AA-BAF 连续流反硝化除磷系统的运行性能

张为堂，侯锋，刘青松，邵彦青，薛晓飞,，彭永臻

(1. 北京工业大学 北京市水质科学与水环境恢复重点试验室，北京，100124；2. 北京北华清创环境科技有限公司，北京，100124)

生活污水中的碳氮质量比(m(C)/m(N))一般都很低，依靠传统的生物脱氮除磷(BNR)系统对其进行处理时很难达到日益严格的污水排放标准。如何实现污水处理厂的节能高效运行，已经成为国家节能减排管理的一项重要内容。很多研究表明，脱氮除磷系统内富集大量的反硝化聚磷菌(DPAOs)，不仅能够减缓反硝化菌与聚磷菌对可利用碳源的竞争，而且能够降低曝气费用，减少污泥产量[1-3]。因此，在传统BNR 系统中引入反硝化除磷技术是实现污水处理厂脱氮除磷稳定达标，且大幅度降低运行费用的有效方法之一。反硝化聚磷菌能够利用硝态氮(NO3--N)作为电子受体，在同一个过程中同时完成脱氮和除磷[4-5]。所以，理论上讲，基于DPAOs 的厌氧和缺氧工艺能够实现稳定高效的脱氮除磷效果。张耀斌等[6]利用有效容积为2 L 的序批式移动床生物膜反应器，采用厌氧缺氧模式处理模拟污水时发现，该系统对PO43--P 和NO3--N的去除率分别达到了82%和81%。王振等[7]采用模拟废水和SBR 反应器，发现该反硝化除磷系统能够高效稳定运行。Kapagiannidis 等[8]利用厌氧缺氧连续流反硝化除磷工艺处理模拟废水，取得了良好效果。目前，利用连续流脱氮除磷工艺处理实际生活污水时，关于厌氧缺氧反硝化除磷技术能否稳定高效运行的研究较少。AAO-BAF 是一种运行稳定，处理效果好的强化反硝化除磷系统，该组合系统中AAO 单元的好氧反应区仅占AAO 单元总容积的2/9[9-10]。Zhang 等[11]通过研究发现，AAO-BAF 系统的除磷污泥中DPAOs 占总聚磷菌的比例，最大可达74%。取消AAO-BAF 系统中反硝化除磷单元的好氧反应区，仅依靠氧利用率非常高的曝气生物滤池完成氨氮的氧化[12]，完全依靠反硝化除磷技术实现实际生活污水的高效脱氮除磷，将最大限度的节约曝气能耗。本文作者以实际生活污水为处理对象，通过50 d 连续运行试验，考察AA-BAF双污泥反硝化除磷系统的除污染物效能以及运行稳定性，以期为该反硝化除磷系统的优化设计和节能高效稳定运行提供试验依据。

1 材料和方法

1.1 试验装置与运行

AA-BAF 强化反硝化除磷系统由AA 反硝化除磷反应器、沉淀池和硝化型曝气生物滤池顺序连接组成，如图1 所示，该系统进水为实际生活污水。

厌氧缺氧反硝化除磷反应器(AA)包括9 个依次连接的格室，有效容积为30 L。前2 个格室为厌氧区，其他为缺氧区。在厌氧和缺氧区内安装机械搅拌器。BAF 里填充直径为3～4 mm 的轻质陶粒。AA 反应器的功能是通过厌氧释磷和反硝化除磷反应，实现同步除磷和脱氮，并且完成有机物的去除；上向流BAF单元的主要功能为硝化，将NH4--N 转化为NO3--N，其出水回流至AA 反应器的缺氧区，为反硝化除磷反应提供电子受体。系统的进水流量、污泥回流量、硝化液回流量、曝气生物滤池进水流量均由蠕动泵控制。

在进行试验前，本反硝化除磷组合系统按AAO-BAF 模式已经稳定运行100 多d，对COD，NH4+-N，PO43--P 和TN 具有很好的去除效果，系统内的反硝化聚磷菌占总聚磷菌的比例在70%左右[9]。本试验中，AA 反应器的总水力停留时间(HRT)为8 h，污泥停留时间(SRT)为30 d，BAF 出水回流比和污泥回流比设为300%和100%。试验在室温下进行。

1.2 试验用水水质

试验中所用生活污水取自北京工业大学教师生活区的1 个化粪池。该污水属于典型的低碳氮质量比的生活污水，其水质指标见表1。

图1 AA-BAF 反硝化除磷系统示意图Fig.1 Schematic diagram of AA-BAF denitrifying phosphorous removal system

参数 ρ(m(C g O·L D-1))/ρ(NH4+-N)/(mg·L-1)ρ(NO2--N)/(mg·L-1)ρ(NO3--N)/(mg·L-1)ρ(TN)/(mg·L-1)ρ((PmOg4·3L---1P))/θ/℃m(C)/m(N)范围285～33152.4～75.90～0.80～0.663.7～84.94.7～6.615.6～16.83.4～4.7平均值31166.70.20.178.55.315.63.9

1.3 分析方法

NH4+-N、NO3--N、NO2--N 由流动注射分析仪测定 (Lachat Quik-Chem8000 ， Lachat Instrument ，Milwaukee，USA)。ρ(COD)，ρ(MLSS)和沉降比SV按照标准方法测定[13]；TN 质量浓度采用TN/TOC 分析仪(MultiN/C3100，Analytik Jena,AG)测定；温度由WTW pH/Oxi 340i (WTW Company, Germany)测定仪测定。

2 结果和讨论

2.1 AA-BAF 系统对COD 和氮的去除效果

AA-BAF 系统时COD 的去除效果如图2 所示。由图2 可以看出：当进水COD 质量浓度为285～331 mg/L 时，该组合系统对COD 质量的去除率在87%左右，平均出水COD 质量浓度为39 mg/L，满足国家一级A 标准的要求(小于50 mg/L)。AA 反应器出水COD平均质量浓度仅为55 mg/L，说明进水中有限的有机物在AA 反应器内得到了充分有效利用。这是因为DPAOs 能够在厌氧反应区将可利用有机物合成为体内的PHB，然后在缺氧区为反硝化除磷反应提供电子供体，实现一碳两用[4,14]。与传统脱氮除磷工艺不同的是，COD 主要是通过反硝化脱氮和好氧降解去除的。需要指出的是，AA 反应器出水COD 质量浓度出现了略微上升的趋势，这对BAF 的硝化是不利的。

图2 AA-BAF 系统对COD 的去除行为Fig.2 COD removal in AA-BAF system

图3 所示为AA-BAF 系统在50 d 内对氮的去除情况。试验期间，原水氨氮平均质量浓度为66.7 mg/L。BAF 进水氨氮平均质量浓度为16.2 mg/L，氨氮的平均去除率达99%，氨氮几乎完全转化为硝态氮。BAF高效的硝化能力得益于AA 反应器出水中较低的可利用有机物，强化了比增长速率较低的自养型硝化菌的竞争优势[15]。由图3 可知：AA-BAF 系统对TN 的去除率呈现略微下降的趋势，但是，在试验条件下TN的平均去除率依然达到了79%。这应归功于AA 反应器内DPAO 的高丰度和高活性，而DPAO 降低了反硝化和除磷间对COD 的竞争，进水中的COD 得到充分有效的利用[16]；另外，BAF 反应器内也应该存在一定的同步硝化反硝化现象。AA 反应器出水NO3--N 质量浓度仅为0.3 mg/L(见图3)，说明回流至缺氧区的硝态氮通过反硝化除磷过程，得到了完全去除。

2.2 组合系统对磷的去除效果

图3 AA-BAF 系统对氨氮和TN 的去除效果Fig.3 NH4+-N and TN removal in AA-BAF system

图4 AA-BAF 系统对磷的去除行为Fig.4 PO43--P removal performance in AA-BAF system

AA-BAF 系统对磷的去除情况见图4。从图4 可以看出：在经历长期的无好氧环境后，该双污泥系统除磷效率逐渐恶化。系统运行30 d 后，除磷效率迅速下降。试验期间进水磷质量浓度比较稳定，平均为5.3 mg/L。由图4(a)可以看出，AA-BAF 系统的除磷性能逐渐变差，对PO43--P 的去除率由最初的80%降低到了试验末的40%以下。相应地，BAF 出水PO43--P质量浓度由1.0 mg/L 增加到3.5 mg/L。

在第45 天，BAF 进水(沉淀池出水)PO43--P 质量浓度大幅度增加至3.9 mg/L(见图4(b))。对比AA 反应器出水和BAF 进水，可以发现沉淀池出现了释磷情况，并且释磷量逐渐变大，使BAF 单元的进水PO43--P质量浓度由0.4 mg/L 左右增大到3.5 mg/L 左右。由图4(b)还可以看出：试验期间厌氧区磷浓度也出现了逐渐下降的趋势。

图5 第33天AA 反应器各反应区COD,NO3--N 和PO43--P质量浓度变化Fig.5 Variation profiles of COD,NO3--N and PO43--P along AA reactor on day 33th

为进一步分析AA 反应器内出水PO43--P 质量浓度较高(大于0.5 mg/L)的原因，对AA 反应器沿程COD，NO3--N 和PO43--P 的质量浓度进行监测，结果如图5 所示。由图5 可知：缺氧反应区磷浓度出现先下降后升高的现象，从缺氧区1 到缺氧区3，PO43--P质量浓度由5.8 mg/L 降低到0.1 mg/L；但是，从缺氧区3 到缺氧区7，PO43--P 质量浓度由0.1 mg/L 逐渐增加到了1.9 mg/L。这是缺氧反应区末端缺少电子受体NO3--N，又存在可利用COD 的情况下出现了二次释磷的缘故[17]。从缺氧区4 到缺氧区7，NO3--N 质量浓度约为0 mg/L。

将试验期间AA 反应器出水NO3--N 和PO43--P质量浓度的关系见图6。从图6 可以看出：当AA 反应器出水中NO3--N 质量浓度小于0.3 mg/L 时，出水PO43--P 质量浓度大于0.5 mg/L，不能达到国家一级A排放标准。这从另一个侧面说明AA 反应器末端保持一定质量浓度的NO3--N 能够有效抑制磷的无效释放，而AA 反应器内的二次释磷使AA 反应器出水PO43--P 不能达一级A 标准。

图6 AA 反应器出水NO3--N 和PO43--P 质量浓度的关系Fig.6 Correlation of NO3--N with PO43--P concentration in AA effluent

试验结果表明：尽管初始运行时在这个双污泥系统中含有很高比例的DPAOs，由于电子受体NO3--N的限制以及污泥浓度的降低，AA-BAF 反硝化除磷系统处理实际生活污水时，不能保证磷的高效稳定去除。需要在反硝化除磷反应器的后端设置一定的好氧曝气区，通过效率较高的好氧吸磷保证出水磷的达标排放[18-19]，同时，吹脱反硝化除磷产生的氮气，改善污泥的沉降性能。

2.3 AA-BAF 系统污泥的沉降性能

图7 所示为AA 反应器内污泥30 min 沉降比SV30，污泥容积指数(SVI)和MLSS 的变化。伴随着污泥回流的不畅以及污泥的流失，AA 反应器内污泥质量浓度逐渐降低，由第3 天的约2 300 mg/L 降低到了第50 天的1 600 mg/L 左右。这主要是污泥流动性变差，而使回流污泥浓度逐渐降低至0 mg/L 的缘故。相应地，试验期间污泥混合液的污泥容积指数(SVI)由最低100 mL/g 逐渐增加到119 mL/g，远远大于AAO-BAF 模式运行时的SVI(80 mL/g 左右)[20]。试验结果表明，反硝化除磷产生的氮气必须得到有效吹脱，才能维持较低的SVI，改善污泥的流动性，促使沉淀池内污泥的更新，才能保证系统的稳定运行。

图7 AA 反应器内污泥SV30，SVI 和MLSS 的变化Fig.7 Variation of SV30,SVI and MLSS in AA reactor

需要指出的是：由于反硝化除磷过程产生的氮气对污泥絮体的气浮作用，试验期间记录的30 min 沉降比SV30中包含100 mL 量筒中的上浮污泥部分，非常松散。以第3 天的SV30为例，沉降30 min 后，下部沉淀污泥沉降比约为14%，而上浮污泥约为10%。

3 结论

1)AA-BAF 系统对COD、氨氮和TN 具有比较稳定的去除效果，AA 反应器出水COD 浓度略微上升，并且大部分COD 和几乎全部的回流至缺氧区的NO3--N 在AA 反应器内得到了有效去除。

2) 连续运行50 d 的过程中，AA-BAF 系统的除磷性能逐渐变差，对PO43--P 的去除率由最初的80%降低到试验末的40%以下。AA 反应器末端保持一定质量浓度的NO3--N(大于0.3 mg/L)，能够有效抑制反硝化除磷区内磷的排放。

3) 反硝化除磷产生的氮气必须得到有效吹脱才能维持污泥良好的沉降性能和流动性能，保证污泥回流的通畅。

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