高MLSS条件下A2/O工艺处理低碳城市污水的研究

贾 涛，王天竹，周 康，王洪宁，郭树君，邵徳武，边德军，王 艺，朱遂一

(1.河北省环境地质勘查院，河北 邢台 050022；2.东北师范大学环境学院，吉林省城市污水处理与水质保障工程研究中心，吉林 长春 130117；3.中国市政工程东北设计研究总院有限公司，吉林 长春 130024；4.中石油吉林石化公司109污水处理厂，吉林 吉林 132022)

高MLSS条件下A2/O工艺处理低碳城市污水的研究

贾 涛1，2，王天竹2，3，周 康2，3，王洪宁2，3，郭树君2，4，邵徳武2，4，边德军2，王 艺2，3，朱遂一2，3

(1.河北省环境地质勘查院，河北 邢台 050022；2.东北师范大学环境学院，吉林省城市污水处理与水质保障工程研究中心，吉林 长春 130117；3.中国市政工程东北设计研究总院有限公司，吉林 长春 130024；4.中石油吉林石化公司109污水处理厂，吉林 吉林 132022)

对比研究了常规与高MLSS(混合液悬浮固体浓度)条件下，A2/O(厌氧—缺氧—好氧)工艺对低碳城市污水中有机物的去除效率和脱氮、除磷的效率.结果表明：常规MLSS条件下，由于废水中碳源不足影响了缺氧段的反硝化效率，导致部分时段出水总氮质量浓度超标.提高A2/O工艺的MLSS达到(5 000±500)mg/L，有机物去除效果基本不变，但出水总氮质量浓度明显下降(均值达到9.5 mg/L)，且好氧段硝化效果轻微增强.但受高MLSS条件下污泥龄长导致污泥产量低的影响，除磷效果下降，出水总氮升高.继续降低好氧段DO(溶解氧)浓度，并不会影响高MLSS条件下A2/O工艺的硝化和反硝化效果.

A2/O；活性污泥；脱氮；除磷；城市污水

A2/O(厌氧—缺氧—好氧)工艺通过空间布局在3个不同区域分别实现释磷、反硝化、硝化与吸磷功能[1]，具有良好的生物脱氮、除磷效果，广泛应用于我国城市污水处理.理想条件下的A2/O工艺中，进水中部分碳源在厌氧区被转化成聚-β-羟基链烷酸酯(PHAs)储存在微生物体内[2]，剩余碳源进入缺氧区作为电子供体参与异氧反硝化细菌的脱氮.然而部分季节的城市污水中有机物含量较少，C/N比相对较低而难以满足反硝化菌和聚磷菌对碳源的需求[3]，降低了A2/O工艺的脱氮除磷效率，导致出水不能达到国家一级A标准.

将A2/O工艺的缺氧区置于厌氧区前[4-5]，可增加一个缺氧段[6]，这种增加缺氧区碳源来提高脱氮效率的改进方法，可以强化A2/O工艺的脱氮、除磷效能.与此相比，根据水质特点通过调控回流比[7-9]、溶解氧(DO)质量浓度[10-11]、水力停留时间(HRT)[12]等参数来提高既有污水厂脱氮、除磷的稳定性显得更为有效，如根据缺氧段硝酸盐浓度控制混合液回流比，强化异氧反硝化脱氮[8-9]；开展分段进水来提高缺氧段外源碳浓度，减少缺氧段有机物含量低对反硝化细菌的影响[12]；降低好氧段末端DO质量浓度实现硝化反硝化，降低出水中硝酸盐浓度[10-11]等等.一些研究[3，13-14]发现，在长期处理低浓度城市污水的A2/O系统中，存在反硝化细菌以摄取的PHAs为碳源在缺氧条件下完成硝酸盐还原的情况，但仍存在反硝化速率不高导致脱氮效率低下的问题.

本实验通过提高A2/O工艺中混合液悬浮固体浓度(MLSS)值，研究了低浓度城市污水处理系统的脱氮、除磷性能，进一步控制好氧段DO质量浓度，探索了低DO对高MLSS条件下A2/O工艺运行的影响.

1 实验材料与方法

1.1 实验装置

A2/O装置为有机玻璃材质，有效容积为7.4 L，依流程分为厌氧区、缺氧区、好氧区和沉淀区，如图1所示.在厌氧区和缺氧区增设搅拌装置来强化混合效率；好氧区底部设置曝气管，通过转子流量计控制曝气量，达到向水中充氧的目的.

图1 A2/O工艺流程图

1.2 装置运行方案

A2/O装置所用的污水取自长春市某污水处理厂初沉池出口，接种污泥取自污泥车间的干污泥.在运行过程中，污水与回流污泥一起进入厌氧区，进行厌氧反应；然后流入到缺氧区，同时进入该段的还有好氧区回流的混合液，实现脱氮及反硝化除磷；接着流入好氧段，在好氧条件下进一步去除水中有机物；最后流入沉淀区完成泥水分离.使用蠕动泵控制进水量、混合液回流量和污泥回流量.整个系统的水力停留时间(HRT)设为7 h，混合液回流比为200%.

整个运行过程可分为3个阶段：(1)初始阶段MLSS为(3 300±500) mg/L，经过34 d调试后，系统脱氮除磷功能稳定.(2)从运行的第68天开始，向系统内添加干污泥，调整MLSS达到(5 000±500) mg/L，维持好氧段DO质量浓度不变，分析系统脱氮除磷稳定性.(3)从运行的第130天开始，降低好氧段的曝气量，继续检测系统的有机物去除效率和脱氮除磷效果.

在装置运行阶段，控制室温来调节反应器的运行温度，并利用DO探头检测好氧段DO质量浓度，结果见图2.结果显示水温维持在(17±2)℃，而好氧段DO质量浓度在第1和2阶段为(4±0.5) mg/L，在第3阶段降低到(1.3±0.5) mg/L，并维持稳定.

1.3 检测方法

CODCr(化学需气量)和MLSS的测定参照标准方法(APHA，2005)[15].将样品经过微波密闭消解后，再利用离子色谱仪(883型，瑞士万通)配阴离子柱测定水中总氮(TN)和总磷(TP)的质量浓度[16].采用离子色谱仪(883型，瑞士万通)配备阳离子柱测定水中氨氮的质量浓度.溶解氧测定采用多功能水质参数测定仪(340I，德国WTW).

2 结果与讨论

2.1 有机物的去除

在调试期间出水CODCr值波动较大(见图3)，35 d后，装置出水的总氮和总磷浓度达到一级A标准，表示装置进入稳定运行阶段.在稳定运行阶段，装置平均进水CODCr为171.7 mg/L，平均出水CODCr为34.4 mg/L，平均去除率达到79.9%.向装置中添加干污泥后，出水CODCr迅速增大到66 mg/L左右，并出现波动变化.这是低污泥负荷和氧浓度的阶段性变化促使高浓度污泥中的微生物群落改变所致，而在这个阶段水中大部分有机物在厌氧条件下被转化成PHAs储存在生物体内，与之形成对比的是缺氧条件下碳源不足导致细菌利用储存的PHAs进行硝酸盐的还原.[17]运行一段时间后，出水CODCr逐渐降低并接近31 mg/L.继续降低好氧段DO质量浓度，发现出水CODCr并没有显著变化，因此考虑节能降耗可降低鼓风机输出功率来减小好氧段曝气量.

图2 装置运行温度和好氧段的DO浓度

图3 A2/O反应器中有机物的去除效率

2.2 脱氮过程

图4显示了A2/O装置进水与出水的总氮变化情况，可以发现经过调试后普通MLSS条件下的出水总氮质量浓度均值为14.2 mg/L，但部分取样点总氮质量浓度超过15 mg/L.在这个阶段氮的去除主要依靠缺氧段发生的反硝化作用，进入缺氧段的有机物作为电子供体使硝酸盐在缺氧条件下被还原成氮气.受进水有机物浓度低的影响，缺氧段碳源缺失导致异氧反硝化仅依靠内源碳PHAs，从而降低了反硝化速率.另外，沉淀段泥水分离效果良好，并未见到污泥上浮现象，可以认为二沉池底部并未出现硝化和反硝化现象.结合图5可以发现，普通MLSS条件下随着进水总氮质量浓度的增加，出水总氮浓度逐渐上升.进水总氮与出水总氮质量浓度之间呈现一定线性关系(见图5)，通过计算可知在普通MLSS下保持进水总氮低于39.1 mg/L时，才可以在低CODCr进水条件下维持出水总氮在15 mg/L以下.图6显示了普通MLSS条件下进水C/N质量浓度比与出水总氮质量浓度之间的关系，发现进水C/N质量浓度比普遍在4.2～5.5之间，这暗示进水有机物浓度与A2/O工艺脱氮除磷所需碳源相比严重不足.另外，也可以发现提高进水有机物浓度或C/N质量浓度比，可以明显降低出水总氮的质量浓度.

图4 A2/O反应器中总氮去除效率

图5 普通MLSS条件下进水总氮与出水总氮的关系

高MLSS条件运行一段时间后，装置出水平均总氮质量浓度达到9.5 mg/L，低于普通MLSS条件下运行的出水总氮值.A2/O工艺中脱氮主要影响因素是缺氧段中可利用有机碳的总量(包括外源碳和聚集在细菌内部的PHAs)以及缺氧段中硝酸盐的含量.在实验中混合液回流量恒定，表示进入缺氧段的硝酸盐浓度维持不变.在这个阶段，提高MLSS理论上进一步降低了污泥负荷，促使大部分有机物在厌氧段被转化为内源碳PHAs.如前所述，依靠内源碳PHAs来完成异氧反硝化会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条件的形成，同时也相应地增加了依靠内源碳进行反硝化细菌的数量，维持了稳定的反硝化效率.随着泥龄的延长，活性污泥中这部分细菌逐渐生殖并占据主要生态位，使系统出水总氮质量浓度维持在稳定水平.图7显示了高MLSS条件下C/N质量浓度比与出水总氮质量浓度之间的关系，发现虽然进水C/N质量浓度比在4～6.5之间，但出水总氮质量浓度均低于11 mg/L，表明提高MLSS并稳定运行后，A2/O装置能够在低有机进水条件下维持高效脱氮.

图6 普通MLSS条件下C/N质量浓度比与出水TN之间的关系

图7 高MLSS条件下C/N质量浓度比与出水TN之间的关系

一些研究发现[18-19]，好氧段后部溶解氧质量浓度维持在1 mg/L水平时，可以促进反硝化细菌生长，提高硝化和反硝化效果，最终能够降低出水总氮质量浓度.但是受碳源不足影响，在好氧段实现同步硝化反硝化(SND)效果不显著，与传统硝化反硝化脱氮一样需要足够的碳源，因此图4中显示出降低好氧段DO对总氮去除影响不大.

氨氮在厌氧和缺氧段，仅有很少一部分被用于微生物同化作用，大部分经过曝气段转化为硝酸盐，再通过混合液回流将硝酸盐引入缺氧段发生反硝化反应，转化为氮气而从水中去除.图8显示了A2/O装置进水和出水氨氮的浓度变化，发现提高MLSS似乎有助于进一步强化氨氮的去除.这是因为在低碳水平时，提高好氧区MLSS进一步降低了污泥负荷，异氧微生物活性受到抑制，自养硝化菌大量生殖并占据主导地位，从而促使氨氮被硝化菌转化为硝酸盐.另外在低负荷运行时，污泥产率低、泥龄长，适合自养硝化菌生殖.尽管较高的溶解氧(如2～5 mg/L)有利于硝化作用的快速完成，但在本次实验中，控制曝气区表面溶解氧质量浓度接近1 mg/L，仍然可达到理想的硝化水平.

2.3 除磷过程

图9显示了A2/O装置进水和出水总磷(TP)质量浓度的变化情况，结果表明普通MLSS条件下出水总磷质量浓度均值在0.98 mg/L，优于高MLSS条件下出水TP的质量浓度值，且低氧条件下运行也未出现出水TP继续升高的现象.由于在A2/O装置中磷的去除遵循空间分布，聚磷菌厌氧段释放磷会使总磷质量浓度升高到30 mg/L以上[3]，然后在好氧段吸收磷最后使总磷质量浓度降低到0.5 mg/L以下的水平.由于高MLSS条件下，细菌世代周期长而生长缓慢，产生的剩余污泥量较少，进而导致除磷效果轻微下降，但仍然能满足废水排放标准.这是因为在厌氧段释放磷的过程中，细菌会分解水中有机物并合成内源碳PHAs储存在微生物体内，这个步骤是整个A2/O系统具有良好脱氮除磷效果的关键所在，其促进了缺氧段聚磷菌利用内碳源的反硝化吸磷，同时也解决了碳源不足带来的反硝化异氧菌生殖受阻的问题.尽管缺氧段反硝化异氧菌的脱氮速率是反硝化聚磷菌的3倍[20]，但这两类细菌都会以硝酸盐为电子受体完成各自的脱氮或除磷过程.这也可以判断，调节混合液回流中硝酸盐浓度可以促进反硝化聚磷菌的生长，有助于缺氧条件下反硝化聚磷.此外，在好氧段氨氮被氧化，产生的能量也以三磷酸腺苷的形式储存在细菌体内，进一步强化了系统的除磷效能.由于厌氧区出现反硝化现象会消耗厌氧条件下的低有机碳源，并妨碍微生物体内PHAs的合成，影响厌氧条件下磷的释放，因此在A2/O装置调控时需要避免这种脱氮现象.此外，高MLSS运行有明显的缺陷，其增大了沉淀池的表面负荷，但在本次实验中沉淀池泥水分离效果良好，并未出现污泥上浮现象.

图8 A2/O反应器中氨氮的去除效率

图9 A2/O反应器中总磷的去除效率

3 结论

常规MLSS条件下A2/O工艺在处理低碳源城市污水时，缺氧段碳源缺失影响异氧菌的反硝化速率，导致出水总氮值不稳定.提高MLSS有助于缺氧段缺氧条件的形成，并促进利用PHAs为电子供体的反硝化细菌的生殖，由此强化脱氮效率，出水总氮质量浓度均值达到9.5 mg/L.好氧段自养硝化菌的大量生殖，进一步改善了氨氮的硝化效率，但污泥浓度增大导致泥龄延长，微生物生长缓慢使污泥生成量下降影响了排泥效果，导致出水总磷质量浓度升高.降低曝气段溶解氧浓度，并不会影响系统的脱氮、除磷和硝化效果.

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(责任编辑：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

国家水体污染控制与治理科技重大专项项目(2014ZX07201-011-004-2)；国家自然科学基金资助项目(51578118，51478096，51508079)；吉林省自然科学基金资助项目(20150101072JC).

贾涛(1983—)，男，硕士研究生;通讯作者：王艺(1978—)，女，博士，讲师，主要从事污水处理与资源化研究.

X 703.1 [学科代码] 610.3020

A