PNDPR-A耦合工藝處理實際污水啟動和運行

張 杰，徐貴達，李 冬，劉志誠，陶 博

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學)，北京 100124；2.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學)，哈爾濱 150090)

1 實 驗

1.1 實驗裝置與運行方法

PNDPR單元在好氧1段后部分出水與生活污水相混合再進入Anammox單元，始終進行厭氧氨氧化反應，待反應結束后兩個處理單元的出水混合排放。值得注意的是，兩個單元的進出水時間上并不同步，以達到整個工藝系統連續運行的效果。

反應器材質均為有機玻璃，有效容積為6 L，換水比為80%，1 d運轉3個周期，耦合系統的運行周期和反應器構造見圖1。其中，PNDPR-SBR設有曝氣裝置，曝氣模式為高頻間歇梯度曝氣，設立兩個梯度，好氧1段和好氧2段的曝氣/停曝時間分別為3 min/2 min和2 min/3 min，曝氣量分別為5和2.5 L/(h·L)。Anammox-SBR保持全程厭氧狀態。

圖1 耦合工藝系統示意

實驗分為3個階段，通過逐漸提高生活污水的比例，將生活污水與原有配水相混合，逐步馴化PNDPR-A耦合工藝系統處理實際生活污水，混入生活污水的同時，考慮到生活污水中攜帶一定的好氧異養菌，提高曝氣強度，具體參數見表1。

表1 各階段運行情況

1.2 接種污泥與實驗用水

PNDPR-SBR接種實驗室前期培養的短程硝化反硝化除磷顆粒，MLSS為5 201 mg/L，控制泥齡25 d；Anammox-SBR同樣接種實驗室內穩定運行的厭氧氨氧化污泥，MLSS為3 640 mg/L，為保證厭氧氨氧化菌留存，不控制泥齡。人工配水，以自來水、CH3CH2COONa、NH4Cl、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4·7H2O和CaCl2配成，以NaHCO3模擬生活污水堿度兼調節pH。實際生活污水來自北京某大學家屬區化糞池，詳細水質指標見表2。

表2 進水水質

1.3 分析項目與檢測方法

1.4 計算方法

PNDPR單元通入實際生活污水后，調整了曝氣，這可能會影響聚磷菌所占比例，依據Hu等[15]的方法測定污泥中不同電子受體聚磷菌比例變化；Anammox單元進水含有機物，會促使異養反硝化菌的生長，依據Li等[16]的方法測定反硝化和厭氧氨氧化的脫氮貢獻率。

2 結果與討論

2.1 部分污水啟動PNDPR-A性能分析

2.1.1 PNDPR單元短程硝化及除磷性能

觀察圖2(a)和(b)，階段Ⅰ通入25%的生活污水，PNDPR在厭氧段吸收的COD占比逐漸升高，因為進水中只包含25%的生活污水，PAOs很快就適應水質變化，在厭氧段吸收儲存的有機物不斷增加，厭氧段COD去除率最高可達85.58%；P的變化趨勢與COD相似，厭氧釋磷量也在逐漸上升，隨著PAOs對水質的適應，出水P 也在不斷降低。因生活污水中含有部分好氧異養菌，在好氧1段同PAOs和AOB競爭O2，PNDPR前3 d的氨氮氧化率有所下降，在70%左右。

2.1.2 Anammox單元脫氮性能

圖3 Anammox單元關鍵參數變化

2.1.3 耦合工藝系統脫氨除磷性能

2.2 全部污水運行PNDPR-A性能分析

2.2.1 PNDPR單元短程硝化及除磷性能

觀察圖4(a)和(b)，經兩個階段的馴化，雖然系統內功能微生物對復雜的生活污水水質具備一定的耐受性，但全部通入生活污水后，在階段Ⅲ前期(第23～38天)，PNDPR單元厭氧段COD的吸收率仍先呈下降趨勢，穩定一段時間后，呈波動上升趨勢，說明聚磷菌已經適應生活污水水質，逐漸恢復活性。

圖4 階段Ⅲ PNDPR-A工藝系統內各基質的變化

2.2.2 Anammox單元脫氮性能

2.2.3 耦合工藝系統脫氮除磷性能

2.3 啟動和運行期間各處理單元污泥特性分析

2.3.1 污泥物理特性

圖5顯示了PNDPR-A耦合工藝在啟動過程中顆粒粒徑、SVI和f的變化。可以看出，通入生活污水前，PNDPR單元中顆粒污泥的粒徑、SVI和f分別為971.99 μm、31.46 mL/g和0.78左右，此時顆粒污泥具備優良的沉降性和生物量。Anammox單元中污泥的粒徑、SVI和f分別為394.82 μm、58.7 mL/g和0.79左右，此時Anammox污泥具備較好的沉降性和高生物量。

圖5 PNDPR和Anammox單元實驗中粒徑、SVI和f的變化

在階段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ依次提高生活污水的比例時，PNDPR單元中的顆粒污泥粒徑均出現下降趨勢，但PNDPR單元內微生物適應速度很快，粒徑隨即呈上升趨勢，在第43天穩定在911.63 μm左右；SVI在階段Ⅰ下降，在階段Ⅱ和Ⅲ呈上升趨勢，在第43天達40.5 mL/g，后續略有下降，穩定在37.8 mL/g左右；f變化較小，略有降低，階段Ⅲ后期穩定在0.75左右。上述數據表明，隨著生活污水的通入，PNDPR單元中顆粒的沉降性和生物量有所下降，原因是生活污水成分復雜，難降解有機物濃度較高，不利于顆粒污泥中功能菌的同化和代謝，同時，生活污水中無機物濃度較高，反應器運行過程中顆粒污泥吸收并吸附部分無機物，導致顆粒污泥沉降性和生物量下降。

Anammox單元中污泥的粒徑整體呈波動上升趨勢，在第43天穩定在420.56 μm左右；SVI逐漸下降，在第36天達到48.5 mL/g，后續略有下降，穩定在47.1 mL/g左右；f略有上升，在第36天穩定在0.81左右。上述數據表明，Anammox單元內活性污泥沉降性能和微生物量均有所上升。原因是Anammox單元進水碳氮比一直較高，較高的有機物促使反應器中厭氧異養菌的生長和富集，使得污泥粒徑及f均增大。

圖6(a)和(b)分別為Anammox單元在實驗初期與末期的顯微鏡圖片。相較人工配水，實際生活污水成分復雜，波動較大，會對系統內的微生物產生脅迫影響。圖6(b)大致可分為兩種形態：一是粒徑較大的厭氧氨氧化顆粒污泥，較為分明；二是粒徑較小的厭氧氨氧化顆粒與絮狀反硝化污泥相互聯結糅雜形成的混合體，反硝化污泥覆蓋在厭氧氨氧化顆粒上，此時顆粒污泥整體呈紅黑色，內部為暗紅色，外層呈灰黑色，該結構也為內部的厭氧氨氧化菌提供了一層保障[20]，這也是實際生活污水下Anammox脫氮效率較高的原因之一。

圖6 Anammox單元實驗始末形態

2.3.2 EPS質量分數

EPS作為一種由細菌分泌的高分子有機物[21]，可以豐富生物體周圍環境的營養[22]，形成多層多孔結構[23]，促使微生物間相互聚集以抵抗實際污水攜帶的復雜物質[24]。圖7(a)和(b)分別反映了PNDPR和Anammox單元在啟動過程中PN、PS及PN與PS比的變化。可以看出，通入生活污水前，PNDPR中的PN和PS(以MLSS計)分別為96.6和14.7 mg/g，PN與PS比為6.58，顆粒污泥結構良好；Anammox單元中的PN和PS分別為74.1和28.8 mg/g，PN與PS比為2.57，微粒結構及沉降性能良好。

圖7 PNDPR和Anammox單元啟動過程中PN、PS和PN與PS比的變化

主要觀察階段Ⅲ完全通入生活污水時各單元的EPS分泌情況。PNPDR單元內的PN質量分數呈先升高后穩定趨勢，于第43天升至最高，為102.7 mg/g，隨后PN質量分數略有下降，在第50天達98.4 mg/g；PS整體呈先上升后穩定趨勢，在第36天升至最高，為28.7 mg/g，隨后基本穩定在27.6 mg/g；PN與PS比呈先下降后穩定趨勢，第50天時為3.56。此時顆粒污泥具備良好的結構和性能。原因是曝氣強度的提升提高了微生物的PN和PS分泌量，隨后曝氣強度略有降低致使PN分泌量變少，而為完全適應生活污水水質，聚磷菌也會分泌大量PS來維持顆粒的穩定。

Anammox單元內的PN質量分數呈先下降后上升趨勢，于第36天降至最低，為56.8 mg/g，隨后PN質量分數逐漸上升，在第57天達70.2 mg/g；PS質量分數與PNDPR單元類似，呈先上升后穩定趨勢，在第43天達36.1 mg/g，隨后基本穩定在(36.1±2) mg/g。原因是生活污水這種復雜的外部環境能夠促使一些特定的微生物進行富集，加速反硝化與Anammox顆粒的形成，多分泌的PS起到了重要架橋作用，提高了微生物抵抗生活污水復雜環境的能力，加速了顆粒形成，可能這也是Anammox單元內粒徑上升的原因。

2.4 PNDPR-A工藝處理污水可行性

表3比較了PNDPR-A系統與文獻報道的其他系統的脫氮除磷性能。可以看出，對于低碳氮比污水，不添加外部碳源的硝化反硝化工藝[25]，即使通過亞硝酸鹽途徑，脫氮效率也較低(73.9%)。而基于Anammox的CANON(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON)、SNAD等工藝[26-27]具有一定水平的脫氮性能(81%～86.1%)，卻無法實現磷的去除。另一方面，與DPR相耦合的Anammox-EPDBR和SNADPR等工藝[12,28-29]脫氮除磷性能差別較大。Wang的研究[12]除磷性能優于本研究，原因為：1)其厭氧段的釋磷量偏低，僅為進水磷的1.71倍，PAOs在儲存碳源方面處于劣勢，除磷效率雖然高，但磷吸收率較低；2)存在其他途徑實現磷的去除，其系統內顆粒污泥中出現大量白色結晶沉淀物核，可能是由羥基磷灰石引起形成的Ca-P沉淀物；3)本研究因Anammox單元無法以生物方式吸收生活污水內的磷，主要靠PNDPR單元實現除磷，PNDPR-A系統除磷率相對較低。

表3 PNDPR-A與其他工藝比較

3 結 論