亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用.pdf

中国环境科学 2016,36(6)：17051714 china environmental science 亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用 康婷婷 1,王 亮2,何洋洋1,孙法迁1,吴伟祥1* (1.浙江大学环境与资源学院,浙江 杭州 310058；2.东华工程 科技股份有限公司,安徽 合肥 230000) 摘要：以亚硝酸盐作为电子受体进行反硝化除磷污泥的驯化,并探究了工艺运行条件、性能及实际应用情况.研究表明:厌氧-缺氧-好氧驯 化方式可快速富集以亚硝酸盐为电子受体的反硝化聚磷菌,通过逐步提高底物浓度可以驯化富集耐受高no2 -n浓度的dnpaos.实际废水 运行实验表明,反硝化除磷法处理猪场废水 uasb-sfsbr 尾水是可行的,当缺氧进水 no3 -n、 no 2 -n 和 po 43 -p 浓度分别为 5,70,30mg/l 时,出水 no3 -n 和 no 2 -n 浓度基本为 0,po 43 -p 浓度在 1.0mg/l 以下. 关键词：反硝化除磷；亚硝酸盐；碳源；投加方式；实际废水 中图分类号：x703 文献标识码：a 文章编号：1000-6923(2016)06-1705-10 the performance of dpao using nitrite as electron acceptor and its practical application. kang ting-ting1, wang liang2, he yang-yang1, sun fa-qian1, wu wei-xiang1* (1.college of environmental and resource sciences, zhejiang university, hangzhou 310058, china； 2.east china engineering science and technology ltd, hefei 230000, china). china environmental sciecne, 2016,36(6)：17051714 abstract：in this study, the effects of the operational parameters on the performance and practical application of the acclimated dpao sludge using nitrite as electron acceptor were investigated. the results showed that anaerobic-anoxic-aerobic process was highly effective for the enrichment of nitrite-based dpaos. besides, a step increase of nitrite concentration in the feed was beneficial to improve the nitrite tolerance of dnpaos. practical application suggested that dpao process was feasible for the post-treatment of uasb-sfsbr effluent during the piggery tail wastewater treatment. when the influent concentration of no3 -n、no 2 -n and po 4 3-p were 5,70 ,30mg/l, respectively, the effluent could reach down to nearly 0of no3 -n and no 2 -n, and less than 1.0mg/l of po 4 3-p. key words：denitrifying phosphorus removal；nitrite；carbon source；dosing method；real wastewater 对于低 c/n 废水,碳源不足往往成为脱氮与 除磷的限制因素.反硝化除磷菌(dpaos)能够利 用 no3 -或 no 2 -代替 o 2作为电子受体 1-3,与传统 生物除磷相比,反硝化除磷工艺能够实现氮磷同 时去除1,4及实现“一碳两用”,不但节约了碳源、 曝气量,同时减少了剩余污泥产量5 -6,因此成为 近年来的研究热点.而以 no2 -作电子受体,则可 通过将硝化反应控制在亚硝化阶段,进一步节省 需氧量,降低能耗5.因此有关 no2 -反硝化除磷技 术的研究日益受到关注7 -13. 厌氧-缺氧-好氧 sbr 驯化模式由于有了后 续的好氧段,可以提高除磷效果,及污泥的絮凝沉 降性12,成为当前主要的 dpaos 驯化富集方式. 目前,反硝化除磷工艺以 no3 -作为电子受体,效 果较为理想15 -16,而对于 no 2 -作为电子受体的除 磷效果及其抑制浓度尚不统一.王爱杰等12通过 厌氧/缺氧间歇试验研究了亚硝酸盐浓度、进水 cod 浓度和进水 ph 值对反硝化除磷工艺的影 响,认为控制 no2 -n 的质量浓度为(355)mg/l, 厌氧段进水ph值为8.00.1,缺氧段进水ph值为 7.20.1, cod 为 400mg/l 时,反硝化除磷效果最 佳.hu 等3人通过试验得出,作为代替氧和硝酸 盐作为电子受体的亚硝酸盐的上限浓度值很高, 可以高达 115mg/l.同时,当前反硝化除磷的研究 多集中于模拟废水以及低浓度城市污水的研 究 15 -16,而将反硝化除磷工艺应用于高浓度含磷 收稿日期：2015-11-07 基金项目：国家水体污染与治理重大专项(2014zx07101-012);浙江 省重大科技专项(2012c03001) * 责任作者, 教授, 1706 中 国 环 境 科 学 36 卷 实际废水研究的文章鲜有报道. 本研究驯化富集出可耐受较高no2 -n浓度 的dpaos,并通过sbr批次试验和静态实验探究 了基质投加方式对反应过程的影响,dpaos 对 no2 -n 的耐受程度与驯化时间的关系以及以 no2 -n 为电子受体的反硝化除磷过程用于处 理实际废水的可行性,旨在为反硝化除磷工艺的 实际应用提供参考. 1 材料与方法 1.1 实验装置 反硝化除磷装置采用常规 sbr 反应器,主体 由有机玻璃制成,呈圆柱状,内径19cm,总高60cm, 有效高度 50cm,有效容积 14.17l. 静态实验装置主要由 2 台 hj-6a 型六联数 显控温磁力搅拌器、12 只 250ml 高型烧杯以及 其他相关配件组成. 1.2 接种污泥 接种污泥取自杭州七格市政污水处理厂二 沉池,污泥呈黄褐色, tss 为 15.95g/l, vss 为 11.33g/l, vss/tss 值为 0.71. 1.3 实验过程与水质 1.3.1 dnpaos 驯化及负荷提升过程 向 sbr 反应器中投加经过淘洗的污泥 5.5l,污泥添加比 为 40%,反应器初始污泥 tss 6.19g/l.反应器运 行周期 12h,运行方式为厌氧(3.75h)-静置排水 (2h)-缺氧(4h)-好氧(0.25h)-静置排水排泥(2h), 曝气量 5.2l/min.厌氧和缺氧进水量均为 8.67l, 充水比 0.61,采用蠕动泵精密投加,投加时间均为 100min,进水的同时开启搅拌机进行反应.厌氧进 水只含 cod,缺氧进水含 nh4+-n、no3 -n、 no2 -n、po 4 3-p、ca2+、mg2+以及微量元素 等.srt 控制在 1520d,该运行方式下共富集培 养 21d.在污泥反硝化除磷性能稳定的情况下提 升反应器负荷,通过逐步提高厌氧进水 cod,缺 氧进水 po43 -p 和 no 2 -n 浓度,减小缺氧进水 no3 -n 浓度,实现 dnpaos 完全以 no 2 -n 为电 子受体进行缺氧吸磷.配水中 cod、no3 -n、 no2 -n、po 4 3-p 分别以 naac、kno 3、nano2 和 kh2po4形式提供,按需配制.富集驯化初期 dnpaos 厌氧进水 cod 150mg/l, 缺氧进水 no2 -n 5mg/l, no 3 -n 15mg/l, po 4 3-p 10mg/l. 底物浓度提升过程进水水质见表 1. 表 1 底物浓度提升段进水水质(mg/l) table 1 composition of synthetic wastewater used in enhanced dnpaos cultivation process (mg/l) 阶段 项目 水质 指标1 2 3 4 5 6 7 厌氧进水cod150150200350 350 350 350 po43 -p 15152035 45 45 45 no2 -n 5 101025 35 45 45 缺氧进水 no3 -n 15101515 15 5 0 1.3.2 dnpaos 过程碳源利用效率 采用静态 实验装置完成,研究不同 cod 负荷下 po43 -p 的 释放情况,从而考察 dnpaos 的碳源利用效率. 采用 12 个高型烧杯进行 6 组实验,编号为 1#6#, 每组设定 2 个平行.分别向 6 组实验的高型烧杯 中加入 50ml 从稳定在第 7 阶段的 sbr 反应器 中取出的活性污泥,分别加入 200ml 浓度分别为 25,50,75,100,150,200mg/l 的 naac 溶液.实验温 度控制在 27,搅拌速率 150r/min,实验时间 240min.实验结束后取上清液过滤,测定其 codcr 和 po43 -p 浓度.静态实验初期各烧杯内 no 2 -n 浓度 0.02mg/l,no3 -n 未检出,故实验过程中可 忽略可能存在的反硝化干扰. 1.3.3 dnpaos 对 no2 -n 的耐受能力 该实 验主要由两部分组成,分别向 6 组实验用高型烧 杯中加入从第 4 阶段(编号 1)和第 7阶段(编号 2) 的 sbr 反应器中取出的活性污泥 50ml,再分别 加入 200ml 不同浓度的进水,污泥浓度约为 5.5gvss/l.实验温度控制在 27,搅拌速率均控 制在 150r/min,实验时间设定为 180min,每 20min 取样测定其 po43 -p 浓度,考察 dnpaos 对 no2 -n 耐受能力与进水底物浓度之间的关系, 水质成分见表 2. 1.3.4 uasb-sfsbr 尾水反硝化除磷 sbr 处 理 采用成功驯化富集 dnpaos 的 sbr 反应器 进行连续运行实验,进水采用猪场废水 uasb- sfsbr处理尾水,尾水codcr、 nh4+-n、 no3 -n、 6 期 康婷婷等：亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用 1707 no2 -n、tp 浓度分别为(162.27 20.78)mg/l、 (48.965.15) mg/l 、 (4.760.43) mg/l 、 (49.939.83) mg/l、(39.644.84) mg/l.反应器运 行周期为8h,每天运行3个周期,运行方式为厌氧 (3.75h)-缺氧(3h)-曝气(0.25h)-静置排水排泥 (1h).进水均采用蠕动泵精密投加,投加时间 50min,厌氧进水量为 1.05l,缺氧进水量为 7.62l, 反应器充水比 0.61,进水同时开启搅拌机进行反 应.整套装置置于(261)的温室中,反应器连续 运行 15d. 表 2 no2 -n 对 dnpaos 抑制实验水质(mg/l) table 2 composition of the synthetic wastewater used for the inhibition test of dnpaos (mg/l) 实验 编号 水质 指标 1# 2# 3# 4# 5# 6# po43 -p 25 25 25 25 25 25 实验 1 no2 -n 0 3.125 6.259.375 12.518.75 po43 -p 50 50 50 50 50 50 实验 2 no2 -n 0 6.25 12.518.75 25 31.25 1.4 分析方法 ph 值用雷磁 ph 计测定;codcr用哈希快速 试剂盒测定; nh4+-n、no2 -n、no 3 -n、 po43 -p、mlss 采用国标法测定17. 2 结果与讨论 2.1 dnpaos 驯化及负荷提升过程 2.1.1 dnpaos 驯化过程反应器运行情况 由 图 1 可以看出,随着驯化富集的进行,从第 13d 开 始,厌氧段和缺氧段出水 cod 趋于稳定.厌氧出 水 cod 浓度低于 25mg/l,残留碳源量较少,从而 限制了反硝化菌的生长.厌氧 cod 去除量在 60mg/l 以上,去除率在 75%以上.驯化初期好氧 出水no3 -n和no 2 -n浓度略高于缺氧结束时, 可能是接种污泥中的硝化菌在起作用,但是随着 驯化富集的进行,no3 -n 和 no 2 -n 浓度趋于相 同,说明在短时间曝气条件下硝化菌活性逐渐降 低,反应器内已经不存在硝化作用.随着驯化过程 的进行,no3 -n和no 2 -n去除率明显上升,该阶 段结束时去除率已经接近 100%(图 2). 0 20 40 60 80 100 135791113 15 17 19 21 0 25 50 75 100 125 去除率(%) t(d) cod(mg/l) 图 1 dnpaos 驯化过程中 cod 浓度的变化 fig.1 variation of cod in dnpaos cultivation process 厌氧出水好氧出水厌氧 cod 去除量 厌氧 cod 去除率 驯化富集过程中po43 -p浓度变化情况如图 3所示,接种污泥初期吸收缺氧进水中的 po43 -p, 同时有部分污泥死亡,造成出水 po43 -p 浓度变 化无规律.驯化富集到第 14d,厌氧出水 po43 -p 浓度开始稳定在 11mg/l 左右,当缺氧段结束时, 反应器内 po43 -p 浓度低于 2.0mg/l,经过 15min 的曝气后,好氧出水 po43 -p 浓度低于 0.8mg/l, 平均总除磷率达到 94%. 反应器内污泥浓度逐渐降低并稳定在 4.55.0gtss/l,污泥 vss/tss 值在 0.50 左右(图 4).系统不仅表现出了稳定的厌氧释磷和缺氧吸 磷能力,而且污泥量比较稳定,说明该运行方式下 dnpaos 的驯化富集是可行的. 2.1.2 dnpaos 负荷提升过程反应器的运行情 况 经过 64d 共 7 个阶段的持续运行,反应器成 功实现完全以no2 -n为电子受体进行反硝化除 磷.浓度提升过程 po43 -p 浓度变化如图 5 所示, 第 1 阶 段 厌 氧 出 水 从 10.89mg/l 上 升 到 15.50mg/l 左右并保持稳定,缺氧结束时,反应器 内 po43 -p 在 1.1mg/l 以下,15min 曝气后, po43 -p 浓度进一步降至 0.75mg/l 以下.第 2 阶 段适当提高no2 -n浓度,降低no 3 -n浓度,该阶 段内厌氧出水浓度稳定在16.8mg/l左右,缺氧结 束时 po43 -p 浓度在 1.963.59mg/l 之间,明显高 于第 1 阶段缺氧结束浓度,曝气后出水 po43 -p 浓度在 0.75mg/l 以下.第 3 阶段继续提升进水浓 度,由于底物浓度的升高,污泥在厌氧段释放出更 1708 中 国 环 境 科 学 36 卷 多的磷,出水平均浓度达到 19.6mg/l,同时,污泥缺氧吸磷与好氧吸磷能力进一步提高. 0 3 6 9 12 1 3 5 7 9111315 171921 0 1 2 3 4 5 (c) no2-n 浓度 厌氧出水 缺氧结束 好氧出水 no 3 - -n 质量浓度(mg/l) (a) no3-n 浓度 t(d) no 2 - -n 质量浓度(mg/l) 厌氧出水 缺氧结束 好氧出水 -110 -80 -50 -20 10 40 70 100 -80 -50 -20 10 40 70 100 -6 -4 -2 0 2 4 6 (d) no2-n 去除 (b) no3-n 去除 no 3 - -n 质量浓度(mg/l) 去除率(%) 1357911 13 15 17 19 21 -2 -1 0 1 2 3 去除率(%) no 2 - -n 质量浓度(mg/l) 缺氧 no2-n 去除量 缺氧 no2-n 去除率 缺氧 no3-n 去除量 缺氧 no3-n 去除率 t(d) 图 2 dnpaos 驯化过程中 no3 -n 和 no 2 -n 的变化 fig.2 variation of no3 -n and no 2 -n in dnpaos cultivation process 0 20 40 60 80 100 0 5 10 15 20 25 1 3 5 7 9 11131517 1921 0 5 10 15 20 25 去除率(%) po 4 3 - -p 释放、吸收量(mg/l) t(d) 211917 1513119 7 3 1 po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) 厌氧出水 缺氧结束 好氧出水 5 (a) (b) 图 3 dnpaos 驯化过程中 po43 -p 浓度的变化 fig.3 variation of po43 -p in dnpaos cultivation process 厌氧释磷量 好氧吸磷量缺氧吸磷量 缺氧除磷率 好氧除磷率磷去除率 (b) 0.00 0.25 0.50 0.7517 19 21 0 1 2 3 4 5 6 7 t(d) vss/tss 质量浓度(mg/l) tss vss vss/tss 图4 dnpaos 驯化过程中反应器内污泥tss 和vss 的 变化 fig.4 variation of tss and vss in dnpaos cultivation process 第 4、5 阶段,进水 po43 -p 和 no 2 -n 浓度 进一步升高,污泥释磷与吸磷能力明显提升,这 2 个阶段内,单位体积的缺氧吸磷量已经超过厌氧 释磷量,更多的磷在缺氧段被 dnpaos 吸收储存 于体内,通过排出富磷污泥的形式除去.第 6、7 阶段,进水 no2 -n 浓度达到 45mg/l,厌氧释磷量 6 期 康婷婷等：亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用 1709 出现较大幅度的下降,缺氧吸磷量也呈现一定的 下降,原因可能有 2 个方面:一是 no2 -n 浓度过 高对 dnpaos造成了抑制;二是 no2 -n 作为电 子受体的效率不如 no3 -n,造成 dnpaos 缺氧 吸磷能力降低,进一步影响厌氧释磷能力.尽管厌 氧释磷量和缺氧吸磷量都呈现不同程度的下降, 但是系统除磷率与好氧出水po43 -p浓度都没有 出现较大的波动,说明该系统稳定性较好. 0 10 20 30 40 50 1 8 15 22 29 364350 5764 0 10 20 30 40 50 0 20 40 60 80 100 (b) 7543 1 po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) 2 6 (a) 去除率(%) po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) t(d) 图 5 进水浓度提升过程中进出水 po43 -p 浓度的变化 fig.5 variation of po43 -p in enhanced dnpaos anaerobic-anoxic-aerobic cultivation process 厌氧释磷量 缺氧吸磷量好氧吸磷量 缺氧磷去除率磷去除率 厌氧出水 缺氧结束好氧出水(a) (b) 由图6(a)可以看出,两段出水no3 -n浓度波 动范围较小,一般在 0.5mg/l 以下,最高不超过 2.5mg/l.由图 6(b)可以看出,两段出水 no2 -n 浓 度与 no3 -n 浓度呈现相似的规律,波动范围不 超过 0.5mg/l.反应器内 no3 -n 和 no 2 -n 去除 率接近100%,结合po43 -p浓度变化,可以推断反 应器内 dnpaos 已经成功富集,并且能够耐受较 高浓度的 no2 -n. 0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 1815222936 43 50 57 64 -0.1 0.0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 7 6 5 432 厌氧出水 好氧出水 (a) no3-n 1 no 3 - -n 质量浓度(mg/l) no 2 - -n 质量浓度(mg/l) t(d) (b) no2-n 厌氧出水 好氧出水 图 6 进水浓度提升过程中进出水 no3 -n 和 no 2 -n 浓度的变化 fig.6 variation of no3 -n and no 2 -n in enhanced dnpaos anaerobic-anoxic-aerobic cultivation process 2.1.3 反应过程 p/c 与 p/n (1)污泥碳源利 用效率:研究发现,碳源利用效率(p/c)可以很好 的指示系统中除磷菌的活性18 -19,p/c 越高,说 明 dnpaos 在系统中的含量越高.因此,p/c 可 以作为表征污泥反硝化除磷性能的一个重要 指标. 1234 5 6 0 7 14 21 28 35 po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) 实验编号 实验开始 实验结束 图 7 各批次实验 po43 -p 浓度变化情况 fig.7 variation of po43 -p concentration in six batch experiments 1710 中 国 环 境 科 学 36 卷 1 2 345 6 -0.1 0.1 0.3 0.5 0.7 实验编号 p/c 图 8 各批次实验污泥碳源利用效率 fig.8 variation of carbon sources utilization ratios in six batch experiments 由图 7 所示,当供给 cod 量较少(32 96mgcod/gvss/d) 时 , 污 泥 不 释 磷 或 少 量 释 磷,cod可能被污泥同化吸收;当供给cod量增加 (128256mgcod/gvss/d),随着供给 cod 量的增 加,反硝化聚磷污泥释放出更多的 po43 -p,意味着 有更多的cod被dnpaos吸收合成为phb,缺氧 段可利用的碳源和能源更多,将能够摄取更足量 的po43 -p.5#与6#批次实验的cod 负荷较高,p/c 稳定在 0.250.3 之间,具体情况如图 8 所示. 蒋轶峰20的研究表明,随着驯化富集的进 行,p/c 会不断升高,从第 1d 的 0.15 升高至第 60d 的 0.35,第 60d 的 p/c 略高于本文的实验结果.这 说明污泥中的有效 dnpaos 含量仍然可以通过 富集驯化进一步提升. (2)稳定运行期 p/n:如果进水 no2 -n/ po43 -p 过小,则缺氧吸磷不完全,造成出水磷浓 度过高,而且缺氧吸磷不完全会造成 dnpaos菌 体内糖原得不到恢复21 -22,从而影响下一阶段的 厌氧释磷,最后造成系统除磷率下降;如果进水 no2 -n/po 4 3-p 过高,则会造成 no 2 -n 残留,对 污泥造成不利影响,另外,厌氧段存在 no2 -n 会 优先进行反硝化,从而影响厌氧释磷.因此,确定 dnpaos 的 no2 -n/po 4 3-p 非常重要. 由表3可见,稳定期缺氧段no2 -n消耗量与 po43 -p 吸收量较为稳定,两者比值在 0.750.97 之间,平均值为 0.900.08.dnpaos驯化富集过程 中,厌氧结束后滗去上清液,排除了残留碳源对缺 氧吸磷的干扰,该条件下的比值较准确地反应了 no2 -n 与 po 4 3-p 的去除比. 黄毅23通过实验得出,亚硝酸盐消耗量与 磷酸盐的吸收量之比为0.72.本研究中氮磷去除 比值略高于以上研究,这是因为反硝化产能与 poly-p 合成之间的能量传递存在限制,当系统 中 dnpaos占优势地位,大部分反硝化过程与缺 氧吸磷耦合,减少 atp 的无谓消耗,导致磷酸盐 吸收量增加,no2 -n 与 po 4 3-p 去除比降低,而 当 dnpaos 比例下降时,一部分 atp 用于与缺 氧吸磷无关的过程,导致去除比升高.这说明本 研究中 dnpaos比例相对偏低,仍有进一步提升 的潜力. 表 3 第 7 阶段缺氧段 no2 -n 与 po 4 3-p 去除量 table 3 the removal of no2 -n and po 4 3-p in anoxic phase 运行时间(d) no2 -n 去除量 (mg/l) po43 -p 去除量 (mg/l) n/p 52 27.24 30.61 0.89 54 27.51 31.26 0.96 56 26.72 28.43 0.97 58 28.44 31.25 0.91 60 35.04 36.88 0.75 62 29.90 33.98 0.95 64 27.53 30.23 0.93 2.2 基质投加方式对 dnpaos过程的影响 采用驯化富集污泥的 sbr 反应器进行实验, 分别在100, 50, 35min以及瞬时投加等量的cod 进行厌氧释磷或 no2 -n 进行缺氧吸磷.进水完 成后,每20min采样一次,过滤后测定其基质浓度, 考察基质投加方式对 dnpaos过程的影响. 2.2.1 碳源投加方式对 dnpaos 过程的影 响 与传统生物除磷相似,反硝化除磷在厌氧段 吸收 cod 合成储能化合物并释磷,尽管 cod 冲 击负荷过大对 dnpaos是否产生不利影响还鲜 有报道,但是冲击负荷过大对传统生物除磷工艺 的不利影响已经有很多研究24 -26,而且残留的碳 源也会对缺氧段吸磷起到抑制作用.因此,可以推 断 cod 投加方式会对反硝化除磷污泥的除磷性 能产生影响. 6 期 康婷婷等：亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用 1711 0 10 20 30 40 50 (a) po43-p po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) 0 25 50 75 100125150175200 225 t(min) 0255075100125 150 175 200 225 0 50 100 150 200 250 (b) cod cod(mg/l) t(min) 图 9 碳源投加方式对污泥释磷吸碳的影响 fig.9 influence of carbon source dosing method on denitrifying phosphorus removal 投加时间 100min投加时间 50min 投加时间 35min瞬时投加 由图 9(a)可以看出,一旦有 cod 进入系统, 污泥即开始吸碳释磷,瞬时一次性投加 cod 的 方式下,由于碳源供给充分,初始厌氧释磷速率较 大,但是 40min 之后,其厌氧释磷速率开始低于其 他 3 个实验,最终厌氧出水 po43 -p 浓度最低,各 进水方式下厌氧释磷量大小依次为:100min 50min35min0min.由图 9(b)可以看出,100,50, 35min 进水方式下,厌氧出水 cod 均低于 50mg/l,而瞬时投加进水方式下,厌氧出水 cod 为(100.6814.78) mg/l,碳源残留量较高,不利于 后续缺氧吸磷.可见,较长的碳源投加时间对厌氧 释磷是有利的. 0 10 20 30 40 0 10 20 30 40 (a) 投加时间 100min 质量浓度(mg/l) (b) 投加时间 50min 质量浓度(mg/l) 0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250 0 10 20 30 40 0255075 100 125 150 175 200 225 250 0 10 20 30 40 t(min) (c) 投加时间 35min (d) 瞬时投加 t(min) 质量浓度(mg/l) 质量浓度(mg/l) 图 10 no2 -n 投加时间对反硝化除磷的影响 fig.10 influence of no2 -n dosing method on denitrifying phosphorus removal po43-p no2-n 1712 中 国 环 境 科 学 36 卷 2.2.2 no2 -n 投加方式对 dnpaos 过程的影 响 图 10 所示是以 no2 -n 为电子受体时,不同 投加时间对 dnpaos 缺氧吸磷效果的影响.由图 10(a)、(b)和(c)可以看出,当投加时间为 100,50, 35min 时,随着进水结束,no2 -n 浓度下降至 0.5mg/l 以下并保持稳定,缺氧进水结束时,反应 器内po43 -p浓度分别为(1.890.21), (1.240.14), (0.751.00)mg/l,此时系统处于缺乏碳源和电子 受体的状态,po43 -p 浓度也较低.随着搅拌的继 续,反应器内 po43 -p 浓度逐渐升高,240min 时 po43 -p 浓度分别为(9.510.35), (10.410.21), (8.500.2)mg/l,三者二次释磷量没有显著差异, 最后15min的曝气使反应器内的po43 -p浓度再 次降低到较低水平. 反应器内初始 no2 -n 浓度达到 27.56mg/l, 此时 dnpaos 受到抑制,po43 -p 浓度下降缓慢, 待缺氧段结束,po43 -p 的去除量约为 10mgl-1,说 明在该 no2 -n 浓度下,dnpaos 活性没有完全受 到抑制.反应进行 120min 后,no2 -n 浓度从初始 的27.56mg/l 降至0.05mg/l,大部分no2 -n 被污 泥内碳源反硝化除去.因此当采用 no2 -n 作为电 子受体时,连续投加方式优于一次投加方式. 2.3 dnpaos 对 no2 -n 的耐受能力 过高的no2 -n 浓度会抑制dnpao s活性,但 是具体抑制浓度是多少,至今尚无定论. meinhold 等27的静态实验结果表明,当 no2 -n 浓度低于 5mg/l 时,对 dnpaos没有抑制作用,反而可以用 作 dnpaos 的电子受体;当 no2 -n 浓度高于 8mg/l时,将会对缺氧吸磷产生完全抑制.lee等28 对(ao)2-sbr 单污泥系统反硝化除磷现象进行 考察发现,当硝化段 no2 -n 累积量达到 10mg/l 时,反硝化除磷依然进行,no2 -n 也可以用作 dnpaos的电子受体.可以推断, dnpaos 对 no2 -n 的耐受及利用能力是可以通过驯化来提 高的29 -30,而且与采用的驯化工艺有关. 由图 11 可以看出,当 no2 -n 浓度为 0 时, 随着搅拌的进行,po43 -p 浓度略有上升,这可能 是由于部分污泥水解释磷所致.当初始 no2 -n 浓度分别为 2.5,5,7.5mg/l 时,污泥呈现不同程度 的缺氧吸磷,在此范围内,no2 -n 浓度越高,缺氧 吸磷量越大,反应结束时水中残留 po43 -p 浓度 越低.当初始 no2 -n 浓度为 10,15mg/l 时,污泥 吸磷量降低,反应结束时水中残留的 po43 -p 浓 度远高于no2 -n为7.5mg/l时,第4阶段稳定期 的 dnpaos在初始 no2 -n 浓度为 10mg/l 时即 表现出强烈的受抑制现象. 020406080100120140160180 10 14 18 22 t(min) po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) 图11 no2 -n 浓度对第4 阶段dnpao s缺氧吸磷的影响 fig.11 influence of no2 -n concentration on the denitrifying phosphorus removal in phase 4 0mg/l2.5mg/l 5mg/l 7.5mg/l10mg/l 15mg/l 020406080100120140160180 24 30 36 42 48 t(min) po 4 3 - -p 质量浓度(mg/l) 图12 no2 -n 浓度对第7 阶段dnpao s缺氧吸磷的影响 fig.12 influence of no2 -n concentration on the denitrifying phosphorus removal in phase 7 0mg/l5mg/l10mg/l 15mg/l20mg/l 25mg/l 由图 12 可以看出,当初始 no2 -n 浓度为 5,10,15mg/l时, no2 -n浓度越高,缺氧吸磷量越 大.当初始 no2 -n 浓度升高到 20,25mg/l 时,污 泥吸磷量降低,反应结束时水中残留的 po43 -p 6 期 康婷婷等：亚硝酸型反硝化除磷工艺特性及其应用 1713 浓度远高于 no2 -n 为 15mg/l 时,第 7 阶段稳定 期的 dnpaos在初始 no2 -n 浓度为 20mg/l 时 即表现出强烈的受抑制现象.该抑制浓度是第 4 阶段抑制浓度的 2 倍,而且明显高于 meinhold27 和 lee 等28的研究.这可能是因为驯化富集过程 中,污泥逐渐适应了高浓度 no2 -n 对生物的毒 性作用,同时 dnpaos对 no2 -n 利用能力不断 增强,间接降低了微生物细胞外的 no2 -n 浓度, 使污泥具备更高的 no2 -n 抑制浓度.因此可通 过逐步提高底物浓度的方式驯化富集耐受高 no2 -n 浓度的 dnpao s. 2.4 uasb-sfsbr 尾水反硝化除磷 sbr 处理 以 no2 -n 和 po 4 3-p 浓度较高的猪场废水 uasb-sfsbr 处理尾水为研究对象,开展了 dpaos 工艺应用于实际废水处理的可行性研究. 出水水质如图 13 所示.整个连续运行过程中 nh4+-n 没有发生转化,cod 没有出现累积. 1 3 5 7 911 1315 0 1 2 3 4 t(d) 质量浓度(mg/l) no3-n no2-n po43-p 图 13 连续运行过程出水水质变化情况 fig.13 variation of effluent no3 -n, no 2 -n and po43 -p concentration in sbr reactor 由图 13 可以看出,反硝化除磷 sbr 反应器 连续运行后,dnpaos迅速适应该运行条件,出水 no3 -n 和 no 2 -n 一直保持较低浓度,po 4 3-p 浓度也逐渐稳定在 1.0mg/l 以下.说明 uasb- sfsbr 处理尾水采用反硝化除磷 sbr 处理是可 行的. 3 结论 3.1 厌氧-缺氧-好氧运行方式下 dnpaos 的驯 化富集是可行的,通过逐步提高 no2 -n 浓度,降 低 no3 -n 浓度可以成功富集耐受较高 no 2 -n 浓度的 dnpaos.稳定运行期 p/c 在 0.250.3 之 间,p/n 在 0.750.97 之间. 3.2 较长的碳源投加时间有利于厌氧段碳源消 耗较彻底,连续式 no2 -n 投加方式有利于缓解 其对反应过程的抑制作用.第 4 阶段和第 7 阶段 dnpaos 的 受抑制浓 度分别为 10mg/l 和 20mg/l,即可通过逐步提高底物浓度的方式提高 dnpaos 对 no2 -n 的耐受性. 3.3 当缺氧进水 no3 -n、no 2 -n 和 po 4 3-p 浓度分别为 5, 70, 30mg/l 时,出水 no3 -n 和 no2 -n浓度基本为0,po 4 3-p浓度在1.0mg/l以 下,说明采用反硝化除磷法处理 uasb-sfsbr 尾水是可行的. 参考文献： 1 guisasola, a, qurie m, vargas m d, et al. failure of anenriched nitrite-dpao population to use nitrate as an electron acceptor j. process biochem., 2009,44:689-695. 2 merzouki m, bernet n, delgenes j p, et al. effect of prefermentation on denitrifying phosphorus removal inslaughterhouse wastewater j. bioresource technology, 2005,(96):1317-1322. 3 j y hu, kim j, tsuneda s, et al. anaerobic/oxic/anoxic granular sludge process as an effective nutrient removal rocess utilizing denitrifying polyphosphate-accumulating organisms j. water research, 2006,(40):2303-2310. 4 鲍琳琳.反硝化聚磷菌特性与反硝化除磷工艺研究 d. 哈尔 滨:哈尔滨工业大学, 2008. 5 汪 林.反硝化同步除磷动力学原理及其在改善 msbr 性能 中的应用 d. 重庆:重庆大学, 2010. 6 苗志加.强化生物除磷系统聚磷菌的富集反硝化除磷特性 d. 北京:北京工业大学, 2013. 7 zeng wei, li lei. denitrifying phosphorus removal and impact of nitrite accumulation on phosphorus removal in a continuous anaerobicanoxicaerobic (a2o) process treating domestic wastewater j. enzyme and microbial technology, 2011,48(4): 134-142. 8 张立成.亚硝化反硝化除磷工艺及分子微生物学研究 d. 北 京:北京工业大学, 2011. 9 zeng wei, wang xiangdong. nitritation and denitrifying phosphorus removal via nitrite pathway from domestic wastewater in a continuous muct process j. bioresource technology, 2013,143(5-7):187-195. 1714 中 国 环 境 科 学 36 卷 10 曾 薇,李博晓,王向东,等.muct 短程硝化和反硝化除磷系统 candidatus accumulibacter的代谢活性和菌群结构 j. 中国环 境科学, 2013,33(7):1298-1308. 11 wang yayi, zhou shuai. nitrite survival and nitrous oxide production of denitrifying phosphorus removal sludges in long-term nitrite/nitrate-fed sequencing batch reactors j. water research, 2014,1354(14):010861. 12 王爱杰,吴丽红,任南琪,等.亚硝酸盐为电子受体反硝化除磷工 艺的可行性 j. 中国环境科学, 2005,25(5):515-518. 13 李 燕.短程反硝化除磷动力学模型及工艺技术研究 d. 北 京:中国矿业大学, 2013. 14 张小玲,王 磊,王志盈. no2 -作为缺氧吸磷电子受体的试验研 究 j. 环境科学, 2006,27(5):930-933. 15 garca-usach f a, ribes j b. calibration of denitrifying activity of polyphosphate accumulating organisms in an extended asm2d model j. water research, 2010,44(6):5280-5289. 16 pan yu wonga,