城市污水和高硝酸鹽廢水處理研究

中國污水處理工程網時間：2020-4-21 16:10:50

污水處理技術 | 匯聚全球環保力量，降低企業治污成本

　　氮磷過度排放導致水體富營養化仍是全球關注的水污染熱點問題, 而對于傳統城市污水處理廠來說, 污水的深度脫氮除磷和同步達標排放仍是需要攻克的難點問題.傳統脫氮除磷工藝存在脫氮與除磷對有限碳源的競爭、硝化反應產物對厭氧釋磷的抑制、剩余污泥產量高等問題, 使得脫氮除磷效果大大降低.在不過多投加外碳源、不增加污泥產量的前提下, 實現低C/N城市污水高效脫氮除磷是值得研究的熱點問題.反硝化除磷工藝是一種高效低能耗的生物脫氮除磷技術, 其可利用反硝化聚磷菌(DPAOs)在厭氧條件下釋磷的同時攝取可溶性有機碳源合成胞內聚β-羥基丁酸(PHB)儲存于細胞內, 在缺氧條件下利用PHB為碳源并以NO3--N為電子受體進行反硝化除磷的特性, “一碳兩用”, 可以達到有效節省碳源和曝氣能耗、減少剩余污泥產量的目的.

　　ANAMMOX工藝可在厭氧條件下, 通過厭氧氨氧化菌(AnAOB)的作用將亞硝酸鹽(NO2--N)為電子受體和氨氮(NH4+-N)直接轉化為N2[式(1)], 是一種較為經濟且可長期穩定高效脫氮工藝, 具備能耗低、污泥產量低, 脫氮率高等優點.然而, 當前ANAMMOX工藝用于處理城市污水時, 其性能極易受反應基質NO2--N的不穩定供給和有機物濃度過高等因素的影響.

　　近年來, 短程反硝化工藝(PD)頗受關注.在外碳源驅動的PD工藝中, 異養反硝化菌(DOHOs)可利用污水中的COD將NO3--N轉化為NO2--N, 為ANAMMOX工藝獲得NO2--N提供了新途徑.現有研究報道, 采用PD工藝處理廢水時, NTR可高達90%.但該工藝仍存在出水COD濃度高或NO3--N去除不完全等問題, 容易對ANAMMOX過程的穩定進行產生不利影響.另一方面, 以內碳源驅動的PD過程, 即內源短程反硝化(EPD), 可有效解決外源PD過程出水有機物濃度偏高的問題.此外, EPD過程內碳源降解速率較慢, 通過合理調控反應時間可較容易地實現短程反硝化停留在NO2--N階段.但目前, 有關PD工藝與DPR工藝耦合用于同時處理城市污水和含硝酸鹽廢水, 并實現穩定亞硝積累和高效磷去除的研究還鮮見報道.在該PD-DPR耦合工藝中, 外源和內源短程反硝化及反硝化除磷過程在NO3--N去除、NO2--N積累和PO43--P去除中的貢獻, 以及工藝的優化運行特性還有待研究.并且, 該耦合工藝與ANAMMOX組合用于處理城市污水和含硝酸鹽廢水的可行性也需進一步探索.

　　本研究采用厭氧-缺氧-微曝氣運行的序批式活性污泥反應器(SBR), 以模擬城市污水和高硝酸鹽廢水為處理對象, 通過聯合調控進水C/N比、厭氧排水比和缺氧時間, 考察了PD-DPR耦合系統的啟動和優化運行特性, 并探索了PD-DPR過程NO2--N積累和PO43--P去除機制, 以期為PD-DPR耦合ANAMMOX實現城市污水和高硝酸鹽廢水的深度脫氮除磷提供實驗數據支撐和理論支持.

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置與工序

　　本實驗用反應裝置SBR[圖 1(a)], 采用有機玻璃制成, 為敞口式反應器.反應器總容積為6 L, 有效容積為5 L.采用機械攪拌方式, 微曝氣以曝氣砂頭作為微孔曝氣器, 以轉子流量計調節曝氣量, 控制反應器好氧段溶解氧(DO)濃度在1.0 mg ·L-1以下.運行工序見圖 1(b)和圖 1(c).

圖 1 PD-DPR系統SBR裝置示意和運行工序

　　SBR先后采用厭氧-缺氧、厭氧-缺氧-微曝氣運行方式, 共運行140 d, 每天運行2周期, 階段1~5(1~127 d), SBR以厭氧(180 min)-缺氧(150~240 min)的方式運行, 以實現系統NO2--N的穩定積累, 提高NTR; 階段6(128~140 d), SBR以厭氧(180 min)-缺氧(150 min)-微曝氣(10 min)的運行方式, 主要實現系統對PO43--P的高效去除.此外, 在反應運行每個周期的厭氧段和缺氧段(前10 min), 分別向反應器內進3 L人工模擬城市污水和1 L高硝酸鹽廢水.微曝氣段末期(10 min), 排泥0~20 mL, 以保證系統混合液懸浮固體濃度(MLSS)維持在(3 200±60)mg ·L-1, SBR運行過程中運行參數詳見表 1.

表 1 PD-DPR系統140 d運行參數

　　1.2 接種污泥及進水水質

　　模擬城市污水采用人工配水方式, 成分和濃度如下：CH3COONa 383~447 mg ·L-1、NH4Cl (270±2.5) mg ·L-1、KH2PO4 47.96mg ·L-1、NaHCO3 300 mg ·L-1、MgSO4 90 mg ·L-1和CaCl2 ·2H2O 14 mg ·L-1, 1 mL微量元素(FeCl3 ·6H2O 1 500 mg ·L-1、CuSO4 ·5H2O 30 mg ·L-1、MnCl2 ·4H2O 120 mg ·L-1、Na2MoO4 ·2H2O 60 mg ·L-1、ZnSO4 ·7H2O 120 mg ·L-1、CoCl2 ·6H2O 150mg ·L-1、KI 180 mg ·L-1、H3BO3 150 mg ·L-1和EDTA 10 000 mg ·L-1).

　　高硝酸鹽廢水采用NaNO3配制而成, NO3--N濃度為300~350 mg ·L-1.

　　接種污泥取自實驗室運行240 d的具有高效脫氮除磷性的SBR, 接種后反應器內MLSS為3 540 mg ·L-1, 污泥沉降比(SV)約為31%, 污泥體積指數(SVI)約為91.3 mL ·g-1.

　　1.3 檢測項目及分析方法

　　1.3.1 常規檢測方法

　　水樣經定性濾紙φ11 cm(最大孔徑為15~20 μm)過濾后測定以下基本參數：PO43--P采用鉬銻抗分光光度法測定; NO3--N采用麝香草酚分光光度法測定; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定; NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定; COD采用連華5B-3A COD多元快速測定儀測定; DO采用雷磁JPB-607溶解氧測定; pH值采用雷磁PHB-3CpH計測定; MLSS、活性污泥沉降性能(SVI)采用重量法測定.此外, SBR反應器運行的第141 d時, 測定典型運行周期內NH4+ -N、NO2--N、NO3--N、PO43--P和COD濃度的變化情況.

　　1.3.2 計算方法

　　亞硝酸鹽積累率(NTR)用于表征SBR反應器缺氧段硝酸鹽還原過程中亞硝酸鹽的生成情況.

　　式中, NO2i-和NO2e-分別為缺氧段初時和缺氧段末時的NO2--N濃度, mg ·L-1; NO3i-和NO3e-分別為缺氧段初時和缺氧段末時的NO3--N濃度, mg ·L-1.

　　內碳源轉化率(CODintra)用于表征SBR反應器厭氧段外碳源向內碳源轉化情況.

　　式中, CODi, A、NO2, i, A-和NO3, i, A-分別為厭氧段初時COD、NO2--N和NO3--N的濃度, mg ·L-1; CODe, A、NO2, e, A-和NO3, e, A-分別為厭氧段末時COD、NO2--N和NO3--N的濃度, mg ·L-1; 2.86和1.71為理論上單位NO3--N和NO2--N分別進行外源反硝化所消耗的COD值, 以N/COD計(質量比).

　　2 結果與討論

　　2.1 PD-DPR系統運行期間COD去除特性

　　PD-DPR系統運行期間, 反應器進出水COD濃度及去除率變化情況見圖 2.

圖 2 不同運行階段COD濃度和去除率及CODintra的變化情況

　　由圖 2可知, 階段1(1~15 d), 當進水COD濃度平均約為300.05 mg ·L-1, 厭氧初COD濃度為225.03 mg ·L-1時, 厭氧末COD濃度由186.20 mg ·L-1逐漸降低到第10 d時的149.80 mg ·L-1, 而后略有波動升高至150.77 mg ·L-1; CODintra由40.43%逐步升高到75.60%, 隨后略有降低且穩定維持在66.37%左右.說明在厭氧段系統COD得到了有效去除; 并且, 隨著系統運行時間的逐漸延長, DGAOs和DPAOs的內碳源儲存特性不斷增強.此外, 在該階段, 出水COD濃度由121.33 mg ·L-1逐漸減少到7.93 mg ·L-1; COD的去除率由46.38%逐漸升高到96.49%.說明在系統缺氧段也進行了COD的去除.分析原因可能在于缺氧條件促進了PD過程的進行, 實現了對COD的降解.

　　階段2(16~40 d), 當系統進水COD濃度提高到約為351.25 mg ·L-1時, 厭氧初COD濃度為263.41 mg ·L-1時, 厭氧末COD濃度由218.52 mg ·L-1逐漸降低至174.71 mg ·L-1, CODintra逐漸升高穩定維持在77.16%左右.說明, 進水COD濃度的提高, 有利于提高厭氧段內碳源的儲存, 即在系統厭氧段系統DOHOs、DGAOs和DPAOs均有充足的碳源分別進行外源反硝化和內源合成.在該階段, COD去除率由80.66%提高到90.16%;出水COD濃度由51.92 mg ·L-1逐漸降低并穩定在20.65 mg ·L-1.說明COD負荷的升高幾乎未對PD-DPR系統的COD去除性能產生影響.

　　階段3(41~60 d), 當系統缺氧段進水NO3--N濃度提高到350.25 mg ·L-1左右時, 系統厭氧末和出水COD濃度均呈現逐步降低趨勢, 分別由180.27 mg ·L-1和25.45 mg ·L-1逐漸降低至166.92 mg ·L-1和18.37 mg ·L-1; CODintra由63.09%逐漸升高至73.29%左右; COD去除率由93.46%逐漸提高到95.20%.說明提高進水NO3--N濃度, 有利于DP過程和PD過程的進行, 從而增加對COD的消耗, 提高系統對COD的去除性能.

　　階段4(61~90 d), 當系統進行厭氧末排水時, 厭氧末出水COD濃度由17.52 mg ·L-1降低至12.35 mg ·L-1; CODintra由68.00%逐步增加到71.47%, 同時COD去除率達到95.40%.說明對PD-DPR系統進行厭氧排水制有利于增強厭氧段DPAOs和DGAOs的內碳源儲存作用, 且系統厭氧段COD去除在整個系統COD去除過程中的貢獻較大.

　　階段5(91~126 d), 當系統去除厭氧末排水且缺氧時間由240 min縮短至150 min時, 厭氧末COD濃度穩定維持在166.61 mg ·L-1左右, CODintra維持在73%左右; 系統出水COD濃度穩定保持在18.00 mg ·L-1左右, COD去除率高達93%.說明縮短缺氧時間對PD-DPR系統的COD去除特性未產生影響.

　　在階段6(127~140 d), 當系統以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行時, 厭氧末COD濃度和出水COD濃度依然得以穩定維持(分別約160.60和9.63 mg ·L-1); 缺氧末COD穩定維持在12.06 mg ·L-1, CODintra稍有升高至約80.71%, COD去除率高達96.63%.綜上可知, PD-DPR系統具有較好地對COD去除性能.

　　2.2 PD-DPR運行期間NO3--N和NO2--N轉化特性

　　PD-DPR系統運行期間, 反應器進出水NO3--N和NO2--N濃度及NTR變化情況見圖 3.

圖 3 不同運行階段NOx--N濃度和NTR的變化情況

　　階段1(1~15 d), PD-DPR系統缺進水NO3--N濃度約為304.45 mg ·L-1, 出水NO3--N由34.61 mg ·L-1逐步降低并穩定維持在11.93 mg ·L-1, 同時出水NO2--N濃度和NTR由5.22 mg ·L-1和19.77%逐步升高并穩定保持在35.83 mg ·L-1和35.83%.說明PD-DPR系統可以實現NO3--N短程反硝化過程NO2--N的積累.

　　階段2(16~40 d), 隨著進水COD濃度的提高(約為351.25 mg ·L-1時), 出水NO3--N濃度由5.86 mg ·L-1逐步降低并穩定維持在1.60 mg ·L-1左右; 出水NO2--N濃度和NTR由29.56 mg ·L-1和48.94%不斷升高至44.00 mg ·L-1和73.35%左右.說明提高進水COD濃度有利于提升系統NO2--N積累性能.分析其原因可能是提高進水COD濃度有利于促進反硝化過程NO3--N去除, 但由于此時進水COD/NO3--N比較高(約為3.5), 可以實現反硝化過程NO2--N的積累.

　　階段3(41~60 d), 隨著進水NO3--N提高至約350.25 mg ·L-1, 出水NO3--N濃度由10.62 mg ·L-1降低至約5.60 mg ·L-1, 出水NO2--N濃度由40.62 mg ·L-1不斷升高至53.23 mg ·L-1.NTR由67.16%逐步提高到83.22%左右.與階段2相比, 該階段系統出水NO3--N濃度稍有升高約4.00 mg ·L-1, 但出水NO2--N濃度升高約8.00 mg ·L-1.說明進水NO3--N濃度的提高(COD/NO3--N比為3~4), 有利于促進短程反硝化過程的進行和NO2--N積累, 但容易造成NO3--N去除不完全.文獻[27]指出, 當進水COD/NO3--N比在3左右時, 更有利于反硝化過程中NO2--N穩定的積累.具體聯系污水寶或參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。

　　階段4(61~90 d), 當對系統進行厭氧末排水時, 出水NO3--N濃度由第62 d時的18.37 mg ·L-1飆升至第90 d時的27.60 mg ·L-1, 分析原因是厭氧末排水使得部分剩余外碳源隨水排出系統, 造成系統缺氧初COD濃度降低, 進而導致缺氧段反硝化過程所需外碳源不足.該階段出水NO2--N濃度由53.23 mg ·L-1先降低至第61 d時的21.55 mg ·L-1后又逐漸恢復至33.23 mg ·L-1, 同時NTR先由78.82%降低至46.41%后又升高70.79%左右.說明在系統缺氧段同時存在DGAOs和DPAOs的EPD和DPR過程, 其可以保證系統內NO3--N的部分去除和NO2--N的積累.

　　階段5(91~125 d), 當系統不再厭氧末排水且缺氧段時間縮短至150 min時, 出水NO3--N濃度由7.28 mg ·L-1不斷降低并穩定在1.0mg ·L-1以下, 出水NO2--N濃度穩定保持在53.23 mg ·L-1左右; NTR由77.08%逐步提高到83.41%左右.說明縮短缺氧時間, 可有效地將反硝化進程控制在NO2--N階段, 有助于實現NO2--N的穩定積累.Wang等進行內源短程反硝化除磷過程研究時, 同樣得出合理調控缺氧時間(150 min)可以促進反硝化過程NO2--N高效積累(NTR為75.3%)的結果.

　　階段6(126~140 d), 當系統以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行時, 出水NO3--N濃度穩定維持在1.0 mg ·L-1以下, 出水NO2--N濃度和NTR分別高達55.99 mg ·L-1和78.37%.與階段5相比較, 該階段系統缺氧末和出水NO2--N、NO3--N濃度幾乎未發生變化.說明系統微曝氣段未發生硝化反應, 其未影響系統的短程反硝化性能.

　　2.3 PD-DPR系統運行期間PO43--P去除特性

　　PD-DPR系統運行期間, 反應器進出水PO43--P濃度及去除率變化情況見圖 4.

圖 4 不同運行階段PO43--P濃度和去除率的變化情況

　　階段1(1~15 d), 系統進水PO43--P濃度約為11.00 mg ·L-1, 厭氧末PO43--P濃度由10.33 mg ·L-1逐漸升高并穩定維持在11.77 mg ·L-1, 同時出水PO43--P濃度由4.53 mg ·L-1逐漸降低至3.94 mg ·L-1; PO43--P去除率由56.15%升高至67.19%.說明PD-DPR系統具備一定的除磷性能, 但釋磷和吸磷量略低(分別為4.20和4.90 mg ·L-1).分析其原因可能在于SBR采用厭氧-缺氧的運行方式, 在缺氧段PAOs反硝化除磷活性較弱, 影響釋磷和吸磷過程的進行, 造成出水PO43--P濃度偏高.

　　階段2(16~40 d), 隨著進水COD濃度的提高, 厭氧末PO43--P濃度穩定維持在12.04 mg ·L-1左右, 但出水PO43--P濃度降低至2.22 mg ·L-1; PO43--P去除率逐漸升高至81.56%.相比較階段1, 出水PO43--P濃度有所降低, PO43--P去除率有所升高, 說明提高系統進水COD濃度, 使C/P維持在31左右, 有助于強化系統的除磷性能.這與甄建園等[29]進行進水C/P對SNEDPR系統脫氮除磷性能影響的實驗時, 得出合理調控系統進水C/P有利于提高系統的除磷性能, 且當C/P為30時系統具有最佳除磷性能的結論相一致.

　　階段3(41~60 d), 隨著進水NO3--N濃度的提高, 厭氧末PO43--P濃度逐漸升高至13.48 mg ·L-1, 同時出水PO43--P濃度降低至1.05mg ·L-1; PO43--P去除率高達92.21%.與階段2相比較, 該階段系統的除磷性能得到提升.說明提高缺氧段進水NO3--N濃度, 有利于加強DPAOs的除磷性能, 即DPAOs有充足的NO3--N作為電子受體進行反硝化除磷.

　　階段4(61~90 d), 當系統進行厭氧末排水時, 厭氧末PO43--P濃度繼續升高至16.71 mg ·L-1, 出水PO43--P濃度接近0; PO43--P濃去除率進一步升高至96.17%.分析系統除磷性能得到進一步增強的原因可能在于缺氧段COD濃度降低, 使得外源短程反硝化過程受到抑制, DPAOs擁有充足的電子受體進行反硝化除磷.

　　階段5(91~125 d), 當缺氧段時間縮短為150 min時, 厭氧末PO43--P濃度由16.66 mg ·L-1升高到17.83 mg ·L-1, 變化較微小; 出水PO43--P濃度維持在0.45 mg ·L-1, 較階段4有所減小; 去除率基本維持在97%左右.這一現象表明縮短缺氧時間, 將反硝化進程控制停留在NO2--N階段, 對系統的除磷性能基本沒有產生影響, PD-DPR系統可同時實現NO2--N的穩定積累和PO43--P的去除.

　　階段6(126~140 d), 當系統以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行, 微曝氣段DO濃度控制在0.5~1.0 mg ·L-1時, 厭氧末PO43--P濃度由19.89 mg ·L-1進一步升高并穩定在21.99 mg ·L-1, 缺氧末PO43--P濃度為0.52 mg ·L-1, 出水PO43--P濃度穩定低于0.50 mg ·L-1.該結果表明增加微曝氣段, 有助于PAOs的進一步吸磷, 其保障了系統高效穩定的除磷性能.杜世明等采用厭氧-缺氧-微曝氣模式運行DPR-SNED系統, 并用于處理低C/N城市污水與硝酸鹽廢水時, 同樣得出低DO條件(0.5~1.0 mg ·L-1)可以保障系統的高效除磷.

　　2.4 PD-DPR系統運行期間出水NO2--N/NH4+-N比值變化特性

　　PD-DPR系統運行期間, 反應器進出水NH4+-N濃度與去除率及出水NO2--N/NH4+-N比值變化情況見圖 5.

圖 5 不同運行階段NH4+-N濃度及去除率、NO2--N濃度及出水NO2--N/NH4+-N的變化情況

　　在PD-DPR系統整個運行期間, 進水NH4+-N濃度穩定維持在70.00 mg ·L-1左右, 出水NH4+-N濃度基本維持在42.14 mg ·L-1左右, NH4+-N去除率僅為0.52%.說明系統內幾乎未發生硝化反應, 且反應器進出水NH4+-N濃度的降低是由于缺氧段高硝酸鹽廢水添加后的稀釋作用引起的.

　　此外, 系統運行期間出水NO2--N/NH4+-N比值呈現總體上升趨勢.主要表現在：階段1~3(1~60 d), 隨著系統進水COD和NO3--N的升高及系統短程反硝化(除磷)性能的增強, 出水NO2--N/NH4+-N由0.12逐漸升高至1.23;在階段4(61~90 d), 當系統進行厭氧末排水時, 由于系統厭氧段反硝化過程所需外碳源不足所引起的NO2--N積累降低, 使得出水NO2--N/NH4+-N較階段3降低約0.51;在階段5(91~125 d), 當系統不再進行厭氧末排水且缺氧段時間縮短至150 min時, 隨著系統短程反硝化性能的進一步增強, 出水NO2--N/NH4+-N由1.11進一步增加到1.30.

　　在階段6(126~140 d), 系統以厭氧-缺氧-微曝氣模式運行時, 由于好氧段幾乎未發生硝化反應, 保證了出水NO2--N/NH4+-N穩定維持在1.30.這說明采用PD-DPR系統可同時實現NO2--N的穩定積累和PO43--P的高效去除.Wang等[28]采用內源短程反硝化除磷工藝處理城市污水與含硝酸鹽(57.3~182.6 mg ·L-1)廢水實現了亞硝酸鹽積累和磷的去除, 其出水NO2--N/NH4+-N比值為1.02(本試驗<1.30).因此, PD-DPR系統出水水質可更好地滿足與厭氧氨氧化工藝耦合進行深度脫氮的水質需求.

　　2.5 PD-DPR運行期間典型周期變化特性

　　為進一步分析PD-DPR運行過程中NO2--N積累和PO43--P去除機制, 對反應器運行第141 d時一個典型周期內各基質濃度進行分析, 見圖 6.系統厭氧初濃度分別為COD 265.31 mg ·L-1, NH4+-N 53.47 mg ·L-1, PO43--P 7.04 mg ·L-1; 缺氧初NO3--N濃度為71.14 mg ·L-1.

圖 6 PD-DPR系統運行第141 d典型周期基質濃度以及NTR的變化情況

　　在厭氧段(0~180 min), COD濃度呈現逐漸降低趨勢, 并在第180 min時降低至96.30 mg ·L-1, 同時, PO43--P濃度逐漸升高至11.61 mg ·L-1.NH4+-N和NO3--N濃度幾乎未發生變化, 分別維持在50.81 mg ·L-1和0, 但NO2--N濃度由13.99 mg ·L-1迅速降低至0.12 mg ·L-1.說明在系統厭氧段DOHOs進行外源的反硝化的同時, DPAOs和DGAOs進行厭氧釋磷并實現外碳源轉化為內碳源, 以保障后續缺氧段反硝化除磷的進行.

　　缺氧段(180~330 min), COD、NO3--N和PO43--P濃度均呈現降低趨勢, 其分別降低至14.17、1.24和1.55 mg ·L-1, 同時NO2--N濃度升高至54.33 mg ·L-1.說明在缺氧段DOHOs發生外源短程反硝化的同時, DPAOs進行反硝化除磷, 以實現系統COD、NO3--N和PO43--P的去除和NO2--N的積累.此外, 值得注意的是COD的去除主要發生在180~270 min內(降低39.58 mg ·L-1), 而在第270~330 min內COD濃度降低相對較少(29.19 mg ·L-1).在該缺氧段COD變化量為68.87 mg ·L-1, 其小于NO3--N短程反硝化過程所需理論COD值(89.19 mg ·L-1), 證明了系統內DGAOs的EPD過程的進行.另外, NTR先由第180 min時的0逐漸升高至第240 min時的84%后又逐漸降低至第330 min時的75%.分析NTR先增后減的原因可能在于外源短程反硝化進程較快, 可在前60 min內消耗大量NO3--N并產生NO2--N; 而在后續90 min內, EPD和PDR過程進行較慢, 其所產生NO2--N易被再次用于反硝化, 進而造成NO2--N積累量和NTR的降低.

　　在微曝氣段, COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N和PO43--P幾乎保持不變, 使得其出水濃度分別為11.44、40.31、0.98、52.16和0.27 mg ·L-1.因此, PD-DPR系統中外源短程反硝化、內源短程反硝化和反硝化除磷的同時進行, 實現了該系統NO2--N的穩定積累和PO43--P的高效去除.

　　3 結論

　　(1) 采用厭氧-缺氧-微曝氣模式運行的SBR反應器, 通過聯合調控進水C/N比、厭氧排水率和缺氧時間, 可成功實現PD-DPR系統的啟動和穩定運行.系統穩定運行階段, 出水COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N和PO43--P濃度分別為12.94、42.14、55.99、0.30和0.60 mg ·L-1

　　(2) 調控進水C/N(3.5→3.0)、厭氧排水率(0→0.75→0)和缺氧時間(240 min→150 min), 有利于強化PD-DPR系統的NO2--N積累特性和磷去除性能.表現為系統COD去除率、PO43--P去除率和NTR分別由46.38%、56.15%和19.77%提高至96.63%、97.23%和78.37%, 出水PO43--P和NO3--N濃度分別實現穩定維持在0.5 mg ·L-1和1.0 mg ·L-1以下.

　　(3) 采用PD-DPR系統處理模擬城市污水和高硝酸鹽廢水(NO3--N：300~350 mg ·L-1)時, 能夠實現NO2--N的穩定積累和PO43--P的高效去除.系統NTR和PO43--P去除率分別為97.23%和78.37%, 出水NO2--N/NH4+-N為1.31 :1(接近ANANMMOX工藝理論值1.32 :1), 其出水水質可滿足與厭氧氨氧化(ANAMMOX)工藝耦合的要求.

　　(4) PD-DPR系統厭氧段(0~180 min), DGAOs和PAOs將進水中有機碳源儲存為內碳源(CODintra達80.71%), 以用于后續缺氧段內源短程反硝化和反硝化除磷; 缺氧段(150 min), DGAOs和DOHOs實現NO2--N的穩定積累, 同時DPAOs進行高效反硝化吸磷; 微曝氣段(10 min), 在不發生硝化反應的前提下, PAOs超量吸磷, 實現了系統PO43--P的高效去除.(來源：青島大學環境科學與工程學院作者：王秋穎)