王梅香,趙偉華,王淑瑩,黃 宇,潘 聰,彭永臻 (北京工業(yè)大學(xué),城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用技術(shù)國家工程實驗室,北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

A2N2系統(tǒng)反硝化除磷性能的優(yōu)化及穩(wěn)定運行

王梅香,趙偉華,王淑瑩*,黃 宇,潘 聰,彭永臻 (北京工業(yè)大學(xué),城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用技術(shù)國家工程實驗室,北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

利用按“厭氧/硝化/缺氧/硝化”方式運行的雙污泥反硝化除磷系統(tǒng)(A2N2),以低C/N值實際生活污水為研究對象,重點研究A2/O-SBR和 N-SBR單元的運行條件優(yōu)化過程中,各污染物去除的變化規(guī)律及系統(tǒng)的脫氮除磷性能.研究結(jié)果表明;完全反硝化除磷無好氧吸磷模式不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的生長繁殖,后曝氣對保障 A2N2系統(tǒng)高效穩(wěn)定的脫氮除磷效果及長期穩(wěn)定運行必不可少;A2/O-SBR單元厭氧1.5h,基本完成了可生物降解COD的氧化;N-SBR單元硝化5h,實現(xiàn)了NH4+-N的完全硝化;在A2/O-SBR單元厭氧釋磷1.5h,反硝化除磷2h,好氧吸磷0.5h,N-SBR單元一次硝化5h,二次硝化1h的條件下,系統(tǒng)平均出水COD、NH4+-N、TN和PO43--P濃度分別為46.2、0.82、13.63、0.3mg/L,滿足了同步脫氮除磷的要求.

A2N2雙污泥系統(tǒng)；序批式間歇反應(yīng)器(SBR)；低C/N值；生活污水；反硝化除磷性能；優(yōu)化及穩(wěn)定運行

目前全球水污染治理的重點已經(jīng)從單純的有機(jī)物污染治理轉(zhuǎn)向氮磷等營養(yǎng)元素引起的富營養(yǎng)化問題的研究,在城市污水處理廠的排水中較難實現(xiàn)氮磷同時達(dá)標(biāo)排放,污水的深度脫氮除磷已成為污水處理的重點和難點[1].而我國市政污水C/N普遍較低,有機(jī)碳源的不足與生物脫氮除磷對碳源的依賴之間的矛盾是造成城市污水

的脫氮除磷成為污水處理領(lǐng)域的熱點和氮磷處理率較低的主要原因.同時,在一般的生物脫氮除磷工藝中厭氧釋磷和反硝化脫氮對碳源的競爭,更加劇了這一矛盾[2-4].

在生物除磷機(jī)制中,聚磷菌在厭氧段釋放磷,在好氧/缺氧段吸收磷,最終以剩余污泥的形式將磷排出系統(tǒng),達(dá)到去除污水中磷的目的.Kuba T等[5-6]研究發(fā)現(xiàn),與單污泥系統(tǒng)相比A2NSBR雙污泥工藝硝化菌與聚磷菌相互獨立,具有更加穩(wěn)定、高效的氮磷去除效果;與傳統(tǒng)的生物脫氮除磷工藝相比,具有節(jié)省50%的碳源、減少30%的曝氣量,同時剩余污泥減量50%的優(yōu)勢,尤其適合處理低 C/N 值的污水.羅寧[7-9]、王亞宜等[10-12]在后續(xù)研究中也得出了相似結(jié)論.盡管傳統(tǒng)的A2NSBR工藝具有“一碳兩用”、節(jié)省曝氣和回流所耗費的能源、污泥產(chǎn)量低以及各種菌群各自分開培養(yǎng)的優(yōu)點[13],但由于反硝化除磷發(fā)生在硝化過程之后為后置反硝化除磷工藝,部分殘留在反硝化除磷沉淀污泥中的氨氮未經(jīng)硝化直接排放,出水氨氮濃度高是限制該工藝推廣應(yīng)用的瓶頸

[5].針對傳統(tǒng)后置A2NSBR工藝存在的問題,有研究者提出了縮短污泥齡[5]提高氨氮同化作用,或在A2SBR中培養(yǎng)顆粒態(tài)DPAOs污泥[14],提高污泥沉降性,增大容積交換比以降低出水氨氮濃度,但效果甚微,系統(tǒng)出水氨氮仍然不能達(dá)到國家一級A標(biāo)準(zhǔn)(氨氮≤5mg/L).

本研究以實際低C/N值生活污水為處理對象,重點考察了A2N2系統(tǒng)A2/O-SBR和N-SBR單元運行條件優(yōu)化過程中,各運行階段主要污染物的去除變化規(guī)律及系統(tǒng)的脫氮除磷性能.本研究旨在通過優(yōu)化 A2N2工藝運行參數(shù),不斷強(qiáng)化系統(tǒng)反硝化除磷性能,使低碳源污水的脫氮除磷效率得到提高,從而確定系統(tǒng)最佳的工藝運行參數(shù)組合,進(jìn)而快速實現(xiàn)氮磷同時達(dá)標(biāo)排放的目標(biāo),并為該工藝的工程應(yīng)用提供理論基礎(chǔ)和技術(shù)指導(dǎo).

1 材料和方法

1.1 試驗裝置及運行

如圖1所示,A2N2生化系統(tǒng)由進(jìn)水水箱、厭氧/缺氧/好氧除磷 SBR(即 A2/O-SBR)、生物膜硝化SBR(即N-SBR)組成,試驗用序批式反應(yīng)器(SBR)均為有機(jī)玻璃制成的圓柱型、平底、敞口式反應(yīng)器,直徑20cm,高45cm,總?cè)莘e為12L,有效容積為 10L,并在反應(yīng)器有機(jī)玻璃壁的垂直方向設(shè)置一排取樣口,用于取樣和排水.其中 A2/OSBR反應(yīng)器采用活性污泥法,內(nèi)設(shè)有攪拌器進(jìn)行機(jī)械攪拌,攪拌速度為 90r/min,反應(yīng)器運行過程中,根據(jù)實際情況進(jìn)行排泥,使反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度(MLSS)維持在 2500～3000mg/L,SRT為 15d;NSBR采用生物膜法,放置聚乙烯蜂窩式活性生物懸浮填料(空床填充率 50%),掛好氧硝化菌生物膜,在反應(yīng)器底部設(shè)有黏砂塊作為微孔曝氣頭進(jìn)行鼓風(fēng)曝氣,為保證填料處于流化狀態(tài),使其與底物充分的接觸,DO控制在4～6mg/L,DO、T和pH傳感器來監(jiān)測反應(yīng)過程各參數(shù)值的變化.進(jìn)水量、硝化液回流量均由蠕動泵控制,曝氣量通過玻璃轉(zhuǎn)子流量計上的調(diào)節(jié)閥來調(diào)控.試驗在室溫下運行,反應(yīng)系統(tǒng)均按照預(yù)設(shè)程序由時控開關(guān)控制運行.

圖1 A2N2反硝化除磷試驗裝置Fig.1 Schematic of the A2N2Denitrifying phosphorus removal experimental device

基于上述研究背景,本課題組提出了一種新型雙污泥反硝化除磷工藝––A2N2工藝,其運行方式為“厭氧/硝化/缺氧/硝化”,具體處理流程如

下;生活污水首先進(jìn)入A2/O-SBR反應(yīng)器,在厭氧階段吸收外碳源轉(zhuǎn)化并儲存PHA和釋磷,然后靜沉排水,富含氨氮的上清液進(jìn)入 N-SBR反應(yīng)器完成硝化反應(yīng),硝化出水回流到A2/O-SBR反應(yīng)器進(jìn)行缺氧反硝化除磷反應(yīng),反應(yīng)結(jié)束后進(jìn)行短暫的好氧吸磷,完成剩余磷的吸收,同時吹脫反硝化除磷過程中產(chǎn)生的氮氣,然后靜止沉淀,生物除磷后的上清液再次進(jìn)入N-SBR反應(yīng)器完成剩余氨氮的硝化,二次硝化出水作為最終出水排放,因此出水幾乎不含氨氮,徹底解決了傳統(tǒng) A2NSBR工藝出水氨氮過高的瓶頸問題,實現(xiàn)深度脫氮除磷,圖2為其工藝流程圖.

圖2 A2N2反硝化除磷工藝流程Fig.2 Schematic of the A2N2Denitrifying phosphorus removalprocess flow

1.2 試驗污泥與試驗用水

試驗初始接種污泥取自北京高碑店污水處理廠二沉池剩余污泥.試驗用生活污水來源于北京工業(yè)大學(xué)西區(qū)家屬院化糞池的實際生活污水,經(jīng)過化糞池預(yù)處理后,泵入實驗室進(jìn)水水箱,各項水質(zhì)指標(biāo)見表1.從表1中可以看出,該污水屬于典型的低C/N比生活污水.

表1 進(jìn)水水質(zhì)Table 1 Characteristics of influent wastewater

1.3 試驗運行方案

表2 A2N2系統(tǒng)的運行條件Table 2 Operational conditions for A2N2system

由于硝化菌和聚磷菌生理特性的不同[15-16],筆者采用在A2/O-SBR和N-SBR單元分別接種種泥,以實際生活污水進(jìn)行污泥馴化,并利用A2/O-SBR單元的出水作為N-SBR硝化系統(tǒng)的進(jìn)水,獨立培養(yǎng)馴化聚磷菌污泥和硝化菌生物膜,使之在較適宜的條件下和較短的時間內(nèi)迅速生長;待系統(tǒng)好氧吸磷效果、硝化效果穩(wěn)定后,進(jìn)行硝化液回流,通過調(diào)節(jié) A2/O-SBR單元厭氧釋磷時間、缺氧反硝化吸磷及好氧吸磷時間、N-SBR單元好氧硝化時間,強(qiáng)化系統(tǒng)反硝化除磷性能并有效縮短反應(yīng)時間,提高系統(tǒng)處理能力;待反硝化除磷效果穩(wěn)定后,進(jìn)行二次硝化,進(jìn)一步降低系統(tǒng)出水氨氮濃度,實現(xiàn)系統(tǒng)出水氮磷的達(dá)標(biāo)排放.試

驗期間,A2/O-SBR單元根據(jù)實際情況進(jìn)行排泥,污泥濃度(MLSS)維持在 2500～3000mg/L,污泥齡SRT為15d,曝氣量設(shè)定為100L/h,N-SBR單元曝氣量設(shè)定為120L/h,系統(tǒng)充水比、內(nèi)交換比及排水比均為 0.7,整個試驗在室溫下進(jìn)行.表 2為A2N2系統(tǒng)的運行條件.

1.4 檢測指標(biāo)與分析方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P、TN、TP、COD、MLSS和SVI按照標(biāo)準(zhǔn)方法測定;TN通過 TN/TOC分析儀(MultiN/C3100,Analytik Jena,AG)測定;pH、DO和T采用WTW Multi 340i測定儀(德國)在線測定.

2 結(jié)果與討論

2.1 A2/O-SBR單元部分條件的優(yōu)化

2.1.1 電子受體類型對磷去除性能的影響 圖3(a)為 A2N2系統(tǒng)在不同運行條件下進(jìn)水、厭氧末、出水PO43--P濃度的變化.由圖3(a)可以看出,在階段I,A2/O-SBR單元按厭氧2h/好氧1h的方式運行,A2N2系統(tǒng)表現(xiàn)出良好的厭氧釋磷能力和好氧吸磷能力,厭氧末平均 PO43--P濃度為48mg/L,平均出水 PO43--P濃度為 0.3mg/L, PO43--P平均去除率為 95.5%.以上結(jié)果說明,以O(shè)2為電子受體的聚磷菌(PAO)在A2N2系統(tǒng)內(nèi)得到了培養(yǎng)富集.此類聚磷菌在好氧條件下,以氧氣為電子受體,氧化厭氧段由 VFAs轉(zhuǎn)化合成的胞內(nèi)聚合物(PHA),利用該反應(yīng)產(chǎn)生的能量,過量吸磷.在階段 II～VI,A2/O-SBR單元按厭氧/缺氧(A/A)或厭氧/缺氧/好氧(A/A/O)的方式運行,厭氧段釋放的磷優(yōu)先在缺氧段以NO3--N為電子受體通過反硝化除磷過程去除,而后通過好氧吸磷途徑,以O(shè)2為電子受體去除A2/O-SBR單元剩余的磷,從而保證系統(tǒng)磷去除效果.相對階段I,A2N2系統(tǒng)在階段II～VI的厭氧釋磷能力和生物除磷能力均有所降低,特別在階段II厭氧末磷濃度逐漸降低至7.11mg/L,出水磷濃度波動較大,極不穩(wěn)定.分析其原因可能為階段 II的完全反硝化除磷無好氧吸磷運行模式不利于 A2/O-SBR單元中DPAOs的生長,從而抑制了DPAOs的厭氧釋磷能力和反硝化除磷能力.研究表明[17],長期的厭氧/缺氧環(huán)境,會導(dǎo)致生物量逐漸減少,長期低DO條件下(DO小于0.3mg/L),DPAOs的厭氧釋磷和缺氧吸磷等生理功能或許能受到抑制,并最終喪失除磷能力.DPAOs可能是好氧菌或兼性菌,缺氧反硝化吸磷現(xiàn)象不能在只有厭氧/缺氧交替的狀態(tài)下長期存在.

圖3 A2/O-SBR單元中COD、PO43--P的去除特性Fig.3 Characteristics of COD and PO43--P removal in A2/O-SBR unit

圖3(b)、(c)分別為以O(shè)2和NO3--N為電子

受體時A2/O-SBR單元中COD和PO43--P濃度的變化規(guī)律.對比分析圖3(b)和圖3(c)可以發(fā)現(xiàn),電子受體類型的改變對系統(tǒng)COD的去除性能影響不大,而對系統(tǒng)厭氧釋磷能力和生物除磷性能有較大影響.進(jìn)水中可生物降解的 COD主要在厭氧段被聚磷菌用于合成內(nèi)碳源PHB,為后續(xù)的吸磷過程提供電子供體而被去除.當(dāng)電子受體為N-N時,厭氧釋磷能力和生物除磷性能有所下降.從圖3(b)中可以得出,COD在厭氧釋磷和好氧曝氣過程的去除量分別占 COD總?cè)コ康?6.5%、13.5%,并且厭氧段96%的COD在厭氧段前10min被利用.在厭氧段前10min,A2/O-SBR單元中PO43--P濃度大幅度上升至39.43mg/L,表現(xiàn)為厭氧釋磷,COD濃度急劇下降到 77.3mg/L.厭氧攪拌 10min后,COD濃度基本保持不變,但A2/O-SBR單元厭氧釋磷仍在進(jìn)行,PO43--P濃度繼續(xù)增加至 47.77mg/L,同時厭氧段釋放的磷在后續(xù)的好氧段被迅速去除,好氧吸磷率高達(dá)94.5%.大量有關(guān)聚磷菌代謝機(jī)理的研究表明[18-20],在聚磷菌厭氧代謝過程中,COD 的吸收及轉(zhuǎn)化和多聚磷酸鹽的水解、正磷酸鹽的釋放是兩個不同的生化途徑,且并非同步進(jìn)行.從圖 3(c)中可以看出,反硝化除磷過程主要發(fā)生在缺氧段前 30min,反硝化除磷量占缺氧段反硝化除磷總量的84.5%,由于電子受體NO3--N的不足,反硝化除磷不夠徹底,出水PO43--P濃度為2.01mg/L. 2.1.2 后曝氣對磷去除性能的影響 圖 4為進(jìn)行硝化液回流后,A2N2系統(tǒng)的反硝化除磷情況.由圖4可知,系統(tǒng)進(jìn)水PO43--P比較穩(wěn)定,平均濃度為6mg/L.在階段II,A2/O-SBR單元按照厭氧/缺氧完全反硝化除磷無好氧吸磷運行模式運行,隨著運行時間的增加,厭氧釋磷量和厭氧末PO43--P濃度整體上呈逐漸下降的趨勢,缺氧末PO43--P濃度呈先下降后上升的趨勢,反硝化除磷率呈先上升后下降的趨勢,出水 PO43--P濃度波動較大,平均出水PO43--P濃度為5.09mg/L.上述結(jié)果表明,階段II的完全反硝化除磷無好氧吸磷模式不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的生長繁殖,A2N2系統(tǒng)的厭氧釋磷能力和反硝化除磷能力逐漸退化,系統(tǒng)除磷性能逐漸變差.階段 III,將 A2/O-SBR單元的運行模式由厭氧1h/缺氧2.5h調(diào)整為厭氧1h/缺氧2h/好氧0.5h.厭氧釋磷量逐漸恢復(fù)至原有水平增加到 28.97mg/L,出水PO43--P濃度穩(wěn)定在 0.8mg/L以下,平均值為0.34mg/L,系統(tǒng)表現(xiàn)出高效、穩(wěn)定的生物除磷性能,磷去除率穩(wěn)定在 87.9%以上.同時,缺氧末PO43--P濃度逐漸上升,反硝化除磷率呈先上升后下降趨勢,系統(tǒng)磷的主要去除途徑由反硝化除磷逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)楹醚跷?這可能是由于在反硝化除磷段增加后曝氣初期,反硝化除磷菌的厭氧釋磷和缺氧吸磷等生理功能得到恢復(fù),表現(xiàn)出厭氧釋磷量和反硝化除磷率增加;而后由于硝化時間的減少和試驗環(huán)境溫度的降低,N-SBR硝化效果不好,提供的NO3--N不足,限制了反硝化除磷的進(jìn)行.以上結(jié)果表明,后曝氣對保障 A2N2系統(tǒng)高效穩(wěn)定的脫氮除磷效果及該反硝化除磷工藝的長期穩(wěn)定運行必不可少.王春英等[21]的研究認(rèn)為,位于缺氧段后的二次曝氣對于反硝化除磷工藝具有重要作用,是達(dá)到完全脫氮除磷及去除COD是不可缺少的.張為堂等[22]在AAO-BAF反硝化除磷系統(tǒng)二次啟動特性的研究中發(fā)現(xiàn),含有較長好氧反應(yīng)時間的啟動方式更有利于時除磷性能的恢復(fù).長期運行生物反硝化除磷脫氮工藝要長期穩(wěn)定運行,保持高的脫氮除磷率就必須為DPAOs提供好氧段.

圖4 A2N2系統(tǒng)的反硝化除磷性能Fig.4 Performance of denitrifying phosphorus removal in the A2N2system

2.1.3 厭氧時間對磷去除性能的影響 在A2N2系統(tǒng)中,厭氧段是微生物吸收利用進(jìn)水中的有機(jī)碳源、為后續(xù)除磷脫氮提供電子供體的主要場所.為達(dá)到此目的,需要為厭氧段提供足夠的水力停留時間.然而,如果厭氧時間過長,則會出現(xiàn)無效釋磷(即沒有有機(jī)物吸收的磷酸鹽釋放),這不利于隨后的缺氧和好氧吸磷;厭氧時間過短,反硝化聚磷菌(DPB)對進(jìn)水中易降解COD吸收不完全,導(dǎo)致后續(xù)缺氧吸磷量下降,同時影響了系統(tǒng)的除磷和脫氮效果.因此在不影響后續(xù)生化反應(yīng)的前提下,應(yīng)該盡量縮短厭氧段時間,以提高系統(tǒng)的處理能力.結(jié)合圖3(a)、圖4和圖6分析可知,當(dāng)厭氧時間為2h時(階段I),平均厭氧釋磷量為 41.05mg/L,出水磷濃度為 0.3mg/L,好氧吸磷率高達(dá)95.5%;在厭氧時間為1h時(階段II～I(xiàn)V),階段II由于A2/O-SBR單元完全厭氧/缺氧環(huán)境不利于DPBs的生長繁殖,從而抑制了DPBs的厭氧釋磷能力和反硝化除磷能力,隨著運行時間的增加,系統(tǒng)厭氧釋磷量和反硝化除磷率分別急劇下降至 1.51mg/L、14.1%,系統(tǒng)厭氧釋磷能力和反硝化除磷能力嚴(yán)重退化,出水磷濃度波動較大;階段III～I(xiàn)V由于A2/O-SBR單元后置曝氣段的增加,反硝化除磷菌的活性增加,厭氧釋磷和反硝化除磷等生理功能逐漸恢復(fù),直至階段IV趨于穩(wěn)定,厭氧釋磷量穩(wěn)定在22.41mg/L左右,其厭氧釋磷能力仍未能恢復(fù)到階段I的水平,這可能是由于當(dāng)厭氧時間從 2h減少為 1h后,DPBs在厭氧段停留時間太短,不足以完全吸收進(jìn)水中的COD并轉(zhuǎn)化成胞內(nèi)儲存物PHB,表現(xiàn)為厭氧末COD濃度較高(圖6),反硝化除磷電子供體不足減少了缺/好氧吸磷量,使系統(tǒng)對磷的去除性能逐漸變差,進(jìn)而影響系統(tǒng)的厭氧釋磷量,同時由于階段IV硝化5h為反硝化除磷提供了充足的電子受體 NO3--N,使系統(tǒng)平均反硝化除磷率增加至80%.當(dāng)厭氧時間為1.5h時(階段V～VI),在第 92～109d系統(tǒng)厭氧釋磷量大體上呈逐漸上升的趨勢,第 109d厭氧釋磷量為27.39mg/L,這是由于當(dāng)厭氧時間從 1h增加至1.5h時,進(jìn)水中更多的有機(jī)物在厭氧段被吸收轉(zhuǎn)化為內(nèi)碳源PHB,需要更多的多聚磷酸鹽水解來提供能量,表現(xiàn)為厭氧末平均 COD濃度從110.63mg/L減少到72.61mg/L(圖6),厭氧釋磷量增加;由于試驗在室溫下進(jìn)行,階段 IV～VI恰逢冬季,室內(nèi)環(huán)境溫度逐漸降低,第 110～123d平均室溫只有 15.5℃,在此低溫條件下,微生物的生長代謝活動會較常溫下緩慢[23],從而導(dǎo)致厭氧釋磷能力下降.吉方英等[24]認(rèn)為反硝化除磷適宜溫度范圍為 18～37℃;低于 14℃或高于 37℃,反硝化聚磷菌的活性受到抑制,導(dǎo)致反硝化除磷速率降低.結(jié)合圖3(a)、圖4和圖7可知,當(dāng)厭氧時間為 1.5h時,能同時滿足了脫氮除磷的要求,系統(tǒng)平均出水TN、PO43--P濃度分別為13.63、0.3mg/L.王亞宜等[12]的研究發(fā)現(xiàn),厭氧 90min時反硝化除磷系統(tǒng)的脫氮除磷效果最穩(wěn)定,這與本試驗研究結(jié)果相一致.

2.2 N-SBR單元硝化性能的優(yōu)化

2.2.1 硝化時間對氨氮去除性能的影響 如圖5所示,當(dāng)N-SBR單元硝化2h時,系統(tǒng)進(jìn)水、硝化末、出水NH4+-N均呈現(xiàn)出先下降后上升的變化趨勢,N-SBR單元的硝化性能整體不好,在平均進(jìn)水NH4+-N濃度為62.7mg/L的條件下,平均出水NH4+-N濃度為35.34mg/L,并且隨著運行時間的增加,NH4+-N去除率從 69.3%逐漸下降至23.6%,分析原因可能是由于硝化時間不足和試驗環(huán)境溫度降低導(dǎo)致硝化效果變差;當(dāng) N-SBR單元硝化5h時,硝化末NH4+-N濃度較硝化2h時明顯降低,平均NH4+-N濃度為3.86mg/L,這說明進(jìn)入N-SBR單元的NH4+-N好氧曝氣5h后基本被完全硝化,氨氮去除性能大幅度提高,但由于反硝化除磷污泥中殘留的 NH4+-N的影響,系統(tǒng)平均出水NH4+-仍有11.58mg/L,與Kuba等[5]的研究中出水 NH4+-N為 15mg/L相接近,平均NH4+-N去除率為79%;第106d,在N-SBR單元硝化 5h的基礎(chǔ)上,增加 1h的二次硝化,將A2/O-SBR單元好氧吸磷后的上清液不直接排出系統(tǒng),而是回流至 N-SBR單元去除部分殘留在反硝化除磷污泥中的氨氮,系統(tǒng)氨氮去除率進(jìn)一步增加并穩(wěn)定在 89.2%以上,系統(tǒng)平均出水NH4+-N濃度0.16mg/L,達(dá)到了國家一級A排放標(biāo)準(zhǔn)(≤5mg/L).

圖5 A2N2系統(tǒng)氨氮的去除性能Fig.5 Performance of ammonia nitrogen removalin the A2N2system

2.2.2 硝化時間對系統(tǒng)反硝化除磷性能的影響A2N2系統(tǒng)中磷的去除主要是通過反硝化除磷菌實現(xiàn)的,而反硝化除磷菌在吸磷的過程中需要大量的硝酸鹽作為電子受體[25].N-SBR硝化系統(tǒng)的硝化效果直接決定了缺氧反硝化除磷階段所需的電子受體NO3--N量,而硝化時間的長短對N-SBR單元硝化效果有重要影響.因此,硝化時間對系統(tǒng)反硝化除磷性能也有重大影響.結(jié)合圖4和圖 5分析可知,當(dāng)硝化 2h時(階段 II、III),N-SBR單元的硝化不完全,提供的 NO3--N不足,系統(tǒng)反硝化除磷性能較差,反硝化除磷量波動較大.張為堂等[25]的研究發(fā)現(xiàn),當(dāng)AAO的HRT為6h,BAF氣水比為3：1時,由于BAF的水力停留時間太短,導(dǎo)致 BAF硝化性能的變差,回流至AAO反應(yīng)器缺氧區(qū)的NO3--N減小,進(jìn)而導(dǎo)致了PO43--P的去除效果迅速惡化.當(dāng)硝化5h時(階段IV～VI),N-SBR單元的硝化效果較好,硝化末平均NO3--N濃度為30.69mg/L,為反硝化除磷過程提供了充足的電子受體,反硝化除磷率穩(wěn)定在84%左右,系統(tǒng)表現(xiàn)出高效、穩(wěn)定的反硝化除磷性能.同時從圖4可以看出,階段IV的出水磷濃度較階段 III有所升高,這是由于硝化時間的增加,硝化性能的提高,系統(tǒng)硝化末平均 NO3--N濃度從5.61mg/L(階段III)增加到26.3mg/L(階段IV,圖5),階段IV回流至缺氧段的NO3--N量大于反硝化除磷所消耗的 NO3--N量,導(dǎo)致系統(tǒng)缺氧末有NO3--N剩余,缺氧末平均 NO3--N 濃度為3.43mg/L.上一周期結(jié)束后殘留的 NO3--N進(jìn)入下一循環(huán),原水進(jìn)入系統(tǒng)后可生物降解的 COD優(yōu)先用于NO3--N的還原,從而減少了用于厭氧釋磷有機(jī)物的量,降低了磷的釋放量和PHB的合成量,使缺氧/好氧吸磷量下降,進(jìn)而導(dǎo)致缺氧末有更多的NO3--N剩余,周而復(fù)始,不利的影響因素由小變大,系統(tǒng)除磷性能逐漸惡化,出水磷濃度有所增加,平均出水磷濃度從0.81mg/L(階段III)增加到1.76mg/L(階段IV).

2.3 A2N2系統(tǒng)中COD的去除特性

試驗期間,A2N2系統(tǒng)中COD的變化規(guī)律如圖 6所示.由圖 6可知,系統(tǒng)進(jìn)水 COD在151.84～327.95mg/L之間波動,平均進(jìn)水COD為244.23mg/L.在整個試驗期間,COD去除效果一直很穩(wěn)定,各運行參數(shù)的調(diào)整對系統(tǒng) COD去除性能影響不大,COD去除率基本維持在80%左右,平均出水COD為49.94mg/L,達(dá)國家一級A排放標(biāo)準(zhǔn),實現(xiàn)了有機(jī)物的高效去除.同時還可以看出,進(jìn)水COD主要在厭氧段被聚磷菌有效利用合成內(nèi)碳源PHAs作為能量的貯備,為聚磷菌缺氧/好氧過量吸磷提供能源,表現(xiàn)為 COD在厭氧段大幅度下降,厭氧末平均 COD為 93.85mg/L;同時COD在后續(xù) N-SBR單元的好氧硝化過程中也得到了部分去除,這可能是由于 N-SBR單元的生物膜上除了自養(yǎng)型的硝化菌之外,還有好氧異養(yǎng)菌生長[26],與陳永志等[2]、王聰?shù)萚26]的研究結(jié)果相一致.陳永志等[2]發(fā)現(xiàn)在 A2/O-BAF系統(tǒng)內(nèi)COD的去除由A2/O和曝氣生物濾池共同完成,兩者的貢獻(xiàn)率分別為84.5%和1.3%,其中COD在A2/O中的去除由3部分組成;絕大部分在厭氧段被聚磷菌存儲于胞內(nèi)合成內(nèi)碳源(PHAs)同時釋磷,另一部分作為缺氧段反硝化脫氮所需碳源,最后一部分用于維持好氧異養(yǎng)菌生長.王聰?shù)萚26]在A2/O-BCO系統(tǒng)的研究中發(fā)現(xiàn),COD在A2/O中厭氧段降低幅度最大,好氧段降低幅度較小,主要用于維持好氧異養(yǎng)菌的新陳代謝.厭氧末 COD由階段II的111.6mg/L下降到階段V的75.62mg/L,此時厭氧段COD去除量高達(dá)85.9%,這說明隨著運行時間的增加,系統(tǒng)中聚磷菌利用 COD合成

PHA的能力逐步增強(qiáng),基本完成了可生物降解COD的氧化,這為N-SBR單元內(nèi)自養(yǎng)型硝化菌的生長創(chuàng)造了有利條件,同時使得進(jìn)入缺氧段能被反硝化菌利用的COD很少,有利于DPAOs淘汰普通反硝化菌成為優(yōu)勢菌群,增強(qiáng)了DPAOs的反硝化潛力.

圖6 A2N2系統(tǒng)中COD的去除特性Fig.6 Characteristics of COD removal in A2N2system

2.4 A2N2系統(tǒng)中TN的去除特性

在反硝化除磷系統(tǒng)中,TN的去除有③個途徑;①缺氧段 DPB內(nèi)源性反硝化吸磷快速脫氮;②通過缺氧段的慢速外源性反硝化脫氮;③合成新的微生物,通過排泥脫氮.A2N2系統(tǒng)TN的去除效果取決于A2/O-SBR單元與N-SBR單元之間的容積交換比,在進(jìn)水有機(jī)物充足,充分硝化的前提下,系統(tǒng)容積交換比越大,TN去除率越高[5].圖7為A2N2系統(tǒng)中TN的變化規(guī)律.從圖7中可以看出,試驗期間進(jìn)水 TN波動較大,波動范圍為39.18～81.94mg/L.在試驗的前 3個階段,進(jìn)出水TN濃度變化趨勢基本一致,TN去除效果不佳,系統(tǒng)出水TN濃度較高.階段I,系統(tǒng)平均TN去除率僅有 22.7%,這是由于沒有硝化液回流進(jìn)行反硝化,在此階段系統(tǒng)的 TN主要是由微生物自身同化作用和N-SBR反應(yīng)器內(nèi)同步硝化反硝化作用去除的[27].階段II、III,系統(tǒng)TN去除率呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢,這是由于在階段II系統(tǒng)進(jìn)行了硝化液回流,TN主要通過反硝化除磷作用去除,增強(qiáng)了TN去除效果,而后TN去除率下降是由于 NH4+-N的不完全氧化造成的.張為堂等[25]發(fā)現(xiàn)當(dāng)AAO反應(yīng)器的HRT降低至4h時,由于NH4+-N的不完全氧化,TN的去除效果出現(xiàn)了下降,平均去除率僅為 70%.因此,在系統(tǒng)容積交換比恒定的情況下,NH4+-N的完全氧化是TN高效去除的一個關(guān)鍵步驟[25].在階段 IV～VI,TN去除率逐漸恢復(fù)并穩(wěn)定在 70%左右,這與容積交換比為0.7時系統(tǒng)TN的理論去除率相吻合.這是由于硝化時間的增加,硝化性能得到了恢復(fù)的緣故.

圖7 A2N2系統(tǒng)中TN的去除特性Fig.7 Characteristics of TN removal in A2N2system

2.5 A2N2系統(tǒng)氮與磷的去除關(guān)系

表3為A2N2系統(tǒng)不同階段PO43--P、TN、NH4+-N的平均去除率.結(jié)合表3和圖3、5、7分析可知,階段II～VI系統(tǒng)TN和PO43--P的去除具有明顯的相關(guān)性,同時又均受到 N-SBR單元硝化性能的影響.張為堂[25]等的研究中也得出了相似結(jié)論.這是由于在 A2N2系統(tǒng)中,氮和磷的去除是通過反硝化除磷這個單一過程完成的;在電子供體內(nèi)碳源充足的條件下,N-SBR單元硝化過程產(chǎn)生的電子受體NO3--N的量直接決定了反硝化除磷這個單一過程完成的;在電子供體內(nèi)碳源充足的條件下,N-SBR單元硝化過程產(chǎn)生的電子受體N-N的量直接決定了反硝化除磷效果.通過WTW Multi 340i在線測定儀實時監(jiān)測系統(tǒng)反應(yīng)過程中pH變化曲線,根據(jù)表3數(shù)據(jù)和氨谷點的出現(xiàn)可以得出,為保證90%以上的磷被去除,70%以上的氮被去除,NH4+-N去除率應(yīng)該達(dá)到 98%

以上,N-SBR單元的硝化時間應(yīng)大于 3.5h.當(dāng)A2/O-SBR單元厭氧釋磷1.5h,反硝化除磷2h,好氧吸磷0.5h,N-SBR單元一次硝化5h,二次硝化1h時,系統(tǒng)對COD、NH4+-N、TN和PO43--P具有很好的去除效果,平均出水濃度分別為 46.2、0.82、13.63、0.3mg/L,去除率分別為87%、99%、 71%和 94%,NH4+-N去除率高于 Kuba[5]研究中的 92%.通過上述分析發(fā)現(xiàn),二次硝化的增加,提高了 A2N2系統(tǒng) NH4+-N去除率,降低了出水NH4+-N濃度,同時實現(xiàn)了低碳生活污水氮磷的達(dá)標(biāo)排放.而王亞宜等[10]認(rèn)為低C/N值污水要同步獲得良好的脫氮和除磷效果較為困難.

表3 A2N2系統(tǒng)對PO43--P、TN、NH4+-N的去除性能Table 3 Performance of PO43--P、TN、NH4+-N removal in A2N2system

3 結(jié)論

3.1 階段II的完全反硝化除磷無好氧吸磷模式不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的生長繁殖,后曝氣對保障A2N2系統(tǒng)高效穩(wěn)定的脫氮除磷效果及工藝的長期穩(wěn)定運行必不可少.

3.2 A2/O-SBR單元厭氧1.5h,基本完成了可生物降解 COD的氧化,同時滿足了脫氮除磷的要求,系統(tǒng)平均出水TN、PO43--P濃度分別為13.63、0.3mg/L.

3.3 N-SBR單元硝化性能的變差會導(dǎo)致 A2N2系統(tǒng)TN和PO43--P去除效果的惡化.當(dāng)N-SBR單元硝化5h時,基本實現(xiàn)了NH4+-N的完全硝化,為反硝化除磷提供了充足的電子受體,系統(tǒng)反硝化除磷率穩(wěn)定在 84%左右;但由于反硝化除磷污泥中殘留NH4+-N的影響,系統(tǒng)平均出水NH4+-N濃度仍有 11.58mg/L.二次硝化的增加,使系統(tǒng)NH4+-N平均去除率進(jìn)一步提高到98.6%,平均出水NH4+-N為0.16mg/L,達(dá)到了國家一級A排放標(biāo)準(zhǔn)(≤5mg/L).

3.4 試驗期間系統(tǒng) COD 去除性能變化不大,COD去除率基本維持在 80%左右,平均出水COD為49.9mg/L,達(dá)國家一級A排放標(biāo)準(zhǔn),實現(xiàn)了有機(jī)物的穩(wěn)定、高效去除.

3.5 在A2/O-SBR單元厭氧釋磷1.5h,反硝化除磷2h,好氧吸磷0.5h,N-SBR單元一次硝化5h,二次硝化 1h的條件下,系統(tǒng)平均出水 COD、NH4+-N、TN和PO43--P濃度分別為46.2、0.82、13.63、0.3mg/L,其去除率分別為87%、99%、71%和94%,同時滿足了脫氮除磷的需求.

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Denitrifying phosphorus removal performance optimizationand stable operation of A2N2system.

WANG Mei-xiang, ZHAO Wei-hua, WANG Shu-ying*, HUANG Yu, PAN Cong, PENG Yong-zhen (Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Engineering Research Center of Beijing, National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3311～3320

The two-sludge denitrifying phosphorus removal system (A2N2) with "anaerobic/nitrification/anoxic/ nitrification" operation mode was used to treat low C/N ratio real domestic wastewater in sequencing batch reactors (SBR). Through the operating condition optimization of A2/O-SBR and N-SBR unit, the system achieved efficient denitrifying phosphorus removal performance with the low carbon source sewage and solved the problem of high NH4+-N in A2N-SBR process. Experimental results showed that post-aeration was essential to the efficient nutrient removal performance and long-term stable operation of the A2N2-SBR. Complete denitrifying phosphorus uptake without aerobic phosphorus uptake at the anoxic stage of the A2N2-SBR was disadvantageous to the growth and reproduction of denitrifying phosphorus accumulating organisms (DPAOs). Anaerobic duration of 1.5h in the A2/O-SBR was ensured the complete oxidation of biodegradable COD, and nitrification duration of 5h in the N-SBR provided sufficient time for NH4+-N oxidation. With anaerobic phosphorus release of 1.5h, denitrifying phosphorus uptake of 2h, and aerobic phosphorus uptake of 0.5h in the A2/O-SBR unit, and the first nitrification of 5h and second nitrification of 1h in the N-SBR unit, the average effluent COD, NH4+-N, TN and PO43--P concentrations in the A2N2-SBR system was 46.2, 0.82, 13.63 and 0.82mg/L, respectively. Simultaneous nitrogen and phosphorus removal was achieved in the novel A2N2-SBR system.

A2N2two-sludge system；sequencing batch reactor (SBR)；low C/N value；domestic wastewater；denitrifying phosphorus removal performance；optimization and stable operation

X703.1

A

1000-6923(2016)11-3311-10

王梅香(1991-),女,湖南衡陽人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究.

2016-03-17

國家自然科學(xué)基金(51578014);北京市教委資助項目

* 責(zé)任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn