A2O-BAF反硝化除磷工藝絲狀菌膨脹的發生及控制

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

A2O-BAF反硝化除磷工藝絲狀菌膨脹的發生及控制

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

為了有效控制A2O-BAF反硝化除磷工藝處理實際生活污水時產生的絲狀菌污泥膨脹，研究了有機負荷和冬季突然降溫對絲狀菌污泥膨脹的影響.結果表明：當有機負荷低于0.30kgCOD/（kgMLSS·d）時，系統中存在輕度的絲狀菌污泥膨脹現象；當有機負荷高于0.55kgCOD/（kgMLSS·d）時，容易引發嚴重的絲狀菌污泥膨脹，調節有機負荷可使絲狀菌污泥膨脹得到有效控制.冬季突然降溫也會導致污泥膨脹的發生，恢復溫度后，污泥沉降性能恢復正常，絲狀菌污泥膨脹亦得到有效控制.

A2O-BAF工藝；反硝化除磷；有機負荷；絲狀菌膨脹；降溫

A2O-BAF反硝化除磷工藝，結合活性污泥法和生物膜法于一體，A2O段采用活性污泥法，完成反硝化除磷作用，BAF段采用生物膜法，完成硝化作用，具有抗沖擊負荷、節省能耗、脫氮除磷效率高等優點［1-4］.從理論上講，A2O-BAF反硝化除磷工藝不易發生污泥膨脹問題，而且由于除磷作用，污泥沉降性能較好［5-6］.然而，筆者在實驗室以A2O-BAF反硝化除磷工藝處理實際生活污水時，A2O活性污泥法段發生了絲狀菌污泥膨脹現象.由于BAF是順序連接在二沉池之后，活性污泥的無法正常沉淀，致使部分活性污泥流入BAF中，破壞生物膜，影響BAF的硝化作用，從而無法為反硝化除磷提供電子受體硝態氮，導致除磷作用的惡化，最終會使整個系統處理效能崩潰［7-8］.由此可見，活性污泥對于整個A2O-BAF系統起著至關重要的作用，活性污泥能否在A2O中發揮正常作用，直接關系到BAF能否為A2O提供足夠的電子受體，因此，控制A2O中活性污泥發生的絲狀菌污泥膨脹現象，恢復活性污泥的沉降性能，是改善BAF硝化性能及整個系統脫氮除磷效率的關鍵.

已有研究表明，有機負荷是影響污泥膨脹非常關鍵的因素之一，且影響因素非常復雜，與其他因素可能存在協同作用［9-13］.冬季溫度降低也是可能誘發污泥膨脹的另一關鍵因素，低溫會影響微生物活性，導致微生物的代謝能力減弱［14］.然而，對于有機負荷及溫度對反硝化除磷系統污泥沉降性能影響及影響機制的研究則少有報道，因此，本文從有機負荷和溫度兩大關鍵因素著手，主要研究了A2O-BAF反硝化除磷工藝活性污泥法段有機負荷和冬季降溫對絲狀菌污泥膨脹的影響，并提出了對應的控制措施.

1 試驗材料和方法

1.1 試驗裝置

圖1 A2O-BAF工藝流程示意Fig.1 Schematic diagram of A2O-BAF process

A2O-BAF反硝化除磷工藝，工藝流程見圖1.A2O反應器由有機玻璃制成，共分為9個格室，V厭：V缺：V好=2：6：1，每個格室的有效容積為3.3L，主要完成反硝化除磷反應.BAF反應器材質亦為有機玻璃，直徑0.1m，高1.8m，內部填充塑料填料，填充比為45%，微生物以生物膜的形式生長于填料上，主要完成硝化反應，BAF出水一部分回流至A2O缺氧區首端，另一部分直接排放.

1.2 試驗用水及水質

試驗用水取自北京某高校教工住宅小區化糞池生活污水，該污水中ρ（COD）/ρ（）的比值約為3.0～4.5，屬于低C/N比生活污水，pH值在7.2～7.4之間，試驗期間，具體水質指標見表1.

表1 實際生活污水水質Table 1 Characteristics of actual domestic wastewater

1.3 試驗方法

試驗通過控制投加乙酸鈉的量改變有機負荷，本試驗選擇3種不同的有機負荷，分別為0.30，0.45，0.55kgCOD/（kgMLSS.d）.根據A2O的工藝特點，反應器內的有機負荷NCOD按式（1）計算：

式中：NCOD為A2O反應器內的有機負荷，kgCOD/（kgMLSS.d），以計；Q為A2O反應器進水流量，m3/d；S0為A2O反應器進水的COD值，mg/L；X1為A2O反應器厭氧格內的平均活性污泥濃度，mg/L；V1為厭氧格的容積，m3；X2為A2O反應器缺氧格內的平均活性污泥濃度，mg/L；V2為缺氧格的容積，m3；X3為A2O反應器好氧格內的平均活性污泥濃度，mg/L；V3為好氧格的容積，m3.試驗期間，將有機負荷作為唯一變量，其他外界因素（如溫度、pH值等）保持一致，將A2O反應器內污泥濃度（MLSS）控制在2000mg/L左右，厭氧、缺氧格DO控制在0.5mg/L以下，好氧格DO控制在3～4mg/L，整個A2O-BAF系統溫度控制在（26±1）℃，在每個有機負荷條件下反應器都運行20d，污泥的沉降性能用SVI表示，每天測定污泥的沉降性能SVI，通過顯微鏡對污泥絮體進行觀察，最后對不同有機負荷條件下的試驗結果進行分析與討論.

1.4 試驗分析項目與檢測方法

2 結果與討論

2.1 不同有機負荷引起的絲狀菌污泥膨脹

不同有機負荷運行條件下的SVI值在系統分別運行一段時間后出現明顯變化，試驗結果如圖2所示.當有機負荷在0.45kgCOD/（kgMLSS·d）條件下運行時，SVI值穩定維持在100mL/g左右，污泥的沉降性能良好，沒有發生膨脹現象.顯微鏡觀察污泥絮體內的微生物，如圖3b所示，可以發現，基本沒有絲狀菌存在.當有機負荷降低到0.30kgCOD/（kgMLSS·d）條件下運行時，反應初期，污泥的沉降性能基本不變，SVI始終保持在150mL/g下，當系統運行到第7d時，SVI值開始呈現上升趨勢，增加到200mL/g左右，顯微鏡觀察污泥絮體內的微生物，出現了少量的絲狀菌，如圖3a所示，這說明系統在低有機負荷條件下運行時，污泥的沉降性能受到了一定的影響，引發了輕度的絲狀菌污泥膨脹.當有機負荷升高到0.55kgCOD/（kgMLSS·d）條件下運行時，污泥的沉降性能發生了較大的變化，從第5d開始，SVI值急劇增加，到第14d時，SVI值達到350mL/g，污泥大量流失，回流污泥濃度過低（＜2000mg/L），活性污泥在二沉池中不能正常沉淀下來，顯微鏡觀察污泥絮體內的微生物，出現了大量的絲狀菌，如圖3c所示，這說明系統在高有機負荷條件下運行時，污泥的沉降性能受到了很大的影響，引發了惡性的絲狀菌污泥膨脹.

分析產生上述現象的原因如下：在A2O系統中，聚磷菌在厭氧段攝取有機物完成磷酸鹽的釋放過程，在缺氧、好氧段氧化體內儲存的PHA過量吸收水中的磷酸鹽同時合成自身細胞物質增殖.當系統中有機負荷較低時，微生物的食物減少，導致部分微生物進入衰亡期，數量開始減少，原因是所需營養物質不足以維持自身生存，然而，絲狀菌在低基質條件下，由于其菌絲可以伸展，獲取較大表面積，更易吸收營養物質，使生長速率高于菌膠團.又因進水有機負荷較低，厭氧段聚磷菌利用大部分有機物，到好氧段可利用的有機物很少，所以絲狀菌不會大量生長，活性污泥發生輕度絲狀菌膨脹現象，SVI值在200mL/g左右.當系統中有機負荷較高時，雖然聚磷菌在厭氧區利用大部分有機物，然而經過缺氧區反硝化除磷脫氮后，依然會有部分剩余的有機物流入好氧區，由于絲狀菌對于DO的親和力和競爭力都高于聚磷菌等菌膠團微生物，較其他微生物具有生長優勢，競爭能力強，其增殖速率遠比菌膠團要高，于是迅速獲取好氧區的有機物，快速生長，活性污泥發生嚴重的絲狀菌膨脹現象，SVI值達到400mL/g左右，污泥沉降性能嚴重惡化.

圖2 不同有機負荷下A2O內SVI的變化Fig.2 The evolution of SVI throughout the periods of the research at different sludge loads in A2O

圖3 不同有機負荷條件下的污泥鏡檢圖Fig.3 Microscope pictures of activated sludge at different sludge loadings

2.2 不同有機負荷引起的絲狀菌污泥膨脹的控制策略

圖4 不同有機負荷引起絲狀菌膨脹的恢復過程Fig.4 The evolution of SVI during the periods of the bulking sludge controlled

目前，國內外對于絲狀菌污泥膨脹控制方法的研究，主要集中在兩大類：一類是依靠物理、化學方法，通過投加混凝劑、絮凝劑等物質增加污泥的密實度來改善污泥的沉降性能［15］.有研究表明：向曝氣池中投加FeCl2或滑石粉可以改善污泥的沉降性能，控制絲狀菌污泥膨脹，使SVI值迅速降低逐漸趨于穩定［16］.然而，這類方法不能從根本上控制污泥膨脹，如果停止投加藥劑，出現污泥膨脹反復的可能性很大，實際工程中，加入這些物質勢必帶來一定的額外費用，而且可能會影響污水的處理效果.另一類是從污泥膨脹發生的本因出發，研究微生物的生長機理，調控微生物的生長環境有效控制絲狀菌的大量生長.可以通過調整運行工況、改變反應器的有機負荷或采用生物選擇器等方法，控制絲狀菌污泥膨脹，恢復污泥的沉降性能［17］.這類方法是從污泥膨脹的起因出發，調控適合菌膠團細菌的生長環境，抑制絲狀菌的過度繁殖，不僅不會對污水處理系統產生負面影響，而且能有效根治絲狀菌污泥膨脹，在工程實踐中具有很大的應用價值.

圖5 絲狀菌污泥膨脹得到控制后的污泥鏡檢圖Fig.5 Microscope pictures of activated sludge when sludge filamentous bulking was controlled

本試驗研究將有機負荷作為單一限制因素，所以采取調節系統有機負荷的方法，控制絲狀菌污泥膨脹，恢復污泥的沉降性能.由低有機負荷引起的輕度絲狀菌污泥膨脹，將有機負荷升高并維持在0.45kgCOD/（kgMLSS·d）左右，反應器連續運行20d，每天測定SVI值，顯微鏡觀察污泥絮體內微生物，標記為1#試驗；由高有機負荷引起的惡性絲狀菌污泥膨脹，將有機負荷降低并維持0.45kgCOD/（kgMLSS·d）左右，反應器連續運行30d，每天測定SVI值，顯微鏡觀察污泥絮體內微生物，標記為2#試驗.兩組試驗期間，都將A2O反應器的污泥濃度MLSS控制在2000mg/L左右，其他條件（DO、溫度等）維持適宜且穩定，排除外界條件干擾.

研究結果表明，由圖4可知，1#試驗隨著運行天數的增加，SVI值逐漸降低，運行到第9d時，SVI值降到150mL/g以下，污泥的沉降性能得到改善，最后系統SVI值穩定在120mL/g左右，結合鏡檢發現，絲狀菌減少，如圖5a所示，由低有機負荷引起的輕度絲狀菌污泥膨脹得到有效控制.2#試驗，在有機負荷降低后，SVI值逐漸降低，當運行到第16d時，SVI值降低到150mL/g以下，最后SVI值穩定在130mL/g左右，結合鏡檢發現，絲狀菌大量減少，如圖5b所示，由高有機負荷引起的惡性絲狀菌污泥膨脹亦得到有效控制，污泥沉降性能恢復正常.

2.3 冬季突然降溫引起的絲狀菌污泥膨脹及控制

A2O-BAF反硝化除磷系統之前一直在溫度為（26±1）℃條件下運行，系統脫氮除磷效率高，污泥沉降性能好，A2O反應器SVI值一直維持在110mL/g左右，且由于A2O-BAF反硝化除磷工藝自身的特點，除磷污泥顆粒較大，污泥沉降性能較好，不存在污泥膨脹.然而，北方到達冬季時，室內溫度驟然下降，反應器的進水溫度突然降低到（12±1）℃左右.從圖6可以看出，在冬季突然降溫后，系統內的SVI值短短幾天從110mL/g左右升高到 300mL/g 左右，且發現污泥在二沉池中不能正常沉淀下來，污泥沉降性能惡化，顯微鏡觀察污泥絮體內的微生物，發現有大量絲狀菌存在，這說明，冬季突然降溫導致了A2O-BAF反硝化除磷系統內絲狀菌污泥膨脹的發生.

目前，對于冬季突然降溫引起的絲狀菌污泥膨脹研究較少，有些污水處理廠為防止冬季降溫引發污泥膨脹，通過投加藥劑或采用生物選擇器等方法來控制污泥膨脹.由于本研究是在實驗室條件下進行，所以，采取添加加熱裝置來升高反應器內水溫的方法，以便有效控制絲狀菌污泥膨脹.具體方法過程為：首先在原水水箱底部添加兩個加熱棒，運行一段時間后，發現污泥膨脹現象沒有得到很好控制，且繼續惡化.分析原因：雖然在原水水箱添加加熱棒，原水水箱中及反應器中溫度有所提升，但是原水水箱每天進一次生活污水，相當于在原水水箱溫度剛剛得到提升且穩定后，給剛剛穩定的水溫突然降低的沖擊，每天都進行一次溫度驟減的變化，即驗證了溫度突然降低對活性污泥沉降性能的影響，引發了絲狀菌污泥膨脹.然后通過在A2O反應器中平均距離添加3個加熱棒，保證原水進入A2O反應器與泥水混合液混合后，水溫并不受原水水箱中溫度變化的影響.這時調節加熱棒溫度，發現當反應器內水溫在12～18℃時，污泥的沉降性能并沒有得到改善，當反應器內水溫＞18℃時，運行一段時間后，發現絲狀菌數量減少，污泥沉降性能變好，可見18℃為系統活性污泥發生絲狀菌膨脹的臨界點，因此采用加熱裝置，保證活性污泥正常的溫度范圍，可有效控制活性污泥的絲狀菌膨脹.

從圖6中可知，升高溫度后，反應器內的SVI值逐漸降低，運行到第17d時，SVI值降到150mL/g以下，最后穩定在120mL/g左右，污泥沉降性能恢復正常，絲狀菌污泥膨脹得到有效控制.分析原因可能是，當冬季突然溫度降低后，反應器內微生物的活性降低，聚磷菌的代謝能力減弱，使得在厭氧段部分有機物不能被充分利用，后進入好氧段，絲狀菌快速利用易降解有機物，大量繁殖，生長速率高于其他菌膠團微生物，導致絲狀菌污泥膨脹，污泥沉降性能變差.在恢復溫度后，聚磷菌等微生物的活性逐漸恢復，代謝能力逐漸增強，將進水有機物絕大部分在厭氧段充分利用，慢慢的絲狀菌由于缺乏營養物質，漸漸衰亡，被其他菌膠團微生物取代，污泥的沉降性能變好，絲狀菌污泥膨脹得到控制.由此可見，采用加熱裝置升高反應器中水溫是控制冬季活性污泥絲狀菌膨脹的有效方式，在節能降耗的基礎上，優化加溫方法，對于防止及治理污水處理廠的冬季污泥膨脹具有非常大的實際工程應用價值.

圖6 溫度對污泥沉降性能的影響Fig.6 The effect of the temperature on sludge settling property

3 結論

3.1 A2O-BAF反硝化除磷工藝處理實際生活污水，當有機負荷高于0.55kgCOD/（kgMLSS·d）時，容易引發惡性絲狀菌污泥膨脹；當有機負荷低于0.30kgCOD/（kgMLSS·d）時，系統會發生輕度絲狀菌污泥膨脹，從而影響系統的污水處理效果.

3.2 冬季突然降溫，導致微生物活性降低，代謝速率減慢，絲狀菌生長速率高于菌膠團生長速率，可引發絲狀菌污泥膨脹.

3.3 本試驗采取調節有機負荷和恢復溫度的方法，有效的解決了絲狀菌污泥膨脹問題.

［1］Chen Y， Peng C， Wang J， et al. Effect of nitrate recycling ratio on simultaneous biological nutrient removal in a novel anaerobic/ anoxic /oxic （A2O）-biological aerated filter （BAF） system ［J］. Bioresource Technology， 2011，102（10）：5722-5727.

［2］Zhang W， Peng Y， Ren N， et al. 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.

［3］陳永志，彭永臻，王建華，等.A2/O-曝氣生物濾池工藝反硝化除磷 ［J］. 化工學報， 2011，62（3）：797-804.

［4］王 聰，王淑瑩，張 淼，等.硝化液回流比對A2O-BCO工藝反硝化除磷特性的影響 ［J］. 中國環境科學， 2014，34（11）2844-2850.

［5］Martins A M P， Pagilla K， Heijnen J J， et al. Filamentous bulking sludge-a critical review ［J］. Water Research， 2004，38（4）：793-817.

［6］Eikelboom D H. Process control of activated sludge plants by microscopic investigation ［M］. London： IWA publishing， 2000.

［7］Gaval G， Pernelle J J. Impact of the repetition of oxygen deficiencies on the filamentous bacteria proliferation in activated sludge ［J］. Water Research， 2003，37（9）：1991-2000.

［8］宋姬晨，王淑瑩，楊 雄，等.亞硝酸鹽對A2O系統脫氮除磷的影響 ［J］.中國環境科學， 2014，34（9）：2231-2238.

［9］周 利，彭永臻，高春娣，等.SBR工藝中污泥負荷對絲狀菌污泥膨脹的影響 ［J］. 中國給水排水， 1999，15（6）：11-14.

［10］Palm J C， Jenkins D， Parker D S. Relationship between organic loading， dissolved oxygen concentration and sludge settleability in the completely-mixed activated sludge process ［J］. Journal（Water Pollution Control Federation）， 1980：2484-2506.

［11］Chao A C， Keinath T M. Influence of process loading intensity on sludge clarification and thickening characteristics ［J］. Water Research， 1979，13（12）：1213-1223.

［12］吳昌永，彭永臻，彭 軼.A2O工藝中的污泥膨脹問題及恢復研究 ［J］. 中國環境科學， 2008，28（12）：1074-1078.

［13］Martins A M P， Van Loosdrecht M C M， Heijnen J J. Effect of dissolved oxygen concentration on the sludge settleability ［J］. Applied Microbiology Biotechnology， 2003，62（5/6）：586-593.

［14］Scruggs C E， Randall C W. Evaluation of filamentous microorganism growth factors in an industrial wastewater activated sludge system ［J］. Water Science and Technology，1998，37（4）：263-270.

［15］桑義敏，尹 煒.CASS工藝在處理低溫生活污水中的應用研究［J］. 環境工程， 2002，20（2）：16-18.

［16］Eikelboom D H， Grovenstein J. Control of bulking in a full scale plant by addition of talc （PE 8418） ［J］. Water Science and Technology， 1998，37（4）：297-301.

［17］Chudoba J. Control of activated sludge filamentous bulking—VI. Formulation of basic principles ［J］. Water Research， 1985，19（8）：1017-1022.

Occurrence and control of filamentous bulking in A2O-BAF denitrifying phosphorus removal process.

Lü Dong-mei， PENG Yong-zhen*， ZHAO Wei-hua， WANG Shu-ying （Engineering Research Center of Beijing， Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering， Beijing University of Technology， Beijing 100124， China）. China Environmental Science， 2015，35（10）：3026～3031

In order to effectively control the sludge filamentous bulking in A2O-BAF denitrifying phosphorus removal process when treating domestic wastewater， the effects of sludge load and temperature on sludge filamentous bulking were investigated. The results had shown that the problem of slight sludge filamentous bulking existed when the sludge load was less than 0.30kgCOD/（kgMLSS·d）. Serious sludge filamentous bulking got easily happened when the sludge load was higher than 0.55kgCOD/（kgMLSS·d）， and sludge filamentous bulking was controlled effectively by changing sludge load. The sludge filamentous bulking also occurred when the temperature was decreased in winter， but the settling ability of activated sludge got recovered after increasing the temperature to original level， and the sludge filamentous bulking was also controlled effectively.

A2O-BAF process；denitrifying phosphorus removal；sludge load；filamentous bulking；temperature

X703.1

A

1000-6923（2015）10-3026-06

呂冬梅（1989-），女，河北省廊坊人，北京工業大學碩士研究生，主要從事污水生物處理理論與應用研究.

2015-03-27

國家“863”項目（2012AA063406）；北京市教委資助項目

* 責任作者， 教授， pyz@bjut.edu.cn