如何提高污泥脱氮除磷效果效率

由图5(b)可以看出，反应20 min内NO-3-N由24.78 mg ˙L-1快速下降为0.45 mg  ˙L-1，与此同时NO-2-N逐渐升高并达到最大18.52 mg ˙L-1，之后NO-2-N缓慢下降，130 min时NO-2-N几乎为0;  颗粒污泥最大反硝化速率[m(NO-3-N)/m(VSS) ˙t]为34.89 mg ˙(g  ˙h)-1，是絮状污泥反硝化速率[絮状污泥的最大反硝化速率约为16.67 mg ˙(g  ˙h)-1[24]的2.09倍，该试验培养的颗粒污泥具有较好的反硝化能力.

2.4 颗粒污泥反硝化聚磷性能 图6为反硝化菌聚磷试验结果. 从中可以看出，PO3-4-P初始浓度为29.15 mg ˙L-1，反应85  min之内升高到33.35 mg ˙L-1，之后缓慢下降，在300 min时，吸磷速率[m(PO3-4P)/m(VSS) ˙t]达到最大[仅为2.54 mg  ˙(g ˙h)-1]，比富集反硝化聚磷菌的吸磷能力弱[吸磷速率为7.52 mg ˙(g ˙h)-1][25]; NO-3-N初始浓度为35.47 mg  ˙L-1，反应开始后快速降低，105 min时降低为4.21 mg ˙L-1，最大反硝化速率为13.11 mg ˙(g ˙h)-1;  在NO-3-N降低的同时，NO-2-N迅速上升，105 min达到最大24 mg ˙L-1，之后缓慢下降，到315 min降低到0.5 mg ˙L-1以下.  整个过程P仅仅下降了约7.16 mg ˙L-1，而伴随着N降低了35.46 mg ˙L-1，与文献[11,  12]报道的反硝化聚磷试验结果相比，本试验中通过反硝化聚磷作用进行脱氮和除磷能力很弱，N的去除主要依赖厌氧段合成的胞内贮存物质进行反硝化，同时也显示出P的存在一定程度上抑制了反硝化菌的活性.

与图5(b)得到的最大反硝化速率相比可以看出，其反硝化速率仅为外碳源为电子供体时速率的0.43，内碳源反硝化速率远远小于外碳源反硝化速率.

图6 反硝化聚磷静态试验

2.5 反应器内颗粒污泥脱氮性能研究

2.5.1 反应器某一周期内各参数的变化

反应器运行190 d时对其某一周期进行监测，得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N各参数的变化(图7).

图7 SBR反应器内一个周期内各参数变化曲线

由图7可以看出，厌氧段2 min内COD迅速由213.59 mg ˙L-1降低到84.2 mg ˙L-1，12 min进一步降到55.87 mg  ˙L-1，到厌氧段结束，COD仅为27.18 mg ˙L-1，COD的最大降解速率高达584.24 mg ˙(g  ˙h)-1，远远高于Yilmaz等[26]培养的具有同步脱氮除磷颗粒污泥的COD的降解速率.  结合图3(c)分析，颗粒污泥表面存在一定的孔隙，将COD快速吸附在颗粒污泥表面或内部，使主体溶液中COD浓度快速下降;  另外，研究者也发现反硝化菌可过量吸附CH3COONa[27]. 反应器中PO3-4-P初始浓度为15.09 mg ˙L-1，20 min后达到73.83 mg  ˙L-1，在随后的60 min内释磷缓慢进行，厌氧末端PO3-4-P达到75.76 mg ˙L-1，最大释磷速率为34.67 mg ˙(g ˙h)-1.  好氧段PO3-4-P开始快速下降，曝气95 min后降低到1.0 mg ˙L-1以下，曝气110 min后降低到0.5 mg  ˙L-1以下，好氧段最大吸磷速率为15.59 mg ˙(g ˙h)-1，释磷速率约为吸磷速率的2.2倍.

在整个厌氧阶段NH+4-N仅由16.21 mg ˙L-1降低到14.99 mg ˙L-1，主要用于细菌自身生长. 曝气开始10 min  NH+4-N快速下降，最大硝化速率为4.60 mg ˙(g ˙h)-1，曝气65 min时下降到1.02 mg ˙L-1，80 min时检测不到NH+4-N;  曝气开始65 min内NO-3-N最高达到1.05 mg ˙L-1，之后迅速上升，曝气80 min最大达到4.09 mg ˙L-1，曝气95  min时降低到2.62 mg ˙L-1，之后缓慢下降，出水时降低为1.41 mg ˙L-1，最大反硝化速率为1.43mg ˙(g ˙h)-1;  NO-2-N在整个过程中维持在1 mg ˙L-1以下，没有发生NO-2-N的积累; 整个好氧阶段N的去除主要发生在曝气80 min内.  这说明硝化菌将NH+4-N转化为NO-3-N、 NO-2-N的同时，颗粒污泥内的反硝化菌同时将它们进一步反硝化，反应器内存在同步硝化反硝化脱氮的现象.

在好氧阶段前10min内DO在1.3 mg ˙L-1以下，此时系统内NO-x的含量在1 mg ˙L-1以下; 80 min时DO维持达到2.7 mg  ˙L-1，NO-3-N含量达到最大，NH+4-N含量几乎为0; 110 min时DO达到5 mg ˙L-1，在好氧末端达到6.0 mg  ˙L-1，对应NO-3-N含量在1.5 mg ˙L-1左右. 由此看出，曝气80 min内DO主要用来进行硝化和好氧吸磷，导致DO较低;  曝气后期DO较高，但系统仍然具有较好的脱氮效果，其主要原因在于一定粒径的颗粒污泥(粒径在1 mm左右)内部存在的微缺氧环境起到了至关重要的作用.

反应器某一周期内硝化速率和反硝化速率均比静态试验所测得速率低，其主要原因如下：测定硝化速率时，静态反应装置中DO充足，高达8.5 mg  ˙L-1，而反应器内大量的氧被PAOs好氧吸磷所利用使得其DO较低(2.0 mg ˙L-1以下)，从而抑制了硝化反应;  静态试验测反硝化速率时，使用的是充足的外碳源或胞内聚合物，而反应器中进行反硝化时污泥中胞内聚合物在好氧开始阶段大部分被PAOs和同步硝化反硝化过程反硝化所利用，胞内聚合物含量较低，一定程度上抑制了反硝化反应.

2.5.2 N平衡计算  在稳态系统中，假定细胞合成所需要的N与剩余污泥带出的N相等[28]，反应器出水仅含有NO-3-N，这样对反应器中N做如下计算.

进水氮总量N0：

40 mg ˙L-1×10 L ˙d-1=400 mg ˙d-1

细胞合成的氮NC：

6 600 mg ˙L-1×0.62×0.13 L ˙d-1×12%=63.8 mg ˙d-1

出水SS中含的氮NSS：

30 mg ˙L-1×10 L ˙d-1×12%=36mg ˙d-1

出水中NO-x的氮N1：

1.41 mg ˙L-1×10 L ˙d-1=14.1mg ˙d-1

反硝化去除的氮Nd：

(4.09 mg ˙L-1-1.41 mg ˙L-1)×20 L ˙d-1=53.6 mg ˙d-1

式中，40 mg ˙L-1为进水中NH+4-N含量，10 L为反应器 1 d的总进水量(反应器1 d运行5个周期，每周期进水2 L)，4  L为反应器的有效容积，4.09 mg ˙L-1为反应器内NO-3-N最高含量，6 600 mg  ˙L-1为反应器MLSS，MLVSS/MLSS比值为0.62，12%为微生物C5H7NO2中氮的质量分数，130 mL为每天从反应器排出的污泥混合液量，30  mg ˙L-1为反应器出水SS(以MLVSS形式存在)，1.41 mg ˙L-1为出水中NO-3-N的含量(NO-2-N的含量为0 mg ˙L-1).

根据N的物料平衡，计算推出N通过同步硝化反硝化去除量Nnd约为232.5 mg ˙d-1.  反应器中12.5%的N通过出水去除，13.4%的N通过反硝化去除，16%的N用于细胞合成后通过剩余污泥的形式排出，58.1%的N通过同步硝化反硝化去除的，可见同步硝化反硝化是去除N主要方式.

本试验中培养的同步脱N除磷颗粒污泥对COD去除率在93%以上，对N去除率在90%左右，对P的去除率在95%左右，出水N和P浓度均达到《污水综合排放标准》一级A标准，具有很好的同步脱氮除磷效果.

3 结论

(1)颗粒污泥反应器在曝气量为12 L ˙(L ˙h)-1条件下，N去除率在90%左右，具有较好的同步脱氮除磷效果.

(2)颗粒污泥静态反应最大硝化速率为14.13 mg ˙(g ˙h)-1，最大反硝化速率为34.89 mg ˙(g  ˙h)-1，最大聚磷反硝化速率为13.11mg ˙(g ˙h)-1，具有较强的硝化、 反硝化能力.

(3)反应器中污泥的最大硝化速率为4.60 mg ˙(g ˙h)-1，最大反硝化速率为1.43 mg ˙(g ˙h)-1;  同步硝化反硝化去除的N约为232.5 mg ˙d-1，占N去除总量的54.3%，反应器中N主要通过同步硝化反硝化去除.

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