徐貴達,李 冬*,劉志誠,陶 博,張 杰,2

兩級PNDPR耦合Anammox脫氮除磷工藝研究

徐貴達1,李 冬1*,劉志誠1,陶 博1,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學,水質科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學,城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

鑒于厭氧氨氧化工藝進水必須包含NO2--N和NH4+-N兩種基質,且只能脫氮,為在此基礎上進一步實現(xiàn)除磷,提出輔以短程硝化技術,將除磷、脫氮技術相耦合,即短程硝化反硝化除磷串聯(lián)厭氧氨氧化工藝.生活污水首先進入短程硝化反硝化除磷單元,主要實現(xiàn)NH4+-N轉化為NO2--N并去除COD,其部分出水與生活污水原水相混合再進入?yún)捬醢毖趸瘑卧?同時短程硝化反硝化除磷單元于缺氧條件下反硝化吸磷,待反應結束后兩個處理單元的出水混合排放.實驗結果表明,控制進水混合比為4.2可保證Anammox單元中C/N和NO2--N/NH4+-N值分別為2和1.5,平均△NO2--N/△NH4+-N=1.41,△NO3--N/△NH4+-N=0.12,Anammox脫氮平均占比為85.2%,反硝化與Anammox反應耦合良好.整個系統(tǒng)穩(wěn)定運行后出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為15.2,0.85,0.59,5.56,3.33mg/L,TN去除率為89.4%,通過PNDPR-Anammox耦合新工藝成功實現(xiàn)模擬生活污水的高效處理.

短程硝化；厭氧氨氧化；反硝化除磷；進水混合比

基于短程硝化-厭氧氨氧化(PNA)的自養(yǎng)脫氮工藝逐漸成為脫氮研究的熱點,不過單一的無機脫氮工藝難以在實際污水處理中推廣,因為實際生活污水中主要包括氮、磷、有機物三種污染物,難以用工程方法分離.而反硝化除磷[1-2](DPR)提供了新的思路,有學者將反硝化除磷與Anammox耦合,主要分為以下兩種方式[2]:1.將短程硝化、厭氧氨氧化、反硝化與反硝化除磷串聯(lián)起來[3-4],即SNADPR (Simulataneous partial nitrification, anammox, denitrification, and denitrifying phosphorus removal),工藝流程為污水首先進入?yún)捬醐h(huán)境內化有機物進行釋磷,然后出水進入SNAD反應器,進行短程硝化、厭氧氨氧化及反硝化,最后厭氧氨氧化產生的硝酸鹽回流至DPR反應器進行脫氮除磷.難點是于SNAD實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化,抑制NOB并避免DO對Anammox的抑制效果;2.將厭氧氨氧化、反硝化除磷和內源性部分反硝化(endogenous partial- denitrification, EPD)相耦合[5-7],利用聚糖菌(GAOs)對碳源的代謝作用,產生亞硝酸鹽供給厭氧氨氧化,即Anammox-EPDPR(Anammox, endogenouspartial- denitrification and phosphorus removal),工藝流程為污水首先進入?yún)捬醐h(huán)境內化有機物進行釋磷,然后進行好氧全程硝化,將NH4+-N轉為NO3--N,最后于缺氧態(tài)下,由GAOs作用的內源反硝化為Anammox提供穩(wěn)定的NO2--N,最終由DPAOs將NO--N與PO43--P去除.但實際生活污水中并不存在高濃度NO3--N,先將NH4+-N進行全程硝化,最后再于缺氧下以內源反硝化的運行過程未免曝氣能耗過高.

綜合以上工藝現(xiàn)狀,若將Anammox與DPR成功耦合,關鍵是保證AOB、DPAOs、Anammox三種功能菌的豐度與活性.AOB為自養(yǎng)菌,在好氧條件下生長富集,并將進水中的NH4+-N氧化為NO2--N;聚磷菌均在厭氧段釋磷,吸附同化污水中的有機物于體內,并在后續(xù)好氧/缺氧階段以O2/NO2--N/NO3--N為電子受體,利用厭氧段所同化的有機物,進行過量吸磷;Anammox為自養(yǎng)菌,在厭氧條件下以進水中的NH4+-N和NO2--N為基質,反應生成N2與少量NO3--N.分析以上功能菌,Anammox菌對環(huán)境最為敏感,且其倍增時間最長,提出將其分離于單一反應器中進行富集培養(yǎng).

因此,本研究模擬城市生活污水為處理對象,啟動建立PNDPR-Anammox新工藝,分析PNDPR-A系統(tǒng)的啟動性能變化,并探討兩級反應器中不同進水混合比對整個耦合系統(tǒng)的影響,進一步明確反應過程及化學計量學參數(shù),為該工藝的設計和工程應用奠定理論基礎.

1 材料和方法

1.1 實驗裝置與運行方法

圖1 耦合工藝系統(tǒng)的反應器圖(A)和運行流程(B)

系統(tǒng)包含兩種SBR反應器,分別是PNDPR- SBR和Anammox-SBR,材質均為有機玻璃,有效容積6L,換水比為80%,一天運轉3個周期,耦合系統(tǒng)的運行周期和反應器構造如圖1所示.其中PNDPR- SBR設有曝氣裝置,曝氣模式為高頻間歇梯度曝氣,設立兩個梯度,好氧1段和好氧2段的曝停時間和曝氣量分別為曝氣3min:停曝2min & 5L/(h·L)和曝氣2min:停曝3min & 2.5L/(h·L);Anammox-SBR保持全程厭氧狀態(tài).

整個實驗分為三個階段:1.耦合前準備階段,因接種污泥的運行環(huán)境發(fā)生變化,為實現(xiàn)后續(xù)工藝的耦合,需分別對兩個反應器進行馴化,改變原PNDPR反應器的曝停時間以進一步提高AOB活性達成NO2--N積累,將原Anammox反應器的周期由12h縮短至8h,提高負荷、調整時間以適配后續(xù)耦合工藝;2.初步耦合階段,控制PNDPR的1段出水與模擬生活污水混合,以達到Anammox反應器進水NO2--N:NH+ 4-N≈1.32:1,并測定相關污染物變化;3.探究進水混合比的優(yōu)化,基于階段2的分析,控制不同進水混合比的兩套平行耦合系統(tǒng),通過分析污染物、功能菌活性、EPS等參數(shù)變化,探究其對耦合系統(tǒng)影響.

1.2 接種污泥與實驗用水

PNDPR-SBR接種實驗室前期培養(yǎng)的短程硝化反硝化除磷顆粒,MLSS為5124mg/L,控制泥齡25d;Anammox-SBR同樣接種實驗室內穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化污泥,MLSS為3870mg/L,為保證厭氧氨氧化菌留存,不控制泥齡.

表1 人工配水水質情況

本實驗以人工配水模擬城市生活污水,以自來水、CH3CH2COONa、NH4Cl、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4×7H2O和CaCl2配成,以NaHCO3模擬生活污水堿度兼具調節(jié)pH值,詳細水質指標如表3.

1.3 分析項目與檢測方法

以納氏試劑分光光度法測量NH+ 4-N;-(1-萘基)-乙二胺光度法測定NO2--N;用麝香草酚紫外分光光度法測定NO3--N;采用5B-3B型COD多參數(shù)快速測定儀測定TP和COD,間隔2d取樣測量上述參數(shù); WTW-pH/Oxi 340i便攜式多參數(shù)測定儀檢測DO和pH的變化; 胞外聚合物(EPS)中,以lowry法測定蛋白質(PN);采用蒽酮硫酸法測定多糖(PS),以PN、PS之和表示EPS總濃度;以激光粒度儀(Malvern Mastersizer2000)觀測污泥的粒徑分布情況;以光學顯微鏡(Olympus BX51)進行觀察和記錄污泥形態(tài)變化; SVI、MLSS和MLVSS等其他觀測指標均采用國家規(guī)定的標準方法.

1.4 計算方法

1.4.1 厭氧氨氧化和反硝化脫氮貢獻率:Ana- nammox單元進水含有有機物,會促使異養(yǎng)反硝化菌的生長,需明確反硝化和厭氧氨氧化的脫氮貢獻率,如式1和式2所示:

省委第四巡視組向省國土資源廳黨組反饋專項巡視情況（省廳新聞宣傳中心） ...............................................3-4

Pden(%)=100%-Pana(2)

式中:下標den、ana、inf、eff和rem分別表示反硝化、厭氧氨氧化、進水、出水和去除率.NH4+、NO2-和NO3-的濃度用mg/L表示[8].

1.4.2 聚磷菌所占比例測定 根據(jù)電子受體劃分3種聚磷菌,一類僅以O2作為電子受體,一類能以NO2-與NO3-為電子受體,還有一類能以O2、NO2-和NO3-為電子受體.利用不同電子受體的聚磷菌所占比例測定方法[1]如下:分別以O2、NO2-和NO3-作為電子受體進行批次實驗,在洗去雜質的反應器中加入磷酸二氫鉀與乙酸鈉控制P濃度6mg/L, COD濃度是270mg/L,保持厭氧段120min充分釋磷結束后排出上層溶液,再次清洗污泥.加入蒸餾水稀釋至反應器原容積,再混入磷酸二氫鉀擬合厭氧末的釋磷濃度,然后于反應器內排出3L泥水混合物,均勻分成3份,一份在好氧條件下控制溶解氧濃度為3.0mg/L,另外兩份不曝氣,分別加入NaNO2和KNO3,使NO2-和NO3-初始濃度分別為20mg/L.反應時間為2.5h,期間測定磷濃度的變化.聚磷菌所占比例可近似按以下公式計算:

式中:O是只以O2為電子受體的除磷;ON是能用O2和NO3-(不能用NO2-)為電子受體的除磷;ONn是能用O2、NO3-和NO2-為電子受體的除磷:以NO2-為電子受體的吸磷量是ONn;以NO3-為電子受體在缺氧段的吸磷量是ON;以O2為電子受體在好氧段的吸磷量是O.

2 結果與分析

2.1 耦合前期各處理單元的性能變化

耦合前期,PNDPR-SBR的第一好氧段曝停頻率由原來的3min:3min調整為3min:2min,目的是提高反應器內在第一好氧段的NH4+-N氧化,獲得更多的NO2--N積累,為下一階段的工藝耦合做準備. PNDPR的具體性能如圖2所示,COD在厭氧段基本被微生物攝取內化,厭氧段COD平均去除率達91.83%,說明曝氣方式的調整并沒有影響COD的去除;P的去除效果一直穩(wěn)定,但通過批次實驗測定聚磷菌所占比例,反應器內亞硝酸型的反硝化聚磷菌在總聚磷菌種中有所下降,由57.63%降至52.17%,分析認為曝氣頻率的變化間接提高了1段曝氣中的好氧時長,因此好氧吸磷得到強化;曝停頻率的改變使得NH4+-N在第一好氧段中的氧化率不斷提高,由接種初期的71.53%逐漸上升至88.56%,同時又因為COD在厭氧段基本被去除和好氧時長的增加,短程硝化所生成的NO2--N,部分被反硝化聚磷菌用以缺氧吸磷,小部分被反硝化脫氮菌還原為N2,余者全部進入下一階段,NO2--N積累最高可達40.63mg/L.值得注意的是,得益于高頻間歇曝氣模式,反應器內始終處于好氧/缺氧的交替變化狀態(tài),NOB抑制效果良好,運行期間NO3--N始終低于1mg/L.

圖2 耦合前期PNDPR的污染物去除效能

圖3 耦合前期Anammox的污染物去除效能

Anammox-SBR耦合前期旨在配合下一階段的工藝耦合設計,僅將原有周期時長由12h調整至8h,其他參數(shù)與接種前保持一致,由圖3中可以觀察到,隨著對負荷的適應,Anammox脫氮性能逐漸達到穩(wěn)定,DNO2--N/DNH4+-N和DNO3--N/DNH4+-N值分別為1.30和0.28接近理論值1.32和0.26,脫氮性能良好.綜上,PNDPR-SBR去除了大部分COD和P并實現(xiàn)了較高濃度的NO2--N積累,Anammox- SBR脫氮性能良好,均為后續(xù)工藝系統(tǒng)耦合奠定良好基礎.

2.2 工藝耦合初期系統(tǒng)性能變化

原生活污水中并沒有Anammox菌代謝的全部基質,且有機負荷勢必會對Anammox菌造成沖擊,將短程硝化后的出水與原水相混合不僅可以獲得NO2--N基質,稀釋進水中的COD同時,還可以通過有機物將反硝化引入Anammox單元中,提高TN去除率[9-10].

因此,將短程硝化出水與原污水相混合作為Anammox單元的進水基質.不過具體細節(jié)還需要仔細研究,如進水NO2--N/NH4+-N的比值,理論上應為1.32[11],但一方面考慮不同反應器的運行工況,具體實驗具體分析,另一方面考慮有機物的存在必定會富集部分異養(yǎng)菌:如反硝化菌,可能會與Anammox菌競爭基質,從而導致計量比例失衡.所以本研究擬以NO2--N/NH4+-N=1.32為基準調整Anammox單元中的進水基質,初步耦合工藝.

圖4 耦合初期PNDPR-Anammox系統(tǒng)內各基質變化

根據(jù)上一階段的實驗結果,耦合前期PNDPR在第一段好氧結束后,平均COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為19.01,0.92,9.15,40.27, 0.16mg/L,通過計算控制PNDPR出水:模擬污水= 3.6:1可基本實現(xiàn)進水中NO2--N/NH4+-N=1.32的要求.耦合初期,各級反應器與整個耦合系統(tǒng)的污染物去除效果如圖4所示,相較于耦合前期,PNDPR單元在厭氧段的釋磷量增加,平均漲幅2.6mg/L,同時厭氧段內去除的COD也有所增加,好氧1段結束后,反應器內的NO2--N積累平均穩(wěn)定在41.3mg/L,吸磷量平均增加0.41mg/L,好氧2段結束后,反應器內P、NH4+-N濃度極低均小于0.1mg/L,出水NO2--N大幅下降,平均濃度為6.38mg/L,出水NO3--N上升明顯,平均濃度為4.26mg/L.因為好氧1段結束后部分出水到Anammox單元,反應器內的生物總量不變,基質總量減少,在原運行模式下,各污染物濃度變化較大,在好氧2段中,曝氣量不變,受基質總量限制, NH4+-N很快被消耗,轉換積累的NO2--N被DPAOs和DNB所利用,受碳源限制,仍存有部分NO2--N,變向導致了NOB的繁殖,出水NO3--N增加,但相比耦合前期,原進水中NO--N濃度得到稀釋,降低了聚磷菌在厭氧段于DNB的碳源競爭,聚磷菌活性提高,釋磷量也隨之增加.

Anammox單元混合進水的平均COD、P、NH4+- N、NO2--N和NO3--N濃度分別為68.9,1.86, 24.55, 32.74,0.41mg/L,COD/NO2--N=2.11, NH4+-N/NO2—N =1.33,初時NH4+-N、COD去除率僅為60.21%和40.16%,隨著反應器的運行,出水NH4+-N、NO2--N和COD去除率逐漸升高,30d時分別達到80.11%、95.35%和71.96%,DNO2--N/DNH4+-N=1.61,DNO3-- N/DNH4+-N=0.04,通過公式(1)計算,厭氧氨氧化的脫氮貢獻率為71.83%,反硝化的脫氮貢獻率為28.17%.以上結果表明, Anammox初步與DNDPR耦合成功.觀察圖4(c),出水COD和NO2--N在前8d快速下降,說明COD促使了反硝化菌的快速增長,后續(xù)COD濃度下降緩慢,分析可能是來自部分PNDPR出水所包含的有機物大體上是難降解型[12],很難被反硝化菌同化利用;相較耦合前期期,反應器內的NH4+-N去除率雖然在逐漸上升但仍較低,說明反硝化菌的快速增殖會與厭氧氨氧化菌競爭營養(yǎng)和空間,厭氧氨氧化反應被削弱,但通過出水余氨的存在以及較高的化學計量比分析,厭氧氨氧化反應很有可能是受基質限制,無法獲得充足的NO2--N.

圖4(d)是整個工藝系統(tǒng)的污染物去除效果圖,將兩級反應器全部出水混合后,30d時,出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為18.16,0.98, 3.45,3.13,2.12mg/L,TN去除率為88.48%,初步認為PNDPR-Anammox耦合工藝啟動成功.

2.3 不同進水混合比對耦合工藝系統(tǒng)的影響

初期雖然成功耦合工藝,出水水質良好,但Anammox單元內通過反硝化途徑的氮損過高,且出水存有余氨,反應器內的脫氮平衡不穩(wěn)定,易向反硝化工藝轉化.穩(wěn)定運行關鍵在于平衡厭氧氨氧化與反硝化反應,因此合理控制進水中各項基質比,如C/N和NO2--N/NH4+-N在適宜的范圍內至關重要.研究[13-15]普遍認為相對低C/N比下,厭氧氨氧化主導脫氮反應,相對高C/N下厭氧氨氧化易向反硝化轉變,林皓[16]控制進水NO2--N/NH4+-N為1.2～1.5, TN去除率穩(wěn)定在80%以上,李冬等[14]通過控制水力停留時間,可高效處理C/N為2的模擬生活污水,Li Jin等[17]控制C/N在2左右時,厭氧氨氧化脫氮平均占比為64.86%,Tang等[18]報道稱C/N>2.92時,COD對厭氧氨氧化菌產生了明顯的抑制作用,也有研究[19-20]稱C/N過低時,因為有機碳源的缺乏會導致發(fā)生部分反硝化,總氮去除率較低.綜上,由于不同的實驗條件及運行工況,結果也不盡相同,需要進一步的研究.本研究考慮到PNDPR單元亞硝化出水有機物大多為難降解型和耦合前期Anammox出水存有余氨的情況,調整進水混合比,分別控制進水NO2--N/ NH4+-N為2和1.5進行平行實驗,考察不同進水混合比對工藝系統(tǒng)的影響.

通過計算控制PNDPR單元亞硝化出水:模擬生活污水分別為6.7和4.2可基本實現(xiàn)進水中NO2--N/ NH4+-N=2和1.5的需求,兩個耦合系統(tǒng)的污染物去除效果分別如圖5和圖6所示.在好氧1段前,不同基質比下PNDPR單元的污染物去除變化基本保持一致,但短程硝化后由于排出了不同體積的出水,導致反應器內存留的基質總量不同,進水混合比越高,原反應器內基質總量越低,PNDPR單元的最終出水的各項污染物就越低,由于本實驗未再進行運行模式的修改,曝氣模式不變,進水混合比越高,PNDPR的最終出水的NO3--N于TN中就占比更多.總體來說, PNDPR單元受不同進水混合比的影響較小,因為主要污染物的去除與轉換均在厭氧和好氧1段完成,建議未來在好氧2段增加停曝時間或降低曝氣強度以進一步抑制NOB,以免影響NO2--N積累.

Anammox單元受進水混合比影響較大,觀察圖5(c),當進水混合比為6.7時,反應器內進出水的平均COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為46.15和17.05,1.89和1.69,17.19和1.46,37.35和19.26,0.34,1.84mg/L,與耦合前期比較,NH4+-N去除率升高,平均去除率達91.38%, NO2--N去除率卻大幅降低,平均DNO2--N/DNH4+-N=1.21,DNO3--N/DNH4+-N=0.09,兩計量比均低于理論值,分析原因可能是受低有機物濃度限制,反硝化進行不完全,僅將部分NO3--N還原為NO2--N,導致出水NO2--N濃度較高.通過公式計算Anammox脫氮占比最高可達95.51%,說明在有機物存在的情況下,基質不足才是導致Anammox活性下降的主要原因.

觀察圖6(c),當進水混合比為4.2時,穩(wěn)定運行后,Anammox的平均進出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為67.00和14.27,1.72和1.27,21.28和1.78,34.04和6.50,0.43和2.69mg/L. NH4+-N去平均去除率為91.65%, NO2--N去除率為80.81%,平均DNO2--N/DNH4+-N=1.41,DNO3--N/DNH4+-N=0.12,Anammox脫氮平均占比為85.18%,出水TN<10mg/L,達到城鎮(zhèn)污水一級A處理標準,種種結果表明厭氧氨氧化和反硝化耦合良好.

圖5 NO- 2-N/ NH+ 4-N=2:PNDPR-Anammox系統(tǒng)內各基質變化

圖6 NO- 2-N/ NH+ 4-N=1.5:PNDPR-Anammox系統(tǒng)內各基質變化

圖5、圖6(d)是整個工藝系統(tǒng)的污染物去除效果圖,當進水混合比為6.7時,出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為19.08,0.97,1.26, 15.49,1.72mg/L,TN去除率為77.53%,雖然在Anammox單元中,厭氧氨氧化脫氮占比很高,但反應器內并不具備較高的COD條件來去除多余的NO2--N,一方面受限于較低的C/N,另一方面則是PNDPR單元短程硝化出水內包含的有機物大多為難降解型,難以被反硝化菌進一步利用;當進水混合比是4.2時,出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為15.2,0.85, 0.59,5.56和3.33mg/L, TN去除率為89.43%,反應性能良好, PNDPR- Anammox耦合工藝成功實現(xiàn)模擬生活污水的高效處理.

2.4 不同進水混合比下Anammox單元胞外聚合物的含量變化

EPS作為一種由細菌分泌的高分子有機物,可以豐富生物體周圍環(huán)境的營養(yǎng)[20],形成多層多孔結構[21],進而降低不利環(huán)境對酶的抑制[22].EPS的輕度釋放可能有助于anammox活性的改善,在適當?shù)难趸﹦┝肯驴梢源碳PS的產生來增強anammox菌的活性[23],污水中有機物的存在也對EPS有一定的促進作用[24],有研究表明與厭氧氨氧化耦合的大部分反硝化菌屬于β-Proteobacteria[25],可以分泌大量EPS有助顆粒化[26],由反硝化細菌產生的EPS能覆蓋在anammox顆粒表面作為物理屏障,對anammox細菌有重要的保護作用[27].

圖7 不同進水混合比下Anammox單元的污泥EPS含量變化

圖7是不同進水混合比的Anammox單元胞外聚合物的含量變化,剛開始的EPS、PN和PS分別為139.81、117.89和21.91mg×g-1,經過30d的運行后,進水混合比為4.2的反應器中微生物分泌的EPS更多,PN/PS比值也更高,這是因為此時反應器內厭氧氨氧化和反硝化耦合良好,有機物的存在促使細菌分泌更多的EPS保護自身,細菌活性的提高也有利于EPS含量的增加.而進水混合比為6.7時,因反應器內有機物濃度較低,如反硝化菌等異養(yǎng)菌可能活性受限,相對EPS分泌量較低.

3 結論

3.1 提出并成功耦合PNDPR-Anammox新工藝,系統(tǒng)穩(wěn)定運行后出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度分別為15.2,0.85,0.59,5.56,3.33mg/L, TN去除率為89.43%,表明PNDPR-Anammox耦合工藝成功實現(xiàn)模擬生活污水的高效處理,可在未來實行進一步研究探索.

3.2 進水混合比是基于C/N和NO2--N/NH4+-N的綜合參數(shù),目的是保障Anammox單元的穩(wěn)定運行,通過控制進水混合比為4.2可保障Anammox單元中C/N和NO2--N/NH4+-N分別為2和1.5,平均DNO2--N/DNH4+-N=1.41,DNO3--N/DNH4+-N=0.12, Anammox脫氮平均占比為85.18%,反硝化與Anammox耦合反應良好.

3.3 進水混合比對于整個PNDPR-A系統(tǒng)是雙向影響,實現(xiàn)系統(tǒng)高效穩(wěn)定的運行是基于原水中的各項污染物濃度,其中NO2--N積累串聯(lián)兩級工藝的關鍵點,以NO2--N積累為基礎調控Anammox單元進水在合適的范圍內至關重要.

[1] Hu J Y, Ong S L, Ng W J, et al. A new method for characterizing denitrifying phosphorus removal bacteria by using three different types of electron acceptors [J]. Water Res., 2003,37(14):3463-3471.

[2] 韋佳敏,劉文如,程潔紅,等.反硝化除磷的影響因素及PAOs與GAOs耦合新工藝的研究進展[J]. 化工進展, 2020:1-13.

Wei J M, Liu W R, Cheng J H, et al. Influencing factors of denitrifying phosphorus removal and advance research on novel process of coupling PAOs and GAOs [J].Chemical Industry And Engineering Progress, 2020:1-13.

[3] Zhao J, Wang X, Li X, et al. Advanced nutrient removal from ammonia and domestic wastewaters by a novel process based on simultaneous partial nitrification-anammox and modified denitrifying phosphorus removal [J]. Chem Eng J, 2018,354:589-598.

[4] Xu X, Qiu L, Wang C, et al. Achieving mainstream nitrogen and phosphorus removal through simultaneous partial nitrification, anammox, denitrification, and denitrifying phosphorus removal (SNADPR) process in a single-tank integrative reactor [J]. Bioresource Technol., 2019,284:80-89.

[5] Ji J, Peng Y, Wang B, et al. A novel SNPR process for advanced nitrogen and phosphorus removal from mainstream wastewater based on anammox, endogenous partial-denitrification and denitrifying dephosphatation [J]. Water Res., 2020,170:115363.

[6] Wen X, Zhou J, Li Y, et al. A novel process combining simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) with denitrifying phosphorus removal (DPR) to treat sewage [J]. Bioresource Technol., 2016,222:309-316.

[7] Wang X, Zhao J, Yu D, et al. Evaluating the potential for sustaining mainstream anammox by endogenous partial denitrification and phosphorus removal for energy-efficient wastewater treatment [J]. Bioresource Technol., 2019,284:302-314.

[8] Li J, Qiang Z, Yu D, et al. Performance and microbial community of simultaneous anammox and denitrification (SAD) process in a sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technol., 2016,218:1064- 1072.

[9] Du R, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal with simultaneous Anammox and denitrification in sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technol., 2014,162:316-322.

[10] Peng S, Xu J, Ruan W, et al. PPAR-γ activation prevents septic cardiac dysfunction via inhibition of apoptosis and necroptosis [J]. Oxid. Med. Cell Longev., 2017,2017:1-11.

[11] Strous M, Van Gerven E, Zheng P, et al. Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation (Anammox) process in different reactor configurations [J]. Water Res., 1997,31(8):1955-1962.

[12] 馬 斌,張樹軍,王俊敏,等.A/O工藝實現(xiàn)城市污水半亞硝化與生物除磷[J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2012,44(2):70-74.

Ma B, Zhang S J, Wang J M, et al. Partial nitritation and biological phosphorus removal in A/O process treating municipal wastewater [J].Journal of Harbin Institute of Technology, 2012,44(2):70-74.

[13] Sheng S, Liu B, Hou X, et al. Effects of different carbon sources and C/N ratios on the simultaneous anammox and denitrification process [J]. Int Biodeter Biodegr, 2018,127:26-34.

[14] 李 冬,楊巧云,曾輝平,等.SAD工藝在厭氧氨氧化不同運行階段的啟動[J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(5):1775-1782.

Li D, Yang Q Y, Zeng H P, et al. The startup of simultaneous anammox and denitrification process at different operational phases of anammox. [J]. China Environmental Science, 2017,37(5):1775-1782.

[15] Kumar M, Lin J. Co-existence of anammox and denitrification for simultaneous nitrogen and carbon removal—Strategies and issues [J]. J Hazard Mater, 2010,178(1-3):1-9.

[16] 林 皓.厭氧氨氧化-反硝化耦合處理合成革廢水研究[J]. 水處理技術, 2020,46(2):98-103.

Lin H. Study on anammox-denitrification coupled process for synthetic leather wastewater treatment [J]. Technology of Water Treatment, 2020,46(2):98-103.

[17] Li J, Qi P, Li R, et al. Carbon and nitrogen removal through “Candidatus Brocadia sinica”-dominated simultaneous anammox and denitrification (SAD) process treating saline wastewater [J]. Biochem. Eng. J., 2018,140:72-76.

[18] Tang C, Zheng P, Chai L, et al. Thermodynamic and kinetic investigation of anaerobic bioprocesses on ANAMMOX under high organic conditions [J]. Chem Eng J, 2013,230:149-157.

[19] Takekawa M, Park G, Soda S, et al. Simultaneous anammox and denitrification (SAD) process in sequencing batch reactors [J]. Bioresource Technol, 2014,174:159-166.

[20] Ge C, Sun N, Kang Q, et al. Bacterial community evolutions driven by organic matter and powder activated carbon in simultaneous anammox and denitrification (SAD) process [J]. Bioresource Technol., 2018, 251:13-21.

[21] Henriques I D S, Love N G. The role of extracellular polymeric substances in the toxicity response of activated sludge bacteria to chemical toxins [J]. Water Res., 2007,41(18):4177-4185.

[22] Duan X, Zhou J, Qiao S, et al. Application of low intensity ultrasound to enhance the activity of anammox microbial consortium for nitrogen removal [J]. Bioresource Technol., 2011,102(5):4290-4293.

[23] Wang D, Wang G, Zhang G, et al. Using graphene oxide to enhance the activity of anammox bacteria for nitrogen removal [J]. Bioresource Technol., 2013,131:527-530.

[24] Miao L, Zhang Q, Wang S, et al. Characterization of EPS compositions and microbial community in an Anammox SBBR system treating landfill leachate [J]. Bioresource Technol., 2018,249:108-116.

[25] Li J, Qiang Z, Yu D, et al. Performance and microbial community of simultaneous anammox and denitrification (SAD) process in a sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technol., 2016,218:1064- 1072.

[26] Heylen K, Vanparys B, Wittebolle L, et al. Cultivation of denitrifying Bacteria: Optimization of isolation conditions and diversity study [J]. Appl. Environ. Microb., 2006,72(4):2637-2643.

[27] Steele D J, Franklin D J, Underwood G J C. Protection of cells from salinity stress by extracellular polymeric substances in diatom biofilms [J]. Biofouling, 2014,30(8):987-998.

Study on two-stage PNDPR coupled with Anammox for nitrogen and phosphorus removal.

XU Gui-da1, LI Dong1*, LIU Zhi-cheng1, TAO Bo1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology , Harbin 150090, China)., 2021,41(11)：5133～5141

Considering that the influent of Anammox process must contain two substrates, NO2--N and NH4+-N, and it could only be denitrified. In order to further realize phosphorus removal on this basis, this study proposed to combine phosphorus removal and nitrogen removal with partial nitrification technology, namely partial nitrification and denitrifying phosphorus removal tandem Anammox process: the partial nitrification and denitrification phosphorus removal unit was the first to pass into domestic sewage to convert NH4+-N to NO2--N and remove part of COD. Part of the effluent was mixed with domestic sewage and enters the anaerobic ammonium oxidation unit. At the same time, the partial nitrification and denitrification phosphorus removal unit was denitrified and absorbed phosphorus under the hypoxia state, and the effluent of the two treatment units was mixed and discharged after the end of the reaction. The experimental results showed that controlling the influent mixing ratio to be 4.2 could ensure that the values of C/N and NO2-N/NH4+-N in the Anammox unit were 2 and 1.5, respectively, the average △NO2--N/△NH4+-N=1.41, △NO3--N/△NH4+-N=0.12, Anammox nitrogen 85.2% on average, denitrification and Anammox coupling reaction was good. After stable operation of the whole system, the effluent COD, P, NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentrations were 15.2, 0.85, 0.59, 5.56 and 3.33mg/L, respectively, and the TN removal rate was 89.4%. The PNDPR-Anammox coupling new process successfully realized the efficient treatment of simulated domestic sewage.

short-cut nitrification；anaerobic ammonia oxidation；denitrifying phosphorus removal；influent mixing ratio

X703

A

1000-6923(2021)11-5133-09

徐貴達(1996-),男,河北圍場人,北京工業(yè)大學碩士研究生,主要從事生活污水脫氮除磷研究.

2021-04-01

北京高效卓越青年科學家計劃項目(BJJWZYJH0120191- 0005019);國家水體污染控制與治理科技重大專項(2018ZX07601-001)

* 責任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn