水體“富營養(yǎng)化”是全球十大環(huán)境問題之一, 水體中氮、磷過度排放導致生態(tài)環(huán)境遭到破壞、飲用水受到威脅, 脫氮除磷已成為當今世界亟待解決的重要環(huán)境問題, 脫氮除磷技術(shù)一直是研究熱點.在傳統(tǒng)生物脫氮除磷工藝中, 存在污泥齡控制上的矛盾和碳源需求上的競爭, 以及硝化反應產(chǎn)物對厭氧釋磷抑制等問題, 使得污水最終的脫氮除磷效果受到影響, 尤其體現(xiàn)在低C/N城市污水的脫氮除磷過程中.

　　強化生物除磷(EBPR)是指在適當?shù)呐囵B(yǎng)條件下, 通過在污水處理系統(tǒng)中富集聚磷菌(PAOs), 并利用PAOs能夠在厭氧/好氧交替的條件下吸磷的特性, 達到降低污水中磷濃度的目的, 并最終通過排放富磷剩余污泥的方式實現(xiàn)磷的去除.與化學除磷相比, 生物除磷不產(chǎn)生藥劑費用和化學污泥, 且生物除磷污泥可用作肥料, 在運行費用方面具有非常明顯的優(yōu)勢.同步短程硝化反硝化脫氮(SPND)技術(shù)是在同一反應器的同一處理空間, 通過調(diào)控運行條件將硝化過程控制在亞硝化階段, 然后進行反硝化過程, 從而實現(xiàn)污水的脫氮.與傳統(tǒng)生物脫氮技術(shù)相比, 同步短程硝化反硝化脫氮技術(shù)可以節(jié)省部分碳源(約40%), 節(jié)省部分曝氣量(約25%).

　　序批式活性污泥法(SBR)集進水、調(diào)節(jié)、反應、沉淀于一池, 具有占地面積小, 節(jié)省回流、基建等費用, 耐沖擊負荷, 反應推力大, 運行靈活、便于實現(xiàn)高度自動化, 能有效抑制污泥膨脹等優(yōu)點.在一個SBR反應器中, 將EBPR與SPND耦合, 用于污水的脫氮除磷.一方面, EBPR系統(tǒng)內(nèi)PAOs富集程度較高, 可實現(xiàn)污水的高效、穩(wěn)定除磷; 另一方面, 好氧段SPND的產(chǎn)生可降低出水中NOx--N(主要是NO2--N)的含量, 在提高脫氮效率的同時, 可減少NOx--N對下一反應周期釋磷過程的影響.

　　目前, 有關同步短程硝化反硝化脫氮除磷(SPNDPR)的工藝鮮見報道.于德爽等采用SBR反應器, 通過聯(lián)合調(diào)控曝氣量和好氧時間成功實現(xiàn)了SPNDPR系統(tǒng)的啟動與優(yōu)化運行, 但出水TN濃度仍然較高(約11.92mg·L-1).基于上述研究, 為進一步降低出水中TN含量, 提出了一種適合低C/N污水深度脫氮除磷的新工藝即厭氧/好氧/缺氧運行的同步短程硝化反硝化除磷-后置短程反硝化(SPNDPR-PD)工藝.

　　本文以低C/N(≤4)城市污水為處理對象, 采用厭氧/好氧/缺氧運行的SBR反應器, 通過合理調(diào)控厭氧/好氧/缺氧運行時間和好氧段曝氣量, 分析了SPNDPR-PD系統(tǒng)的啟動與優(yōu)化運行特性, 并探討了該系統(tǒng)優(yōu)化運行后的COD、氮、磷去除特性和運行過程中系統(tǒng)脫氮除磷機理, 以期為SPNDPR-PD系統(tǒng)實現(xiàn)低C/N城市污水的深度脫氮除磷提供技術(shù)支持.

　　1 材料與方法1.1 實驗裝置與運行工序

　　實驗用反應器為SBR, 采用有機玻璃制成, 為敞口式反應器, 容積為13 L, 有效容積為8 L, 實際進水為3 L.采用機械攪拌的方式使泥水混勻, 以曝氣砂頭作為微孔曝氣器, 并以轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)曝氣量.具體運行參數(shù)見表 1.

　　表 1 SPNDPR-PD系統(tǒng)優(yōu)化運行期間運行參數(shù)

   　　1.2 實驗用水和接種污泥

　　實驗用水為青島市某污水處理廠粗格柵前入口處的生活污水, 具體水質(zhì)：COD濃度為253.79~372.48mg·L-1, NH4+-N濃度為52.15~82.07mg·L-1, NO2--N濃度<1mg·L-1, NO3--N濃度<2mg·L-1, PO43--P濃度為3.55~9.62mg·L-1, pH值為7.2~7.6.接種污泥取自本實驗室運行180 d具有良好脫氮除磷性能的SBR, 接種到反應器內(nèi)后MLSS約3961 mg·L-1, SV約為32%, SVI約為80.79 mL·g-1.

　　1.3 檢測方法1.3.1 常規(guī)檢測方法

　　水樣經(jīng)中性濾紙(最大孔徑15~20 μm)過濾后測定以下各參數(shù)：NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定, NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺分光光度法測定, NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定, PO43--P采用鉬酸銨分光光度法測定; COD采用聯(lián)華5B-3A型COD快速測定儀測定, MLSS采用重量法測定, 溫度與DO值采用雷磁便攜式溶解氧測定儀測定, pH采用雷磁PHS-3C pH計測定.

　　1.3.2 CODins計算方法

　　CODins是指在SPNDPR-PD系統(tǒng)的厭氧段, 原水中的COD被PAOs和聚糖菌(GAOs)儲存為內(nèi)碳源的量(mg·L-1).其計算方法如下：

　　式中, ΔCOD、ΔNO2-和ΔNO3-分別為系統(tǒng)厭氧段COD、NO2--N和NO3--N濃度的變化量, mg·L-1; 1.71和2.86分別為單位質(zhì)量濃度的NO2--N和NO3--N被異養(yǎng)反硝化菌利用時所消耗COD的濃度(質(zhì)量比).

　　1.3.3 SND率計算方法

　　SND率用以表示在SPNDPR-PD系統(tǒng)好氧段的氮損失情況, 其計算方法如下：

　　式中, ΔNH4+、ΔNO2-和ΔNO3-分別為系統(tǒng)好氧段NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度的變化量, mg·L-1.

　　2 結(jié)果與討論2.1 SPNDPR-PD系統(tǒng)的PO43--P去除特性

　　SPNDPR-PD系統(tǒng)運行期間進、出水PO43--P濃度及PO43--P去除率變化情況見圖 1.

　　圖 1

圖 1 SPNDPR-PD系統(tǒng)運行過程中PO43--P濃度變化情況

　　由圖 1可知, 在階段1(1~21 d), 系統(tǒng)進水PO43--P濃度平均為5.97mg·L-1, 厭氧末PO43--P濃度由16.74mg·L-1逐漸升高至20.38mg·L-1, 出水PO43--P濃度由2.61mg·L-1逐漸降低至0.厭氧釋磷量(PRA)逐漸提高, 由14.43mg·L-1提高至18.57mg·L-1, 好氧吸磷量(PUA)約為19.79 mg·L-1.說明系統(tǒng)釋磷和吸磷性能逐漸提高. PO43--P去除率由57.70%升高至第12 d時的99.06%, 并在第13~21 d穩(wěn)定維持在100%.說明, 經(jīng)過一段時間的運行(約10 d), 可以實現(xiàn)SPNDPR-PD系統(tǒng)除磷性能的提高.

　　在階段2(22~39 d), 當系統(tǒng)由厭氧/好氧改為厭氧/好氧/缺氧方式運行后, 好氧末PO43--P濃度平均為0.60mg·L-1, 出水PO43--P濃度較低(約為0.06mg·L-1), SPNDPR-PD系統(tǒng)除磷性能較好.在該階段, 厭氧末PO43--P濃度由19.99mg·L-1逐漸提高至29.11mg·L-1; PRA和PUA分別由20.79mg·L-1和26.92mg·L-1逐漸升高至21.44mg·L-1和29.11mg·L-1. PO43--P去除率高達99.02%.因此, 改變運行方式后, 有助于PO43--P的去除.

　　在階段3(40~55 d), 當系統(tǒng)好氧段的曝氣量由1.0 L·min-1降低至0.6 L·min-1后, 系統(tǒng)出水PO43--P濃度繼續(xù)維持在0, PO43--P去除率穩(wěn)定維持在100%. PRA和PUA均維持在較高水平, 分別約為21.21mg·L-1和22.75mg·L-1, 系統(tǒng)的釋磷和吸磷性能較好.需要注意的是, 好氧末PO43--P濃度平均為0.67mg·L-1, 較階段2的0.60mg·L-1有所提高.分析其原因可能在于, 曝氣量的降低使得PAOs可利用的溶解氧(DO)減少, 使得好氧吸磷過程受到抑制.

　　在階段4(56~111 d), 當系統(tǒng)缺氧時間分別延長至240、300、360和420 min時, 系統(tǒng)的除磷性能繼續(xù)維持穩(wěn)定.該階段, 系統(tǒng)進水、好氧末、出水PO43--P濃度和去除率分別平均為5.88、0.07、0.01mg·L-1和99.78%. 在階段4-1(56~72 d), 厭氧末PO43--P濃度呈明顯的上升趨勢, 由24.34mg·L-1升高至32.03mg·L-1.分析其原因可能在于該階段CODins明顯提高(見圖 2).在階段4-2~4-4(73~111d), 厭氧末PO43--P濃度平均為32.49mg·L-1.表明缺氧段時間由180 min延長至240 min時, 系統(tǒng)的釋磷性能有所提高; 而當其由240 min延長至420 min, 對系統(tǒng)的除磷性能幾乎沒有影響.

　　圖 2

圖 2 SPNDPR-PD系統(tǒng)運行過程中COD濃度變化情況

　　2.2 SPNDPR-PD系統(tǒng)的COD去除特性

　　SPNDPR-PD系統(tǒng)運行期間進、出水COD濃度變化情況見圖 2.

　　從圖 2中可知, 在階段1(1~21 d), 系統(tǒng)進水COD的濃度平均為298.17mg·L-1, 厭氧末和出水COD的濃度分別由68.70mg·L-1和55.44mg·L-1逐漸升高至第7 d的84.18mg·L-1和74.65mg·L-1, 而后逐漸降低并穩(wěn)定維持在67.07mg·L-1和51.38mg·L-1; COD去除率由79.56%逐漸下降至第7d的73.03%, 而后逐漸升高并穩(wěn)定維持在83.41%;在該階段, CODins由31.81mg·L-1逐漸升高至62.71mg·L-1.此外在第8~21d, 厭氧段COD消耗量和好氧段COD消耗量維持穩(wěn)定, 分別平均為0.37 mg·(L·min)-1和0.10 mg·(L·min)-1.說明系統(tǒng)內(nèi)COD的去除主要是在厭氧段實現(xiàn)的.

　　在階段2(22~39 d), 當系統(tǒng)以厭氧/好氧改為厭氧/好氧/缺氧方式運行后, 系統(tǒng)進水COD的濃度平均為295.79mg·L-1, COD去除效果穩(wěn)定.厭氧末、好氧末和出水COD的濃度分別約為59.80、48.40和43.48mg·L-1.出水COD的濃度較好氧末僅減少了4.92mg·L-1, 說明缺氧段利用的主要是內(nèi)碳源. COD去除率穩(wěn)定在85.21%, CODins約為59.83mg·L-1.說明改變運行方式對COD的去除幾乎沒有影響.

　　在階段3(40~55 d), 當系統(tǒng)好氧段的曝氣量由1.0 L·min-1降低至0.6 L·min-1后, 厭氧末、好氧末和出水COD濃度分別平均為71.58、52.17和50.66mg·L-1.厭氧段COD消耗量、好氧段COD消耗量和缺氧段COD消耗量分別平均為0.41、0.11和0.02 mg·(L·min)-1; COD去除率和CODins分別平均為83.37%和58.48mg·L-1.系統(tǒng)繼續(xù)維持較好的COD去除效果及內(nèi)碳源貯存性能.說明改變曝氣量對系統(tǒng)的COD去除性能幾乎不造成影響.

　　在階段4(56~111 d), 當系統(tǒng)缺氧時間分別延長至240、300、360和420 min時, 厭氧末、好氧末和出水COD濃度分別平均為69.08、49.73和47.00mg·L-1. COD去除率穩(wěn)定維持在85.06%.說明延長缺氧運行時間, 對系統(tǒng)COD的去除性能幾乎不造成影響.在階段4-1 (56~72 d), CODins逐漸升高, 由51.31mg·L-1逐漸升高至72.12mg·L-1; 在階段4-2~4-4(73~111 d), CODins維持穩(wěn)定, 平均為71.68mg·L-1.

　　以上實驗結(jié)果表明, 降低曝氣量(由1.0 L·min-1降至0.6 L·min-1)、增加缺氧段(由厭氧/好氧改為厭氧/好氧/缺氧)、延長缺氧段時間(由180 min依次延長至420 min), 均不影響SPNDPR-PD系統(tǒng)的COD去除性能, COD去除率穩(wěn)定維持在80%以上.

　　2.3 SPNDPR-PD系統(tǒng)的硝化特性

　　SPNDPR-PD系統(tǒng)運行期間進、出水NH4+-N濃度及去除率變化情況見圖 3.

　　圖 3

圖 3 SPNDPR-PD系統(tǒng)運行過程中NH4+-N濃度變化情況

　　由圖 3可知, 在階段1(1~21 d), 進水NH4+-N濃度平均為64.68mg·L-1; 出水NH4+-N濃度由26.32 mg·L-1逐漸降低并穩(wěn)定維持在0.27mg·L-1; NH4+-N去除率由58.96%逐漸升高并穩(wěn)定維持在99.67%.說明系統(tǒng)硝化性能逐漸提高并能穩(wěn)定在較高水平.

　　在階段2(21~39 d), 當系統(tǒng)由厭氧/好氧改為厭氧/好氧/缺氧方式運行后, 系統(tǒng)的硝化性能得到穩(wěn)定維持, 進水、厭氧末、好氧末和出水NH4+-N濃度分別平均為69.29、29.38、0.74和0.18mg·L-1, NH4+-N去除率維持在98.00%以上.說明該階段系統(tǒng)的硝化性能較好, 且改變運行方式并未對系統(tǒng)的硝化性能造成影響.

　　在階段3(40~55 d), 當系統(tǒng)好氧段的曝氣量由1.0 L·min-1降低至0.6 L·min-1后, 系統(tǒng)出水NH4+-N濃度突然升高至8.97mg·L-1, NH4+-N去除率降低至88.18%.經(jīng)過一段時間的運行(9 d), 出水NH4+-N濃度逐漸降低并在第48 d降低至0, 隨后穩(wěn)定維持; 同時NH4+-N去除率逐漸升高并穩(wěn)定維持在100%.說明曝氣量的突降會引起SPNDPR-PD系統(tǒng)硝化不完全, 但是經(jīng)過一段時間(7 d左右)的運行, SPNDPR-PD系統(tǒng)的硝化性能可以逐漸提高, 并穩(wěn)定保持在較高水平(出水NH4+-N濃度約為0).有研究表明[25], AOB較NOB的親氧性更好, 在低溶解氧的狀態(tài)下, AOB更容易利用溶解氧來進行代謝, NOB所需的溶解氧不足, 導致NOB的活性受到抑制.

　　在階段4(56~111 d), 當系統(tǒng)缺氧時間分別延長至240、300、360和420 min時, 系統(tǒng)的硝化性能穩(wěn)定維持, 系統(tǒng)進水、厭氧末、好氧末和出水NH4+-N濃度分別平均為70.02、28.04、0.87和0.30mg·L-1, NH4+-N去除率穩(wěn)定維持在98.58%左右.說明延長缺氧運行時間對SPNDPR-PD系統(tǒng)的硝化性能未造成影響.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關技術(shù)文檔。

　　2.4 SPNDPR-PD系統(tǒng)的脫氮特性

　　SPNDPR-PD系統(tǒng)運行期間出水NO2--N和NO3--N濃度、缺氧段NO2--N去除率、SND率、TN去除率及NO2--N積累率變化情況見圖 4.

　　圖 4

圖 4 SPNDPR-PD系統(tǒng)運行過程中NOx--N濃度和缺氧段NO2--N去除率及SND率、TN去除率和NO2--N積累率的變化情況

　　從中可知, 在階段1(1~21 d), 在第1~7 d系統(tǒng)出水NO2--N濃度約為6.50mg·L-1, 此后逐漸上升, 由第8 d的14.18mg·L-1上升至第21 d的24.54mg·L-1, 出水NO3--N濃度穩(wěn)定維持在0.25mg·L-1. NO2--N積累率由92.16%逐漸升高至100%.說明SPNDPR-PD系統(tǒng)的短程硝化性能維持在較高水平.此外, SND率在第1~7 d波動較大, 最低為第2 d的5.81%, 最高為第6 d的48.32%;在第8~21 d, SND率維持穩(wěn)定, 平均為18.84%.在該階段, TN去除率逐漸升高, 由46.98%提高至65.41%, 說明系統(tǒng)脫氮性能逐漸增強.

　　在階段2(22~39 d), 當系統(tǒng)由厭氧/好氧改為厭氧/好氧/缺氧方式運行后, 好氧末NO2--N和出水NO2--N濃度分別約為22.86mg·L-1和18.79mg·L-1, 好氧末NO3--N和出水NO3--N濃度分別約為0.38mg·L-1和0.08mg·L-1.與階段1相比, 該階段出水NO2--N和NO3--N濃度分別降低了5.75mg·L-1和0.30mg·L-1.在該階段, 缺氧段NO2--N去除率平均為17.60%, TN去除率約為72.69%(較階段1提高了7.28%); NO2--N積累率維持在99.56%, 說明系統(tǒng)的短程硝化性能能夠穩(wěn)定維持. SND率依然維持在19.18%.分析原因可能是, DO濃度較高(約0.80mg·L-1), 影響了反應器內(nèi)缺氧環(huán)境的形成, 缺氧環(huán)境是產(chǎn)生SND現(xiàn)象的主要原因.

　　在階段3(40~55 d), 當系統(tǒng)好氧段的曝氣量由1.0 L·min-1降低至0.6 L·min-1后, 好氧末NO2--N濃度由23.86mg·L-1突降至13.48mg·L-1, 而后逐漸升高并穩(wěn)定在21.43mg·L-1.出水NO2--N濃度呈同樣的變化趨勢, 先突降至6.60mg·L-1, 此后逐步上升并穩(wěn)定在約16.46mg·L-1.好氧末NO3--N和出水NO3--N濃度維持穩(wěn)定, 分別約為0.11mg·L-1和0.05mg·L-1; 在該階段, TN去除率和NO2--N積累率分別穩(wěn)定維持在77.97%和99.71%, SND率由19.15%逐漸升高并穩(wěn)定在31.20%.說明降低曝氣量有利于同步短程硝化反硝化性能的提高.

　　在階段4(56~111 d), 當系統(tǒng)缺氧時間分別延長至240、300、360和420 min時, 好氧末NO3--N和出水NO3--N濃度穩(wěn)定維持在0.11mg·L-1和0.03mg·L-1. NO2--N積累率穩(wěn)定維持在99.68%, 說明系統(tǒng)的同步短程硝化性能穩(wěn)定維持.好氧末NO2--N和出水NO2--N濃度分別由22.37mg·L-1和13.66mg·L-1逐漸降低至16.67mg·L-1和3.06mg·L-1; 缺氧段NO2--N去除率和TN去除率分別由38.94%和82.97%逐漸升高至81.64%和95.26%; SND率穩(wěn)定維持在28.01%.說明, SPNDPR-PD系統(tǒng)TN去除性能的提高在于缺氧段時間的延長.

　　2.5 SPNDPR-PD系統(tǒng)實現(xiàn)低C/N城市污水高效脫氮除磷的機制

　　為進一步分析SPNDPR-PD系統(tǒng)實現(xiàn)低C/N城市污水高效脫氮除磷的機制, 對系統(tǒng)運行第39 d和第106 d典型周期內(nèi)基質(zhì)濃度變化情況進行分析(圖 5).

　　圖 5

圖 5 SPNDPR-PD系統(tǒng)在典型周期內(nèi)的污染物去除情況

　　如圖 5(a)所示, SPNDPR-PD系統(tǒng)初始COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P濃度分別為138.15、28.23、12.49、0.11和2.19mg·L-1.在厭氧段(0~180 min), COD濃度逐漸降低, 并伴隨著磷的釋放和NOx--N的去除.在0~20 min, NO2--N和NO3--N濃度迅速降至0.在0~40 min內(nèi), PO43--P濃度呈線性增長趨勢, 并伴隨著COD濃度的迅速減少.說明0~40 min內(nèi)主要發(fā)生NOx--N的外源反硝化作用及PAOs的釋磷作用.此外, 考慮到該階段NOx--N的濃度較低(12.60mg·L-1), 所以COD的去除主要是通過釋磷作用實現(xiàn)的.在40~180 min內(nèi), PO43--P濃度僅提高了(2.61mg·L-1), 但COD濃度降低了10.54mg·L-1, 說明40~180 min內(nèi)仍存在著聚糖菌將外源COD向內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化的過程.因此, 在厭氧段, 異養(yǎng)反硝化菌、聚磷菌和聚糖菌均參與了COD的去除, 且延時厭氧(180 min)強化了聚磷菌和聚糖菌的作用, 提高了污水中COD的去除及其向內(nèi)碳源轉(zhuǎn)化的性能.

　　在好氧段(180~360 min), COD濃度基本保持不變. PO43--P濃度在0~40 min由29.11mg·L-1降至0. PO43--P去除速率為0.73 mg·(L·min)-1, 證明了好氧吸磷的存在.此外, 在該階段NH4+-N濃度由30.13mg·L-1逐漸降低至0.硝化速率為0.75 mg·(L·min)-1; NO2--N由0逐漸升高至23.70mg·L-1, NO3--N僅為0.43mg·L-1; 好氧段氮損失約為6.00mg·L-1.其證明了SPNDPR-PD系統(tǒng)內(nèi)存在SPND現(xiàn)象.因此, SPNDPR-PD系統(tǒng)內(nèi)好氧吸磷、同步短程硝化反硝化作用可實現(xiàn)低C/N污水的同步脫氮除磷.

　　在缺氧段(360~540 min), COD濃度基本不變, NH4+-N、PO43--P濃度均為0mg·L-1.在該階段NO2--N濃度逐漸減少, 由23.70mg·L-1逐漸降低至20.09mg·L-1, NO2--N去除速率為0.02 mg·(L·min)-1. NO3--N濃度由好氧末的0.43mg·L-1降至0.說明SPNDPR-PD系統(tǒng)增加缺氧段后, 短程反硝化作用有利于實現(xiàn)低C/N城市污水的深度脫氮除磷.

　　如圖 5(b)所示, SPNDPR-PD系統(tǒng)初始COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P濃度分別為141.18、23.84、2.54、0.28和1.96mg·L-1.在厭氧段(0~180 min), COD濃度逐漸降低, 并伴隨著磷的釋放和NOx--N的去除.在0~20 min, NO2--N和NO3--N濃度迅速降至0.在0~40 min內(nèi), PO43--P濃度呈線性增長趨勢, 并伴隨著COD濃度的迅速減少.在40~180 min內(nèi), PO43--P濃度基本保持不變, COD濃度降低了19.57mg·L-1.

　　在好氧段(180~360 min), COD濃度基本保持不變. PO43--P濃度在0~60 min由24.39mg·L-1降為0. PO43--P去除速率為0.41 mg·(L·min)-1.此外, 在該階段NH4+-N濃度由25.34mg·L-1逐漸降低至0, 硝化速率為0.42 mg·(L·min)-1; NO2--N由0逐漸升高至17.22mg·L-1, NO3--N僅為0.35mg·L-1.好氧段氮損失高達7.77mg·L-1, 較圖 5(a)有明顯提高(提高了約1.77 mg·L-1).

　　在缺氧段(360~780 min), COD濃度基本不變, NH4+-N、PO43-P濃度維持在0.在該階段NO2--N濃度呈線性下降趨勢, 由17.22mg·L-1降低至3.26mg·L-1, NO2--N去除速率為0.03 mg·(L·min)-1.說明此時間段內(nèi), 缺氧段時間的延長, 有助于短程反硝化的進行.

　　由圖 5對比分析可知, SPNDPR-PD系統(tǒng)運行39 d和106 d時, PRA由29.11mg·L-1降低至24.39mg·L-1.好氧段吸磷速率由0.73 mg·(L·min)-1降低至0.41 mg·(L·min)-1, 硝化速率由0.75 mg·(L·min)-1降低至0.42 mg·(L·min)-1.說明曝氣量的降低會一定程度上抑制系統(tǒng)的除磷性能和硝化性能.值得注意的是, 通過SND作用去除的NH4+-N濃度由6.00mg·L-1提高至7.77mg·L-1, 說明降低曝氣量有利于SND作用的進行.此外, 圖 5中, 好氧段基本沒有NO3--N生成, 說明降低曝氣量和延長缺氧時間并未破壞短程硝化進程; 缺氧段反硝化速率由0.02 mg·(L·min)-1提高至0.03 mg·(L·min)-1, 說明延長缺氧時間, 有利于提高SPNDPR-PD系統(tǒng)的反硝化性能.

　　3 結(jié)論

　　(1) 采用厭氧/好氧/缺氧運行的SBR, 通過調(diào)控曝氣量和缺氧時間, 可以實現(xiàn)SPNDPR-PD系統(tǒng)的啟動和優(yōu)化運行.優(yōu)化后的SPNDPR-PD系統(tǒng)出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P濃度分別為0、3.06、0和0mg·L-1; TN去除率高達99.42%.

　　(2) 好氧段曝氣量(由1.0 L·min-1降至0.6 L·min-1), 缺氧時間(由180 min逐步延長至420 min), SPNDPR-PD系統(tǒng)的除磷性能幾乎不受影響, PO43--P去除率穩(wěn)定維持在較高水平(約為100%).

　　(3) COD的去除過程主要是發(fā)生在系統(tǒng)的厭氧階段, 且主要是通過PAOs或GAOs的內(nèi)碳源貯存作用實現(xiàn)的, 而異養(yǎng)反硝化菌的反硝化作用貢獻很少.改變運行方式(降低曝氣量和延長缺氧時間), 并未影響系統(tǒng)的COD去除性能.系統(tǒng)COD去除率和CODins分別高達85.48%和70.97mg·L-1.

　　(4) 系統(tǒng)在第4優(yōu)化運行階段, NO2--N積累率和SND率分別穩(wěn)定維持在99.68%和28.01%, 缺氧段NO2--N去除率和TN去除率逐漸升高, 分別由38.94%和82.97%升高至81.64%和95.26%.短程反硝化作用的進行是實現(xiàn)了低C/N污水深度脫氮除磷的主要原因.(來源：環(huán)境科學 作者：鞏秀珍)