Page 230 - 《环境工程技术学报》2023年第1期

· 226 · 环境工程技术学报 第 13 卷

动状态；其中出 水 NO 浓度 为 0.76～10.65 mg/L，
−
N
-
3
−
平均值为（4.59±2.06）mg/L，NO 平均去除率降为
N
-
3
71%±14%。 当 进 水 CI 浓 度 进 一 步 增 至 50 和
0
P
−
1 000 µg/L（阶段Ⅴ、Ⅵ）时，出 水 NO 浓度分别为
-
N
3
1.17～7.9 2 和 2.97 ～ 9.45 mg/L， 平 均 值 分 别 为
（5.15±2.56）和（6.13±1.80）mg/L；NO 平均去除率
−
-
N
3
分别降为 68%±16 % 和 60%±12%。由上述结果可
知，冬季低温和高浓 度 CIP（>300 µg/L）条件下，脱氮
效果受到了明显的抑制。

图 5 PHB 反硝化生物滤池系 统 NO 浓度变化
−
V
N
-
3
Fig.5 Nitrate removal performance in PHBV supported
denitrification biofilter

+
2.3.2 NH 进出水变化规律
N
-
4
PHB 反硝化生物滤池进出 水 NH 浓度变化
+
-
N
V
4
如 图 6 所示。由 图 6 可知，相较于进 水 NH 浓
+
-
N
4
+
度，整个运行期间出 水 NH 浓度均有不同程度的
-
N
4
+
图 3 PHB 反硝化生物滤池系统 的 CI 三维荧光特征 升高。其中，阶段Ⅰ～Ⅵ，出 水 NH 平均浓度分
N
-
V
P
4
Fig.3 EEM characteristics of CIP influent and effluent in 别为（0.70±0.31）、（1.12±0.38）、（1.96±0.51）、（0.96±
PHBV supported denitrification biofilter
0.30）、（1.20±0.24）、（1.20±0.38）mg/L。这是由于系
统发生了硝酸盐异化还原（DNRA）作用，即在微生物

作用下将硝酸盐异化还原为铵的过程。研究证明在
PHB 反硝化生物滤池深度脱氮过程中，当运行温
V
度 为 30 ℃ 时，出 水 NH 浓度呈现出一定程度的
+
N
-
4
上升趋势；随着运行温度逐渐降 至 10 ℃，出 水 NH -N
+
4
浓度均呈现下降趋势 [27] ，说明低温条件 下 DNR 受
A
图 4 PHB 反硝化生物滤池系统进出 水 CI 浓度变化
P
V
到了明显抑制作用。由此可以推断，CI 的加入有
P
Fig.4 Variation of CIP concentrations in influent and effluent
可 能 改 变 了 氮 的 代 谢 途 径 ， 一 定 程 度 上 增 强了
in PHBV supported denitrification biofilter

+
DNR 过程，从而导致低温条件下出 水 NH 浓度
N
-
A
4
−
Ⅰ出 水 NO - N 浓度呈现逐渐下降趋势，但是阶段
−
-
N
3 升高。此外，系统进出 水 NO 浓度的变化特征表
2
Ⅱ～Ⅵ出水 NO - N 浓度呈波动变化趋势。随着
−
−
-
N
3 明，出 水 NO 浓度始终维持在较低水平，最高浓
2
HR 的提升（阶段Ⅱ），与前人研究结果类似 [22] ，出 度 为 0.26 mg/L；整个运行阶段均 无 NO 的明显积
T
−
2 - N
水 NO - N 浓度明显下降并保持在稳定状态，出
−
3 累，可忽略不计。
水 NO - N 平 均 浓 度 为 （0.62±0.37 ）mg/L 。 当 进水 2.3.3 反应器纵向沿程水质变化
−
3
−
CI 浓度 为 100 µg/ 时（阶段Ⅲ），出 水 NO 浓度 阶段Ⅵ中，纵向沿程水质变化特征如表 2 所
N
L
-
P
3
−
并无明显改变，NO 平均去除率 为 97%±1%，说明 示。由 表 2 可知，CO D 呈 现 2 次先上升后下降趋
N
-
3
低浓 度 CI 对 PHB 反硝化生物滤池系统脱氮性能 势， 与 p H 的变化呈明显的负相关，进一步佐证了
P
V
−
的抑制影响可以忽略不计。进 水 CI 浓度增 至 300 PHB 降解产生了酸性有机产物。NO 和 CI 纵
P
-
P
N
V
3
−
−
µg/ 时（阶段Ⅳ），出 水 NO 浓度明显上升并呈波 向沿程浓度均呈现递减趋势，其 中 NO 沿程去除
-
N
N
-
L
3 3