以PHAs為固體碳源的城鎮(zhèn)二級(jí)出水深度脫氮研究

李 彭,唐 蕾,左劍惡*,袁 琳,李再興(.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,環(huán)境模擬與污染控制國(guó)家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室,北京 00084；.河北科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,河北省 石家莊 05008；.浦華環(huán)保有限公司,北京 0000)

以PHAs為固體碳源的城鎮(zhèn)二級(jí)出水深度脫氮研究

李 彭1,唐 蕾2,左劍惡1*,袁 琳3,李再興2(1.清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院,環(huán)境模擬與污染控制國(guó)家重點(diǎn)聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室,北京 100084；2.河北科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,河北省 石家莊 050018；3.浦華環(huán)保有限公司,北京 100020)

利用從連續(xù)運(yùn)行的緩釋碳源濾料濾池中取出的聚羥基脂肪酸酯(PHAs)顆粒,研究了微生物和硝酸鹽對(duì)其的總有機(jī)碳(TOC)釋放速率的影響,并研究了溫度、pH值、硝態(tài)氮濃度對(duì)其反硝化速率的影響.結(jié)果表明:原有的和附著有微生物的PHAs顆粒在去離子水中TOC釋放速率分別為0.030,0.053mg/(g·d),遠(yuǎn)低于水中有硝酸鹽時(shí)的TOC釋放速率[進(jìn)水NO3--N為30mg/L時(shí),TOC釋放速率為0.533mg/(g·d)].溫度和pH值對(duì)反硝化速率影響較大, pH值為7.5時(shí),在15～35℃范圍內(nèi), 30℃下的反硝化速率最大,為0.067mg/(g·h);溫度為30℃時(shí),pH值在6.0～9.0范圍內(nèi),pH值為7.8時(shí)的反硝化速率最大,達(dá)到0.061mg/(g·h).反硝化速率與NO3--N濃度之間的關(guān)系符合Monod方程,最大反應(yīng)速率和半飽和常數(shù)分別為4.74mgNO3--N/(gSS·h)和56.6mg/L.

：緩釋碳源；固相反硝化；可生物降解聚合物；聚羥基脂肪酸酯；城鎮(zhèn)二級(jí)出水

城鎮(zhèn)污水廠常用深度脫氮技術(shù)多為反硝化生物濾池[1-2],但二級(jí)出水中有機(jī)物含量較少,無法滿足生物脫氮的要求.因此,反硝化生物濾池中往往要投加碳源物質(zhì),應(yīng)用較多的是甲醇、乙酸鈉、乙醇和葡萄糖等[1-4]液體碳源.由于城鎮(zhèn)污水廠的進(jìn)水水質(zhì)和水量變化頻繁,液體碳源投加量的控制很難響應(yīng)進(jìn)水波動(dòng),投加過量會(huì)導(dǎo)致出水有機(jī)碳超標(biāo)[5-6],投加不足則導(dǎo)致出水亞硝酸鹽積累[7];有研究采用玉米芯、稻草、稻殼、麥稈[8-9]等農(nóng)業(yè)廢物進(jìn)行脫氮試驗(yàn),但這些天然有機(jī)材料的碳釋放速率不穩(wěn)定,且含有其他非碳成分,可能需要增加后處理.

近年來一些可生物降解聚合物作為反硝化碳源的可行性受到關(guān)注[10-12].1991年國(guó)外就有學(xué)者提出用 PHB(聚-β-羥基丁酸酯)作為反硝化碳源的設(shè)想[13].目前報(bào)道較多的有 PCL,PBS和淀粉基共混物等為固體碳源,對(duì)地下水和飲用水進(jìn)行脫氮處理[5,14-15].但對(duì)固體碳源有機(jī)物的釋放規(guī)律缺乏報(bào)道,本研究采用聚羥基脂肪酸酯(Polyhydroxyalkanoates,PHAs)作為碳源和微生物載體,對(duì)固體碳源的有機(jī)物釋放機(jī)制進(jìn)行研究,同時(shí)考察了溫度,pH值等環(huán)境因素對(duì)反硝化速率的影響,以期為固體碳源反硝化工藝的工程應(yīng)用與實(shí)際運(yùn)行提供技術(shù)依據(jù)與參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)中采用的固體碳源為市售 PHBV(3-羥基丁酸酯和 3-羥基戊酸酯共聚物,(C9H18O6)n)顆粒(意可通,深圳),材料外觀為黃色圓柱顆粒,截面直徑(3.30±0.11)mm,長(zhǎng)度為(4.35±0.87)mm.試驗(yàn)中所用的附著有成熟生物膜的 PHAs顆粒取自位于北京肖家河污水處理廠的緩釋碳源濾料濾池試驗(yàn)裝置.該濾池裝置填料層容積 9.42L,連續(xù)運(yùn)行7個(gè)月,進(jìn)水采用污水廠二級(jí)出水,取樣期間運(yùn)行穩(wěn)定,進(jìn)出水水質(zhì)情況如表1所示,進(jìn)水溫度為15℃,過濾速度0.8m/h.

表1 PHAs材料取樣期間反應(yīng)器的進(jìn)出水水質(zhì)Table 1 Water quality of influent and effluent of the bioreactor while taking samples of PHAs

1.2 試驗(yàn)裝置與用水

試驗(yàn)采用500mL三角瓶作為反應(yīng)器,瓶口用橡膠塞密封,膠塞上裝有排氣管排出氮?dú)?并保持反應(yīng)器內(nèi)缺氧環(huán)境.試驗(yàn)用水由去離子水中加入KNO3和磷酸鹽配制,根據(jù)試驗(yàn)內(nèi)容配成不同NO3

--N濃度和pH值的模擬污水.

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 微生物對(duì)PHAs的TOC釋放的影響 在250mL三角瓶中分別加入 10.0g(干重)新鮮PHAs顆粒和10.0g(濕重)附著有生物膜的PHAs顆粒,均加入 100mL去離子水.瓶口用橡膠塞密封,置于 30℃恒溫振蕩箱.其中裝有新鮮顆粒的三角瓶,每5d取樣測(cè)定TOC,并更換去離子水,連續(xù)試驗(yàn)50d.裝有附有生物膜的PHAs顆粒的三角瓶,每天取樣測(cè)定TOC,連續(xù)試驗(yàn)10d,接下來在超聲振蕩器中剝離生物膜,PHAs顆粒在 50℃下干燥 24h后稱重,用于計(jì)算有微生物存在時(shí) PHAs在去離子水中的TOC釋放速率.

1.3.2 PHAs顆粒的掛膜性能 將取自現(xiàn)場(chǎng)緩釋碳源濾料濾池的附著有生物膜的 PHAs顆粒置于超聲振蕩器內(nèi),使其表面生物膜完全剝離,將PHAs顆粒于50℃下干燥24h后稱重,剝離后的生物膜置于105℃下烘干24h后稱重.

1.3.3 溫度、pH值和NO3--N濃度對(duì)反硝化速率的影響 采用序批試驗(yàn)研究溫度、pH值和NO3

--N濃度對(duì)反硝化效果的影響,在錐形瓶中加入 10g(濕重)附著有生物膜的 PHAs顆粒和300mL的模擬污水,通過恒溫振蕩箱控制反應(yīng)溫度.研究溫度的影響時(shí),將5個(gè)上述三角瓶分別置于15,20,25,30,35℃下進(jìn)行反硝化試驗(yàn),模擬污水初始NO3

--N濃度為50mg/L,并通過磷酸鹽緩沖體系調(diào)節(jié)pH值為7.5;研究pH值的影響時(shí),利用磷酸鹽緩沖溶液將 4個(gè)上述三角瓶?jī)?nèi)模擬污水pH值調(diào)整為6.0、6.6、7.2、7.8,利用硼酸-硼砂緩沖溶液將2個(gè)三角瓶?jī)?nèi)模擬污水pH值調(diào)整為8.4、9.0,初始NO3--N濃度為50mg/L,溫度為30℃;研究進(jìn)水NO3--N濃度的影響時(shí),初始NO3

--N濃度為15,20,30,50,75mg/L,同時(shí)維持pH值為7.5,溫度30℃.

1.4 分析方法

水樣經(jīng) 0.45μm 濾膜過濾后進(jìn)行水質(zhì)分析, NO3

--N、NO2--N和NH3-N測(cè)定分別采用紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、水楊酸-次氯酸鹽光度法(Hach,DR5000);TOC采用燃燒氧化非分散紅外吸收法(島津,TOC-VCPH)測(cè)定.使用pH計(jì)(Mettler, DELTA320)測(cè)定pH值.使用溶解氧測(cè)定儀(Hach,HQ30d)測(cè)定溶解氧. PHAs顆粒表面觀察使用電子掃描顯微鏡(FEI, QUANTA200).

2 結(jié)果與討論

2.1 微生物和硝酸鹽對(duì)PHAs的TOC釋放的影響

圖1 PHAs在不同條件下的TOC釋放速率的對(duì)比Fig.1 The organic carbon release rates of PHAs under various conditions(a)去離子水中PHAs表面無微生物;(b)去離子水中PHAs表面有生物膜;(c)緩釋碳源濾料濾池處理城鎮(zhèn)二級(jí)出水(進(jìn)水NO3--N為30mg/L,15℃)

固體碳源材料的有機(jī)碳釋放包括物理溶解和微生物作用下的水解兩種作用.將新鮮的和附著有生物膜的 PHAs顆粒置于去離子水中,通過水中的TOC濃度變化測(cè)定TOC釋放速率,結(jié)果見圖1.PHAs在去離子水中的TOC釋放速率為0.030mg/(g·d).據(jù)報(bào)道玉米芯、稻草和稻殼的TOC平均釋放率分別為 7.9,2.2,1.6mg/(g·d)[8],可見 PHAs的有機(jī)碳釋放速率遠(yuǎn)小于以上天然有機(jī)質(zhì).當(dāng)進(jìn)水中缺乏硝酸鹽時(shí),PHAs物理溶出的TOC量極低,不會(huì)對(duì)出水COD造成影響.附著有生物膜的PHAs在去離子水中的TOC釋放速率在前4d為0.068mg/(g·d),接下來6d的TOC釋放速率保持穩(wěn)定,為0.038mg/(g·d),平均釋放速率為0.053mg/(g·d).有生物膜附著的 PHAs顆粒在試驗(yàn)前期出現(xiàn)較高的TOC釋放速率可能是由于在缺少硝酸鹽和O2的情況下,生物膜中的好氧微生物衰亡后產(chǎn)生的溶解性微生物產(chǎn)物(SMP)導(dǎo)致.從以上結(jié)果可以看出,即使有微生物存在時(shí), PHAs也不會(huì)因水解而釋放過多的 TOC.根據(jù)現(xiàn)場(chǎng)緩釋碳源濾料濾池的運(yùn)行條件和表 1所示水質(zhì)數(shù)據(jù),按照有機(jī)碳質(zhì)量平衡的方法[16]計(jì)算出PHAs的TOC釋放速率約為0.533mg/(g·d).結(jié)果說明在進(jìn)水中缺乏硝酸鹽的情況下,微生物對(duì)PHAs水解作用微弱;只在有硝酸鹽存在的情況下,反硝化菌才會(huì)分解利用 PHAs作為自身反硝化的碳源.微生物對(duì)有機(jī)物的水解過程可以響應(yīng)水中硝態(tài)氮濃度的的變化,因此TOC不會(huì)因進(jìn)水波動(dòng)而過度釋放,降低了出水COD超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn).

2.2 PHAs顆粒的掛膜效果

材料表面所負(fù)載的微生物由兩部分組成:附著材料生長(zhǎng)的微生物和材料間隙生長(zhǎng)的微生物.采用重量法測(cè)定穩(wěn)定掛膜的 PHAs表面生物膜量為 0.020g生物膜/gPHAs(干重),又測(cè)得 PHAs堆積密度為0.7kg/L,因此以PHAs為填料的反硝化濾池中床層內(nèi)的污泥濃度可達(dá) 14000mg/L.這說明以 PHAs不僅可以作為固體碳源,而且作為反硝化載體,有利于微生物的附著,能夠在反應(yīng)器內(nèi)實(shí)現(xiàn)較高的污泥濃度,從而使得固相反硝化工藝具有較高的反硝化速率.

利用電子掃描顯微鏡(SEM)觀察初始 PHAs顆粒,剝離生物膜后的 PHAs顆粒以及材料表面生物膜,結(jié)果如圖2所示.由圖2(a)可見初始PHAs表面光滑、均勻、無孔隙.圖 2(c)顯示在微生物的作用下,顆粒表面被腐蝕形成大量的細(xì)小孔洞,這些孔洞會(huì)增大反硝化菌的附著面積,使得微生物更容易附著.這也說明 PHAs能夠作為碳源被微生物利用,而且適宜作為反硝化生物的生物膜載體.圖 2(b)中可以看出,PHA表面形成致密,結(jié)構(gòu)良好的生物膜,微生物以桿菌和球菌為主,但具體菌種需要進(jìn)一步鑒定.相比較范振興等[11]以聚乳酸(PLA)作為固體碳源的研究中所觀察到的以球菌為主的生物膜則有所不同.

2.3 溫度對(duì)PHAs反硝化效果的影響

通過序批試驗(yàn)研究 15～35℃溫度范圍內(nèi)PHAs顆粒的反硝化效果,結(jié)果如圖3所示.由圖3可以看出,溫度對(duì)反硝化速率的影響較明顯,15～30℃之間反硝化速率隨溫度的升高而增加,在30℃時(shí)反硝化速率最大,為0.067mg/(g·h),高于文獻(xiàn)報(bào)道的淀粉基共混物[14,17],PCL[15,18], PLA[11]等材料的反硝化速率.而35℃時(shí)反硝化速率相對(duì)30℃時(shí)有所下降.15℃時(shí)反硝化速率僅為30℃時(shí)的20.3%.說明以 PHAs作為反硝化碳源,低溫對(duì)反硝化速率的影響較大,反硝化菌在低溫情況下的代謝受到明顯抑制.

圖2 PHAs顆粒被微生物利用前后及生物膜表面形態(tài)Fig.2 Surface morphology of original, reacted PHAs pellets and biofilm covered

圖3 不同溫度下的反硝化效果Fig.3 Denitrification rates at various temperatures

2.4 pH值對(duì)PHAs反硝化效果的影響

圖4 不同pH值條件下的反硝化速率Fig.4 Denitrification rates at various pHs

不同 pH值條件下的反硝化速率如圖 4所示.pH值介于6.0～9.0之間時(shí),反硝化速率在pH值為7.8時(shí)達(dá)到最大,為0.061mg/(g·h).pH值小于7.8時(shí),pH值越高,NO3--N的反硝化速率越大;pH值大于7.8時(shí),反硝化速率隨pH值的增大而迅速下降.周海紅等[19]以 PBS為碳源及 Jang等[20]以葡萄糖為碳源進(jìn)行固相反硝化的研究,均發(fā)現(xiàn)pH值大于8.0之后,反硝化速率急劇下降.

以PHBV為固體碳源的反硝化方程式為:

由式(1)可知,反硝化過程產(chǎn)生的堿可使 pH值增高.pH值在6.6～7.2之間時(shí),反硝化速率變化不大,但pH值小于6.6時(shí),pH值波動(dòng)范圍超過了反硝化菌的承受能力,導(dǎo)致反硝化速率明顯下降.

一般來說,活性污泥反硝化系統(tǒng)的最佳 pH值通常在7.5左右,pH值為6.5以及9.0時(shí)反硝化速率將為最佳值的70%左右[21].而以PHAs作為碳源的反硝化過程,pH值為6.6和9.0時(shí)的反硝化速率分別為最佳值(pH=7.8時(shí))的 52.5%和13.1%,說明相對(duì)于酸性環(huán)境來說,堿性環(huán)境對(duì)反硝化菌代謝的影響更大.

2.5 NO3

--N濃度對(duì)PHAs的反硝化速率的影響測(cè)量初始NO3--N濃度為15,20,30,50,75mg/L的三角瓶?jī)?nèi)濃度變化,同時(shí)測(cè)量各瓶中顆粒上附著的生物膜質(zhì)量,得到相應(yīng)

濃度下反硝化速率分別為 0.991,1.228,1.692,2.213,

在以固體緩釋碳源材料的碳源的反硝化過程中,反硝化速率應(yīng)同時(shí)受濃度和釋放出的碳源物質(zhì)的濃度的影響.因此,可以建立試驗(yàn)中三角瓶?jī)?nèi)反硝化過程的雙基質(zhì)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程如下:

式中: r和rH分別為的反應(yīng)速率和最大反應(yīng)速率,和 SC分別為和 COD濃度,mg/L;KN和 KC分別為和溶解性COD的半飽和系數(shù),mg/L.根據(jù)ASM1模型推薦,KN為0.5mg/L[21],該值遠(yuǎn)小于試驗(yàn)中濃度,因此反硝化動(dòng)力學(xué)方程中第二項(xiàng)的值約為1.即式(2)可以近似簡(jiǎn)化成式(3):

由于試驗(yàn)中所采用的 PHAs顆粒同時(shí)兼做緩釋碳源材料和反硝化生物膜的載體,其所釋放的溶解性COD會(huì)快速被附著于其表層的反硝化細(xì)菌所利用,而難于直接測(cè)量.宋慧敏等[23]報(bào)道了在反硝化菌形成的生物膜內(nèi)的傳遞規(guī)律,對(duì)于薄生物膜,膜內(nèi)與液相中的濃度差別不大.因此如果認(rèn)為微生物對(duì) PHAs水解釋放 COD濃度與液相中濃度成正比,即則固相反硝化動(dòng)力學(xué)方程可以寫成式(4):

根據(jù)ASM1模型推薦,KC為20mg/L[21],則α的值約為 2.83,該值與徹底反硝化所需的COD比例系數(shù)2.86也極為相近.有研究者對(duì)反硝化動(dòng)力學(xué)進(jìn)行研究,發(fā)現(xiàn)的半飽合系數(shù)很低,約為 0.5mg/L[22].在本研究的濃度下,其對(duì)反硝化速率應(yīng)無明顯影響,呈零級(jí)反應(yīng).本研究發(fā)現(xiàn)反硝化速率與濃度呈現(xiàn)很好的相關(guān)性.其實(shí)質(zhì)是反硝化速率與溶解性COD濃度相關(guān),在緩釋碳源反應(yīng)系統(tǒng)中,有機(jī)物的釋放濃度受到污水中的濃度的響應(yīng)控制,即,因此最終表觀的現(xiàn)象是反硝化速率與濃度相關(guān).

圖5 不同進(jìn)水硝氮濃度下的反硝化速率Fig.5 Denitrification rates with various influent nitrate concentrations

3 結(jié)論

3.1 新鮮PAHs顆粒和附著成熟生物膜的PAHs顆粒在去離子水中的 TOC釋放速率分別為0.030,0.053mg/(g·d),在PHAs進(jìn)行城鎮(zhèn)二級(jí)出水的深度反硝化時(shí) TOC釋放速率可達(dá) 0.533mg/ (g·d).說明進(jìn)水中無硝酸鹽時(shí),即使有微生物存在,PHAs的TOC碳釋放速率也極低.

3.2 PHAs可被微生物利用,并能作為載體在其表面形成以桿菌和球菌為主的生物膜.穩(wěn)定掛膜的 PHAs表面生物膜量為 0.020g生物膜/ gPHAs(干重),以PHAs為填料的反硝化濾池中床層內(nèi)的污泥濃度可達(dá)14000mg/L.

3.3 PHAs可作為反硝化碳源去除城鎮(zhèn)污水二級(jí)出水中的硝酸鹽,在 15～35℃范圍內(nèi),初始硝態(tài)氮濃度 50mg/L的條件下,30℃時(shí)反硝化速率最大,為 0.067mg/(g·h);低溫對(duì)反硝化速率影響較大,15℃時(shí)的反硝化速率僅為30℃時(shí)的20.3%. 3.4 pH對(duì)反硝化速率影響較大,pH值為7.8時(shí)反硝化速率最大,達(dá)0.061mg/(g·h); pH值大于7.8時(shí),反硝化速率急劇下降.

3.5 以 PHAs為固體碳源的反硝化速率與NO3

--N濃度之間滿足Monod方程,最大反應(yīng)速率和半飽和常數(shù)分別為 4.74mgNO3--N/(gSS·h)和56.6mg/L.

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Tertiary nitrogen removal of the municipal secondary effluent using PHAs as solid carbon sources.

LI Peng1, TANG

Lei2, ZUO Jian-e1*, YUAN Lin3, LI Zai-xing2(1.State Key Joint Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；2.School of Environmental Science and Engineering, Hebei University of Science and Technology, Shijiazhuang 050018, China；3.THUNIP Holdings Limited Company, Beijing 100020, China). China Environmental Science, 2014,34(2)：331～336

Polyhydroxyalkanoates (PHAs) pellets, which were taken from a denitrification biofilter with sustained-release carbon source materials, were used to investigate the effects of microbes and nitrate on the organic carbon release rate of PHAs and the effects of temperature, pH and NO3--N concentration on the denitrification rates. The results indicated that the total organic carbon (TOC) release rates of original PHAs and those with biofilm attached were determined to be 0.030 and 0.053mg/(g·d) in the deionized water, respectively, which were much lower than that of 0.533mg/(g·d) in simultaneous presence of microbes and nitrate (30mg/L of NO3--N concentration). The effects of temperature and pH on denitrification rates were significant. When influent NO3--N concentration was 50mg/L, the maximum denitrification rates achieved to 0.067mg/(g·h) at 30℃ in the temperature range of 15 to 35℃, and to 0.061mg/(g·h) at pH7.8 in the pH range of 6.0 to 9.0. The relationship between denitrification rates and NO3--N concentrations appeared to be in good agreement with Monod Equation, and the maximum denitrification rate and the saturation constant were 4.74mgNO3--N/(gSS·h) and 56.6mg/L, respectively.

sustained-release carbon source；solid-phase denitrification；biodegradable polymers；polyhydroxyalkanoates (PHAs)；municipal secondary effluent

李 彭(1982-),男,遼寧葫蘆島人,清華大學(xué)環(huán)境學(xué)院博士研究生,主要研究方向?yàn)槲鬯锾幚砗唾Y源化.發(fā)表論文5篇.

2013-05-07

國(guó)家“863”項(xiàng)目(2009AA063805)

* 責(zé)任作者, 教授, jiane.zuo@tsinghua.edu.cn

：X703.5

：A

：1000-6923(2014)02-0331-06