低溶解氧对改良A/A/O工艺脱氮除磷的影响

操家顺，陈 洵，方 芳

（1.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，江苏 南京 210098；2.河海大学环境学院，江苏 南京 210098）

厌氧/缺氧/好氧(A/A/O)工艺是目前我国城市污水厂中应用最广泛的同步脱氮除磷工艺［1］之一，但由于在城市污水生物处理系统中，不同水体的水环境容量差异较大，加上城市管网系统建设滞后，雨污混接严重，城市污水厂收集的污水普遍存在碳源不足问题。为满足氮磷的排放标准，污水厂普遍采用外碳源投加的方式，以满足系统脱氮除磷的需要，但由于一般污水处理厂，曝气量难以有效控制，为满足硝化需要，普遍存在过度曝气问题，导致内回流硝化液中溶氧值较高，从而导致碳源的内耗，外碳源的利用率降低，不但严重制约了脱氮除磷的效果，同时造成了能源的浪费。一般来说，污水处理厂DO控制目标是确保供氧量满足生物处理单元动态变化的O2需要并维持一个期望的混合液DO浓度，在此基础上最大限度地减小曝气能耗［2］。从脱氮除磷的角度来看，A/A/O工艺生物反应单元中好氧区DO不足将影响硝化及吸磷作用，而过高的DO会导致内回流硝化液溶氧含量过高，影响缺氧池反硝化［3］。在生物除磷反应过程中，当污水厂的好氧区过度曝气或者由于雨天造成进水的有机负荷太低时，在好氧段胞内聚合物(如PHA和糖原等)会过度消耗，导致后续释磷动力不足，从而造成除磷效率的恶化［4］。过度曝气不仅会造成能源的浪费，也不利于生物除磷［5，6］。

基于上述的研究现状，选用改良A/A/O中试装置来处理实际污水，研究DO浓度对系统处理效果的综合影响，同时与同期实际污水厂污水处理效果进行对比分析，以期为实际污水处理过程中DO的控制提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 污水处理厂A/A/O工艺简介

本试验在常州某污水处理厂内进行，该污水处理厂采用传统A/A/O工艺，设计规模为5万m3/d，共2期，每期规模为2.5万m3/d，其污水处理工艺流程为沉砂池－厌氧池－缺氧池－好氧池－二沉池－化学除磷－V型滤池－臭氧消毒。厌氧池有效容积为1220m3，HRT为1.2h；缺氧池有效容积为3660m3，HRT为3.6h；好氧池有效容积为9760m3，HRT为9.6h。污水由沉砂池处理后，分别进入一、二期，经二沉池后汇总进入化学除磷及后续深度处理单元。硝化液的回流点设在好氧池末端。运行期间在缺氧池进水口投加醋酸为外加有机碳源(每年7月底～10月底不投加)，平均投加浓度为35mg/L，内回流比为100% ～150%，外回流比为60% ～80%。

1.2 沉砂池出水水质及运行现状

表1所示为该厂2011年全年沉砂池出水水质。

表1 沉砂池出水水质Tab.1 Effluent Quality of Grid Chamber

由表1可知进水COD/TN比值平均仅为5(COD/TN 在4～7之间)，存在碳源不足的问题［7］。对该厂2011年全年水质处理效果分析表明，系统对COD有较好的去除能力，平均去除率为91.7%，平均出水浓度为12.5mg/L；氨氮的平均去除率高达96.5%，平均出水浓度为0.7mg/L，系统硝化性能良好；TN平均去除率为55.8%，平均出水浓度为13.13mg/L，但出水达标率仅为66.3%，出水总氮浓度不稳定，去除率及达标率均较低(如图1)；系统采用辅助化学除磷，TP的处理效果良好，平均出水浓度为0.34mg/L，平均去除率为87.5%。同时对系统生物除磷效果分析(由二沉池出水(未经化学除磷)采样分析)发现，TP的去除率较差，去除率不足10%，平均出水浓度为2.97mg/L，由此可见，系统生物反应单元几乎丧失生物除磷的能力。由于系统投加35mg/L的外加碳源，经计算表明，系统中的COD/TN约合8.3左右，可满足该厂的脱氮需求，但系统对脱氮效果并不理想。经检测发现系统好氧区存在过度曝气问题，好氧区末端溶氧浓度一般为3～5mg/L，过度曝气不仅会恶化除磷效率，同时会使内回流混合液中携带较高的DO浓度，破坏系统缺氧环境，降低系统碳源的利用率，影响系统脱氮效果。针对如上问题，为此选用一个改良型A/A/O工艺中试装置来模拟分析，主要研究DO对系统脱氮除磷的影响。

图1 2011年TN处理效果Fig.1 Removal Effect of TN in 2011

1.3 中试试验装置

改良A/A/O中试试验装置如图2所示，该装置由厌氧区－缺氧区－好氧区－非曝气区－二沉池组成。总有效容积为13.5m3，厌氧区、缺氧区、好氧区和非曝气区的容积比为1∶1∶3∶1。在厌氧区、缺氧区和非曝气区均安装搅拌器提供充分的搅拌，好氧区内部联通可循环，通过反应器底部的曝气盘进行供氧。溶氧的控制采用变频装置进行设定，通过在线DO探头进行实时监测反馈给变频控制柜，控制鼓风机曝气进行精确控制，误差(±0.1)mg/L，二沉池采用斜管沉淀池。试验进水、回流污泥和内循环混合液流量均采用流量计进行精确控制，进水量控制在1.2m3/h，污泥回流 r为80%，内回流 R为200%，通过从二沉池底部排泥，控制系统SRT在15～20 d。

试验进水取自该厂沉砂池出水(见1.2节)，接种污泥取自该厂二沉池回流污泥，反应器内MLSS为(3000±500)mg/L。试验启动期共用了33 d，好氧区平均DO浓度为2.2mg/L。试验阶段好氧区DO 平均浓度分别控制在 2.2、1.5、1.0、0.6mg/L，每种DO浓度条件下各运行25～30 d，系统取样分析，均在各DO工况调节稳定一周后进行。

图2 改良A/A/O工艺装置示意Fig.2 Schematics of Modified A/A/O Processes

1.4 分析方法

试验分析方法均采用国家规定的标准方法［8］，检测项目包括 COD、TN、TP、－N、－N、－N等。DO检测采用哈希HACH LDO荧光法溶解氧分析仪进行在线测定。

2 结果与讨论

2.1 启动期污泥培养

在中试装置启动期，系统对COD、氨氮有较强的去除能力，在平均进水COD浓度为163.9mg/L的情况下，出水COD浓度平均为15.7mg/L，平均去除率为88.5%；氨氮平均进水浓度为25.1mg/L时，平均出水浓度为0.37mg/L，平均去除率高达98.5%。

中试装置启动期内系统对TN和TP的去除效率，如图3和图4所示。由图3和图4可知启动期内TN平均进水浓度为32.7mg/L，启动期前段出水TN平均浓度为18.6mg/L，去除率平均值为38.2%，而在启动期后段系统对TN的平均去除率上升到49.7%，TN平均出水浓度为17.1mg/L。TP平均进水浓度为3.1mg/L，启动期前段TP平均出水浓度为0.38mg/L，平均去除率为85.8%，而后期平均出水浓度为0.76mg/L，平均去除率为77.6%。由于原水碳源不足，在启动期间，系统聚磷菌和反硝化细菌表现出对碳源的竞争，当系统TN去除率上升的时候，系统TP去除率出现下降趋势。

图3 启动期系统TN的去除效果Fig.3 Removal Effect of TN in Initiator System

图4 启动期系统TP的去除效果Fig.4 Removal Effect of TP in Initiator System

2.2 DO浓度对系统COD去除的影响

当好氧区DO浓度分别为2.2、1.5、1.0mg/L时，系统对COD的去除几乎不受影响，期间COD平均进水浓度为193.8mg/L，平均出水浓度20.1mg/L，平均去除率为89.1%。当系统中DO浓度降低到0.6mg/L时，运行初期系统出水COD浓度达到66mg/L，系统对COD的去除出现短暂的不适应；经过几天的适应后，系统对COD仍能保持较高的去除效果，平均出水浓度为16.5mg/L，平均去除率为87.4%。单纯从系统对COD的去除效果来看，可以采取较低的曝气量以有效地节省曝气能耗。

2.3 DO浓度对系统生物脱氮的影响

在生物脱氮过程中，好氧区DO浓度对氮的去除效果有重要影响。对于A/A/O工艺，若溶解氧不足，则硝化难以完成，脱氮更无法实现；若溶解氧过高，过剩的溶解氧会回流至缺氧区，由好氧区到缺氧区的DO携带是A/A/O工艺中引起缺氧区反硝化效果下降的主要原因［9］，高效脱氮也无法实现。

图5是在不同DO浓度运行条件下系统对氨氮和TN的去除情况。

图5 不同DO条件下系统脱氮效果Fig.5 Nitrogen Removal under Different DO Conditions

当系统中DO浓度分别为2.2、1.5和1.0mg/L时，氨氮的平均去除率分别为98.8%、99.1%、98.3%，硝酸盐氮平均出水浓度分别为12.7、12.5、13.2mg/L，亚硝酸盐氮平均出水浓度不足0.5mg/L，DO对系统硝化几乎不产生影响；随着系统DO平均浓度的降低，系统对TN的去除率呈升高趋势，TN的平均去除率分别为48.5%、50.4%、53.1%。这是因为在好氧区DO浓度较高的情况下，回流至缺氧区的硝化液中DO浓度也相对较高，会造成缺氧池缺氧环境的破坏，同时较高的DO浓度会消耗碳源，造成缺氧区反硝化效率下降。当回流的硝化液中携带的DO浓度较低时，这对缺氧区环境的破坏及对反硝化效果的影响相对较小。当DO进一步降低至0.6mg/L时，期间并未出现亚硝酸氮累计现象，系统出水氨氮浓度升高，硝酸盐氮出水浓度降低，硝化过程受到抑制，导致系统TN的去除率下降，虽然经恢复后系统TN的平均去除率为49.3%，但是由于硝化过程不稳定，TN的去除率具有一定的波动性。

图6所示是在不同DO浓度运行条件下系统非曝气区末端(硝化液的回流点)溶氧值。

图6 不同DO条件下非曝气区末端DO值Fig.6 End DO Value of Non－Aeration Zone under Different DO Conditions

由图6可知当DO浓度控制在1.0mg/L时，回流至缺氧区的硝化液中DO浓度可以稳定维持在0.5mg/L以下，因此系统保持了较高的脱氮效率(平均去除率为53.1%)。与同期该厂实际运行效果相比，该厂在投加以醋酸作为外加碳源时，TN平均去除率为46.9%。

如果缺氧池中含有溶解氧，反硝化完全进行，所需有机物总量(以 BOD 计)可用式(1)计算［10］，理论计算时忽略微生物细胞死亡及反硝化除磷等对碳源的影响。刘玉杰［11］研究表明对于A/A/O工艺，缺氧反硝化除磷现象很微弱，理论计算值相当于忽略微生物细胞死亡对碳源的影响。

其中:C为反硝化过程中有机物需要量(以BOD 计)，mg/L；

DO为污水中溶解氧浓度，mg/L。

根据该污水处理厂的监测数据发现，BOD/COD约0.35，亚硝酸盐浓度较低，可以忽略不计，因此可用式(2)来计算。

其中:C为反硝化过程中有机物需要量(以COD 计)，mg/L；

DO为污水中溶解氧浓度，mg/L。

在污水厂实际运行的工况条件下，若回流液DO浓度控制在0.5mg/L以下，当内回流控制在200%时，污泥回流控制在100%，可节约进水碳源12～23mg/L(以COD计)；当回流比控制在400%时，污泥回流液控制在100%，可节约进水碳源26～49mg/L(以COD计)。单纯从脱氮的角度对比，本试验在不投加任何外加碳源的情况下系统对TN的去除要优于该厂实际脱氮效果。Plosz等［12］的试验结果证实，在进水中易生物降解碳源相对较少的情况下，缺氧区氧的存在对反硝化速率有非常大的影响，会导致反硝化速率显著降低。该厂好氧区末端DO浓度高达3～5mg/L，过度曝气不仅造成能耗浪费，还降低系统的反硝化速率，造成外加碳源的内耗。

综合分析，要实现系统较好的脱氮效果，好氧区的平均DO值最好控制在1.0～2.0mg/L。在这个范围内，可满足系统硝化的同时，有利于系统的反硝化效率。同时在好氧区末端设置非曝气区，可以有效地降低回流至缺氧区的硝化液中的溶氧值，提高脱氮效率。非曝气区的设置可以有效防止系统二沉池中反硝化带来的污泥上浮问题，但应注意最终外排水DO值的问题，应设置后曝气段，以防止外排水过低的溶氧对环境水体的影响。

2.4 DO浓度对系统生物除磷的影响

图7是在不同DO浓度运行条件下系统对TP的去除情况。

图7 不同DO条件下系统TP的处理效果Fig.7 Treatment Effect of TP under Different DO Conditions

由图7可知当DO浓度控制在2.2～1.0mg/L时，随着DO浓度的降低，TP的去除效果出现明显的下降趋势，系统 TP去除率从77.8%下降至58.4%，平均出水浓度由0.67mg/L上升至0.94mg/L。当系统DO浓度控制在0.6mg/L时，前期由于硝化作用受到抑制，反硝化脱氮对碳源的需求下降，系统TP的去除率大幅上升，去除率由58.4%陡升至95%，后因系统硝化作用的恢复，开始逐渐下降。而该污水处理厂运行期间进水TP平均浓度为2.96mg/L，经化学除磷后出水 TP平均浓度为0.31mg/L，但二沉池后未经化学除磷出水TP平均浓度高达2.72mg/L。从除磷的效果分析可知，中试运行也高于实际污水处理厂运行效果。本研究发现，当系统碳源不足时，低C/N比城镇生活污水对于A/A/O工艺来说，由于其特殊的工艺流程，脱氮对碳源的竞争强于除磷，要想满足系统出水稳定达标，首先必须解决系统脱氮的问题；其次聚磷菌好氧吸磷对DO值的需求要低于系统硝化对DO值的要求。

3 结论

(1)当好氧区的平均DO浓度从2.2mg/L降低至1.0mg/L时，改良A/A/O系统对COD的去除效果不受影响，平均去除率为89.1%。

(2)DO浓度对系统脱氮有重要影响。维持系统好氧区平均DO为1.0～2.2mg/L，同时在好氧区末端设置非曝气区，可以有效地保证缺氧区的缺氧环境以及降低回流至缺氧区的硝化液中DO值，提高系统脱氮效率，防止系统碳源的内耗。

(3)当系统碳源不足时，A/A/O工艺的脱氮对碳源的竞争强于除磷，聚磷菌好氧吸磷对DO值的需求要低于系统硝化对DO值的需求。综合分析，对于A/A/O工艺DO的控制，应优先考虑脱氮的需求。

［1］路晓波，王佳伟，甘一萍，等.A/A/O工艺全流程节能途径与对策［J］.净水技术，2009，28(6):39－43，57.

［2］吴昌永，彭永臻，王然登，等.溶解氧浓度对A2/O工艺运行的影响［J］.中国给水排水，2012，28(3):5－9.

［3］李培，潘杨.A2/O工艺内回流中溶解氧对反硝化的影响［J］.环境科学与技术，2011，35(1):103－106.

［4］Wede S，Wilk R K.A review of methods for the thermal utilization of sewage sludge:The Polish perspective［J］.Renewable Energy，2010，35(9):1914－1919.

［5］王晓莲，王淑莹，马勇，等.A2/O工艺中反硝化除磷及过量曝气对生物除磷的影响［J］.化工学报，2005，56(8):1565－1570.

［6］Brdjanovic D，Slamet A，van Loosdrecht M C M，et al.Impact of excessive aeration on biological phosphorus removal from wastewater［J］.Water Research，1998，34(1):200－208.

［7］高景峰，彭永臻，王淑莹.有机碳源对低碳氮比生活污水好氧脱氮的影响［J］.安全与环境学报，2005，5(6):11－15.

［8］国家环境保护总局.水和废水监测分析方法(第四版)［M］.北京:中国环境科学出版社，2002.

［9］Oh J.Oxygen effects on activated sludge denitrification in sequencing batch reactors［D］.Colorado:University of Colorado，1998.

［10］李亚新.活性污泥法理论与技术［M］.北京:中国建筑工业出版社，2007.

［11］刘玉杰.昆山市北区污水处理厂A2/O工艺强化生物除磷与稳定运行技术研究［D］.苏州:苏州科技学院，2010.

［12］Plosz BG， JobbagyA，GradyC P L. Factorsinfluencing deterioration of denitrification by oxygen entering an anoxic reactor through the surface［J］.Water Research，2003，37:853－863.