率和總氮去除率分別達到 94.59%和 61.61%,同時出水亞硝酸鹽濃度上升到 16.50mg/L左右,亞硝酸鹽積累率達到79.34%.隨著硝化效果的改善和亞硝酸鹽積累率的上升,同時脫氮除磷對于電子供體的競爭更加激烈,出水磷酸鹽濃度逐漸上升到3.80mg/L左右,平均磷酸鹽去除率維持在52%左右,平均總氮去除率達到70%左右.階段4向原水中投加乙酸鈉提高了原水的 C/N,進一步改善了脈沖式SBR系統(tǒng)同步脫氮除磷的效果,此時平均出水磷酸鹽濃度和平均出水總氮濃度分別為0.16mg/L和 14.30mg/L,出水水質(zhì)基本達到國家一級A排放標準.由表3可以看出,實現(xiàn)了短程脫氮的階段 3將磷酸鹽和總氮的平均去除率分別提高了36%和5.6%,提高原水碳氮比的階段4又將兩者分別提高了45.72%和8.25%.試驗結(jié)果說明處理低 C/N生活污水時短程脫氮相比于全程脫氮有利于氮磷去除效果的強化.據(jù)分析,強化的原因主要有:(1)短程脫氮縮短了反應(yīng)路徑,減少了反硝化碳源,為反硝化細菌和聚磷菌提供了更多的電子供體;(2)短程脫氮強化了反硝化細菌的活性,提高了反硝化速率;(3)短程硝化殘留的NO2-對于聚磷菌厭氧代謝的影響較小,短程硝化更利于低碳源生活污水的生物除磷.

表3 磷酸鹽和總氮的平均去除率(%)Table 3 Average PO43-and TN removal efficiency (%)

圖3比較了脈沖式SBR系統(tǒng)在階段1和階段 3的單周期運行數(shù)據(jù),圖中陰影區(qū)域顯示為好氧單元.系統(tǒng)采用脈沖進水方式,如圖3(b)所示的階段1在3次進水之后的污泥濃度分別為5685, 4738,4264mg/L.因此,階段 1缺氧單元的比反硝化速率(SDNR1)分別為 0.61,0.33,0.39mg NO3--N/(g MLSS·h),與 Lin等[21]的報道(SDNRmin= 1.2NO3--N/(g MLSS·h))相比,其值偏低,主要是因為本試驗原水的C/N較低,反硝化反應(yīng)的推動力較弱.然而,在相同 C/N的情況下,實現(xiàn)了短程脫氮途徑的階段 3獲得了較高的比反硝化速率(SDNR3max=2.28NO2--N/(g MLSS·h)),這說明短程脫氮途徑可以強化反硝化細菌的活性,即便是在原水碳源不足的情況下也可以達到較好的脫氮效果.同時比較兩階段在好氧單元的比硝化速率(SNUR),發(fā)現(xiàn)階段 3的 SNUR(SNUR3max= 6.16NH4+-N/(g MLSS·h))大于階段 1(SNR1max= 2.75NH4+-N/(g MLSS·h))和Lin等[21]的文獻報道(SNURmax=2.8TKN/(g MLSS·h)).然而,已有研究表明短程硝化可以縮短脫氮歷程,但并不能提高硝化速率[6],SNUR3的提高是由于饑餓處理抑制了異養(yǎng)好氧菌的生長[19],減小了與硝化細菌之間的氧氣爭奪,間接提高了硝化細菌的活性和硝化速率.

圖3 脈沖式SBR系統(tǒng)單周期運行數(shù)據(jù)Fig.3 Cycle performance of step-feed SBR

從圖3(b)中可以看出,階段1進水初期,反應(yīng)器內(nèi)部存在19.20mg/L的NO3-,經(jīng)過63min的缺氧攪拌,在進水稀釋和反硝化的共同作用下,仍殘留有4.24mg/L的NO3-沒有被降解,說明階段1過程中缺乏聚磷菌生長所必須的厭氧環(huán)境,聚磷菌無法進行充分的釋磷,致使反應(yīng)結(jié)束后出水中仍含有較高的磷酸鹽.圖3(c)表示脈沖式SBR系統(tǒng)在階段 3的單周期運行數(shù)據(jù),與階段 1相比,階段3系統(tǒng)的厭氧釋磷能力有較大幅度的提升,厭氧釋磷總量達到20.27mg/L,是階段1的3.78倍,出水中的磷酸鹽濃度也下降到 1.50mg/L以下,同時可以看出,階段 1進水初期殘留的 NO-2在 5min的進水過程中已經(jīng)降解完畢,并不影響聚磷菌的厭氧釋磷過程,保證了聚磷菌的正常生長代謝.

2.3 NO2-和 NO3-對聚磷菌厭氧代謝的影響比較

比較圖3(b)和圖3(c)可以看出,2個階段進水初期殘留的NOχ-濃度的差異不大,具體造成除磷效果差異的主要原因可能是NOχ-類型的不同,也就是說在處理低碳源生活污水的情況下,不同類型的NOχ-進入?yún)捬醐h(huán)境后,對于聚磷菌厭氧代謝的影響不同,從而造成厭氧釋磷情況的不同,進而影響到整個系統(tǒng)的除磷效果.為證實上述分析,設(shè)計靜態(tài)試驗,以乙酸鈉為碳源,將亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮分別引入?yún)捬踽屃着畏磻?yīng)器,從而比較兩類NOχ-在低C/N情況下對于聚磷菌厭氧代謝的影響.

由圖4(a)可以看出,投加了10mg NO3--N/L的2號反應(yīng)器,VFA的消耗速率最快,0min即可消耗完畢,前 20min的比底物利用速率(SCSR20)達到83.33mg COD/(g VSS·h);投加了10mg NO2--N/L的 1號反應(yīng)器次之,SCSR20達到 73.11mg COD/(g VSS·h);而未投加NOχ-的3號反應(yīng)器最慢,需要40min才可將VFA降解完畢,而且SCSR20僅為60.23mgCOD/(g VSS·h).這說明在厭氧釋磷階段引入NOχ-會促進有機底物的降解,加快有機底物的利用速率,同時可以看出NO3-的投加對于有機底物降解的影響程度大于NO2-.圖4(b)和圖4(c)分別表示了聚磷菌在60min內(nèi)釋放磷酸鹽和合成PHA的情況.由圖4(b)可見,投加了NOχ-的反應(yīng)器中的磷酸鹽濃度曲線均以 30min為釋磷峰值出現(xiàn)點,之后磷酸鹽濃度開始下降,存在反硝化吸磷現(xiàn)象;而未投加 NOχ-的 3號反應(yīng)器于40min時出現(xiàn)最大釋磷值,并在之后 20min濃度保持恒定不變.圖 4(b)中的最大釋磷值出現(xiàn)點與圖4(a)中的VFA耗盡點相對應(yīng),是因為聚磷菌厭氧釋磷量與外碳源的投加量有關(guān),當外碳源耗盡時,聚磷菌就不再進行釋磷.3個反應(yīng)器的最大釋磷量分別為6.13,4.07,10.65mg/L,由此可見, NOχ-的投加會抑制厭氧釋磷過程,減少厭氧釋磷量,而且同樣濃度的NO3-對于聚磷菌厭氧釋磷量的影響大于NO2-.觀察圖4(c)中投加了NOχ-后聚磷菌合成 PHA的情況,發(fā)現(xiàn)反應(yīng)進行 30min后,PHA合成量達到最大值,然后開始下降,說明當反應(yīng)器內(nèi)部的碳源有機物消耗完畢后,聚磷菌能夠利用 NO2-或 NO3-作為電子受體,利用先前合成的PHA作為電子供體發(fā)生反硝化吸磷作用,同時可以看出,以 NO2-為電子受體的反硝化吸磷速率明顯快于 NO3-,這主要可以歸結(jié)于兩個原因:一是投加NO2-的1號反應(yīng)器所合成的PHA相對較多,反硝化吸磷動力較強;二是靜態(tài)試驗所用的污泥取自階段 4,此時反應(yīng)器短程脫氮過程相當穩(wěn)定,聚磷菌已經(jīng)適應(yīng)了高亞硝酸鹽氮的環(huán)境,能夠良好地實現(xiàn)以 NO2-為電子受體的反硝化除磷.

綜合分析圖4可知,NOχ-存在于厭氧環(huán)境中將作為電子受體,被反硝化菌利用發(fā)生反硝化反應(yīng),進而與聚磷菌競爭有機底物,造成聚磷菌底物缺乏,影響厭氧釋磷過程,特別當有機底物不足時,反硝化將對釋磷過程產(chǎn)生強烈的競爭,而且反硝化過程競爭底物的能力往往強于釋磷過程[22],所以在C/N較低的階段1,取得的出水磷酸鹽濃度并不理想.當系統(tǒng)實現(xiàn)了短程硝化后,除磷效果得到了較大的改善,主要是由于NO2-對于聚磷菌厭氧釋磷的影響較小.靜態(tài)試驗比較兩類 NOχ-,發(fā)現(xiàn) NO3-作為電子受體進行的反硝化反應(yīng)所需的氫供體更多,消耗的有機底物更多,在碳源不足以滿足反硝化和厭氧釋磷的全部需要時,NO3-主導的反硝化反應(yīng)消耗了大量的碳源,使得聚磷菌可利用的VFA減少,釋磷量和PHA合成量也相應(yīng)減少,故而影響了整個反應(yīng)器系統(tǒng)的除磷效果.短程硝化的實現(xiàn)改變了硝化產(chǎn)物,從微生物代謝的角度減弱了這種碳源競爭,使聚磷菌在厭氧釋磷過程中得到了更多的碳源,提高了厭氧釋磷量和內(nèi)碳源合成量,保證了后續(xù)的吸磷效果.

圖4 靜態(tài)試驗中VFA、PO43--P和PHA濃度的變化Fig.4 Variation of VFA、PO43--P and PHA in batch tests

3 結(jié)論

3.1 短時的饑餓處理可改變污泥種群結(jié)構(gòu),使AOB與NOB以不同的速率進行衰減,擴大AOB與 NOB之間的種群數(shù)量差異.再次啟動后,缺好氧交替的環(huán)境又為 NOB的淘洗創(chuàng)造了條件,穩(wěn)定實現(xiàn)了NAR高達95%的短程硝化.可見,先饑餓再缺好氧交替運行是實現(xiàn)短程硝化的另一新途徑;

3.2 短程脫氮強化了脈沖式SBR系統(tǒng)的同步脫氮除磷效果,實現(xiàn)了碳氮比僅為2.39的低碳源生活污水氮、磷的同步去除,平均總氮去除率和平均磷酸鹽去除率相對于全程脈沖式SBR系統(tǒng)分別提高了5.60%和36.00%;

3.3 靜態(tài)試驗證實了以NO2-為電子受體的反硝化作用相比于 NO3-能夠減弱厭氧段中反硝化菌與聚磷菌之間的碳源競爭,從而相對提高了厭氧釋磷量和內(nèi)碳源合成量,保證后續(xù)的吸磷效果.因此,在處理低C/N生活污水時,短程脫氮的實現(xiàn)更有利于系統(tǒng)的生物除磷.

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Achievement of short-cut denitrification and enhancement of phosphorus removal in a SAOSBR process.

LIU

Wen-long1, PENG Yi2, MIAO Yuan-yuan1, ZHANG Wei-tang1, MA Bin1, PENG Yong-zhen1,2*(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2014,34(12)：3062～3069

The reinforcement of short-cut denitrification towards simultaneous nitrogen and phosphate removal was investigated in a step-feed alternating anoxic-oxic sequencing batch reactor (SAOSBR) treating real domestic wastewater with low C/N ratio. Meanwhile, the mechanism of improving biological phosphorus removal by short-cut denitrification was also analyzed. Nitritation was achieved with the nitrite accumulation rate (NAR) of above 95%, which attribute to starving treatment and alternate with anoxic and aerobic. This nitritation enhanced the simultaneous nitrogen and phosphate removal, and the average removal rate of total nitrogen and phosphate increased by about 6% and 36%, respectively. Batch experiments also indicated that the carbon source competition between denitrifying bacteria with phosphorus accumulating organisms (PAOs) was weaken while nitrite was used as electron acceptor for denitrification under the condition of insufficient carbon source. The reason of enhanced biological phosphorus removal was that residual nitrite had small effect on anaerobic phosphorus release in PAOs. Thereby the quantity of anaerobic phosphorus release and poly-β-hydroxyalkanoate (PHA) synthesis in PAOs were enhanced. Therefore, short-cut denitrification was more advantageous in removing phosphorus in treating wastewater with limited carbon source.

step-feed；short-cut denitrification；domestic wastewater；step-feed alternating anoxic-oxic sequencing batch reactor (SAOSBR)；biological phosphorus removal

X703.5

A

1000-6923(2014)12-3062-08

劉文龍(1990-),男,浙江湖州人,北京工業(yè)大學碩士研究生,主要從事活性污泥法脫氮除磷新工藝與新理論研究.

2014-03-10

“十二五”國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07302002-06);北京工業(yè)大學第 12屆研究生科技基金(ykj-2013-9274)

* 責任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn