高MLSS條件下A2/O工藝處理低碳城市污水的研究

賈 濤，王天竹，周 康，王洪寧，郭樹君，邵徳武，邊德軍，王 藝，朱遂一

(1.河北省環境地質勘查院，河北 邢臺 050022；2.東北師范大學環境學院，吉林省城市污水處理與水質保障工程研究中心，吉林 長春 130117；3.中國市政工程東北設計研究總院有限公司，吉林 長春 130024；4.中石油吉林石化公司109污水處理廠，吉林 吉林 132022)

高MLSS條件下A2/O工藝處理低碳城市污水的研究

賈 濤1，2，王天竹2，3，周 康2，3，王洪寧2，3，郭樹君2，4，邵徳武2，4，邊德軍2，王 藝2，3，朱遂一2，3

(1.河北省環境地質勘查院，河北 邢臺 050022；2.東北師范大學環境學院，吉林省城市污水處理與水質保障工程研究中心，吉林 長春 130117；3.中國市政工程東北設計研究總院有限公司，吉林 長春 130024；4.中石油吉林石化公司109污水處理廠，吉林 吉林 132022)

對比研究了常規與高MLSS(混合液懸浮固體濃度)條件下，A2/O(厭氧—缺氧—好氧)工藝對低碳城市污水中有機物的去除效率和脫氮、除磷的效率.結果表明：常規MLSS條件下，由于廢水中碳源不足影響了缺氧段的反硝化效率，導致部分時段出水總氮質量濃度超標.提高A2/O工藝的MLSS達到(5 000±500)mg/L，有機物去除效果基本不變，但出水總氮質量濃度明顯下降(均值達到9.5 mg/L)，且好氧段硝化效果輕微增強.但受高MLSS條件下污泥齡長導致污泥產量低的影響，除磷效果下降，出水總氮升高.繼續降低好氧段DO(溶解氧)濃度，并不會影響高MLSS條件下A2/O工藝的硝化和反硝化效果.

A2/O；活性污泥；脫氮；除磷；城市污水

A2/O(厭氧—缺氧—好氧)工藝通過空間布局在3個不同區域分別實現釋磷、反硝化、硝化與吸磷功能[1]，具有良好的生物脫氮、除磷效果，廣泛應用于我國城市污水處理.理想條件下的A2/O工藝中，進水中部分碳源在厭氧區被轉化成聚-β-羥基鏈烷酸酯(PHAs)儲存在微生物體內[2]，剩余碳源進入缺氧區作為電子供體參與異氧反硝化細菌的脫氮.然而部分季節的城市污水中有機物含量較少，C/N比相對較低而難以滿足反硝化菌和聚磷菌對碳源的需求[3]，降低了A2/O工藝的脫氮除磷效率，導致出水不能達到國家一級A標準.

將A2/O工藝的缺氧區置于厭氧區前[4-5]，可增加一個缺氧段[6]，這種增加缺氧區碳源來提高脫氮效率的改進方法，可以強化A2/O工藝的脫氮、除磷效能.與此相比，根據水質特點通過調控回流比[7-9]、溶解氧(DO)質量濃度[10-11]、水力停留時間(HRT)[12]等參數來提高既有污水廠脫氮、除磷的穩定性顯得更為有效，如根據缺氧段硝酸鹽濃度控制混合液回流比，強化異氧反硝化脫氮[8-9]；開展分段進水來提高缺氧段外源碳濃度，減少缺氧段有機物含量低對反硝化細菌的影響[12]；降低好氧段末端DO質量濃度實現硝化反硝化，降低出水中硝酸鹽濃度[10-11]等等.一些研究[3，13-14]發現，在長期處理低濃度城市污水的A2/O系統中，存在反硝化細菌以攝取的PHAs為碳源在缺氧條件下完成硝酸鹽還原的情況，但仍存在反硝化速率不高導致脫氮效率低下的問題.

本實驗通過提高A2/O工藝中混合液懸浮固體濃度(MLSS)值，研究了低濃度城市污水處理系統的脫氮、除磷性能，進一步控制好氧段DO質量濃度，探索了低DO對高MLSS條件下A2/O工藝運行的影響.

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

A2/O裝置為有機玻璃材質，有效容積為7.4 L，依流程分為厭氧區、缺氧區、好氧區和沉淀區，如圖1所示.在厭氧區和缺氧區增設攪拌裝置來強化混合效率；好氧區底部設置曝氣管，通過轉子流量計控制曝氣量，達到向水中充氧的目的.

圖1 A2/O工藝流程圖

1.2 裝置運行方案

A2/O裝置所用的污水取自長春市某污水處理廠初沉池出口，接種污泥取自污泥車間的干污泥.在運行過程中，污水與回流污泥一起進入厭氧區，進行厭氧反應；然后流入到缺氧區，同時進入該段的還有好氧區回流的混合液，實現脫氮及反硝化除磷；接著流入好氧段，在好氧條件下進一步去除水中有機物；最后流入沉淀區完成泥水分離.使用蠕動泵控制進水量、混合液回流量和污泥回流量.整個系統的水力停留時間(HRT)設為7 h，混合液回流比為200%.

整個運行過程可分為3個階段：(1)初始階段MLSS為(3 300±500) mg/L，經過34 d調試后，系統脫氮除磷功能穩定.(2)從運行的第68天開始，向系統內添加干污泥，調整MLSS達到(5 000±500) mg/L，維持好氧段DO質量濃度不變，分析系統脫氮除磷穩定性.(3)從運行的第130天開始，降低好氧段的曝氣量，繼續檢測系統的有機物去除效率和脫氮除磷效果.

在裝置運行階段，控制室溫來調節反應器的運行溫度，并利用DO探頭檢測好氧段DO質量濃度，結果見圖2.結果顯示水溫維持在(17±2)℃，而好氧段DO質量濃度在第1和2階段為(4±0.5) mg/L，在第3階段降低到(1.3±0.5) mg/L，并維持穩定.

1.3 檢測方法

CODCr(化學需氣量)和MLSS的測定參照標準方法(APHA，2005)[15].將樣品經過微波密閉消解后，再利用離子色譜儀(883型，瑞士萬通)配陰離子柱測定水中總氮(TN)和總磷(TP)的質量濃度[16].采用離子色譜儀(883型，瑞士萬通)配備陽離子柱測定水中氨氮的質量濃度.溶解氧測定采用多功能水質參數測定儀(340I，德國WTW).

2 結果與討論

2.1 有機物的去除

在調試期間出水CODCr值波動較大(見圖3)，35 d后，裝置出水的總氮和總磷濃度達到一級A標準，表示裝置進入穩定運行階段.在穩定運行階段，裝置平均進水CODCr為171.7 mg/L，平均出水CODCr為34.4 mg/L，平均去除率達到79.9%.向裝置中添加干污泥后，出水CODCr迅速增大到66 mg/L左右，并出現波動變化.這是低污泥負荷和氧濃度的階段性變化促使高濃度污泥中的微生物群落改變所致，而在這個階段水中大部分有機物在厭氧條件下被轉化成PHAs儲存在生物體內，與之形成對比的是缺氧條件下碳源不足導致細菌利用儲存的PHAs進行硝酸鹽的還原.[17]運行一段時間后，出水CODCr逐漸降低并接近31 mg/L.繼續降低好氧段DO質量濃度，發現出水CODCr并沒有顯著變化，因此考慮節能降耗可降低鼓風機輸出功率來減小好氧段曝氣量.

圖2 裝置運行溫度和好氧段的DO濃度

圖3 A2/O反應器中有機物的去除效率

2.2 脫氮過程

圖4顯示了A2/O裝置進水與出水的總氮變化情況，可以發現經過調試后普通MLSS條件下的出水總氮質量濃度均值為14.2 mg/L，但部分取樣點總氮質量濃度超過15 mg/L.在這個階段氮的去除主要依靠缺氧段發生的反硝化作用，進入缺氧段的有機物作為電子供體使硝酸鹽在缺氧條件下被還原成氮氣.受進水有機物濃度低的影響，缺氧段碳源缺失導致異氧反硝化僅依靠內源碳PHAs，從而降低了反硝化速率.另外，沉淀段泥水分離效果良好，并未見到污泥上浮現象，可以認為二沉池底部并未出現硝化和反硝化現象.結合圖5可以發現，普通MLSS條件下隨著進水總氮質量濃度的增加，出水總氮濃度逐漸上升.進水總氮與出水總氮質量濃度之間呈現一定線性關系(見圖5)，通過計算可知在普通MLSS下保持進水總氮低于39.1 mg/L時，才可以在低CODCr進水條件下維持出水總氮在15 mg/L以下.圖6顯示了普通MLSS條件下進水C/N質量濃度比與出水總氮質量濃度之間的關系，發現進水C/N質量濃度比普遍在4.2～5.5之間，這暗示進水有機物濃度與A2/O工藝脫氮除磷所需碳源相比嚴重不足.另外，也可以發現提高進水有機物濃度或C/N質量濃度比，可以明顯降低出水總氮的質量濃度.

圖4 A2/O反應器中總氮去除效率

圖5 普通MLSS條件下進水總氮與出水總氮的關系

高MLSS條件運行一段時間后，裝置出水平均總氮質量濃度達到9.5 mg/L，低于普通MLSS條件下運行的出水總氮值.A2/O工藝中脫氮主要影響因素是缺氧段中可利用有機碳的總量(包括外源碳和聚集在細菌內部的PHAs)以及缺氧段中硝酸鹽的含量.在實驗中混合液回流量恒定，表示進入缺氧段的硝酸鹽濃度維持不變.在這個階段，提高MLSS理論上進一步降低了污泥負荷，促使大部分有機物在厭氧段被轉化為內源碳PHAs.如前所述，依靠內源碳PHAs來完成異氧反硝化會降低缺氧段的反硝化速率.但是MLSS的提高有助于缺氧段缺氧條件的形成，同時也相應地增加了依靠內源碳進行反硝化細菌的數量，維持了穩定的反硝化效率.隨著泥齡的延長，活性污泥中這部分細菌逐漸生殖并占據主要生態位，使系統出水總氮質量濃度維持在穩定水平.圖7顯示了高MLSS條件下C/N質量濃度比與出水總氮質量濃度之間的關系，發現雖然進水C/N質量濃度比在4～6.5之間，但出水總氮質量濃度均低于11 mg/L，表明提高MLSS并穩定運行后，A2/O裝置能夠在低有機進水條件下維持高效脫氮.

圖6 普通MLSS條件下C/N質量濃度比與出水TN之間的關系

圖7 高MLSS條件下C/N質量濃度比與出水TN之間的關系

一些研究發現[18-19]，好氧段后部溶解氧質量濃度維持在1 mg/L水平時，可以促進反硝化細菌生長，提高硝化和反硝化效果，最終能夠降低出水總氮質量濃度.但是受碳源不足影響，在好氧段實現同步硝化反硝化(SND)效果不顯著，與傳統硝化反硝化脫氮一樣需要足夠的碳源，因此圖4中顯示出降低好氧段DO對總氮去除影響不大.

氨氮在厭氧和缺氧段，僅有很少一部分被用于微生物同化作用，大部分經過曝氣段轉化為硝酸鹽，再通過混合液回流將硝酸鹽引入缺氧段發生反硝化反應，轉化為氮氣而從水中去除.圖8顯示了A2/O裝置進水和出水氨氮的濃度變化，發現提高MLSS似乎有助于進一步強化氨氮的去除.這是因為在低碳水平時，提高好氧區MLSS進一步降低了污泥負荷，異氧微生物活性受到抑制，自養硝化菌大量生殖并占據主導地位，從而促使氨氮被硝化菌轉化為硝酸鹽.另外在低負荷運行時，污泥產率低、泥齡長，適合自養硝化菌生殖.盡管較高的溶解氧(如2～5 mg/L)有利于硝化作用的快速完成，但在本次實驗中，控制曝氣區表面溶解氧質量濃度接近1 mg/L，仍然可達到理想的硝化水平.

2.3 除磷過程

圖9顯示了A2/O裝置進水和出水總磷(TP)質量濃度的變化情況，結果表明普通MLSS條件下出水總磷質量濃度均值在0.98 mg/L，優于高MLSS條件下出水TP的質量濃度值，且低氧條件下運行也未出現出水TP繼續升高的現象.由于在A2/O裝置中磷的去除遵循空間分布，聚磷菌厭氧段釋放磷會使總磷質量濃度升高到30 mg/L以上[3]，然后在好氧段吸收磷最后使總磷質量濃度降低到0.5 mg/L以下的水平.由于高MLSS條件下，細菌世代周期長而生長緩慢，產生的剩余污泥量較少，進而導致除磷效果輕微下降，但仍然能滿足廢水排放標準.這是因為在厭氧段釋放磷的過程中，細菌會分解水中有機物并合成內源碳PHAs儲存在微生物體內，這個步驟是整個A2/O系統具有良好脫氮除磷效果的關鍵所在，其促進了缺氧段聚磷菌利用內碳源的反硝化吸磷，同時也解決了碳源不足帶來的反硝化異氧菌生殖受阻的問題.盡管缺氧段反硝化異氧菌的脫氮速率是反硝化聚磷菌的3倍[20]，但這兩類細菌都會以硝酸鹽為電子受體完成各自的脫氮或除磷過程.這也可以判斷，調節混合液回流中硝酸鹽濃度可以促進反硝化聚磷菌的生長，有助于缺氧條件下反硝化聚磷.此外，在好氧段氨氮被氧化，產生的能量也以三磷酸腺苷的形式儲存在細菌體內，進一步強化了系統的除磷效能.由于厭氧區出現反硝化現象會消耗厭氧條件下的低有機碳源，并妨礙微生物體內PHAs的合成，影響厭氧條件下磷的釋放，因此在A2/O裝置調控時需要避免這種脫氮現象.此外，高MLSS運行有明顯的缺陷，其增大了沉淀池的表面負荷，但在本次實驗中沉淀池泥水分離效果良好，并未出現污泥上浮現象.

圖8 A2/O反應器中氨氮的去除效率

圖9 A2/O反應器中總磷的去除效率

3 結論

常規MLSS條件下A2/O工藝在處理低碳源城市污水時，缺氧段碳源缺失影響異氧菌的反硝化速率，導致出水總氮值不穩定.提高MLSS有助于缺氧段缺氧條件的形成，并促進利用PHAs為電子供體的反硝化細菌的生殖，由此強化脫氮效率，出水總氮質量濃度均值達到9.5 mg/L.好氧段自養硝化菌的大量生殖，進一步改善了氨氮的硝化效率，但污泥濃度增大導致泥齡延長，微生物生長緩慢使污泥生成量下降影響了排泥效果，導致出水總磷質量濃度升高.降低曝氣段溶解氧濃度，并不會影響系統的脫氮、除磷和硝化效果.

[1] BAEZA J，GABRIEL D，LAFUENTE J.Effect of internal recycle on the nitrogen removal efficiency of an anaerobic/anoxic/oxic(A2/O) wastewater treatment plant(WWTP)[J].Process Biochemistry，2004，39：1615-1624.

[2] HIRAISHI A，KHAN S.Application of polyhydroxyalkanoates for denitrification in water and wastewater treatment[J].Applied Microbiology and Biotechnology，2003，61：103-109.

[3] 王曉蓮，王淑瑩，王亞宜，等.強化A2/O工藝反硝化除磷性能的運行控制策略[J].環境科學學報，2006，26：722-727.

[4] 張波，高廷耀.倒置A2/O工藝的原理與特點研究[J].中國給水排水，2000，16：11-15.

[5] 傅鋼，董濱，周增炎.倒置AAO工藝的設計特點與運行參數[J].中國給水排水，2004，20：53-55.

[6] XU X，LIU G，ZHU L.Enhanced denitrifying phosphorous removal in a novel anaerobic/aerobic/anoxic(AOA) process with the diversion of internal carbon source[J].Bioresource Technology，2011，102：10340-10345.

[7] 陳永志，彭永臻，王建華，等.A2/O-曝氣生物濾池工藝處理低C/N比生活污水脫氮除磷[J].環境科學學報，2010，30：1957-1963.

[9] WU N P，XU Z Y，LI J Y，et al.Research on phosphorus and nitrogen removal by A2/O-MBR process [J].Jiangsu Environmental Science and Technology，2008(1)：20.

[10] DING Y W，LIN W，WANG B Z，et al.Removal of nitrogen and phosphorus in a combined A2/O-BAF system with a short aerobic SRT[J].Journal of Environmental Sciences，2006，18：1082-1087.

[11] DENG R S，GUO J，WANG T，et al.A study on mechanism of biological denitrification and phosphorus removal for urban wastewater[J].Journal-Chongqing Jianzhu University，2002，24：106-111.

[12] 吳昌永，彭永臻，彭軼.A2/O工藝處理低C/N比生活污水的試驗研究[J].化工學報，2008，59：3126-3131.

[13] GUERRERO J，GUISASOLA A，BAEZA J A.The nature of the carbon source rules the competition between PAO and denitrifiers in systems for simultaneous biological nitrogen and phosphorus removal[J].Water Research，2011，45：4793-4802.

[14] UAN D，YEOM I，ARULAZHAGAN P，et al.Effects of sludge pretreatment on sludge reduction in a lab-scale anaerobic/anoxic/oxic system treating domestic wastewater[J].International Journal of Environmental Science and Technology，2013(10)：495-502.

[15] SCHIPPER L A，CAMERON S，WARNEKE S.Nitrate removal from three different effluents using large-scale denitrification beds[J].Ecological Engineering，2010，36：1552-1557.

[16] 丁明軍，楊慧中.水中總磷和總氮含量的離子色譜測定法[J].分析化學，2015，40：381-385.

[17] 王紅武，樊金紅，吳德禮，等.胞內有機聚合物PHB為反硝化碳源的研究[C]//中國環境科學學會2009年學術年會論文集(第二卷)，2009.

[18] ZHANG X，LI B，YANG Y，et al.Short-cut nitrification and simultaneous nitrification and denitrification in SBR at low DO[J].China Water & Wastewater，2004，20：13-16.

[19] 吳昌永，彭永臻，王然登，等.溶解氧濃度對A2/O工藝運行的影響[J].中國給水排水，2012，28：5-9.

[20] 王亞宜，王淑瑩，彭永臻，等.污水有機碳源特征及溫度對反硝化聚磷的影響[J].環境科學學報，2006，26：186-192.

(責任編輯：方 林)

Enhanced treatment of low carbon-to nitrogen ratio domestic wastewater using a continuous anaerobic-anoxic-aerobic(A2/O) process at high MLSS condition

JIA Tao1，2，WANG Tian-zhu2，3，ZHOU Kang2，3，WANG Hong-ning2，3，GUO Shu-jun2，4，SHAO De-wu2，4，BIAN De-jun2，WANG Yi2，3，ZHU Sui-yi2，3

(1.Hebei Survey Institute of Environmental Geology，Xingtai 050022，China;2.Jilin Engineering Research Centre for Municipal Wastewater Treatment and Water Quality Protection， Northeast Normal University，Changchun 130117，China;3.China Northeast Municpal Engineering Design and Research Institute Co.Ltd.，Changchun 130024，China;4.No.109 Wastewater Treatment Plant，Petrochina Jilin Petrolchemical Company，Jilin 132022，China)

The effect of high MLSS on the removal of organic matter，the denitrification and the dephosphorization were studied by using a continuous A2/O process for the treatment of low carbon-to nitrogen domestic wastewater.The results show that the lack of carbon resource in anoxic zone running at normal MLSS obviously affected the denitrification efficiency and the TN of effluent exceeded the discharge standard.When the MLSS reached(5000±500)mg/L in A2/O process，the average of TN in effluent was low to 9.5 mg/L and the denitrification efficiency was significantly promoted although the removal of organic matter was similar to that at normal MLSS process.The biological nitrification in aerobic zone was also improved to acquire a lower ammonia nitrogen concentration in effluent.However，a slightly increase in TP concentration was found in the effluent because high MLSS increased the active sludge age to benefit the proliferation of the bacteria which has longer generation period and then reduced the sludge production.Moreover，a lower DO concentration of(1.3±0.5)mg/L in aerobic zone did not have any effect on the nitrification and denitrification of A2/O process running at a high MLSS.

anaerobic-anoxic-aerobic process；active sludge；denitrification；dephosphorization；domestic wastewater

1000-1832(2017)02-0163-06

10.16163/j.cnki.22-1123/n.2017.02.029

2015-08-28

國家水體污染控制與治理科技重大專項項目(2014ZX07201-011-004-2)；國家自然科學基金資助項目(51578118，51478096，51508079)；吉林省自然科學基金資助項目(20150101072JC).

賈濤(1983—)，男，碩士研究生;通訊作者：王藝(1978—)，女，博士，講師，主要從事污水處理與資源化研究.

X 703.1 [學科代碼] 610.3020

A