氮磷過度排放導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化仍是全球關(guān)注的水污染熱點問題, 而對于傳統(tǒng)城市污水處理廠來說, 污水的深度脫氮除磷和同步達標排放仍是需要攻克的難點問題.傳統(tǒng)脫氮除磷工藝存在脫氮與除磷對有限碳源的競爭、硝化反應(yīng)產(chǎn)物對厭氧釋磷的抑制、剩余污泥產(chǎn)量高等問題, 使得脫氮除磷效果大大降低.在不過多投加外碳源、不增加污泥產(chǎn)量的前提下, 實現(xiàn)低C/N城市污水高效脫氮除磷是值得研究的熱點問題.反硝化除磷工藝是一種高效低能耗的生物脫氮除磷技術(shù), 其可利用反硝化聚磷菌(DPAOs)在厭氧條件下釋磷的同時攝取可溶性有機碳源合成胞內(nèi)聚β-羥基丁酸(PHB)儲存于細胞內(nèi), 在缺氧條件下利用PHB為碳源并以NO3--N為電子受體進行反硝化除磷的特性, “一碳兩用”, 可以達到有效節(jié)省碳源和曝氣能耗、減少剩余污泥產(chǎn)量的目的.

　　ANAMMOX工藝可在厭氧條件下, 通過厭氧氨氧化菌(AnAOB)的作用將亞硝酸鹽(NO2--N)為電子受體和氨氮(NH4+-N)直接轉(zhuǎn)化為N2[式(1)], 是一種較為經(jīng)濟且可長期穩(wěn)定高效脫氮工藝, 具備能耗低、污泥產(chǎn)量低, 脫氮率高等優(yōu)點.然而, 當前ANAMMOX工藝用于處理城市污水時, 其性能極易受反應(yīng)基質(zhì)NO2--N的不穩(wěn)定供給和有機物濃度過高等因素的影響.

　　近年來, 短程反硝化工藝(PD)頗受關(guān)注.在外碳源驅(qū)動的PD工藝中, 異養(yǎng)反硝化菌(DOHOs)可利用污水中的COD將NO3--N轉(zhuǎn)化為NO2--N, 為ANAMMOX工藝獲得NO2--N提供了新途徑.現(xiàn)有研究報道, 采用PD工藝處理廢水時, NTR可高達90%.但該工藝仍存在出水COD濃度高或NO3--N去除不完全等問題, 容易對ANAMMOX過程的穩(wěn)定進行產(chǎn)生不利影響.另一方面, 以內(nèi)碳源驅(qū)動的PD過程, 即內(nèi)源短程反硝化(EPD), 可有效解決外源PD過程出水有機物濃度偏高的問題.此外, EPD過程內(nèi)碳源降解速率較慢, 通過合理調(diào)控反應(yīng)時間可較容易地實現(xiàn)短程反硝化停留在NO2--N階段.但目前, 有關(guān)PD工藝與DPR工藝耦合用于同時處理城市污水和含硝酸鹽廢水, 并實現(xiàn)穩(wěn)定亞硝積累和高效磷去除的研究還鮮見報道.在該PD-DPR耦合工藝中, 外源和內(nèi)源短程反硝化及反硝化除磷過程在NO3--N去除、NO2--N積累和PO43--P去除中的貢獻, 以及工藝的優(yōu)化運行特性還有待研究.并且, 該耦合工藝與ANAMMOX組合用于處理城市污水和含硝酸鹽廢水的可行性也需進一步探索.

　　本研究采用厭氧-缺氧-微曝氣運行的序批式活性污泥反應(yīng)器(SBR), 以模擬城市污水和高硝酸鹽廢水為處理對象, 通過聯(lián)合調(diào)控進水C/N比、厭氧排水比和缺氧時間, 考察了PD-DPR耦合系統(tǒng)的啟動和優(yōu)化運行特性, 并探索了PD-DPR過程NO2--N積累和PO43--P去除機制, 以期為PD-DPR耦合ANAMMOX實現(xiàn)城市污水和高硝酸鹽廢水的深度脫氮除磷提供實驗數(shù)據(jù)支撐和理論支持.

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置與工序

　　本實驗用反應(yīng)裝置SBR[圖 1(a)], 采用有機玻璃制成, 為敞口式反應(yīng)器.反應(yīng)器總?cè)莘e為6 L, 有效容積為5 L.采用機械攪拌方式, 微曝氣以曝氣砂頭作為微孔曝氣器, 以轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)曝氣量, 控制反應(yīng)器好氧段溶解氧(DO)濃度在1.0 mg ·L-1以下.運行工序見圖 1(b)和圖 1(c).

  圖 1 PD-DPR系統(tǒng)SBR裝置示意和運行工序

　　SBR先后采用厭氧-缺氧、厭氧-缺氧-微曝氣運行方式, 共運行140 d, 每天運行2周期, 階段1~5(1~127 d), SBR以厭氧(180 min)-缺氧(150~240 min)的方式運行, 以實現(xiàn)系統(tǒng)NO2--N的穩(wěn)定積累, 提高NTR; 階段6(128~140 d), SBR以厭氧(180 min)-缺氧(150 min)-微曝氣(10 min)的運行方式, 主要實現(xiàn)系統(tǒng)對PO43--P的高效去除.此外, 在反應(yīng)運行每個周期的厭氧段和缺氧段(前10 min), 分別向反應(yīng)器內(nèi)進3 L人工模擬城市污水和1 L高硝酸鹽廢水.微曝氣段末期(10 min), 排泥0~20 mL, 以保證系統(tǒng)混合液懸浮固體濃度(MLSS)維持在(3 200±60)mg ·L-1, SBR運行過程中運行參數(shù)詳見表 1.

表 1 PD-DPR系統(tǒng)140 d運行參數(shù)

　　1.2 接種污泥及進水水質(zhì)

　　模擬城市污水采用人工配水方式, 成分和濃度如下：CH3COONa 383~447 mg ·L-1、NH4Cl (270±2.5) mg ·L-1、KH2PO4 47.96mg ·L-1、NaHCO3 300 mg ·L-1、MgSO4 90 mg ·L-1和CaCl2 ·2H2O 14 mg ·L-1, 1 mL微量元素(FeCl3 ·6H2O 1 500 mg ·L-1、CuSO4 ·5H2O 30 mg ·L-1、MnCl2 ·4H2O 120 mg ·L-1、Na2MoO4 ·2H2O 60 mg ·L-1、ZnSO4 ·7H2O 120 mg ·L-1、CoCl2 ·6H2O 150mg ·L-1、KI 180 mg ·L-1、H3BO3 150 mg ·L-1和EDTA 10 000 mg ·L-1).

　　高硝酸鹽廢水采用NaNO3配制而成, NO3--N濃度為300~350 mg ·L-1.

　　接種污泥取自實驗室運行240 d的具有高效脫氮除磷性的SBR, 接種后反應(yīng)器內(nèi)MLSS為3 540 mg ·L-1, 污泥沉降比(SV)約為31%, 污泥體積指數(shù)(SVI)約為91.3 mL ·g-1.

　　1.3 檢測項目及分析方法

　　1.3.1 常規(guī)檢測方法

　　水樣經(jīng)定性濾紙φ11 cm(最大孔徑為15~20 μm)過濾后測定以下基本參數(shù)：PO43--P采用鉬銻抗分光光度法測定; NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定; COD采用連華5B-3A COD多元快速測定儀測定; DO采用雷磁JPB-607溶解氧測定; pH值采用雷磁PHB-3CpH計測定; MLSS、活性污泥沉降性能(SVI)采用重量法測定.此外, SBR反應(yīng)器運行的第141 d時, 測定典型運行周期內(nèi)NH4+ -N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和COD濃度的變化情況.

　　1.3.2 計算方法

　　亞硝酸鹽積累率(NTR)用于表征SBR反應(yīng)器缺氧段硝酸鹽還原過程中亞硝酸鹽的生成情況.

　　式中, NO2i-和NO2e-分別為缺氧段初時和缺氧段末時的NO2--N濃度, mg ·L-1; NO3i-和NO3e-分別為缺氧段初時和缺氧段末時的NO3--N濃度, mg ·L-1.

　　內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化率(CODintra)用于表征SBR反應(yīng)器厭氧段外碳源向內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化情況.

　　式中, CODi, A、NO2, i, A-和NO3, i, A-分別為厭氧段初時COD、NO2--N和NO3--N的濃度, mg ·L-1; CODe, A、NO2, e, A-和NO3, e, A-分別為厭氧段末時COD、NO2--N和NO3--N的濃度, mg ·L-1; 2.86和1.71為理論上單位NO3--N和NO2--N分別進行外源反硝化所消耗的COD值, 以N/COD計(質(zhì)量比).

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 PD-DPR系統(tǒng)運行期間COD去除特性

　　PD-DPR系統(tǒng)運行期間, 反應(yīng)器進出水COD濃度及去除率變化情況見圖 2.

圖 2 不同運行階段COD濃度和去除率及CODintra的變化情況

　　由圖 2可知, 階段1(1~15 d), 當進水COD濃度平均約為300.05 mg ·L-1, 厭氧初COD濃度為225.03 mg ·L-1時, 厭氧末COD濃度由186.20 mg ·L-1逐漸降低到第10 d時的149.80 mg ·L-1, 而后略有波動升高至150.77 mg ·L-1; CODintra由40.43%逐步升高到75.60%, 隨后略有降低且穩(wěn)定維持在66.37%左右.說明在厭氧段系統(tǒng)COD得到了有效去除; 并且, 隨著系統(tǒng)運行時間的逐漸延長, DGAOs和DPAOs的內(nèi)碳源儲存特性不斷增強.此外, 在該階段, 出水COD濃度由121.33 mg ·L-1逐漸減少到7.93 mg ·L-1; COD的去除率由46.38%逐漸升高到96.49%.說明在系統(tǒng)缺氧段也進行了COD的去除.分析原因可能在于缺氧條件促進了PD過程的進行, 實現(xiàn)了對COD的降解.

　　階段2(16~40 d), 當系統(tǒng)進水COD濃度提高到約為351.25 mg ·L-1時, 厭氧初COD濃度為263.41 mg ·L-1時, 厭氧末COD濃度由218.52 mg ·L-1逐漸降低至174.71 mg ·L-1, CODintra逐漸升高穩(wěn)定維持在77.16%左右.說明, 進水COD濃度的提高, 有利于提高厭氧段內(nèi)碳源的儲存, 即在系統(tǒng)厭氧段系統(tǒng)DOHOs、DGAOs和DPAOs均有充足的碳源分別進行外源反硝化和內(nèi)源合成.在該階段, COD去除率由80.66%提高到90.16%;出水COD濃度由51.92 mg ·L-1逐漸降低并穩(wěn)定在20.65 mg ·L-1.說明COD負荷的升高幾乎未對PD-DPR系統(tǒng)的COD去除性能產(chǎn)生影響.

　　階段3(41~60 d), 當系統(tǒng)缺氧段進水NO3--N濃度提高到350.25 mg ·L-1左右時, 系統(tǒng)厭氧末和出水COD濃度均呈現(xiàn)逐步降低趨勢, 分別由180.27 mg ·L-1和25.45 mg ·L-1逐漸降低至166.92 mg ·L-1和18.37 mg ·L-1; CODintra由63.09%逐漸升高至73.29%左右; COD去除率由93.46%逐漸提高到95.20%.說明提高進水NO3--N濃度, 有利于DP過程和PD過程的進行, 從而增加對COD的消耗, 提高系統(tǒng)對COD的去除性能.

　　階段4(61~90 d), 當系統(tǒng)進行厭氧末排水時, 厭氧末出水COD濃度由17.52 mg ·L-1降低至12.35 mg ·L-1; CODintra由68.00%逐步增加到71.47%, 同時COD去除率達到95.40%.說明對PD-DPR系統(tǒng)進行厭氧排水制有利于增強厭氧段DPAOs和DGAOs的內(nèi)碳源儲存作用, 且系統(tǒng)厭氧段COD去除在整個系統(tǒng)COD去除過程中的貢獻較大.

　　階段5(91~126 d), 當系統(tǒng)去除厭氧末排水且缺氧時間由240 min縮短至150 min時, 厭氧末COD濃度穩(wěn)定維持在166.61 mg ·L-1左右, CODintra維持在73%左右; 系統(tǒng)出水COD濃度穩(wěn)定保持在18.00 mg ·L-1左右, COD去除率高達93%.說明縮短缺氧時間對PD-DPR系統(tǒng)的COD去除特性未產(chǎn)生影響.

　　在階段6(127~140 d), 當系統(tǒng)以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行時, 厭氧末COD濃度和出水COD濃度依然得以穩(wěn)定維持(分別約160.60和9.63 mg ·L-1); 缺氧末COD穩(wěn)定維持在12.06 mg ·L-1, CODintra稍有升高至約80.71%, COD去除率高達96.63%.綜上可知, PD-DPR系統(tǒng)具有較好地對COD去除性能.

　　2.2 PD-DPR運行期間NO3--N和NO2--N轉(zhuǎn)化特性

　　PD-DPR系統(tǒng)運行期間, 反應(yīng)器進出水NO3--N和NO2--N濃度及NTR變化情況見圖 3.

 圖 3 不同運行階段NOx--N濃度和NTR的變化情況

　　階段1(1~15 d), PD-DPR系統(tǒng)缺進水NO3--N濃度約為304.45 mg ·L-1, 出水NO3--N由34.61 mg ·L-1逐步降低并穩(wěn)定維持在11.93 mg ·L-1, 同時出水NO2--N濃度和NTR由5.22 mg ·L-1和19.77%逐步升高并穩(wěn)定保持在35.83 mg ·L-1和35.83%.說明PD-DPR系統(tǒng)可以實現(xiàn)NO3--N短程反硝化過程NO2--N的積累.

　　階段2(16~40 d), 隨著進水COD濃度的提高(約為351.25 mg ·L-1時), 出水NO3--N濃度由5.86 mg ·L-1逐步降低并穩(wěn)定維持在1.60 mg ·L-1左右; 出水NO2--N濃度和NTR由29.56 mg ·L-1和48.94%不斷升高至44.00 mg ·L-1和73.35%左右.說明提高進水COD濃度有利于提升系統(tǒng)NO2--N積累性能.分析其原因可能是提高進水COD濃度有利于促進反硝化過程NO3--N去除, 但由于此時進水COD/NO3--N比較高(約為3.5), 可以實現(xiàn)反硝化過程NO2--N的積累.

　　階段3(41~60 d), 隨著進水NO3--N提高至約350.25 mg ·L-1, 出水NO3--N濃度由10.62 mg ·L-1降低至約5.60 mg ·L-1, 出水NO2--N濃度由40.62 mg ·L-1不斷升高至53.23 mg ·L-1.NTR由67.16%逐步提高到83.22%左右.與階段2相比, 該階段系統(tǒng)出水NO3--N濃度稍有升高約4.00 mg ·L-1, 但出水NO2--N濃度升高約8.00 mg ·L-1.說明進水NO3--N濃度的提高(COD/NO3--N比為3~4), 有利于促進短程反硝化過程的進行和NO2--N積累, 但容易造成NO3--N去除不完全.文獻[27]指出, 當進水COD/NO3--N比在3左右時, 更有利于反硝化過程中NO2--N穩(wěn)定的積累.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　階段4(61~90 d), 當對系統(tǒng)進行厭氧末排水時, 出水NO3--N濃度由第62 d時的18.37 mg ·L-1飆升至第90 d時的27.60 mg ·L-1, 分析原因是厭氧末排水使得部分剩余外碳源隨水排出系統(tǒng), 造成系統(tǒng)缺氧初COD濃度降低, 進而導(dǎo)致缺氧段反硝化過程所需外碳源不足.該階段出水NO2--N濃度由53.23 mg ·L-1先降低至第61 d時的21.55 mg ·L-1后又逐漸恢復(fù)至33.23 mg ·L-1, 同時NTR先由78.82%降低至46.41%后又升高70.79%左右.說明在系統(tǒng)缺氧段同時存在DGAOs和DPAOs的EPD和DPR過程, 其可以保證系統(tǒng)內(nèi)NO3--N的部分去除和NO2--N的積累.

　　階段5(91~125 d), 當系統(tǒng)不再厭氧末排水且缺氧段時間縮短至150 min時, 出水NO3--N濃度由7.28 mg ·L-1不斷降低并穩(wěn)定在1.0mg ·L-1以下, 出水NO2--N濃度穩(wěn)定保持在53.23 mg ·L-1左右; NTR由77.08%逐步提高到83.41%左右.說明縮短缺氧時間, 可有效地將反硝化進程控制在NO2--N階段, 有助于實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累.Wang等進行內(nèi)源短程反硝化除磷過程研究時, 同樣得出合理調(diào)控缺氧時間(150 min)可以促進反硝化過程NO2--N高效積累(NTR為75.3%)的結(jié)果.

　　階段6(126~140 d), 當系統(tǒng)以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行時, 出水NO3--N濃度穩(wěn)定維持在1.0 mg ·L-1以下, 出水NO2--N濃度和NTR分別高達55.99 mg ·L-1和78.37%.與階段5相比較, 該階段系統(tǒng)缺氧末和出水NO2--N、NO3--N濃度幾乎未發(fā)生變化.說明系統(tǒng)微曝氣段未發(fā)生硝化反應(yīng), 其未影響系統(tǒng)的短程反硝化性能.

　　2.3 PD-DPR系統(tǒng)運行期間PO43--P去除特性

　　PD-DPR系統(tǒng)運行期間, 反應(yīng)器進出水PO43--P濃度及去除率變化情況見圖 4.

圖 4 不同運行階段PO43--P濃度和去除率的變化情況

　　階段1(1~15 d), 系統(tǒng)進水PO43--P濃度約為11.00 mg ·L-1, 厭氧末PO43--P濃度由10.33 mg ·L-1逐漸升高并穩(wěn)定維持在11.77 mg ·L-1, 同時出水PO43--P濃度由4.53 mg ·L-1逐漸降低至3.94 mg ·L-1; PO43--P去除率由56.15%升高至67.19%.說明PD-DPR系統(tǒng)具備一定的除磷性能, 但釋磷和吸磷量略低(分別為4.20和4.90 mg ·L-1).分析其原因可能在于SBR采用厭氧-缺氧的運行方式, 在缺氧段PAOs反硝化除磷活性較弱, 影響釋磷和吸磷過程的進行, 造成出水PO43--P濃度偏高.

　　階段2(16~40 d), 隨著進水COD濃度的提高, 厭氧末PO43--P濃度穩(wěn)定維持在12.04 mg ·L-1左右, 但出水PO43--P濃度降低至2.22 mg ·L-1; PO43--P去除率逐漸升高至81.56%.相比較階段1, 出水PO43--P濃度有所降低, PO43--P去除率有所升高, 說明提高系統(tǒng)進水COD濃度, 使C/P維持在31左右, 有助于強化系統(tǒng)的除磷性能.這與甄建園等[29]進行進水C/P對SNEDPR系統(tǒng)脫氮除磷性能影響的實驗時, 得出合理調(diào)控系統(tǒng)進水C/P有利于提高系統(tǒng)的除磷性能, 且當C/P為30時系統(tǒng)具有最佳除磷性能的結(jié)論相一致.

　　階段3(41~60 d), 隨著進水NO3--N濃度的提高, 厭氧末PO43--P濃度逐漸升高至13.48 mg ·L-1, 同時出水PO43--P濃度降低至1.05mg ·L-1; PO43--P去除率高達92.21%.與階段2相比較, 該階段系統(tǒng)的除磷性能得到提升.說明提高缺氧段進水NO3--N濃度, 有利于加強DPAOs的除磷性能, 即DPAOs有充足的NO3--N作為電子受體進行反硝化除磷.

　　階段4(61~90 d), 當系統(tǒng)進行厭氧末排水時, 厭氧末PO43--P濃度繼續(xù)升高至16.71 mg ·L-1, 出水PO43--P濃度接近0; PO43--P濃去除率進一步升高至96.17%.分析系統(tǒng)除磷性能得到進一步增強的原因可能在于缺氧段COD濃度降低, 使得外源短程反硝化過程受到抑制, DPAOs擁有充足的電子受體進行反硝化除磷.

　　階段5(91~125 d), 當缺氧段時間縮短為150 min時, 厭氧末PO43--P濃度由16.66 mg ·L-1升高到17.83 mg ·L-1, 變化較微小; 出水PO43--P濃度維持在0.45 mg ·L-1, 較階段4有所減小; 去除率基本維持在97%左右.這一現(xiàn)象表明縮短缺氧時間, 將反硝化進程控制停留在NO2--N階段, 對系統(tǒng)的除磷性能基本沒有產(chǎn)生影響, PD-DPR系統(tǒng)可同時實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累和PO43--P的去除.

　　階段6(126~140 d), 當系統(tǒng)以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行, 微曝氣段DO濃度控制在0.5~1.0 mg ·L-1時, 厭氧末PO43--P濃度由19.89 mg ·L-1進一步升高并穩(wěn)定在21.99 mg ·L-1, 缺氧末PO43--P濃度為0.52 mg ·L-1, 出水PO43--P濃度穩(wěn)定低于0.50 mg ·L-1.該結(jié)果表明增加微曝氣段, 有助于PAOs的進一步吸磷, 其保障了系統(tǒng)高效穩(wěn)定的除磷性能.杜世明等采用厭氧-缺氧-微曝氣模式運行DPR-SNED系統(tǒng), 并用于處理低C/N城市污水與硝酸鹽廢水時, 同樣得出低DO條件(0.5~1.0 mg ·L-1)可以保障系統(tǒng)的高效除磷.

　　2.4 PD-DPR系統(tǒng)運行期間出水NO2--N/NH4+-N比值變化特性

　　PD-DPR系統(tǒng)運行期間, 反應(yīng)器進出水NH4+-N濃度與去除率及出水NO2--N/NH4+-N比值變化情況見圖 5.

圖 5 不同運行階段NH4+-N濃度及去除率、NO2--N濃度及出水NO2--N/NH4+-N的變化情況

　　在PD-DPR系統(tǒng)整個運行期間, 進水NH4+-N濃度穩(wěn)定維持在70.00 mg ·L-1左右, 出水NH4+-N濃度基本維持在42.14 mg ·L-1左右, NH4+-N去除率僅為0.52%.說明系統(tǒng)內(nèi)幾乎未發(fā)生硝化反應(yīng), 且反應(yīng)器進出水NH4+-N濃度的降低是由于缺氧段高硝酸鹽廢水添加后的稀釋作用引起的.

　　此外, 系統(tǒng)運行期間出水NO2--N/NH4+-N比值呈現(xiàn)總體上升趨勢.主要表現(xiàn)在：階段1~3(1~60 d), 隨著系統(tǒng)進水COD和NO3--N的升高及系統(tǒng)短程反硝化(除磷)性能的增強, 出水NO2--N/NH4+-N由0.12逐漸升高至1.23;在階段4(61~90 d), 當系統(tǒng)進行厭氧末排水時, 由于系統(tǒng)厭氧段反硝化過程所需外碳源不足所引起的NO2--N積累降低, 使得出水NO2--N/NH4+-N較階段3降低約0.51;在階段5(91~125 d), 當系統(tǒng)不再進行厭氧末排水且缺氧段時間縮短至150 min時, 隨著系統(tǒng)短程反硝化性能的進一步增強, 出水NO2--N/NH4+-N由1.11進一步增加到1.30.

　　在階段6(126~140 d), 系統(tǒng)以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行時, 由于好氧段幾乎未發(fā)生硝化反應(yīng), 保證了出水NO2--N/NH4+-N穩(wěn)定維持在1.30.這說明采用PD-DPR系統(tǒng)可同時實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累和PO43--P的高效去除.Wang等[28]采用內(nèi)源短程反硝化除磷工藝處理城市污水與含硝酸鹽(57.3~182.6 mg ·L-1)廢水實現(xiàn)了亞硝酸鹽積累和磷的去除, 其出水NO2--N/NH4+-N比值為1.02(本試驗<1.30).因此, PD-DPR系統(tǒng)出水水質(zhì)可更好地滿足與厭氧氨氧化工藝耦合進行深度脫氮的水質(zhì)需求.

　　2.5 PD-DPR運行期間典型周期變化特性

　　為進一步分析PD-DPR運行過程中NO2--N積累和PO43--P去除機制, 對反應(yīng)器運行第141 d時一個典型周期內(nèi)各基質(zhì)濃度進行分析, 見圖 6.系統(tǒng)厭氧初濃度分別為COD 265.31 mg ·L-1, NH4+-N 53.47 mg ·L-1, PO43--P 7.04 mg ·L-1; 缺氧初NO3--N濃度為71.14 mg ·L-1.

 圖 6 PD-DPR系統(tǒng)運行第141 d典型周期基質(zhì)濃度以及NTR的變化情況

　　在厭氧段(0~180 min), COD濃度呈現(xiàn)逐漸降低趨勢, 并在第180 min時降低至96.30 mg ·L-1, 同時, PO43--P濃度逐漸升高至11.61 mg ·L-1.NH4+-N和NO3--N濃度幾乎未發(fā)生變化, 分別維持在50.81 mg ·L-1和0, 但NO2--N濃度由13.99 mg ·L-1迅速降低至0.12 mg ·L-1.說明在系統(tǒng)厭氧段DOHOs進行外源的反硝化的同時, DPAOs和DGAOs進行厭氧釋磷并實現(xiàn)外碳源轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源, 以保障后續(xù)缺氧段反硝化除磷的進行.

　　缺氧段(180~330 min), COD、NO3--N和PO43--P濃度均呈現(xiàn)降低趨勢, 其分別降低至14.17、1.24和1.55 mg ·L-1, 同時NO2--N濃度升高至54.33 mg ·L-1.說明在缺氧段DOHOs發(fā)生外源短程反硝化的同時, DPAOs進行反硝化除磷, 以實現(xiàn)系統(tǒng)COD、NO3--N和PO43--P的去除和NO2--N的積累.此外, 值得注意的是COD的去除主要發(fā)生在180~270 min內(nèi)(降低39.58 mg ·L-1), 而在第270~330 min內(nèi)COD濃度降低相對較少(29.19 mg ·L-1).在該缺氧段COD變化量為68.87 mg ·L-1, 其小于NO3--N短程反硝化過程所需理論COD值(89.19 mg ·L-1), 證明了系統(tǒng)內(nèi)DGAOs的EPD過程的進行.另外, NTR先由第180 min時的0逐漸升高至第240 min時的84%后又逐漸降低至第330 min時的75%.分析NTR先增后減的原因可能在于外源短程反硝化進程較快, 可在前60 min內(nèi)消耗大量NO3--N并產(chǎn)生NO2--N; 而在后續(xù)90 min內(nèi), EPD和PDR過程進行較慢, 其所產(chǎn)生NO2--N易被再次用于反硝化, 進而造成NO2--N積累量和NTR的降低.

　　在微曝氣段, COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和PO43--P幾乎保持不變, 使得其出水濃度分別為11.44、40.31、0.98、52.16和0.27 mg ·L-1.因此, PD-DPR系統(tǒng)中外源短程反硝化、內(nèi)源短程反硝化和反硝化除磷的同時進行, 實現(xiàn)了該系統(tǒng)NO2--N的穩(wěn)定積累和PO43--P的高效去除.

　　3 結(jié)論

　　(1) 采用厭氧-缺氧-微曝氣模式運行的SBR反應(yīng)器, 通過聯(lián)合調(diào)控進水C/N比、厭氧排水率和缺氧時間, 可成功實現(xiàn)PD-DPR系統(tǒng)的啟動和穩(wěn)定運行.系統(tǒng)穩(wěn)定運行階段, 出水COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P濃度分別為12.94、42.14、55.99、0.30和0.60 mg ·L-1

　　(2) 調(diào)控進水C/N(3.5→3.0)、厭氧排水率(0→0.75→0)和缺氧時間(240 min→150 min), 有利于強化PD-DPR系統(tǒng)的NO2--N積累特性和磷去除性能.表現(xiàn)為系統(tǒng)COD去除率、PO43--P去除率和NTR分別由46.38%、56.15%和19.77%提高至96.63%、97.23%和78.37%, 出水PO43--P和NO3--N濃度分別實現(xiàn)穩(wěn)定維持在0.5 mg ·L-1和1.0 mg ·L-1以下.

　　(3) 采用PD-DPR系統(tǒng)處理模擬城市污水和高硝酸鹽廢水(NO3--N：300~350 mg ·L-1)時, 能夠?qū)崿F(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累和PO43--P的高效去除.系統(tǒng)NTR和PO43--P去除率分別為97.23%和78.37%, 出水NO2--N/NH4+-N為1.31 :1(接近ANANMMOX工藝理論值1.32 :1), 其出水水質(zhì)可滿足與厭氧氨氧化(ANAMMOX)工藝耦合的要求.

　　(4) PD-DPR系統(tǒng)厭氧段(0~180 min), DGAOs和PAOs將進水中有機碳源儲存為內(nèi)碳源(CODintra達80.71%), 以用于后續(xù)缺氧段內(nèi)源短程反硝化和反硝化除磷; 缺氧段(150 min), DGAOs和DOHOs實現(xiàn)NO2--N的穩(wěn)定積累, 同時DPAOs進行高效反硝化吸磷; 微曝氣段(10 min), 在不發(fā)生硝化反應(yīng)的前提下, PAOs超量吸磷, 實現(xiàn)了系統(tǒng)PO43--P的高效去除.(來源：青島大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院 作者：王秋穎)