低溫對中試AAO-BAF雙污泥脫氮除磷系統的影響

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)

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低溫對中試AAO-BAF雙污泥脫氮除磷系統的影響

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)

摘要：以實際城市污水為對象,研究了低溫(11～15℃)對處理量約為45m3/d的AAO-曝氣生物濾池(BAF)典型雙污泥脫氮除磷系統的影響.研究發現,本系統的硝化在受到低溫抑制后會在短時間內恢復,而同樣環境條件下運行的某水廠AAO系統的硝化卻一直受低溫抑制.AAO-BAF系統硝化受抑制期間,其缺氧段反硝化吸磷的總量減少,缺氧末段TP濃度從1上升至4mg/L左右,但系統的好氧段可繼續完成這部分剩余P的去除.批次試驗發現,硝化菌停留時間的長短差異是本系統與AAO系統硝化產生差距的主要原因.在11、16、21、27和32℃下,本系統中活性污泥的厭氧釋磷速率分別為6.745、8.378、13.218、11.513、9.726mgTP/(h·gMLSS);缺氧反應過程中P去除速率分別為1.668、1.892、2.496、2.835、2.976mgTP/(h·gMLSS),N O3--N的去除速率分別為0.786、1.112、1.761、2.614、3.464mgNO3--N/(h·gMLSS).

關鍵詞：雙污泥系統；生物膜；反硝化除磷；低溫；污水；水解

* 責任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

水體中氮、磷元素的超標是引起水體富營養化的主要原因,因此要求城市污水進行脫氮除磷的處理,生物法脫氮除磷是其最為常用的方法.為了追求更節能降耗、深度有效的污水生物脫氮除磷,越來越多的污水生物脫氮除磷工藝得到應用[1].有研究者利用反硝化聚磷菌(DPAOs)與硝化細菌的不同生物特性開發出雙污泥的AAOBAF脫氮除磷工藝[2].與傳統活性污泥法相比,該工藝利用生物膜的形式將硝化細菌從活性污泥中獨立出來,在BAF池中完成硝化,在AAO中完成反硝化與除磷.較之傳統單污泥系統,雙污泥反硝化除磷系統能降低30%的曝氣量、50%的剩余污泥產量及碳源需求[3-4],是很有實用潛力的一種新型工藝.

典型的雙污泥脫氮除磷系統有A2NSBR[5]、AAO-BCO[6]及本實驗所研究的AAOBAF工藝等,目前關于AAO-BAF工藝已有較多的參數優化研究,并取得良好的實驗效果[7-9],王建華等曾研究過14.2℃對AAO-BAF小試規模系統的影響[10],但此溫度仍然偏高,并沒有得到該系統在低溫下的處理效果變化特點;且其實驗規模偏小與實際工程仍有較大差別.

一般認為在5-30℃內,溫度對硝化的影響遵循阿倫尼烏斯公式[11],溫度對硝化速率影響可用公式來表示,其中θ為溫度系數,μ是硝化速率,μm20ax為20℃時的硝化速率,由此公式可知溫度越低硝化速率越慢.此外,在低溫下微生物的酶活性降低,水中基質間的傳遞變得緩慢,微生物生長繁殖迅速減緩[12],尤其是亞硝酸鹽細菌(AOB)和硝酸鹽細菌(NOB),平均代時都在10h以上[13].因此低溫會嚴重影響到污水生物處理的效果,尤其是會抑制系統的硝化,這是許多城市污水處理廠在冬季運行效果不佳,NH4+-N去除效果較差的原因.但目前這些污水生物處理工藝多為單污泥系統的工藝,低溫對AAO-BAF這類雙污泥系統處理實際污水時影響則未見報道.AAO-BAF系統中負責硝化的是BAF中的生物膜,而生物膜法處理城市污水已經得到越來越多的關注,目前有研究低溫對移動床生物膜反應器(MBBR)系統的影響,以此與傳統活性污泥工藝作對比.研究結果均表明MBBR系統在低溫下有著比傳統活性污泥法更好的硝化效果,研究者分析其原因后主要是認為MBBR中的生物膜系統較之傳統活性污泥有著更長的污泥齡(SRT)和更多的污泥量[14-15].然而,與AAO-BAF中的生物膜相比,MBBR系統中的生物膜與活性污泥是共存在一起的,其中的菌群種類繁多,且并非用于單一的硝化作用,二者有著很大的區別.此外,目前關于低溫對厭氧釋磷及反硝化除磷的影響多為對單污泥系統中污泥的研究,或者實驗室規模的人工配水系統研究.

本實驗研究了冬季11～15℃的水溫對大型中試規模的AAO-BAF系統COD去除及脫氮除磷的影響,并且對比了相同進水水質及環境條件下的某水廠AAO工藝的處理情況.此外,通過批次試驗比較分析了生物膜及活性污泥在低溫下硝化的馴化情況.測得了該雙污泥系統中的活性污泥在不同溫度下的厭氧釋磷及反硝化除磷速率,并通過批次試驗分析了其在不同溫度下速率變化的原因及對系統存在的潛在影響,旨在為AAO-BAF這類雙污泥系統在低溫下的運行提供參考.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與方法

圖1 AAO-BAF裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the pilot-scale AAO-BAF system

本實驗所用裝置為處理量約45m3/d的AAO-BAF系統(圖1).其AAO池的總有效體積為21m3,厭氧、缺氧、好氧段容積比為1:4:1,污泥回流比150%,硝化液回流比為200%,好氧段MLSS維持在3000mg/L左右,SRT為15-20d, BAF有效體積為7m3,系統總HRT約為15.5h; BAF池中填充有懸浮塑料填料,填料的體積填充比為70%,填料密度為0.96kg/m3,孔隙率95%,有效比表面積為500m2/m3.AAO池好氧段的DO控制在1-2mg/L,BAF中的DO控制在4mg/L左右.原水進入AAO的厭氧段,同時進入厭氧段的還有來自沉淀池的回流污泥,聚磷菌(PAOs)在此進行厭氧釋磷;之后混合液再進入缺氧段,同時進入缺氧段的還有回流自清水池的硝化液,反硝化聚磷菌在此進行反硝化除磷;缺氧末端的混合液再流入好氧段,聚磷菌在此進行好氧吸磷以去除剩余的P,另外通過曝氣吹脫缺氧段產生的氮氣;好氧段的混合液流入沉淀池進行泥水分離,上清液流入中間水池再通過泵抽至BAF中進行硝化反應;BAF出水一部分作為硝化液回流至AAO的缺氧段,另一部分作為出水排出.

作為對比的某水廠AAO工藝,處理量為15000m3/d,二者進水水質相同,其內、外回流比分別為300%、100%,好氧段MLSS為3000mg/L左右,實驗期間其SRT為20～30d,HRT約為15h,厭氧、缺氧及好氧段的名義水力停留時間分別約為1.5、4.5、9h.

1.2 批次試驗材料與方法

為研究溫度對AAO-BAF系統中幾種主要生化反應的具體影響,共進行了3個批次試驗.試驗1、2、3所采用反應器均是有效容積為2.5L的玻璃反應器;采用IKA-RCT basic攪拌器和配套的ETS-D進行攪拌和溫度控制;試驗1所用曝氣裝置為海利ACO-6603可調式微型氣泵.

1.2.1 低溫對生物膜及活性污泥硝化的馴化比較(試驗1)圖2為試驗1的操作流程示意.該批次實驗所研究的對象為本AAO-BAF系統中的硝化生物膜以及水廠AAO系統中的活性污泥.在AAO-BAF系統的氨氮去除受低溫嚴重抑制時(水溫約為12℃,氨氮去除率約為65%)取出填料(biofilm1),按照填料體積填充比50%分別加入反應器1、2中;同時在水廠AAO系統的好氧段取4L混合液進行充分沉淀,利用虹吸法潷去上清液得到沉淀污泥(sludge1),將其均分為兩份加入反應器3、4中.然后分別向4個反應器中加入本AAO-BAF系統中間水池的水至2L,再向其中補充一定量的氯化銨溶液使得4個反應器中初始NH4+-N濃度約為30mg/L.鑒于11℃及21℃分別為本系統運行中的低溫及常溫,另外為計算溫度影響系數θ,故而將反應器1、3的反應溫度控制為11℃,2、4中溫度控制為21℃,在4～6mg/L的DO下進行硝化反應測定NH4+-N濃度變化并計算硝化速率和溫度影響系數.根據干填料掛膜前后質量差換算得反應器1、2中的MLSS約為700mg/L左右.反應結束后充分沉淀,通過虹吸法將1和3反應器的上清液潷去,然后重新配水,在11℃下進行硝化反應,每天反應4個周期,每周期曝氣2h,20d后分別得到被低溫馴化的生物膜(biofilm2)和活性污泥(sludge2),此期間不進行排泥.同時再分別在AAO-BAF及水廠AAO中取出生物填料(biofilm3)和活性污泥(sludge3),其間水廠AAO系統是正常排泥的.與20d之前一樣用中間水池的水進行配水,然后將biofilm2、biofilm3sludge2及sludge3分別至于11℃及21℃下進行硝化反應,測定NH4+-N濃度變化并硝化速率和溫度影響系數.反應器3、4中的MLSS約為3000mg/L.Sludge2與sludge3反應時的MLSS分別約為2080、3100mg/L, biofilm2、biofilm3反應時的MLSS都約為700mg/L.

圖2 試驗1反應流程示意Fig.2 Schematic diagram of the process of experiment 1

1.2.2 溫度對AAO-BAF系統中活性污泥厭氧釋磷的影響(試驗2) 試驗2所用的污泥取自AAO-BAF系統的污泥回流管道.向編號為1～5 的5個反應器中各加入1.8L原水(即本系統進水),通過加熱攪拌分別將5個反應器中原水溫度控制在11、16、21、27、32℃,然后向其中各加入0.4L未經任何處理的回流污泥,在各自溫度下攪拌反應60min.5個反應器的MLSS均為2000mg/L左右.每組試驗重復進行了3次,計算3次釋磷速率的平均值.由于厭氧釋磷反應較快,每次所計算的速率均為反應開始后30min內的平均速率.

1.2.3 溫度對AAO-BAF系統中活性污泥反硝化除磷的影響(試驗3) 試驗3(a)所用的污泥取自AAO-BAF系統的厭氧末段的混合液,此污泥已經過系統AAO池厭氧段的充分釋磷及儲存PHB.向編號為1～5的5個反應器中各加入1L本系統厭氧末段的泥水混合液,此混合液中已含有濃度約為20mg/L的P,然后向其中各加入BAF的出水1L,補充一定量的硝酸鉀溶液使得每個反應器中的初始NO3--N濃度約為10mg/L,通過恒溫攪拌器使5個反應分別在11、16、21、27、32℃下進行120min.反應器中MLSS約為3300mg/L.每組試驗重復進行了3次,計算3次反應速率的平均值,所求反應速率為期間的最大比反應速率.

試驗3(b)與3(a)取自同一污泥,向編號為1、2的反應器中加入1L本系統厭氧末端泥水混合液,然后向其中加入BAF的出水1L,補充一定量的硝酸鉀溶液和磷酸二氫鉀溶液,使得2個反應器中的初始NO3--N濃度和TP濃度分別為10mg/L和20mg/L左右,然后分別在17℃和32℃下反應180min,測量溶液中NO3--N和TP濃度的變化.

1.3 廢水來源與水質

本實驗處理的污水來自北京市某區的城市污水,實驗階段水質特點見表1.

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

1.4 分析項目及方法

液體樣品直接用0.45μm濾紙過濾后測定COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P.測定方法均按照標準方法測定[16],VFA采用Agilent 6890N氣相色譜儀測定,pH值、DO和溫度采用WTW pH/DO 3420 (德國)測定儀在線測定.

批次試驗中生物膜反應器中的MLSS采用差量法計算,具體方法為:在BAF中隨機取20個填料在105℃的烘箱中烘干2h后稱量得到M0,然后通過洗刷及超聲清洗將填料上的生物膜洗去,放入烘箱烘干2h后再次稱重,重復清洗及烘干3次,將3次烘干后測得的質量求平均值得M1,則平均每個填料上的生物量為(M0-M1)/20.數出按體積比50%填充的批次試驗反應器中的填料個數n,則2L溶液中的MLSS為n·(M0-M1)/ (20×2)mg/L.

2 結果與討論

2.1 低溫對AAO-BAF及某水廠AAO系統NH4+-N去除的影響比較

如圖3所示,水溫從15℃左右開始下降時,AAO-BAF系統的NH4+-N去除率隨著水溫的降低而迅速下降;可以看到在15℃的水溫時系統的NH4+-N去除率還能達到90%以上,但隨著水溫下降到12℃左右時系統的NH4+-N去除率已降至65%左右,出水NH4+-N濃度達到15mg/L以上.在第20d時,該系統的NH4+-N去除率開始明顯回升,約35d后,系統NH4+-N去除率回升至90%以上并穩定維持.與同期相同進水水質及環境條件下的某水廠AAO(WWTP-AAO)系統氨氮去除情況相比較,本系統氨氮去除率始終較高;另外,水廠AAO系統的NH4+-N去除率在低溫下一直較低,并沒有本系統所出現的回升并穩定的情況.

當溫度低于15℃時,硝化會受到大幅度的抑制[17-18],一旦BAF系統硝化不完全,剩余的氨氮就會隨著硝化液回流至AAO的缺氧段形成氨氮的積累,使得BAF的氨氮負荷越來越大,形成惡性循環.從圖3可見,當水溫從15℃開始下降時,系統的氨氮去除也迅速惡化.但隨著生物膜上的硝化細菌在低溫下生活的時間增加,部分硝化細菌適應了低溫,而且仍然附著在填料上留在系統內,使得系統的硝化能力逐漸得到恢復.實際上在系統氨氮去除達到最低點之前,系統中的硝化細菌一直處于一個馴化過程,只是此時適應低溫的硝化細菌量較少,低溫的抑制大于其適應的速度,當二者相對平衡時則氨氮去除速率達到最低點.相比而言,WWTP-AAO系統是單污泥系統,硝化細菌與聚磷菌共存在一個系統內,其系統的泥齡為20～30d,而AAO-BAF系統的生物膜基本不用排泥,只有少量脫落的死泥會隨出水流出.因此,WWTP-AAO系統在通過排泥除P的同時,部分硝化細菌也同樣被排出系統,這樣就使得在低溫下本來就生長緩慢的硝化細菌越來越少;更主要的是,排泥致使系統內的硝化細菌很難有足夠的時間去適應低溫,所以該水廠AAO系統的氨氮去除一直較差,且在低溫下難以恢復.

圖3 低溫對中試AAO-BAF與某水廠AAO系統氨氮去除影響的對比Fig.3 Comparison of low temperature influence on the NH4+-N removal between AAO-BAF and WWTPAAO system

2.2 低溫對不同形態硝化系統的硝化影響比較

如圖4所示,biofilm1在11℃下的硝化速率僅為0.081kgNH4+-N/(kgMLSS·d),在21℃下反應時硝化速率為0.25kgNH4+-N/(kgMLSS·d),根據阿倫尼烏斯公式可計算出溫度影響系數θ約為1.12.同期的sludge1在11℃與21℃下的硝化速率分別為0.017、0.034kg NH4+-N/ (kgMLSS·d),遠低于biofilm1;即使在21℃下,硝化速率仍然很低,表明此時活性污泥中硝化細菌的量已經很少或者活性很低不能立即恢復.經過20d單獨馴化的biofilm2在11、21℃下的硝化速率較之biofilm1分別增加了2.33、1.25倍,此時其溫度影響系數降為1.05,說明此時該生物膜上的硝化細菌多數已適應了低溫,溫度對其硝化的影響較之前更小.同樣經過20d單獨馴化的sludge2,其在11、21℃下的硝化速率也得到明顯提升,分別為sludge1的4.69、5.91倍,大于生物膜得到的提升,這主要是由于其初始值較低的原因,其值仍小于biofilm2的硝化速率.Sludge2的硝化速率已接近biofilm1,這與biofilm1在取出之前,已在15～12℃下馴化了15d左右的結果相一致.Sludge2的溫度影響系數約為1.13,較sludge1的1.10有所提高(表2),表明溫度對其影響程度提高.分析可能是因為sludge2中有部分硝化細菌雖然沒有適應低溫,但其已具備硝化活性,一旦溫度升高給予反應的活化能就能發生硝化反應,而sludge1中的硝化細菌的量已經很少或者已失去活性,在21℃下不能立即恢復硝化活性.根據莫納得方程,硝化反應進行之初由于NH4+-N濃度較高所以反應速率應該較快,隨著反應進行反應速率應該逐漸減緩,但從圖5可以看出, sludge1與biofilm1在反應過程中并沒有此趨勢,尤其是21℃下初始較為緩慢,在中段反應加快,然后再減緩.這表明將低溫下受到抑制的的硝化細菌置于常溫下反應時,并不能立即恢復其全部活性.

圖4 批次實驗1中的硝化速率變化Fig.4 Variations of nitrification rate in batch experiment 1

表2 批次實驗1所得硝化速率與溫度系數Table 2 Nitrification rate and Temperature coefficient of experiment 1

在本實驗馴化過程中發現,雖然沒有刻意排泥,但馴化前后的MLSS也并沒有增加,甚至對于sludge2,其反應時MLSS還有所降低(少量浮泥潷水時流出).這表明低溫馴化的過程可能是微生物自身結構的改變而非產生新的菌種,并不需要淘洗的過程.根據研究報道,將氨氧化細菌(AOB) 從30℃左右轉移到5℃的低溫下時,AOB會失去活性,只有當其根據溫度變化將細胞膜內的長鏈飽和脂肪酸部分轉化為短鏈不飽和脂肪酸后才能抵抗低溫影響,逐步適應[18],這也正說明了低溫馴化過程是其自身結構變化的過程.同期的sludge3相比sludge2仍然表現出很低的硝化速率,而它們的主要區別就在于后者的馴化過程中是不刻意排泥的,而sludge3雖然也是在低溫下運行的活性污泥,但由于AAO單污泥系統的排泥操作,使得活性污泥始終沒有足夠的時間去適應低溫.綜上所述,無論是生物膜形態還是活性污泥形態的硝化系統都能被低溫馴化,而實際工藝中之所以前者比后者在低溫下硝化能力好,主要是由于很少排泥的生物膜系統較定期排泥的活性污泥系統有著更長的時間去適應低溫,進行馴化,所以對于冬季硝化效果不好的水廠,可在其好氧池中采用一定形式的掛膜.biofilm3的硝化速率大于biofilm2,是由于前者在BAF中是連續運行的,比間歇運行的批次實驗實際馴化時間更長所致.

為避免濃度差異引起的硝化速率差異,所計算的硝化速率均為氨氮濃度從初始值降至15mg/L左右時的平均速率.

式中:u為平均硝化速率,kg NH4+-N/(kgMLSS·d); c0、c1分別為氨氮初始濃度及降為15mg/L左右時的濃度;t為氨氮濃度從c0降為c1所需的反應時間;X為反應器中的MLSS.

式中:θ為溫度影響系數;μ21、μ11分別為不同硝化污泥或生物膜在21℃、11℃下對應的反應速率.

圖5 批次實驗1過程中氨氮濃度隨時間的變化Fig.5 Variations of NH4+-N concentration in batch experiment 1

2.3 低溫對AAO-BAF系統COD和TP去除的影響

當水溫從15℃開始下降時,系統的COD去除率并沒有出現與氨氮去除率類似的大幅下降,而且整個低溫運行過程中,COD去除率是一直保持良好并穩定在75%以上,出水COD濃度始終維持在50mg/L以下(圖6).這表明就整體而言,此進水負荷下低溫對于本系統COD的去除并沒有顯著影響.對于同樣進水水質及環境條件下的某水廠AAO系統,低溫對其COD的去除也沒有大的影響,這與許多低溫對污水處理工藝影響的研究報道一致[14,17].從圖6中還可以看出,水廠AAO 的COD去除率要略高于該AAO-BAF系統,分析原因主要是由于水廠AAO系統有著更大體積的好氧段,好氧段水力停留時間約9h,其活性污泥中大量的異養菌有足夠的時間來去除水中較為難去除的大分子有機物,相比而言,本系統的好氧段較小,其水力停留時間只有約1.7h,而曝氣時間稍長的BAF中又沒有足夠的異養菌,所以這些少量的大分子難降解有機物沒有得到去除,但這并不影響最終出水水質.

圖6 低溫對AAO-BAF與WWTP-AAO系統COD去除影響的對比Fig.6 comparison of low temperature influence on the COD removal between AAO-BAF and WWTP-AAO system

圖7為低溫下該AAO-BAF系統在正常運行過程中的COD沿程去除規律,可以看到,原水中的揮發性脂肪酸(VFAs)在厭氧段被快速利用,厭氧段去除的COD占整個系統COD去除總量的77.55%,這與之前小試研究報道的原水COD的總去除量中有70%以上是通過厭氧段去除的結論相同[19].所以低溫對AAO-BAF系統COD去除的影響有很大一部分取決于低溫對厭氧釋磷過程中聚磷菌儲存內碳源的影響.根據批次試驗2所得的圖8中COD去除速率柱狀圖變化可以看出,將厭氧釋磷反應的溫度從11℃逐步提高到27℃時,其厭氧釋磷去除COD的速率基本穩定,這就表明11℃的低溫并不對聚磷菌儲存內碳源有明顯抑制,許多研究報道也認為較低溫度下聚糖菌(GAOs)得到抑制卻更適宜PAOs的生長富集[20-21],所以在11℃的水溫下,富集了PAOs的活性污泥系統仍能正常發揮其利用原水中VFAs的能力.可以看出在21℃下,其厭氧去除COD的速率只是11℃下的1.18倍,漲幅并不明顯.因此,厭氧段低溫釋磷過程中對COD的穩定去除就在很大程度上保證了整個系統對COD的穩定去除性能.

圖7 12℃下AAO-BAF系統的COD沿程去除規律Fig.7 Evolution of COD removal at 12℃ in the AAO-BAF system

圖8 批次實驗2中COD去除速率及釋磷速率的變化Fig.8 Variations of COD removal rate and P release rate in experiment 2

AAO-BAF雙污泥生物脫氮除磷系統是通過兩個部分實現P的去除,一是缺氧吸磷,二是好氧吸磷.諸多小試研究數據均表明單獨的缺氧吸磷并不能將厭氧段所釋放的P充分吸收,最后增加的好氧段是實現系統出水TP濃度小于0.5mg/L的必要組成.從圖9所示可以看出,就系統整體而言,在低溫下運行的AAO-BAF系統出水TP濃度一直穩定在0.5mg/L以下,并沒有受到低溫的明顯影響.將系統的除磷細分到缺氧和好氧兩部分后可以看出系統缺氧末端的TP有著明顯的波動,這主要是由于降溫期間BAF的硝化受到抑制,以致回流的硝態氮較少,使得反硝化除磷量較少.而這部分波動是在系統好氧段好氧吸磷所能承受的范圍之內,所以整個系統最終能表現出TP的穩定去除.

圖9 低溫對AAO-BAF系統TP去除的影響Fig.9 Effect of low temperature on the TP removal of AAO-BAF

2.4 溫度對厭氧釋磷的影響

由于不同季節溫度下,實際城市污水的水質不同,系統中厭氧末端釋磷量的變化不能體現出溫度對厭氧釋磷的具體影響,所以進行了試驗2來研究不同溫度對本系統中活性污泥厭氧釋磷速率的影響.如圖8所示,以P釋放速率作為反應速率,可以看出反應速率并不是隨著溫度的升高而升高,而是有一個先升高后下降的趨勢.試驗2結果表明,在11～21℃間,溫度對本系統污泥厭氧釋磷速率的影響遵循阿倫尼烏斯公式,計算得21℃下的釋磷速率為13.215mgP/(h·gMLSS),比11℃下的反應速率提高了近一倍,根據公式2計算得其溫度影響系數θ約為1.07.當反應溫度從21℃再升高時,釋磷速率的變化卻不再遵循阿倫尼烏斯公式,開始呈現下降趨勢,這可能是由于當溫度升高后活性污泥中的GAOs恢復活性從而與PAOs競爭原水中有限的VFAs所致.研究也表明,當溫度在20℃以上時GAOs吸收底物的速率要遠大于PAOs[22-23],故釋磷速率呈現出下降趨勢.圖8還可以看出厭氧反應過程中,在11～27℃內,溫度對COD的厭氧去除速率并沒有顯著影響,但在32℃下反應時,COD去除速率卻有著明顯的下降.分析原因可能是由于溫度高于30℃后,有部分EPS快速水解,產生了額外的大分子有機物所致.根據研究報道,當溫度在30℃以上時,活性污泥的EPS水解速率會大幅度提升,其初步水解產物中多糖占到80%以上[24],而多糖等大分子有機物是不能被聚磷菌直接利用的.特別是對于這種在低溫環境中取出來的活性污泥,微生物為了抵抗外界低溫的不良環境,其EPS含量較普通常溫下污泥更多[25],因此在較高溫度下反應時,水解出來的多糖等也更多.在厭氧釋磷過程中,聚磷菌通常是只能利用VFAs來儲存內碳源,實現原水中COD的去除,所以在32℃下釋磷過程中,COD的凈平均去除速率反而較低.在該雙污泥脫氮除磷系統中,對于厭氧釋磷的最佳溫度是在21℃左右,溫度在11～27℃內時對厭氧去除COD的影響較小,溫度高于30℃不利于PAOs的生長,且會使得厭氧釋磷過程發生較多的EPS水解.

2.5 溫度對反硝化除磷的影響

如圖10(a)所示,在11～32℃內,反硝化除磷過程中P及NO3--N的去除速率均隨著溫度的升高而增大,其中NO3--N去除速率的增大幅度要明顯大于P去除速率的增幅,將反應溫度從11℃提高到32℃后,P去除速率增加了1.78倍,而NO3--N的去除速率增加了4.41倍.根據圖10(a)中反應速率曲線的擬合公式,可知在11～21℃間,溫度對P去除速率的影響遵循阿倫尼烏斯公式,在反應溫度提高至21℃后,P的去除速率增加的幅度明顯減緩,而溫度對NO3--N去除速率的影響在11～32℃之間均可遵循阿倫尼烏斯公式,增幅并沒有減緩.分析原因可能是在缺氧反應過程中,隨著反應溫度的升高,污泥中同樣也有一部分EPS水解至混合液中,這與2.4節分析的原因一樣,于是在反硝化除磷的同時還發生了利用碳源作為電子受體而進行的反硝化反應.這使得參與反硝化除磷的NO3--N的量減少,從而導致在反應溫度提高后,NO3--N去除速率的增加未受影響而P去除速率增加的幅度卻減緩.

為確定溫度升高后是否有更多量的NO3--N參與了碳源反硝化,進行了試驗3(b),從圖10(b)可以看出,當底物NO3--N的量并不足夠多時,在32℃下進行的缺氧反應過程中,NO3--N在90min時就被完全消耗,此時P的濃度還有約6mg/L無法被繼續去除;而在18℃下進行的缺氧過程中,雖然P和NO3--N的去除速率均較慢,但是最終反硝化吸磷的總量大于32℃時的.綜上所述,在11～32℃內的缺氧反應過程中,P及NO3--N的去除速率均隨著溫度的增加而增大,但在底物在NO3--N含量并不充足的情況下,較高溫度下的缺氧反應過程中既有反硝化吸磷又有很大程度的碳源反硝化.溫度越高,反應過程中反硝化菌可利用的來自活性污泥EPS水解出的碳源則越多,從而與反硝化聚磷菌產生對電子受體NO3--N的競爭,使得最終的缺氧吸磷量不足.本實驗并沒有出現之前報道的隨著溫度升高反硝化除磷速率與吸磷量均增大的現象[26],這主要是由于本實驗中污泥并沒有經過反復清洗,且一直生活在較低溫度下,所以含有一定量的EPS所致.

圖10 實驗3(a)中的P及NO3--N去除速率的變化以及實驗3(b)中NO3--N與TP濃度的變化Fig.10 Variations of P and NO3--N removal rate and variations of TP and NO3--N concentration

反硝化除磷效率可用PO43--P的缺氧吸收量與電子受體NO3--N的消耗量之比表示(P/N, molP/mol e-),據Kuba等[27]的報道,若NO3--N被還原產生的ATP全部用于吸磷,則P/NO3--N的最大比值為3 (mol P/mol e-),而從圖10(b)可以計算出在18℃和32℃下,反應過程中被消耗的P/NO3--N分別約為0.9和0.6 (mol P/mol e-),這說明兩個溫度下NO3--N反硝化過程中的能量均沒有全部用于吸磷,其中32℃下,用于吸磷的部分更少.因此,在該雙污泥系統中,若回流至缺氧區的NO3--N含量不足,那么較高的溫度會使得缺氧吸磷不足從而可能會影響到系統的除磷效果.

3 結論

3.1 與實際AAO系統相比,AAO-BAF中試系統受低溫影響較小,較長的硝化菌SRT保證了其NH4+-N去除率受到低溫抑制后可在較短時間內從65%恢復值90%以上.

3.2 在11、16、21、27和32℃下,本系統中活性污泥的厭氧釋磷速率分別為6.745、8.378、13.218、11.513、9.726mgTP/(h·gMLSS),隨著溫度升高呈先增大再降低的趨勢,最佳溫度為21℃.

3.3 在11、16、21、27和32℃下,本系統活性污泥缺氧反應過程中TP去除速率分別為1.668、1.892、2.496、2.835、2.976mgTP/(h·gMLSS), NO3--N的去除速率分別為0.786、1.112、1.761、2.614、3.464mgNO3--N/(h·gMLSS),隨著溫度升高NO3--N的去除速率增幅更大.

3.4 溫度越高,用于吸磷的NO3--N越少,尤其當NO3--N含量不足時,總缺氧吸磷量則越少.

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Effect of low temperature on pilot-scale AAO-BAF two-sludge system.

ZHANG Yong, WANG Shu-ying*, ZHAO Wei-hua, SUN Shi-hao, PENG Yong-zhen, ZENG Wei (Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China).China Environmental Science, 2016,36(1)：56～65

Abstract：The influence of low temperature(11～15℃) on a two-sludge denitrifying and phosphorus removal system was studied in this experiment, the system is named AAO-biological aerated filter (BAF), which treats about 45m3 urban wastewater per day.The nitrification of this system recovered from the inhabitation of low temperature in a short time, however, the nitrification of AAO system which is running in the same condition with the AAO-BAF system was inhibited by the low temperature for a long time.The inhibition of low temperature on nitrification leads to the decline of phosphorus uptaking in the anoxic phase of this system, TP concentration in the effluent of anoxic phase rise from 1to 4mg/L, however, its aerobic phase can uptake the surplus phosphorus.The retention time of nitrifying bacteria is the main reason that leads to the difference of nitrification between the AAO and AAO-BAF according to the batch experiments.At 11, 16, 21, 27, 32℃, anaerobic phosphorus release rate of the sludge in the AAO-BAF system was 6.745, 8.378, 13.218, 11.513, 9.726mgTP/(h·gMLSS) respectively; The phosphorus removal rates during the anoxic reaction was 1.668, 1.892, 2.496, 2.835, 2.976mgTP/(h·gMLSS) respectively, the NO3--N removal rate was 0.786, 1.112, 1.761, 2.614, 3.464mgNO3--N/(h·gMLSS) respectively.

Key words：two-sludge system；biofilm；denitrifying phosphorus removal；low temperature；wastewater；hydrolysis

中圖分類號：X703.1

文獻標識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)01-0056-10

收稿日期：2015-05-22

基金項目：國家”863”計劃項目(2012AA063406);北京市教委科技創新平臺項目

作者簡介：張 勇(1989-),男,安徽蕪湖人,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.發表論文1篇.