李 冬,李曉瑩,楊 杰,羅亞紅,周元正,曾輝平,張 杰,3

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后置缺氧SBR短程反硝化除磷

李 冬1*,李曉瑩1,楊 杰1,羅亞紅2,周元正1,曾輝平1,張 杰1,3

(1.北京工業(yè)大學(xué),北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100124；2.河南師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院,黃淮水環(huán)境與污染防治省部共建教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室、河南省環(huán)境污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,河南新鄉(xiāng) 453007；3.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

在將缺氧后置的序批式反應(yīng)器(SBR)中,以生活污水為處理對(duì)象,研究了短程硝化與亞硝酸鹽途徑的反硝化除磷的實(shí)現(xiàn)及處理效果.結(jié)果表明,通過(guò)限氧條件下的排泥策略,可以實(shí)現(xiàn)常溫低氨氮下的短程硝化與反硝化除磷,出水COD、TP、NH4+-N、TN分別為17.47,0.462, 0,8.35mg/L.批次實(shí)驗(yàn)顯示,以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化除磷菌在總聚磷菌中的比例可達(dá)70%.研究發(fā)現(xiàn),140min的缺氧反應(yīng)時(shí)間會(huì)對(duì)磷的去除有負(fù)面影響,宜控制在亞硝酸鹽反應(yīng)完畢為止;曝氣方式僅影響氮的去除,總曝氣量不變,采取強(qiáng)度前高后低(1.2~0.2L/min)的曝氣策略,控制適宜的曝氣強(qiáng)度,可提高氮的去除效果.

短程硝化；后置缺氧；SBR；反硝化除磷；缺氧反應(yīng)時(shí)間；曝氣方式

據(jù)統(tǒng)計(jì),生活污水的排放量占總污水排放量的一半以上,其主要污染物為氮、磷元素.目前,我國(guó)污水處理廠采用的脫氮除磷工藝大都存在著碳源不足、能耗高、污泥齡的矛盾等缺點(diǎn)[1],處理費(fèi)用高昂.1987年,Comeau等[2]發(fā)現(xiàn)了一類聚磷菌(poly-phosphate accumulating organisms, PAOs),它們能夠在缺氧的條件下同時(shí)去除氮和磷,即反硝化除磷菌(denitrifying phosphorus accumulating organisms, DPAOs).隨后的研究指出[3-5],DPAOs是利用儲(chǔ)存在體內(nèi)的PHA在缺氧條件下以硝酸鹽氮(NO3--N)或亞硝酸鹽氮(NO2--N)為電子受體過(guò)量吸磷,實(shí)現(xiàn)一碳兩用,同步的脫氮除磷,同時(shí)能減少曝氣量與污泥產(chǎn)量,節(jié)約成本.

短程反硝化除磷工藝由于其更加節(jié)能受到了學(xué)者們的廣泛關(guān)注.反硝化除磷工藝可在SBR與連續(xù)流反應(yīng)器中實(shí)現(xiàn).典型的連續(xù)流反應(yīng)器BCFS中,將缺氧段前置,實(shí)現(xiàn)反硝化除磷反應(yīng),但是較多的攪拌設(shè)備與污泥回流裝置增加了其運(yùn)行能耗.而SBR(sequencing batch reactor)反應(yīng)器由于其簡(jiǎn)潔的結(jié)構(gòu)形式和靈活的控制方式(周期時(shí)間、曝氣強(qiáng)度、進(jìn)水量等易于調(diào)整)已成為富集馴化DPAOs最常用的反應(yīng)器類型[6-8].Tsuneda等[9]在SBR中好氧段投加碳源對(duì)好氧吸磷進(jìn)行抑制,實(shí)現(xiàn)了后置缺氧的反硝化除磷.Marcelino等[10]采用兩個(gè)SBR分開(kāi)培養(yǎng)DPAOs和好氧氨氧化菌(AOB),實(shí)現(xiàn)了雙污泥系統(tǒng)的反硝化除磷.但是,前者需要在反應(yīng)器中投加碳源,實(shí)用價(jià)值不高;后者操控復(fù)雜,在進(jìn)水磷較多的情況下出水難以達(dá)標(biāo)[11-14].

作者前期采用單一的SBR反應(yīng)器,將缺氧段后置,通過(guò)控制曝氣強(qiáng)度與好氧時(shí)間,在好氧段去除一部分磷,缺氧段反硝化除磷,得到了良好的脫氮除磷性能[15].本文在此基礎(chǔ)上,控制曝氣強(qiáng)度與曝氣時(shí)間,將硝化過(guò)程控制在亞硝酸鹽階段,研究了亞硝酸鹽途徑反硝化除磷的啟動(dòng)方法與性能,以期為反硝化除磷的優(yōu)化設(shè)計(jì)提供實(shí)驗(yàn)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行方法

如圖1所示,SBR裝置由有機(jī)玻璃制成,內(nèi)徑13cm,高35cm,有效容積4L,換水比50%.在反應(yīng)器壁垂直方向設(shè)置一排間距為5cm的取樣口,用以排水和取樣.反應(yīng)器底部微孔曝氣,反應(yīng)過(guò)程中攪拌使之均勻,此外裝置pH值、DO探頭進(jìn)行實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè).進(jìn)水、攪拌、曝氣、排水均由時(shí)間控制器自動(dòng)控制.

1．進(jìn)水箱2.泵3.排水閥4.曝氣環(huán)5.氣體流量計(jì)6.空壓泵7.pH值、T測(cè)定儀8.DO測(cè)定儀9.攪拌器10.時(shí)間控制器

在進(jìn)行本實(shí)驗(yàn)前,反應(yīng)器已穩(wěn)定運(yùn)行了64d,在厭氧/好氧/缺氧/好氧(A/O/A/O)下,曝氣強(qiáng)度為0.8L/min,污泥齡為25d時(shí),獲得了穩(wěn)定的以硝酸鹽為電子受體的反硝化除磷能力,對(duì)COD、NH4+-N、TN、TP有良好的去除效果,系統(tǒng)內(nèi)以硝酸鹽為電子受體的反硝化除磷菌占總聚磷菌的比例在80%以上.本試驗(yàn)中,反應(yīng)器以A/O/A/O運(yùn)行,每天運(yùn)行4個(gè)周期,包括進(jìn)水10min,反應(yīng)300min,沉淀40min,排水5min,閑置5min.溫度由水浴控制在20~25℃,周期末排泥水混合液控制污泥齡在30d.整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程分為3個(gè)階段,分別記為Run 1,2,3.反應(yīng)器運(yùn)行條件及參數(shù)見(jiàn)表1.

表1 實(shí)驗(yàn)運(yùn)行參數(shù)

1.2 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

試驗(yàn)廢水為模擬北京市北京工業(yè)大學(xué)家屬院化糞池污水,每升配水添加1mL微量元素溶液[16].水質(zhì)情況與微量元素的組成見(jiàn)表2.

表2 進(jìn)水水質(zhì)和微量元素溶液組成

1.3 分析方法

本試驗(yàn)采用5B-3BCOD多參數(shù)快速測(cè)定儀測(cè)定COD、TP的濃度,NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS、SVI等指標(biāo)均采用國(guó)家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[17],TN為NH4+-N、NO2--N和NO3--N三者加和,pH、DO和溫度采用WTW- pH/Oxi340i型多參數(shù)測(cè)定儀在線檢測(cè).

1.4 反硝化除磷菌占聚磷菌比例的批次實(shí)驗(yàn)

確定反硝化除磷菌(DPAOs)在聚磷菌中的比例的方法按照Wachtmeister等[18]推薦的方法進(jìn)行.本文取1L周期末泥水混合液,用蒸餾水清洗3遍,以去除殘留物質(zhì)的影響,之后加入密閉SBR反應(yīng)器投加CH3COONa為碳源(COD= 300.0mg/L)進(jìn)行90min的厭氧攪拌,反應(yīng)結(jié)束后平均分成2份,一份曝氣(初始DO=1mg/L)好氧運(yùn)行60min,另一份加入20mg/L的NO2--N缺氧運(yùn)行60min,系統(tǒng)中DPAOs占PAOs的比例為缺氧最大吸磷速率和好氧最大吸磷速率的比值Kano/Kaer.

2 結(jié)果與討論

2.1 COD的去除效果

如圖2(a)所示, COD平均去除率為92.3%,可以看出,反應(yīng)器工況的變化對(duì)COD的去除沒(méi)有明顯的影響.整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間,出水COD的濃度呈逐漸下降的趨勢(shì),最終穩(wěn)定在20mg/L以下,去除率高達(dá)95%,滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(以下簡(jiǎn)稱DB11/ 890-2012)A標(biāo)準(zhǔn)[19],遠(yuǎn)優(yōu)于城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(以下簡(jiǎn)稱GB18918-2002)一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)[20]的出水要求.經(jīng)檢測(cè),COD的去除發(fā)生在厭氧段,好氧段與缺氧段幾乎沒(méi)有COD的消耗,這說(shuō)明COD被DPAOs利用合成PHA,而缺氧段由于沒(méi)有COD的消耗,也可排除反硝化細(xì)菌對(duì)脫氮作用的貢獻(xiàn).

2.2 TP的去除效果

圖2(b)為系統(tǒng)進(jìn)出水TP的變化趨勢(shì).整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間,出水TP先升高后下降,最終穩(wěn)定在0.5mg/L以下,TP去除率達(dá)到95%左右,出水滿足GB18918-2002一級(jí)A的要求[20].在進(jìn)行該實(shí)驗(yàn)前,反應(yīng)器富集培養(yǎng)的是以硝酸鹽為電子受體的DPAOs,曝氣強(qiáng)度較高,在降低曝氣至0.6L/min后,DPAOs無(wú)法迅速適應(yīng)低的溶解氧環(huán)境,致使活性降低,抑制了其好氧吸磷能力,在第2d,出水TP迅速攀升到3.045mg/L,隨后DPAOs活性恢復(fù),出水TP逐步降低到0.5mg/L以下.但是由于因曝氣降低而導(dǎo)致硝化性能下降,出水氨氮濃度居高不下(圖2(c)).第14d,調(diào)整曝氣方式為兩段式曝氣,調(diào)整第一個(gè)好氧段(O1)到0.8L/min,第二個(gè)好氧段(O2)為0.2L/min.出水TP濃度沒(méi)有明顯變化,但是發(fā)現(xiàn)O1階段末TP僅為5.936mg/L,可供DPAOs在缺氧段利用的磷酸鹽過(guò)少,抑制了其活性.

為增加O1出水TP,第20d,繼續(xù)調(diào)整曝氣方式,O1段提高曝氣強(qiáng)度為1.2L/min,同時(shí)縮短曝氣時(shí)間為40min,相應(yīng)增加缺氧段反應(yīng)時(shí)間,總反應(yīng)時(shí)間不變.Abeling等[21]指出,提高DO濃度可以增加AOB的活性.以在Run 2階段運(yùn)行穩(wěn)定的第19d為例,O1段初期溶解氧僅為0.42mg/L.本文一方面提高曝氣強(qiáng)度,增加AOB的活性,進(jìn)而增加AOB與聚磷菌競(jìng)爭(zhēng)溶解氧的能力;另一方面,縮短反應(yīng)時(shí)間,以供給細(xì)菌適量的溶解氧,防止過(guò)度曝氣,以此為策略來(lái)增加O1段出水TP濃度,提升反硝化除磷能力.在反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定后,在第35d,進(jìn)行了PAOs與DPAOs代謝活性實(shí)驗(yàn)(圖3).其最大Kano與Kaer分別為28.94mg TP/(g MLSS×h)和41.37mg TP/(g MLSS×h),計(jì)算可得亞硝酸鹽類型的DPAOs占PAOs的比例為70%,反硝化除磷菌為聚磷菌中的主導(dǎo)細(xì)菌.

2.3 氮的去除效果

如圖2(c)所示,在Run 1階段第1~4d,由于曝氣強(qiáng)度降低,出水氨氮由0mg/L迅速升高到22.70mg/L,去除率降至64.3%.同時(shí),出水NH4+-N濃度的增加直接導(dǎo)致出水TN猛增至31.72mg/L,總氮去除惡化.由于較低的曝氣強(qiáng)度使得反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度較低,硝化細(xì)菌尤其是亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的活性受到抑制[21-22].雖然TN去除率有所惡化,但是出水NO3--N卻由11.00mg/L下降至4.07mg/L.本文以低溶解氧限制NOB活性,逐漸將NOB淘洗出反應(yīng)器,使AOB占主體地位,實(shí)現(xiàn)短程硝化.同時(shí),由圖2(b、c)可以看出,TN與TP的去除率有一定的相關(guān)性,但是略微滯后于TP去除率的變化.分析認(rèn)為,一,由于曝氣強(qiáng)度降低,DPAOs與NOB的活性受到抑制,反硝化除磷能力下降,出水TP與TN升高,隨著DPAOs活性的恢復(fù)與AOB的增殖,出水TP下降,反硝化除磷能力提高,出水TN也隨之下降;二,有研究表明[23-25],NOB對(duì)低DO有一定的耐受性,曝氣量減少,使得DPAOs活性降低,進(jìn)而使其在O1階段吸磷不足,但卻恰恰保證了缺氧段的反硝化除磷能力,而反應(yīng)器內(nèi)尚未淘洗的大量NOB則保證了其硝化能力,出水TN得以維持在較低的水平,TN去除率的惡化速度相對(duì)于TP滯后;三,SBR反應(yīng)器的換水比為50%,由于硝化能力不足使得上一周期殘留的NH4+-N再次進(jìn)入下一個(gè)周期中,變相的增加了進(jìn)水NH4+-N濃度,形成惡性循環(huán),導(dǎo)致TN去除效率恢復(fù)速度比TP緩慢.第7d,出水NO3--N降至1mg/L左右,相比之前大大減少.第9~13d,出水TN維持在17~19mg/L之間,去除率在75%左右,但是出水中仍含有10~13mg/L的NH4+-N.進(jìn)入Run 2階段后,出水NO3--N猛增至11.40mg/L,隨后逐漸降低至4.48mg/L,而出水NO2--N則由2.65mg/L升高至7.04mg/L.由于NOB的淘洗是一個(gè)漸進(jìn)的過(guò)程,曝氣強(qiáng)度升高,NOB得以恢復(fù),但是在0.8L/min的曝氣強(qiáng)度下,O1段初期DO僅為0.44mg/L,AOB的氧飽和常數(shù)在0.2~0.4mg/L,NOB的氧飽和常數(shù)在1~1.5mg/L[22],低DO下AOB的增殖速率要快于NOB[26-27],由此來(lái)看,低溶解氧下AOB的增殖與NOB的淘洗是Run 2與Run 1兩個(gè)階段出水中NO2--N在NOx--N中比重增加的原因.O1段曝氣強(qiáng)度的增加,提高了硝化細(xì)菌的代謝活動(dòng),氨氧化率升高到了99%以上.氨氧化率的提升,為DPAOs提供了更多的NO2--N,反硝化除磷能力加強(qiáng),TN去除率有所上升,出水TN降至12~13mg/L.雖然TN的去除率有所增加,但是如前文所述的,DPAOs在缺氧段可利用的TP略顯不足,影響了TN的進(jìn)一步去除.

Run 3階段,第20d,調(diào)整曝氣后,O1段初期DO增加為0.5mg/L,但是可以明顯的看出,出水NO3--N在持續(xù)下降,這說(shuō)明AOB已經(jīng)在硝化細(xì)菌中占有主導(dǎo)地位,成功實(shí)現(xiàn)了常溫下低氨氮濃度下AOB的富集與短程硝化.在本試驗(yàn)中,短程硝化的實(shí)現(xiàn)得益于限氧條件下的排泥策略.本階段DO濃度增加,提高了AOB的代謝活性,增加了AOB與DPAOs爭(zhēng)奪溶解氧能力,加上反應(yīng)時(shí)間縮短,使得O1段出水TP比Run 2階段增加,缺氧段的反硝化除磷量增加,出水TN進(jìn)一步下降.值得說(shuō)明的是,在第21~26d,由于曝氣裝置損壞,曝氣強(qiáng)度極不穩(wěn)定,其中第21、22與26d,由于過(guò)量曝氣,出水NO3--N增加,TN去除率惡化.更換新的曝氣設(shè)備后,出水NO3--N降至1mg/L以下,短程硝化性能恢復(fù).本實(shí)驗(yàn)中,AOB為硝化細(xì)菌中的主導(dǎo)菌群,活性污泥中僅含有微量的NOB,短時(shí)的過(guò)量曝氣對(duì)短程硝化幾乎沒(méi)有破壞.在Run 3階段后期,出水NH4+-N低于1mg/L,TN低于10mg/L,滿足DB11/890-2012A出水標(biāo)準(zhǔn)[19],優(yōu)于GB18918-2002一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)[20].

2.4 典型周期污染物的變化

圖4為反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)短程硝化與短程的反硝化除磷后,反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)一個(gè)典型周期內(nèi)污染物的變化趨勢(shì).可以看出,COD的去除發(fā)生在厭氧段,COD減小的同時(shí)伴隨著釋磷現(xiàn)象,這是DPAOs利用聚磷水解產(chǎn)生的ATP將COD合成PHA.在COD消耗完畢后,釋磷量也達(dá)到最大值,到厭氧段結(jié)束,反應(yīng)器內(nèi)TP濃度已經(jīng)高達(dá)121.1mg/L.足夠的碳源、高污泥齡和SBR交替厭氧/好氧/缺氧/好氧的環(huán)境,使得SBR中富集了大量的DPAOs,在充足的碳源下釋放出高濃度的磷,這為O1段提供了足夠的磷酸鹽,從而保證缺氧段剩余一部分磷酸鹽滿足DPAOs反硝化除磷反應(yīng).同時(shí),可以明顯的看出,好氧段不僅有好氧吸磷與氨氮的氧化,還存在著總氮損失的現(xiàn)象.分析認(rèn)為,由于好氧段COD濃度幾乎沒(méi)變,而兩個(gè)好氧段的DO分別在0.5~0.9mg/L與0.1~0.3mg/L,排除反硝化菌的作用,總氮的去除歸功于DPAOs在微缺氧環(huán)境下的反硝化除磷作用.在缺氧段發(fā)生反硝化除磷反應(yīng),NO2--N在30min就消耗完畢,長(zhǎng)達(dá)140min的反應(yīng)時(shí)間使DPAOs發(fā)生了典型的缺氧釋磷現(xiàn)象,雖然在O2段下降至0.5mg/L以下,但是由于反復(fù)的釋磷吸磷過(guò)程,消耗了胞內(nèi)碳源PHA,影響了TP的進(jìn)一步去除,因此,缺氧段的反應(yīng)時(shí)間不宜過(guò)長(zhǎng),宜控制在NO2--N反應(yīng)完畢為止.在TN、TP的去除路徑上,反硝化除磷的脫氮作用與好氧吸磷是其主要形式,這樣既保證了脫氮效率又避免了反硝化除磷對(duì)磷去除能力不足的缺點(diǎn)[11-12].

對(duì)反應(yīng)器的運(yùn)行實(shí)時(shí)進(jìn)行控制,自動(dòng)化運(yùn)行,不僅可以減少人力的投入,還可以提高反應(yīng)效率.研究表明[28-30],DO、pH與ORP可以作為實(shí)時(shí)控制的參數(shù).本文以DO、pH為參數(shù),研究其實(shí)時(shí)控制的策略.厭氧段釋磷,pH下降,釋磷結(jié)束,pH趨于平緩.缺氧段,發(fā)生反硝化除磷反應(yīng),pH上升,在NO2--N基質(zhì)消耗完畢后,DPAOs開(kāi)始釋磷,pH下降,產(chǎn)生拐點(diǎn).O1段,發(fā)生好氧吸磷與短程硝化兩個(gè)過(guò)程,好氧段前期反應(yīng)器內(nèi)磷酸鹽濃度較高,以吸磷過(guò)程為主,后期DO濃度增加,AOB的代謝活性提升,以短程硝化為主,pH先上升后下降.在O2段,同樣有pH先升后降的現(xiàn)象,但是DO在初期處于比較穩(wěn)定的水平,在后期在氨氮完全氧化后,由0.1~0.2mg/L增加至0.3mg/L以上,DO上升,產(chǎn)生拐點(diǎn).因此,pH與DO可以作為厭氧段、缺氧段與O2段反應(yīng)結(jié)束的標(biāo)志,O1段的實(shí)時(shí)控制策略還有待進(jìn)一步的研究.

2.5 污泥濃度與沉降性能的變化

圖5為實(shí)驗(yàn)期間MLSS、SVI與SRT的變化.進(jìn)行本實(shí)驗(yàn)前,系統(tǒng)的污泥齡為25d,在試驗(yàn)期間,污泥齡為30d.MLSS由于SRT的延長(zhǎng),呈現(xiàn)了短幅增長(zhǎng),但隨后又有所下降并穩(wěn)定在2.72~2.78g/ L.SRT的延長(zhǎng)并沒(méi)有對(duì)MLSS產(chǎn)生明顯的影響,這說(shuō)明以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化除磷有著極低的污泥產(chǎn)率,相對(duì)于傳統(tǒng)脫氮除磷15d的污泥齡來(lái)說(shuō),產(chǎn)泥量減少了50%.SVI在整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間相對(duì)穩(wěn)定,沒(méi)有明顯變化.本文中SVI維持在100~105mL/g,活性污泥有著良好的沉淀性能,同時(shí)也表征著菌群的活性較好.

2.6 曝氣方式對(duì)反硝化除磷的影響

由表1可見(jiàn),Run 1階段O1與O2段曝氣強(qiáng)度相同、Run2階段為兩段式曝氣,曝氣強(qiáng)度前高后低(0.8/0.2L/min)、Run3階段在兩段式曝氣的基礎(chǔ)上,進(jìn)一步提高了O1段曝氣強(qiáng)度(1.2/0.2L/min),三個(gè)階段曝氣總量相同,但出水水質(zhì)差別很大.以各階段運(yùn)行較為穩(wěn)定的第13、19與35d為例,氨氧化率與出水TN分別為85.21%、99.27%、100%和17.18mg/L、12.08mg/L、8.35mg/L,出水TP則均低于0.5mg/L.由章2.2,2.3節(jié)的討論可知,不同的曝氣方式影響了O1段出水TP與AOB的活性,抑制了DPAOs的反硝化除磷能力,影響了NH4+-N與TN的去除效果,而TP由于好氧段的吸磷反應(yīng),出水差別不大.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,在曝氣總量不變的前提下,采取強(qiáng)度前高后低的兩段式曝氣,控制O1段適宜的曝氣強(qiáng)度與反應(yīng)時(shí)間,可保證系統(tǒng)氮的去除效果.

3 結(jié)論

3.1 后置缺氧SBR亞硝酸鹽途徑的反硝化除磷系統(tǒng)出水COD、TP、NH4+-N、TN分別可達(dá)到17.47mg/L、0.462mg/L、0mg/L和8.35mg/L.

3.2 將缺氧后置的SBR系統(tǒng),以亞硝酸鹽為電子受體的反硝化除磷菌占總聚磷菌比例的70%,高比例的反硝化除磷菌保證了系統(tǒng)的脫氮除磷效率.

3.3 過(guò)長(zhǎng)的缺氧反應(yīng)時(shí)間會(huì)導(dǎo)致缺氧釋磷,影響TP的去除效果,宜控制在亞硝酸鹽反應(yīng)完畢為止.

3.4 在亞硝酸鹽途徑的后置缺氧SBR中,不同的曝氣方式僅對(duì)氮的去除效果產(chǎn)生影響;曝氣總量不變,采取強(qiáng)度前高后低的兩段式曝氣,控制適宜的曝氣強(qiáng)度與時(shí)間,可提高氮的去除能力.

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Denitrifying phosphorus removal by nitrite pathway in a post-anoxic SBR system.

LI Dong1*, LI Xiao-ying1, YANG Jie1, LUO Ya-hong2, ZHOU Yuan-zheng1, ZENG Hui-ping1, ZHANG Jie1,3

(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Henan Key Laboratory for Environmental Pollution Control, Key Laboratory for Yellow River and Huai River Water Environmental and Pollution Control, Ministry of Education, College of the Environment, Henan Normal University, Xinxiang 453007, China；3.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2017,37(8)：2994~3001

In a post-anoxic sequencing batch reactor(SBR) system treating domestic wastewater, the realization of nitritation and denitrifying phosphorus removal by nitrite pathway and its removal efficiency was investigated. The results indicated that nitritation and denitrifying phosphorus removal in low concentration of ammonia water at room temperature was established by the strategy of sludge discharge in condition of limited oxygen. The effluent of COD、TP、NH4+-N、TN was 17.47mg/L,0.462mg/L,0mg/L and 8.35mg/L, respectively. According to batch experiments, the ratio of denitrifying phosphorus accumulating organisms which took nitrite as electron acceptor in total poly-phosphate accumulating organisms could reached 70%. Studies had found that 140mins anoxic reaction time could have negative effects on phosphorus removal, and anoxic reaction time should be controlled in the completion of the nitrite consumption. Aeration mode affected the removal of nitrogen. With total oxygen changeless, adopted the strategy of high to low strength aeration(1.2~0.2L/min), nitrogen removal efficiency could be improved.

nitritation；post-anoxic；SBR；denitrifying phosphorus removal；anoxic reaction time；aeration mode

X703.3

A

1000-6923(2017)08-2994-08

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要從事水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)關(guān)鍵技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.

2017-02-10

國(guó)家科技重大專項(xiàng)水專項(xiàng)(2012ZX07202005).

* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn