A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)處理生活污水研究進展

白 巖，李 廣，余運涌，李星雨

（吉林建筑大學 市政與環(huán)境工程學院，吉林 長春 130118）

隨著我國排水要求的日益嚴格和城鎮(zhèn)居民日用污水排放量不斷增多，國家污水處理面臨處理效率低和工藝運行費用不斷提高的雙重壓力。目前國內污水處理較多使用傳統(tǒng)單污泥系統(tǒng)，存在污泥齡的矛盾、碳源之間的競爭，導致氮、磷很難高效且同步去除[1]。因此，保證高效處理污水的同時降耗節(jié)能是緩解水體富營養(yǎng)化、保障生活污水處理可持續(xù)發(fā)展的重要目標。隨著學者們對微生物種類和組成的了解，水處理工藝從單污泥系統(tǒng)發(fā)展到組合工藝系統(tǒng)，先后出現改良型脫氮能源的前置反硝化工藝、氧化溝工藝、序批式活性污泥工藝等單污泥系統(tǒng)，以及A2O-MBR、A2OBAF 等組合工藝系統(tǒng)[2-4]。在優(yōu)化污水處理效果的同時減少曝氣量、增加碳源及運行時間，為現階段生活污水生物脫氮除磷提供新思考。

1 傳統(tǒng)生物脫氮除磷原理

1.1 傳統(tǒng)生物脫氮

傳統(tǒng)的生物脫氮理論包括氨化、硝化、反硝化和微生物同化四個反應[5-6]。氨化作用中，將生活污水中含氮有機物質轉化為N2并釋放，氨基酸經過脫氨基作用，將氨基團脫除。硝化作用在有氧條件下，將氨氮轉化為亞硝酸鹽氮，后由硝酸菌將亞硝酸鹽氮氧化為硝酸鹽氮，缺氧條件下，優(yōu)先以氧分子為電子受體，無氧分子時以NO2-、NO3為電子受體，將NO2--N、O3--N 還原為氮氣。反硝化過程由異化和同化組成[7]，兩者的反應式如下:

異化：

同化：

上述反應式中，C11H19O3N 代表污水中有機物，C5H7NO2代表功能微生物的細胞組成。同化和異化會產生NH3和OH-，因此需要攪拌保證NH3吹脫。

1.2 傳統(tǒng)生物除磷

生物除磷是指在厭氧和好氧條件下，聚磷菌(PAO) 將水中PO43--P 轉化為聚合磷酸鹽并吸進體內，通過排出污泥方式實現脫磷過程[8]。厭氧釋磷過程:聚磷菌利用水中揮發(fā)性有機酸(VFA)同化合成碳源(PHA)儲存于細胞內，同時將儲存的多聚磷酸鹽(Poly-P)水解為正磷酸鹽(PO43--P)并釋放至水中[9]。吸磷過程中可利用O2或NO3--N作為電子受體除磷[10]。

利用O2作為電子受體除磷時，過程如下:

利用NO3--N 作為電子受體除磷時，過程如下:

2 A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)在各參數條件下脫氮除磷效果

由于傳統(tǒng)的厭氧-缺氧-好氧（anaerobicanoxic-oxic,A2O）工藝運行時無法同時滿足脫氮除磷的需求，使整個工藝處理效率達不到更高要求。A2O/BAF 工藝在曝氣生物濾池（biological aerated filter，BAF）中培養(yǎng)增殖速率慢的硝化菌，通過掛膜提高硝化菌活性和生物量，BAF 出水回流至A2O 缺氧段[11]。A2O-BAF 實驗裝置由A2O 反應器、二沉池、BAF 串聯而成，具體流程見圖1。

圖1 A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)流程

圖1 中A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)流程的各區(qū)段控制條件及主要功能見表1。

表1 A2O-BAF 組合工藝各段功能

為了達到預期脫氮除磷處理效果，可以通過改變運行參數和環(huán)境條件來實現更高的水質要求。目前較為廣泛的研究包括:采用分段式進水、改變水力停留時間(HRT)、模擬低溫條件下工藝運行、接種新型抗低溫異養(yǎng)硝化菌、優(yōu)化工藝池容比等[12]。

2.1 分段式進水優(yōu)化A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)水處理效果

隨著國內外學者對工藝參數及運行因素的深入研究，控制分段式進水方式得到進一步優(yōu)化，從最早的數學建模、過程控制到工藝運行參數控制進行了深入研究[13-14]。Nan 等[15]以某住宅生活污水為水源，為有效利用碳源，研究了分段進入污水對除磷脫氮的影響。實驗以A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)為運行工藝，污水各自進入A2O 中預缺氧段及缺氧段，BAF 最終排水一部分也要進入A2O 的預缺氧段。控制工藝溫度在24 ℃～27 ℃范圍內，A2O 工藝的水力停留時間控制在8 h，12 d的污泥齡，設計缺氧段和好氧段進水比例為10:0、7:3、6:4、5:5，共4 組試驗。進水水質見表2。

表2 設計進水水質

出水水樣中各檢測項目根據國家標準檢測方法測定，實驗中好氧段控制溶解氧（DO）為2～3 mg·L-1，設計100%污泥回流比，200%硝化液回流比，曝氣生物濾池中DO 為6～8 mg/L，連續(xù)監(jiān)測130 d。各比例下COD 由進水時均值188.75 mg/L到BAF 出水時下降到20 mg/L～60 mg/L，NH4+-N綜合出水濃度均在5 mg/L 以下，去除率均高于90%；隨著分段進水比例增加，TN 去除效率會下降。綜合考慮利用分段進水比例在7:3 時系統(tǒng)達到最佳運行狀態(tài)，碳源利用率接近86%，實現碳源最大化有效利用；pH 在預缺氧段有所升高，在厭氧段逐漸下降，在好氧段和缺氧段也顯示升高，僅在厭氧段出現下降，BAF 中pH 下降較快；TN 去除率接近76%，較進水比5:5 時略低，但系統(tǒng)的厭氧釋磷速率、缺氧吸磷速率和好氧吸磷速率達到最大。

2.2 改變HRT 對A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)水處理影響

HRT 也是污水處理運行調控最為關鍵的參數之一。A2O 工藝中HRT 方面的研究廣泛，技術相對成熟多變，Wang 等[16]控制HRT 為8.5 h，發(fā)現在缺氧段反硝化除磷現象明顯，具有良好的除磷脫氮效率。趙凱亮等[17]采用改良式A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)，研究不同的水力停留時間對污水中污染物去除影響、反硝化段聚磷菌的比例、系統(tǒng)反硝化除磷(△PO43-/△NO3--N)在A2O 缺氧段的概率密度正態(tài)分布函數公式和累計頻率特點；各功能段依次為預缺氧池、厭氧池、缺氧池和好氧池，以1:2:5:2為容積比例；HRT 設定為9 h、8 h、7 h 和6 h。

研究發(fā)現: (1)在各水力停留時間下出水COD濃度基本相等，去除率維持在77.0%左右，說明HRT 對COD 去除影響相對較小。(2)HRT 對TP的去除特性顯示:當HRT 逐漸縮小時，TP 出水濃度升高，去除率由91%下降到86%，而且在HRT為7 h 和6 h 時出水TP 有不達標的狀況。(3)對缺氧段(△PO43-/△NO3--N) 進行概率密度正態(tài)分布分析顯示:不同HRT 下△PO43-與△NO3--N 之間線性系數較小，故將線性擬合結合正態(tài)分布，函數總結為:

當HRT 為8 h 時，經正態(tài)分布函數計算得1.24，此時相較其他水力停留時間下反硝化除磷效果最佳。說明實際A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)運行在結合數理分析方法能夠更有效地調控工藝運行參數。

2.3 低溫下A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)脫氮除磷特性

我國北方地區(qū)冬季長期低溫，水源水質、溫度變化較大，在低溫期部分水質出現氨氮超標現象，并且水質中有機物的可生化性較差[18]。由于低溫下微生物體內蛋白質活性降低，對胞內基質的利用速率下降，生物整體生長活性明顯降低[19]。王建華等[20]研究A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)在14.2 ℃條件下運行狀態(tài)和脫氮除磷的效率，但此溫度不是超低溫，因為冬季污水達不到14.2 ℃，所以試驗并不足以說明該系統(tǒng)在冬季實際低溫運行時的除磷脫氮特點。一般在5 ℃～30 ℃區(qū)間內，硝化速率受溫度的影響規(guī)律遵循阿倫尼烏斯公式:

式（8）中：θ 為環(huán)境溫度系數，μ 指硝化反應速率，溫度在20 ℃時的反應速率為。由式（8）可知，當溫度降低時，硝化速率也會降低。在低溫下微生物體內酶活性隨溫度下降而降低，微生物自身生長和繁殖速度迅速降低，尤其是硝酸鹽菌和亞硝酸鹽菌。

張勇等[21]研究A2O-BAF 系統(tǒng)低溫條件下對不同硝化系統(tǒng)的比較以及對COD 和TP 去除影響。如圖2，生物填料1(Biofilm 1)和活性污泥1(sludge 1)是指在A2O-BAF 系統(tǒng)中(水溫約12 ℃，氨氮去除率約65%) 取出的填料和活性污泥，Biofilm 2 和sludge 2 是指11 ℃下低溫馴化20 d的生物膜和活性污泥。同時再分別從BAF 和A2O中取出Biofilm 3 和sludge 3。然后將生物填料和活性污泥分別置于11 ℃和21 ℃下進行硝化反應，得出硝化速率。同期的活性污泥1(sludge 1)在11 ℃和21 ℃硝化速率相差近3 倍。說明11 ℃時活性污泥中硝化細菌大量休眠且活性降低不能迅速得到恢復。經過20 d 馴化的活性污泥2 硝化速率明顯提升。同時期的sludge 3 相比sludge 2的硝化速率很低，區(qū)別主要在于sludge 2 在前期馴化過程中沒有人為排泥。sludge 3 能在低溫下運行，由于A2O 系統(tǒng)有人為排污，使得活性污泥在系統(tǒng)中沒有適應低溫環(huán)境的時間。

圖2 硝化速率變化

經過兩次實驗繪制圖3，圖3 中COD 去除速率顯示：從11 ℃到27 ℃COD 去除速率基本穩(wěn)定，說明低溫至11 ℃時聚磷菌儲存碳源影響較小。有研究認為較低溫下聚糖菌被抑制時適合聚磷菌的生長。隨著溫度升高去除速率增長并不明顯，說明低溫釋放磷階段保證了系統(tǒng)中COD 穩(wěn)定去除。但是在32 ℃時COD 去除速率明顯下降，原因是當溫度超過30 ℃后，活性污泥的胞外聚合物水解速率迅速升高，產物中主要是多糖，占整體的80.0%以上，但這些多糖產物及大分子有機物質不能被人為提取活性污泥利用，在低溫下EPS含量相比于常溫下污泥較多，因此在A2O-BAF雙污泥系統(tǒng)中對于厭氧釋磷最佳溫度是21 ℃。圖3 中顯示磷釋放速率并不是隨著溫度升高而升高，而是先升高再下降的趨勢，在11 ℃～21 ℃時溫度對雙污泥系統(tǒng)釋磷速率的影響適用阿倫尼烏斯公式，其中21 ℃時反應速率速率是11 ℃時反應速率的2 倍，但是在溫度高于21 ℃以后P釋放速率下降，原因是溫度高于21 ℃時聚糖菌吸收底物速率比PAOs 吸收底物速率大。

圖3 COD 去除速率和P 釋放速率

2.4 異養(yǎng)硝化菌植入對工藝脫氮效能的影響

我國大部分地區(qū)冬季水源溫度低，個別地區(qū)甚至會達到1 ℃～2 ℃。大量使用折點加氯法除了增加制水成本外也增加了消毒副產物的產生[22]。而異養(yǎng)硝化菌則具有去除氨氮并且對溫度變化適應能力較強的特點，更適合寒冷地區(qū)冬季低溫環(huán)境和水質特征。因此根據硝化菌適冷特性可進一步研究將生物菌植入工藝中，為低溫水的氨氮處理提供新方法。目前已有關于異養(yǎng)硝化微生物方面的大量報道，其氨氮去除原理是在好氧條件下將氨態(tài)氮轉化成硝態(tài)氮，且大多數異養(yǎng)硝化菌具有好氧反硝化能力，將硝酸鹽還原成N2或N2O，使氮元素脫離系統(tǒng)，從而實現氨氮的去除[23]。大量文獻證明異養(yǎng)硝化菌對氨氮去除效能受溫度、初始氨氮濃度、C/N 比以及溶解氧濃度等因素影響[24]。其中溫度影響微生物的生存，溫度過高會破壞微生物的酶和微生物組成成分，溫度過低會導致微生物活力受阻，難以保持細胞膜正常的流動性，使其生長代謝停滯[25]。黃曉飛等[26]研究獲得低溫菌種HITLi7T并將其用于工藝處理低溫水源中的氨氮，HITLi7T適冷菌株可在0 ℃～2 ℃條件下生長，在此條件下，微生物可形成一系列適應低溫環(huán)境的反應，自身具備低溫反應的生化反應系統(tǒng)。將低溫異養(yǎng)硝化新菌種HITLi7T純培養(yǎng)、離心、沉淀、滅菌、擴大培養(yǎng)后植入某水廠工藝中，工藝運行8 個月并檢測氨氮去除效果。結果顯示：運行前20 d 氨氮去除率逐漸升高；運行20～60 d，氨氮去除率從14.5%升高到94.2%，出水氨氮低于0.05 mg/L。在60～100 d 期間內進水氨氮濃度由2.68 mg/L 下降至0.88 mg/L，且工藝穩(wěn)定運行。

3 結論

相比于傳統(tǒng)A2O 單污泥系統(tǒng)，A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)在保留原有單污泥系統(tǒng)效果的同時增加了運行時微生物總量，污水處理過程更加穩(wěn)定高效，在各參數下雙污泥系統(tǒng)展現出來的脫氮除磷優(yōu)勢明顯:

(1)控制分段式進水比例，缺氧段和好氧段為7:3 時，綜合脫氮除磷效果最佳，且碳源利用率接近86%，實現碳源利用最大化，減少系統(tǒng)碳源添加。

(2)預缺氧池、厭氧池、缺氧池、好氧池的容積比為1:2:5:2，總結出缺氧段(△PO43-/△NO3--N)概率密度正態(tài)分布函數，水力停留時間設定為8 h 時，系統(tǒng)脫氮和除磷能力相較其他水力停留時間下效果最佳。

(3)A2O-BAF 雙污泥系統(tǒng)中生物膜和活性污泥經過20 d 低溫馴化后，整體脫氮除磷效率得到提高，且磷釋放速率并不是隨著溫度升高而升高，而是先升高再下降。

(4)新型適冷異養(yǎng)硝化菌植入實際污水處理廠時，使低溫下水廠處理工藝脫氮除磷效率得到實質優(yōu)化，氨氮去除率最高可達到99%，系統(tǒng)可穩(wěn)定運行。