曾 薇,李 磊,楊瑩瑩,張 悅,王淑瑩(北京工業(yè)大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院,北京 100124)

A2O工藝處理生活污水短程硝化反硝化的研究

曾 薇,李 磊,楊瑩瑩,張 悅,王淑瑩*(北京工業(yè)大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院,北京 100124)

在常溫條件下,采用A2O工藝處理低C/N比實際生活污水,通過控制好氧區(qū)DO為0.3～0.5mg/L以及增大系統(tǒng)內(nèi)回流比以降低好氧實際水力停留時間(AHRT),成功啟動并維持了短程硝化反硝化;系統(tǒng)亞硝態(tài)氮積累率穩(wěn)定維持在90%左右.在C/N比僅為2.34的情況下,短程硝化系統(tǒng)對總氮(TN)的去除率高達(dá)75.4%.通過對不同碳源類型、不同硝化類型以及不同DO水平下A2O系統(tǒng)脫氮效率的比較研究發(fā)現(xiàn),低氧短程硝化反硝化階段與外加碳源的全程硝化反硝化階段的TN去除率相當(dāng).同時研究表明,低DO運行并不會導(dǎo)致A2O工藝發(fā)生污泥膨脹.當(dāng)接種污泥為膨脹污泥時,控制DO在0.3～0.5mg/L反而有助于改善污泥沉降性能和出水水質(zhì).

A2O工藝；短程硝化反硝化；生活污水

Abstract：At normal temperature, a lab-scale A2O 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 0.3～0.5mg/L and higher internal recycle ratios to decrease the actual aerobic hydraulic retention time (HRT). The average nitrite accumulation rate reached about 90%. When the C/N ratio was 2.34, about 75.4% of TN could be removed in the short-cut nitrification A2O process. The effects of different carbon sources, nitrification types and DO levels on nitrogen removal efficiencies in the A2O 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 (0.3～0.5mg/L).

Key words：A2O process；short-cut nitrification and denitrification；domestic wastewater

傳統(tǒng)的生物脫氮包括硝化和反硝化2個反應(yīng)過程.其中硝化部分首先是由氨氧化菌 (AOB)將NH4+-N氧化為NO2--N的氨氧化過程;然后是由亞硝酸鹽氧化菌(NOB)將NO2--N氧化為NO3--N的亞硝態(tài)氮氧化過程.最后通過反硝化作用將產(chǎn)生的NO3--N轉(zhuǎn)化為N2.其中NO2--N是硝化和反硝化2個過程的中間產(chǎn)物.如果將NH4+-N氧化控制在亞硝化階段,然后通過反硝化作用將NO2--N還原為N2,經(jīng)NH4+-N→NO2--N→N2這樣的途徑完成脫氮,即短程硝化反硝化途徑.短程硝化反硝化與全程硝化反硝化相比,縮短了反應(yīng)時間,并可節(jié)約25%左右的供氧量,節(jié)約40%左右的反硝化所需碳源,減少污泥生成量[1],直接降低污水處理費用.

實現(xiàn)短程硝化反硝化的關(guān)鍵在于抑制NOB的活性或生長速率,造成AOB的數(shù)量或者活性在硝化系統(tǒng)中占優(yōu)勢,使活性污泥系統(tǒng)內(nèi)的氨氧化速率大于系統(tǒng)內(nèi)的NO2--N氧化速率,從而導(dǎo)致亞硝酸鹽的積累[2].研究發(fā)現(xiàn)游離氨(FA)、游離亞硝酸(FNA)[3-4]、pH值、溫度、DO[5]以及抑制劑(如氯化鈉)[6-7]等都能夠影響AOB和NOB的代謝活性和生長速率.

目前大多數(shù)的短程硝化都是在SBR系統(tǒng)中實現(xiàn)的[8].對于實際應(yīng)用較多的連續(xù)流系統(tǒng)中的短程硝化反硝化的研究較少;有限的研究報道主要集中在高氨氮垃圾滲濾液等特殊污水的處理[9]和AO工藝中[10-12].而未見對處理實際生活污水的A2O工藝實現(xiàn)短程硝化反硝化的研究.本文以當(dāng)前城市污水處理廠廣泛應(yīng)用的A2O工藝為研究對象,詳細(xì)研究了如何在處理實際生活污水的A2O工藝中實現(xiàn)短程硝化反硝化,分析了系統(tǒng)在不同碳源類型、不同硝化類型和不同DO水平下的處理效果以及低DO對污泥沉降性能的影響.

1 材料與方法

1.1試驗裝置

A2O試驗裝置如圖1所示.該裝置由有機玻璃制成,由合建式的預(yù)缺氧-厭氧-缺氧-好氧反應(yīng)器和二沉池組成.其中合建式反應(yīng)器有效容積80L,可以通過活動隔板的設(shè)置靈活調(diào)整內(nèi)部各個格室的容積和分布.試驗期間將合建式反應(yīng)器分為6個格室,其中第1格室為預(yù)缺氧區(qū)、第2格室為厭氧區(qū),第3、第4格室為缺氧區(qū),剩下的2個格室為好氧區(qū);預(yù)缺氧區(qū)、厭氧區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū)的容積比為1:2:3:6.在預(yù)缺氧區(qū)、厭氧區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū)均安裝攪拌器以提供充分的泥水混合,好氧區(qū)通過固定在反應(yīng)器底端的曝氣頭供氧.為避免返混現(xiàn)象對試驗結(jié)果的影響,各格室間均以連通管相連;預(yù)缺氧區(qū)和厭氧區(qū)出水采用溢流形式.二沉池采用豎流式沉淀池,有效容積為24L.

試驗進(jìn)水全部進(jìn)入?yún)捬鯀^(qū);回流污泥進(jìn)入預(yù)缺氧區(qū);內(nèi)循環(huán)混合液由好氧區(qū)最后一個格室回流到缺氧區(qū)第一格室.試驗進(jìn)水、回流污泥和內(nèi)循環(huán)混合液流量均采用蠕動泵控制.

圖1 A2O工藝試驗裝置Fig.1 Schematic diagram of A2O process

1.2試驗用水及污泥

采用取自某生活小區(qū)化糞池的實際生活污水作為試驗用水,原水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.水質(zhì)指標(biāo)的范圍是指試驗期間水質(zhì)的變化范圍,即每天取1個水樣進(jìn)行測定并計算其平均值.該生活污水屬于典型的低C/N比生活污水,平均C/N僅為2.53.在試驗第2階段向該生活污水中投加一定量的乙酸鈉和丙酸鈉混合物作為外碳源,COD投加當(dāng)量為150mg/L,從而提高進(jìn)水C/N比,以改善系統(tǒng)脫氮性能;該階段進(jìn)水COD為352.7～422.4mg/L,平均值為387.2mg/L; C/N為4.79～6.89,平均值為5.94.接種污泥取自北京某城市污水處理廠二沉池回流污泥,屬全程硝化污泥.

表1 原水水質(zhì)Table 1 Characteristics of the raw wastewater

1.3分析測試方法

分析方法采用國家規(guī)定的標(biāo)準(zhǔn)方法[13];包括COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N等,水樣經(jīng)濾紙過濾后進(jìn)行分析測定.TN采用Multi NC 3000總有機碳/總氮測定儀進(jìn)行測定.DO和pH值的檢測采用德國WTW-Multi-340i便攜式在線測定儀進(jìn)行測定.為方便數(shù)據(jù)分析,定義好氧實際水力停留時間(AHRT)和缺氧AHRT如下:

式中: V好為好氧區(qū)有效容積;V缺為缺氧區(qū)有效容積;Q為進(jìn)水流量; r為內(nèi)回流比; R為污泥回流比; ρ(NOx--N)為好氧區(qū)第2格室出水NO3--N與NO2--N濃度之和; ρ(NO2--N)為好氧區(qū)第2格室出水NO2--N濃度.

1.4試驗方案

試驗分為8個階段,反應(yīng)器在每個階段的運行參數(shù)如表2所示.每個試驗階段均在系統(tǒng)調(diào)整后穩(wěn)定運行1～2周后進(jìn)行采樣分析.冬季反應(yīng)器內(nèi)水溫通過溫控裝置控制在(22±1)℃,夏季反應(yīng)器內(nèi)水溫為自然水溫23～28℃.通過從二沉池底部排泥,控制系統(tǒng)SRT在15～20d,反應(yīng)器內(nèi)MLSS為(2500±500)mg/L.

表2 A2O工藝處理實際生活污水實現(xiàn)短程硝化的試驗方案Table 2 Scheme of the experiments for short-cut nitrification in A2O process treating domestic wastewater

2 結(jié)果與討論

2.1A2O工藝短程硝化的實現(xiàn)與維持

圖2給出了在試驗期間,好氧2出水中NO2--N、NO3--N含量以及NO2--N積累率的變化情況.本試驗第Ⅰ和第Ⅱ階段,采取高DO的運行方式,系統(tǒng)硝化類型為全程硝化;考察A2O系統(tǒng)在有無外碳源的情況下對TN的去除效果.由于本試驗接種污泥為全程污泥,在連續(xù)流反應(yīng)器中不易產(chǎn)生NO2--N的積累.試驗第Ⅲ階段采取低DO的運行方式,通過低氧條件下AOB和NOB生長速度上的差異[5],對NOB的不斷淘洗和AOB的逐漸富集來實現(xiàn)短程硝化.但如圖2所示,該階段并沒有發(fā)生NO2--N的積累.該階段的HRT為13.96h,好氧HRT為7.45h,好氧AHRT為1.24h;但系統(tǒng)對氨氮去除率僅為30%左右.可見該階段過低的DO(0.1～0.3mg/L)抑制了AOB將NH4+-N氧化為NO2--N的速率,而較長的好氧AHRT也為NOB將NO2--N氧化為NO3--N提供了充足的時間,從而無法形成NO2--N的積累.該階段的低DO對AOB和NOB的生長速率都產(chǎn)生了抑制,通過排泥不能實現(xiàn)對NOB的淘洗和AOB的富集,亦無法改變硝化菌群的結(jié)構(gòu),從而在該階段并沒有成功的啟動短程硝化.

圖2 亞硝態(tài)氮積累率變化情況Fig.2 Variations of nitrite accumulation rates

試驗第Ⅳ階段將系統(tǒng)的DO控制在0.3～0.5mg/L.為防止發(fā)生過曝氣現(xiàn)象,提高了系統(tǒng)的進(jìn)水流量,但該階段也沒有NO2--N積累的跡象.隨后在第Ⅴ階段,通過增大內(nèi)回流流量來降低好氧AHRT.隨著系統(tǒng)的運行,好氧2出水中的NO2--N積累率逐漸上升,最后穩(wěn)定在80%以上;但由于系統(tǒng)的HRT較短,低DO下系統(tǒng)并不能對氨氮完全去除,應(yīng)適當(dāng)延長系統(tǒng)HRT以改善系統(tǒng)對氨氮的去除效果.第Ⅵ階段,在保持進(jìn)水流量不變的情況下,將內(nèi)回流流量降低,好氧AHRT恢復(fù)到第Ⅳ階段水平;該階段NO2--N積累率仍保持在90%左右,說明通過第Ⅴ階段的馴化培養(yǎng),系統(tǒng)中的NOB已經(jīng)被有效的抑制或者淘洗掉,AOB的活性得到增強、種群數(shù)量得到富集.第Ⅶ、第Ⅷ階段則通過逐漸降低進(jìn)水流量,延長系統(tǒng)HRT來提高系統(tǒng)對氨氮的去除效果;在降低進(jìn)水流量的同時,適當(dāng)調(diào)高內(nèi)回流流量,保持這兩個階段好氧AHRT與第Ⅵ階段相同.通過各個階段的調(diào)節(jié),第Ⅷ階段NO2--N積累率穩(wěn)定在90%左右,氨氮的去除率也達(dá)到95%以上.

2.2A2O系統(tǒng)中亞硝態(tài)氮積累的影響因素

影響全程硝化系統(tǒng)轉(zhuǎn)變?yōu)榉€(wěn)定的短程硝化系統(tǒng)的原因較多[1],但其中一些因素對本系統(tǒng)短程硝化的實現(xiàn)并沒有起到直接的促進(jìn)作用(如pH、溫度及FA等).在第Ⅴ階段(短程成功啟動階段),系統(tǒng)內(nèi)溫度穩(wěn)定在(22±1)℃,pH值穩(wěn)定在7.2～7.6之間.在該溫度和pH值條件下AOB和NOB均具有良好的生物活性,其生長速率差別不大.經(jīng)計算,該階段好氧區(qū)FA均在1.0mg/L以下,而大部分文獻(xiàn)報道當(dāng)FA小于1.0mg/L時, FA不會對NOB產(chǎn)生抑制[1,3-4].可見pH值、溫度及FA并不是本系統(tǒng)成功啟動短程硝化的促進(jìn)因素.

在處理實際生活污水的A2O工藝中成功啟動短程硝化并穩(wěn)定維持的原因有以下幾點:

低DO控制.以往研究得出AOB的氧飽和常數(shù)為0.3～0.5mg/L,NOB的氧飽和常數(shù)為0.7～1.8mg/L[14].這說明AOB相對于NOB對DO具有更強的親和力,低DO濃度下AOB的生長速率大于NOB的生長速率[5].本試驗中長時間維持好氧區(qū)低DO水平,導(dǎo)致NOB的生長和代謝活性受到抑制,并通過排泥逐漸被淘洗掉;而AOB卻得到富集,最終導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)AOB的活性或數(shù)量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于NOB,AOB成為優(yōu)勢菌種.此時系統(tǒng)的氨氧化速率大于硝化速率,從而造成NO2--N的積累.

好氧HRT.有研究表明,即使是穩(wěn)定的短程硝化系統(tǒng),過量曝氣也會造成短程硝化效果的逐步破壞[10].這表明嚴(yán)格控制曝氣時間是實現(xiàn)短程硝化極為重要的因素.有的研究者在SBR系統(tǒng)短程硝化的啟動階段,通過控制在氨谷前結(jié)束曝氣,能夠有效富集AOB、淘洗NOB,實現(xiàn)短程硝化[15].在A2O系統(tǒng)短程硝化啟動階段降低好氧HRT可以防止系統(tǒng)過曝氣,有效限制NOB的增長、促進(jìn)系統(tǒng)對NOB的淘洗和AOB的富集.在試驗第Ⅳ階段增大了進(jìn)水流量,雖然系統(tǒng)的氨氮去除率較低,卻提高了系統(tǒng)的氨氮負(fù)荷,有利于AOB的優(yōu)勢生長.在第Ⅴ階段,亞硝態(tài)氮積累穩(wěn)定在80%后,逐漸降低系統(tǒng)負(fù)荷延長好氧HRT,不僅提高了系統(tǒng)對氨氮的去除率,也可以使硝化菌群逐漸適應(yīng)延長的好氧HRT,避免NOB的增長.

好氧AHRT.在試驗第Ⅴ階段,通過好氧AHRT的縮短,成功實現(xiàn)了短程硝化.這是因為隨著內(nèi)回流比的增大,好氧AHRT的縮短,加快了泥水混合物在好氧和缺氧區(qū)的交替.在好氧區(qū)生成的NO2--N在缺氧區(qū)通過反硝化作用被及時去除,防止較長的好氧AHRT情況下,NO2--N在好氧區(qū)進(jìn)一步被NOB氧化成NO3--N.由于NOB不能有效地得到底物進(jìn)行生長繁殖,同時在低DO下,代謝活性逐漸受到抑制,生長速率大幅降低,最終被淘洗出A2O系統(tǒng).

此外,NOB的好氧呼吸酶合成滯后性也是造成A2O系統(tǒng)在較短好氧AHRT下產(chǎn)生NO2--N積累的另一個主要原因.研究表明,當(dāng)NOB從缺氧或者厭氧狀態(tài)進(jìn)入好氧狀態(tài)后,氧對NOB細(xì)胞將會有毒害作用,會抑制NOB細(xì)胞的生長.這可能與NOB體內(nèi)過氧化氫酶、過氧化物酶和超氧化物歧化酶的合成滯后有關(guān).在呼吸過程中,氧被轉(zhuǎn)化成過氧化物、超氧化物和羥基自由基等短暫的中間產(chǎn)物.NOB具有合成過氧化氫酶、過氧化物酶和超氧化物歧化酶的能力,能夠使得上述毒性物質(zhì)分解,但從缺氧或者厭氧狀態(tài)進(jìn)入好氧狀態(tài)后,NOB需要一定時間來重新合成這些解毒酶[16].通過縮短好氧AHRT,加快了NOB在缺氧區(qū)和好氧區(qū)的循環(huán),阻礙NOB對上述3種酶的合成,有毒的氧化產(chǎn)物對NOB的生長和活性進(jìn)行了有效的抑制.

世代時間(SRT).當(dāng)溫度在14℃以上時,AOB的SRT比NOB的短,AOB的最小SRT小于NOB的最小SRT[1].在懸浮處理系統(tǒng)中若污泥齡介于AOB和NOB的最小污泥停留時間時,系統(tǒng)中NOB會逐漸被淘洗掉,使AOB成為系統(tǒng)中的優(yōu)勢種群.可見通過排泥,控制系統(tǒng)SRT是實現(xiàn)短程硝化的關(guān)鍵.本研究中控制系統(tǒng)SRT為15～20d,雖然系統(tǒng)SRT遠(yuǎn)大于AOB和NOB的最小SRT,但是由于低氧的作用和系統(tǒng)溫度穩(wěn)定在23℃左右,系統(tǒng)內(nèi)的AOB增長速率要大于NOB的增長速率.通過排泥控制系統(tǒng)SRT可以進(jìn)一步提高AOB在硝化菌群中的比例,在有效提高系統(tǒng)的氨氧化速率的同時降低亞硝態(tài)氮氧化速率,從而造成NO2--N的積累.

2.3A2O全程硝化和短程硝化對系統(tǒng)TN去除率的影響

圖3 A2O系統(tǒng)對氮的去除Fig.3 Nitrogen removal in A2O process

如圖3所示,試驗第Ⅰ階段好氧區(qū)DO穩(wěn)定維持在1.5～2.5mg/L之間,系統(tǒng)硝化性能良好,系統(tǒng)對氨氮的去除率在95%以上.但由于該階段進(jìn)水C/N比平均值僅為2.91,導(dǎo)致系統(tǒng)對TN的平均去除率僅為59.3%,出水NO3--N達(dá)25mg/L左右.在試驗第Ⅱ階段,當(dāng)向原水中投加外碳源,提高進(jìn)水平均C/N比到5.94后,系統(tǒng)對TN去除率平均達(dá)到74.4%,出水NO3--N平均值降為18mg/L左右.而在試驗第Ⅲ至第Ⅶ階段,由于好氧區(qū)的DO較低、系統(tǒng)的HRT相對較短,導(dǎo)致系統(tǒng)硝化性能較差;系統(tǒng)對氨氮的平均去除率僅為50.9%,TN的去除率為41.8%.在試驗第Ⅷ階段,通過延長系統(tǒng)HRT,系統(tǒng)對氨氮的去除率達(dá)到了95%以上;而且由于此時系統(tǒng)成功啟動短程硝化,出水中NO2

圖4 A2O不同工況下典型沿程水質(zhì)參數(shù)Fig.4 Variations of nutrient along the reactor in A2O process at the different experimental stages

--N積累率平均高達(dá)93.6%;此階段C/N比平均值僅為2.34,系統(tǒng)對TN平均去除率高達(dá)75.4%.在C/N比較低的情況下,實現(xiàn)短程硝化的第Ⅷ階段比全程硝化的第Ⅰ階段的TN去除率平均高16.1%;與外加碳源的第Ⅱ階段TN去除率基本相同.

考察了不同碳源類型、不同硝化類型以及不同DO水平對A2O系統(tǒng)脫氮效率的影響.圖4是系統(tǒng)在不同條件下,穩(wěn)定運行后具有代表性的各項水質(zhì)參數(shù)的沿程變化情況.

圖4(A)是試驗第Ⅰ階段反應(yīng)器各格室不同氮化合物濃度和pH值的典型變化規(guī)律.該階段系統(tǒng)硝化能力較強,pH值從缺氧區(qū)第2格室的7.51降低到好氧區(qū)第2格室的7.21.由于進(jìn)水C/N僅為3.19,系統(tǒng)TN去除率較低,僅為53.2%.圖4(B)反映出第Ⅱ階段外加碳源后缺氧區(qū)反硝化脫氮性能提高,與第Ⅰ階段相比,缺氧區(qū)的pH值上升幅度更大.圖4(C)是試驗第Ⅳ階段(低DO濃度全程硝化反硝化),由于低氧下系統(tǒng)的硝化能力受限,硝化過程中pH值下降幅度較小,僅從缺氧區(qū)第2格室的7.46降低到好氧區(qū)第2格室的7.37.系統(tǒng)對氨氮去除率僅為56.9%.圖4(D)是試驗第Ⅷ階段(低DO濃度短程硝化反硝化)好氧區(qū)出水氨氮為0mg/L,硝態(tài)氮濃度為0.9mg/L,亞硝態(tài)氮濃度為14.5mg/L,亞硝態(tài)氮積累率達(dá)94.2%.在原水C/N比僅為2.27時,TN去除率高達(dá)81.2%.在C/N比偏低的情況下,低DO短程硝化反硝化[圖4(D)]仍比高DO全程硝化反硝化[圖4(A)]的TN去除率高28%.

2.4低氧對SVI的影響

在連續(xù)流活性污泥系統(tǒng)中,長時間低DO運行往往會引起污泥膨脹[17],進(jìn)而影響污泥在二沉池中的沉降性能.如不加以控制,污泥膨脹進(jìn)一步惡化會導(dǎo)致污泥流失,影響出水水質(zhì),甚至污染受納水體.但在本研究中,在A2O工藝中通過控制低DO實現(xiàn)短程硝化的過程中并沒有發(fā)生污泥膨脹(圖5).

圖5 DO和SVI的關(guān)系Fig.5 The relationship of DO and SVI

在試驗第Ⅰ階段,當(dāng)DO穩(wěn)定維持在1.5～2.5mg/L時,污泥沉降性能良好,SVI穩(wěn)定維持在100mL/g左右.通過革蘭氏染色發(fā)現(xiàn)盡管該階段的污泥絮體中也存在一定量的絲狀菌(圖6),但這些絲狀菌構(gòu)成了菌膠團(tuán)的骨架,并未向絮體外進(jìn)行枝狀生長,影響污泥的沉降性能.當(dāng)?shù)冖螂A段向原水中投加外碳源后,污泥發(fā)生膨脹.該階段的污泥絮體中有大量的絲狀菌存在,并在污泥絮體外進(jìn)行枝狀生長;污泥絮體結(jié)構(gòu)松散,SVI迅速上升至200mL/g以上,嚴(yán)重影響該階段污泥的沉降性能.易降解碳源的投加是引起該階段發(fā)生絲狀菌膨脹的主要原因.試驗第Ⅲ階段,當(dāng)控制DO為0.1～0.3mg/L時,污泥絮體中的絲狀菌仍較多,系統(tǒng)的污泥沉降性能并沒有得到改善,SVI維持在210～260mL/g.但從第Ⅳ階段起,當(dāng)DO穩(wěn)定在0.3～0.5mg/L后,污泥絮體內(nèi)絲狀菌含量大幅減少,污泥結(jié)構(gòu)密實,系統(tǒng)的污泥沉降性能逐漸改善,SVI隨著系統(tǒng)的運行逐漸降低.尤其在第Ⅷ階段,當(dāng)氨氮去除率大幅增高,系統(tǒng)出水亞硝態(tài)氮含量增大時,SVI穩(wěn)定維持在100mL/g以下.可見A2O工藝在低DO(0.3～0.5mg/L)水平下運行,并不會導(dǎo)致污泥發(fā)生絲狀菌膨脹.當(dāng)接種污泥為膨脹污泥時,低DO(0.3～0.5mg/L)運行反而有利于改善污泥沉降性能,減少菌體結(jié)構(gòu)中的絲狀菌枝狀生長.

圖6 不同試驗階段的污泥絮體結(jié)構(gòu)Fig.6 Sludge flocs at the different experimental stages

3 結(jié)論

3.1在常溫條件下,通過控制系統(tǒng)SRT為15～20d,單純維持好氧區(qū)低DO水平,在處理實際生活污水的A2O系統(tǒng)中并不能實現(xiàn)短程硝化反硝化.當(dāng)提高內(nèi)回流比,從而降低系統(tǒng)好氧AHRT時,系統(tǒng)內(nèi)的亞硝態(tài)氮積累量逐漸上升.當(dāng)系統(tǒng)出水中的亞硝態(tài)氮積累量穩(wěn)定達(dá)到80%以上,逐漸降低進(jìn)水流量,可使系統(tǒng)對氨氮的去除率達(dá)到95%以上,亞硝態(tài)氮積累率穩(wěn)定在90%左右,A2O系統(tǒng)內(nèi)實現(xiàn)了短程硝化反硝化.

3.2投加易降解有機碳源,容易導(dǎo)致污泥發(fā)生絲狀菌膨脹,SVI達(dá)200mL/g以上.當(dāng)停止投加外碳源,控制DO在0.1～0.3mg/L時,污泥沉降性能并沒有改善.將DO提高到0.3～0.5mg/L后,隨著系統(tǒng)的運行,SVI逐漸降低,最后穩(wěn)定維持在100mL/g左右,二沉池出水清澈.可見低DO運行的A2O工藝不易發(fā)生污泥膨脹.當(dāng)接種污泥為膨脹污泥時,低DO(0.3～0.5mg/L)運行反而有利于改善污泥沉降性能,減少菌體結(jié)構(gòu)中的絲狀菌枝狀生長.

3.3通過對不同碳源類型、不同硝化類型以及不同DO水平下A2O系統(tǒng)脫氮效率的比較研究發(fā)現(xiàn),低DO短程硝化反硝化的脫氮效率與高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與外加碳源的全程硝化模式下的TN去除率相當(dāng),甚至更高.在出水水質(zhì)相同的情況下,低氧短程A2O工藝可有效減少外碳源的投放量,節(jié)約能源,降低污水處理廠的運行成本.

[1] Zhu G, Peng Y, Li B, et al. Biological Removal of Nitrogen from Wastewater [J]. Rev. Environ. Contam. Toxicol., 2008,192:159-195.

[2] 曾 薇,張 悅,李 磊,等.生活污水常溫處理系統(tǒng)中AOB與NOB 競爭優(yōu)勢的調(diào)控 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(5):1430-1436.

[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, 2009,44(2): 631-640.

[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., 2007,56(7): 89-97.

[5] Blackburne R, Yuan Z, Keller J. Partial nitrification to nitrite using low dissolved oxygen concentration as the main selection factor [J]. Biodegradation, 2008,19(2):303-312.

[6] 于德爽,彭永臻,宋學(xué)起,等.含海水污水的短程硝化反硝化 [J].環(huán)境科學(xué), 2003,24(3):51-55.

[7] 宋學(xué)起,彭永臻,王淑瑩,等.化學(xué)物質(zhì)對硝化細(xì)菌的選擇性抑制[J]. 北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2005,31(3):293-296.

[8] 楊 慶,王淑瑩,楊岸明,等.城市污水SBR法短程生物脫氮的中試研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2007,27(2):150-154.

[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., 2008,42:883-892.

[10] Ma Y, Peng Y, Wang S, et al. Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous pre-denitrification plant [J]. Wat. Res., 2009,43:563-572.

[11] 馬 勇,陳倫強,彭永臻,等.實際生活污水短程/全程硝化反硝化處理中試研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2006,27(12):2477-2482.

[12] 馬 勇,王淑瑩,曾 薇,等.A/O生物脫氮工藝處理生活污水中試(一)短程硝化反硝化的研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2006,26(5): 703-709.

[13] 國家環(huán)境保護(hù)總局水和廢水監(jiān)測分析方法編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 3版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:252-266.

[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., 2005,80(4): 388-396.

[15] 李凌云,彭永臻,楊 慶,等.SBR工藝短程硝化快速啟動條件的優(yōu)化 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2009,29(3):312-317.

[16] 鄭 平,徐向陽胡寶蘭.新型生物脫氮理論與技術(shù) [M]. 北京:科學(xué)出版社, 2004:22-29.

[17] 郭建華,王淑瑩,彭永臻,等.低溶解氧污泥微膨脹節(jié)能方法在AO中的試驗驗證 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(12):3349-3352.

Short-cut nitrification and denitrification in A2O 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 100124, China). China Environmental Science, 2010,30(5)：625～632

X703.1

A

1000-6923(2010)05-0625-08

曾 薇(1974-),女,黑龍江省哈爾濱人,副教授,博士,主要從事污水生物處理研究.發(fā)表論文50余篇.

2009-10-21

國家自然科學(xué)基金資助項目(50878005);北京市自然科學(xué)基金資助項目(8102005);北京市優(yōu)秀人才培養(yǎng)資助計劃(20081D0-501500178)

* 責(zé)任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn