白 巖，李 廣，余運(yùn)涌，李星雨

（吉林建筑大學(xué) 市政與環(huán)境工程學(xué)院，吉林 長春 130118）

隨著我國排水要求的日益嚴(yán)格和城鎮(zhèn)居民日用污水排放量不斷增多，國家污水處理面臨處理效率低和工藝運(yùn)行費用不斷提高的雙重壓力。目前國內(nèi)污水處理較多使用傳統(tǒng)單污泥系統(tǒng)，存在污泥齡的矛盾、碳源之間的競爭，導(dǎo)致氮、磷很難高效且同步去除[1]。因此，保證高效處理污水的同時降耗節(jié)能是緩解水體富營養(yǎng)化、保障生活污水處理可持續(xù)發(fā)展的重要目標(biāo)。隨著學(xué)者們對微生物種類和組成的了解，水處理工藝從單污泥系統(tǒng)發(fā)展到組合工藝系統(tǒng)，先后出現(xiàn)改良型脫氮能源的前置反硝化工藝、氧化溝工藝、序批式活性污泥工藝等單污泥系統(tǒng)，以及A2O-MBR、A2OBAF 等組合工藝系統(tǒng)[2-4]。在優(yōu)化污水處理效果的同時減少曝氣量、增加碳源及運(yùn)行時間，為現(xiàn)階段生活污水生物脫氮除磷提供新思考。

1 傳統(tǒng)生物脫氮除磷原理

1.1 傳統(tǒng)生物脫氮

傳統(tǒng)的生物脫氮理論包括氨化、硝化、反硝化和微生物同化四個反應(yīng)[5-6]。氨化作用中，將生活污水中含氮有機(jī)物質(zhì)轉(zhuǎn)化為N2并釋放，氨基酸經(jīng)過脫氨基作用，將氨基團(tuán)脫除。硝化作用在有氧條件下，將氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮，后由硝酸菌將亞硝酸鹽氮氧化為硝酸鹽氮，缺氧條件下，優(yōu)先以氧分子為電子受體，無氧分子時以NO2-、NO3為電子受體，將NO2--N、O3--N 還原為氮氣。反硝化過程由異化和同化組成[7]，兩者的反應(yīng)式如下:

異化：

同化：

上述反應(yīng)式中，C11H19O3N 代表污水中有機(jī)物，C5H7NO2代表功能微生物的細(xì)胞組成。同化和異化會產(chǎn)生NH3和OH-，因此需要攪拌保證NH3吹脫。

1.2 傳統(tǒng)生物除磷

生物除磷是指在厭氧和好氧條件下，聚磷菌(PAO) 將水中PO43--P 轉(zhuǎn)化為聚合磷酸鹽并吸進(jìn)體內(nèi)，通過排出污泥方式實現(xiàn)脫磷過程[8]。厭氧釋磷過程:聚磷菌利用水中揮發(fā)性有機(jī)酸(VFA)同化合成碳源(PHA)儲存于細(xì)胞內(nèi)，同時將儲存的多聚磷酸鹽(Poly-P)水解為正磷酸鹽(PO43--P)并釋放至水中[9]。吸磷過程中可利用O2或NO3--N作為電子受體除磷[10]。

利用O2作為電子受體除磷時，過程如下:

利用NO3--N 作為電子受體除磷時，過程如下:

2 A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)在各參數(shù)條件下脫氮除磷效果

由于傳統(tǒng)的厭氧-缺氧-好氧（anaerobicanoxic-oxic,A2O）工藝運(yùn)行時無法同時滿足脫氮除磷的需求，使整個工藝處理效率達(dá)不到更高要求。A2O/BAF 工藝在曝氣生物濾池（biological aerated filter，BAF）中培養(yǎng)增殖速率慢的硝化菌，通過掛膜提高硝化菌活性和生物量，BAF 出水回流至A2O 缺氧段[11]。A2O-BAF 實驗裝置由A2O 反應(yīng)器、二沉池、BAF 串聯(lián)而成，具體流程見圖1。

圖1 A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)流程

圖1 中A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)流程的各區(qū)段控制條件及主要功能見表1。

表1 A2O-BAF 組合工藝各段功能

為了達(dá)到預(yù)期脫氮除磷處理效果，可以通過改變運(yùn)行參數(shù)和環(huán)境條件來實現(xiàn)更高的水質(zhì)要求。目前較為廣泛的研究包括:采用分段式進(jìn)水、改變水力停留時間(HRT)、模擬低溫條件下工藝運(yùn)行、接種新型抗低溫異養(yǎng)硝化菌、優(yōu)化工藝池容比等[12]。

2.1 分段式進(jìn)水優(yōu)化A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)水處理效果

隨著國內(nèi)外學(xué)者對工藝參數(shù)及運(yùn)行因素的深入研究，控制分段式進(jìn)水方式得到進(jìn)一步優(yōu)化，從最早的數(shù)學(xué)建模、過程控制到工藝運(yùn)行參數(shù)控制進(jìn)行了深入研究[13-14]。Nan 等[15]以某住宅生活污水為水源，為有效利用碳源，研究了分段進(jìn)入污水對除磷脫氮的影響。實驗以A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)為運(yùn)行工藝，污水各自進(jìn)入A2O 中預(yù)缺氧段及缺氧段，BAF 最終排水一部分也要進(jìn)入A2O 的預(yù)缺氧段。控制工藝溫度在24 ℃～27 ℃范圍內(nèi)，A2O 工藝的水力停留時間控制在8 h，12 d的污泥齡，設(shè)計缺氧段和好氧段進(jìn)水比例為10:0、7:3、6:4、5:5，共4 組試驗。進(jìn)水水質(zhì)見表2。

表2 設(shè)計進(jìn)水水質(zhì)

出水水樣中各檢測項目根據(jù)國家標(biāo)準(zhǔn)檢測方法測定，實驗中好氧段控制溶解氧（DO）為2～3 mg·L-1，設(shè)計100%污泥回流比，200%硝化液回流比，曝氣生物濾池中DO 為6～8 mg/L，連續(xù)監(jiān)測130 d。各比例下COD 由進(jìn)水時均值188.75 mg/L到BAF 出水時下降到20 mg/L～60 mg/L，NH4+-N綜合出水濃度均在5 mg/L 以下，去除率均高于90%；隨著分段進(jìn)水比例增加，TN 去除效率會下降。綜合考慮利用分段進(jìn)水比例在7:3 時系統(tǒng)達(dá)到最佳運(yùn)行狀態(tài)，碳源利用率接近86%，實現(xiàn)碳源最大化有效利用；pH 在預(yù)缺氧段有所升高，在厭氧段逐漸下降，在好氧段和缺氧段也顯示升高，僅在厭氧段出現(xiàn)下降，BAF 中pH 下降較快；TN 去除率接近76%，較進(jìn)水比5:5 時略低，但系統(tǒng)的厭氧釋磷速率、缺氧吸磷速率和好氧吸磷速率達(dá)到最大。

2.2 改變HRT 對A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)水處理影響

HRT 也是污水處理運(yùn)行調(diào)控最為關(guān)鍵的參數(shù)之一。A2O 工藝中HRT 方面的研究廣泛，技術(shù)相對成熟多變，Wang 等[16]控制HRT 為8.5 h，發(fā)現(xiàn)在缺氧段反硝化除磷現(xiàn)象明顯，具有良好的除磷脫氮效率。趙凱亮等[17]采用改良式A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)，研究不同的水力停留時間對污水中污染物去除影響、反硝化段聚磷菌的比例、系統(tǒng)反硝化除磷(△PO43-/△NO3--N)在A2O 缺氧段的概率密度正態(tài)分布函數(shù)公式和累計頻率特點；各功能段依次為預(yù)缺氧池、厭氧池、缺氧池和好氧池，以1:2:5:2為容積比例；HRT 設(shè)定為9 h、8 h、7 h 和6 h。

研究發(fā)現(xiàn): (1)在各水力停留時間下出水COD濃度基本相等，去除率維持在77.0%左右，說明HRT 對COD 去除影響相對較小。(2)HRT 對TP的去除特性顯示:當(dāng)HRT 逐漸縮小時，TP 出水濃度升高，去除率由91%下降到86%，而且在HRT為7 h 和6 h 時出水TP 有不達(dá)標(biāo)的狀況。(3)對缺氧段(△PO43-/△NO3--N) 進(jìn)行概率密度正態(tài)分布分析顯示:不同HRT 下△PO43-與△NO3--N 之間線性系數(shù)較小，故將線性擬合結(jié)合正態(tài)分布，函數(shù)總結(jié)為:

當(dāng)HRT 為8 h 時，經(jīng)正態(tài)分布函數(shù)計算得1.24，此時相較其他水力停留時間下反硝化除磷效果最佳。說明實際A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)運(yùn)行在結(jié)合數(shù)理分析方法能夠更有效地調(diào)控工藝運(yùn)行參數(shù)。

2.3 低溫下A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)脫氮除磷特性

我國北方地區(qū)冬季長期低溫，水源水質(zhì)、溫度變化較大，在低溫期部分水質(zhì)出現(xiàn)氨氮超標(biāo)現(xiàn)象，并且水質(zhì)中有機(jī)物的可生化性較差[18]。由于低溫下微生物體內(nèi)蛋白質(zhì)活性降低，對胞內(nèi)基質(zhì)的利用速率下降，生物整體生長活性明顯降低[19]。王建華等[20]研究A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)在14.2 ℃條件下運(yùn)行狀態(tài)和脫氮除磷的效率，但此溫度不是超低溫，因為冬季污水達(dá)不到14.2 ℃，所以試驗并不足以說明該系統(tǒng)在冬季實際低溫運(yùn)行時的除磷脫氮特點。一般在5 ℃～30 ℃區(qū)間內(nèi)，硝化速率受溫度的影響規(guī)律遵循阿倫尼烏斯公式:

式（8）中：θ 為環(huán)境溫度系數(shù)，μ 指硝化反應(yīng)速率，溫度在20 ℃時的反應(yīng)速率為。由式（8）可知，當(dāng)溫度降低時，硝化速率也會降低。在低溫下微生物體內(nèi)酶活性隨溫度下降而降低，微生物自身生長和繁殖速度迅速降低，尤其是硝酸鹽菌和亞硝酸鹽菌。

張勇等[21]研究A2O-BAF 系統(tǒng)低溫條件下對不同硝化系統(tǒng)的比較以及對COD 和TP 去除影響。如圖2，生物填料1(Biofilm 1)和活性污泥1(sludge 1)是指在A2O-BAF 系統(tǒng)中(水溫約12 ℃，氨氮去除率約65%) 取出的填料和活性污泥，Biofilm 2 和sludge 2 是指11 ℃下低溫馴化20 d的生物膜和活性污泥。同時再分別從BAF 和A2O中取出Biofilm 3 和sludge 3。然后將生物填料和活性污泥分別置于11 ℃和21 ℃下進(jìn)行硝化反應(yīng)，得出硝化速率。同期的活性污泥1(sludge 1)在11 ℃和21 ℃硝化速率相差近3 倍。說明11 ℃時活性污泥中硝化細(xì)菌大量休眠且活性降低不能迅速得到恢復(fù)。經(jīng)過20 d 馴化的活性污泥2 硝化速率明顯提升。同時期的sludge 3 相比sludge 2的硝化速率很低，區(qū)別主要在于sludge 2 在前期馴化過程中沒有人為排泥。sludge 3 能在低溫下運(yùn)行，由于A2O 系統(tǒng)有人為排污，使得活性污泥在系統(tǒng)中沒有適應(yīng)低溫環(huán)境的時間。

圖2 硝化速率變化

經(jīng)過兩次實驗繪制圖3，圖3 中COD 去除速率顯示：從11 ℃到27 ℃COD 去除速率基本穩(wěn)定，說明低溫至11 ℃時聚磷菌儲存碳源影響較小。有研究認(rèn)為較低溫下聚糖菌被抑制時適合聚磷菌的生長。隨著溫度升高去除速率增長并不明顯，說明低溫釋放磷階段保證了系統(tǒng)中COD 穩(wěn)定去除。但是在32 ℃時COD 去除速率明顯下降，原因是當(dāng)溫度超過30 ℃后，活性污泥的胞外聚合物水解速率迅速升高，產(chǎn)物中主要是多糖，占整體的80.0%以上，但這些多糖產(chǎn)物及大分子有機(jī)物質(zhì)不能被人為提取活性污泥利用，在低溫下EPS含量相比于常溫下污泥較多，因此在A2O-BAF雙污泥系統(tǒng)中對于厭氧釋磷最佳溫度是21 ℃。圖3 中顯示磷釋放速率并不是隨著溫度升高而升高，而是先升高再下降的趨勢，在11 ℃～21 ℃時溫度對雙污泥系統(tǒng)釋磷速率的影響適用阿倫尼烏斯公式，其中21 ℃時反應(yīng)速率速率是11 ℃時反應(yīng)速率的2 倍，但是在溫度高于21 ℃以后P釋放速率下降，原因是溫度高于21 ℃時聚糖菌吸收底物速率比PAOs 吸收底物速率大。

圖3 COD 去除速率和P 釋放速率

2.4 異養(yǎng)硝化菌植入對工藝脫氮效能的影響

我國大部分地區(qū)冬季水源溫度低，個別地區(qū)甚至?xí)_(dá)到1 ℃～2 ℃。大量使用折點加氯法除了增加制水成本外也增加了消毒副產(chǎn)物的產(chǎn)生[22]。而異養(yǎng)硝化菌則具有去除氨氮并且對溫度變化適應(yīng)能力較強(qiáng)的特點，更適合寒冷地區(qū)冬季低溫環(huán)境和水質(zhì)特征。因此根據(jù)硝化菌適冷特性可進(jìn)一步研究將生物菌植入工藝中，為低溫水的氨氮處理提供新方法。目前已有關(guān)于異養(yǎng)硝化微生物方面的大量報道，其氨氮去除原理是在好氧條件下將氨態(tài)氮轉(zhuǎn)化成硝態(tài)氮，且大多數(shù)異養(yǎng)硝化菌具有好氧反硝化能力，將硝酸鹽還原成N2或N2O，使氮元素脫離系統(tǒng)，從而實現(xiàn)氨氮的去除[23]。大量文獻(xiàn)證明異養(yǎng)硝化菌對氨氮去除效能受溫度、初始氨氮濃度、C/N 比以及溶解氧濃度等因素影響[24]。其中溫度影響微生物的生存，溫度過高會破壞微生物的酶和微生物組成成分，溫度過低會導(dǎo)致微生物活力受阻，難以保持細(xì)胞膜正常的流動性，使其生長代謝停滯[25]。黃曉飛等[26]研究獲得低溫菌種HITLi7T并將其用于工藝處理低溫水源中的氨氮，HITLi7T適冷菌株可在0 ℃～2 ℃條件下生長，在此條件下，微生物可形成一系列適應(yīng)低溫環(huán)境的反應(yīng)，自身具備低溫反應(yīng)的生化反應(yīng)系統(tǒng)。將低溫異養(yǎng)硝化新菌種HITLi7T純培養(yǎng)、離心、沉淀、滅菌、擴(kuò)大培養(yǎng)后植入某水廠工藝中，工藝運(yùn)行8 個月并檢測氨氮去除效果。結(jié)果顯示：運(yùn)行前20 d 氨氮去除率逐漸升高；運(yùn)行20～60 d，氨氮去除率從14.5%升高到94.2%，出水氨氮低于0.05 mg/L。在60～100 d 期間內(nèi)進(jìn)水氨氮濃度由2.68 mg/L 下降至0.88 mg/L，且工藝穩(wěn)定運(yùn)行。

3 結(jié)論

相比于傳統(tǒng)A2O 單污泥系統(tǒng)，A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)在保留原有單污泥系統(tǒng)效果的同時增加了運(yùn)行時微生物總量，污水處理過程更加穩(wěn)定高效，在各參數(shù)下雙污泥系統(tǒng)展現(xiàn)出來的脫氮除磷優(yōu)勢明顯:

(1)控制分段式進(jìn)水比例，缺氧段和好氧段為7:3 時，綜合脫氮除磷效果最佳，且碳源利用率接近86%，實現(xiàn)碳源利用最大化，減少系統(tǒng)碳源添加。

(2)預(yù)缺氧池、厭氧池、缺氧池、好氧池的容積比為1:2:5:2，總結(jié)出缺氧段(△PO43-/△NO3--N)概率密度正態(tài)分布函數(shù)，水力停留時間設(shè)定為8 h 時，系統(tǒng)脫氮和除磷能力相較其他水力停留時間下效果最佳。

(3)A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)中生物膜和活性污泥經(jīng)過20 d 低溫馴化后，整體脫氮除磷效率得到提高，且磷釋放速率并不是隨著溫度升高而升高，而是先升高再下降。

(4)新型適冷異養(yǎng)硝化菌植入實際污水處理廠時，使低溫下水廠處理工藝脫氮除磷效率得到實質(zhì)優(yōu)化，氨氮去除率最高可達(dá)到99%，系統(tǒng)可穩(wěn)定運(yùn)行。