戴 娴,王晓霞,彭永臻,王淑莹 （北京工业大学北京市水质科学与水环境重点实验室,北京 100124）

进水C/N对富集聚磷菌的SNDPR系统脱氮除磷的影响

戴 娴,王晓霞,彭永臻*,王淑莹 （北京工业大学北京市水质科学与水环境重点实验室,北京 100124）

为了解富集聚磷菌（PAOs）的同步硝化反硝化除磷（SNDPR）系统的脱氮除磷特性,采用延时厌氧（180min）/低氧（溶解氧 0.5～1.0mg/L）运行的SBR反应器,以实际生活污水为处理对象, 通过投加固态乙酸钠调节进水C/N值（约为11,8,4,3）,考察其对系统脱氮除磷特性及同步硝化反硝化（SND）脱氮率的影响.结果表明：C/N对系统的除磷性能没有影响,出水PO43--P浓度均稳定在0.3mg/L左右,这是由于系统内聚磷菌（PAOs）含量高,且在低氧段可同时发生好氧吸磷与反硝化吸磷.随着C/N的增大,出水NH4+-N浓度升高,C/N下降时,出水NO3--N浓度升高.此外,随着C/N的减小,厌氧段反硝化所消耗的COD占进水COD的比例增大,SND可利用的内碳源-PHAs储存量减少,但PHV的利用率增加；当C/N为4～8时,SND现象最明显,SND脱氮率达50.8%,而其它C/N条件下,SND脱氮率都有相应程度的减弱.C/N为8时,系统出水综合指标最好,TN去除率高达80.8%.

同步硝化反硝化除磷；聚羟基脂肪酸—PHA；聚磷菌；低溶解氧；C/N

强化生物除磷技术（EBPR）主要通过 PAOs在厌氧条件下水解细胞内的多聚磷酸盐颗粒和糖原来获得能量,并且把正磷酸盐释放到细胞外,利用这一过程所获得的能量来吸收水体中的可挥发性有机酸,并将之转化为细胞的内碳源聚羟基脂肪酸—PHA.在好氧条件下 PAOs分解厌氧条件下生成的PHA产生能量,一部分用以满足自身的生长及合成代谢,另一部分用于糖原的合成并吸收水中的磷酸盐,以达到除磷的目的［1］.同步硝化反硝化（SND）是指在空间上没有明显缺氧和好氧分区或者在微溶解氧的条件下,硝化和反硝化反应在空间和时间上同步进行的生物脱氮过程［2］.将EBPR耦合SND系统（即SNDPR系统）进行污水的脱氮除磷,可在保证系统稳定除磷的基础上实现污水的脱氮过程.当 SNDPR系统采用延时厌氧时,有利于强化内碳源的储存；且其好氧段采用低氧曝气（DO在 0.5～1.0mg/L）时,与传统硝化反硝化脱氮过程相比可节省 50%以上的曝气量［3-8］.但目前将EBPR与SND耦合实现低碳比污水的强化脱氮除磷还很少有报道,有关进水C/N比对该耦合系统脱氮除磷特性的影响还没未见报道.

本实验研究进水C/N比对SNDPR系统脱氮除磷特性和同步硝化反硝化特性的影响,并为SNDPR系统在不同C/N比废水的实际应用提供依据.

1　材料与方法

1.1试验装置与运行方式

试验用反应器为序批式反应器（SBR）,采用有机玻璃制成,为敞口式反应器,总容积为12L,有效容积为 8L,进水体积为 3L,充水比为 0.375.反应器采用延时厌氧搅拌/低氧曝气搅拌的运行方式,每天运行4周期,每周期为6h,其中进水30min,延时厌氧180min,好氧150min,沉淀20min,排水10min.采用机械搅拌方式,搅拌速度为 120r/min.反应器内污泥浓度为维持在 2500～3000mg/L,污泥龄（SRT）为10d.反应器内温度通过PLC系统反馈调节控制在（25±1）℃,低氧曝气段溶解氧（DO）浓度控制在（0.7±0.2）mg/L.沿反应器有机玻璃壁的垂直方向设置一排取样口,用于取样和排水.

1.2试验用水水质

试验用水取自北京市某家属区化粪池生活污水,具体水质为：COD为150～230mg/L, NH4+-N浓度为 58～75mg/L,NO2--N浓度＜1.0mg/L, NO3--N浓度 0.1～1.4mg/L,P浓度 5.6～8.6mg/L, pH7.3～7.6.试验过程中,通过向生活污水中投加不同质量的无水乙酸钠来调控进水C/N比（乙酸钠的投加量根据进水C/N比确定,且在C/N比为1～3时不投加外碳源）.

图1　SBR试验装置示意Fig.4　Diagram of the sequencing batch reactor （SBR）

1.3试验用泥

试验用接种污泥为本实验室处理生活污水的SNDPR-SBR反应器,该系统已稳定运行120d,且具有较好的脱氮除磷性能.系统出水P浓度稳定维持在0.5mg/L以下；系统NH4+-N去除率平均达95%,TN去除率达65%以上.

通过荧光原位杂交技术（FISH）结果显示该系统内 PAOs约占全菌总数 34%±3%.本实验FISH分析过程中采用的聚磷菌探针为 PAOmix,是由PAO462, PAO651和PAO846按相同比例混合而成.全菌探针为 EUBmix,是由 EUB338, EUB338Ⅱ, EUB338Ⅲ按相同比例组成.聚糖菌探针为GAOmix,是由GAO431和GAO989按相同比例混合而成［6］.

1.4SND率的计算方法

SND率是指通过同步硝化反硝化作用去除的NH4+占进水NH4+的百分比；

其计算方法见式（1）：

1.5检测方法

水样经过中速滤纸（最大孔径 15～20μm）过滤后测定以下各参数：NH4+-N、NO2--N、NO3--N 和 TP采用 LACHAT-8500型流动注射仪测定；COD采用联华5B-3（B）COD多元快速测定仪测定；MLSS与MLVSS采用重量法测定；pH值、温度与DO值采用WTW pH/Oxi 340i 测定；PHA及其组分、挥发性脂肪酸（VFA,volatile fatty acids）采用Agilent 6890N型气相色谱仪测定［3］.

2　结果与讨论

2.1C/N对SNDPR系统硝化性能的影响

由图2可知,当C/N为3～1和4时,系统硝化性能较好,出水NH4+-N浓度在 1.3～1.7mg/L, NH4+-N去除率在97%以上.当C/N＞11时,出水NH4+-N浓度最高,平均值达 12.5mg/L；NH4+-N去除率最低,仅为 81.3%.有文献指出,在高的C/N下,随着有机碳源的增加,异养菌会优先利用氨物质进行合成代谢,大量消耗DO,从而抑制自养好氧型硝化菌的活性,并阻碍硝化作用的顺利进行［9-11］.但同化作用去除的氨氮与进水BOD的比例仅为2%～5%［12］,因此氨氮的去除主要还是通过硝化反硝化作用.在本实验中C/N＞11时,出水NH4+-N浓度最高,但NO3--N、NO2--N浓度含量较低,这是由于C/N＞11时碳源充足,在好氧地溶解氧段反硝化细菌利用外碳源将NO3--N同步反硝化去除,因此NO3--N以及NO2--N难以积累.当平均C/N分别约为8和4时,随着进水C/N的减小,NH4+-N出水浓度逐渐降低,去除率逐渐升高；NO2--N出水浓度稍有降低,但并不明显,平均浓度分别为2.1mg/L和0.7mg/L；NO3--N出水浓度明显升高.从图1可以看出,当C/N约为4时,出水的NO3--N平均浓度较高为9.9mg/L； 而当C/N为8左右时,出水的NO3--N平均浓度降为5.4mg/L.分析其原因可能在于：当C/N减小,反应器内 COD在好氧段存留量减少,所消耗水中溶解氧量减少,NH4+-N硝化作用可利用的溶解氧量增加,硝化效果变好,且由于反硝化可利用的碳源减少,使得出水NO3--N浓度较高,此时进水碳源浓度为影响出水NH4+-N,NO3--N浓度的主要因素.

图2　不同进水C/N下NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度变化Fig.4　Variations of NH4+-N、NO2--N、and NO3--N concentrations with influent C/N ratios

此外,当进水C/N为3～1时,出水NO3--N平均浓度高达13.2mg/L；出水NO2--N浓度平均为1.2mg/L.分析原因是由于厌氧段内碳源储存量较少,导致低氧曝气段内碳源不足,使得硝化过程所产生NO3--N的反硝化作用被抑制［13］.

2.2C/N对SNDPR系统COD及VFA去除情况的影响

从图3可知,当进水C/N＞11时,厌氧末COD最大,平均达108.2mg/L；当进水C/N值从11左右逐渐降至3～1时,厌氧末期COD逐渐降低,但系统出水COD却相差不大,保持在50mg/L左右.这说明进水COD负荷的变化对整个系统COD的去除率不会产生很大的影响.根据反硝化过程中还原单位质量的NO2--N和NO3--N所需的COD质量理论值分别为 2.9,1.7mg/L,因此通过厌氧段NO2--N和NO3--N的去除量便可得出在厌氧段通过反硝化作用所消耗的COD理论值,进而可推算出PAOs释磷过程中可利用的COD值［21］.

图3　不同进水C/N下COD变化情况Fig.4　Variations of COD concentration with influent C/N ratios

表1　典型周期内VFA的利用特性Table 1　The utilization of VFA in a typical cycle at different C/N ratios

当进水 C/N＞11时,由于低氧曝气段硝化作用不完全以及同步硝化反硝化作用较好,使得出水在厌氧段因反硝化作用而消耗的COD理论值为6.5mg/L,占进水COD的1.1%.当C/N在8左右的时候,厌氧末 COD平均为 68.5mg/L,出水COD平均为50.5mg/L,说明此C/N条件下外碳源依旧比较充足.由计算得出此时厌氧段用于反硝化的COD平均值为6.2mg/L,占进水COD的1.4%.当C/N约4和3～1左右时,同样可计算出厌氧段用于反硝化的 COD平均值分别为 10.68, 7.59mg/L占进水COD的4.56%和4.92%.由此可知,随着COD负荷的减小,用于反硝化的COD所占进水 COD负荷的比例增大.因此可以判断反硝化菌占优势利用碳源的现象越来越明显,用于释磷及内碳源储存的外碳源比例减小；随着COD负荷的减小,氧末与出水 COD值之间的差值减小,即好氧段 COD下降的值减小,因此可以认为在进水COD负荷较大的情况下好氧段存在反硝化菌利用外碳源反硝化的情况［12-13］.

此外,从表1可知,VFA在一个周期内的变化趋势与COD基本一致.当C/N为3～1（不投加乙酸钠）时,污水中 VFA的主要成分为乙酸钠（占80%左右）,并含有少量丙酸、正丁酸和异丁酸等.在厌氧末期,乙酸、丙酸被完全消耗,剩余正丁酸、异丁酸等则不能被利用.而当进水中投加不同量乙酸钠时,VFA消耗情况与C/N为1～3时一致.

2.3C/N对SNDPR系统除磷性能的影响

从图4可以看出,当C/N＞11和在3～1之间时,出水 PO43--P浓度和 PO43--P去除率波动较大. 当C/N为3～1时,平均释磷量仅为7.9mg/L.而当C/N＞11时,系统厌氧段平均释磷量为 19.2mg/L,出水PO43--P浓度平均值在0.7mg/L.C/N＞11时,用于 PAOs释磷过程的 COD平均值约为148.7mg/L,占进水COD的比例最大（24.5%）.说明由于进水碳源充足,在厌氧段聚磷菌可利用外碳源充分释磷,系统释磷性能较好.但由于厌氧段碳源过剩,导致低氧曝气段,部分DO被用于剩余碳源的氧化过程,使得聚磷菌好氧吸磷的过程受限,造成出水P浓度稍有偏高且有所波动.当C/N分别约为 8和 4时,系统平均释磷量分别为18.4,15.7mg/L,出水PO43--P浓度均低于0.5mg/L, PO43--P去除率均达 95%以上；此时用于释磷过程的 COD分别为 121.9,51.2mg/L,分别占进水COD的28.1%和21.2%.

图4　不同进水C/N下PO43--P浓度变化Fig.4　Variations of PO43--P concentrations with influent C/N ratios

当C/N从8升到11时,用于释磷的COD理论值增加了 26.8mg/L,但释磷量仅增加了0.6mg/L；且当C/N为11时,厌氧末COD值高达108.2mg/L.厌氧段剩余的碳源通过好氧段的氧化作用得到去除,导致硝化效果下降.该结果也同时验证了碳源存在饱和浓度,高于这一浓度,释磷速率达到最大值,此后释磷速度不随碳源浓度而增加［15］.

当 C/N为 1～3时,在厌氧段用于反硝化的COD理论值平均为7.6mg/L（图3）,占进水碳源总量的4.9%,而用于PAOs释磷过程的COD平均值为30.1mg/L,占进水碳源总量的19.5%.该C/N条件下,厌氧段平均释磷量仅为7.8mg/L,出水P浓度维持在1.0mg/L左右.有文献指出,微生物的释磷活动是一种呼吸作用,是生长性呼吸.当溶液中的碳源耗尽时,微生物仍然存在一定速度的释磷［16］.说明当C/N为3～1时,厌氧段存在少量内源呼吸释磷活动,但由于碳源不足,释磷过程内碳源合成受阻,因此出水PO43--P的浓度较高.当C/N 为1～3时,由于好氧段COD基本不变,主要发生内源反硝化；而当C/N大于4时,好氧段存在COD的降低且伴随着 TN损失,发生的主要是外源反硝化,磷的去除是通过好氧吸磷现象和反硝化除磷实现的.

2.4C/N对 SNDPR系统同步硝化反硝化率及脱氮性能的影响

由图5可以看出,SNDPR系统具有较好的总氮去除性能,并在低氧曝气段存在着显著的SND现象.当C/N＜8时,随着C/N减小,SND率逐渐减小.但当 C/N＞11时,SND率反而减小,但其SND率仍大于 C/N在3～1时.有文献指出,C/N 为8.3时,已经最大程度地提供了SND过程中反硝化所需要的碳源［17-18］.从图5可以看出,当C/N 为8时,SND率平均值高达50.8%,此时相应的TN的去除率最大.当C/N增大到11以上时,SND率平均为36.4%,过多的有机碳源会强化异养菌的竞争能力,影响硝化反应的进行.虽然SND过程中反硝化可利用的碳源增多了,但是硝酸盐的来源受到影响,使得SND率也就很难提高.当C/N在3～1时,SND率达最低,仅为29.4%,内碳源缺乏是造成低氧曝气段内源反硝化受阻的主要原因.

图5　不同进水C/N下系统SND脱氮率与TN去除情况Fig.4　Variations of SND efficiency and TN removal performance of the SNDPR system with influent C /N ratios

此外,从图5中可看出：当C/N＞11及在3～1 时,TN去除率平均分别为69.1%和70.3%.碳源过剩或碳源不足是造成是造成 TN去除率偏低的主要原因；但当C/N为8～4时,TN去除率达80%以上,说明该进水C/N条件下,进水COD对低氧曝气段内源SND和好氧吸磷影响不大.低曝气段SND利用的是内碳源PHA,且由于好氧段硝化的同时亚硝积累少,因此可认为SND作用主要表现为同步硝化短程反硝化除磷［19］.

2.5C/N对SNDPR系统底物储存特性的影响

表2结合表1可知,C/N越大,污水中VFA乙酸含量越大,PHB的储存量越大.当 C/N在 1～8 时,PHAs主要在好氧段前 30min被利用.但当C/N＞11时,PHA在好氧段前30min内消耗值仅为2mmolC/L.这说明当C/N在1～8之间,聚磷菌的吸磷反应在好氧段占优势,但是C/N大于11时,吸磷反应并不明显,此时异养菌较活跃.该结论与2.2所得结论一致.

表2　典型周期内PHA的储存及利用Table 1　The storage and utilization of PHA at different C/N ratios in a typical cycle

当 C/N＞11时,厌氧末 PHA储存量最多,为26.2mmolC/L,此时,主要储存为PHB,PHB占合成PHA的80%以上,而同时PHV生成的量较少,但是相对于其他C/N来说,PHV的储存量还是最大,其值达到 4以上.但是在反应结束时,菌体内的剩余的PHA量同样最大,为17.4mmolC/L.这是由于低溶解氧阶段异养菌首先利用外碳源以及溶解氧进行同化作用,聚磷菌利用的氧气有限,反应速率较小,因此好氧末还有较多的PHA存留［20］.

当C/N在8～4之间时,随着C/N的减小,PHA储存量逐渐下降.厌氧末PHA储存量在C/N＞11时达最大,PHA的储存以PHB为主,PHV储存量较少；随着C/N的减小,PHV占PHA的比例随之增大,当 C/N在 3～1时 PHV被利用量最多,为2.2mmolC/L.此外,当C/N为3～1时,PHA在厌氧末期为4.9mmolC/L,其中PHB与PHV各占50%左右；但在好氧末期PHB为0.7mmolC/L,而PHV仅为 0.3mmolC/L.说明该 C/N条件下, PHB和PHV都可作为内碳源被充分应用.当 C/N＞8时,内碳源储存量的变化主要体现在PHB的变化上.说明,在碳源PHB存储充足的情况下,PHB优先被利用,PHV不作为低曝气段聚磷菌的主要碳源.而当 PHB不足时,PHV同样作为主要碳源之一被消耗.

3　结论

3.1当C/N＞11或＜3时,NH4+-N的出水浓度较高；进水COD的负荷对NO2--N的出水浓度影响较小；随着C/N的减小NO3--N的出水浓度逐渐增大.

3.2 C/N在8时,同步硝化反硝化率最高,能达到50%,C/N在4时SND率占40%,C/N＞11或者＜3时同步硝化反硝化率都随之降低.说明过低或者过高的C/N都影响同步硝化反硝化的速率.

3.3在聚磷菌富集的系统内,进水COD负荷对系统的出水磷酸盐浓度无影响.当碳源过高时,异养菌作用优势明显；当C/N＞4时,储存的PHA以PHB为主,低曝气段利用的内碳源几乎全为PHB. 当C/N＜3时,PHA生成量中PHB与PHV各占一半,且 PHV利用率增加.说明聚磷菌在利用碳源时优先利用PHB而后再利用PHV.

3.4在厌氧/低氧运行下模式下,C/N约为 8时, SNDPR具有良好的脱氮除磷性能,TN、TP、和COD的去除率分别高达80.7%,95.6%和88.4%.

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Effect of influent C/N ratio on simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal （SNDPR） enriched with phosphorus accumulating organisms （PAOs）.

DAI Xian, WANG Xiao-xia, PENG Yong-zhen*, WANG Shu-ying （Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China）.

China Environmental Science, 2015,35（9）：2636～2643

This study focused on the elucidation of the mechanisms of nitrogen and phosphorus removal in simultaneous nitrification-denitrification and phosphorus removal （SNDPR） systems enriched with phosphorus accumulating organisms （PAOs）. An extended anaerobic （aeration duraction： 180min）/low aerobic （dissolved oxygen： 0.5～1.0mg/L） sequencing batch reactor （SBR） fed with domestic wastewater was studied for SND （simultaneous nitrification-denitrification）efficiency of SNDPR under different C/N ratios （3, 4, 8, and 11） adjusted by adding sodium acetate into the domestic waster. The experimental results showed that the phosphorus removal efficiency was not affected by influent C/N ratios with an effluent PO43--P concentration lower than 0.3mg/L, which might be caused by the enriched PAOs capable of achieving a simultaneous aerobic phosphorus uptake and denitrifying phosphorus uptake at the low aerobic phase. In contrast, effluent NH4+-N concentration increased with the C/N ratio and the effluent NO3--N concentration increased with the decrease of C/N ratio. The consumption of chemical oxygen demand （COD） for exogenous denitrification increased with the decease in C/N ratio. The storage capacity of PHAs （poly-hydroxyalkanoates） for SND was reduced, but its utilization of PHV （Volatile fatty acids） was increased. SND efficiency reach the peak value of 50.8% at the C/N ratio of 4～8, and total nitrogen （TN） removal efficiency reached 80.8% at the C/N ratio of 8.

simultaneous nitrification denitrification and phosphorus removal （SNDPR）；poly-hydroxyalkanoates （PHAs）；phosphorous accumulating organisms （PAOs）；low dissolved oxygen；C/N

X703

A

1000-6923（2015）09-2636-08

2015-02-06

国家”863”计划项目（2011AA060903-02）；北京市教委资助项目

*责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

［4］ Pollice A, TanV, Lestingi C. Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation to nitrite and nitrate ［J］. Water Research, 2002,36（10）：2541-2546.

戴 娴（1990-）,女,江西抚州人,北京工业大学环境与能源工程学院硕士研究生,主要从事城市污水处理方向研究.