張勇，王淑瑩，趙偉華，孫事昊，彭永臻，曾薇

（北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

中試規(guī)模AAO-曝氣生物濾池雙污泥系統(tǒng)的啟動運(yùn)行

張勇，王淑瑩，趙偉華，孫事昊，彭永臻，曾薇

（北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

AAO-曝氣生物濾池（BAF）是污泥齡差距較大的雙污泥系統(tǒng)，可在低C/N條件下實(shí)現(xiàn)氮、磷的同步去除。本試驗(yàn)以低碳氮比的城市污水為處理對象，研究了處理量為40～100 m3·d?1的大型中試級別的AAO-BAF脫氮除磷工藝的啟動運(yùn)行。通過先使AAO和BAF獨(dú)立運(yùn)行以分別培養(yǎng)馴化聚磷菌活性污泥和硝化細(xì)菌生物膜，待分別觀察到AAO出水TP及BAF 出水NH4+-N濃度穩(wěn)定后，再將兩部分連通運(yùn)行的策略，使得在第58天時系統(tǒng)出水COD、4NH-N+、TN、TP、濁度、SS分別小于50 mg·L?1、5 mg·L?1、15 mg·L?1、0.5 mg·L?1、5NTU、10 mg·L?1，表明該中試系統(tǒng)已成功啟動。與小試研究比較發(fā)現(xiàn)，分開運(yùn)行更有利于聚磷菌的培養(yǎng)馴化；BAF中采用自然掛膜法較接種污泥法更方便，但增加了填料掛膜的時間。根據(jù)微生物群落多樣性分析，發(fā)現(xiàn)AAO中的硝化細(xì)菌豐度少于3%，而BAF生物膜上的硝化細(xì)菌的豐度占到12%以上。本試驗(yàn)可為該工藝的實(shí)際工程應(yīng)用提供一定參考。

雙污泥系統(tǒng)；生物膜；反硝化除磷；低C/N；污水；降解

引 言

傳統(tǒng)的反硝化脫氮是指反硝化菌利用碳源作為電子供體，3NO?作為電子受體，將3NO?形態(tài)的N還原為N2排入空氣中實(shí)現(xiàn)脫氮的過程，在處理低碳氮比的城市生活污水時，一旦碳源不足就會影響到反硝化脫氮的進(jìn)行；另外，傳統(tǒng)的生物除磷是指聚磷菌（PAOs）通過厭氧釋磷與好氧吸磷過程將原水中的磷儲存在細(xì)胞內(nèi)，然后隨著排泥而排出水體，實(shí)現(xiàn)污水中磷的去除。除磷過程中，厭氧釋磷需要碳源，好氧吸磷過程需要氧氣。所以，傳統(tǒng)生物脫氮除磷工藝（如AAO工藝）中，原水中的碳源往往不足以滿足厭氧釋磷及反硝化兩個部分的消耗，并且其曝氣量也要滿足硝化和好氧吸磷兩部分的需要。反硝化聚磷菌（DPAOs）能以厭氧釋磷過程中儲存的聚羥基鏈烷酸酯（PHAs）作為電子供體，以作為最終電子受體，在缺氧條件下以“一碳兩用”的方式同時除磷和脫氮， 從而將傳統(tǒng)生物除磷和反硝化兩個獨(dú)立過程耦合，實(shí)現(xiàn)了碳源和氧消耗量的節(jié)省[1-5]。由于硝化菌的泥齡長于聚磷菌，單污泥系統(tǒng)中硝化細(xì)菌與聚磷菌一直存在泥齡沖突：一方面，若要達(dá)到好的除磷效果必須縮短泥齡；另一方面，若要達(dá)到好的硝化效果又必須保證硝化菌有足夠的時間生長。以上所述的碳源、DO、泥齡等局限性使得傳統(tǒng)單污泥系統(tǒng)脫氮除磷工藝很難達(dá)到脫氮與除磷二者俱佳的效果[6]。AAO-曝氣生物濾池工藝（即AAO-BAF工藝）是在AAO工藝與BAF工藝的基礎(chǔ)上建立的雙污泥系統(tǒng)，該工藝將硝化過程從AAO中分離出來，在BAF中完成硝化，從而解決了硝化細(xì)菌與聚磷菌泥齡的沖突。而從曝氣生物濾池中回流的3NO?又為AAO池中的DPAOs進(jìn)行反硝化除磷提供了充足的電子受體，從而解決了傳統(tǒng)反硝化所需的碳源不足的問題，并且P的去除中有很大一部分是通過反硝化除磷過程去除的，這也減少了好氧吸磷所需的曝氣量。目前該工藝已有許多實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的研究，實(shí)現(xiàn)了良好的脫氮除磷效果，并積累了大量的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)[7-10]，然而，至今仍沒有該工藝的中試及以上規(guī)模的應(yīng)用研究，而小試研究與中試及以上規(guī)模的試驗(yàn)研究通常都會有較大的差距，故本文對大型中試規(guī)模的AAO-BAF工藝的啟動運(yùn)行過程進(jìn)行了一定的研究分析，來驗(yàn)證小試的研究結(jié)果，并與小試研究做對比，希望能為該工藝在實(shí)際工程中的應(yīng)用提供更有意義的啟動經(jīng)驗(yàn)及數(shù)據(jù)參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與方法

圖1 中試AAO-BAF系統(tǒng)的裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of pilot-scale AAO-BAF system

AAO-BAF系統(tǒng)由AAO生化池、二沉池和曝氣生物濾池3個主體反應(yīng)器以及2個中間水箱組成（圖1）。AAO池為經(jīng)過防腐處理的鐵質(zhì)長方形反應(yīng)池，池子分為9個格室，每格體積為4 m3（有效體積3.5 m3），共計(jì)36 m3。通過開關(guān)蝶閥來調(diào)節(jié)污泥回流、硝化液回流以及曝氣進(jìn)入反應(yīng)池的位置，可調(diào)節(jié)厭氧、缺氧及好氧段的起始位置。厭氧段以及缺氧段用攪拌器進(jìn)行攪拌，好氧段有穿孔塑料管作為曝氣器，用回轉(zhuǎn)式鼓風(fēng)機(jī)進(jìn)行曝氣。二沉池為豎流式，其筒體直徑D=3.2 m，h=3.4 m；污泥斗高度h=1.7 m，澄清區(qū)V=27 m3。BAF為圓柱形上向流的反應(yīng)器，內(nèi)部投加懸浮塑料填料，填充比為55%。BAF的內(nèi)徑為1.7 m，高為6 m，在距離底部1.5 m的高度處裝有孔隙為5 mm的柵網(wǎng)作為填料的承托層，在距離頂部1.5 m處也裝有一個同樣的柵網(wǎng)，用于阻擋填料隨出水流出。懸浮填料在水流及氣流的作用下在有效體積為6.8 m3的容器內(nèi)處于流化狀態(tài)。在BAF底部裝有布水管，進(jìn)水能均勻進(jìn)入圓柱形反應(yīng)器的整個斷面。在下部柵網(wǎng)的表層安裝有穿孔曝氣管，用回轉(zhuǎn)式鼓風(fēng)機(jī)曝氣。中間水池容積為4.48 m3，清水池容積為12.4 m3。各部分進(jìn)水流量及曝氣量均由變頻器變頻控制。

潛污泵將沙河再生污水處理廠曝氣沉砂池出水抽到本系統(tǒng)的AAO池的厭氧段，同時進(jìn)入該厭氧段的還有來自二沉池的回流污泥，在此進(jìn)行厭氧釋磷反應(yīng)。厭氧段的混合液流入缺氧段，同時進(jìn)入該缺氧段的還有來自清水池的硝化液，從而進(jìn)行反硝化除磷反應(yīng)。缺氧段的混合液流入AAO系統(tǒng)的好氧段，聚磷菌在此進(jìn)行好氧吸磷從而將經(jīng)過反硝化除磷后剩余的磷吸收，此外好氧段通過曝氣將產(chǎn)生的氮?dú)獯得?。好氧段出水?jīng)過二沉池的泥水分離作用，使得含有磷的污泥沉在泥斗，而含有氨氮的上清液流入中間水池再抽到BAF中完成硝化作用，BAF的出水流入清水池。清水池中的水一部分回流到AAO的缺氧段，另一部分作為最終出水排出。

1.2 廢水來源與水質(zhì)

本試驗(yàn)處理的污水來自北京市昌平區(qū)沙河鎮(zhèn)的城市污水，試驗(yàn)階段水質(zhì)特點(diǎn)見表1。

表1 進(jìn)水水質(zhì)特點(diǎn)Table 1 Characteristics of influent

1.3 分析項(xiàng)目及方法

FISH所采用探針[12]（表2）均以1:1:1 混合為PAOmix，GAOmix，EUBmix。FISH圖片采用OLYMPUS DP72數(shù)字成像系統(tǒng)采集。

在系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后，取出少量BAF中的填料，放入純水中進(jìn)行攪拌收集脫落的生物膜，用純水清洗后進(jìn)行冷凍烘干，另外從AAO的好氧段取少量活性污泥清洗后冷凍烘干。然后由美吉生物醫(yī)藥科技有限公司對這兩個樣品進(jìn)行微生物群落多樣性分析，微生物群落多樣性分析的設(shè)計(jì)PCR擴(kuò)增引物及tag序列[13]見表3。

表2 FISH所采用的探針Table 2 FISH probes taken in experiment

1.4 試驗(yàn)條件與運(yùn)行環(huán)境

本試驗(yàn)是在環(huán)境溫度下運(yùn)行的，接種污泥初期AAO池進(jìn)水流量為1m3·h?1，一周后正常排泥，AAO的進(jìn)水流量也逐步提高至設(shè)計(jì)流量2.5 m3·h?1，HRT為11.2 h，污泥回流比為150%，通過排泥控制SRT為20 d，MLSS維持在3000 mg·L?1左右，好氧段DO維持在1.5 mg·L?1。曝氣生物濾池的DO維持在7 mg·L?1。系統(tǒng)連通運(yùn)行后硝化液回流比先后為100%、200%。

表3 設(shè)計(jì)PCR擴(kuò)增引物及tag序列Table 3 Design PCR amplification primer and sequence tag

圖2 FISH圖片F(xiàn)ig.2 FISH pictures

2 結(jié)果與討論

2.1 微生物培養(yǎng)馴化的策略與結(jié)果分析

生物脫氮除磷工藝啟動的關(guān)鍵在于微生物的培養(yǎng)與馴化，具體對于AAO-BAF工藝而言，即為AAO中反硝化聚磷菌（DPAOs）的培養(yǎng)馴化，以及BAF中填料上硝化細(xì)菌的掛膜。

本試驗(yàn)從以下兩個部分進(jìn)行了污泥培養(yǎng)與馴化。2.1.1 DPAOs的培養(yǎng)馴化 啟動之初在AAO池中接種污泥，種泥來自北京市沙河再生污水處理廠的濃縮污泥，AAO池中初始污泥濃度約為1000 mg·L?1，然后進(jìn)污水進(jìn)行連續(xù)培養(yǎng)。AAO系統(tǒng)此時并沒有硝化液回流，而是按照厭氧/好氧（A/O）的方式運(yùn)行以培養(yǎng)馴化聚磷菌（PAOs）。厭氧段與好氧段的容積比為6:2。較小的好氧段容積使得混合液在好氧段停留時間較短，這抑制了AAO系統(tǒng)中硝化菌的生長及硝化反應(yīng)的進(jìn)行，從而保證了回流污泥中不會含有大量硝態(tài)氮而破壞厭氧段的厭氧環(huán)境，同時進(jìn)入?yún)捬醵蔚脑瓹OD也全部提供給了聚磷菌進(jìn)行釋磷，有利于聚磷菌的生長[14-16]。AAO系統(tǒng)此時名義水力停留時間約為11 h。

種泥所在水廠是以化學(xué)除磷為主，取泥日前后3 d水廠AAO池進(jìn)水、厭氧末及好氧末的TP均值分別為3.21、2.46和1.87 mg·L?1，由此可知其厭氧末段基本無釋磷，故可推斷出種泥中聚磷菌含量低或者活性不足。水廠厭氧段沒有釋磷也可能是由于水廠的回流污泥中含有3NO-N?，破壞了厭氧環(huán)境并且在厭氧段發(fā)生反硝化消耗了原水中的COD，使得其厭氧段沒有發(fā)生釋磷。為分析種泥中具體是聚磷菌活性不足還是含量不足，本試驗(yàn)采用了熒光原位雜交（FISH）技術(shù)檢測，檢測后發(fā)現(xiàn)接種污泥中聚磷菌含量極少[圖2（a）、（b）]，故可確定種泥的生物除磷效果不佳是由于聚磷菌含量不足的原因。在以厭氧、好氧容積比為6:2的AO方式培養(yǎng)馴化后，厭氧段釋磷量隨著運(yùn)行時間逐漸增加，到第20 d時厭氧段釋磷量基本穩(wěn)定（圖3）。此階段AAO池的污泥濃度（MLSS）為3000 mg·L?1左右，SRT約為20天。再通過FISH技術(shù)檢測發(fā)現(xiàn)活性污泥中的聚磷菌含量大幅度增加[圖2（c）、（d）]。由此可知本系統(tǒng)已經(jīng)按此馴化方法將含聚磷菌較少的種泥培養(yǎng)馴化成了含大量聚磷菌的活性污泥。

圖3 馴化培養(yǎng)階段AO系統(tǒng)中的TP濃度變化Fig.3 Variations of total phosphorus in AO system during state of culture

2.1.2 硝化細(xì)菌的掛膜 含較低COD濃度、較高氨氮濃度的沉淀池出水流入中間水池后用泵抽入BAF中，BAF以悶曝氣的方式（BAF出水口DO維持在7 mg·L?1左右）進(jìn)行懸浮填料的自然掛膜[17]。初期，BAF采用間歇進(jìn)水，將曝氣生物濾池中注滿二沉池出水后進(jìn)行曝氣，約8 h后將水排出。再次進(jìn)水重復(fù)運(yùn)行，每天曝氣運(yùn)行兩個周期。由于掛膜之初BAF中生物量很少，所以采用間歇進(jìn)水的方式運(yùn)行，這避免了采用連續(xù)流的方式所帶來的微生物易隨出水流失的問題，并且使得所生長的硝化菌有更長的時間與填料接觸形成生物膜。另外考慮到BAF中只是為了硝化，所以不應(yīng)使異養(yǎng)菌以及其他菌種過多生長，故本試驗(yàn)選擇不在BAF中接種污泥，而是用含較低COD濃度、較高氨氮濃度的二沉池出水提供底物氨氮進(jìn)行自然掛膜?？捎^察到填料的顏色也從最初的白色逐漸變?yōu)榛液稚▓D4），取出填料可在填料內(nèi)側(cè)孔洞中發(fā)現(xiàn)有一層生物膜附著。從掛膜期間BAF每天的出水氨氮濃度隨著掛膜時間而逐漸降低（圖5）可以看出這是一層具有硝化作用的生物膜，說明BAF中逐漸掛上了含有硝化細(xì)菌生物膜。此法在省去了接種污泥的操作、節(jié)省了BAF進(jìn)水泵持續(xù)進(jìn)水的能耗的同時，同樣能在短期內(nèi)使得BAF中的填料上掛上足夠量的硝化細(xì)菌生物膜。

圖4 BAF內(nèi)生物填料顏色的變化Fig.4 Variations of bio-filler color in BAF

圖5 自然掛膜階段BAF的每日進(jìn)出水氨氮濃度變化Fig.5 Variations of-N concentration in BAF during biofilm formation

2.2 AAO與BAF連通運(yùn)行策略與結(jié)果分析

根據(jù)以上分析，經(jīng)過一個月培養(yǎng)馴化的AAO池與BAF分別具有了穩(wěn)定的釋磷和硝化能力，于是在第34天將AAO與BAF連通運(yùn)行，即BAF開始連續(xù)進(jìn)出水曝氣，將其出水作為硝化液，部分回流到AAO的缺氧段，此時AAO的厭氧、缺氧、好氧段體積比為2:4:2[9]。

在本試驗(yàn)的AAO池中，其最終目的是要達(dá)到反硝化聚磷菌利用硝態(tài)氮作為電子受體將磷酸鹽吸收從而達(dá)到同步除磷和脫氮的效果。但是由于初期富集的聚磷菌只能利用氧氣作為電子受體，而利用硝態(tài)氮的能力較弱，故前期硝化液回流比不應(yīng)過大，以使微生物有適應(yīng)馴化的過程，于是本試驗(yàn)在連通運(yùn)行開始的10 d內(nèi)采用100%的硝化液回流比，之后增大到200%。從圖6可以看出，在連通運(yùn)行之初，系統(tǒng)對COD就有著穩(wěn)定去除效果，出水COD濃度維持在50 mg·L?1以下。此外可看出，原水中的COD主要是在AAO池中完成去除的，其中在厭氧末端通過聚磷菌的厭氧釋磷作用對COD的去除達(dá)到50%左右，占到系統(tǒng)總的COD去除的70%～80%，與之前小試的研究結(jié)果一致[10]，這也從側(cè)面反映了系統(tǒng)中已經(jīng)具有足夠多具備活性的聚磷菌。系統(tǒng)出水TP在運(yùn)行初期出現(xiàn)了幾次較大幅度波動，主要是由于系統(tǒng)運(yùn)行不穩(wěn)定，在二沉池中出現(xiàn)了二次釋磷現(xiàn)象[18-19]。隨著系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行，系統(tǒng)對TP的去除效果也逐步穩(wěn)定，出水TP維持在0.5 mg·L?1以下，由于此階段回流至缺氧段的-N較少，以及聚磷菌利用-N的能力還較弱， TP去除主要還是通過好氧段的好氧吸磷來去除的。

圖6 連通運(yùn)行后系統(tǒng)COD和TP濃度的變化Fig.6 Variations of COD and total phosphorus concentration after continue running

從圖7可以看出，連通運(yùn)行初期BAF的硝化能力較差，之后BAF中氨氮去除率逐漸增大。分析原因是由于此階段BAF中的HRT較間歇進(jìn)水悶曝氣階段大大縮短，致使BAF的氨氮容積負(fù)荷大幅度增加（從180 g·m?3·d?1增加至340 g·m?3·d?1），以至于BAF的硝化能力無法滿足。隨著系統(tǒng)運(yùn)行時間的增加，BAF中填料上的硝化細(xì)菌對較高負(fù)荷的氨氮逐漸適應(yīng)并且填料上生物量逐漸從初期每m3填料200 g增大至每m3填料400 g，可看到硝化效果逐步改善，-N去除率逐漸增大。在缺氧末端取樣測得初期回流的少量-N在缺氧段均被反硝化利用了，于是在第10天將硝化液回流比增加至200%，但從圖中可看到增大硝化液回流比后，出水-N卻在之后一段時間內(nèi)保持平穩(wěn)不變，分析原因主要是因?yàn)锳AO系統(tǒng)中聚磷菌此時利用-N的能力還較弱，出水-N濃度隨著BAF硝化效果的改善而增加，加之增大回流比使得回流至缺氧段的-N濃度增大卻不能被聚磷菌完全利用，故隨著出水流出以至于出水-N濃度及TN濃度并沒有減少。故在今后的實(shí)際工程中，增大硝化液回流比的操作可根據(jù)BAF的硝化能力而進(jìn)行調(diào)整，適當(dāng)增加回流比的梯度，以免在AAO池中產(chǎn)生-N積累，嚴(yán)重的將會破壞AAO池的厭氧環(huán)境影響釋磷。隨著聚磷菌反硝化吸磷能力的增強(qiáng)（即DPAOs的馴化），出水-N濃度開始逐漸降低；系統(tǒng)在連通運(yùn)行第24天時，出水TN與-N濃度分別達(dá)到15、5 mg·L?1以下。從圖6、圖7所示COD、TP和-N的去除情況可看出，在系統(tǒng)TP與COD去除達(dá)標(biāo)后約20 d，-N去除才接近達(dá)標(biāo)，這表明BAF中硝化細(xì)菌的生長掛膜是本試驗(yàn)的關(guān)鍵步驟，而非反硝化聚磷菌的培養(yǎng)馴化。與之前所做小試研究相比[20]，本試驗(yàn)AAO池中聚磷菌的培養(yǎng)馴化較快，而BAF中的硝化細(xì)菌培養(yǎng)則較慢。二者主要啟動差別在于本試驗(yàn)是以分開的方式培養(yǎng)馴化兩個菌種，AAO池以AO模式運(yùn)行了較長的時間，在這段時間內(nèi)污泥一直保持較長的厭氧停留時間，這有利于聚磷菌的生長。而陳永志等[20]在初期便將二者連通以AAO模式運(yùn)行，使得此時系統(tǒng)的厭氧停留時間較短，不利于含聚磷菌較少的初期活性污泥進(jìn)行厭氧釋磷儲存VFA，從而不利于聚磷菌的培養(yǎng)馴化[21]。而陳永志等采用在BAF中接種活性污泥進(jìn)行悶曝氣，使得其BAF的啟動較本試驗(yàn)更快，故在實(shí)際工程中，若條件方便，可采用在BAF中接種污泥的方法以縮短掛膜時間。綜上所述，AAO-BAF系統(tǒng)的啟動應(yīng)采用在AAO和BAF中分別接種污泥，分開培養(yǎng)的方法，從而獲得最快啟動。

圖7 連通運(yùn)行后系統(tǒng)氨氮和硝態(tài)氮濃度的變化Fig.7 Variations of-N and-N after continue running

圖8 BAF和AAO中微生物群落結(jié)構(gòu)組成Fig.8 Diagram of microbial community structure composition in BAF and AAO

2.3 活性污泥與生物膜的微生物群落多樣性分析

為了解本系統(tǒng)AAO池與BAF中各自微生物群落特性及區(qū)別，對其中微生物進(jìn)行了微生物群落多樣性分析。從圖8可以看出，在硝化細(xì)菌的量上，AAO與BAF中存在明顯差別，具有代表性的硝化細(xì)菌如Nitrospira、Nitrosomonas和Candidatus Nitrotoga在BAF中生物膜上的豐度共占到12%以上，而AAO中僅有少量Nitrospira，其豐度不足3%。這從分子生物學(xué)角度表明了該系統(tǒng)已成功將硝化從AAO中分離開。但是， 硝化細(xì)菌所占的12%的豐度仍然不高，對于進(jìn)水底物主要為4NH-N+的BAF中為何硝化細(xì)菌的量仍然大大少于其他菌種，分析原因可能是雖然進(jìn)入BAF的只有少量難降解有機(jī)物，但在BAF中充足曝氣的條件下仍有少量有機(jī)物得到降解被生物膜上的適應(yīng)了低濃度有機(jī)物的異養(yǎng)菌充分利用。試驗(yàn)也測得BAF出水COD濃度要比BAF進(jìn)水COD濃度低0～10 mg·L?1。而即便是這少量的COD所供養(yǎng)的異養(yǎng)菌，其生長速率仍然要比自養(yǎng)的硝化細(xì)菌快得多，故填料上積累了大量非硝化細(xì)菌的生物膜。但具體原因及生長速率差距還需要進(jìn)行進(jìn)一步研究。

3 結(jié) 論

（1）對于中試或生產(chǎn)性規(guī)模AAO-BAF，采用AAO與BAF分別獨(dú)立培養(yǎng)馴化聚磷菌和硝化細(xì)菌的方式可更簡便地實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)中微生物的培養(yǎng)馴化，且較連通運(yùn)行更有利于聚磷菌的培養(yǎng)馴化；

（2）對于AAO系統(tǒng)中聚磷菌的培養(yǎng)馴化，通過AO方式運(yùn)行，在啟動之初就減小好氧段容積（厭氧段與好氧段體積比為6:2）并維持較低的好氧段DO（約為1.5 mg·L?1），可在較短時間（20 d）內(nèi)培養(yǎng)馴化出大量具備釋磷和吸磷活性的聚磷菌；

（3）BAF中生物膜上硝化細(xì)菌的豐度占到12%左右，遠(yuǎn)大于活性污泥中的硝化細(xì)菌豐度；

（4）本試驗(yàn)用58 d的時間完成AAO-BAF的中試系統(tǒng)啟動運(yùn)行，處理城市污水可使最終出水COD、-N、TN、TP、濁度、SS分別小于50 mg·L?1、5 mg·L?1、15 mg·L?1、0.5 mg·L?1、5NTU、10 mg·L?1，AAO-BAF系統(tǒng)的啟動應(yīng)采用在AAO和BAF中分別接種污泥，分開培養(yǎng)的方法，從而獲得最快啟動。

[1] Kuba T, van Loosdrecht M C M, Heijnen J J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system [J].Water Res., 1996, 30 (7): 1702-1710.

[2] Wang Y Y , Peng Y Z , Li T W, Ozaki M, Takigawa A, Wang S Y. Phosphorus removal under anoxic conditions in a continuous-flow A2N two-sludge process [J] .Water Sci.Tech., 2004, 50 (6): 37-44.

[3] Carvalho G, Lemos P C, Oehmen A, Reis M. Denitrifying phosphorus removal: linking the process performance with the microbial community structure [J].Water Res., 2007, 41 (19): 4383-4396.

[4] Ma Y, Peng Y Z, Wang X L. Improving nutrient removal of the AAO process by an influent bypass flow by denitrifying phosphorus removal [J].Desalination, 2009, 246 (1-3): 534-544.

[5] Fan J, Tao T, Zhang J, You G L. Performance evaluation of a modified anaerobic/anoxic/oxic (A2/O) process treating low strength wastewater [J].Desalination, 2009, 249 (2): 822-827.

[6] Zhang Jie (張杰), Zang Jinghong (臧景紅), Yang Hong (楊宏), Liu Junliang (劉俊良). Inherent shortcomings and countermeasures study on A2/O [J].China Water & Wastewater(中國給水排水), 2003, 129 (13): 22-26.

[7] Chen Y Z, Peng C Y, Wang J H, Ye L, Zhang L C, Peng Y Z. Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/anoxic/oxic (A2/O)-biological aerated filter (BAF) system [J].Bioresource Technology, 2011, 102 (10): 5722-5727.

[8] Zhang W T, Hou F, Peng Y Z, Liu Q S, Wang S Y. Optimizing aeration rate in an external nitrification-denitrifying phosphorus removal (ENDPR) system for domestic wastewater treatment [J].Chemical Engineering Journal, 2014, 245: 342-347.

[9] Zhang W T, Peng Y Z, Ren N Q, Liu Q S, Chen Y Z. Improvement of nutrient removal by optimizing the volume ratio of anoxic to aerobic zone in AAO-BAF system [J].Chemosphere, 2013, 93 (11): 2859-2863.

[10] Chen Yongzhi (陳永志), Peng Yongzhen (彭永臻), Wang Jianhua (王建華), Zhang Liangchang (張良長). Biological phosphorus and nitrogen removal in low C/N ratio domestic sewage treatment by a A2/O-BAF combined system [J].Acta Scientiae Circumstantiae(環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)), 2010, 30 (10): 1957-1963.

[11] APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. 21st ed. Washington, DC: American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, 2005.

[12] Crocetti G R, Hugenholtz P, Bond P L, Schuler A, Keller J, Jenkins D, Blackall L L. Identification of polyphosphate-accumulating organisms and design of 16S rNA-directed probes for their detection and quantitation [J].Applied and Environmental Microbiology, 2000, 66 (3): 1175-1182.

[13] Xiong Jinbo, Liu Yongqin, Lin Xiangui,et al. Geographic distance and pH drive bacterial distribution in alkaline lake sediments across Tibetan Plateau [J].Environmental Microbiology, 2012, 14 (9): 2457-2466.

[14] Yang Qingjuan (楊慶娟), Wang Shuying (王淑瑩), Liu Ying (劉瑩), Yuan Zhiguo (袁志國). Study on influence of sludge recycle ratio on removal of nitrogen and phosphorous in A2N denitrifying phosphorus removal process [J].China Water & Wastewater(中國給水排水), 2008, 24 (13): 37-41.

[15] Zhou Kangqun (周康群), Liu Hui (劉暉), Sun Yanfu (孫彥富), Liu Jieping (劉潔萍). Denitrifying phosphorus accumulation characteristic of phosphorus accumulating bacteria at A2/O anaerobic stage [J].J.Cent.South Univ. (中南大學(xué)學(xué)報(bào)), 2007, 38 (4): 645-651.

[16] Zhang Xuehong (張學(xué)洪), Li Jincheng (李金成), Liu Quan (劉荃). Practice of phosphorus removal by biology with A2/O process [J].Water & Wastewater Engineering(給水排水), 2000, 26 (4): 14-17.

[17] Wang Jianhua (王建華), Chen Yongzhi (陳永志), Peng Yongzhen (彭永臻). Biofilm formation and startup of nitrification biological aeration filter [J].Chinese Journal of Environmental Engineering(環(huán)境工程學(xué)報(bào)), 2010, 4 (10): 2199-2203.

[18] Smolders G J F, Vander Meij J, van Loosdrecht MCM,et al. A structured metabolic model for the anaerobic and aerobic stoichiometry and kinetics of the biological phosphorus removal process [J].Biotechnol.Bioeng., 1995, 47: 277-287.

[19] Peng Yongzhen (彭永臻), Hou Hongxun (侯紅勛), Sun Hongwei (孫洪偉), Ma Juan (馬娟). Effect of nitrate on biological phosphorus removal with anaerobic-anoxic-aerobic oxidation ditch process [J].Journal of Harbin Institute of Technology(哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)),2008, 40 (8): 1311-1314.

[20] Chen Yongzhi (陳永志), Peng Yongzhen (彭永臻), Wang Jianhua (王建華), Gu Shenbo (顧升波). Denitrifying phosphorus removal in A2/O-BAF process [J].CIESC Journal(化工學(xué)報(bào)), 2011, 62 (3): 797-804.

[21] Wang Y Y, Geng J J, Ren Z J, He W T, Xing M Y, Wu M, Chen S W. Effect of anaerobic reaction time on denitrifying phosphorus removal and N2O production [J].Bioresource Technology, 2011, 102: 5674-5684.

Start-up of pilot-scale AAO-BAF two-sludge system

ZHANG Yong, WANG Shuying, ZHAO Weihua, SUN Shihao, PENG Yongzhen, ZENG Wei
(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Engineering Research Center of Beijing,Beijing University of Technology,Beijing100124,China)

Anaerobic/anoxic/oxic (AAO)-biological aerated filter (BAF) is a two-sludge system with different SRT, which can remove nitrogen and phosphorus simultaneously in the low C/N condition. The startup of a pilot-scaled AAO-BAF system with capacity of 40—100 m3·d?1used for treating real domestic sewage was studied in this experiment. The AAO and BAF run independently in order to cultivate and acclimate the phosphorus accumulating organisms (PAOs) and nitrifying bacterial biofilms, respectively. When the TP concentration of AAO effluent and4NH-N+concentration of BAF effluent were found keeping stable, the two parts were combined. With this operation strategy, the effluent concentration of COD,4NH-N+, TN, TP, NTU and SS was lower than 50 mg·L?1, 5 mg·L?1, 15 mg·L?1, 0.5 mg·L?1, 5 NTU and 10 mg·L?1in the 58th day, respectively, indicating the successful setup of the pilot-scaled process. Comparing with the lab-scale study, the separate running had more advantage in cultivating PAOs. The formation of natural biofilm in BAF was more convenient than the method of inoculated sludge, but needed longer time. According to the analysis of microbial communitydiversity, the abundance of nitrobacteria was less than 3% in the AAO system, however, it was higher than 12% on the biofilm in BAF. This experiment can provide a reference for practical engineering application of the process.

two-sludge system; biofilm; denitrifying phosphorus removal; low C/N ratio; waste water; degradation

Prof. WANG Shuying, wsy@bjut.edu.cn

10.11949/j.issn.0438-1157.20150188

X 703.1

：A

：0438—1157（2015）10—4228—08

2015-02-05收到初稿，2015-04-24收到修改稿。

聯(lián)系人：王淑瑩。

：張勇（1989—），男，碩士研究生。

國家高技術(shù)研究發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目（2012AA063406）；北京市教委科技創(chuàng)新平臺項(xiàng)目。

Received date: 2015-02-05.

Foundation item: supported by the National High Technology Research and Development Program of China (2012AA063406) and the Scientific Research Base and Scientific Innovation Platform of Beijing Municipal Education Commission.