低C/N(<3)条件下SNEDPR系统启动及其脱氮除磷特性研究

甄建园,于德爽,王晓霞,陈光辉,杜世明,袁梦飞,张 帆



低C/N(<3)条件下SNEDPR系统启动及其脱氮除磷特性研究

甄建园,于德爽,王晓霞*,陈光辉,杜世明,袁梦飞,张 帆

(青岛大学环境科学与工程学院,山东 青岛 266071)

为了解同步硝化内源反硝化除磷(SNEDPR)系统处理低C/N(<3)污水的脱氮除磷特性,采用厌氧/低氧(溶解氧0.5~1.0mg/L)运行的SBR反应器,以低碳城市污水为处理对象,考察了C/N对SNEDPR启动、脱氮除磷性能优化与菌群结构变化的影响.结果表明:进水C/N由4.3提高至5.15时,系统脱氮除磷性能均逐渐增强,系统总氮(TN)和PO43--P去除率最高达89.3%和90.6%;降低进水C/N<3后,系统脱氮、除磷性能均呈现先降低后逐渐升高的趋势,但低C/N对PAOs(聚磷菌)除磷性能的影响高于其对反硝化聚糖菌(DGAOs)内源反硝化脱氮性能的影响,表现为TN和PO43--P去除率分别先降低至21.4%和3.4%后逐渐升高至92.9%和94.1%.系统稳定运行阶段,单位COD平均释磷量和SNED率达437.1mgP/gCOD和89.1%,出水NH4+-N、NO--N和PO43--P浓度平均为0,4.4,0.2mg/L.经136d的运行,系统内PAOs, GAOs, AOB(氨氧化菌)和NOB(亚硝酸盐氧化菌)分别占全菌的(16±3)%, (8±3)%, (7±3)%和(3±1)%,其保证了系统除磷、硝化和反硝化脱氮性能.此外,系统好氧段存在同步短程硝化内源反硝化,是实现低C/N(<3)污水高效脱氮除磷的原因.

同步硝化内源反硝化(SNED)；反硝化除磷(DnPR)；碳氮比(C/N)；聚磷菌(PAOs)；反硝化聚糖菌(DGAOs)

在传统的城市污水处理工艺中,低碳源往往制约着其脱氮除磷效果[1].通常,城市污水处理厂为了实现污水的达标排放,往往需要进行外碳源的投加[2],其在一定程度上增加了运行成本.目前,已有研究将强化生物除磷系统 (EBPR)[3-6]与同步硝化内源反硝化系统(SNED)[7-9]耦合(即形成同步硝化内源反硝化除磷,SNEDPR)用于污水的脱氮除磷[10-11].在厌氧/好氧条件下运行的SNEDPR系统中,聚磷菌(PAOs)[12]和聚糖菌(GAOs)[13]在厌氧段将外碳源储存为细胞内的聚羟基脂肪酸(PHAs)可用于后续好氧段的吸磷过程及SNED脱氮过程,进而降低出水中NO--N的含量,其可在提高系统脱氮率而且同时

减少 NO--N对下一反应周期PAOs释磷过程的影响[14].与传统生物脱氮除磷(BNR)工艺相比,SNEDPR系统可实现“一碳多用”,解决了反硝化脱氮过程与除磷过程之间对碳源的矛盾与竞争,且具有曝气能耗低、无需外加有机碳源等优势,是一种节能、降耗的污水处理工艺.

目前,有关SNEDPR工艺的研究主要集中在高C/N污水的处理过程[15-16],以及人工配水条件下SNEDPR系统的启动过程[17][-18].有关城市污水条件下SNEDPR系统的启动及其脱氮除磷性能优化的研究相对较少,且均存在同步硝化反硝化率(SND率)低或处理性能低等问题[19-20]. Lo等[21]在SBR中以C/N为15启动的SNDPR,SND率仅为16.7%,TN去除率仅为26.7%.有关低C/N比(<3)条件下,SNEDPR系统的启动与脱氮除磷特性及其性能优化方面的研究尚未见报道.

本研究以实际低C/N城市污水为处理对象,采用延时厌氧(180min)/好氧(溶解氧0.5~1.0mg/L)运行的SBR反应器,通过调控进水COD和C/N及低氧段曝气量,实现SNEDPR的启动和高效、稳定运行.分析系统典型周期内基质浓度、pH值和DO浓度等的变化情况,研究系统的脱氮除磷机理,以期为低C/N(<3)城市污水同步脱氮除磷SNEDPR工艺的开发和实际工程应用提供参考.

1 材料与方法

1.1 试验装置与运行工序

试验装置采用序批式活性污泥反应器(SBR),由有机玻璃制成,高为50cm,直径为19cm,总体积为13L,有效容积为8L.反应器底部设有排泥管和放空管,侧面设有出水口,以方便进水和取样.SBR反应器采用延时厌氧/好氧的运行方式,每天运行4周期,每周期为6h,运行的工序为:延时厌氧搅拌180min(包括进水5min),好氧曝气搅拌150min(包括排泥5min),沉淀20min,排水5min,静置5min.反应器内污泥浓度维持在2800~3500mg/L,SRT为15d,好氧段DO通过转子流量计控制在0.5~1.0mg/ L范围内.

此外,SBR反应器中SNEDPR启动与性能优化试验研究主要分为2个过程:在过程1,通过提高进水COD浓度和C/N,实现SNEDPR的启动,强化PAOs和GAOs在厌氧段的内碳源储存特性,保证后续好氧段中好氧吸磷、反硝化除磷和内源反硝化的高效进行;在过程2,通过降低C/N实现SNEDPR系统处理低C/N城市污水的性能优化.

1.2 接种污泥和试验水质

接种污泥取自青岛市某污水处理厂二沉池剩余污泥,接种后反应器内MLSS为4080mg/L,SVI为106mL/g.试验用水取自青岛市某污水处理厂粗格栅预处理后生活污水,试验过程中通过向城市污水中投加固体乙酸钠或氯化铵的方式来提高进水COD浓度或调控进水C/N.根据实验过程中系统不同进水C/N下表现不同的脱氮除磷性能,可将试验过程分为4个阶段,其中不同运行阶段反应器进水水质情况见表1.

表1 不同阶段下进水水质情况

1.3 检测项目及分析方法

1.3.1 常规检测方法 水样经11cm定性滤纸过滤后测定以下参数:COD采用连华5B-3ACOD多元快速测定仪测定;NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定[22];NO2--N采用-(1-萘基)-乙二胺光度法测定[22];NO3--N采用酚二磺酸分光光度法测定[22]; PO43--P采用钼锑抗分光光度法测定[22];pH值采用雷磁PHB-3CpH计测定;DO采用雷磁JPB-607溶解氧测定仪测定;MLSS、SVI采用重量法测定.此外, SBR反应器运行第130d时,测定一个典型运行周期内NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和COD 浓度及pH值、DO浓度的变化情况.

1.3.2 FISH 分析方法 本实验FISH分析过程中使用的全菌探针为EUBmix,是由EUB338, EUB338Ⅱ,EUB338Ⅲ组成聚磷菌探针为PAOmix,由PAO462, PAO651和PAO846混合而成.聚糖菌探针为GAOmix,是由GAO431和GAO989混合而成[23].相同目标探针均以相同比例混合为PAOmix, GAOmix和EUBmix. AOB探针由NSO1225和NSO190混合而成;NOB探针包括NIT3和Ntspa662[24].图片采用OLYMPUS DP72数字成像系统采集,采用Image plus软件计数,得到各目标菌占总菌EUBmix的百分数.

1.4 SNED率

SNED率用以表示在SNEDPR系统好氧段的氮损失情况[25],其计算方法见式(1):

SNED(%)=[1-(DNO3-+DNO2-)/DNH4+]´100% (1)

式中:ΔNH4+、ΔNO2-、和ΔNO3-分别为系统低氧段NH4+-N、NO2--N 和NO3--N浓度的变化量.

2 结果与讨论

2.1 SNEDPR系统运行过程中COD去除特性

SNEDPR系统的运行过程中,根据系统进水COD和C/N变化情况,可将整个运行过程分为4个阶段.其中,系统运行期间进出水COD、COD去除率、系统厌氧段COD消耗量(CODAC)与系统好氧段COD消耗量 (CODOC)的变化情况见图1.

由图1(a)可知,在阶段Ⅰ(1~18d),系统进水COD浓度平均为217.2mg/L,厌氧末期和出水COD浓度分别由129.4和119.7mg/L逐渐降低至79.8和64.4mg/L,COD去除率由44.6%逐渐升高至70.9%.由图(b)可知,在该阶段CODAC由2.6mg/L逐渐升高至.52.3mg/L,CODOC则由46.7mg/L逐渐降低至3.9mg/L说明,该阶段系统COD的去除主要是通过厌氧段实现的,且随着系统运行时间的逐渐延长,CODAC在系统COD去除中的贡献逐渐增大,分析其原因可能在于PAOs和GAOs内碳源储存特性的逐渐增强.

在阶段Ⅱ(19~36d),当系统进水COD浓度提高至310.5mg/L左右时,系统厌氧末期和出水COD浓度依然保持逐渐降低的趋势,两者分别由76.2, 61.2mg/L逐渐降低至51.6,47.2mg/L.同时,COD平均去除率由57.4%逐渐提高至83.4%.在该阶段, CODAC由34.4mg/L迅速升高至93.5mg/L,而CODOC仅为5.2mg/L.

(a)COD浓度和去除率变化情况;(b) CODAC与CODOC的变化情况

在阶段Ⅲ(37~122d),当系统进水COD浓度降低至180mg/L左右时,系统出水COD浓度稳定维持在51.6mg/L左右,COD去除率平均为72.5%.说明,进水 COD 负荷的变化对系统 COD 去除性能的影响不大,这与戴娴等[26]的研究结果一致.此外,在该阶段CODAC由第37d时的9.7mg/L逐渐升高至第50d时的57.6mg/L,并在之后的51~122d内稳定维持在52.2mg/L左右;同时,CODOC则由第37d时的22.2mg/L逐渐降低至第50d时的5.8mg/L,并在之后的72d内维持在4.2mg/L左右.分析该阶段CODAC先升高后趋于稳定的原因可能在于低COD浓度条件下PAOs释磷过程和GAOs内碳源储存过程中内碳源储存作用的逐渐增强.

在阶段Ⅳ(123~136d),系统进水COD浓度维持在阶段Ⅲ的水平(平均为180.9mg/L),系统出水COD浓度稳定维持在50mg/L以下(平均为44.8mg/L), COD去除率平均为74.8%.在该阶段,CODAC和CODOC分别稳定维持在在48.9,3.6mg/L左右.说明,污水中的有机碳源在厌氧段得到充分的储存与利用,可保障后续好氧段吸磷过程和脱氮过程进行.

2.2 SNEDPR系统的除磷特性

由图2可知,在阶段Ⅰ(1~18d),系统除磷性能较差.在该阶段,系统进水PO43--P浓度平均为4.9mg/ L,出水PO43--P浓度平均为2.7mg/L.厌氧段释磷量(PRA)与好氧段吸磷量(PUA)分别为7.1,7.8mg/L, PO43--P去除率仅为46.0%.有文献指出[27],低碳源条件下,BNR工艺中异养反硝化菌会优先利用污水中的有机碳源进行外源反硝化,使得PAOs释磷过程中碳源不足且内碳源储存量减少,导致后续吸磷过程可利用的内碳源不足,引起出水PO43--P浓度升高.

在阶段Ⅱ(19~36d),随着进水COD浓度的提高(310mg/L,C/N为5~6),系统除磷性能逐渐增强, PO43--P去除率由46.8%逐渐提高并稳定维持在93.3%左右,同时出水PO43--P浓度从第28d时开始稳定低于0.5mg/L.在该阶段,PRA由16.2mg/L逐渐提高至26.9mg/L,说明进水COD浓度的提高,有利于PAOs释磷过程的进行,可提高系统的除磷性能.

图2 SNEDPR运行过程中不同运行阶段PO43--P浓度和去除率的变化情况

在阶段Ⅲ(37~122d),当进水COD浓度降低到约180mg/L后(C/N<3),系统的除磷性能呈现先降低后逐渐恢复的趋势.在该阶段,出水PO43--P浓度先逐渐升高至3.8mg/L(58d)后逐渐降低至0.4mg/L(110d),并在第111~122d内保持在0.5mg/L以下;同时PO43--P去除率先逐渐降低至0.5%,并在后续的第109d逐渐恢复至86%左右.PRA由第38d时的25.5mg/L逐渐降低至第82d时的0.1mg/L后逐渐恢复至23.8mg/L,并在之后在103~122d时稳定维持在21.2mg/L左右.分析38~82d内系统除磷性能变差的原因在于进水COD浓度的大幅降低,使得PAOs可利用的碳源减少,从而造成释磷过程和吸磷过程受阻;而在83~122d内系统除磷性能逐渐恢复的原因可能在于有限碳源条件下PAOs较GAOs已占据竞争优势.

在阶段Ⅳ(123~136d),当系统进水COD浓度稳定维持在180mg/L左右(C/N<3)时,系统的除磷性能得以稳定维持.出水PO43--P浓度平均为0.2mg/L, PO43--P去除率高达95.7%,PRA和PUA的平均值分别为19.1,24.3mg/L.与阶段Ⅱ相对比,该阶段系统PRA和PUA虽分别降低约7.8,7.6mg/L,但其除磷性能均保持在较高水平.夏平等[28]研究发现在低碳源情况下DPAOs会以硝态氮作为吸磷的电子受体,以达到同步反硝化除磷效果,从而提高了碳源的利用效率.本试验过程中采用逐步调控进水COD浓度(或C/N)的方式,可以实现C/N<3时SNEDPR系统的高效除磷.

2.3 SNEDPR系统的硝化特性

由图3可见,在阶段Ⅰ(1~18d),反应器进水NH4+-N浓度平均约为61.2mg/L,出水NH4+-N 浓度由12.4mg/L逐渐升高至23.6mg/L, NH4+-N去除率由72.3%逐渐降低至51.9%,系统硝化性能较差.分析其原因可能在于该阶段系统好氧段曝气量较低(DO范围0.5~1.0mg/L),使得硝化菌的活性变差,从而导致硝化过程进行不完全.

在阶段Ⅱ(19~36d),随着系统运行时间的延长,硝化菌逐渐适应好氧环境,系统的硝化性能得以恢复.在该阶段,系统出水NH4+-N浓度由10.5mg/L逐渐降低至0.3mg/L,NH4+-N去除率高达99.51%.

在阶段Ⅲ(37~122d),系统的硝化性能得以进一步提高.系统出水NH4+-N浓度平均仅为0.4mg/L, NH4+-N去除率高达100%.在阶段Ⅳ(123~136d),系统的硝化性能稳定维持在较高水平,系统出水NH4+-N浓度为0,NH4+-N去除率稳定维持在100%.

图3 SNEDPR运行过程中不同运行阶段NH4+-N浓度变化情况

2.4 SNEDPR系统运行过程中好氧段SNED率及其脱氮特性

由图4可知,在阶段Ⅰ(1~18d),系统好氧段初始NO--N浓度由0.87mg/L逐渐降低至0mg/L,出水NO--N浓度由22.8mg/L逐渐降低至10.7mg/L;系统TN去除率和好氧段SNED率分别由第1d时的40.8%和9.3%分别逐渐升高至第18d时的55.5%和19.9%.在该阶段,SNED率的变化趋势与CODAC的变化趋势(见图1(b))相一致,其解释了系统脱氮性能得以逐渐提高的原因.

图4 SNEDPR好氧段NOx--N浓度,SNED率和TN去除率的变化情况

在阶段Ⅱ(19~36d),当进水COD浓度提高到310mg/L后,系统好氧段初始NO--N浓度和出水NO--N浓度分别由2.2和10.67mg/L逐渐降至0和4.28mg/L,SNED率由27.19%逐渐升高至75.91%,同时TN去除率逐渐升高至89.98%.说明提高进水COD浓度可以提高系统的脱氮性能.此外,结合2.1可知,该阶段SNEDPR系统好氧段几乎无可生物降解有机物的剩余 (CODOC仅约为5.2mg/L,见图1(b)).因此,上述试验结果进一步证实了SNEDPR系统好氧段氮的去除途径主要是同步硝化内源反硝化.

在阶段Ⅲ(37~122d),当进水COD降低至180mg/L(C/N<3)后,系统好氧段初始NO--N浓度和出水NO--N浓度均分别先逐渐升高至7.8, 25.3mg/L后逐渐降低为0,2.07mg/L,同时SNED率和TN去除率分别由21.4%和58.1%逐渐升高至85.2%和94.5%.该阶段系统的氮去除特性与CODAC的变化规律相吻合,其解释了该阶段37d~48d系统脱氮性能变差(出水NO--N浓度升高)的原因在于进水COD浓度的降低使得SND脱氮过程内碳源缺乏,而该阶段49~122d系统脱氮性能得以恢复的原因在于CODAC的逐渐升高.结合PO43--P去除特性可知,低COD浓度对SNEDPR系统内PAOs除磷性能的影响高于其对GAOs内源反硝化脱氮性能的影响,但该系统中PAOs较GAOs占竞争优势.

在阶段Ⅳ(123~136d),当进水COD浓度维持在180mg/L(C/N<3)时,系统的脱氮得以稳定维持.该阶段系统好氧段初始NO--N浓度和出水NO--N浓稳定维持在0和4.4mg/L左右,SNED率和TN去除率平均达89.1%和96.2%.说明SNEDPR系统可以实现低C/N比污水的高效脱氮.

2.5 SNEDPR典型周期内基质浓度变化情况分析

为进一步分析SNEDPR系统稳定运行过程中的氮磷去除机理,对系统运行第130d典型周期内基质浓度以及pH值、DO浓度变化情况进行了分析(图5).系统厌氧段初始COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P浓度分别为83.1,25.7,0.3,0.4,7.3mg/L.

在厌氧段(180min),COD浓度逐渐降低至42.7mg/L,同时PO43--P浓度逐渐升高至24.3mg/L; NO2--N和NO3--N浓度变化较小(均为0.3mg/L),用于反硝化的COD仅为1.6mg/L;释磷量(PRA)与用于内碳源储存的COD(CODintra)[25]的比值(PRA/ CODintra)0.44molP/molC低于PAOs厌氧代谢模型中的参数值(0.5molP/molC)[29],说明该阶段大部分的CODintra(88.6%)是通过PAOs的厌氧释磷过程实现的, 但GAOs也参与了外源COD向内碳源的转化和储存过程.此外,该阶段COD和PO43--P浓度的变化主要发生在前60min,在之后的60~180min内两者几乎保持不变.说明60~180min内,CODintra主要是通过GAOs的作用实现的.因此,在厌氧段,异养反硝化菌、PAOs和GAOs均参与了COD的去除,且延时厌氧180min可通过强化GAOs的作用来提高外碳源的利用特性及其向内碳源的转化.另外,该阶段, NH4+-N浓度稍有降低(约2.1mg/L),但保持在25.1mg/L左右

在好氧段前30min,PO43--P浓度迅速降低至4.2mg/L,同时NH4+-N浓度逐渐降低至12.9mg/L,但NO--N浓度保持在零左右.在该时间段内吸磷量(PUA)为20.1mg/L,氮损失(NRA)为11.2mg/L,其证实了硝化、好氧吸磷、反硝化除磷或内源反硝化过程的同时存在.此外,PO43--P浓度在好氧段第50min时降低至0.5mg/L以下(PUA为3.8mg/L),但氨氧化过程持续至第90min后结束,且主要产物为NO2--N(NRA为6.2mg/L), PUA/NRA(0.6mgP/mgN)远低于DPAOs缺氧代谢模型中的参数值(1.7和2.1mgP/mgN)[30],其证实了同步短程硝化反硝化除磷现象的存在[31].在好氧段的270~330min内, PO43--P和NH4+-N浓度均维持在0.2mg/L以下,NO2--N由8.1mg/L逐渐降低至0.2mg/L,同时NO3--N浓度逐渐升高至4.4mg/L,氮损失达3.5mg/L,证明了同步硝化内源反硝化过程的进行.因此, SNEDPR系统好氧段同步短程硝化、好氧(反硝化)吸磷和内源(短程)反硝化的同时发生,解释了该系统可以在低C/N(<3)条件下实现污水高效同步脱氮除磷的原因.

由图5(b)可知:在厌氧段前20min内,随着PAOs释磷过程的进行和进水COD中有机碳源的逐渐减少,pH值由7.50迅速下降至7.35;随着释磷过程的结束,pH值逐渐趋于平稳(维持在7.34左右);此外,在厌氧段DO浓度一直维持在0左右.在好氧段,pH值随着PAOs吸磷过程的进行由7.32迅速升高至7.66,但在吸磷过程结束后,其随着硝化反应的进行逐渐降低至7.24,并在290~330min时稳定维持在7.22左右.说明,SNEDPR系统内pH值曲线的折点可以指示释磷过程和吸磷过程的结束,及氨氧化反应的终点.从好氧段DO浓度的变化趋势来看,在吸磷结束之前(即前30min)DO浓度一直为0;但随着硝化反应的进行,DO浓度逐渐升高至1.2mg/L左右,并在硝化反应结束后稳定维持在1.2mg/L左右.

2.6 SNEDPR系统启动及稳定运行过程中功能菌群结构变化情况

图6显示，SNEDPR系统启动前后(第1d和第136d),PAOs分别占全菌总数约2%和(16±3)%,系统PAOs的富集使系统的除磷性能得以提高,这与系统PO43--P去除率由低到高的变化趋势相一致;同时系统GAOs分别占全菌总数约1%和(8±3)%,系统稳定运行阶段SNED率较第1d提高,且出水NO--N降低,说明GAOs的增多保证了系统SNED的进行.且PAOs和GAOs的富集,使系统厌氧段CODintra升高,这与2.5节中结论相对应.系统AOB占全菌的比例由(9±3)%降至(7±3)%其中,氨氧化 Proteobacteria菌所占比例由(5±2)%变化为(4±3)%;系统NOB占全菌的比例由(7±3)%降至3%±1%,其中和所占比例分别由(5±3)%和(2±3)%)降低为(2±1)%和约1%.AOB含量的稳定维持保证了系统的硝化性,而NOB含量的降低为系统短程硝化内源反硝化的实现提供了可能.硝化菌群结构的变化情况与系统硝化特性(2.3节)及脱氮特性的变化相吻合.

图6 SNEDPR系统运行第1d和第136d的FISH结果

3 结论

3.1 采用延时厌氧/好氧运行的SBR反应器,通过调控进水C/N可实现低C/N(<3)城市污水SNEDPR系统的启动和稳定运行.系统稳定运行阶段,出水PO43-P和TN浓度平均值分别为0.24和1.2mg/L,单位COD平均释磷量和SNED率达437.1mgP/gCOD和89.1%.该系统能够实现低C/N城市污水的深度脱氮除磷.

3.2 当系统进水C/N由4提高至6时,系统TN和PO43--P去除率分别由40.8%和46.8%提高至90.0%和93.3%,单位COD释磷量和SNED率分别由98.36mgP/gCOD和27.2%逐渐升高至302.1mgP/ gCOD和75.9%,NH4+-N去除率维持在100%水平.C/N的提高有利于强化SNEDPR系统的除磷性能,而系统硝化性能未受影响.

3.3 PAOs的富集(占全菌的(16±3)%)保证了系统的除磷性能.低C/N(<3)对PAOs除磷性能的影响高于其对DGAOs内源反硝化脱氮性能的影响,表现为TN和PO43--P去除率分别先降低至21.4%和3.4%后逐渐升高至92.9%和94.1%;单位COD释磷量和SNED率分别降低至106.9mgP/gCOD和27.2%后逐渐升高至497.2mgP/gCOD和85.2%.

3.4 SNEDPR系统厌氧段,进水中的有机碳源主要用于内碳源的储存(约83.9%),其可为好氧段同步短程硝化、内源(短程)反硝化以及好氧(反硝化)吸磷的进行提供内碳源;,GAOs(占全菌的(8±3)%)的增多以及NOB(占全菌的(3±1)%)的减少,实现了系统在低C/N(<3)条件下的高效稳定脱氮除磷.

[1] Zhang W, Peng Y, Ren N, et al. Improvement of nutrient removal by optimizing the volume ratio of anoxic to aerobic zone in AAO-BAF system [J]. Chemosphere, 2013,93(11):2859-2863.

[2] 李洪静,陈银广,顾国维.丙酸的加入对厌氧-低氧同时生物除磷脱氮系统的影响[J]. 环境科学, 2007,28(8):1681-1686.

[3] Xu X, Liu G, Zhu L. Enhanced denitrifying phosphorous removal in a novel anaerobic/aerobic/anoxic (AOA) process with the diversion of internal carbon source [J]. Bioresource Technology, 2011,102(22):10340-10345.

[4] Kuba T, Loosdrecht M C M V, Heijnen J J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system [J]. Water Research, 1996,30(7):1702-1710.

[5] 王晓霞,王淑莹,彭永臻,等.EBPR的快速启动及其与同步硝化反硝化耦合实现污水的脱氮除磷[J]. 东南大学学报(自然科学版), 2014, 44(6):1278-1284.

[6] Jabari P, Munz G, Oleszkiewicz J A. Selection of denitrifying phosphorous accumulating organisms in IFAS systems: Comparison of nitrite with nitrate as an electron acceptor [J]. Chemosphere, 2014,109:20-27.

[7] Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z, et al. Simultaneous nitrification denitrification and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor [J]. Biotechnology Bioengineering, 2003,84(2):710-178.

[8] 王晓霞.低C/N比污水同步硝化反硝化除磷工艺与优化控制[D]. 北京:北京工业大学, 2016.

[9] 方 茜,张朝升,张立秋,等.同时硝化/反硝化除磷工艺稳定性控制研究[J]. 给水排水, 2014,40(11):132-135.

[10] Wang X, Wang S, Zhao J, et al. A novel stoichiometries methodology to quantify functional microorganisms in simultaneous (partial) nitrification-endogenous denitrification and phosphorus removal (SNEDPR) [J]. Water Research, 2016,95:319-329.

[11] 王晓霞,王淑莹,赵 骥,等.厌氧/好氧SNEDPR系统处理低C/N污水的优化运行[J]. 中国环境科学, 2016,36(9):2672-2680.

[12] Third K A, Burnett N, Cord-Ruwisch R. Simultaneous nitrification and denitrification using stored substrate (PHB) as the electron donor in an SBR [J]. Biotechnology & Bioengineering, 2003,83(6):706-720.

[13] 王晓霞,王淑莹,赵 骥,等. SPNED-PR系统内PAOs-GAOs的竞争关系及其氮磷去除特性[J]. 中国环境科学, 2018,38(2):551-559.

[14] 赵 骥,王晓霞,李夕耀,等. DO浓度对EBPR耦合SND处理低C/N污水的影响[J]. 中国环境科学, 2018,38(1):120-128.

[15] Kim D, Ryu K H D, Lee S I. Treatment of low carbon-to-nitrogen wastewater using two-stage sequencing batch reactor with independent nitrification [J]. Process Biochemistry, 2008,43(4):406-413.

[16] 徐立然.SND与反硝化除磷耦合过程碳源利用及微生物作用机制研究[D]. 南京:东南大学, 2015.

[17] Oehmen A, Saunders A M, Vives M T, et al. Competition between polyphosphate and glycogen accumulating organisms in enhanced biological phosphorus removal systems with acetate and propionate as carbon sources [J]. Journal of Biotechnology, 2006,123(1):22-32.

[18] Ge, S J, Peng, Y Z, Lu, C C, Wang, S Y. Practical consideration for design and optimization of the step feed process [J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2013,7(1):135–142.

[19] 张建华,彭永臻,张 淼,等.同步硝化反硝化SBBR处理低C/N比生活污水的启动与稳定运行[J]. 化工学报, 2016,67(11):4817-4823.

[20] Peng Y Z, Ge S J. Enhanced Nutrient Removal in Three Types of Step Feeding Process From Municipal Wastewater [J]. Bioresource Technology, 2011,102(11):6405-6413.

[21] Lo I W, Lo K V, Mavinic D S, et al. Contributions of biofilm and suspended sludge to nitrogen transformation and nitrous oxide emission in hybrid sequencing batch system [J]. Journal of Environmental Sciences, 2010,22(7):953-960.

[22] 国家环境保护总局水和废水监测分析方法[M]. 北京:中国环境科学出版社, 2002:252-354.

[23] 许松瑜.双泥折流板反硝化除磷工艺硝化菌的FISH检测研究[D]. 苏州:苏州科技学院, 2011.

[24] Crocetti G R, Hugenholtz P, Bond P L, et al. Identification of polyphosphate-accumulating organisms and design of 16SrRNA-directed probes for their detection andquantitation [J]. Applied & Environmental Microbiology, 2000,66(3):1175-1182.

[25] Wang X X, Wang S Y, Zhao J, et al. Combining simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorus removal (SNDPR) with post-denitrification in a SBR enriched with PAOs and GAOs for low carbon/nitrogen wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2016,220:17-25.

[26] 戴 娴,王晓霞,彭永臻,等.进水C/N对富集聚磷菌的SNDPR系统脱氮除磷的影响[J]. 中国环境科学, 2015,35(9):2636-2643.

[27] 夏 雪.反硝化除磷系统中碳源对除磷效果及菌群结构的影响研究[D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2013.

[28] 夏 平,王 琪,顾新建,等.低碳源下反硝化除磷菌培养及试验研究[J]. 环境科学与技术, 2010,(s1):58-60.

[29] Smolders G J, Van d M J, van Loosdrecht M C, et al. Model of the anaerobic metabolism of the biological phosphorus removal process: Stoichiometry and pH influence [J]. Biotechnology & Bioengineering, 1994,43(6):461-470.

[30] Kerrn-Jespersen J P, Henze M. Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions [J]. Water Research, 1993,27(4):617-624.

[31] Moya J, Huiliñir C, Peredo K, et al. Modeling of simultaneous denitrification – Anaerobic digestion – Organic matter aerobic oxidation and nitrification in an anoxic–anaerobic–aerobic compact filter reactor [J]. Journal of Biotechnology, 2012,160(3/4):176.

The nutrient removal characteristic of SNEDPR system during start-up and steady operation phases treating low C/N (<3) sewage.

ZHEN Jian-yuan, YU De-shuang, WANG Xiao-xia*, CHEN Guang-hui, DU Shi-ming, YUAN Meng-Fei, ZHANG Fan

(School of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266071, China)., 2018,38(8)：2960~2967

This study focused on the nitrogen (N) and phosphorus (P) removal characteristics in simultaneous nitrification- endogenous denitrification and phosphorus removal (SNEDPR) system treating low carbon/nitrogen (C/N) ratio (<3) wastewater. In order to achieve an efficient nutrient removal, an extended anaerobic/low aerobic (dissolved oxygen: 0.5~1.0mg/L) sequencing batch reactor (SBR) fed with municipal sewage was started up and optimized by regulating the influent C/N ratio. The population dynamics of functional microorganisms were also analyzed. Results indicated that when the influent C/N ratio raised from 4.3 to 5.15, the N and P removal performance of the system became better with total nitrogen (TN) and PO43--P removal efficiencies up to 89.3% and 90.6%, respectively; with C/N ratio reduced to <3, the nutrient removal performance decreased firstly and then increased in the following operation. However, the effect of low C/N on the phosphorus removal performance of PAOs (phosphorous accumulating organisms) was higher than the endogenous denitrification capability of DGAOs (denitrifying glycogen accumulating organisms), showed as the TN and PO43--P removal efficiency reduced to 21.4% and 3.4% firstly, and lately increased to 92.9% and 94.1% gradually. In the stable phase of the system, the average phosphorus release per COD and SNED efficiency reached to 437.1mg/L and 89.1% respectively, with the average effluent concentration of NH4+-N, NO--N and PO43--P was 0, 4.4, and 0.2mg/L, respectively. After 136-day operation, PAOs, GAO, AOB (ammonia oxidizing bacteria) and NOB(nitrite oxidizing bacteria) accounted for 16%±3%, 8%±3%, 7%±3% and 3%±1% of total biomass, respectively, which ensured the P uptake, nitrification and denitrification. Additionally, the occurrence of simultaneous partial nitrification-endogenous denitrification at the low aerobic stage of the system interpreted the efficient nutrient removal from low C/N (<3) wastewater.

simultaneous nitrification-endogenous denitrification (SNED)；denitrifying Phosphorus Removal (DnPR)；C/N ratio；phosphorous accumulating organisms (PAOs)；denitrifying glycogen accumulating organisms (DGAOs)

X703.1

A

1000-6923(2018)08-2960-08

甄建园(1989-),女,山东临沂人,青岛大学环境科学与工程学院硕士研究生,主要从事低 C/N城市污水同步脱氮除磷方面研究.

2018-01-26

国家自然科学基金资助项目(51778304;51708311);山东省自然科学基金资助项目(ZR2017BEE002);中国博士后科学基金资助项目(2017M612209)

* 责任作者, 讲师,elainewangxx@163.com