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愉赈昌
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1 中国环境科学 21,3(5):625~632 China Environmental Science A 2 O 工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究曾薇, 李磊, 杨莹莹, 张悦, 王淑莹 * ( 北京工业大学环境与能源工程学院, 北京 1124) 摘要 : 在常温条件下, 采用 A 2 O 工艺处理低 C/N 比实际生活污水, 通过控制好氧区 DO 为.3~.5mg/L 以及增大系统内回流比以降低好氧实际水力停留时间 (AHRT), 成功启动并维持了短程硝化反硝化 ; 系统亚硝态氮积累率稳定维持在 9% 左右. 在 C/N 比仅为 2.34 的情况下, 短程硝化系统对总氮 (TN) 的去除率高达 75.4%. 通过对不同碳源类型不同硝化类型以及不同 DO 水平下 A 2 O 系统脱氮效率的比较研究发现, 低氧短程硝化反硝化阶段与外加碳源的全程硝化反硝化阶段的 TN 去除率相当. 同时研究表明, 低 DO 运行并不会导致 A 2 O 工艺发生污泥膨胀. 当接种污泥为膨胀污泥时, 控制 DO 在.3~.5mg/L 反而有助于改善污泥沉降性能和出水水质. 关键词 :A 2 O 工艺 ; 短程硝化反硝化 ; 生活污水中图分类号 :X73.1 文献标识码 :A 文章编号 :1-6923(21) Short-cut nitrification and denitrification in A 2 O process treating domestic wastewater. ZENG Wei, LI Lei, YANG Ying-ying, ZHANG Yue, WANG Shu-ying * (College of Environmental and Energy Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 1124, China). China Environmental Science, 21,3(5):625~632 Abstract:At normal temperature, a lab-scale A 2 O process was operated for the treatment of domestic wastewater with low C/N ratios. Short-cut nitrification and denitrification was achieved by controlling low DO concentration of.3~.5mg/l and higher internal recycle ratios to decrease the actual aerobic hydraulic retention time (HRT). The average nitrite accumulation rate reached about 9%. When the C/N ratio was 2.34, about 75.4% of TN could be removed in the short-cut nitrification A 2 O process. The effects of different carbon sources, nitrification types and DO levels on nitrogen removal efficiencies in the A 2 O process were also investigated. The experimental results showed that the short-cut nitrification at low DO concentrations had the same TN removal efficiency as the complete nitrification with the extra carbon sources. Moreover, the activated sludge settling characteristics did not deteriorate. Even when the seed sludge was bulking sludge, sludge settling and treatment performance was improved under low DO conditions (.3~.5mg/L). Key words:a 2 O process;short-cut nitrification and denitrification;domestic wastewater 传统的生物脱氮包括硝化和反硝化 2 个反应过程. 其中硝化部分首先是由氨氧化菌 (AOB) 将 NH + 4 -N 氧化为 NO 2 -N 的氨氧化过程 ; 然后是由亚硝酸盐氧化菌 (NOB) 将 NO 2 -N 氧化为 NO 3 -N 的亚硝态氮氧化过程. 最后通过反硝化作用将产生的 NO 3 -N 转化为 N 2. 其中 NO 2 -N 是硝化和反硝化 2 个过程的中间产物. 如果将 NH + 4 -N 氧化控制在亚硝化阶段, 然后通过反硝化作用将 NO 2 -N 还原为 N 2, 经 NH + 4 -N NO 2 -N N2 这样的途径完成脱氮, 即短程硝化反硝化途径. 短程硝化反硝化与全程硝化反硝化相比, 缩短了反应时间, 并可节约 25% 左右的供氧量, 节约 4% 左右的反硝化所需碳源, 减少污泥生成量 [1], 直接降低污水处理费用. 实现短程硝化反硝化的关键在于抑制 NOB 的活性或生长速率, 造成 AOB 的数量或者活性在硝化系统中占优势, 使活性污泥系统内的氨氧化速率大于系统内的 NO 2 -N 氧化速率, 从而导致亚硝酸盐的积累 [2]. 研究发现游离氨 (FA) 游离亚硝酸 (FNA) [34] ph 值温度 DO [5] 以及抑制剂 ( 如氯化钠 ) [67] 等都能够影响 AOB 和 NOB 的代谢活收稿日期 : 基金项目 : 国家自然科学基金资助项目 (8785); 北京市自然科学基金资助项目 (8125); 北京市优秀人才培养资助计划 (281D- 1178) * 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

2 626 中国环境科学 3 卷性和生长速率. 目前大多数的短程硝化都是在 SBR 系统中实现的 [8]. 对于实际应用较多的连续流系统中的短程硝化反硝化的研究较少 ; 有限的研究报道主要集中在高氨氮垃圾渗滤液等特殊污水的处理和 AO 工艺中 [112]. 而未见对处理实际生活污水的 A 2 O 工艺实现短程硝化反硝化的研究. 本文以当前城市污水处理厂广泛应用的 A 2 O 工艺为研究对象, 详细研究了如何在处理实际生活污水的 A 2 O 工艺中实现短程硝化反硝化, 分析了系统在不同碳源类型不同硝化类型和不同 DO 水平下的处理效果以及低 DO 对污泥沉降性能的影响. 1 材料与方法 1.1 试验装置 A 2 O 试验装置如图 1 所示. 该装置由有机玻璃制成, 由合建式的预缺氧 - 厌氧 - 缺氧 - 好氧反 [9] 应器和二沉池组成. 其中合建式反应器有效容积 8L, 可以通过活动隔板的设置灵活调整内部各个格室的容积和分布. 试验期间将合建式反应器分为 6 个格室, 其中第 1 格室为预缺氧区第 2 格室为厌氧区, 第 3 第 4 格室为缺氧区, 剩下的 2 个格室为好氧区 ; 预缺氧区厌氧区缺氧区和好氧区的容积比为 1:2:3:6. 在预缺氧区厌氧区缺氧区和好氧区均安装搅拌器以提供充分的泥水混合, 好氧区通过固定在反应器底端的曝气头供氧. 为避免返混现象对试验结果的影响, 各格室间均以连通管相连 ; 预缺氧区和厌氧区出水采用溢流形式. 二沉池采用竖流式沉淀池, 有效容积为 24L. 试验进水全部进入厌氧区 ; 回流污泥进入预缺氧区 ; 内循环混合液由好氧区最后一个格室回流到缺氧区第一格室. 试验进水回流污泥和内循环混合液流量均采用蠕动泵控制. 图 1 A 2 O 工艺试验装置 Fig.1 Schematic diagram of A 2 O process 1. 原水箱 ;2. 蠕动泵 ;3.WTW 测定仪 ;4. 电动搅拌器 ;5. 预缺氧区 ;6. 厌氧区 ;7. 缺氧区 ;8. 好氧区 ;9. 二沉池 ;1. 出水 ;11. 空气泵 ;12. 流量计 ; 13. 曝气头 ;14. 内回流 ;15. 污泥回流 ;16. 剩余污泥 1.2 试验用水及污泥采用取自某生活小区化粪池的实际生活污水作为试验用水, 原水水质指标如表 1 所示. 水质指标的范围是指试验期间水质的变化范围, 即每天取 1 个水样进行测定并计算其平均值. 该生活污水属于典型的低 C/N 比生活污水, 平均 C/N 仅为在试验第 2 阶段向该生活污水中投加一定量的乙酸钠和丙酸钠混合物作为外碳源,COD 投加当量为 1mg/L, 从而提高进水 C/N 比, 以改善系统脱氮性能 ; 该阶段进水 COD 为 352.7~422.4mg/L, 平均值为 387.2mg/L; C/N 为 4.79~6.89, 平均值为接种污泥取自北京某城市污水处理厂二沉池回流污泥, 属全程硝化污泥.

3 5 期曾薇等 :A 2 O 工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究 627 表 1 原水水质 Table 1 Characteristics of the raw wastewater 水质指标范围平均值 COD(mg/L) 15.4~ NH 4+ -N(mg/L) 55.5~ TN(mg/L) 59.6~ C/N 1.84~ ph 值 7.12~ 分析测试方法分析方法采用国家规定的标准方法 [13] ; 包括 COD NH + 4 -N NO 3 -N NO2 -N 等, 水样经滤纸过滤后进行分析测定.TN 采用 Multi NC 3 总有机碳 / 总氮测定仪进行测定.DO 和 ph 值的检测采用德国 WTW-Multi-34i 便携式在线测定仪进行测定. 为方便数据分析, 定义好氧实际水力停留时间 (AHRT) 和缺氧 AHRT 如下 : V 好氧 AHRT = Q(1 + R+ r) AHRT V 缺氧 = Q(1 + R+ r) ρ(no N) 2 亚硝态氮积累率 = ρ(no N) 式中 : V 为好氧区有效容积 ;V 为缺氧区有效容积 ;Q 为进水流量 ; r 为内回流比 ; R 为污泥回流比 ; ρ(no x -N) 为好氧区第 2 格室出水 NO 3 -N 与 NO 2 -N 浓度之和 ; ρ(no 2 -N) 为好氧区第 2 格室出水 NO 2 -N 浓度. 1.4 试验方案试验分为 8 个阶段, 反应器在每个阶段的运行参数如表 2 所示. 每个试验阶段均在系统调整后稳定运行 1~2 周后进行采样分析. 冬季反应器内水温通过温控装置控制在 (22±1), 夏季反应器内水温为自然水温 23~28. 通过从二沉池底部排泥, 控制系统 SRT 在 15~2d, 反应器内 MLSS 为 (2±)mg/L. x 表 2 A 2 O 工艺处理实际生活污水实现短程硝化的试验方案 Table 2 Scheme of the experiments for short-cut nitrification in A 2 O process treating domestic wastewater 试验阶段进水流量 Q 内回流量 Q r 污泥回流量 HRT 缺氧 HRT 好氧 HRT 缺氧 AHRT 好氧 AHRT DO (L/h) (L/h) Q R (L/h) (h) (h) (h) (h) (h) (mg/l) Ⅰ(1~16d) ~2.5 Ⅱ(17~36d) ~2.5 Ⅲ(37~58d) ~.3 Ⅳ(59~76d) ~.5 Ⅴ(77~14d) ~.5 Ⅵ(15~116d) ~.5 Ⅶ(117~124d) ~.5 Ⅷ(125~164d) ~.5 2 结果与讨论 2.1 A 2 O 工艺短程硝化的实现与维持图 2 给出了在试验期间, 好氧 2 出水中 NO 2 -N NO3 -N 含量以及 NO 2 -N 积累率的变化情况. 本试验第 Ⅰ 和第 Ⅱ 阶段, 采取高 DO 的运行方式, 系统硝化类型为全程硝化 ; 考察 A 2 O 系统在有无外碳源的情况下对 TN 的去除效果. 由于本试验接种污泥为全程污泥, 在连续流反应器中不易产生 NO 2 -N 的积累. 试验第 Ⅲ 阶段采取低 DO 的运行方式, 通过低氧条件下 AOB 和 NOB 生长速度上的差异 [5], 对 NOB 的不断淘洗和 AOB 的逐渐富集来实现短程硝化. 但如图 2 所示, 该阶段并没有发生 NO 2 -N 的积累. 该阶段的 HRT 为 13.96h, 好氧 HRT 为 7.45h, 好氧 AHRT 为 1.24h; 但系统对氨氮去除率仅为 3% 左右. 可见该阶段过低的 DO(.1~.3mg/L) 抑制了 AOB 将 NH + 4 -N 氧化为 NO 2 -N 的速率, 而较长的好氧 AHRT 也为 NOB 将 NO 2 -N 氧化为 NO 3 -N 提供了充足的时间, 从而无法形成 NO 2 -N 的积累.

4 628 中国环境科学 3 卷该阶段的低 DO 对 AOB 和 NOB 的生长速率都产生了抑制, 通过排泥不能实现对 NOB 的淘洗和 AOB 的富集, 亦无法改变硝化菌群的结构, 从而在该阶段并没有成功的启动短程硝化. 图 2 亚硝态氮积累率变化情况 Fig.2 Variations of nitrite accumulation rates 试验第 Ⅳ 阶段将系统的 DO 控制在.3~.5mg/L. 为防止发生过曝气现象, 提高了系统的进水流量, 但该阶段也没有 NO 2 -N 积累的迹象. 随后在第 Ⅴ 阶段, 通过增大内回流流量来降低好氧 AHRT. 随着系统的运行, 好氧 2 出水中的 NO 2 -N 积累率逐渐上升, 最后稳定在 8% 以上 ; 但由于系统的 HRT 较短, 低 DO 下系统并不能对氨氮完全去除, 应适当延长系统 HRT 以改善系统对氨氮的去除效果. 第 Ⅵ 阶段, 在保持进水流量不变的情况下, 将内回流流量降低, 好氧 AHRT 恢复到第 Ⅳ 阶段水平 ; 该阶段 NO 2 -N 积累率仍保持在 9% 左右, 说明通过第 Ⅴ 阶段的驯化培养, 系统中的 NOB 已经被有效的抑制或者淘洗掉,AOB 的活性得到增强种群数量得到富集. 第 Ⅶ 第 Ⅷ 阶段则通过逐渐降低进水流量, 延长系统 HRT 来提高系统对氨氮的去除效果 ; 在降低进水流量的同时, 适当调高内回流流量, 保持这两个阶段好氧 AHRT 与第 Ⅵ 阶段相同. 通过各个阶段的调节, 第 Ⅷ 阶段 NO 2 -N 积累率稳定在 9% 左右, 氨氮的去除率也达到 95% 以上. 2.2 A 2 O 系统中亚硝态氮积累的影响因素影响全程硝化系统转变为稳定的短程硝化系统的原因较多 [1], 但其中一些因素对本系统短程硝化的实现并没有起到直接的促进作用 ( 如 ph 温度及 FA 等 ). 在第 Ⅴ 阶段 ( 短程成功启动阶段 ), 系统内温度稳定在 (22±1),pH 值稳定在 7.2~7.6 之间. 在该温度和 ph 值条件下 AOB 和 NOB 均具有良好的生物活性, 其生长速率差别不大. 经计算, 该阶段好氧区 FA 均在 1.mg/L 以下, 而大部分文献报道当 FA 小于 1.mg/L 时, FA 不会对 NOB 产生抑制 [1,34]. 可见 ph 值温度及 FA 并不是本系统成功启动短程硝化的促进因素. 在处理实际生活污水的 A 2 O 工艺中成功启动短程硝化并稳定维持的原因有以下几点 : 低 DO 控制. 以往研究得出 AOB 的氧饱和常数为.3~.5mg/L,NOB 的氧饱和常数为.7~ 1.8mg/L [14]. 这说明 AOB 相对于 NOB 对 DO 具有更强的亲和力, 低 DO 浓度下 AOB 的生长速率大于 NOB 的生长速率 [5]. 本试验中长时间维持好氧区低 DO 水平, 导致 NOB 的生长和代谢活性受到抑制, 并通过排泥逐渐被淘洗掉 ; 而 AOB 却得到富集, 最终导致系统内 AOB 的活性或数量远远大于 NOB,AOB 成为优势菌种. 此时系统的氨氧化速率大于硝化速率, 从而造成 NO 2 -N 的积累. 好氧 HRT. 有研究表明, 即使是稳定的短程硝化系统, 过量曝气也会造成短程硝化效果的逐步破坏 [1]. 这表明严格控制曝气时间是实现短程硝化极为重要的因素. 有的研究者在 SBR 系统短程硝化的启动阶段, 通过控制在氨谷前结束曝气, 能够有效富集 AOB 淘洗 NOB, 实现短程硝化 [15]. 在 A 2 O 系统短程硝化启动阶段降低好氧 HRT 可以防止系统过曝气, 有效限制 NOB 的增长促进系统对 NOB 的淘洗和 AOB 的富集. 在试验第 Ⅳ 阶段增大了进水流量, 虽然系统的氨氮去除率较低, 却提高了系统的氨氮负荷, 有利于 AOB 的优势生长. 在第 Ⅴ 阶段, 亚硝态氮积累稳定在 8% 后, 逐渐降低系统负荷延长好氧 HRT, 不仅提高了系统对氨氮的去除率, 也可以使硝化菌群逐渐适应延长的好氧 HRT, 避免 NOB 的增长. 好氧 AHRT. 在试验第 Ⅴ 阶段, 通过好氧 AHRT 的缩短, 成功实现了短程硝化. 这是因为随着内回流比的增大, 好氧 AHRT 的缩短, 加快了泥水混合物在好氧和缺氧区的交替. 在好氧区生成的

5 5 期曾薇等 :A 2 O 工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究 629 NO 2 -N 在缺氧区通过反硝化作用被及时去除, 防止较长的好氧 AHRT 情况下,NO 2 -N 在好氧区进一步被 NOB 氧化成 NO 3 -N. 由于 NOB 不能有效地得到底物进行生长繁殖, 同时在低 DO 下, 代谢活性逐渐受到抑制, 生长速率大幅降低, 最终被淘洗出 A 2 O 系统. 此外,NOB 的好氧呼吸酶合成滞后性也是造成 A 2 O 系统在较短好氧 AHRT 下产生 NO 2 -N 积累的另一个主要原因. 研究表明, 当 NOB 从缺氧或者厌氧状态进入好氧状态后, 氧对 NOB 细胞将会有毒害作用, 会抑制 NOB 细胞的生长. 这可能与 NOB 体内过氧化氢酶过氧化物酶和超氧化物歧化酶的合成滞后有关. 在呼吸过程中, 氧被转化成过氧化物超氧化物和羟基自由基等短暂的中间产物.NOB 具有合成过氧化氢酶过氧化物酶和超氧化物歧化酶的能力, 能够使得上述毒性物质分解, 但从缺氧或者厌氧状态进入好氧状态后,NOB 需要一定时间来重新合成这些解毒酶 [16]. 通过缩短好氧 AHRT, 加快了 NOB 在缺氧区和好氧区的循环, 阻碍 NOB 对上述 3 种酶的合成, 有毒的氧化产物对 NOB 的生长和活性进行了有效的抑制. 世代时间 (SRT). 当温度在 14 以上时,AOB 的 SRT 比 NOB 的短,AOB 的最小 SRT 小于 NOB 的最小 SRT [1]. 在悬浮处理系统中若污泥龄介于 AOB 和 NOB 的最小污泥停留时间时, 系统中 NOB 会逐渐被淘洗掉, 使 AOB 成为系统中的优势种群. 可见通过排泥, 控制系统 SRT 是实现短程硝化的关键. 本研究中控制系统 SRT 为 15~2d, 虽然系统 SRT 远大于 AOB 和 NOB 的最小 SRT, 但是由于低氧的作用和系统温度稳定在 23 左右, 系统内的 AOB 增长速率要大于 NOB 的增长速率. 通过排泥控制系统 SRT 可以进一步提高 AOB 在硝化菌群中的比例, 在有效提高系统的氨氧化速率的同时降低亚硝态氮氧化速率, 从而造成 NO 2 -N 的积累. 2.3 A 2 O 全程硝化和短程硝化对系统 TN 去除率的影响图 3 A 2 O 系统对氮的去除 Fig.3 Nitrogen removal in A 2 O process 如图 3 所示, 试验第 Ⅰ 阶段好氧区 DO 稳定维持在 1.5~2.5mg/L 之间, 系统硝化性能良好, 系统对氨氮的去除率在 95% 以上. 但由于该阶段进水 C/N 比平均值仅为 2.91, 导致系统对 TN 的平均去除率仅为 59.3%, 出水 NO 3 -N 达 25mg/L 左右. 在试验第 Ⅱ 阶段, 当向原水中投加外碳源, 提高进水平均 C/N 比到 5.94 后, 系统对 TN 去除率平均达到 74.4%, 出水 NO 3 -N 平均值降为

6 63 中国环境科学 3 卷 18mg/L 左右. 而在试验第 Ⅲ 至第 Ⅶ 阶段, 由于好氧区的 DO 较低系统的 HRT 相对较短, 导致系统硝化性能较差 ; 系统对氨氮的平均去除率仅为.9%,TN 的去除率为 41.8%. 在试验第 Ⅷ 阶段, 通过延长系统 HRT, 系统对氨氮的去除率达到了 95% 以上 ; 而且由于此时系统成功启动短程硝化, 出水中 NO 2 -N 积累率平均高达 93.6%; 此阶段 C/N 比平均值仅为 2.34, 系统对 TN 平均去除率高达 75.4%. 在 C/N 比较低的情况下, 实现短程硝化的第 Ⅷ 阶段比全程硝化的第 Ⅰ 阶段的 TN 去除率平均高 16.1%; 与外加碳源的第 Ⅱ 阶段 TN 去除率基本相同. 考察了不同碳源类型不同硝化类型以及不同 DO 水平对 A 2 O 系统脱氮效率的影响. 图 4 是系统在不同条件下, 稳定运行后具有代表性的各项水质参数的沿程变化情况. 氮浓度 (mg/l) 氮浓度 (mg/l) C/N=3.19 TN 去除率 =53.2% 氨氮去除率 =99.1% 原水预缺氧厌氧缺氧 1 缺氧 2 好氧 1 好氧 2 二沉池 (A) 第 I 阶段 C/N=3.18 TN 去除率 =48.9% 氨氮去除率 =56.9% 原水预缺氧厌氧缺氧 1 缺氧 2 好氧 1 好氧 2 二沉池 ph 值 ph 值氮浓度 (mg/l) 氮浓度 (mg/l) C/N=5.79 TN 去除率 =77.3% 氨氮去除率 =1% 原水预缺氧厌氧缺氧 1 缺氧 2 好氧 1 好氧 2 二沉池 (B) 第 II 阶段 C/N=2.27 TN 去除率 =81.2% 氨氮去除率 =1% 原水预缺氧厌氧缺氧 1 缺氧 2 好氧 1 好氧 2 二沉池 (C) 第 III 阶段 (D) 第 IV 阶段图 4 A 2 O 不同工况下典型沿程水质参数 Fig.4 Variations of nutrient along the reactor in A 2 O process at the different experimental stages TN 氨氮亚硝硝态氮 ph 值 ph 值 ph 值图 4(A) 是试验第 Ⅰ 阶段反应器各格室不同氮化合物浓度和 ph 值的典型变化规律. 该阶段系统硝化能力较强,pH 值从缺氧区第 2 格室的 7.51 降低到好氧区第 2 格室的由于进水 C/N 仅为 3.19, 系统 TN 去除率较低, 仅为 53.2%. 图 4(B) 反映出第 Ⅱ 阶段外加碳源后缺氧区反硝化脱氮性能提高, 与第 Ⅰ 阶段相比, 缺氧区的 ph 值上升幅度更大. 图 4(C) 是试验第 Ⅳ 阶段 ( 低 DO 浓度全程硝化反硝化 ), 由于低氧下系统的硝化能力受限, 硝化过程中 ph 值下降幅度较小, 仅从缺氧区第 2 格室的 7.46 降低到好氧区第 2 格室的系统对氨氮去除率仅为 56.9%. 图 4(D) 是试验第 Ⅷ 阶段 ( 低 DO 浓度短程硝化反硝化 ) 好氧区出水氨氮为 mg/l, 硝态氮浓度为.9mg/L, 亚硝态氮浓度为 14.5mg/L, 亚硝态氮积累率达 94.2%. 在原水 C/N 比仅为 2.27 时,TN 去除率高达 81.2%. 在 C/N 比偏低的情况下, 低 DO 短程硝化反硝化 [ 图 4(D)] 仍比高 DO 全程硝化反硝化 [ 图 4(A)] 的 TN 去除率高 28%. 2.4 低氧对 SVI 的影响在连续流活性污泥系统中, 长时间低 DO 运行往往会引起污泥膨胀 [17], 进而影响污泥在二沉

7 5 期曾薇等 :A 2 O 工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究 631 池中的沉降性能. 如不加以控制, 污泥膨胀进一步恶化会导致污泥流失, 影响出水水质, 甚至污染受纳水体. 但在本研究中, 在 A 2 O 工艺中通过控制低 DO 实现短程硝化的过程中并没有发生污泥膨胀 ( 图 5). 改善污泥沉降性能, 减少菌体结构中的丝状菌枝状生长. SVI(mL/g) Ⅰ Ⅱ Ⅲ Ⅳ Ⅴ Ⅵ Ⅶ Ⅷ SVI 平均 DO 水平 DO(mg/L) 第 Ⅰ 阶段第 Ⅱ 阶段运行时间 (d) 图 5 DO 和 SVI 的关系 Fig.5 The relationship of DO and SVI. 第 Ⅲ 阶段第 Ⅷ 阶段图 6 不同试验阶段的污泥絮体结构 Fig.6 Sludge flocs at the different experimental stages 在试验第 Ⅰ 阶段, 当 DO 稳定维持在 1.5~ 2.5mg/L 时, 污泥沉降性能良好,SVI 稳定维持在 1mL/g 左右. 通过革兰氏染色发现尽管该阶段的污泥絮体中也存在一定量的丝状菌 ( 图 6), 但这些丝状菌构成了菌胶团的骨架, 并未向絮体外进行枝状生长, 影响污泥的沉降性能. 当第 Ⅱ 阶段向原水中投加外碳源后, 污泥发生膨胀. 该阶段的污泥絮体中有大量的丝状菌存在, 并在污泥絮体外进行枝状生长 ; 污泥絮体结构松散,SVI 迅速上升至 2mL/g 以上, 严重影响该阶段污泥的沉降性能. 易降解碳源的投加是引起该阶段发生丝状菌膨胀的主要原因. 试验第 Ⅲ 阶段, 当控制 DO 为.1~.3mg/L 时, 污泥絮体中的丝状菌仍较多, 系统的污泥沉降性能并没有得到改善,SVI 维持在 21~26mL/g. 但从第 Ⅳ 阶段起, 当 DO 稳定在.3~.5mg/L 后, 污泥絮体内丝状菌含量大幅减少, 污泥结构密实, 系统的污泥沉降性能逐渐改善,SVI 随着系统的运行逐渐降低. 尤其在第 Ⅷ 阶段, 当氨氮去除率大幅增高, 系统出水亚硝态氮含量增大时,SVI 稳定维持在 1mL/g 以下. 可见 A 2 O 工艺在低 DO(.3~.5mg/L) 水平下运行, 并不会导致污泥发生丝状菌膨胀. 当接种污泥为膨胀污泥时, 低 DO(.3~.5mg/L) 运行反而有利于 3 结论 3.1 在常温条件下, 通过控制系统 SRT 为 15~ 2d, 单纯维持好氧区低 DO 水平, 在处理实际生活污水的 A 2 O 系统中并不能实现短程硝化反硝化. 当提高内回流比, 从而降低系统好氧 AHRT 时, 系统内的亚硝态氮积累量逐渐上升. 当系统出水中的亚硝态氮积累量稳定达到 8% 以上, 逐渐降低进水流量, 可使系统对氨氮的去除率达到 95% 以上, 亚硝态氮积累率稳定在 9% 左右,A 2 O 系统内实现了短程硝化反硝化. 3.2 投加易降解有机碳源, 容易导致污泥发生丝状菌膨胀,SVI 达 2mL/g 以上. 当停止投加外碳源, 控制 DO 在.1~.3mg/L 时, 污泥沉降性能并没有改善. 将 DO 提高到.3~.5mg/L 后, 随着系统的运行,SVI 逐渐降低, 最后稳定维持在 1mL/g 左右, 二沉池出水清澈. 可见低 DO 运行的 A 2 O 工艺不易发生污泥膨胀. 当接种污泥为膨胀污泥时, 低 DO(.3~.5mg/L) 运行反而有利于改善污泥沉降性能, 减少菌体结构中的丝状菌枝状生长. 3.3 通过对不同碳源类型不同硝化类型以及不同 DO 水平下 A 2 O 系统脱氮效率的比较研究

8 632 中国环境科学 3 卷发现, 低 DO 短程硝化反硝化的脱氮效率与高 DO 全程硝化反硝化相比,TN 去除率平均提高 16.1%. 低 C/N 比下的低氧短程硝化反硝化与外加碳源的全程硝化模式下的 TN 去除率相当, 甚至更高. 在出水水质相同的情况下, 低氧短程 A 2 O 工艺可有效减少外碳源的投放量, 节约能源, 降低污水处理厂的运行成本. 参考文献 : [1] Zhu G, Peng Y, Li B, et al. Biological Removal of Nitrogen from Wastewater [J]. Rev. Environ. Contam. Toxicol., 28,192: [2] 曾薇, 张悦, 李磊, 等. 生活污水常温处理系统中 AOB 与 NOB 竞争优势的调控 [J]. 环境科学, 29,3(5): [3] Park S, Bae W. Modeling kinetics of ammonium oxidation and nitrite oxidation under simultaneous inhibition by free ammonia and free nitrous acid [J]. Process Biochemistry, 29,44(2): [4] Vadivelu V M, Keller J, Yuan Z. Free ammonia and free nitrous acid inhibition on the anabolic and catabolic processes of Nitrosomonas and Nitrobacter [J]. Wat. Sci. Technol., 27,56(7): [5] Blackburne R, Yuan Z, Keller J. Partial nitrification to nitrite using low dissolved oxygen concentration as the main selection factor [J]. Biodegradation, 28,19(2): [6] 于德爽, 彭永臻, 宋学起, 等. 含海水污水的短程硝化反硝化 [J]. 环境科学, 23,24(3): [7] 宋学起, 彭永臻, 王淑莹, 等. 化学物质对硝化细菌的选择性抑制 [J]. 北京工业大学学报, 25,31(3): [8] 杨庆, 王淑莹, 杨岸明, 等. 城市污水 SBR 法短程生物脱氮的中试研究 [J]. 中国环境科学, 27,27(2): [9] Peng Y, Zhang S, Zeng W, et al. Organic removal by denitritation and methanogenesis and nitrogen removal by nitritation from landfill leachate [J]. Wat. Res., 28,42: [1] Ma Y, Peng Y, Wang S, et al. Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous pre-denitrification plant [J]. Wat. Res., 29,43: [11] 马勇, 陈伦强, 彭永臻, 等. 实际生活污水短程 / 全程硝化反硝化处理中试研究 [J]. 环境科学, 26,27(12): [12] 马勇, 王淑莹, 曾薇, 等.A/O 生物脱氮工艺处理生活污水中试 ( 一 ) 短程硝化反硝化的研究 [J]. 环境科学学报, 26,26(5): [13] 国家环境保护总局水和废水监测分析方法编委会. 水和废水监测分析方法 [M]. 3 版. 北京 : 中国环境科学出版社, 22: [14] Guisasola A, Jubany I, Baeza J A, et al. Respirometric estimation of the oxygen affinity constants for biological ammonium and nitrite oxidation [J]. J. Chem. Technol. Biotechnol., 25,8(4): [15] 李凌云, 彭永臻, 杨庆, 等.SBR 工艺短程硝化快速启动条件的优化 [J]. 中国环境科学, 29,29(3): [16] 郑平, 徐向阳胡宝兰. 新型生物脱氮理论与技术 [M]. 北京 : 科学出版社, 24: [17] 郭建华, 王淑莹, 彭永臻, 等. 低溶解氧污泥微膨胀节能方法在 AO 中的试验验证 [J]. 环境科学, 28,29(12): 作者简介 : 曾薇 (1974-), 女, 黑龙江省哈尔滨人, 副教授, 博士, 主要从事污水生物处理研究. 发表论文余篇. 中国环境科学荣获第六届中国科协期刊优秀学术论文奖中国环境科学 27 年第 5 期发表的程书波等人的文章上海市地表灰尘中 PAHs 的来源辨析荣获 28 年中国科协颁发的第六届中国科协期刊优秀学术论文二等奖 ;27 年第 1 期发表的邵立明等人的文章生物反应器填埋场初期的重金属释放行为及 27 年第 2 期发表的罗专溪等人的文章三峡水库支流回水河段氮磷负荷与干流的逆向影响荣获第六届中国科协期刊优秀学术论文三等奖. 中国环境科学编辑部

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