中試規模AAO-曝氣生物濾池雙污泥系統的啟動運行

張勇，王淑瑩，趙偉華，孫事昊，彭永臻，曾薇

（北京工業大學北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心，北京 100124）

中試規模AAO-曝氣生物濾池雙污泥系統的啟動運行

張勇，王淑瑩，趙偉華，孫事昊，彭永臻，曾薇

（北京工業大學北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心，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，可在低C/N條件下實現氮、磷的同步去除。本試驗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行。通過先使AAO和BAF獨立運行以分別培養馴化聚磷菌活性污泥和硝化細菌生物膜，待分別觀察到AAO出水TP及BAF 出水NH4+-N濃度穩定后，再將兩部分連通運行的策略，使得在第58天時系統出水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，表明該中試系統已成功啟動。與小試研究比較發現，分開運行更有利于聚磷菌的培養馴化；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。根據微生物群落多樣性分析，發現AAO中的硝化細菌豐度少于3%，而BAF生物膜上的硝化細菌的豐度占到12%以上。本試驗可為該工藝的實際工程應用提供一定參考。

雙污泥系統；生物膜；反硝化除磷；低C/N；污水；降解

引 言

傳統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?形態的N還原為N2排入空氣中實現脫氮的過程，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行；另外，傳統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胞內，然后隨著排泥而排出水體，實現污水中磷的去除。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， 從而將傳統生物除磷和反硝化兩個獨立過程耦合，實現了碳源和氧消耗量的節省[1-5]。由于硝化菌的泥齡長于聚磷菌，單污泥系統中硝化細菌與聚磷菌一直存在泥齡沖突：一方面，若要達到好的除磷效果必須縮短泥齡；另一方面，若要達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單污泥系統脫氮除磷工藝很難達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工藝的基礎上建立的雙污泥系統，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進行反硝化除磷提供了充足的電子受體，從而解決了傳統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驗室規模的研究，實現了良好的脫氮除磷效果，并積累了大量的實驗數據[7-10]，然而，至今仍沒有該工藝的中試及以上規模的應用研究，而小試研究與中試及以上規模的試驗研究通常都會有較大的差距，故本文對大型中試規模的AAO-BAF工藝的啟動運行過程進行了一定的研究分析，來驗證小試的研究結果，并與小試研究做對比，希望能為該工藝在實際工程中的應用提供更有意義的啟動經驗及數據參考。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與方法

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

AAO-BAF系統由AAO生化池、二沉池和曝氣生物濾池3個主體反應器以及2個中間水箱組成（圖1）。AAO池為經過防腐處理的鐵質長方形反應池，池子分為9個格室，每格體積為4 m3（有效體積3.5 m3），共計36 m3。通過開關蝶閥來調節污泥回流、硝化液回流以及曝氣進入反應池的位置，可調節厭氧、缺氧及好氧段的起始位置。厭氧段以及缺氧段用攪拌器進行攪拌，好氧段有穿孔塑料管作為曝氣器，用回轉式鼓風機進行曝氣。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V=27 m3。BAF為圓柱形上向流的反應器，內部投加懸浮塑料填料，填充比為55%。BAF的內徑為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，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的容器內處于流化狀態。在BAF底部裝有布水管，進水能均勻進入圓柱形反應器的整個斷面。在下部柵網的表層安裝有穿孔曝氣管，用回轉式鼓風機曝氣。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的AAO池的厭氧段，同時進入該厭氧段的還有來自二沉池的回流污泥，在此進行厭氧釋磷反應。厭氧段的混合液流入缺氧段，同時進入該缺氧段的還有來自清水池的硝化液，從而進行反硝化除磷反應。缺氧段的混合液流入AAO系統的好氧段，聚磷菌在此進行好氧吸磷從而將經過反硝化除磷后剩余的磷吸收，此外好氧段通過曝氣將產生的氮氣吹脫。好氧段出水經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

本試驗處理的污水來自北京市昌平區沙河鎮的城市污水，試驗階段水質特點見表1。

表1 進水水質特點Table 1 Characteristics of influent

1.3 分析項目及方法

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數字成像系統采集。

在系統穩定運行后，取出少量BAF中的填料，放入純水中進行攪拌收集脫落的生物膜，用純水清洗后進行冷凍烘干，另外從AAO的好氧段取少量活性污泥清洗后冷凍烘干。然后由美吉生物醫藥科技有限公司對這兩個樣品進行微生物群落多樣性分析，微生物群落多樣性分析的設計PCR擴增引物及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 試驗條件與運行環境

本試驗是在環境溫度下運行的，接種污泥初期AAO池進水流量為1m3·h?1，一周后正常排泥，AAO的進水流量也逐步提高至設計流量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。系統連通運行后硝化液回流比先后為100%、200%。

表3 設計PCR擴增引物及tag序列Table 3 Design PCR amplification primer and sequence tag

圖2 FISH圖片Fig.2 FISH pictures

2 結果與討論

2.1 微生物培養馴化的策略與結果分析

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

本試驗從以下兩個部分進行了污泥培養與馴化。2.1.1 DPAOs的培養馴化 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，然后進污水進行連續培養。AAO系統此時并沒有硝化液回流，而是按照厭氧/好氧（A/O）的方式運行以培養馴化聚磷菌（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系統中硝化菌的生長及硝化反應的進行，從而保證了回流污泥中不會含有大量硝態氮而破壞厭氧段的厭氧環境，同時進入厭氧段的原水COD也全部提供給了聚磷菌進行釋磷，有利于聚磷菌的生長[14-16]。AAO系統此時名義水力停留時間約為11 h。

種泥所在水廠是以化學除磷為主，取泥日前后3 d水廠AAO池進水、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?，破壞了厭氧環境并且在厭氧段發生反硝化消耗了原水中的COD，使得其厭氧段沒有發生釋磷。為分析種泥中具體是聚磷菌活性不足還是含量不足，本試驗采用了熒光原位雜交（FISH）技術檢測，檢測后發現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方式培養馴化后，厭氧段釋磷量隨著運行時間逐漸增加，到第20 d時厭氧段釋磷量基本穩定（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技術檢測發現活性污泥中的聚磷菌含量大幅度增加[圖2（c）、（d）]。由此可知本系統已經按此馴化方法將含聚磷菌較少的種泥培養馴化成了含大量聚磷菌的活性污泥。

圖3 馴化培養階段AO系統中的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）進行懸浮填料的自然掛膜[17]。初期，BAF采用間歇進水，將曝氣生物濾池中注滿二沉池出水后進行曝氣，約8 h后將水排出。再次進水重復運行，每天曝氣運行兩個周期。由于掛膜之初BAF中生物量很少，所以采用間歇進水的方式運行，這避免了采用連續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，所以不應使異養菌以及其他菌種過多生長，故本試驗選擇不在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行自然掛膜。可觀察到填料的顏色也從最初的白色逐漸變為灰褐色（圖4），取出填料可在填料內側孔洞中發現有一層生物膜附著。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菌生物膜。此法在省去了接種污泥的操作、節省了BAF進水泵持續進水的能耗的同時，同樣能在短期內使得BAF中的填料上掛上足夠量的硝化細菌生物膜。

圖4 BAF內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連通運行策略與結果分析

根據以上分析，經過一個月培養馴化的AAO池與BAF分別具有了穩定的釋磷和硝化能力，于是在第34天將AAO與BAF連通運行，即BAF開始連續進出水曝氣，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]。

在本試驗的AAO池中，其最終目的是要達到反硝化聚磷菌利用硝態氮作為電子受體將磷酸鹽吸收從而達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，而利用硝態氮的能力較弱，故前期硝化液回流比不應過大，以使微生物有適應馴化的過程，于是本試驗在連通運行開始的10 d內采用100%的硝化液回流比，之后增大到200%。從圖6可以看出，在連通運行之初，系統對COD就有著穩定去除效果，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的去除達到50%左右，占到系統總的COD去除的70%～80%，與之前小試的研究結果一致[10]，這也從側面反映了系統中已經具有足夠多具備活性的聚磷菌。系統出水TP在運行初期出現了幾次較大幅度波動，主要是由于系統運行不穩定，在二沉池中出現了二次釋磷現象[18-19]。隨著系統的穩定運行，系統對TP的去除效果也逐步穩定，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 連通運行后系統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較間歇進水悶曝氣階段大大縮短，致使BAF的氨氮容積負荷大幅度增加（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。隨著系統運行時間的增加，BAF中填料上的硝化細菌對較高負荷的氨氮逐漸適應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保持平穩不變，分析原因主要是因為AAO系統中聚磷菌此時利用-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。故在今后的實際工程中，增大硝化液回流比的操作可根據BAF的硝化能力而進行調整，適當增加回流比的梯度，以免在AAO池中產生-N積累，嚴重的將會破壞AAO池的厭氧環境影響釋磷。隨著聚磷菌反硝化吸磷能力的增強（即DPAOs的馴化），出水-N濃度開始逐漸降低；系統在連通運行第24天時，出水TN與-N濃度分別達到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TP與COD去除達標后約20 d，-N去除才接近達標，這表明BAF中硝化細菌的生長掛膜是本試驗的關鍵步驟，而非反硝化聚磷菌的培養馴化。與之前所做小試研究相比[20]，本試驗AAO池中聚磷菌的培養馴化較快，而BAF中的硝化細菌培養則較慢。二者主要啟動差別在于本試驗是以分開的方式培養馴化兩個菌種，AAO池以AO模式運行了較長的時間，在這段時間內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模式運行，使得此時系統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行厭氧釋磷儲存VFA，從而不利于聚磷菌的培養馴化[21]。而陳永志等采用在BAF中接種活性污泥進行悶曝氣，使得其BAF的啟動較本試驗更快，故在實際工程中，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系統的啟動應采用在AAO和BAF中分別接種污泥，分開培養的方法，從而獲得最快啟動。

圖7 連通運行后系統氨氮和硝態氮濃度的變化Fig.7 Variations of-N and-N after continue running

圖8 BAF和AAO中微生物群落結構組成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AAO池與BAF中各自微生物群落特性及區別，對其中微生物進行了微生物群落多樣性分析。從圖8可以看出，在硝化細菌的量上，AAO與BAF中存在明顯差別，具有代表性的硝化細菌如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%。這從分子生物學角度表明了該系統已成功將硝化從AAO中分離開。但是， 硝化細菌所占的12%的豐度仍然不高，對于進水底物主要為4NH-N+的BAF中為何硝化細菌的量仍然大大少于其他菌種，分析原因可能是雖然進入BAF的只有少量難降解有機物，但在BAF中充足曝氣的條件下仍有少量有機物得到降解被生物膜上的適應了低濃度有機物的異養菌充分利用。試驗也測得BAF出水COD濃度要比BAF進水COD濃度低0～10 mg·L?1。而即便是這少量的COD所供養的異養菌，其生長速率仍然要比自養的硝化細菌快得多，故填料上積累了大量非硝化細菌的生物膜。但具體原因及生長速率差距還需要進行進一步研究。

3 結 論

（1）對于中試或生產性規模AAO-BAF，采用AAO與BAF分別獨立培養馴化聚磷菌和硝化細菌的方式可更簡便地實現系統中微生物的培養馴化，且較連通運行更有利于聚磷菌的培養馴化；

（2）對于AAO系統中聚磷菌的培養馴化，通過AO方式運行，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）內培養馴化出大量具備釋磷和吸磷活性的聚磷菌；

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

（4）本試驗用58 d的時間完成AAO-BAF的中試系統啟動運行，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系統的啟動應采用在AAO和BAF中分別接種污泥，分開培養的方法，從而獲得最快啟動。

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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。

聯系人：王淑瑩。

：張勇（1989—），男，碩士研究生。

國家高技術研究發展計劃項目（2012AA063406）；北京市教委科技創新平臺項目。

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.