PNDPR-A耦合工艺处理实际污水启动和运行

张 杰，徐贵达，李 冬，刘志诚，陶 博

(1.水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室(北京工业大学)，北京 100124；2.城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学)，哈尔滨 150090)

1 实 验

1.1 实验装置与运行方法

PNDPR单元在好氧1段后部分出水与生活污水相混合再进入Anammox单元，始终进行厌氧氨氧化反应，待反应结束后两个处理单元的出水混合排放。值得注意的是，两个单元的进出水时间上并不同步，以达到整个工艺系统连续运行的效果。

反应器材质均为有机玻璃，有效容积为6 L，换水比为80%，1 d运转3个周期，耦合系统的运行周期和反应器构造见图1。其中，PNDPR-SBR设有曝气装置，曝气模式为高频间歇梯度曝气，设立两个梯度，好氧1段和好氧2段的曝气/停曝时间分别为3 min/2 min和2 min/3 min，曝气量分别为5和2.5 L/(h·L)。Anammox-SBR保持全程厌氧状态。

图1 耦合工艺系统示意

实验分为3个阶段，通过逐渐提高生活污水的比例，将生活污水与原有配水相混合，逐步驯化PNDPR-A耦合工艺系统处理实际生活污水，混入生活污水的同时，考虑到生活污水中携带一定的好氧异养菌，提高曝气强度，具体参数见表1。

表1 各阶段运行情况

1.2 接种污泥与实验用水

PNDPR-SBR接种实验室前期培养的短程硝化反硝化除磷颗粒，MLSS为5 201 mg/L，控制泥龄25 d；Anammox-SBR同样接种实验室内稳定运行的厌氧氨氧化污泥，MLSS为3 640 mg/L，为保证厌氧氨氧化菌留存，不控制泥龄。人工配水，以自来水、CH3CH2COONa、NH4Cl、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4·7H2O和CaCl2配成，以NaHCO3模拟生活污水碱度兼调节pH。实际生活污水来自北京某大学家属区化粪池，详细水质指标见表2。

表2 进水水质

1.3 分析项目与检测方法

1.4 计算方法

PNDPR单元通入实际生活污水后，调整了曝气，这可能会影响聚磷菌所占比例，依据Hu等[15]的方法测定污泥中不同电子受体聚磷菌比例变化；Anammox单元进水含有机物，会促使异养反硝化菌的生长，依据Li等[16]的方法测定反硝化和厌氧氨氧化的脱氮贡献率。

2 结果与讨论

2.1 部分污水启动PNDPR-A性能分析

2.1.1 PNDPR单元短程硝化及除磷性能

观察图2(a)和(b)，阶段Ⅰ通入25%的生活污水，PNDPR在厌氧段吸收的COD占比逐渐升高，因为进水中只包含25%的生活污水，PAOs很快就适应水质变化，在厌氧段吸收储存的有机物不断增加，厌氧段COD去除率最高可达85.58%；P的变化趋势与COD相似，厌氧释磷量也在逐渐上升，随着PAOs对水质的适应，出水P 也在不断降低。因生活污水中含有部分好氧异养菌，在好氧1段同PAOs和AOB竞争O2，PNDPR前3 d的氨氮氧化率有所下降，在70%左右。

2.1.2 Anammox单元脱氮性能

图3 Anammox单元关键参数变化

2.1.3 耦合工艺系统脱氨除磷性能

2.2 全部污水运行PNDPR-A性能分析

2.2.1 PNDPR单元短程硝化及除磷性能

观察图4(a)和(b)，经两个阶段的驯化，虽然系统内功能微生物对复杂的生活污水水质具备一定的耐受性，但全部通入生活污水后，在阶段Ⅲ前期(第23～38天)，PNDPR单元厌氧段COD的吸收率仍先呈下降趋势，稳定一段时间后，呈波动上升趋势，说明聚磷菌已经适应生活污水水质，逐渐恢复活性。

图4 阶段Ⅲ PNDPR-A工艺系统内各基质的变化

2.2.2 Anammox单元脱氮性能

2.2.3 耦合工艺系统脱氮除磷性能

2.3 启动和运行期间各处理单元污泥特性分析

2.3.1 污泥物理特性

图5显示了PNDPR-A耦合工艺在启动过程中颗粒粒径、SVI和f的变化。可以看出，通入生活污水前，PNDPR单元中颗粒污泥的粒径、SVI和f分别为971.99 μm、31.46 mL/g和0.78左右，此时颗粒污泥具备优良的沉降性和生物量。Anammox单元中污泥的粒径、SVI和f分别为394.82 μm、58.7 mL/g和0.79左右，此时Anammox污泥具备较好的沉降性和高生物量。

图5 PNDPR和Anammox单元实验中粒径、SVI和f的变化

在阶段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ依次提高生活污水的比例时，PNDPR单元中的颗粒污泥粒径均出现下降趋势，但PNDPR单元内微生物适应速度很快，粒径随即呈上升趋势，在第43天稳定在911.63 μm左右；SVI在阶段Ⅰ下降，在阶段Ⅱ和Ⅲ呈上升趋势，在第43天达40.5 mL/g，后续略有下降，稳定在37.8 mL/g左右；f变化较小，略有降低，阶段Ⅲ后期稳定在0.75左右。上述数据表明，随着生活污水的通入，PNDPR单元中颗粒的沉降性和生物量有所下降，原因是生活污水成分复杂，难降解有机物浓度较高，不利于颗粒污泥中功能菌的同化和代谢，同时，生活污水中无机物浓度较高，反应器运行过程中颗粒污泥吸收并吸附部分无机物，导致颗粒污泥沉降性和生物量下降。

Anammox单元中污泥的粒径整体呈波动上升趋势，在第43天稳定在420.56 μm左右；SVI逐渐下降，在第36天达到48.5 mL/g，后续略有下降，稳定在47.1 mL/g左右；f略有上升，在第36天稳定在0.81左右。上述数据表明，Anammox单元内活性污泥沉降性能和微生物量均有所上升。原因是Anammox单元进水碳氮比一直较高，较高的有机物促使反应器中厌氧异养菌的生长和富集，使得污泥粒径及f均增大。

图6(a)和(b)分别为Anammox单元在实验初期与末期的显微镜图片。相较人工配水，实际生活污水成分复杂，波动较大，会对系统内的微生物产生胁迫影响。图6(b)大致可分为两种形态：一是粒径较大的厌氧氨氧化颗粒污泥，较为分明；二是粒径较小的厌氧氨氧化颗粒与絮状反硝化污泥相互联结糅杂形成的混合体，反硝化污泥覆盖在厌氧氨氧化颗粒上，此时颗粒污泥整体呈红黑色，内部为暗红色，外层呈灰黑色，该结构也为内部的厌氧氨氧化菌提供了一层保障[20]，这也是实际生活污水下Anammox脱氮效率较高的原因之一。

图6 Anammox单元实验始末形态

2.3.2 EPS质量分数

EPS作为一种由细菌分泌的高分子有机物[21]，可以丰富生物体周围环境的营养[22]，形成多层多孔结构[23]，促使微生物间相互聚集以抵抗实际污水携带的复杂物质[24]。图7(a)和(b)分别反映了PNDPR和Anammox单元在启动过程中PN、PS及PN与PS比的变化。可以看出，通入生活污水前，PNDPR中的PN和PS(以MLSS计)分别为96.6和14.7 mg/g，PN与PS比为6.58，颗粒污泥结构良好；Anammox单元中的PN和PS分别为74.1和28.8 mg/g，PN与PS比为2.57，微粒结构及沉降性能良好。

图7 PNDPR和Anammox单元启动过程中PN、PS和PN与PS比的变化

主要观察阶段Ⅲ完全通入生活污水时各单元的EPS分泌情况。PNPDR单元内的PN质量分数呈先升高后稳定趋势，于第43天升至最高，为102.7 mg/g，随后PN质量分数略有下降，在第50天达98.4 mg/g；PS整体呈先上升后稳定趋势，在第36天升至最高，为28.7 mg/g，随后基本稳定在27.6 mg/g；PN与PS比呈先下降后稳定趋势，第50天时为3.56。此时颗粒污泥具备良好的结构和性能。原因是曝气强度的提升提高了微生物的PN和PS分泌量，随后曝气强度略有降低致使PN分泌量变少，而为完全适应生活污水水质，聚磷菌也会分泌大量PS来维持颗粒的稳定。

Anammox单元内的PN质量分数呈先下降后上升趋势，于第36天降至最低，为56.8 mg/g，随后PN质量分数逐渐上升，在第57天达70.2 mg/g；PS质量分数与PNDPR单元类似，呈先上升后稳定趋势，在第43天达36.1 mg/g，随后基本稳定在(36.1±2) mg/g。原因是生活污水这种复杂的外部环境能够促使一些特定的微生物进行富集，加速反硝化与Anammox颗粒的形成，多分泌的PS起到了重要架桥作用，提高了微生物抵抗生活污水复杂环境的能力，加速了颗粒形成，可能这也是Anammox单元内粒径上升的原因。

2.4 PNDPR-A工艺处理污水可行性

表3比较了PNDPR-A系统与文献报道的其他系统的脱氮除磷性能。可以看出，对于低碳氮比污水，不添加外部碳源的硝化反硝化工艺[25]，即使通过亚硝酸盐途径，脱氮效率也较低(73.9%)。而基于Anammox的CANON(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON)、SNAD等工艺[26-27]具有一定水平的脱氮性能(81%～86.1%)，却无法实现磷的去除。另一方面，与DPR相耦合的Anammox-EPDBR和SNADPR等工艺[12,28-29]脱氮除磷性能差别较大。Wang的研究[12]除磷性能优于本研究，原因为：1)其厌氧段的释磷量偏低，仅为进水磷的1.71倍，PAOs在储存碳源方面处于劣势，除磷效率虽然高，但磷吸收率较低；2)存在其他途径实现磷的去除，其系统内颗粒污泥中出现大量白色结晶沉淀物核，可能是由羟基磷灰石引起形成的Ca-P沉淀物；3)本研究因Anammox单元无法以生物方式吸收生活污水内的磷，主要靠PNDPR单元实现除磷，PNDPR-A系统除磷率相对较低。

表3 PNDPR-A与其他工艺比较

3 结 论