亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷工艺特征.

1、12期蒋轶锋等：亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷艺特征#亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷工艺特征蒋轶锋：朱润晔郑建军2,王宝贞陈建盂1 (1.浙江工业人学生物与环境工程学院、浙江杭州310032； 2. 浙江工商大学坏保设计研究院，浙江杭州310005： 3.哈尔滨匚业大学市政环境匚程学院,黑龙江哈尔滨150090)摘要：采用序批式污泥培菲方式,探讨了 NO；为电戈体的反硝化除确工艺特征结果衣明，通过逐步增加进水中NO浓度并取代NO3；uf 仃效驯化反硝化聚隣俯(DPAO)对较高浓度NO(以Ni| .30mg/L)的冇效利用.DPAO町根据电了受体的变化作出动态响应，进而形响系统的 除斶效能在NO

2、,条件卜.系统中存在2类DPAO DPAO”(以NOJ或NO为电产受休)和DPAOs(以NO为电于受体);作为系统的优势功能 IW.DPAO占总VSS的40%61%.随希进水中NO的减少和NO的増加.DPAOs被缓慢洶洗出系统.DPAO比例减少为28%71%同时引起 聚糖菌(GAO)比例从31%52%升至54%67%.而除磷效率从84%降至66%化学计就学眾示氏牡AGly/AHAc和好V-UGly APHA比值(UC) 分别由0.53和0.43升至0.78和0.5L关键词：反硝化除磷：亚硝酸盐：电f受体：聚磷俯：聚穂俯中图分类号：X703 1文献标识码：A文章编号:1000-6923(2008

3、)12-1094-06Process characteristics of denitrifying dephosphatation using nitrite as electron acceptor. JIANG Yi-feng1 ZHU Run-ye ZHENG Jian-juif, WANG Bao-zhen CHEN Jian-meng1 (1.College of Biological and Envuomnental Eiigmeeiing, Zliejiaiig University of Teclinologv. Haiigzhou 310032、China： 2. Inst

4、itute of Emuoiinient Design and Reseaicli. Zliqiaiig Gongshang University. Haiigzliou 310005, Cluiia： 3. School of Municipal and Enviromnental Engineeiing, Haibm Institute of Technology. Harbm 150090, China). China Environmental Science, 2008,28(12)： 10947099Abstract: Process characteristics of deni

5、trifying dephosphatation with NOj as election acceptor was investigated by adopting batch sludge culture Tluough stepwise elevation of NOJ uistead of NOJ-N added in mfluent, deiutnfymg polyP accumulatmg organism (DPAO) was gradually accomiuondated to utilize NO J with high concentiation of 30mgL Dui

6、ing this period, DPAO liad a dvnaiiuc response according to the change of election acceptor, and it ultimately determined the peifbrmaiice of P removal. Under the conditions of NO3 two groups of DPAO existed and donuiiated in the system (40%61% of VSS), namely DPAO35 and DPAO5, and they were able to

7、 denitrify NO and NO3" or NOonly as respective electron acceptor. With the decrease of NOand simultaneous increase of NO二 DPAO5 was excluded fiom the system and DPAO ratio therefore dropped down to 28%41%.However, glycogen accumulating orgamsm (GAO) grew to dominance in the reactor from 31 %52%

8、 to 54%67%、and it thus led to in decrease of P removal from 84% to 66% Accordingly, stoicluometiy coefficients of AGlv/AHAc (anaerobic phase) and AGly/APHA (aerobic phase) mcreased from 0.53 aiid 0.43 to 0.78 and 0.51 (C/C), respectively.Key words: demtiifying dephosphatation： mtiite： electron accep

9、tor： PAO； GAO12期蒋轶锋等：亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷艺特征#12期蒋轶锋等：亚硝酸盐为电子受体的反硝化除磷艺特征1099传统生物除磷工艺(EBPR)由于聚糖菌 (GAO)的十扰、NO対厌氧释磷的抑制等原因经 常会导致污水厂运行的不稳定反硝化聚磷菌 (DPAO)利用NO代替。2作为缺氧吸磷的电子 受体，解决了传统匸艺中脱氮和除磷2个过程在 碳源争夺上的根木矛盾U冃前仮硝化除磷匚艺 以NO,作为电子受依效果较为理想Z】：而对于 NO2能否作为DPAO的电子受体的报道不-.通 常认为2.no2-具有生物毒性强、稳定性差等缺 点;而某些反硝化閑缺乏还原NO?至N2的能力. 故NO?

10、作为DPAO电子受体的效率可能不如 NO然而近来研究表明也只要NO? 的浓度恰当, 其并不对吸磷产生抑制影响.本研究将对NO?能否作为DPAO有效电子收稿日期：2008-04-09基金项目：国家时然科学基金资助项II(20776134);浙江省靈大科技$项项 H(2007C 13081)*讶任作者.讲师jyf 受体，及其工艺运行特征进行深入研究.为了更好 地获得DPAO对J： NO?电了受体的动态响应规 律，试验采取序批式污泥培弄方式（SBR）,考察除 磷系统在电子受体渐变条件h （NO3 NO2 ）的 运行效能、功能微生物等动态响应机制.1材料与方法1.1 SBR运行采用有效容枳2L的SBR

11、,以NChTNCV为电 子受体（命名为SBRu.n表示反硝化除磷）,污泥接 种于一个双污泥除磷系统.装置在室温1824°C 卜运行.pH值用浓度为0.5mol/L HC1及NaOH控 制在7.0±0.5. SBRn间歇循环运行，个周期包括 1.5h厌氧、2.5h缺氧、2h沉淀/排水/进水等阶段. 厌氧和缺氧坏境通过磁力搅拌实现.沉淀后排除 1.8L上淸液（包括剩余污泥），使HRT为6.7h.通过 缺氧末剩余污泥排放,SRT控制在12.5d.1.2人工配水试验用水为乙酸钠人工配水，包含微生物必 需的营养物质和微暈金屈元素（表1）.原水在每次 进水前用保存在冰箱的浓缩液稀释调配

12、而成，保 持水质稳定.表1人工配水的组分Table 1 Derailed composition of the synthetic wastewatei營养元素浓丿叟（mg L）微呈无素浓度(mgL)COD (NaAc)noCu (CuSO4 5H2O)0 001N (NH4CI)5H3BO30025P (KH:PO4)5I (KI)0.025Mg (MgSO4 7H:O)6Nln (MnCl:-4H:O)0 003Ca (CaCl: 2H:O)3Zji (ZnSO$7H：O)0.006K (KC1)10Co (CoCl: 6H:O)0 008EDTA2Fe (FeCl3 6H:O)0 065

13、注:括号内为相关化合物1.3分析方法常规水质指标根据国家标准方法4进行测 定;活性污泥中聚羟基烷酸PHA.主要包括聚疑 基酸（PHB）和聚疑基戊酸（PHV）及糖原等胞 内聚介物的定量分析参照文献;pH值采用 WTW MultiLme P3 pH/Oxi仪器（徳国）在线测 定:PCR-DGGE分子检测按照文献6的方法，用F EBPR屮微生物的菌群分析.1.4 DPAO 驯化SB&运行依据电子受体的不同分2个阶 段,SBRa以+5价的NO3-N为受体）和SBR（以+3 价的NO2-N为受体）.SBRn5阶段通过厌氧/缺氧交替 运行，驯化和富集以NO为电子受体的DMO污泥 在SBR厌氧释磷后

14、，迅速加入2mL浓度为145mg/mL 的KNO3溶液,使系统转入缺氧阶段，进行缺氧吸磷. 经过60d运行係统已具备良好的反硝化除磷能力.在SB阶段，电子受体逐渐从NO3演变成 NO?；以期筛选出一类专以NO?作为电子受体的 DPAO.考虑到NO?的生物毒性，采取缓慢提高 NO缺氧初始浓度的方式（每4d升高3mg/L,以N 计，卜同），并以不影响缺氧吸磷数最为标准：61 100d.N02_由3mg/L增加到30mg/L,同时维持 NOs lSmg/L 不变;101124d,NO不变而 NO3从 18mg/L缓慢卜-降至Omg/L;从125d开始,NO?.成 为唯一的电子受体，直至159d.2结

15、果与讨论2.1反硝化除磷效能由图1可见，SB%启动迅速，POJ迥（厌氧 阶段末期PO43'浓度）从第id的13mg/L（以P计, 下同）迅速上升至4060d的35mg/L;相应地, POjg。（缺氧阶段末PO产浓度）从3.1mg/L降至 0.8mg/L.这表明系统中DPAO正不断富集iflj同时 GAO减少，污泥在吸收等量乙酸时聚磷（Poly-P） 的水解数量增加卩】.时间(d)图1 SB&除磷率的变化Fig.l Removal efficiency of phosphonis m the SBR从61d开始g逐步成为NO3的替代电子 受体.图1显示，缺氧初始NO?-浓度的缓慢

16、升高并 未抑制SBRn3的反硝化除磷仮而NO?作为NO3_ Z外的额外电子受体促进了 61-100d内EBPR 的改善.POj迪和PO43 ano分别上升和卜降了 3mg/L和0.4mg/L.这表明，系统中存在一类 DPAO,它们以NO?为电子受体进行反硝化吸磷 （命名为DPAO35）.当然QPAO35增殖和EBPR的 改善相当有限，这是因为SBRn5阶段的电子受体 NO数最对于进水的电子供体数量（乙酸）已经 充足，增加NO,无助于DPAO再度大量富集.由于DPAO已完全适应NO?；因此从101d 开始逐步减少进水中NO3的投量，考察NO?能 否成功替代NO3作为DPAO的唯电子受体.从 电子

17、受体的数量考虑,30mg/L的NO2 （+3价）与 18mg/L 的 NO3（+5 价）相等.在101124d,N（V逐渐由18 mg/L降至 Omg/L,而NO?维持30mg/L不变.这引起POJ迪 从 38mg/L 迅速降至 14mg/L,而 PO43 从 0.4 mg/L升至3.1mg/L,表明EBPR效能卜降.由于 NO?充足，由此推测还存在类DPAO.它们只能 以NO3作为电了受体，而缺乏还原NO?的酶系 （命名为DPAO5）.理论上QPAO35的存在应能弥 补由于DPAO5引起的除磷卜降、因为它的电子受 体NOf足够.但研究表明7,DPAO35在NO和 NOJ共存的环境«

18、|'（101-124d）,通常会优先利用 NOs；因此,NO3不足不仅对DPAO5不利,而且对 DPAO35也是如此,这使得DPAO体内Poly-P和 PHA水平下降,反硝化除磷效率大为降低.从125d开始,NO2-成为唯一电子受 体QPAO5随之被淘洗出SBR.3系统中只剩余 DPAO35,其数量变化将决定EBPR优劣.由图1可 见徐磷效率随着系统的运行有所改善,35d后进 入稳态由 14mg/L 升至 22mg/L,PO43 ano 则由3.1 mg/L降至1.7mg/L.与NCh为电子受体 的SB%相比，以NO?-为电子受体的SBR除磷 效能处于较低水平，分析认为缺氧末剩余的 N

19、O?（图2）会抑制卜个周期的厌氣释磷NOJ通 过三竣酸循环（TCA）H接消耗乙酸国，减少DPAO 可利用的底物，同时也破坏了释磷所需的严格厌 氧环境，引起了污泥中GAO比例增加.2.2电子受体利用效率图2为NO3和NO?在缺氧阶段末时的浓度 （NO3二和N。2二）变化160d,随着SBRn5中 DPAO的富集,NO3_消耗增加，引起NO3an0从 8mg/L降至lmg/L.R|见,NO3-去除率的改善是在 进水C/N保持恒定的情况卜取得的.分析认为，这 与DPAO富集和GAO减少相关.这是因为DPAO 体内的PHA作为反硝化碳源,被降解的更为彻底, 而GAO小的PHA有较人部分被用于再生糖原.

20、 因此，随若DPAO的富集，更多碳源被用于还原 NO3；引起反硝化效率上升.32020406080100120140160时间(d)图2 SE©屮缺氧初、末的NO和NOJ浓度变化 Fig.2 Concentrations of NOjTNOj at the start and end of anoxic stage in die SBR缺氧初NO3-o-缺氧初NO/A 缺辄春NO- e缺辄末NO：-NO?的引入（61lOOd）对SBRn3反硝化产生 影响趣着进水NO2从2mg/L缓慢升至30mg/L, NO2；n。相应地从 2mg/L 增至 22mg/L,NO3-an0 则 从lmg

21、/L升至6mg/L.100d与60d相比11子受体 NO?消耗量增加了 8mg/LJfljNOf减少了 5mg/L, 受体的消耗总量（按电荷计算）基本相同，说明 NO?对反硝化未产生抑制作用.这也表明进水中 NO?的增加一方面促进了 DPAO35的增殖和 NO?消耗;另一方而也使得DPAO35减少了对 NO3的利用,使NO3込上升尽管在NO,和 NO2_2种电子受体共存时,DPAO35总是优先利用 NO3；但随着NO浓度上升，其与NO3竞争力加 强而易为DPAO35获得和去除.从101d开始缓慢下调NO3进水浓度，对于 进步富集SB%111的DPAO35也是比较恰当的. 在101124d、N(

22、V维持30mg/L不变，而NCV从 18mg/L缓慢降低至0mg/L.在此期间,NO3 ano始 终在4mg/L以KN至木检出.但NO3投暈的减 少并没有引起等量的NOPflJ用,以作为NO3的 替代电子受体以电荷计算24d的NO?去除量 至少应比101d多(100d的NO3'去除量><5/3)= (100d 的 NO3投最一 100d 的 N03_ano)x5/3=(18-6)x 5/3=20mg/L.而实际上NO?血。仅从22mg/L卜降 至18mg/L.这再次证明系统中DPAO5的存在，它 们只能把NO3-还原至NO基于以上分析，并假 设:100124d间DPAO35

23、生物量不变NO3和N(V 中巾位电子转移引起等最的PO广吸收,由此推 测 100d 时 SBR 系统中 DPAO35 与(DPAO35+ DPAO5)的比例为124d电了受体消耗量与100d 电子受体消耗量之比以电荷计算为12x3/ (12x5+8x3 )=43%.随着进水中NCK的消失，于 124d共计有57%的DPAO5被淘汰出系统.DPAO 在生物量上的下降,11接导致了 101124d间 EBPR效能的显著下降.125159d,30mg/L的NO?为唯电了受体. 随右：DPAO35在系统中的缓慢增殖,NO2_ano由 18mg/L卜降至12mg/L,更多NO?被用于缺氧F DPAO35

24、对磷的吸收,NO2的去除率达到60%. 2.3反硝化除磷的计暈学在SBRn5和SBRn3运行稳定后，对典型周期 的物质转化进行考察如图3所示.各物质在2个 系统中的变化规律相同:在厌氧段，乙酸被DPAO 吸收并转化为PHA.过程所需要的ATP由Poly-P 水解和糖原酵解提供，引起PO广的释放和糖原 含最卜降;在缺氧阶段,DPAO降解PHA产生ATR 用于PO占吸收、细胞增殖和糖原再生等.与以02为电子受体的好氧除磷系统相比性 和以NO3为电子受体的SBJ5系统具有十分接近 的化学计帚学，厌氧反应的APO437AHAc(P/C). AGlv/AHAc(C/C)> APHA/AHAc(C/

25、C)分别为 0.96 和0.85、0.60和0-53、1.47和1.44;而好氧和缺氧 的4PO437APHA.AGly/APHA 分别为 0.74 和 0.70、 0.36和0.43(表2).这表明DPAO与好氧聚磷菌(APA0)具有相似的代谢途径，这打Kuba等的观 点致.AGly/AHAc flIAPHA/AHAc 比值说明在 厌氧反应中，糖原降解不仅是PAO吸收底物的能 呈來源，同时也是PHA合成屮还原力和碳的來源, 这对F维持DPAO体内NADH+Jf/NALT平衡和 正常的生理生化作用具有重要意义.另外、糖原 的酵解也可能是SBJ5系统中存在PHV代谢的 原因冋.402013001

26、3时何(T0旦掘弍星电790603020OnMm CTZ图3 SBR和SBR典型运行周期中N. P.乙酸和胞内聚介物的变化Fig.3 Profiles of N. P. acetate and cell-stored polymers ina typical operational cycle in the SER and SBR一磷酸盐硝酸盐亚硝酸盐 T-HAc-o-糖原 -O- PHB 0PHV污泥中较高的糖原比例显示GAO在SBR 中可能大最存在，导致SBRn3相比SBRn5, APO4i7AHAc 和APO437APHA 比值卜降(0.49 和 0.33人而4Gly/AHAc >

27、fllAGly/APHA 比值上升(0.78 和0.51),这使得糖原代谢在系统得到加強，而 Poly-P的减弱.PHV在PHA中的大量积累(32.8%) 也印证了以上的结果.表2 SBR和SBR在典型运行周期中物质变化数量 Table 2 Change amounts of the substances dui mg a typical opeiational cycle m the SBRns aiid SBR指标厌氧段缺氧段SBRSBRSBRo：SBRHAc（以C计）(mgL)-36-3600poF(以 P 1)(mg L)30.817.6-34.5-20.4糖原（以C计）(mgL)-1

28、89-28.221.231 3PHB(以 C H )(mg L)48.141.7-45.0-42.1PHV（以C计）(mgL)3.819.5-4.1-19.6PHVPHA(%)9.432.8糖原比例iGly/VSS)-0.140.19注:-衷示未检测2.4污泥中功能菌群分析电子受体的变化使SB0中功能菌群发生动 态响应，并根木上决定EBPR效能.虽然，目前冇多 种方法用來估算污泥中PAO的数量比例,但因缺 乏统标准而导致些重要参数无法在不同研 究结果间进行比较.Hoizc等【刃提出，PAO在20°C 时最大的产P率为0.070.10g/g（CODHAc）,根据上 述的计量注研究，作者

29、认为这个比值介理,并同样 适用于DPAO菌.为方便讣算，作以下假 定:DPAO、GAO和般并养菌（OHO）等不同微 生物,在生长时的比COD吸收数暈相等;非 DPAO菌的含P率为0.02g/g;厌氧段DPAO对 COD吸收引起POj释放，反之认为COD卜降由 GAO引起;COD在好氧/缺氧段的卜降归因于 OHO.根据物料平衡，在一个稳定的EBPR中，系 统去除的poJ数量等于剩余污泥中的总磷含鼠. 根据物质转化规律（图3）和数量（表2）,分别对 SBRn5 和 SBR 的 DPAO、GAO 和 OHO 含量进 行了计算（表3）.表3 SBR5和SER中DPAO/GAO/OHO的数量比例 Tab

30、le 3 Mass fraction of DPAO/GAO/OHO in sludge from the SBR and SB系统电子受体VSS（mgL）DPAOGAOOHOSBRNOj'9500.40-0.610.319520.08SB®NO/9200.28-0.410 54-0 67005由表3町见,SBR污泥中DPAO比例为0.40-0.61,则DPAO的释磷量与COD吸收最之比 为0.550.81,这与其他文献的推荐值0.49国相近 SBRnj污泥中的DPAO、GAO和OHO的数量比 例分别为0.280.41、0.540.67和0.05.另外，虽 然SB2屮功能菌群

31、数量为DPAO>GAO> OHO,但GAO也有较大比例，农明即使在优良的 EBPR系统屮GAO仍是PAO对碳源的有力竞争 者，一日.水质和运行条件变化，极易造成EBPR退 化.如NO?引入造成SBJ3中GAO的繁殖，并成 为系统的优势菌群.表4 SB%和SER中PAO含P量和SPRR的计算值Table 4Calculated P content in PAO and SPRR based onPAO mass m SBR aiid SBg系统污泥含磷虽（mgg）PAO含隣虽 (mgg)SPRR mg(gh)JSPUR mg(gh)SB292134-20935.7-54.414.7S

32、BR59119-17531.876.68.7表4为基于DPAO含量计篦得到的DPAO 含磷率、比磷酸盐释放速率（SPRR）和比磷酸盐 吸收速率（SPUR）.可见，尽管GAO的生长导致 SBRns系统EBPR卜降，污泥含磷率降低,但其中 DPAO的含磷率仍保持与SBR系统中相近，表 明DPAO元索构成的致性.当然，较高的DPAO 倉磷率还是引起了 SBR.5较高的SPRR和SPUR 值，表明Poly-P倉量对于厌氧释磷和乙酸吸收以 及好氧吸磷的关键作用.而SBRn5系统中较低的 SPUR则与GAO生长有关，表明DPAO是反硝化 吸磷的主要贡献者.应用PCR-DGGE分子检测技术对运行稳定 后的S

33、BR和SBR污泥进行分析如图4所示，以 NO?为电子受体的SBR微生物的多样性与 SBR相比有所降低（特异性条带b和c消失），表明 一些不能利用NO（为电子受体的反硝化菌 （DPAO5）随着电子受体的变化（NO3-TNO2J Iflj逐 渐被排岀SBRa3系统，这与前文的论述-致对条带 b和c的16S1DNA片段进行克隆和序列测定，发现 条带b为未培养细菌（相似性98%）,属于 gamma-Pmteobacteria 叩纲中的 Chromatiaceae 風 结介以往研究回习,作者认为其为DPAO5,即只能 利用NO3进行反硝化除磷;而条带c未获得理想结 果.其他共同且信号较强的条带（a、d、

34、c、f、g和h） 为可能的DPAO35,即由于其能同时利用NO,和 NO? 进行反硝化除磷，因而具有较强的竞争优势.SBySBRb图4 SBR和SBR汚泥16S 1DNA的DGGE图谱Fig.4 DGGE profiles of 16S 1DNA fragments for SBRaiid SBRaj sludge3结论3.1 NO3 是一种有效的反硝化除磷电子受体, 系统除磷效率高达84%.DPAO为污泥中的优势 功能菌，占VSS的40%61%.3.2随着电子受体由NO,渐变为NO只能利 用NO3的DPAO5会逐步淘洗岀SBRns.导致糖原 代谢取代Poly-P水解成为系统主要物质转化途 径

35、，厌氧AGly/AHAc和好XAGly/APHA比值上 I|GAO数星增加（宙31%52%至54%67%）而 DPAO卜降至28%41%;可利用NO2_或NO3的 DPAO35成为唯 DPAO,除磷率仅为66%.7 Jiang Y F, Wang L. Wang B Z, et al. Biological nitrogen removal with enhanced phosphate removal in (AO)2 SMK ucing single sludge system J. Journal of Environmental Science, 20046(6丿： 1037-1040

36、.8 Smolders J F, van der Meij J. van Loosdrecht M C M. et al. Stiochiomctric model of the aerobic metabolism of the biological phosphorus removal process J. Biotechnology and Bioeginc- ering, 1994,44:837*848.9 Henze M Gwjer W Nlino T, et al. Activated sludge model No 2d, ASM2D J. Whter Science and T

37、echnology. 1999,39(1):165-182.10 Jeon C O, Lee D S, Park J M. et al. Microbial communities in activated sludge performing enhanced biological phosphorus removal in a sequencing batch reactor J Water Research. 200337:2195-2205.11 Lin C K. Katayama Y Hosomi M. et al. The characteristics of the bacterial community