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龄晋硕
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1 第 33 卷第 6 期环境科学学报 Acta Scientiae Circumstantiae 2013 年 6 月 Vol. 33,No. 6 Jun., 2013 王荣昌,司书鹏,杨殿海,等温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响[ J]. 环境科学学报,33(6) : Wang R C,Si S P,Yang D H, et al Effects of temperature on denitrifying phosphorus removal in enhanced biological phosphorus removal ( EBPR) process[ J]. Acta Scientiae Circumstantiae,33(6) : 温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响王荣昌1,,司书鹏1,杨殿海1,励建全2,赵建夫1 1. 同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,长江水环境教育部重点实验室, 上海上海市城市建设设计研究总院,上海收稿日期: 修回日期: 录用日期: 摘要:以处理城市污水的中试规模生物强化除磷 A2 / O 活性污泥工艺系统为研究对象,考察了温度对系统 COD 去除和脱氮除磷效果的影响,特别是温度对活性污泥反硝化除磷性能的影响. 结果表明,当温度从(30. 9 ± 0. 8) 降低到(9. 1 ± 0. 6) 时,A2 / O 系统的脱氮除磷效果显著下降,系统对 TN 和 TP 的污泥去除负荷明显下降. 通过污泥反硝化除磷活性实验发现,随着温度的降低,系统中活性污泥的最大厌氧释磷速率最大好氧吸磷速率和最大缺氧吸磷速率都降低. 活性污泥中反硝化除磷菌( DPB) 占聚磷菌( PAOs) 总量的比例随温度降低稍有下降,但平均值仍维持在 47. 5% 左右. 用阿伦尼乌斯公式对实验结果进行拟合,得到系统中活性污泥聚磷菌厌氧释磷反应活化能 E a1 为 kj mol - 1,聚磷菌好氧吸磷反应活化能 E a2 为 kj mol - 1,发生在缺氧条件下反硝化除磷菌的吸磷反应活化能 E a3 为 kj mol - 1. 对不同温度下污泥絮体粒径分析结果表明,随温度降低,粒径分布更加集中,系统中活性污泥絮体颗粒平均粒径减小,不利于污泥絮体内部反硝化除磷缺氧微环境的形成. 关键词:温度;生物强化除磷;聚磷菌;反硝化除磷菌;A2 / O 工艺文章编号: (2013) 中图分类号:X172, X 文献标识码:A Effects of temperature on denitrifying phosphorus removal in enhanced biological phosphorus removal ( EBPR) process WANG Rongchang1,,SI Shupeng1,YANG Dianhai1,LI Jianquan2,ZHAO Jianfu1 1. State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, Key Laboratory of Yangtze Aquatic Environment, MOE, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai Shanghai Urban Construction Design & Research Institute,Shanghai Received 6 September 2012; received in revised form 3 December 2012; accepted 16 December 2012 Abstract: The effect of temperature on COD and nutrient removal, especially the denitrifying phosphorus removal was investigated in a pilot-scale anaerobic-anoxic-aerobic ( A2 / O) process for municipal wastewater treatment. The results indicated that temperature had a significant impact on the denitrifying phosphorus removal in the system. When temperature dropped gradually from ( ± 0. 8 ) to (9. 1 ± 0. 6 ), both the removal efficiencies and the sludge specific removal rates of TN and TP decreased. Meanwhile, the decrease of temperature lessened the maximum rates of phosphorus release, anoxic phosphorus uptake and aerobic phosphorus uptake of the activated sludge. As temperature declined, the ratio of denitrifying phosphorus removal activity to total phosphorus removal activity decreased slightly, but the average value remained at 47. 5%. By applying Arrhenius equation, the activation energy values for anaerobic P release, anoxic P uptake and aerobic P uptake were calculated as kj mol - 1, kj mol - 1 and kj mol - 1, respectively. In addition, based on statistical analysis of particle diameter distribution in activated sludge under different temperatures, it was found that particle diameter distribution of activated sludge became more concentrated and the mean particle diameter of activated sludge flocs decreased with the drop of temperature. Lower temperature is unfavorable to denitrifying phosphorus removal due to less anoxic microenvironments in the activated sludge flocs. Keywords: temperature;enhanced biological phosphorus removal ( EBPR) ; polyphosphate accumulating organisms ( PAOs) ; denitrifying phosphorus removal bacteria ( DPB) ;anaerobic-anoxic-oxic ( A2 / O) proces 基金项目: 国家科技支撑计划课题( No. 2012BAJ21B01) Supported by the National Key Technology R&D Program ( No. 2012BAJ21B01) 作者简介: 王荣昌(1976 ),男,副教授( 博士), wangrongchang@ tongji. edu. cn; 通讯作者( 责任作者) Biography: WANG Rongchang(1976 ), male, associate professor( Ph. D. ), wangrongchang@ tongji. edu. cn; Corresponding author

2 1536 环境科学学报 33 卷 1 引言 (Introduction) 我国水环境污染问题特别是水体富营养化问题日趋严重, 已对水生生物和人体健康造成严重危害. 这就要求污水处理厂的功能逐渐从单一去除有机物为目的转变为既要去除有机物又要脱氮除磷 (Ekama et al., 1999). 因此, 近年来, 生物强化除磷 (Enhanced biological phosphorus removal, EBPR) 工艺在城市污水处理中得到了更加广泛的应用. 生物强化除磷工艺主要是利用活性污泥中的聚磷菌 (Polyphosphate accumulating organisms, PAOs) 在厌氧条件下水解胞内多聚磷酸盐 ( Polyphosphate,Poly- P) 和糖原产能, 吸收挥发性有机酸 ( Volatile fatty acids,vfa) 并将其转化为聚羟基脂肪酸 ( Poly-βhydroxyalkanoates,PHAs); 在缺氧 / 好氧条件下氧化 PHAs, 实现糖原的储存及磷的吸收, 富含 Poly-P 剩余污泥的排放使得污水中磷含量得以降低 (Smolders et al., 2004; Mino et al., 1998; Adrian et al.,2006). 然而, 传统的生物强化除磷工艺仍存在一些不足或者难点, 例如 : 污泥回流液中的硝酸盐对厌氧区内聚磷菌的释磷有不利影响 ; 反硝化菌与聚磷菌对碳源存在竞争 ; 硝化菌和聚磷菌的泥龄不同等 ( Wang et al., 2010; Kuba et al., 1997; Lopez- Vazquez et al., 2009). Comeau 等 (1986) 和 Barker 等 (1996) 发现了反硝化除磷现象, 通过实验证明某些反硝化聚磷菌 ( Denitrifying phosphorus removal bacteria,dpb) 不仅能够利用氧气作为电子受体, 也可以利用硝氮和亚硝氮作为电子受体. 反硝化除磷可同时完成反硝化和吸磷, 可以缓解反硝化菌和聚磷菌对碳源的竞争, 既能够节省碳源又可以节省能源 (Kuba et al., 1996), 因而受到各国学者的广泛关注. 温度是影响生物脱氮除磷系统处理效果的重要因素之一, 研究人员分别就温度对 SBR 小试系统的脱氮除磷性能进行了研究 ( Thongchai et al., 2003; Damir et al., 1998; 马娟等,2009), 此外, 刘长青等 (2006) 就温度对倒置 A 2 / O 工艺小试系统脱氮除磷性能进行了研究. 温度影响生物反应有两条途径 :1 影响酶催化反应的速率 ;2 影响基质扩散到细胞内的速率. 目前, 温度对反硝化除磷工艺运行特性及反硝化除磷菌活性的影响尚未研究清楚. 因此, 本文重点考察温度对具有反硝化除磷功能的脱氮除磷工艺的影响, 试验针对连续进水的厌氧 / 缺氧 / 好氧 (A 2 / O) 活性污泥工艺, 原水为实际城市污水, 进行长期中试运行试验, 重点研究不同温度下中试系统的脱氮除磷性能, 并探讨温度对系统反硝化除磷性能的影响, 以期为反硝化除磷工艺在实际城市污水处理厂的推广应用提供技术参考. 2 材料与方法 (Materials and methods) 2. 1 中试装置工艺流程及系统简介中试装置的设计处理能力为 60 m 3 d - 1, 最大处理能力为 100 m 3 d - 1. 其主体结构是生物反应器, 总有效容积为 33 m 3, 分别由厌氧区缺氧区及好氧区组成, 其体积比约为装置其他组成部分包括进水系统混合液回流系统二沉池污泥回流与排放系统及控制系统等, 中试装置结构如图 1 所示. Fig. 1 图 1 A 2 / O 工艺中试装置示意图 Schematic diagram of pilot-scale A 2 / O activated sludge process 2. 2 主要工艺参数中试系统长期运行的主要工艺参数如下 : 进水量 70 ~ 80 m 3 d - 1, 好氧池溶解氧浓度维持在 1. 0 ~ 1. 5 mg L - 1 之间, 水力停留时间 11 h, 污泥泥龄 20

3 6 期王荣昌等 : 温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响 1537 d, 混合液回流比 100%, 污泥回流比 100%, 试验装置长期运行在上海市竹园污水处理厂进水泵站吸水井北侧. 水温每日上午 9 时测量, 试验过程按平均温度不同分为 Ⅰ ~ Ⅵ 6 个阶段. 试验过程为从夏季到冬季温度下降的过程, 在每个阶段根据实际气温的变化, 设定各阶段的平均水温逐步下降, 并在进水池内设温控装置, 保证温度变化幅度在 ± 1. 0 以内接种污泥接种污泥取自上海市竹园第二污水处理厂二沉池, 稳定运行时污泥体积指数 ( SVI) 和污泥浓度 (MLSS) 分别约为 115 ml g - 1 和 2500 mg L 试验进水水质及污泥浓度中试装置试验进水直接取自上海市竹园污水处理厂泵站的集水池. 系统进水为低碳氮比城市污水, 平均 C / N 约为 5,C / P 约为 100. 各试验阶段具体进水水质指标及运行过程中污泥浓度 (MLSS) 如表 1 所示. 从表 1 可以看出, 在试验所经历的各个阶段中, 进水水质基本稳定, 进水 COD 为 101 ~ 150 mg L - 1, NH + 4 -N 为 ~ mg L - 1, TN 为 ~ mg L - 1, TP 为 1. 5 ~ 2. 0 mg L - 1. 污泥浓度有波动, 平均污泥浓度在 1300 ~ 3600mg L - 1 之间. Table 1 表 1 各试验阶段进水水质指标和污泥浓度 (MLSS) Influent water quality and biomass concentration ( MLSS) during different experimental stages 试验阶段 T / COD / (mg L - 1 ) NH + 4 -N / (mg L - 1 ) TN / (mg L - 1 ) TP / (mg L - 1 ) MLSS / (mg L - 1 ) Ⅰ ± ± ± ± ± ± 299 Ⅱ ± ± ± ± ± ± 327 Ⅲ ± ± ± ± ± ± 259 Ⅳ ± ± ± ± ± ± 352 V ± ± ± ± ± ± 679 VI 9. 1 ± ± ± ± ± ± 测试方法试验中水样 COD NH + 4 -N TN 和 TP 浓度测定均参照国家环境保护局发布的标准方法 ( 国家环保总局,2002). 污泥絮体粒径采用荷兰安米德公司 Eyetech-combo 激光粒度粒形分析仪分析反硝化除磷活性实验实验根据文献 ( Wachtmeister et al., 1997; 吴昌永等,2008) 推荐的方法, 对中试系统各试验阶段的污泥进行厌氧 / 好氧和厌氧 / 缺氧的序批次实验, 以确定聚磷菌 (PAOs) 中反硝化聚磷 (DPB) 所占比例. 序批 SBR 反应器和烧杯系统都通过外加循环水浴来控制系统内的水温达到设定的平均水温. 试验具体步骤为 : 取好氧池末端出水混合液 1 L, 将污泥加入到 1 L 的 SBR 反应器中, 外加乙酸钠溶液使系统有足够的碳源,COD 为 400 mg L - 1, 将反应烧杯系统进行厌氧搅拌反应 2. 5 h. 然后将厌氧后混合液中污泥平均分成两份, 一份足量曝气使溶解氧达到 4 mg L - 1, 进行好氧反应 3 h; 另一份外加 KNO 3 进行缺氧反应 3 h, 考虑到高浓度的 NO - 3 -N 同样会影响反硝化除磷菌 ( DPAOs) 的反硝化除磷作用, 初始 NO - 3 -N 浓度设置为 15 mg L - 1. 每隔 30 min 取样一次测定 TP, 测定系统污泥的最大释磷速率 R anmax 最大好氧吸磷速率 K anmax 和最大缺氧吸磷速率 K omax. 最大缺氧吸磷速率与最大好氧吸磷速率的比值 (K anma x ) 即为系统中 DPB 占 PAOs 的比例. 3 结果与讨论 (Results and discussion) 3. 1 COD 去除效果图 2 为不同阶段出水 COD 的变化规律, 各阶段平均出水 COD 分别为和 58 mg L - 1, COD 平均去除率分别为 66. 6%,51. 6%,53. 1%, 55. 3% 和 44. 2%. 从以上数据可以得出, 由于系统进水为实际城市污水, 进水 COD 不稳定, 进水 COD 自夏季至冬季逐渐降低, 且进水 COD 整体偏低. 系统出水 COD 基本稳定, 但随着温度的逐渐降低, COD 去除率和 COD 去除负荷 (L COD ) 均逐渐降低. 这是因为温度是影响微生物活性的主要因素之一, Chevalier 等 (2000) 研究表明, 温度对活性污泥的吸附性能沉降性能微生物生长发育种群组成及好氧池中的氧总转移效率有显著的影响. 水温降低, 酶的催化作用减弱, 微生物的代谢能力下降, 生化反应速度随之降低, 进而系统对 COD 的去除下降.

4 1538 环境科活性污泥法中微生物适宜生长温度为 8 ~ 35,微生物的活性与温度并不是线性关系. 一般情况下, 在一定的范围内升高温度,微生物的代谢速率会加图2 Fig 学学报 33 卷快,降低温度会使微生物的代谢速率降低,从而随着温度的降低,系统对 COD 的去除率下降. 不同温度各工况下 A2 / O 工艺对 COD 去除效果和污泥 COD 去除负荷( L COD ) 的变化情况 Changes of COD removal and COD removal sludge loading ( L COD ) in A2 / O process under difference temperatures TN 去除效果生物强化除磷 A / O 工艺中试系统在各试验阶 2 段对 TN 的去除变化规律如图 3 所示. 系统各阶段平均出水 TN 浓度分别为和 mg L,TN 的去除率分别为 50. 5% 56. 9% 49. 8% 38. 3% 和 51. 4%. 由此可以看出,中试系统的总体 TN 去除效果并不高,这主要是因为系统好氧池采用低氧曝气( DO = 1. 0 ~ 1. 5 mg L ),系统验阶段Ⅰ至试验阶段Ⅲ随着温度降低,污泥的 TN 去除负荷增加; 试验阶段 Ⅲ 至试验阶段 Ⅵ 温度降低,污泥 TN 去除负荷降低. 一般来讲,生物硝化的适宜温度范围为 15 ~ 35,当温度低于 10 时,生物的硝化作用会受到明显的抑制,氨氧化菌( AOB) 最佳生长温度为 35,硝酸菌( NOB) 的最佳生长温度为 35 ~ 42. 温度不但影响 AOB 和 NOB 的比增长速率,而且影响两者的活性,本试验结果也证的硝化细菌生长受到抑制,硝化率不高,并且采用实了上述观点. 系统污泥中微生物对 TN 的去除负增高,致使系统总体 TN 去除效果下降. 随着温度降高. 温度较高的试验阶段 I 和Ⅱ,由于夏季进水 TN 了较低的内回流比(100% ),这也会造成出水 TN 的低,系统 TN 的去除率有所下降. 各试验阶段的 TN 进水负荷分别为 ( ± ) ( ± ) ( ± ) ( ± ) ( ± ) 和( ± ) g g d (以 MLSS 计). 各试验阶段的 TN 去除负荷( L TN ) 随温度发生了显著改变,分别为( ± ) 荷在试验阶段 VI( T = (19. 6 ± 0 8 ) ) 时达到最浓度较低( 试验阶段 I 和Ⅱ的(8 9 月) 平均进水 TN 浓度较试验阶段Ⅲ和Ⅳ的(10 11 月) 平均进水 TN 浓度低 15% ~ 30% ),而试验阶段 I 和Ⅱ系统中污泥浓度比试验阶段Ⅲ和Ⅳ高( 表 1),从而导致温度较高的试验阶段 I 和Ⅱ污泥对 TN 的去除负荷比温度较低的试验阶段Ⅲ和Ⅳ低. 当温度进一步降低时 ( ± ) ( ± ) ( ± ( 试验阶段 V 和 VI),氨氧化菌硝化细菌和反硝化 g g d 大幅度降低,出水的氨氮和硝酸盐浓度较夏季均有 ) ( ± ) 和 ( ± ) ( 以 MLSS 计). 温度对系统 TN 去除负荷有着显著影响,并且这一种影响并不是线性的. 试细菌的活性都有所降低,从而使微生物的脱氮能力所增加.

5 6期王荣昌等:温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响图3 Fig 不同温度各工况下 A2 / O 工艺对 TN 去除效果和污泥 TN 去除负荷( L TN ) 的变化情况 Changes of TN removal and TN removal sludge loading ( L TN ) in A2 / O process under difference temperatures TP 去除效果磷. 系统的除磷效率取决于污泥的释磷速率和吸磷目前,生物除磷工艺除磷的主要原理是:在厌速率. 目前对于温度对生物除磷机理的影响并不完氧反应阶段,PAOs 快速吸收利用易降解有机物,同全清楚,多数学者通过研究发现了温度对生物除磷时细胞内的多聚磷酸盐被水解并以无机磷酸盐的不同影响效果. 例如,姜体胜等(2007) 发现,随着 (PO ) 的形式释放出来,并合成大量的聚 β 羟基丁 34 酸盐;好氧阶段,PAOs 以 O2 作为电子受体,利用降解聚 β 羟基丁酸盐所产生的能量,PAOs 过量摄取环境中的无机磷酸盐并以多聚磷酸盐的形式储存在细胞内, 通过排除富含磷的污泥去除污水中的图4 Fig. 4 温度的增加,释磷和吸磷速率变化较小,认为温度对除磷的影响较小. Helmer 等(1997) 发现,当温度在 5 ~ 15 间变化时,温度对生物除磷能力无明显影响. 本试验系统各阶段下 TP 的去除率与活性污泥 TP去除负荷( L TP ) 的变化规律如图4 所示. 试验不同温度各工况下 A2 / O 工艺对 TP 去除效果和污泥 TP 去除负荷( L T P ) 的变化情况 Changes of TP removal and TP removal sludge loading ( L T P ) in A2 / O process under difference temperatures

6 1540 环境科学学报 33 卷各阶段 TP 进水负荷分别为 ( ± ) ( ± ) ( ± ) ( ± ) ( ± ) 和 ( ± ) g g - 1 d - 1 ( 以 MLSS 计 ), 相应各阶段 TP 去除率分别为 94. 2% 89. 8% 62. 5% 61. 2% 40. 4% 和 75. 6%, L TP 分别为 ( ± ) ( ± ) ( ± ) ( ± ) ( ± ) 和 ( ± ) g g - 1 d - 1 ( 以 MLSS 计 ). 从以上试验数据可以看出, 随着温度的降低, 系统出水 TP 呈现上升趋势, 系统对 TP 的去除效果逐渐下降. 从试验各阶段 L TP 的变化规律可以看出, 温度过高或过低都会影响污泥的除磷性能, 系统在试验阶段 VI(T = (19. 6 ± 0. 8) ) 时 L TP 最高, 系统除磷性能最好温度对污泥反硝化除磷的影响图 5 为不同温度下厌氧 / 好氧和厌氧 / 缺氧释磷和吸磷实验的结果. 从图 5 可以看出, 在厌氧反应阶段, 微生物细胞内的多聚磷酸盐被水解并以无机磷酸盐 (PO 3-4 ) 的形式释放出来导致 TP 浓度迅速升高. 在缺氧或者好氧条件下,PAOs 会吸收利用水中的无机磷酸盐, 导致水中 TP 浓度下降. 但是, 随着温度的变化, 污泥厌氧释磷好氧吸磷和缺氧吸磷的速率都发生了改变. 图 6 总结比较了试验过程中不同温度下活性污泥释磷和吸磷速率的变化情况. 在和 9 下, 活性污泥的最大释磷速率 ( R anmax ) 分别为 (6. 28 ± 0. 49) (3. 26 ± 0. 34) (1. 02 ± ) ( ± ) 和 ( ± ) mg g - 1 h - 1 ( 以 MLSS 计 ), 最大好氧吸磷速率 (K omax ) 分别为 (7. 00 ± 0. 54) (3. 00 ± 0. 31) (0. 49 ± 0. 07) (0. 39 ± 0. 08) 和 (0. 33 ± 0. 12) mg g h ( 以 MLSS 计 ), 最大缺氧吸磷速率 ( K anmax ) 分别为 (3. 90 ± 0. 30) ( ± ) ( ± ) ( ± 0. 06) 和 (0. 16 ± 0. 04) mg g - 1 h - 1 ( 以 MLSS 计 ). Fig. 5 图 5 不同温度下污泥厌氧 / 好氧和厌氧 / 缺氧的释磷和吸磷曲线 Phosphorus release and uptake profiles of activated sludge under anaerobic / aerobic and anaerobic / anoxic conditions at different temperatures 随着温度的降低, 活性污泥的最大释磷速率最大好氧吸磷速率和最大缺氧吸磷速率都降低, 但可以看到, 在温度降低到一定范围时, 实验中为 T = 和 9 时, 最大释磷速率基本不变, 最大好氧吸磷速率和最大缺氧吸磷速率都略降低, 但基本维持在较低的水平. 这与吴广华等 (2007) 研究温度对 SBMBBR 工艺处理人工模拟污水脱氮除磷影响得到的污泥厌氧最大释磷速率最大好氧吸磷速率和最大缺氧吸磷速率的变化情况不一致. 这是因为系统平均进水 COD 约为 120 mg L - 1, 进水 C / P 较低, 进水中碳源不足, 即使在高温下,GAOs 也没有超过 PAOs 成为系统污泥中的优势菌种, 相反在高温下, PAOs 活性增大, 对污水的基质利用率增强, 成为系统污泥的优势菌种. 根据相关文献报道, 缺氧最大吸磷速率与好氧最大吸磷速率的比值 ( K anmax ) 可表征系统中 DPB 占 PAOs 的比例 ( Wachtmeister et al., 1997). 从图 6 中可以看到, 随着温度的降低, 系统污泥的释

7 6 期王荣昌等 : 温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响 1541 统中的厌氧释磷量缺氧吸磷量和好氧吸磷量, 考察系统的除磷能力. 根据 : 进入反应池总磷量 + 反应池内释磷量 = 流出反应池总磷量 + 反应池内吸磷量, 进行系统中总磷的物料衡算. 图 6 不同温度下的活性污泥释磷和吸磷速率的比较 Fig. 6 Comparison of phosphorus release and uptake rate of activated sludge under different temperatures 磷和吸磷速率发生变化,R anmax K anmax 和 K omax 都迅速减小, 当水温低于 20 时, 三者变化不大, 都维持在较低的水平, 这主要是由于随温度降低 PAOs 的酶活性降低造成的. 同时, 根据图 6 数据计算 K anmax / K omax 可得, 在温度在和 9 时, 系统内 K anmax 分别为 55. 7% 38. 7% 51. 0% 43. 6% 和 48. 5%. 可见, 随温度降低, 系统的 K anmax 小幅降低, 但总体平均值保持在 47. 5% 左右. 通过单因素方差分析 ( ANOVA ) F 检验法考察温度对 K anmax 的影响, 结果发现, F = 26. 2, F crit = F (1,8) = ,p = , 显然,F > F crit, 且 p < 0. 05, 说明温度对 K anmax 具有显著影响. 温度对释磷速率和吸磷速率的影响遵循阿伦尼乌斯方程, 公式表示为 ( 许保玖等,1991): k = Ae -E a RT (1) 式中, k 为反应速率常数, E a 为反应所需活化能 (J mol - 1 ),T 为热力学温度 ( K),A 为指前因子,R 为摩尔气体常数, 取值为 J K - 1 mol - 1. 利用实验所得的释磷速率, 得到本实验系统中活性污泥聚磷菌厌氧释磷的活化能 E a1 为 kj mol - 1, 聚磷菌好氧吸磷的活化能 E a2 为 kj mol - 1, 发生在缺氧条件下反硝化除磷菌吸磷的活化能 E a3 为 kj mol - 1. 由此可见, 缺氧吸磷的活化能相对较大, 改变温度对系统污泥的反硝化除磷活性的影响最大, 温度降低会使系统污泥的反硝化除磷量占总除磷量的比例降低, 这与试验中 K anmax 小幅减小的趋势基本吻合. 图 7 为不同温度 (28 和 12 ) 条件下 A 2 / O 工艺中 TP 浓度的沿程变化. 根据物料平衡计算系图 7 Fig. 7 不同温度 (28 和 12 ) 下 A 2 / O 工艺各反应区的总磷浓度变化 Changes of TP concentration in different zones of A 2 / O process under different temperatures (28 and 12 ) 根据物料平衡计算系统中的厌氧释磷量缺氧吸磷量和好氧吸磷量, 考察系统污泥的释磷能力和吸磷能力. 根据 : 进入反应池 TP 量 + 反应池内反应磷量 - 流出反应池 TP 量 = 0, 进行物料衡算, 计算公式分别如下 : 厌氧池 TP 物料平衡 : Q 0 C 0 C R + P a1 V a1 - (Q 0 )C a1 = 0 (1) 缺氧池 TP 物料平衡 : (Q 0 )C a1 + Q r C ox - (Q 0 + Q r )C a2 + P a2 V a2 = 0 (2) 好氧池 TP 物料平衡 : (Q 0 + Q r )C a2 - (Q 0 + Q r )C ox + P ox V ox = 0 (3) 式中,Q 0 为进水流量 ( m 3 d - 1 ), Q R 为污泥回流量 (m 3 d - 1 ),Q r 为混合液回流量 ( m 3 d - 1 ),C 0 为进水 TP 浓度 (mg L - 1 ),C a1 为厌氧池 TP 浓度 (mg L - 1 ), C a2 为缺氧池末端 TP 浓度 (mg L - 1 ),C ox 为好氧池末端 TP 浓度 (mg L - 1 ),V a1 为厌氧池体积 (m 3 ),V a2 为缺氧池 ( m 3 ),V ox 为好氧池体积 ( m 3 ),P a1 为单位体积厌氧池内每天污泥释磷或吸磷量 ( g d - 1 m - 3 ), P a2 为单位体积缺氧池内每天污泥释磷或吸磷量 (g d - 1 m - 3 ),P ox 为单位体积好氧池内每天污泥释磷或吸磷量 ( g d - 1 m - 3 ), 其中,P a1 P a2 和 P ox 正值为释磷, 负值为吸磷. 通过对系统 TP 的物料衡算可以得到, 温度为 28 的环境下, P a1 = g d - 1 m - 3, P a2 =

8 1542 环境科学学报 33 卷 g d - 1 m - 3,P ox = g d - 1 m - 3, 在该较高的温度环境下, 缺氧吸磷量占系统总吸磷量的 46. 7%, 系统中存在明显反硝化除磷的现象, 反硝化除磷成为系统除磷的重要方式. 温度为 12 的环境下,P a1 = g d - 1 m - 3,P a2 = g d - 1 m - 3, P ox = g d - 1 m - 3, 在该较低温度下缺氧池中同样存在吸磷现象, 缺氧吸磷量占系统总吸磷量的 25. 6%. 与较高温度下的缺氧区吸磷量相比, 低温环境下系统缺氧吸磷显著降低, 可见温度对于反硝化除磷具有显著的影响, 试验的结果也与上述反硝化除磷活性实验和活化能拟合结果相一致污泥絮体粒径分析图 8 为水温 24 和 9 条件下各反应池中污泥絮体颗粒粒径分布. 温度较高时 ( T = 24 ), 从厌氧池到好氧池, 污泥絮体粒径是逐渐增大的. 厌氧池污泥絮体平均粒径大小在 110 ~ 140 μm 范围内的污泥絮体所占比例最大, 缺氧池污泥絮体粒径在 145 ~ 170 μm 范围内的污泥絮体所占比例最大, 而粒径在 150 ~ 200 μm 内的污泥絮体在好氧池污泥中居多. 表 2 为两不同温度下厌氧池缺氧池和好氧池污泥絮体粒径分布的统计分析结果. 温度较高时 (T = 24 ), 厌氧池缺氧池和好氧池污泥的颗粒粒径中值分别为和 μm, 污泥絮体粒径从厌氧池到好氧池逐渐增大, 好氧池污泥絮体粒径明显大于有关报道的平均值 52 μm 和 80 μm( 王川等,2010). 当温度较低时 (T = 9 ), 厌氧池缺氧池和好氧池污泥的颗粒大小中值分别为和 μm. 可见, 系统中污泥絮体粒径在低温下 (T = 9 ) 比温度较高时 (T = 24 ) 明显减小. 可能由于温度较高时, 微生物代谢旺盛, 吸附利用污水中的有机物, 微生物之间形成活性较高的菌胶团, 产生的污泥絮体颗粒较大. 其次, 通过镜检发现温度较高时污泥絮体中有丝状菌的存在, 这些丝状菌可以作为污泥絮体的骨架, 在其交联作用下形成较大的污泥絮体. 另外, 温度较高时, 厌氧池中污泥释磷能力较强, 王然登等 (2011) 发现, 污泥厌氧释磷过程会有带正电的微粒大量生成, 它们可以作为颗粒污泥的晶核吸附带负电的细胞体, 进而促进颗粒污泥的形成, 造成温度较高时污泥絮体颗粒粒径大于低温下污泥絮体颗粒粒径. 研究发现, 系统污泥絮体颗粒粒径较大, 不仅有利于提高污泥的沉淀性能, 而且会形成污泥絮体内部的缺氧微环境, 增强了系统中活性污泥进行缺氧反硝化和缺氧吸磷的能力, 有利于系统的同步硝化反硝化 ( SND) 和反硝化除磷现象的产生 ( 白晓慧,2002; 李军等, 2012). 本研究中不同温度下污泥的反硝化除磷的活性试验结果也与此推论相吻合. 表 2 不同温度下厌氧池缺氧池和好氧池中活性污泥粒径分布的统计分析 Table 2 Statistical analysis on particle diameter of activated sludge in anaerobic, anoxic aerobic and tanks under different temperatures 取样点 D 10 / μm D 50 / μm D 90 / μm 平均值 / μm 标准差 / μm 厌氧池缺氧池好氧池同时,Willie F. Harper 认为 D 90 可以用来反映污泥絮体粒径分布的宽度 ( Willie et al., 2009). 温度较高时 ( T = 24 ), 厌氧池缺氧池和好氧池污泥絮体颗粒的 D 90 分别为和 7. 00, 好氧池污泥絮体的 D 90 相较于厌氧池和缺氧池污泥絮体分别减小了 % 和 %. 低温下 (T = 9 ), 厌氧池缺氧池和好氧池污泥絮体的 D 90 分别为和 3. 50, 好氧池污泥絮体的 D 90 相较于厌氧池和缺氧池污泥絮体分别减小了 % 和 %. 从以上数据可以看出, 不管在高温还是在低温下, 好氧池污泥絮体的大小分布相对厌氧池和缺氧池污泥絮体粒径分布更集中, 污泥颗粒之间的相互作用更明显, 污泥的絮凝效果较好. 同时也可以看出, 低温下污泥絮体的 D 90 均小于高温下污泥絮体的 D 90. 这表明在低温条件下, 污泥絮体粒径分布更集中, 说明污泥主要是以分散的小颗粒或者游离菌体形式而非粒径较大的污泥絮体的形式存在. 较小粒径的污泥絮体内溶解氧或者其它基质的浓度梯度变化较小, 不利于污泥絮体内部厌氧或者缺氧微环境的形成, 这可能也是造成低温下活性污泥脱氮除磷效果下降的原因之一.

9 6 期王荣昌等 : 温度对生物强化除磷工艺反硝化除磷效果的影响 1543 Fig. 8 图 8 温度较高 (24 ) 和较低 (9 ) 时厌氧池缺氧池和好氧池中活性污泥的粒径分布 Particle diameter distributions of activated sludge from anaerobic, anoxic and aerobic tanks at higher temperature ( 24 ) and lower temperature (9 ) 4 结论 (Conclusions) 1) 温度对反硝化除磷系统 COD 和 NH + 4 -N 的去除具有显著的影响, 随着温度的降低, 系统对 COD 和 NH + 4 -N 的去除效果明显下降. 2) 温度对反硝化除磷系统中污泥的 TN 和 TP 去除负荷具有显著的影响. 当系统水温为 20 ~ 30 时, 系统污泥的 TN 和 TP 去除负荷较高, 系统水温低于 15 时, 系统污泥的脱氮除磷效率较低. 3) 温度降低时, 反硝化除磷系统中污泥厌氧释磷速率, 好氧吸磷速率和缺氧吸磷速率相应下降, 并在低温下保持较低的水平. 随温度降低, 系统中反硝化聚磷菌占总聚磷菌的比例小幅下降, 但平均值仍维持在 47. 5% 左右. 4) 温度降低, 污泥絮体粒径分布更加集中且平均粒径减小, 不利于污泥絮体中反硝化除磷缺氧微环境的形成. 责任作者简介 : 王荣昌 (1976 ), 男, 博士, 副教授, 硕士生导师, 主要从事水污染控制工程与环境微生物学方面的研究. wangrongchang@ tongji. edu. cn. 参考文献 (References): 白晓慧利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化 [ J]. 中国给水排水, 18(2):26-28 Barker P S, Dold P L Denitrification behavior in biological phosphorus removal activated sludge systems[ J]. Water Research, 30(4): Brdjanovic D, Logemann S, van Loosdrecht M C M, et al Influence of temperature on biological phosphorus removal: process and molecular ecological studies [ J]. Water Research, 32 ( 4 ): Chevalier P, Proulx D, Lessard P, et al Nitrogen and phosphorus removal by high latitude mat-forming cyanobacteria for potential use in tertiary wastewater treatment[ J]. Journal of Applied Phycology, 12(2):10513 Comeau, Y, Hall K J, Handcock R E W, et al Biochemical model for enhanced biological phosphorus removal [ J ]. Water Research, 20(12): Ekama G A, Wentzel M C Difficulties and developments in biological nutrient removal technology and modeling [ J]. Water Science and Technology, 39(6): 11 Harper W F Jr, Terada A, Poly F, et al The Effect of hydroxylamine on the activity and aggregate structure of autotrophic nitrifying bioreactor cultures [ J ]. Biotechnology and Bioengineering, 102(3): Helmer C,Kunst S Low temperature effects on phosphorus release and uptake by microorganisms in EBPR plants[ J]. Water Science and Technology, 37(4 / 5): 姜体胜, 杨琦, 尚海涛, 等温度和 ph 值对活性污泥法脱氮除磷的影响 [J]. 环境工程学报, 1(9):104 Kuba T, van Loosdrecht M C M, Brandse F A, et al Occurrence of denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type wastewater treatment plants[ J]. Water Research, 31(4): Kuba T, van Loosdrecht M C M, Heijnen J J Phosophorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two sludge system [ J]. Water Research, 30(7): 李军, 张宇坤, 韦甦, 等反硝化除磷颗粒污泥的培养与除磷性能 [J]. 北京工业大学学报, 38(3): 刘长青, 毕学军, 张峰, 等低温对生物脱氮除磷系统影响的试验研究 [J]. 水处理技术, 32(8):18-21 Lopez-Vazquez C M, Oehmen A, Hooijmans C M, et al Modeling the PAO-GAO competition: Effects of carbon source, ph and temperature[ J]. Water Research, 43(2): 马娟, 彭永臻, 王丽, 等反硝化除磷技术及影响因素分析 [J]. 工业水处理, 29(4):4-8 Marklund S, Morling S Biological phosphorus removal at

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MBR 1 1# MBR MBR MBR mm mm mm 1 MICRODYN -NADIR BC m μm PLC 2 2 Table 2 Main equipment

MBR 1 1# MBR MBR MBR mm mm mm 1 MICRODYN -NADIR BC m μm PLC 2 2 Table 2 Main equipment 23 5 Vol 23 No 5 2015 10 Journal of Xiamen University of Technology Oct 2015 MBR 361021 MBR MBR COD cr BOD 5 NH 3 - N TP MBR CODcr 86 4% BOD 5 97 6% NH 3 -N 99% TP 68% 86 7% MBR CODcr BOD 5 NH 3 -N TP