A2N2雙污泥系統反硝化除磷工藝的啟動與穩定

王梅香，趙偉華，王淑瑩，張　勇，彭永臻，潘　聰，黃　宇

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A2N2雙污泥系統反硝化除磷工藝的啟動與穩定

王梅香，趙偉華，王淑瑩，張勇，彭永臻，潘聰，黃宇

（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:采用低C/N比實際生活污水，以 A2N2-SBR（厭氧/硝化/缺氧/硝化）雙污泥系統為研究對象，重點考察了A2N2系統啟動過程中的脫氮除磷特性。試驗結果表明:采用在A2/O-SBR和N-SBR單元分別接種種泥，分開培養馴化聚磷菌污泥和硝化菌生物膜，并利用A2/O-SBR單元的出水作為N-SBR單元的進水，25 d好氧硝化菌生物膜掛膜成功，氨氮去除率穩定在93%以上；A2/O-SBR單元采用先厭氧/好氧(A/O)后厭氧/缺氧(A/A)的運行方式，43 d成功培養富集了反硝化聚磷菌（DPAOs），DPAOs占PAOs的67.81%，反硝化除磷率在77.9%以上；啟動成功后原水中約73%和13%的COD分別在A2/O-SBR單元的厭氧段和N-SBR單元曝氣過程中被去除，系統出水COD、NH+4-N、PO43--P、TN濃度分別為40.6、0、0.4、13.5 mg·L-1，達到國家《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）一級A排放標準。

關鍵詞:A2N2雙污泥系統；反硝化除磷；生活污水；序批式反應器；啟動

引 言

隨著水體污染不斷加劇，“富營養化”問題日益突出，污水處理技術逐漸從以單一去除有機物為目的的階段進入既要去除有機物又要脫氮除磷的深度處理階段，以控制富營養化為目的的脫氮除磷成為當今污水處理領域的研究熱點之一[1-3]。目前，廢水生物脫氮主要通過硝化反硝化過程來實現，而生物除磷則主要通過聚磷菌過量攝磷和排泥來實現。盡管A2/O及其改良的Bardenpho、UCT和MUCT等傳統的生物除磷脫氮工藝兼顧了除磷和脫氮作用，但實際運行效果并不理想，主要原因是存在碳源供求和泥齡控制的矛盾，除磷過程和脫氮過程相互制約[4-5]。

與傳統生物脫氮除磷工藝相比，A2N等雙污泥反硝化除磷工藝在流程設計及條件控制上，最大限度地提高了低 C/N比城市污水中有限碳源的利用率，力求避免碳源損耗于反硝化過程和好氧過程，強化了聚磷菌的缺氧攝磷能力，減少了外加電子受體(O2，用于好氧攝磷)和電子供體(碳源，用于反硝化)的數量，同時降低污泥產量，節省運行費用[2,4,6-7]。但由于傳統的 A2N反硝化除磷工藝運行方式屬后置反硝化除磷，一部分氨氮殘留在反硝化除磷污泥中沒有經過硝化直接排放，造成出水NH+4-N濃度超標，出水TN不達標，從而限制了其推廣應用[8]。

針對傳統后置反硝化除磷 A2N工藝存在的問題，有研究者提出了培養顆粒污泥，提高污泥沉降性，增大容積交換比以降低出水氨氮濃度[9]，或縮短污泥齡提高氨氮同化作用[2]，但效果有限，系統出水NH+4-N仍然不能達到國家《城鎮污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2002）一級 A標準（≤5 mg·L-1）。在此基礎上，作者提出了一種按照“厭氧/硝化/缺氧/硝化”方式運行的新型雙污泥反硝化除磷工藝——A2N2工藝，通過對SBR反應時序的靈活控制，生活污水首先進入A2/O-SBR反應器，在厭氧階段吸收外碳源轉化并儲存 PHA和釋磷，然后靜沉排水，富含氨氮的上清液進入N-SBR反應器完成硝化反應，硝化出水回流到A2/O-SBR反應器進行缺氧反硝化除磷反應，反應結束后進行短暫的好氧吸磷，完成剩余磷的吸收，同時吹脫反硝化除磷過程中產生的氮氣，然后靜止沉淀，排水再次進入N-SBR反應器完成剩余氨氮的硝化，二次硝化出水作為最終出水排放，因此出水幾乎不含氨氮，徹底解決了傳統A2N工藝出水氨氮過高的瓶頸問題，實現深度脫氮除磷。

由于硝化菌和聚磷菌生理特性的不同[10-11]，為了減少培養富集 DPAOs和好氧硝化生物膜以及A2N2系統啟動的時間，采用實際生活污水并利用A2/O-SBR單元的出水作為N-SBR硝化系統的進水的方式[12-13]，在不同的SBR中分開獨立培養好氧聚磷菌和好氧硝化生物膜，使之在較適宜的條件下和較短的時間內迅速生長，待系統好氧吸磷效果、硝化效果穩定后，進入下一階段培養（即進行硝化液回流），進一步培養富集好氧硝化生物膜和反硝化聚磷菌，待反硝化脫氮除磷效果穩定后，進行二次硝化，降低系統出水濃度，完成A2N2系統的啟動。本試驗采用 A2N2工藝，重點考察了硝化菌生物膜掛膜特性、反硝化聚磷菌(DPAOs)的馴化培養特性及 A2N2雙污泥反硝化除磷工藝啟動過程中的脫氮除磷特性，以期為該工藝的快速啟動和工程應用提供理論依據。

1　試驗材料和方法

1.1 試驗裝置

A2N2工藝試驗裝置和處理流程分別如圖1（a）、（b）所示，該工藝采用活性污泥法和生物膜法相結合的雙污泥系統，試驗裝置包括進水水箱、A2/O-SBR單元（厭氧/缺氧/好氧除磷系統）、N-SBR單元（生物膜硝化系統）。試驗用序批次反應器（SBR）均為有機玻璃制成的圓柱形、平底、敞口式反應器，直徑20 cm，高45 cm，總容積為12 L，有效容積為10 L，并在反應器有機玻璃壁的垂直方向設置一排取樣口，用于取樣和排水。系統每周期進水體積為7 L，充水比為0.7。其中A2/O-SBR反應器采用活性污泥法，內設有攪拌器進行機械攪拌，攪拌速度為90 r·min-1，反應器啟動運行過程中，根據實際情況進行排泥，使反應器內污泥濃度（MLSS）維持在2500～3000 mg·L-1，SRT為10 d；N-SBR采用生物膜法，放置聚乙烯蜂窩式活性生物懸浮填料，掛好氧硝化菌生物膜，在反應器底部設有黏砂塊作為微孔曝氣頭進行鼓風曝氣，為保證填料處于流化狀態，使其與底物充分接觸，DO控制在4～6 mg·L-1，DO、T和pH傳感器監測反應過程各參數值的變化。進水量、硝化液回流量均由蠕動泵控制，曝氣量通過反應器上玻璃轉子流量計的調節閥進行調控。本試驗在環境溫度下運行，反應系統的運行均按照預設程序由時控開關控制。

圖1　A2N2反硝化除磷試驗裝置和工藝流程圖Fig.1 Schematic diagram of A2N2denitrifying phosphorus removal experimental device and process flow

1.2 接種污泥

試驗用接種污泥取自北京市某污水處理廠A/O工藝運行的二沉池回流污泥，屬全程污泥，具有良好的脫氮性能。反應器中接種污泥特性為: MLSS=3457 mg·L-1，MLVSS=2284 mg·L-1，SV=28%，SVI=81 ml·g-1，f=66%，污泥沉降性能良好，無機質含量較高。

1.3 試驗用水

試驗用生活污水來源于北京工業大學西區家屬院化糞池的實際生活污水，經過化糞池預處理后，泵入實驗室進水水箱，各項水質指標見表1。從表中可以看出，該污水屬于典型的低C/N比生活污水。

1.4 培養運行方式

在系統啟動過程中將涉及到兩類菌群的培養馴化，一類是好氧硝化生物膜的培養，另一類是反硝化聚磷菌的培養[11]。A2N2雙污泥反硝化除磷系統啟動期間的運行參數為:系統每周期的進水流量 7 L，A2/O-SBR反應器內的MLSS控制在2500～3000 mg·L-1，污泥齡為 15 d，N-SBR生物膜系統和A2SBR活性污泥系統好氧吸磷段的溶解氧分別控制在5～6 mg·L-1和1～2 mg·L-1；啟動過程不控制溫度，均在室溫下進行，系統各階段其他的具體運行參數見表2。從表2可以看出，A2N2反硝化除磷工藝整個啟動過程可分為3個階段。

表1　進水水質Table 1 Characteristics of influent wastewater

表3　A2N2系統各階段運行參數Table 2 Operation parameters of A2N2system in each phase

第1階段:A2/O-SBR反應器通過A/O（厭氧/好氧）交替運行方式，富集聚磷菌（PAO），同時在N-SBR反應器投加聚丙烯蜂窩式空心環活性生物懸浮填料（填料特性如表3所示），掛硝化菌生物膜。在這一階段，生活污水首先進入A2O-SBR反應器，在厭氧段去除大部分可生物降解的有機物，合成并儲存PHA，釋放正磷酸鹽，然后靜沉排水，其去除有機物的富含氨氮的出水作為 N-SBR的進水，在N-SBR反應器內進行硝化。待系統硝化完全，除磷效果穩定后，進入下一階段培養馴化。

第2階段:A2/O-SBR反應器通過A/A（厭氧/缺氧）或A/A/O（厭氧/缺氧/好氧）交替運行方式，并將 N-SBR反應器的硝化液在缺氧初回流至A2/O-SBR反應器，進行反硝化除磷，富集反硝化除磷菌（DPAOs）。待系統硝化完全，除磷效果穩定后，進入下一階段培養馴化。

第3階段:待好氧硝化生物膜和反硝化聚磷污泥培養成熟后，將系統的運行方式由厭氧/硝化/缺氧改為厭氧/硝化/缺氧/硝化（即將 A2/O-SBR系統生物除磷后的出水，回流至N-SBR硝化系統進行二次硝化，去除剩余氨氮），同時延長第一次硝化的硝化時間，提高系統氨氮去除率，使出水水質達標排放，此時完成了A2N2系統的啟動。

表3　懸浮填料特性Table 3 Characteristics of suspended carriers

1.5 檢測指標與分析方法

所有水樣均經過0.45 μm濾膜過濾，以去除懸浮物的影響，再進行水質分析，測定水樣中的COD、，其中COD采用COD快速測定儀測定；采用納氏試劑光度法測定；采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定；采用麝香草酚分光光度法測定；TP采用抗壞血酸-鉬藍分光光度法測定；MLSS采用濾紙稱重法測定[14]；溫度、pH和DO采用WTW Multi 340i在線監測儀測定；其中所有水樣取自各反應段的開始和結束點。

2　結果與討論

2.1 N-SBR硝化生物膜系統的掛膜啟動

生物脫氮除磷工藝啟動的關鍵在于微生物的培養與馴化[12]，因此 N-SBR硝化生物膜系統掛膜啟動是 A2N2工藝快速啟動的前提和基礎[13]。在A2N2系統中，N-SBR反應器的主要功能是完成硝化，為反硝化除磷提供充足的電子受體。

由于硝化菌（即氨氧化菌 AOB）與亞硝化菌（NOB的統稱)是化能自養菌[15]，不需要有機性營養物質，以二氧化碳為碳源，從無機物的氧化中獲取能量進行生長繁殖，不需要提供有機物。王建華等[15]發現，采用不含有機物的模擬生活污水對BAF進行掛膜，掛膜成功只需18 d，由于進水不含有機物，異養菌無法生長，沒有異養菌在空間上和 DO等營養物質的競爭，硝化細菌成為優勢菌種，與含有有機物的實際生活污水相比，啟動時間可縮短6 d。為了縮短 N-SBR好氧硝化型生物膜的掛膜啟動時間，分別在A2/O-SBR和N-SBR單元接種種泥，并利用A2/O-SBR單元的出水作為N-SBR硝化系統的進水，該水具有“低COD濃度、高濃度”的特點[12]，避免了好氧型異養菌在生物膜上大量生長，與自養型硝化菌競爭生長空間和溶解氧[15]，有利于好氧型硝化菌生物膜的形成；同時選用江蘇裕隆環保有限公司生產的高活性聚丙烯蜂窩式空心環懸浮生物填料作為微生物載體進行掛膜，該填料密度比水低，表面粗糙，比表面積大，為微生物的附著生長提供了充足的空間，孔隙率大，具有良好的通氣過水特性，不易堵塞，提高了基質的傳質效率[13]，便于生物膜的形成（填料的具體性能見表3）。張淼等[13]也采用了此填料在生物接觸氧化反應器中掛膜。去除效果的好壞直接反映了N-SBR系統的硝化性能的好壞。因此，在N-SBR硝化生物膜系統的掛膜啟動過程中，主要考察了系統的氨氮去除效果和 N-SBR反應器內生物填料的顏色變化。N-SBR好氧硝化生物膜系統掛膜啟動過程中氨氮的變化情況如圖2所示。由于在N-SBR反應器中接種了硝化性能良好的種泥，在掛膜啟動的第2天，系統就表現出很好的硝化性能，出水濃度為0.2 mg·L-1，去除率高達99.7%，并且在掛膜啟動的前11 d，平均氨氮去除率高達93.4%，平均出水濃度為4.3 mg·L-1，滿足國家一級A排放標準。

圖2　N-SBR掛膜啟動過程中硝化效果的變化Fig.2 Variations of nitrification effect in N-SBR hanging membrane start process

圖3　N-SBR反應器內生物填料顏色變化Fig.3 Variations of bio-filler color in N-SBR reactor

2.2 A2/O-SBR除磷系統DPAOs的培養馴化特性

根據聚磷菌的分類理論[2]及近期國內學者對聚磷菌的組成及生物特性的研究成果[16-19]可知，以硝酸鹽為電子受體的反硝化聚磷菌是聚磷菌中的一部分，因此反硝化聚磷菌的培養馴化分兩個階段進行。第 1階段，采取 A/O方式交替運行，富集聚磷菌（PAO）；第2階段，采用A/A（厭氧/缺氧）方式運行，目的是富集利用硝態氮為電子受體的反硝化聚磷菌。

2.2.1 PAO的培養富集特性 A2/O-SBR除磷系統啟動之初，接種北京某污水處理廠二沉池的回流污泥作為接種污泥，在厭氧/好氧條件下間歇進行，富集以O2為電子受體的好氧聚磷菌（PAO）。如圖4所示，活性污泥馴化開始就表現出一定的厭氧釋磷能力和好氧吸磷能力，在系統啟動的第2天，系統凈厭氧釋磷量為9.0 mg·L-1，凈好氧吸磷量為8.1 mg·L-1，說明該系統的接種污泥本身就含有一定量的聚磷菌，具有一定的好氧吸磷能力，其對應的出水濃度為5.2 mg·L-1高于其進水濃度4.3 mg·L-1，說明此時A2/O-SBR除磷系統并沒有表現出強化生物除磷特性，仍需要進一步培養富集PAO，強化其生物除磷特性。第5天，系統的凈厭氧釋磷量為25 mg·L-1，凈好氧吸磷量為26.1 mg·L-1，此時系統厭氧段釋放的磷在后續的好氧吸磷過程中被全部吸收，說明此時以氧氣為電子受體的聚磷菌已成為A2/O-SBR除磷系統活性污泥體系的優勢菌屬。作為對比，在A2N反硝化除磷系統[11]中，經過12 d厭氧/好氧間歇運行，好氧聚磷菌成為優勢菌群。第8天，系統厭氧末濃度為34.8 mg·L-1，凈厭氧釋磷量為30.5 mg·L-1，出水濃度為0.48 mg·L-1，去除率高達88.8%，說明系統此時具備了一定的強化生物除磷性能。在平均進水TP濃度為6.2 mg·L-1的條件下，平均出水TP濃度為0.3 mg·L-1，平均TP去除率為94.6%。以上結果說明:經過8 d的培養馴化，A2/O-SBR除磷系統內PAO大量生長繁殖，快速得到了富集，從而使系統表現出高效、穩定的好氧吸磷效果。

圖4　PAO富集過程中凈釋磷量、凈吸磷量及磷去除率變化Fig.4 Variations of net P release, net P uptake population and phosphorus removal rate in process of PAO enrichment

從圖4可以看出，隨著運行時間的增加，系統的凈厭氧釋磷量和凈好氧吸磷量總體上呈現出逐漸增加的趨勢，分別從6.2 mg·L-1增加到49 mg·L-1、從7.9 mg·L-1增加到56.9 mg·L-1，到第34天，凈厭氧釋磷量基本穩定在40.8 mg·L-1左右，凈好氧吸磷量基本穩定在47.5 mg·L-1左右，TP去除率保持在93%左右。在第14～33天，系統的凈厭氧釋磷量和凈好氧吸磷量分別約為27.6 mg·L-1、32.3 mg·L-1，相對于第 13天的凈厭氧釋磷量 37.2 mg·L-1和凈好氧吸磷量40.6 mg·L-1有所降低。分析原因可能是由于進水中有機物濃度降低，碳源不足使厭氧釋磷不充分，從而降低了厭氧釋磷量，進而影響了好氧吸磷量。張為堂等[20]認為進水有機物濃度低或高，可以通過限制厭氧釋磷量或競爭AAO反應器缺氧區的，從而影響工藝的反硝化除磷效果。

2.2.2 DPAOs的培養富集特性 A2/O-SBR除磷系統中的活性污泥經過上一階段的培養馴化，聚磷菌的比例大大增加，已經具備了很好的好氧吸磷性能。隨后進入第2階段的培養馴化，進行硝化液回流，將A2/O-SBR反應器改用厭氧/缺氧（A/A）或厭氧/缺氧/好氧（A/A/O）的方式交替運行，將N-SBR反應器的硝化液在缺氧初回流至A2/O-SBR反應器，為反硝化除磷提供電子受體，富集以為電子受體的反硝化聚磷菌（DPAOs）。

圖5　DPAO培養富集過程中凈釋磷量、凈吸磷量、反硝化除磷量及磷去除率的變化Fig.5 Variations of population of net P release,net P uptake, denitrifying phosphorus removal and phosphorus removal rate during DPAO culture enrichment process

如圖5所示，DPAOs培養富集過程被分為兩個階段。在第II階段，A2/O-SBR反應器按厭氧/缺氧交替方式運行，其中厭氧1 h，缺氧2.5 h，厭/缺氧時間比為2:5。DPAOs富集培養的第3天，厭氧末和缺氧末的磷濃度分別為 34.7 mg·L-1和 7.6 mg·L-1，28.5 mg·L-1的磷在缺氧條件下被吸收，說明 A2/O-SBR反應器活性污泥系統本身存在著反硝化聚磷菌，也證明了聚磷菌分為兩類，其中一類既可以利用氧氣，又可以利用硝酸鹽作為電子受體進行反硝化吸磷[2]，楊慶娟等[11]研究也證實了該結論。A2/O-SBR系統在此完全反硝化除磷無好氧吸磷方式下運行30 d后，系統厭氧釋磷能力和反硝化除磷能力逐漸降低，除磷效果惡化。這是由于厭氧段釋放的磷不能在后續的缺氧段通過反硝化除磷被完全去除，磷去除率、凈厭氧釋磷量、凈吸磷量均逐漸降低，系統平均出水磷濃度由0.53 mg·L-1上升到5.7 mg·L-1。在第30天，凈厭氧釋磷量只有1.5 mg·L-1，反硝化除磷量只有0.5 mg·L-1。

試驗表明，DPAOs可能是好氧菌或兼性菌，缺氧反硝化吸磷現象不能在只有厭氧/缺氧交替的狀態下長期存在[21]。生物反硝化除磷脫氮工藝要長期穩定運行，保持高的脫氮除磷率就必須為 DPAOs提供好氧段。因此，在第Ⅲ階段將缺氧段減少0.5 h，并在其后增加 0.5 h好氧段進行短暫曝氣，A2/O-SBR反應器運行方式由厭氧/缺氧改為厭氧/缺氧/好氧。系統凈釋磷量和反硝化除磷量隨著運行時間的增加而逐漸增加。在第38天，系統凈釋磷量和反硝化除磷量分別增加至 18.1 mg·L-1和 15.2 mg·L-1。第33天（即好氧曝氣第3天），磷去除率迅速增加到99.4%，并在此之后穩定維持在94.8%左右，平均出水磷濃度為0.3 mg·L-1，這說明好氧曝氣使系統的除磷性能迅速得到恢復，表現出穩定高效的除磷性能。張為堂等[22]在AAO-BAF反硝化除磷系統二次啟動特性的研究中發現，含有較長好氧反應時間的啟動方式更有利于除磷性能的恢復。王春英[23]發現位于缺氧段后的二次曝氣是達到完全脫氮除磷及去除COD不可缺少的。

經過43 d的馴化，PAOs中DPAOs的比例提高到67.81%（試驗中DPAOs在PAOs中所占比例的測定參照 Wachtmeister等[24]的方法），這與 Zhang 等[14]的實驗結果相近，反硝化聚磷菌富集程度較高，表明通過第Ⅱ和第Ⅲ階段的強化，DPAOs得到了有效增殖。

2.3 A2N2系統啟動過程中各污染物的去除特性

A2N2系統啟動過程中各污染物的變化規律如圖6所示，其中圖6（a）為COD的去除特性、（b）為氨氮的轉化特性、（c）為磷的去除特性、（d）為TN的去除特性。從圖6可以看出，A2N2系統的整個啟動過程分為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、IV 4個階段。第Ⅰ階段，N-SBR反應器完成好氧硝化型生物膜的掛膜啟動，同時A2/O-SBR反應器完成PAO的培養富集，無硝化液回流，N-SBR單元硝化出水作為最終出水。在此階段盡管沒有回流硝化液進行反硝化，但系統仍表現出一定的脫氮能力，平均TN去除率為17.9%，這主要是由微生物自身同化作用和 N-SBR反應器內同步硝化反硝化作用去除[25]。

第Ⅱ、第Ⅲ階段，進行硝化液回流，培養富集DPAOs，A2/O-SBR單元生物除磷出水作為最終出水。結合圖6（a）～（d）可知，在第Ⅱ、Ⅲ階段，系統的硝化性能、脫氮性能均呈現出明顯的下降趨勢，除磷性能呈先下降后上升的趨勢，而有機物去除性能僅出現輕微減少現象，其去除率保持在76.3%左右；第Ⅱ階段厭氧段去除的有機物僅占有機物總去除量的 68.9%，相對于第Ⅰ階段下降了7%，表現為厭氧末COD濃度不斷增加，平均COD濃度為111.6 mg·L-1。在進水水質波動不大，平均進水COD、、、TN濃度分別為247、 66.3、5.9、66.6 mg·L-1的條件下，出水 COD、、、TN濃度逐漸上升，并且 TN和的去除率波動較大，脫氮除磷效果極不穩定。分析其原因可能是:進行硝化液回流后，由于硝化時間的減少和試驗環境溫度的降低，使硝化效果變差，提供的減少，進而影響了反硝化除磷效果，電子受體的限制以及污泥濃度的降低，不能保證氮、磷的高效穩定去除。張為堂等[26]的研究發現，當AAO的HRT為6 h，BAF氣水比為 3:1時，由于 BAF的水力停留時間太短，導致BAF硝化性能變差，回流至AAO反應器缺氧區的減小，進而導致了的去除效果迅速惡化。

盡管在第Ⅳ階段中系統的有機物、磷的去除性能較第Ⅲ階段變化不大，平均COD 去除率為80.1%，平均磷去除率為94%，但COD和TP的去除途徑卻大為不同。在第Ⅳ階段，平均厭氧末COD濃度由第Ⅲ階段的 126.7 mg·L-1下降至 72.4 mg·L-1；厭氧段COD去除量占系統COD總去除量的86%，比上一階段增加了19.4%，這說明原水中約86%的COD在厭氧段被去除，用于合成PHA；系統中的磷基本上通過反硝化除磷途徑去除，反硝化除磷量占系統總除磷量的91.3%，比上一階段增加了32.5%，反硝化除磷能力不斷增加，平均出水磷濃度為0.3 mg·L-1。這可能是由于硝化時間的延長，使硝化反應充分進行，進入N-SBR單元的氨氮經過5 h的好氧曝氣幾乎完全被氧化成。在內交換比不變的前提下，通過硝化液回流至A2/O-SBR單元缺氧初的增加，從而為反硝化除磷提供了充足的電子受體，使厭氧段所釋放的磷基本上在缺氧段被吸收，同時也消耗了更多厭氧段合成并儲存在體內的內碳源PHA，因此在下一周期厭氧段需消耗更多可生物降解的有機物來合成更多的PHA儲存在體內，表現為厭氧末COD濃度降低。

對比分析圖 6（b）、（d）可知，在第Ⅱ階段和第Ⅲ階段系統TN與去除率、出水TN與濃度的變化規律完全相似，這說明在第Ⅱ階段和第Ⅲ階段，A2N2系統出水是系統出水TN主要成分，A2N2系統中的硝化效果直接制約了系統TN的去除效果。分析其原因是由于硝化時間不足，N-SBR單元硝化不充分，硝化末仍有約30 mg·L-1的氨氮剩余，隨硝化液回流至A2/O-SBR單元，不能通過反硝化除磷作用去除，這直接影響了系統TN去除率。在第Ⅳ階段，系統去除率和TN去除率相對于前兩階段均呈現出大幅度增加，系統TN的去除率取決于進水有機物濃度，而不是N-SBR單元回流的，平均去除率高達98.6%，平均TN去除率為71%，這與該運行工況下（內交換比為0.7）理論TN去除率70%相吻合，說明此時系統進水碳源充足，滿足反硝化除磷需求，能將回流的完全還原為N2。系統出水TN與出水濃度的變化規律完全相似，系統出水TN主要為，平均出水TN濃度為14.6 mg·L-1。此外，由于N-SBR單元二次硝化后的出水作為系統最終出水，因此系統出水TN的主要成分由變為。

2.4 A2N2系統典型周期內各污染物質的變化規律

圖7反映了A2N2系統啟動成功后一個典型周期內各污染物質的變化規律。從圖7中可以看出，原水進入A2/O-SBR單元后被沉淀污泥稀釋，使得厭氧初COD、濃度均明顯下降；由于在進水過程中不進行攪拌，進入到系統中的生活污水與沉淀污泥層混合不均勻，氨氮僅通過自身的紊動傳質作用擴散到沉淀污泥層，而且進水時間短，導致進水氨氮稀釋不夠徹底，因此在厭氧釋磷過程中由于系統沉淀污泥的進一步稀釋作用和微生物同化作用，系統內濃度仍所有下降；厭氧末A2/O-SBR單元中COD濃度降為61.66 mg·L-1，原水中約73%的COD在A2/O-SBR單元的厭氧段被聚磷菌利用，轉化為 PHA儲存在胞內，同時大量釋磷，厭氧末濃度達到最大值30.6 mg·L-1；由于N-SBR單元具有良好的硝化性能，進入該單元的氨氮全部被氧化成，硝化末濃度高達35.2 mg·L-1，同時N-SBR單元進、出水COD濃度分別為61.5、33 mg·L-1，通過物料衡算可得約13%的COD在N-SBR單元好氧曝氣過程中被去除。而陳永志等[27]在A2/O-BAF系統中發現，系統COD的去除由A2/O和BAF共同完成，兩者的貢獻率分別為84.5%和1.3%。

圖7　A2N2系統典型周期內各污染物質的變化規律Fig.7 Variation tendency of each pollutant in A2N2system during typical period

此外，當N-SBR 單元的硝化液回流至A2/O-SBR單元時，硝化液和沉淀污泥相互稀釋，從而使得缺氧初COD濃度有所上升，濃度從0增加至10.3 mg·L-1，NO-3-N濃度從35.2 mg·L-1下降到20.4 mg·L-1。缺氧段由于DPAOs的反硝化除磷作用，使得、濃度均表現急劇下降，缺氧末接近0，為5.1 mg·L-1，這說明N-SBR硝化液回流的電子受體不足，使得反硝化除磷不夠徹底，反硝化吸磷率為83%，剩余磷在后續好氧段中被進一步好氧吸收，好氧末為0.4 mg·L-1。系統出水COD、、、TN濃度分別為40.6、0、0.4、13.5 mg·L-1，其去除率分別為81.9%、100%、94%、72%，出水水質達到國家一級A排放標準，說明A2N2反硝化除磷工藝取得了穩定的反硝化脫氮除磷效果，至此可認為A2N2系統啟動成功。

3　結 論

（1）提出了A2N2雙污泥系統反硝化除磷工藝，采用實際生活污水，在N-SBR單元接種硝化性能較好的種泥，并利用 A2/O-SBR單元的出水作為N-SBR硝化系統的進水進行掛膜啟動。培養馴化25 d，N-SBR系統實現了高效穩定的去除效果，去除率在93%以上。

（2）A2/O-SBR單元采用先厭氧/好氧(A/O)，后厭氧/缺氧(A/A)的運行方式，運行8 d后，好氧聚磷菌成為優勢菌；經過43 d的培養馴化，DPAOs占PAOs中的67.81%。

（3）在A2N2系統啟動過程的第Ⅱ階段和第Ⅲ階段，的硝化效果直接制約了TN的去除效果，系統出水TN主要成分為；第Ⅳ階段系統出水TN主要為，TN去除率取決于進水有機物濃度，而不是N-SBR單元回流的，平均出水TN為14.6 mg·L-1。

（4）原水中約 73%和 13%的 COD分別在A2/O-SBR單元的厭氧段和N-SBR單元被去除。

（5）A2N2反硝化除磷系統啟動成功后具有良好的反硝化脫氮和除磷性能，系統出水COD、、、TN濃度分別為40.6、0、0.4、13.5 mg·L-1，去除率分別為81.9%、100%、94%、72%，解決了傳統A2N工藝出水氨氮高的問題，出水水質達到國家一級A排放標準。

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2016-01-25收到初稿，2016-03-14收到修改稿。

聯系人:王淑瑩。第一作者:王梅香（1991—），女，碩士研究生。

Received date: 2016-01-25.

中圖分類號:X 703.1

文獻標志碼:A

文章編號:0438—1157（2016）07—2987—11

DOI:10.11949/j.issn.0438-1157.20160107

基金項目:國家自然科學基金項目(51578014)；北京市教委資助項目。

Corresponding author:Prof. WANG Shuying, wsy@bjut.edu.cn supported by the National Natural Science Foundation of China (51578014) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.

Startup and stability of A2N2double sludge system denitrifying phosphorus removal process

WANG Meixiang, ZHAO Weihua, WANG Shuying, ZHANG Yong, PENG Yongzhen, PAN Cong, HUANG Yu
(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)

Abstract:The A2N2-SBR (anaerobic/nitrification/anoxic/nitrification) double sludge system was investigated by using low C/N domestic sewage. This study focused on the characteristics of nitrifying bacteria biofilm membrane and denitrifying phosphorus accumulating bacteria (DPAOs) domestication and cultivation, A2N2double sludge denitrifying phosphorus removal process denitrification and phosphorus removal characteristics of the startup process. The results showed that by connecting sludge to A2/O-SBR unit and N-SBR unit, respectively to culture domestication phosphorus accumulating bacteria sludge and nitrifying bacteria biofilms separately. By using the A2/O-SBR unit effluent as the influent of N-SBR nitrifying units, the nitrification biofilm was grown up successfully within 25 d. The ammonia nitrogen removal rate was stable above 93%. In the A2/O-SBR unit, the sludge mixture was operated under anaerobic/aerobic (A/O) condition firstly. Then, the activated sludge was conducted under anaerobic/anoxic (A/A) condition, which reinforced the effect of the inoculating sludge denitrifying phosphorus removal commendably. After 43 d, the denitrifying phosphorus accumulating bacteria (DPAOs) was successfully enriched. DPAOs accounted PAOs for 67.81%. The denitrifying phosphorus removalrate steadily stayed above 77.9%. After startup successfully, about 73%, 13% COD of raw water was used by phosphorus accumulating bacteria during the A2/O-SBR unit anaerobic phase and was removed in the N-SBR unit aeration process, respectively. The A2N2system effluent COD, NH+4-N, PO43--P, TN concentrations was 40.6, 0, 0.4 and 13.5 mg·L-1, respectively, meeting national level A emission standards. It was suggested that A2N2double sludge system denitrifying phosphorus removal process with good denitrification and phosphorus removal performance.

Key words:A2N2double sludge system; denitrifying phosphorus removal; domestic sewage; sequencing batch reactor; startup