A2/O-MBBR反硝化除磷工艺中有机物的迁移转化及利用

张 淼,张 颖,黄棚兰,何成达*,彭永臻,吴 军



A2/O-MBBR反硝化除磷工艺中有机物的迁移转化及利用

张 淼1,张 颖2,黄棚兰2,何成达1*,彭永臻3,吴 军1

(1.扬州大学环境科学与工程学院,江苏扬州225127；2.扬州市洁源排水有限公司,江苏扬州225002；3.北京工业大学国家工程实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京100124)

采用厌氧/缺氧/好氧与移动床生物膜反应器(A2/O-MBBR)组成的双污泥系统处理实际生活污水,通过投加乙酸钠调节进水碳氮比(C/N),考察系统中有机物的转化利用和代谢途径.试验结果表明:当进水C/N在3.11~6.09范围内波动时,系统均可实现COD的高效去除,最大去除率可达83.85%;但是从VFA和PHAs的转化利用角度,进水C/N不宜超过5.42.此外,碳平衡分析结果也表明,当进水C/N小于5.42时,A2/O反应器去除的COD百分比最高可达70.10%,MBBR反应器氧化的COD仅占4.32%~5.89%,低C/N条件下碳源的高效利用是促进菌群优化以及提高脱氮除磷效率的关键所在.溶解性碳源组分分布及三维荧光特性的结果显示,尽管系统沿程COD浓度变化不大,但蛋白质和多糖之间存在着转化,且类蛋白物质占主导地位.

A2/O-MBBR工艺；迁移转化；代谢途径；溶解性有机物；三维荧光光谱

碳是微生物细胞结构组成与生长代谢的基本元素,有机物作为一种能量载体,在污水处理过程中,以总有机碳(TOC)、挥发性脂肪酸(VFA)、溶解性有机物(DOM)、聚羟基脂肪酸酯(PHAs)、糖原(Gly)等多种形式参与脱氮除磷过程[1].污水中有机物种类多样且成分复杂,在迁移转化过程中碳源组分、含量、分布等均发生变化[2],DOM之间存在着复杂的相互作用和转化关系,与污水中的苯、苯酚等结合,改变有机物的毒性[3],影响微生物的代谢富集.而出水中残留的有机物主要包括未降解的有机物、中间产物以及微生物代谢产物等[4],相对而言难以降解,排放到水体后对饮用水水源造成巨大的威胁.

传统脱氮除磷工艺中,由于存在微生物对碳源的竞争,碳源不足是污水同步脱氮除磷的瓶颈问题[5].由于工艺特点和运行条件的不同,微生物代谢过程有机物的利用效率相差较大.Cao等[6]研究表明,分段进水工艺在进水碳氮比(C/N)小于5时能达到74%的碳源利用率;改良UCT工艺中,进水C/N为3.5~5.0时用于反硝化除磷的有机物占(62±6)%[7];在A2N-SBR系统中,有机物去除率最高可达90%[8].相对而言,双污泥系统在有机物利用方面更有优势.

近年来,一种新型的双污泥系统A2/O- MBBR被提出[9],该工艺通过长短泥龄分离实现一碳两用,尤其在低C/N比条件下有利于反硝化聚磷菌(DPAOs)成为优势菌,具有碳源利用率高、节省曝气量、污泥产率低、脱氮除磷效率稳定等诸多优点.为了实现该工艺的推广应用,围绕水力停留时间[10]、容积分配比[11]、硝化液回流比[12]、菌群结构[13]等特性开展了一系列的基础研究.其中NH4+、TN、PO43--P等污染物的降解特性和出水的达标排放是以往研究的重点,而对于有机物在脱氮除磷过程中的迁移转化、利用特性、组分分布等关注较少.

本文采用A2/O-MBBR工艺,针对实际生活污水,考察不同进水C/N条件下有机物的迁移转化及内碳源转化利用特性,通过碳元素的物料平衡分析有机物的代谢途径,同时结合三维荧光特性探索溶解性有机物的降解规律,以期为反硝化除磷过程的脱氮除磷机理以及有机物的深度降解提供技术支持.

1 材料与方法

1.1 试验装置

如图1所示,A2/O-MBBR工艺主要由A2/O反应器、中间沉淀池、MBBR反应器、沉淀区顺序连接组成.原水经进水泵进入A2/O反应器,在厌氧区、缺氧区、好氧区的推流作用下完成同步脱氮除磷,出水进入中间沉淀池完成泥水分离.上清液进入中间水箱,经中间进水泵打入MBBR反应器,沉淀污泥回流到A2/O反应器的厌氧区(污泥回流比100%).含有氨氮的上清液在MBBR反应器3格内沿程推流完成氨氮的氧化,硝化液经沉淀后进入出水水箱,通过硝化液回流至A2/O反应器的缺氧区(硝化液回流比300%),为反硝化除磷过程提供电子受体.

图1 A2/O - MBBR装置流程

A2/O反应器有效容积28L,均分为8个格室,进水流量3.5L/h,厌氧区(An)、缺氧区(A1~A6)、好氧区(O)的容积比为1:6:1;厌氧区和缺氧区内设有搅拌装置,好氧区进行短暂曝气,污泥龄SRT控制10d左右.较短的SRT使得比增殖速率较低的硝化菌难于富集,因此A2/O反应器不发生硝化.中间沉淀池为竖流式,采用中间进水周边出水的运行方式,有效容积为10L,剩余污泥定期排放.MBBR反应器3格(N1~N3)串联,有效容积10.5L,内设聚丙烯悬浮填料(尺寸为5mm×3mm,填充率50%),溶解氧DO=3.0~ 4.0mg/L,总曝气量为0.15m3/h左右,该阶段主要完成氨氮的氧化,出水直接排放.搅拌装置、蠕动泵(申辰BT100)以及鼓风机均通过PLC控制箱进行调控.

1.2 污水水质及试验方案

试验用水取自校园生活区化粪池内的实际生活污水,原水平均C/N为3.11(表1中Run1),属于典型的低C/N污水.监测COD和TN浓度后,向原水水箱投加乙酸钠调节进水C/N,使其在3.11~6.09范围内波动(Run1~Run5).为了保证试验数据的可靠性,每个工况的运行时间持续3个SRT左右,整个试验历时200d,所有试验均在室温条件下进行,水温为18~20℃.接种污泥取自扬州市汤汪污水处理厂CASS反应器的生化污泥,驯化20d后脱氮除磷效果基本稳定.

表1 试验水质及运行工况

1.3常规项目监测

水样经0.45μm中速滤纸过滤后,COD采用快速消解仪(SUNTEXTR-1100)测定,NH4+-N、NO3--N、NO2--N、PO43--P等指标根据国家标准方法测定[14];污泥浓度MLSS、VSS根据国家标准方法测定[14];TN、TOC的检测采用TN/TOC分析仪(TOC-V CSN),VFA的分析测定采用气相色谱仪(GC-14B),PHAs采用气相色谱(Agilent 7890N)及DB-1型色谱柱检测[15];蛋白质的测定采用福林酚试剂法[16],多糖的测定采用蒽酮法,DNA的测定采用NanoDrop1000;进出水的荧光特性采用三维荧光分光光度计(F-7000)分析(样品的TOC浓度稀释至10mg/L以下),激发波长以5nm为增量从200nm扫描到400nm,发射波长以0.5nm为增量从200nm扫描到600nm,扫描速度为1200nm/min,试验数据采用Origin8.5软件进行处理.

1.4 有机物的代谢途径分析

进入系统有机物(inf,mg/d)的迁移转化和代谢途径主要包括以下几个方面[17]:A2/O反应器厌氧段去除(An,mg/d),缺氧段反硝化和好氧段氧化(A-O,mg/d),MBBR反应器氧化(MBBR, mg/d),剩余污泥排放(WS,mg/d)以及出水残留(eff,mg/d).本研究以不同工况(Run1~Run5)下的稳态试验数据为基础,对A2/O - MBBR系统进行碳元素的物料平衡分析(以COD指标表征),具体计算方法如下:

infinfinf(1)

An[infRS(1)An]inf(2)

A-O= [(1+)·An+·eff- (1++)·O]inf(3)

MBBR(1)(RSeff)inf(4)

MWS=XWS·fCV·f·QWS(5)

effeffinf(6)

式中:inf,WS分别为进水流量和剩余污泥排放量,L/d;inf、RS、An、O、eff分别为进水COD浓度、回流污泥携带的COD浓度、厌氧段COD浓度、好氧段COD浓度和出水COD浓度,mg/L;为污泥回流比,100%;为硝化液回流比,300%;WS为剩余污泥浓度,mg/L;为VSS/MLSS,在0.6 ~ 0.8之间;CV为活性污泥中COD的化学计量系数,计算中取1.48mgCOD/mgVSS[18].

2 结果与讨论

2.1 有机物的降解及转化利用

如图2所示,当进水C/N从3.11增加到6.09的过程中,厌氧出水COD浓度呈上升趋势,平均浓度分别为53.79,66.81,84.55,118.60mg/L,造成该现象的主要原因是C/N增加时,较短的厌氧停留时间(1.0h)来不及充分利用原水碳源.王亚宜等[19]在厌氧/缺氧/好氧反应器(An/A/O-SBR)中发现厌氧反应时间为1.5h时,PHAs合成量最高且获得较好的脱氮除磷效果.

图2 不同进水C/N条件下COD的沿程变化

其中当进水C/N为5.42和6.09时,缺氧段、好氧段以及MBBR反应器继续对有机物进行降解,大约有18.61,34.45mg/L和22.31,30.33mg/L的COD分别被外源反硝化和好氧氧化.虽然2种工况下COD去除率高达83.85%和83.26%,但由于外源反硝化速率远远大于内源反硝化,反硝化菌会优先进行反硝化,抑制DPAOs的生物活性且不利于DPAOs的富集[20].残留的COD进入好氧段继续被氧化,导致生物膜单元异养菌大量繁殖,对生长速率较低的自养型硝化菌的富集也是极其不利的[21].因此,采用Wachtmeister等[22]推荐的方法开展批次试验,稳定运行时DPAOs占聚磷菌(PAOs)的比例从37.13%(Run3)降为25.10% (Run4).当进水C/N降为3.55时,有机物的沿程降解特性得到快速恢复,5种工况下COD去除率为81.91%~83.85%,可见C/N在3.11~6.09内波动时,系统均可实现COD的高效去除.然而,这并不意味着有机物的充分利用,有必要从碳源转化利用的角度深入分析.

作为缺氧段反硝化除磷的能量储备,厌氧段DPAOs通过吸收原水中的VFA合成PHAs[23],图3与图2变化趋势相似,随着进水C/N从3.11增加到6.09,厌氧出水中VFA含量逐步升高,厌氧段VFA的利用率分别为73.56%, 77.28%, 78.72%和73.44%,该结果表明当C/N从4.10上升为5.42,VFA的利用效率已没有太大提升;且C/N达到6.09时,VFA利用率反而下降,缺氧段出水仍残留VFA含量26.08mgCOD/L,造成易降解碳源的浪费.另一方面,从内碳源PHAs的转化利用可以发现,随着VFA利用率的变化,厌氧段PHAs的含量从120.7mgCOD/L(C/N=3.11)增加到254.64mgCOD/L(C/N=5.42),继而减少到240.69mgCOD/L(C/N=6.09),相比前阶段,PHAs含量降低了5.48%.相应地,5种工况下,缺氧段PHAs的利用率分别为68.07%、79.78%、84.44%、80.64%和74.24%.

综上所述,无论从COD的降解特性还是VFA、PHAs的转化利用特性,在A2/O反应器HRT为8h,容积比1:6:1,污泥回流比100%,硝化液回流比300%的运行工况下,进水C/N不宜超过5.42.与本研究结论相似,Chen等[24]考察了进水C/N和硝化液回流比对A2/O-BAF系统的影响,最佳C/N为5.5;Wang等[8]研究发现在A2N- SBR系统中,C/N、C/P分别为5.8和30.8时获得了最高的污染物去除效果.事实上,A2/O-MBBR系统中进水C/N的优化与多种运行参数相关,例如厌氧段出水COD偏高,可延长厌氧HRT或者提高VSS浓度(DPAOs含量);缺氧段PHAs利用率较低,可延长缺氧HRT或者增加硝化液回流比(电子受体)等.

2.2 有机物的迁移转化途径

以稳态条件下的试验数据为基础,通过公式(1)~(6)的理论计算分析系统中有机物的物料分布情况(表2),以此考察有机物的迁移转化途径.由于数据测量误差造成的部分碳损失以及经验值取值导致的数据偏差,不同进水C/N条件下COD平衡百分比为97.06%~99.92%(低于100%),但该平衡值远远高于UCT工艺(67%~89.7%)和MUCT工艺(60.7%~87.6%)[25],一定程度上表明本研究建立的理论公式的有效性.

表2 碳元素的物料平衡分析

注:*:= (AnA-OMBBRWSeff)/inf´100%.

基于物料平衡分析,对比不同工况下3种主要代谢途径的百分比(图4),其中厌氧段去除的COD占总量的百分比(An)分别为53.71%、57.09%、49.44%、44.07%和58.70%.王聪等[17]研究发现不同硝化液回流比条件下厌氧段利用的COD占57.9%~78.5%,由于采用1.6h的厌氧停留时间导致其COD利用率高于本研究,对比结果再次表明较短的厌氧反应时间不利于充分利用原水碳源.在后续缺氧段到好氧段,Run3 (C/N=5.42)和Run4(C/N=6.09)2种工况获得较高的COD利用率,分别为17.71%和16.48%,碳源的充足促进了反硝化除磷的进行,提高了碳源的利用效率.但是当C/N从5.42增加到6.09的过程,由于缺氧反应时间和硝化液回流比的局限无法继续利用多余的碳源,导致COD利用率有了下降的趋势.整个A2/O反应器COD的利用率为63.53%~70.10%,在分段进水UCT工艺和A2N工艺中,厌氧区和缺氧区去除的COD仅占60%左右[26],相比之下,A2/O-MBBR工艺通过反硝化除磷的强化实现有机碳源的高效利用,尤其适用于处理低C/N生活污水.

值得一提的是,虽然绝大多数碳源优先在A2/O反应器中被DPAOs或反硝化菌利用, MBBR反应器氧化的COD却不容忽视,MBBR分别为4.96%、5.33%、5.89%、11.10%和4.32%,除了Run4(C/N=6.09)之外,其他运行工况均实现了曝气能耗的节省同时有利于促进DPAOs和硝化菌的富集,这也是该工艺在低C/N条件下可实现一级A排放标准的关键所在[27].除此之外,WS、eff占12%和14%左右,通过剩余污泥排放维持微生物的新陈代谢并且实现了磷的去除.通过上述分析可知,实际工程中对于高C/N污水,为了提高COD利用效率,可适当调整厌氧、缺氧水力停留时间以及硝化液回流比,尽可能防止多余碳源进入生物膜MBBR单元.

图4 不同工况下3种代谢途径的对比

2.3 溶解性碳源组分分布及三维荧光特性

基于以上的分析可知,有机物的迁移转化对系统主要功能菌(DPAOs、反硝化菌、硝化菌等)的富集影响显著,MBBR单元虽然COD浓度已经不高(基本低于50mg/L),但不同格室(N1,N2,N3)硝化菌的菌群含量和结构分布相差较大[13].Guo等[28]研究表明,采用葡萄糖、乙酸钠等简单有机物作为单一碳源时,经过微生物的代谢降解过程,出水中能检测出复杂有机物.针对Run2的稳定运行阶段(75d),重点考察了各污染物(TN、NH4+-N、PO43--P)降解过程中DOM的组分分布及相互转化情况,主要包括蛋白质、多糖和DNA.

如图5所示,进水中溶解性COD浓度为231.78mg/L,其中蛋白质、多糖和DNA的含量分别为103.70,16.12,17.90mg/L,3者之和占溶解性COD的59.42%,表明还有1/2的有机物以其他分子形式存在,后期还需进一步开展定性定量分析.厌氧段大部分易降解有机物被DPAOs利用储存为内碳源PHAs,COD和VFA快速降低的同时3种组分含量也从进水时的137.72mg/L降低为64.18mg/L,厌氧释磷量达34.18mg/L.缺氧段A1~A6,主要是蛋白质、多糖之间存在转化和利用,多糖含量从23.71mg/L降低为5.60mg/L,与此同时伴随明显的反硝化除磷现象,缺氧出水TN、PO43--P浓度分别为14.33,0.62mg/L.

图5 系统沿程污染物降解特性及溶解性有机物的组成和分布

随后在好氧段(O)、中间沉淀池以及MBBR反应器的降解过程中,DOM总量与COD浓度相差无几,3种DOM组分总量维持在34.10~ 39.80mg/L,去除率为75%左右,该变化趋势与前面VFA的降解规律吻合.N1~N3过程主要进行硝化,出水NH4+-N浓度0.98mg/L,去除率高达98.23%.硝化过程DOM含量降低至30mg/L,且蛋白质和多糖之间再次发生了转化,可见单纯COD和VFA的检测并不能全面反映有机物的降解特性.由于MBBR单元兼有活性污泥法和生物膜法的优点,在生物氧化降解、物理吸附、过滤截留等多重作用下[29],可获得较好的出水水质.

DOM组分中包括大量的芳香类和脂肪类化合物,且每个基团的荧光峰和荧光强度也不尽相同.研究表明[30-31],自然环境中DOM的激发 /发射(x/m)荧光峰位置主要可以概况为5类: (І)x/m=220~240/340~350nm;(Ⅱ)x/m=260~ 290/300~350nm;(Ⅲ)x/m=240~270/370~440nm;(ІV)x/m=310~360/370~450nm;(V)x/m=350~ 440/430~510nm.其中(І)和(Ⅱ)为类蛋白荧光峰,(Ⅲ)和(ІV)为类富里酸荧光峰,(V)为类腐殖酸荧光峰.

如图6所示,2个样品的荧光峰中心位置分别为x/m=222/354nm和220/350nm,由于本试验采用的是特定化粪池的实际生活污水,荧光峰相对单一,主要组分为类蛋白,而类富里酸荧光峰和类腐殖酸荧光峰可能是由于含量较低没有出现峰值.但是进出水的荧光强度从210.35a.u.降为60.32a.u.,大约降低了71.32%,意味着类蛋白质物质很容易被降解,与杨毅等研究结论相似[32].此外,荧光强度与TOC有较高的相关性[33],有关不同水质特点和不同运行条件下DOM的荧光特性还有待进一步研究.

基于有机物迁移转化和代谢途径的研究,对工程实践具有重要的指导意义:①A2/O-MBBR系统可实现碳源的稳定高效去除,尤其适用于处理低C/N污水;②双污泥系统通过菌群分离,使其各自在最佳的环境下生长,从根本上解决了传统工艺中的碳源竞争;③进水C/N的优化与水力停留时间、硝化液回流比、污泥回流比等运行参数相关,最佳C/N要综合实际运行工况确定;④DOM的迁移转化对深入理解污染物降解机理和优化出水水质至关重要.

3 结论

3.1 不同进水C/N条件下A2/O-MBBR系统均可实现有机物的高效去除,COD最大去除率为83.85%,厌氧段VFA的利用率为73.44%~78.72%,缺氧段PHAs的利用率为68.07%~84.44%.为了提高碳源的转化利用效率,本研究工况下进水C/N不宜超过5.42.

3.2 碳平衡分析表明整个A2/O反应器COD的利用率为63.53%~70.10%,剩余污泥排放量WS以及出水eff占12%和14%左右,体现了有机物为反硝化除磷过程提供电子供体的主体代谢途径.当进水C/N小于5.42时,MBBR反应器氧化的COD仅占4.32%~5.89%,实现了碳源的高效利用、菌群优化以及节能降耗.

3.3 系统沿程降解过程DOM总量与COD浓度相差不大,但蛋白质、多糖之间存在转化利用,相比活性污泥系统,生物膜单元对于进一步降低出水DOM浓度具有优势.三维荧光光谱表明进出水的荧光峰中心位置分别为EX/EM=222/354nm和220/350nm,类蛋白物质更容易被降解且出水的荧光强度降低了71.32%.

[1] Zhang M, Wang C, Peng Y, et al. Organic substrate transformation and sludge characteristics in the integrated anaerobic anoxic oxic–biological contact oxidation (A2/O–BCO) system treating wastewater with low carbon/nitrogen ratio [J]. Chemical Engineering Journal, 2016,283:47-57.

[2] Wang Z W, Wu Z C. Distribution and transformation of molecular weight of organic matters in membrane bioreactor and conventional activated sludge process [J]. Chemical Engineering Journal, 2009,150(2):396-402.

[3] Ilani T, Schulz E, Chefetz B. Interactions of organic compounds with wastewater dissolved organic matter: role of hydrophobic fractions [J]. Journal of Environmental Quality, 2005,34(2): 552-562.

[4] Guo J, Peng Y, Guo J, et al. Dissolved organic matter in biologically treated sewage effluent (BTSE): Characteristics and comparison [J]. Desalination, 2011,278(1-3):365-372.

[5] Wang X, Wang S, Xue T, et al. Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR) systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage [J]. Water Research, 2015, 77:191-200.

[6] Cao G, Wang S, Peng Y, et al. Biological nutrient removal by applying modified four step-feed technology to treat weak wastewater [J]. Bioresource Technology, 2013,128(1):604-611.

[7] 葛士建,彭永臻,曹 旭,等.改良UCT分段进水工艺处理生活污水性能优化研究[J]. 环境科学, 2011,32(7):2006-2012.

[8] Wang Y, Peng Y, Stephenson T. Effect of influent nutrient ratios and hydraulic retention time (HRT) on simultaneous phosphorus and nitrogen removal in a two-sludge sequencing batch reactor process [J]. Bioresource Technology, 2009,100(14):3506-3512.

[9] 张 淼,何成达,王淑莹,等.A2/O+MBBR系统的快速启动及反硝化除磷特性[J]. 工程科学与技术, 2017,49(2):240-247.

[10] Zhang M, Peng Y, Wang C, et al. Optimization denitrifying phosphorus removal at different hydraulic retention times in a novel anaerobic anoxic oxic-biological contact oxidation process [J]. Biochemical Engineering Journal, 2016,106:26-36.

[11] 张 淼,彭永臻,王 聪,等.容积分配比对A2/O-生物接触氧化工艺反硝化除磷特性的影响[J]. 东南大学学报:自然科学版, 2015,45(3):531-538.

[12] 王 聪,王淑莹,张 淼,等.硝化液回流比对A2/O-BCO工艺反硝化除磷特性的影响[J]. 中国环境科学, 2014,34(11):2844- 2850.

[13] Zhang M, Qing Y, Jianhua Z, et al. Enhancement of denitrifying phosphorus removal and microbial community of long-term operation in an anaerobic anoxic oxic–biological contact oxidation system [J]. Journal of Bioscience & Bioengineering, 2016,122(4):456-466.

[14] Franson M A H. American public health association American water works association water environment federation [M]. Methods, 1995.

[15] Oehmen A, Keller-Lehmann B, Zeng RJ, et al. Optimisation of poly-β-hydroxyalkanoate analysis using gas chromatography for enhanced biological phosphorus removal systems [J]. Journal of Chromatography A, 2005,1070(1/2):131-136.

[16] Lowry O H, Rosebrough N J, Farr A L, et al. Protein measurement with the Folin phenol reagent [J]. Journal of Biological Chemistry, 1951,193(1):265-275.

[17] 王 聪,王淑莹,张 淼,等.厌氧/缺氧/好氧生物接触氧化处理低碳氮比污水的物料平衡[J]. 农业工程学报, 2014,30(19): 273-281.

[18] Chuang S H, Ouyang C F. The biomass fractions of heterotrophs and phosphate-accumulating organisms in a nitrogen and phosphorus removal system [J]. Water Research, 2000,34(8): 2283-2290.

[19] 王亚宜,王 鸿,郭 刚,等.厌氧反应时间对反硝化聚磷工艺的影响[J]. 同济大学学报:自然科学版, 2013,41(3):422-427.

[20] Wang X, Peng Y, Wang S, et al. Influence of wastewater composition on nitrogen and phosphorus removal and process control in A2O process [J]. Bioprocess & Biosystems Engineering, 2006,28(6):397-404.

[21] Chen Y, Peng C, Wang J, et al. Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/ anoxic/oxic (A2/O)-biological aerated filter (BAF) system [J]. Bioresource Technology, 2011,102(10):5722-5727.

[22] Wachtmeister A, Kuba T, Loosdrecht M C M V, et al. A sludge characterization assay for aerobic and denitrifying phosphorus removing sludge [J]. Water Research, 1997,31(3):471-478.

[23] Wei Y, Wang S, Ma B, et al. The effect of poly-β- hydroxyalkanoates degradation rate on nitrous oxide production in a denitrifying phosphorus removal system [J]. Bioresource Technology, 2014,170(3):175-182.

[24] Chen Y, Li B, Ye L, et al. The combined effects of COD/N ratio and nitrate recycling ratio on nitrogen and phosphorus removal in anaerobic/anoxic/aerobic (A2/O)-biological aerated filter (BAF) systems [J]. Biochemical Engineering Journal, 2015,93(10):235-242.

[25] 葛士建,彭永臻,张 亮,等.改良UCT分段进水脱氮除磷工艺性能及物料平衡[J]. 化工学报, 2010,61(4):1009-1017.

[26] Peng Y, Ge S. Enhanced nutrient removal in three types of step feeding process from municipal wastewater [J]. Bioresource Technology, 2011,102(11):6405-6413.

[27] Chen Y, Peng C, Wang J, et al. Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/anoxic/oxic (A2/O)-biological aerated filter (BAF) system [J]. Bioresource Technology, 2011,102(10):5722-5727.

[28] Guo J, Sheng F, Guo J, et al. Characterization of the dissolved organic matter in sewage effluent of sequence batch reactor: the impact of carbon source [J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering in China, 2011,6(2):1-8.

[29] 崔福义,张 兵,唐 利.曝气生物滤池技术研究与应用进展[J]. 环境污染治理技术与设备, 2005,6(10):1-7.

[30] Sheng G P, Yu H Q. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using three-dimensional excitation and emission matrix fluorescence spectroscopy [J]. Water Research, 2006,40(6):1233-1239.

[31] Leenheer J A, Jean-Philippe C. Characterizing aquatic dissolved organic matter [J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(1):18-26.

[32] 杨 毅,杨霞霞.城市污水处理过程中DOM的三维荧光光谱及紫外谱图特性[J]. 环境工程学报, 2015,9(12):5672-5676.

[33] 姚 萌,罗红元,谢小青,等.城市污水厂活性污泥胞外聚合物的三维荧光特性分析[J]. 中国环境科学, 2012,32(1):94-99.

Migration and transformation and utilization of organic matter in A2/O-MBBR denitrifying phosphorus removal process.

ZHANG Miao1, ZHANG Ying2, HUANG Peng-lan2, HE Cheng-da1*, PENG Yong-zhen3, WU Jun1

(1.College of Environmental Science and Engineering, Yangzhou University, Yangzhou 225127, China；2.Yangzhou Jieyuan Drainage Company Limited, Yangzhou 225002, China；3.National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2017,37(11)：4132~4139

A two-sludge system combined anaerobic/anoxic/oxic with moving bed biofilm reactor (A2/O-MBBR) was used to treat real domestic wastewater. By adding sodium acetate to adjust influent carbon/nitrogen ratio (C/N), the transformation and utilization and metabolic pathways of organic matter in the system were investigated. When the influent C/N ratio varied from 3.11 to 6.09, the system all achieved efficient COD removal with the maximum removal of 83.85%. However, from the perspective of VFA and PHAs transformation, the influent C/N ratio should not exceed 5.42. Additionally, the material balance analysis of carbon also revealed that when the influent C/N ratio was below 5.42, COD removal percentage in the A2/O reactor was up to 70.10% and that in the MBBR reactor only accounted for 4.32%~5.89%, where the efficient utilization of carbon source was the key to improve microbial community optimization and enhance denitrification and phosphorus removals under the condition of low C/N ratio. The results of dissolved carbon source component distribution and three-dimensional fluorescence properties manifested that proteins and polysaccharides transformed although COD changed gently along the reactor, in which proteins-like substance was the dominant.

A2/O-MBBR process；migration and transformation；metabolic pathway；dissolved organic matter；three-dimensional fluorescence spectrum

X703.1

A

1000-6923(2017)11-4132-08

张 淼(1989-),女,江苏徐州人,博士,讲师,主要从事污水生物处理理论与应用研究.发表论文8篇.

2017-05-08

江苏省自然科学基金资助项目(BK20170506);扬州市横向科研项目(204032264);扬州大学科研启动项目(137011060)

* 责任作者, 教授, hcd@yzu.edu.cn