A2N2系统反硝化除磷性能的优化及稳定运行

王梅香,赵伟华,王淑莹,黄 宇,潘 聪,彭永臻 (北京工业大学,城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,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)

A2N2系统反硝化除磷性能的优化及稳定运行

王梅香,赵伟华,王淑莹*,黄 宇,潘 聪,彭永臻 (北京工业大学,城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,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)

利用按“厌氧/硝化/缺氧/硝化”方式运行的双污泥反硝化除磷系统(A2N2),以低C/N值实际生活污水为研究对象,重点研究A2/O-SBR和 N-SBR单元的运行条件优化过程中,各污染物去除的变化规律及系统的脱氮除磷性能.研究结果表明;完全反硝化除磷无好氧吸磷模式不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的生长繁殖,后曝气对保障 A2N2系统高效稳定的脱氮除磷效果及长期稳定运行必不可少;A2/O-SBR单元厌氧1.5h,基本完成了可生物降解COD的氧化;N-SBR单元硝化5h,实现了NH4+-N的完全硝化;在A2/O-SBR单元厌氧释磷1.5h,反硝化除磷2h,好氧吸磷0.5h,N-SBR单元一次硝化5h,二次硝化1h的条件下,系统平均出水COD、NH4+-N、TN和PO43--P浓度分别为46.2、0.82、13.63、0.3mg/L,满足了同步脱氮除磷的要求.

A2N2双污泥系统；序批式间歇反应器(SBR)；低C/N值；生活污水；反硝化除磷性能；优化及稳定运行

目前全球水污染治理的重点已经从单纯的有机物污染治理转向氮磷等营养元素引起的富营养化问题的研究,在城市污水处理厂的排水中较难实现氮磷同时达标排放,污水的深度脱氮除磷已成为污水处理的重点和难点[1].而我国市政污水C/N普遍较低,有机碳源的不足与生物脱氮除磷对碳源的依赖之间的矛盾是造成城市污水

的脱氮除磷成为污水处理领域的热点和氮磷处理率较低的主要原因.同时,在一般的生物脱氮除磷工艺中厌氧释磷和反硝化脱氮对碳源的竞争,更加剧了这一矛盾[2-4].

在生物除磷机制中,聚磷菌在厌氧段释放磷,在好氧/缺氧段吸收磷,最终以剩余污泥的形式将磷排出系统,达到去除污水中磷的目的.Kuba T等[5-6]研究发现,与单污泥系统相比A2NSBR双污泥工艺硝化菌与聚磷菌相互独立,具有更加稳定、高效的氮磷去除效果;与传统的生物脱氮除磷工艺相比,具有节省50%的碳源、减少30%的曝气量,同时剩余污泥减量50%的优势,尤其适合处理低 C/N 值的污水.罗宁[7-9]、王亚宜等[10-12]在后续研究中也得出了相似结论.尽管传统的A2NSBR工艺具有“一碳两用”、节省曝气和回流所耗费的能源、污泥产量低以及各种菌群各自分开培养的优点[13],但由于反硝化除磷发生在硝化过程之后为后置反硝化除磷工艺,部分残留在反硝化除磷沉淀污泥中的氨氮未经硝化直接排放,出水氨氮浓度高是限制该工艺推广应用的瓶颈

[5].针对传统后置A2NSBR工艺存在的问题,有研究者提出了缩短污泥龄[5]提高氨氮同化作用,或在A2SBR中培养颗粒态DPAOs污泥[14],提高污泥沉降性,增大容积交换比以降低出水氨氮浓度,但效果甚微,系统出水氨氮仍然不能达到国家一级A标准(氨氮≤5mg/L).

本研究以实际低C/N值生活污水为处理对象,重点考察了A2N2系统A2/O-SBR和N-SBR单元运行条件优化过程中,各运行阶段主要污染物的去除变化规律及系统的脱氮除磷性能.本研究旨在通过优化 A2N2工艺运行参数,不断强化系统反硝化除磷性能,使低碳源污水的脱氮除磷效率得到提高,从而确定系统最佳的工艺运行参数组合,进而快速实现氮磷同时达标排放的目标,并为该工艺的工程应用提供理论基础和技术指导.

1 材料和方法

1.1 试验装置及运行

如图1所示,A2N2生化系统由进水水箱、厌氧/缺氧/好氧除磷 SBR(即 A2/O-SBR)、生物膜硝化SBR(即N-SBR)组成,试验用序批式反应器(SBR)均为有机玻璃制成的圆柱型、平底、敞口式反应器,直径20cm,高45cm,总容积为12L,有效容积为 10L,并在反应器有机玻璃壁的垂直方向设置一排取样口,用于取样和排水.其中 A2/OSBR反应器采用活性污泥法,内设有搅拌器进行机械搅拌,搅拌速度为 90r/min,反应器运行过程中,根据实际情况进行排泥,使反应器内污泥浓度(MLSS)维持在 2500～3000mg/L,SRT为 15d;NSBR采用生物膜法,放置聚乙烯蜂窝式活性生物悬浮填料(空床填充率 50%),挂好氧硝化菌生物膜,在反应器底部设有黏砂块作为微孔曝气头进行鼓风曝气,为保证填料处于流化状态,使其与底物充分的接触,DO控制在4～6mg/L,DO、T和pH传感器来监测反应过程各参数值的变化.进水量、硝化液回流量均由蠕动泵控制,曝气量通过玻璃转子流量计上的调节阀来调控.试验在室温下运行,反应系统均按照预设程序由时控开关控制运行.

图1 A2N2反硝化除磷试验装置Fig.1 Schematic of the A2N2Denitrifying phosphorus removal experimental device

基于上述研究背景,本课题组提出了一种新型双污泥反硝化除磷工艺––A2N2工艺,其运行方式为“厌氧/硝化/缺氧/硝化”,具体处理流程如

下;生活污水首先进入A2/O-SBR反应器,在厌氧阶段吸收外碳源转化并储存PHA和释磷,然后静沉排水,富含氨氮的上清液进入 N-SBR反应器完成硝化反应,硝化出水回流到A2/O-SBR反应器进行缺氧反硝化除磷反应,反应结束后进行短暂的好氧吸磷,完成剩余磷的吸收,同时吹脱反硝化除磷过程中产生的氮气,然后静止沉淀,生物除磷后的上清液再次进入N-SBR反应器完成剩余氨氮的硝化,二次硝化出水作为最终出水排放,因此出水几乎不含氨氮,彻底解决了传统 A2NSBR工艺出水氨氮过高的瓶颈问题,实现深度脱氮除磷,图2为其工艺流程图.

图2 A2N2反硝化除磷工艺流程Fig.2 Schematic of the A2N2Denitrifying phosphorus removalprocess flow

1.2 试验污泥与试验用水

试验初始接种污泥取自北京高碑店污水处理厂二沉池剩余污泥.试验用生活污水来源于北京工业大学西区家属院化粪池的实际生活污水,经过化粪池预处理后,泵入实验室进水水箱,各项水质指标见表1.从表1中可以看出,该污水属于典型的低C/N比生活污水.

表1 进水水质Table 1 Characteristics of influent wastewater

1.3 试验运行方案

表2 A2N2系统的运行条件Table 2 Operational conditions for A2N2system

由于硝化菌和聚磷菌生理特性的不同[15-16],笔者采用在A2/O-SBR和N-SBR单元分别接种种泥,以实际生活污水进行污泥驯化,并利用A2/O-SBR单元的出水作为N-SBR硝化系统的进水,独立培养驯化聚磷菌污泥和硝化菌生物膜,使之在较适宜的条件下和较短的时间内迅速生长;待系统好氧吸磷效果、硝化效果稳定后,进行硝化液回流,通过调节 A2/O-SBR单元厌氧释磷时间、缺氧反硝化吸磷及好氧吸磷时间、N-SBR单元好氧硝化时间,强化系统反硝化除磷性能并有效缩短反应时间,提高系统处理能力;待反硝化除磷效果稳定后,进行二次硝化,进一步降低系统出水氨氮浓度,实现系统出水氮磷的达标排放.试

验期间,A2/O-SBR单元根据实际情况进行排泥,污泥浓度(MLSS)维持在 2500～3000mg/L,污泥龄SRT为15d,曝气量设定为100L/h,N-SBR单元曝气量设定为120L/h,系统充水比、内交换比及排水比均为 0.7,整个试验在室温下进行.表 2为A2N2系统的运行条件.

1.4 检测指标与分析方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P、TN、TP、COD、MLSS和SVI按照标准方法测定;TN通过 TN/TOC分析仪(MultiN/C3100,Analytik Jena,AG)测定;pH、DO和T采用WTW Multi 340i测定仪(德国)在线测定.

2 结果与讨论

2.1 A2/O-SBR单元部分条件的优化

2.1.1 电子受体类型对磷去除性能的影响 图3(a)为 A2N2系统在不同运行条件下进水、厌氧末、出水PO43--P浓度的变化.由图3(a)可以看出,在阶段I,A2/O-SBR单元按厌氧2h/好氧1h的方式运行,A2N2系统表现出良好的厌氧释磷能力和好氧吸磷能力,厌氧末平均 PO43--P浓度为48mg/L,平均出水 PO43--P浓度为 0.3mg/L, PO43--P平均去除率为 95.5%.以上结果说明,以O2为电子受体的聚磷菌(PAO)在A2N2系统内得到了培养富集.此类聚磷菌在好氧条件下,以氧气为电子受体,氧化厌氧段由 VFAs转化合成的胞内聚合物(PHA),利用该反应产生的能量,过量吸磷.在阶段 II～VI,A2/O-SBR单元按厌氧/缺氧(A/A)或厌氧/缺氧/好氧(A/A/O)的方式运行,厌氧段释放的磷优先在缺氧段以NO3--N为电子受体通过反硝化除磷过程去除,而后通过好氧吸磷途径,以O2为电子受体去除A2/O-SBR单元剩余的磷,从而保证系统磷去除效果.相对阶段I,A2N2系统在阶段II～VI的厌氧释磷能力和生物除磷能力均有所降低,特别在阶段II厌氧末磷浓度逐渐降低至7.11mg/L,出水磷浓度波动较大,极不稳定.分析其原因可能为阶段 II的完全反硝化除磷无好氧吸磷运行模式不利于 A2/O-SBR单元中DPAOs的生长,从而抑制了DPAOs的厌氧释磷能力和反硝化除磷能力.研究表明[17],长期的厌氧/缺氧环境,会导致生物量逐渐减少,长期低DO条件下(DO小于0.3mg/L),DPAOs的厌氧释磷和缺氧吸磷等生理功能或许能受到抑制,并最终丧失除磷能力.DPAOs可能是好氧菌或兼性菌,缺氧反硝化吸磷现象不能在只有厌氧/缺氧交替的状态下长期存在.

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

图3(b)、(c)分别为以O2和NO3--N为电子

受体时A2/O-SBR单元中COD和PO43--P浓度的变化规律.对比分析图3(b)和图3(c)可以发现,电子受体类型的改变对系统COD的去除性能影响不大,而对系统厌氧释磷能力和生物除磷性能有较大影响.进水中可生物降解的 COD主要在厌氧段被聚磷菌用于合成内碳源PHB,为后续的吸磷过程提供电子供体而被去除.当电子受体为N-N时,厌氧释磷能力和生物除磷性能有所下降.从图3(b)中可以得出,COD在厌氧释磷和好氧曝气过程的去除量分别占 COD总去除量的86.5%、13.5%,并且厌氧段96%的COD在厌氧段前10min被利用.在厌氧段前10min,A2/O-SBR单元中PO43--P浓度大幅度上升至39.43mg/L,表现为厌氧释磷,COD浓度急剧下降到 77.3mg/L.厌氧搅拌 10min后,COD浓度基本保持不变,但A2/O-SBR单元厌氧释磷仍在进行,PO43--P浓度继续增加至 47.77mg/L,同时厌氧段释放的磷在后续的好氧段被迅速去除,好氧吸磷率高达94.5%.大量有关聚磷菌代谢机理的研究表明[18-20],在聚磷菌厌氧代谢过程中,COD 的吸收及转化和多聚磷酸盐的水解、正磷酸盐的释放是两个不同的生化途径,且并非同步进行.从图 3(c)中可以看出,反硝化除磷过程主要发生在缺氧段前 30min,反硝化除磷量占缺氧段反硝化除磷总量的84.5%,由于电子受体NO3--N的不足,反硝化除磷不够彻底,出水PO43--P浓度为2.01mg/L. 2.1.2 后曝气对磷去除性能的影响 图 4为进行硝化液回流后,A2N2系统的反硝化除磷情况.由图4可知,系统进水PO43--P比较稳定,平均浓度为6mg/L.在阶段II,A2/O-SBR单元按照厌氧/缺氧完全反硝化除磷无好氧吸磷运行模式运行,随着运行时间的增加,厌氧释磷量和厌氧末PO43--P浓度整体上呈逐渐下降的趋势,缺氧末PO43--P浓度呈先下降后上升的趋势,反硝化除磷率呈先上升后下降的趋势,出水 PO43--P浓度波动较大,平均出水PO43--P浓度为5.09mg/L.上述结果表明,阶段II的完全反硝化除磷无好氧吸磷模式不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的生长繁殖,A2N2系统的厌氧释磷能力和反硝化除磷能力逐渐退化,系统除磷性能逐渐变差.阶段 III,将 A2/O-SBR单元的运行模式由厌氧1h/缺氧2.5h调整为厌氧1h/缺氧2h/好氧0.5h.厌氧释磷量逐渐恢复至原有水平增加到 28.97mg/L,出水PO43--P浓度稳定在 0.8mg/L以下,平均值为0.34mg/L,系统表现出高效、稳定的生物除磷性能,磷去除率稳定在 87.9%以上.同时,缺氧末PO43--P浓度逐渐上升,反硝化除磷率呈先上升后下降趋势,系统磷的主要去除途径由反硝化除磷逐渐转变为好氧吸磷.这可能是由于在反硝化除磷段增加后曝气初期,反硝化除磷菌的厌氧释磷和缺氧吸磷等生理功能得到恢复,表现出厌氧释磷量和反硝化除磷率增加;而后由于硝化时间的减少和试验环境温度的降低,N-SBR硝化效果不好,提供的NO3--N不足,限制了反硝化除磷的进行.以上结果表明,后曝气对保障 A2N2系统高效稳定的脱氮除磷效果及该反硝化除磷工艺的长期稳定运行必不可少.王春英等[21]的研究认为,位于缺氧段后的二次曝气对于反硝化除磷工艺具有重要作用,是达到完全脱氮除磷及去除COD是不可缺少的.张为堂等[22]在AAO-BAF反硝化除磷系统二次启动特性的研究中发现,含有较长好氧反应时间的启动方式更有利于时除磷性能的恢复.长期运行生物反硝化除磷脱氮工艺要长期稳定运行,保持高的脱氮除磷率就必须为DPAOs提供好氧段.

图4 A2N2系统的反硝化除磷性能Fig.4 Performance of denitrifying phosphorus removal in the A2N2system

2.1.3 厌氧时间对磷去除性能的影响 在A2N2系统中,厌氧段是微生物吸收利用进水中的有机碳源、为后续除磷脱氮提供电子供体的主要场所.为达到此目的,需要为厌氧段提供足够的水力停留时间.然而,如果厌氧时间过长,则会出现无效释磷(即没有有机物吸收的磷酸盐释放),这不利于随后的缺氧和好氧吸磷;厌氧时间过短,反硝化聚磷菌(DPB)对进水中易降解COD吸收不完全,导致后续缺氧吸磷量下降,同时影响了系统的除磷和脱氮效果.因此在不影响后续生化反应的前提下,应该尽量缩短厌氧段时间,以提高系统的处理能力.结合图3(a)、图4和图6分析可知,当厌氧时间为2h时(阶段I),平均厌氧释磷量为 41.05mg/L,出水磷浓度为 0.3mg/L,好氧吸磷率高达95.5%;在厌氧时间为1h时(阶段II～IV),阶段II由于A2/O-SBR单元完全厌氧/缺氧环境不利于DPBs的生长繁殖,从而抑制了DPBs的厌氧释磷能力和反硝化除磷能力,随着运行时间的增加,系统厌氧释磷量和反硝化除磷率分别急剧下降至 1.51mg/L、14.1%,系统厌氧释磷能力和反硝化除磷能力严重退化,出水磷浓度波动较大;阶段III～IV由于A2/O-SBR单元后置曝气段的增加,反硝化除磷菌的活性增加,厌氧释磷和反硝化除磷等生理功能逐渐恢复,直至阶段IV趋于稳定,厌氧释磷量稳定在22.41mg/L左右,其厌氧释磷能力仍未能恢复到阶段I的水平,这可能是由于当厌氧时间从 2h减少为 1h后,DPBs在厌氧段停留时间太短,不足以完全吸收进水中的COD并转化成胞内储存物PHB,表现为厌氧末COD浓度较高(图6),反硝化除磷电子供体不足减少了缺/好氧吸磷量,使系统对磷的去除性能逐渐变差,进而影响系统的厌氧释磷量,同时由于阶段IV硝化5h为反硝化除磷提供了充足的电子受体 NO3--N,使系统平均反硝化除磷率增加至80%.当厌氧时间为1.5h时(阶段V～VI),在第 92～109d系统厌氧释磷量大体上呈逐渐上升的趋势,第 109d厌氧释磷量为27.39mg/L,这是由于当厌氧时间从 1h增加至1.5h时,进水中更多的有机物在厌氧段被吸收转化为内碳源PHB,需要更多的多聚磷酸盐水解来提供能量,表现为厌氧末平均 COD浓度从110.63mg/L减少到72.61mg/L(图6),厌氧释磷量增加;由于试验在室温下进行,阶段 IV～VI恰逢冬季,室内环境温度逐渐降低,第 110～123d平均室温只有 15.5℃,在此低温条件下,微生物的生长代谢活动会较常温下缓慢[23],从而导致厌氧释磷能力下降.吉方英等[24]认为反硝化除磷适宜温度范围为 18～37℃;低于 14℃或高于 37℃,反硝化聚磷菌的活性受到抑制,导致反硝化除磷速率降低.结合图3(a)、图4和图7可知,当厌氧时间为 1.5h时,能同时满足了脱氮除磷的要求,系统平均出水TN、PO43--P浓度分别为13.63、0.3mg/L.王亚宜等[12]的研究发现,厌氧 90min时反硝化除磷系统的脱氮除磷效果最稳定,这与本试验研究结果相一致.

2.2 N-SBR单元硝化性能的优化

2.2.1 硝化时间对氨氮去除性能的影响 如图5所示,当N-SBR单元硝化2h时,系统进水、硝化末、出水NH4+-N均呈现出先下降后上升的变化趋势,N-SBR单元的硝化性能整体不好,在平均进水NH4+-N浓度为62.7mg/L的条件下,平均出水NH4+-N浓度为35.34mg/L,并且随着运行时间的增加,NH4+-N去除率从 69.3%逐渐下降至23.6%,分析原因可能是由于硝化时间不足和试验环境温度降低导致硝化效果变差;当 N-SBR单元硝化5h时,硝化末NH4+-N浓度较硝化2h时明显降低,平均NH4+-N浓度为3.86mg/L,这说明进入N-SBR单元的NH4+-N好氧曝气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残留的 NH4+-N的影响,系统平均出水NH4+-仍有11.58mg/L,与Kuba等[5]的研究中出水 NH4+-N为 15mg/L相接近,平均NH4+-N去除率为79%;第106d,在N-SBR单元硝化 5h的基础上,增加 1h的二次硝化,将A2/O-SBR单元好氧吸磷后的上清液不直接排出系统,而是回流至 N-SBR单元去除部分残留在反硝化除磷污泥中的氨氮,系统氨氮去除率进一步增加并稳定在 89.2%以上,系统平均出水NH4+-N浓度0.16mg/L,达到了国家一级A排放标准(≤5mg/L).

图5 A2N2系统氨氮的去除性能Fig.5 Performance of ammonia nitrogen removalin the A2N2system

2.2.2 硝化时间对系统反硝化除磷性能的影响A2N2系统中磷的去除主要是通过反硝化除磷菌实现的,而反硝化除磷菌在吸磷的过程中需要大量的硝酸盐作为电子受体[25].N-SBR硝化系统的硝化效果直接决定了缺氧反硝化除磷阶段所需的电子受体NO3--N量,而硝化时间的长短对N-SBR单元硝化效果有重要影响.因此,硝化时间对系统反硝化除磷性能也有重大影响.结合图4和图 5分析可知,当硝化 2h时(阶段 II、III),N-SBR单元的硝化不完全,提供的 NO3--N不足,系统反硝化除磷性能较差,反硝化除磷量波动较大.张为堂等[25]的研究发现,当AAO的HRT为6h,BAF气水比为3：1时,由于BAF的水力停留时间太短,导致 BAF硝化性能的变差,回流至AAO反应器缺氧区的NO3--N减小,进而导致了PO43--P的去除效果迅速恶化.当硝化5h时(阶段IV～VI),N-SBR单元的硝化效果较好,硝化末平均NO3--N浓度为30.69mg/L,为反硝化除磷过程提供了充足的电子受体,反硝化除磷率稳定在84%左右,系统表现出高效、稳定的反硝化除磷性能.同时从图4可以看出,阶段IV的出水磷浓度较阶段 III有所升高,这是由于硝化时间的增加,硝化性能的提高,系统硝化末平均 NO3--N浓度从5.61mg/L(阶段III)增加到26.3mg/L(阶段IV,图5),阶段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,导致系统缺氧末有NO3--N剩余,缺氧末平均 NO3--N 浓度为3.43mg/L.上一周期结束后残留的 NO3--N进入下一循环,原水进入系统后可生物降解的 COD优先用于NO3--N的还原,从而减少了用于厌氧释磷有机物的量,降低了磷的释放量和PHB的合成量,使缺氧/好氧吸磷量下降,进而导致缺氧末有更多的NO3--N剩余,周而复始,不利的影响因素由小变大,系统除磷性能逐渐恶化,出水磷浓度有所增加,平均出水磷浓度从0.81mg/L(阶段III)增加到1.76mg/L(阶段IV).

2.3 A2N2系统中COD的去除特性

试验期间,A2N2系统中COD的变化规律如图 6所示.由图 6可知,系统进水 COD在151.84～327.95mg/L之间波动,平均进水COD为244.23mg/L.在整个试验期间,COD去除效果一直很稳定,各运行参数的调整对系统 COD去除性能影响不大,COD去除率基本维持在80%左右,平均出水COD为49.94mg/L,达国家一级A排放标准,实现了有机物的高效去除.同时还可以看出,进水COD主要在厌氧段被聚磷菌有效利用合成内碳源PHAs作为能量的贮备,为聚磷菌缺氧/好氧过量吸磷提供能源,表现为 COD在厌氧段大幅度下降,厌氧末平均 COD为 93.85mg/L;同时COD在后续 N-SBR单元的好氧硝化过程中也得到了部分去除,这可能是由于 N-SBR单元的生物膜上除了自养型的硝化菌之外,还有好氧异养菌生长[26],与陈永志等[2]、王聪等[26]的研究结果相一致.陈永志等[2]发现在 A2/O-BAF系统内COD的去除由A2/O和曝气生物滤池共同完成,两者的贡献率分别为84.5%和1.3%,其中COD在A2/O中的去除由3部分组成;绝大部分在厌氧段被聚磷菌存储于胞内合成内碳源(PHAs)同时释磷,另一部分作为缺氧段反硝化脱氮所需碳源,最后一部分用于维持好氧异养菌生长.王聪等[26]在A2/O-BCO系统的研究中发现,COD在A2/O中厌氧段降低幅度最大,好氧段降低幅度较小,主要用于维持好氧异养菌的新陈代谢.厌氧末 COD由阶段II的111.6mg/L下降到阶段V的75.62mg/L,此时厌氧段COD去除量高达85.9%,这说明随着运行时间的增加,系统中聚磷菌利用 COD合成

PHA的能力逐步增强,基本完成了可生物降解COD的氧化,这为N-SBR单元内自养型硝化菌的生长创造了有利条件,同时使得进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为优势菌群,增强了DPAOs的反硝化潜力.

图6 A2N2系统中COD的去除特性Fig.6 Characteristics of COD removal in A2N2system

2.4 A2N2系统中TN的去除特性

在反硝化除磷系统中,TN的去除有③个途径;①缺氧段 DPB内源性反硝化吸磷快速脱氮;②通过缺氧段的慢速外源性反硝化脱氮;③合成新的微生物,通过排泥脱氮.A2N2系统TN的去除效果取决于A2/O-SBR单元与N-SBR单元之间的容积交换比,在进水有机物充足,充分硝化的前提下,系统容积交换比越大,TN去除率越高[5].图7为A2N2系统中TN的变化规律.从图7中可以看出,试验期间进水 TN波动较大,波动范围为39.18～81.94mg/L.在试验的前 3个阶段,进出水TN浓度变化趋势基本一致,TN去除效果不佳,系统出水TN浓度较高.阶段I,系统平均TN去除率仅有 22.7%,这是由于没有硝化液回流进行反硝化,在此阶段系统的 TN主要是由微生物自身同化作用和N-SBR反应器内同步硝化反硝化作用去除的[27].阶段II、III,系统TN去除率呈现出先上升后下降的趋势,这是由于在阶段II系统进行了硝化液回流,TN主要通过反硝化除磷作用去除,增强了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.张为堂等[25]发现当AAO反应器的HRT降低至4h时,由于NH4+-N的不完全氧化,TN的去除效果出现了下降,平均去除率仅为 70%.因此,在系统容积交换比恒定的情况下,NH4+-N的完全氧化是TN高效去除的一个关键步骤[25].在阶段 IV～VI,TN去除率逐渐恢复并稳定在 70%左右,这与容积交换比为0.7时系统TN的理论去除率相吻合.这是由于硝化时间的增加,硝化性能得到了恢复的缘故.

图7 A2N2系统中TN的去除特性Fig.7 Characteristics of TN removal in A2N2system

2.5 A2N2系统氮与磷的去除关系

表3为A2N2系统不同阶段PO43--P、TN、NH4+-N的平均去除率.结合表3和图3、5、7分析可知,阶段II～VI系统TN和PO43--P的去除具有明显的相关性,同时又均受到 N-SBR单元硝化性能的影响.张为堂[25]等的研究中也得出了相似结论.这是由于在 A2N2系统中,氮和磷的去除是通过反硝化除磷这个单一过程完成的;在电子供体内碳源充足的条件下,N-SBR单元硝化过程产生的电子受体NO3--N的量直接决定了反硝化除磷这个单一过程完成的;在电子供体内碳源充足的条件下,N-SBR单元硝化过程产生的电子受体N-N的量直接决定了反硝化除磷效果.通过WTW Multi 340i在线测定仪实时监测系统反应过程中pH变化曲线,根据表3数据和氨谷点的出现可以得出,为保证90%以上的磷被去除,70%以上的氮被去除,NH4+-N去除率应该达到 98%

以上,N-SBR单元的硝化时间应大于 3.5h.当A2/O-SBR单元厌氧释磷1.5h,反硝化除磷2h,好氧吸磷0.5h,N-SBR单元一次硝化5h,二次硝化1h时,系统对COD、NH4+-N、TN和PO43--P具有很好的去除效果,平均出水浓度分别为 46.2、0.82、13.63、0.3mg/L,去除率分别为87%、99%、 71%和 94%,NH4+-N去除率高于 Kuba[5]研究中的 92%.通过上述分析发现,二次硝化的增加,提高了 A2N2系统 NH4+-N去除率,降低了出水NH4+-N浓度,同时实现了低碳生活污水氮磷的达标排放.而王亚宜等[10]认为低C/N值污水要同步获得良好的脱氮和除磷效果较为困难.

表3 A2N2系统对PO43--P、TN、NH4+-N的去除性能Table 3 Performance of PO43--P、TN、NH4+-N removal in A2N2system

3 结论

3.1 阶段II的完全反硝化除磷无好氧吸磷模式不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的生长繁殖,后曝气对保障A2N2系统高效稳定的脱氮除磷效果及工艺的长期稳定运行必不可少.

3.2 A2/O-SBR单元厌氧1.5h,基本完成了可生物降解 COD的氧化,同时满足了脱氮除磷的要求,系统平均出水TN、PO43--P浓度分别为13.63、0.3mg/L.

3.3 N-SBR单元硝化性能的变差会导致 A2N2系统TN和PO43--P去除效果的恶化.当N-SBR单元硝化5h时,基本实现了NH4+-N的完全硝化,为反硝化除磷提供了充足的电子受体,系统反硝化除磷率稳定在 84%左右;但由于反硝化除磷污泥中残留NH4+-N的影响,系统平均出水NH4+-N浓度仍有 11.58mg/L.二次硝化的增加,使系统NH4+-N平均去除率进一步提高到98.6%,平均出水NH4+-N为0.16mg/L,达到了国家一级A排放标准(≤5mg/L).

3.4 试验期间系统 COD 去除性能变化不大,COD去除率基本维持在 80%左右,平均出水COD为49.9mg/L,达国家一级A排放标准,实现了有机物的稳定、高效去除.

3.5 在A2/O-SBR单元厌氧释磷1.5h,反硝化除磷2h,好氧吸磷0.5h,N-SBR单元一次硝化5h,二次硝化 1h的条件下,系统平均出水 COD、NH4+-N、TN和PO43--P浓度分别为46.2、0.82、13.63、0.3mg/L,其去除率分别为87%、99%、71%和94%,同时满足了脱氮除磷的需求.

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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,湖南衡阳人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水生物处理理论与应用研究.

2016-03-17

国家自然科学基金(51578014);北京市教委资助项目

* 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn