A2O-BAF 双污泥系统处理生活污水研究进展

2022-12-06余运涌李星雨

浙江化工 2022年11期

白岩，李广，余运涌，李星雨

（吉林建筑大学市政与环境工程学院，吉林长春 130118）

随着我国排水要求的日益严格和城镇居民日用污水排放量不断增多，国家污水处理面临处理效率低和工艺运行费用不断提高的双重压力。目前国内污水处理较多使用传统单污泥系统，存在污泥龄的矛盾、碳源之间的竞争，导致氮、磷很难高效且同步去除[1]。因此，保证高效处理污水的同时降耗节能是缓解水体富营养化、保障生活污水处理可持续发展的重要目标。随着学者们对微生物种类和组成的了解，水处理工艺从单污泥系统发展到组合工艺系统，先后出现改良型脱氮能源的前置反硝化工艺、氧化沟工艺、序批式活性污泥工艺等单污泥系统，以及A2O-MBR、A2OBAF 等组合工艺系统[2-4]。在优化污水处理效果的同时减少曝气量、增加碳源及运行时间，为现阶段生活污水生物脱氮除磷提供新思考。

1 传统生物脱氮除磷原理

1.1 传统生物脱氮

传统的生物脱氮理论包括氨化、硝化、反硝化和微生物同化四个反应[5-6]。氨化作用中，将生活污水中含氮有机物质转化为N2并释放，氨基酸经过脱氨基作用，将氨基团脱除。硝化作用在有氧条件下，将氨氮转化为亚硝酸盐氮，后由硝酸菌将亚硝酸盐氮氧化为硝酸盐氮，缺氧条件下，优先以氧分子为电子受体，无氧分子时以NO2-、NO3为电子受体，将NO2--N、O3--N 还原为氮气。反硝化过程由异化和同化组成[7]，两者的反应式如下:

异化：

同化：

上述反应式中，C11H19O3N 代表污水中有机物，C5H7NO2代表功能微生物的细胞组成。同化和异化会产生NH3和OH-，因此需要搅拌保证NH3吹脱。

1.2 传统生物除磷

生物除磷是指在厌氧和好氧条件下，聚磷菌(PAO) 将水中PO43--P 转化为聚合磷酸盐并吸进体内，通过排出污泥方式实现脱磷过程[8]。厌氧释磷过程:聚磷菌利用水中挥发性有机酸(VFA)同化合成碳源(PHA)储存于细胞内，同时将储存的多聚磷酸盐(Poly-P)水解为正磷酸盐(PO43--P)并释放至水中[9]。吸磷过程中可利用O2或NO3--N作为电子受体除磷[10]。

利用O2作为电子受体除磷时，过程如下:

利用NO3--N 作为电子受体除磷时，过程如下:

2 A2O-BAF 双污泥系统在各参数条件下脱氮除磷效果

由于传统的厌氧-缺氧-好氧（anaerobicanoxic-oxic,A2O）工艺运行时无法同时满足脱氮除磷的需求，使整个工艺处理效率达不到更高要求。A2O/BAF 工艺在曝气生物滤池（biological aerated filter，BAF）中培养增殖速率慢的硝化菌，通过挂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 实验装置由A2O 反应器、二沉池、BAF 串联而成，具体流程见图1。

图1 A2O-BAF 双污泥系统流程

图1 中A2O-BAF 双污泥系统流程的各区段控制条件及主要功能见表1。

表1 A2O-BAF 组合工艺各段功能

为了达到预期脱氮除磷处理效果，可以通过改变运行参数和环境条件来实现更高的水质要求。目前较为广泛的研究包括:采用分段式进水、改变水力停留时间(HRT)、模拟低温条件下工艺运行、接种新型抗低温异养硝化菌、优化工艺池容比等[12]。

2.1 分段式进水优化A2O-BAF 双污泥系统水处理效果

随着国内外学者对工艺参数及运行因素的深入研究，控制分段式进水方式得到进一步优化，从最早的数学建模、过程控制到工艺运行参数控制进行了深入研究[13-14]。Nan 等[15]以某住宅生活污水为水源，为有效利用碳源，研究了分段进入污水对除磷脱氮的影响。实验以A2O-BAF 双污泥系统为运行工艺，污水各自进入A2O 中预缺氧段及缺氧段，BAF 最终排水一部分也要进入A2O 的预缺氧段。控制工艺温度在24 ℃～27 ℃范围内，A2O 工艺的水力停留时间控制在8 h，12 d的污泥龄，设计缺氧段和好氧段进水比例为10:0、7:3、6:4、5:5，共4 组试验。进水水质见表2。

表2 设计进水水质

出水水样中各检测项目根据国家标准检测方法测定，实验中好氧段控制溶解氧（DO）为2～3 mg·L-1，设计100%污泥回流比，200%硝化液回流比，曝气生物滤池中DO 为6～8 mg/L，连续监测130 d。各比例下COD 由进水时均值188.75 mg/L到BAF 出水时下降到20 mg/L～60 mg/L，NH4+-N综合出水浓度均在5 mg/L 以下，去除率均高于90%；随着分段进水比例增加，TN 去除效率会下降。综合考虑利用分段进水比例在7:3 时系统达到最佳运行状态，碳源利用率接近86%，实现碳源最大化有效利用；pH 在预缺氧段有所升高，在厌氧段逐渐下降，在好氧段和缺氧段也显示升高，仅在厌氧段出现下降，BAF 中pH 下降较快；TN 去除率接近76%，较进水比5:5 时略低，但系统的厌氧释磷速率、缺氧吸磷速率和好氧吸磷速率达到最大。

2.2 改变HRT 对A2O-BAF 双污泥系统水处理影响

HRT 也是污水处理运行调控最为关键的参数之一。A2O 工艺中HRT 方面的研究广泛，技术相对成熟多变，Wang 等[16]控制HRT 为8.5 h，发现在缺氧段反硝化除磷现象明显，具有良好的除磷脱氮效率。赵凯亮等[17]采用改良式A2O-BAF 双污泥系统，研究不同的水力停留时间对污水中污染物去除影响、反硝化段聚磷菌的比例、系统反硝化除磷(△PO43-/△NO3--N)在A2O 缺氧段的概率密度正态分布函数公式和累计频率特点；各功能段依次为预缺氧池、厌氧池、缺氧池和好氧池，以1:2:5:2为容积比例；HRT 设定为9 h、8 h、7 h 和6 h。

研究发现: (1)在各水力停留时间下出水COD浓度基本相等，去除率维持在77.0%左右，说明HRT 对COD 去除影响相对较小。(2)HRT 对TP的去除特性显示:当HRT 逐渐缩小时，TP 出水浓度升高，去除率由91%下降到86%，而且在HRT为7 h 和6 h 时出水TP 有不达标的状况。(3)对缺氧段(△PO43-/△NO3--N) 进行概率密度正态分布分析显示:不同HRT 下△PO43-与△NO3--N 之间线性系数较小，故将线性拟合结合正态分布，函数总结为:

当HRT 为8 h 时，经正态分布函数计算得1.24，此时相较其他水力停留时间下反硝化除磷效果最佳。说明实际A2O-BAF 双污泥系统运行在结合数理分析方法能够更有效地调控工艺运行参数。

2.3 低温下A2O-BAF 双污泥系统脱氮除磷特性

我国北方地区冬季长期低温，水源水质、温度变化较大，在低温期部分水质出现氨氮超标现象，并且水质中有机物的可生化性较差[18]。由于低温下微生物体内蛋白质活性降低，对胞内基质的利用速率下降，生物整体生长活性明显降低[19]。王建华等[20]研究A2O-BAF 双污泥系统在14.2 ℃条件下运行状态和脱氮除磷的效率，但此温度不是超低温，因为冬季污水达不到14.2 ℃，所以试验并不足以说明该系统在冬季实际低温运行时的除磷脱氮特点。一般在5 ℃～30 ℃区间内，硝化速率受温度的影响规律遵循阿伦尼乌斯公式:

式（8）中：θ 为环境温度系数，μ 指硝化反应速率，温度在20 ℃时的反应速率为。由式（8）可知，当温度降低时，硝化速率也会降低。在低温下微生物体内酶活性随温度下降而降低，微生物自身生长和繁殖速度迅速降低，尤其是硝酸盐菌和亚硝酸盐菌。

张勇等[21]研究A2O-BAF 系统低温条件下对不同硝化系统的比较以及对COD 和TP 去除影响。如图2，生物填料1(Biofilm 1)和活性污泥1(sludge 1)是指在A2O-BAF 系统中(水温约12 ℃，氨氮去除率约65%) 取出的填料和活性污泥，Biofilm 2 和sludge 2 是指11 ℃下低温驯化20 d的生物膜和活性污泥。同时再分别从BAF 和A2O中取出Biofilm 3 和sludge 3。然后将生物填料和活性污泥分别置于11 ℃和21 ℃下进行硝化反应，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。说明11 ℃时活性污泥中硝化细菌大量休眠且活性降低不能迅速得到恢复。经过20 d 驯化的活性污泥2 硝化速率明显提升。同时期的sludge 3 相比sludge 2的硝化速率很低，区别主要在于sludge 2 在前期驯化过程中没有人为排泥。sludge 3 能在低温下运行，由于A2O 系统有人为排污，使得活性污泥在系统中没有适应低温环境的时间。

图2 硝化速率变化

经过两次实验绘制图3，图3 中COD 去除速率显示：从11 ℃到27 ℃COD 去除速率基本稳定，说明低温至11 ℃时聚磷菌储存碳源影响较小。有研究认为较低温下聚糖菌被抑制时适合聚磷菌的生长。随着温度升高去除速率增长并不明显，说明低温释放磷阶段保证了系统中COD 稳定去除。但是在32 ℃时COD 去除速率明显下降，原因是当温度超过30 ℃后，活性污泥的胞外聚合物水解速率迅速升高，产物中主要是多糖，占整体的80.0%以上，但这些多糖产物及大分子有机物质不能被人为提取活性污泥利用，在低温下EPS含量相比于常温下污泥较多，因此在A2O-BAF双污泥系统中对于厌氧释磷最佳温度是21 ℃。图3 中显示磷释放速率并不是随着温度升高而升高，而是先升高再下降的趋势，在11 ℃～21 ℃时温度对双污泥系统释磷速率的影响适用阿伦尼乌斯公式，其中21 ℃时反应速率速率是11 ℃时反应速率的2 倍，但是在温度高于21 ℃以后P释放速率下降，原因是温度高于21 ℃时聚糖菌吸收底物速率比PAOs 吸收底物速率大。

图3 COD 去除速率和P 释放速率

2.4 异养硝化菌植入对工艺脱氮效能的影响

我国大部分地区冬季水源温度低，个别地区甚至会达到1 ℃～2 ℃。大量使用折点加氯法除了增加制水成本外也增加了消毒副产物的产生[22]。而异养硝化菌则具有去除氨氮并且对温度变化适应能力较强的特点，更适合寒冷地区冬季低温环境和水质特征。因此根据硝化菌适冷特性可进一步研究将生物菌植入工艺中，为低温水的氨氮处理提供新方法。目前已有关于异养硝化微生物方面的大量报道，其氨氮去除原理是在好氧条件下将氨态氮转化成硝态氮，且大多数异养硝化菌具有好氧反硝化能力，将硝酸盐还原成N2或N2O，使氮元素脱离系统，从而实现氨氮的去除[23]。大量文献证明异养硝化菌对氨氮去除效能受温度、初始氨氮浓度、C/N 比以及溶解氧浓度等因素影响[24]。其中温度影响微生物的生存，温度过高会破坏微生物的酶和微生物组成成分，温度过低会导致微生物活力受阻，难以保持细胞膜正常的流动性，使其生长代谢停滞[25]。黄晓飞等[26]研究获得低温菌种HITLi7T并将其用于工艺处理低温水源中的氨氮，HITLi7T适冷菌株可在0 ℃～2 ℃条件下生长，在此条件下，微生物可形成一系列适应低温环境的反应，自身具备低温反应的生化反应系统。将低温异养硝化新菌种HITLi7T纯培养、离心、沉淀、灭菌、扩大培养后植入某水厂工艺中，工艺运行8 个月并检测氨氮去除效果。结果显示：运行前20 d 氨氮去除率逐渐升高；运行20～60 d，氨氮去除率从14.5%升高到94.2%，出水氨氮低于0.05 mg/L。在60～100 d 期间内进水氨氮浓度由2.68 mg/L 下降至0.88 mg/L，且工艺稳定运行。