在傳統(tǒng)污水生物脫氮去除磷工藝中，反硝化菌和聚磷菌均為異養(yǎng)茵，其生長(zhǎng)需要足夠的碳源。 我國(guó)典型城市污水屬于低碳源污水(COD<200 mg ·L-1、 COD/TN<5、 COD/TP<25)，對(duì)保證城市污水處理廠(chǎng)氮、 磷達(dá)標(biāo)排放是一大瓶頸，因此應(yīng)投加外部碳源以滿(mǎn)足脫氮除磷的需要。 污水處理廠(chǎng)常利用乙酸、 葡萄糖、 甲醇和乙醇作為外加碳源、 投加化學(xué)藥劑和采用分段進(jìn)水方式提高脫氮除磷效果，但是上述方法將導(dǎo)致污水廠(chǎng)運(yùn)行成本升高。

城市剩余污泥厭氧發(fā)酵產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸(VFA)可用作提高污水營(yíng)養(yǎng)物去除效果的替代碳源。 到目前為止人們已經(jīng)研究了利用含VFA的污泥水解液或污泥發(fā)酵液作為外加碳源強(qiáng)化污水脫氮除磷的效果。利用剩余污泥水解酸化液為外加碳源處理低碳氮比污水，在曝氣生物濾池(BAF)中NH+4-N和TN的去除率分別超過(guò)98%和75%搭建了一個(gè)包含兩步污泥堿性發(fā)酵和A2/O反應(yīng)器的連續(xù)系統(tǒng)，使TN和TP的去除率分別高達(dá)80.1%和90.0%。

 雖然以上研究均獲得了較好的結(jié)果，然而，這些研究大多是在實(shí)驗(yàn)室中進(jìn)行的，而一旦運(yùn)用到實(shí)際工程之中，其實(shí)際效果可能會(huì)大打折扣。為了評(píng)估污泥產(chǎn)酸發(fā)酵液對(duì)實(shí)際污水的脫氮除磷強(qiáng)化效果，本研究建造了一個(gè)污水處理量為10 m3 ·d-1，總體積為4660 L的A2/O反應(yīng)器系統(tǒng)，采用污水處理廠(chǎng)的實(shí)際污水，通過(guò)添加剩余污泥產(chǎn)酸發(fā)酵液，探討污泥發(fā)酵液作為外加碳源加快污水脫氮除磷的效果和可行性，以期為污水處理廠(chǎng)的節(jié)能降耗、 穩(wěn)定運(yùn)行和升級(jí)改造提供技術(shù)支持。

1 材料與方法 

1.1 A2/O反應(yīng)器系統(tǒng) 

中試裝置位于某市高新水務(wù)公司的新城污水處理廠(chǎng)內(nèi),工藝流程如圖 1所示。

1.發(fā)酵液貯存罐; 2.緩沖水箱; 3. 發(fā)酵液計(jì)量泵; 4.進(jìn)水計(jì)量泵; 5.攪拌器; 6.污泥回流泵; 7.空壓機(jī); 8.硝化液回流泵; 9.沉淀池; 10.厭氧/缺氧/好氧反應(yīng)器 圖 1 A2/O反應(yīng)器系統(tǒng)工藝流程示意

 A2/O反應(yīng)器系統(tǒng)各池的分布順序?yàn)閰捬醭亍?缺氧池和好氧池，各反應(yīng)池有效體積分別為900、 900和2800 L，反應(yīng)器的總體積為4660 L。 由時(shí)控 開(kāi)關(guān)、 蠕動(dòng)泵、 電磁閥及附屬電子線(xiàn)路控制運(yùn)行周期和進(jìn)水、 攪拌、 曝氣、 沉淀及排水等各個(gè)操作環(huán)節(jié)。 進(jìn)水、 污泥回流、 硝化液回流和營(yíng)養(yǎng)液投加均使用計(jì)量泵，以使實(shí)驗(yàn)參數(shù)控制更加精確。 采用空氣壓縮機(jī)供氣和攪拌，空壓機(jī)連接微孔黏砂塊曝氣頭曝氣。 好氧階段溶解氧為1.5-3 mg ·L-1左右。隔天從沉淀池排放剩余污泥，使污泥停留時(shí)間為20 d左右。

 1.2 污水進(jìn)水、 乙酸碳源和發(fā)酵液的性質(zhì)。

 污水全部來(lái)自新城污水處理廠(chǎng)細(xì)格柵出水，發(fā)酵液來(lái)自中試污泥發(fā)酵罐，經(jīng)過(guò)了固液分離處理. 發(fā)酵污泥取自無(wú)錫市太湖新城污水處理廠(chǎng)脫水污泥。A2/O工藝的種泥來(lái)自新城污水處理廠(chǎng)缺氧池污泥馴化而成。乙酸碳源為工業(yè)級(jí)液態(tài)乙酸，濃度為98%。 進(jìn)水和污泥發(fā)酵液的性質(zhì)如表 1所示. ? 

1.3 A2/O反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù) 

中試處理系統(tǒng)的設(shè)計(jì)流量為10 m3 ·d-1，測(cè)試了不同進(jìn)水流量和污泥發(fā)酵液投加量條件下的處理效果。 乙酸和污泥發(fā)酵液均添加到A2/O系統(tǒng)的缺氧池。 整個(gè)實(shí)驗(yàn)周期分5個(gè)階段，階段Ⅰ為未添加碳源的正常運(yùn)行階段，作為系統(tǒng)運(yùn)行的對(duì)照階段，階段Ⅱ-Ⅳ為添加乙酸作碳源的運(yùn)行階段，階段Ⅴ為添加實(shí)際污泥產(chǎn)酸發(fā)酵液的運(yùn)行階段，其中各階段的碳源增量(以COD計(jì))均基于進(jìn)水COD濃度，每個(gè)階段的運(yùn)行參數(shù)如表 2所示。

1.4 測(cè)試方法

 MLSS： 重量法[15]，氨氮： 納氏試劑分光光度法[15]，TN： 過(guò)硫酸鉀消解法[15]，TP： 鉬銻抗分光光度法[15]，VFA： 氣相色譜法[15]，COD/SCOD: 快速消解分光光度法，DO： 在線(xiàn)溶氧儀，pH： pH測(cè)定儀(Mettler Toledo)。

 2 結(jié)果與討論

 2.1 各階段氨氮和總氮的去除

 圖 2為中試反應(yīng)器對(duì)氨氮和總氮的去除情況。

由圖 2可知，在階段Ⅰ的對(duì)照階段，除了第6 d出水氨氮為5.78 mg ·L-1外，其余均能達(dá)到污水一級(jí)A的5 mg ·L-1的排放標(biāo)準(zhǔn)，但是出水總氮高于15 mg ·L-1的排放標(biāo)準(zhǔn)。 說(shuō)明系統(tǒng)硝化效果正常，但反硝化效果較差。 考慮到總氮去除效果不佳及進(jìn)入冬季氣溫下降，在階段Ⅱ，污水流量從10000 L ·d-1調(diào)整為5000 L ·d-1，同時(shí)添加乙酸作外加碳源，使進(jìn)水COD提高25 mg ·L-1。 從氨氮進(jìn)水濃度來(lái)看，由于進(jìn)水波動(dòng)，氨氮濃度大幅升高，但是出水氨氮仍然維持較低水平，低于排放標(biāo)準(zhǔn)，說(shuō)明系統(tǒng)硝化效果較好。 出水總氮雖有所改良，但是仍然稍高于排放標(biāo)準(zhǔn)。 在階段Ⅲ，進(jìn)一步增加乙酸添加量，COD提升 50 mg ·L-1，流量維持不變. 從出水氨氮和總氮情況看，二者均低于國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)。 這說(shuō)明由于乙酸碳源量的增加，推進(jìn)了系統(tǒng)的反硝化效果，使出水總氮達(dá)標(biāo). 由于系統(tǒng)脫氮效果較好，在階段Ⅳ，將進(jìn)水流量從5000 L ·d-1提升到7500 L ·d-1，乙酸添加量維持不變。 出水監(jiān)測(cè)結(jié)果表明，由于負(fù)荷的增加，第46 d氨氮和總氮出水濃度均有所增加，但是在第47 d很快恢復(fù)正常。 總體上出水氨氮和總氮分別在5 mg ·L-1和15 mg ·L-1以下，說(shuō)明系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定。

 在階段Ⅴ，外加碳源由乙酸轉(zhuǎn)換為污泥發(fā)酵液，因發(fā)酵液中含有較高的氨氮(965.5 mg ·L-1)和總磷(161.0 mg ·L-1)，使其負(fù)荷也隨之增加。 由于發(fā)酵液直接進(jìn)入缺氧池，因此缺氧池氨氮和總氮濃度明顯上升，氨氮從2.67 mg ·L-1上升到14.39 mg ·L-1，總氮從7.99 mg ·L-1上升到17.30 mg ·L-1。 在53-55 d，系統(tǒng)處于適應(yīng)期，出水氨氮較之前大幅增加，分別為6.77、 4.81和7.72 mg ·L-1，總氮也略有升高，分別為11.69、 15.23和11.02 mg ·L-1. 然而經(jīng)過(guò)短暫的適應(yīng)期，系統(tǒng)出水氨氮和總氮迅速恢復(fù)正常。這一結(jié)果表明，污泥產(chǎn)酸發(fā)酵液作為外加碳源能夠很好的推進(jìn)A2/O系統(tǒng)的反硝化效果，提高出水水質(zhì)。 這是因?yàn)槲勰喟l(fā)酵液中的碳源以VFA為主，非常容易被微生物利用。另外，雖然發(fā)酵液的添加會(huì)帶來(lái)部分氨氮進(jìn)入系統(tǒng)，但是并不會(huì)對(duì)污水脫氮效果造成影響。

 2.2 各階段總磷的去除

 A2/O系統(tǒng)各運(yùn)行階段總磷去除情況如圖 3所示.

如圖 3所示，在階段Ⅰ，進(jìn)水總磷在2.5-5.0 mg ·L-1之間，而前期出水總磷平均濃度只達(dá)到0.6 mg ·L-1，到第22 d時(shí)，出水濃度降為0.34 mg ·L-1，能夠達(dá)到城鎮(zhèn)污水處理廠(chǎng)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB 18918-2002)一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)TP <0.5 mg ·L-1。這是因?yàn)殡A段Ⅰ的前期，處于污泥的培養(yǎng)階段，主要負(fù)責(zé)在厭氧條件下逆濃度梯度過(guò)量吸磷而在好氧條件下過(guò)量吸磷的聚磷菌(PAOs)尚未完全適應(yīng)此代謝環(huán)境[17]，因此總磷去除率有一個(gè)逐漸改  良的過(guò)程。進(jìn)入階段Ⅱ、 Ⅲ、 Ⅳ后，出水總磷效果較為理想，總磷平均出水濃度分別為0.06、 0.16和0.08 mg ·L-1，相對(duì)應(yīng)的平均去除率分別為98.13%、 93.67%和96.13%。 由此可知，降低進(jìn)水流量和投加碳源能明顯提高TP的去除效果，這與Zheng等[18]的研究結(jié)果相似。

 在階段Ⅴ開(kāi)始向缺氧池中投加發(fā)酵液，因發(fā)酵液中本身含有大量磷，致使缺氧池中總磷濃度明顯升高，從階段Ⅳ的0.29 mg ·L-1上升到0.45 mg ·L-1. 但是，出水總磷濃度仍然較好，平均濃度和去除率分別為0.19 mg ·L-1和88.61%，表現(xiàn)略差于階段Ⅳ的0.08 mg ·L-1和96.13%。 Tong等[19]向SBR反應(yīng)器中投加經(jīng)鳥(niǎo)糞石沉淀法回收氮磷后的污泥堿性發(fā)酵液，實(shí)現(xiàn)了92.9%的磷去除效率，雖然其效果好于本研究，但本研究并沒(méi)有在投加前將發(fā)酵液中的氮磷去除。

 從生物除磷的機(jī)制分析可以發(fā)現(xiàn)，第58 d時(shí)，因?yàn)楦缓琕FA的發(fā)酵液的加入，聚磷菌會(huì)優(yōu)先使用VFA用于釋磷過(guò)程，在厭氧區(qū)觀察到了明顯的磷釋放，而缺氧池中TP濃度不降反升，這是因?yàn)榘l(fā)酵液本身所含有的磷酸鹽和無(wú)氧條件下的磷的釋放所導(dǎo)致的。由缺氧池到好氧池階段出水TP濃度由2.56 mg ·L-1減少到0.46 mg ·L-1,在好氧段污水中的磷酸鹽得到較徹底的吸收。

 2.3 各階段COD的去除

 圖 4是反應(yīng)器正式運(yùn)行后五個(gè)階段沿程COD的變化。

在階段Ⅰ的初始階段，反應(yīng)器處于適應(yīng)期，COD的去除效果不甚理想，未能達(dá)到的出水一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)(COD≤50 mg ·L-1)，在此之后，COD值均小于50 mg ·L-1。

 在階段Ⅱ，雖然進(jìn)水流量由10000 L ·d-1降低到5000 L ·d-1，但因進(jìn)水COD高于前一階段，峰值時(shí)達(dá)到411.28 mg ·L-1。 另外，從缺氧池COD濃度可以看出，由于外加碳源的輸入(25 mg ·L-1)，COD有所升高。 由于本階段水溫較低，微生物活性降低，所以COD出水值一直在達(dá)標(biāo)線(xiàn)附近徘徊，效果不是很理想。

 進(jìn)入階段Ⅲ，進(jìn)水COD略有下降，基本穩(wěn)定在250 mg ·L-1附近，同時(shí)可能由于氣溫升高的原因，盡管添加乙酸導(dǎo)致外加碳源輸入，但出水COD值保持在20-30 mg ·L-1之間。

 階段Ⅳ將進(jìn)水流量從5000 L ·d-1上升到7500 L ·d-1，在進(jìn)水COD濃度和階段Ⅲ接近的條件下，出水COD值也全部達(dá)標(biāo)，和階段Ⅲ相似，說(shuō)明系統(tǒng)適應(yīng)后有一定的抗負(fù)荷能力。

 階段V將外加碳源改為污泥發(fā)酵液，系統(tǒng)COD負(fù)荷增加50 mg ·L-1，雖然缺氧池和厭氧池COD值有所升高，但是系統(tǒng)出水COD值在25.38-55.85 mg ·L-1之間，除個(gè)別點(diǎn)外，全部達(dá)標(biāo)。 說(shuō)明在實(shí)驗(yàn)設(shè)定的負(fù)荷條件下，發(fā)酵液外加碳源的輸入不會(huì)對(duì)系統(tǒng)COD去除效果產(chǎn)生重大影響，出水滿(mǎn)足排放要求。

 2.4 乙酸和污泥發(fā)酵液作為碳源強(qiáng)化污水脫氮除磷的比較 

為了比較乙酸作碳源和污泥發(fā)酵液作碳源強(qiáng)化污水脫氮除磷的差異，表 3統(tǒng)計(jì)了階段Ⅳ和Ⅴ兩種相同負(fù)荷條件下的污水處理效果。 ? 

由表 3可知，當(dāng)進(jìn)水流量為7500 L ·d-1時(shí)，投加 50 mg ·L-1的乙酸和污泥產(chǎn)酸發(fā)酵液均能使污水各項(xiàng)指標(biāo)，COD、 氨氮、 總氮、 總磷等均達(dá)到國(guó)家一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)。 在運(yùn)行期間，投加乙酸和發(fā)酵液的出水總氮平均濃度分別為11.01 mg ·L-1和11.92 mg ·L-1，相對(duì)應(yīng)的去除率分別為77.6%和64.86%; 出水氨氮平均濃度分別為2.62 mg ·L-1和2.77 mg ·L-1，相對(duì)應(yīng)的去除率分別為93.19%和88.92%； 出水總磷平均濃度分別為0.08 mg ·L-1和0.19 mg ·L-1，相對(duì)應(yīng)的去除率分別為95.98%和87.61%. 和乙酸相比，雖然投加發(fā)酵液對(duì)A2/O系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的去除率略有差距，然而，系統(tǒng)出水的各項(xiàng)指標(biāo)能滿(mǎn)足排放要求。

 相較于前幾階段，發(fā)酵液投加階段進(jìn)水COD保持穩(wěn)定，而進(jìn)水氨氮和TN有輕微波動(dòng)，進(jìn)水TP有較大幅度的下降。 如果在正常進(jìn)水氮、 磷濃度情況下，采用階段V的實(shí)驗(yàn)參數(shù)，氨氮、 TN和TP也是能夠達(dá)標(biāo)的。 因?yàn)檫M(jìn)水氮濃度波動(dòng)范圍很小，不會(huì)對(duì)實(shí)驗(yàn)結(jié)果造成影響，而進(jìn)水磷濃度本身基數(shù)并不大，根據(jù)此前各階段的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，預(yù)期出水TP能滿(mǎn)足排放要求。

 綜上所述，投加污泥厭氧發(fā)酵液作為城市污水強(qiáng)化脫氮除磷A2/O工藝的補(bǔ)充碳源是可行的. 

2.5 碳源投加量的理論分析

 表 4顯示了污泥發(fā)酵液作為碳源強(qiáng)化污水脫氮除磷的理論分析表.

污泥發(fā)酵液的主要成分是VFA，本實(shí)驗(yàn)所使用的發(fā)酵液中乙酸和丙酸濃度分別為2915.5 mg ·L-1和739.4 mg ·L-1，二者共占VFA總量的72.9%，這兩種酸有利于營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的去除。

 有研究表明，異養(yǎng)反硝化菌將1 g NO3--N和NO-2-N轉(zhuǎn)化成氮?dú)夥謩e需要4.1 g COD和2.7 g COD[23]，聚磷菌去除1 g TP需要6-9 g COD[25]。

 由表 4可知，投加乙酸和發(fā)酵液后的COD負(fù)荷/TN負(fù)荷分別為6.025和7.015，大于理論值4.1 g ·g-1(以COD3--N計(jì))，因此，在實(shí)際的污水處理中，碳源的投加量應(yīng)大于理論值，這是因?yàn)橛邢喈?dāng)一部分的COD被聚磷菌和其他異養(yǎng)型微生物所利用，同時(shí)有部分碳源用于去除污泥發(fā)酵液本身所含氮、 磷。然而，這些隨著發(fā)酵液進(jìn)入反應(yīng)器的氮、 磷含量很少，與進(jìn)水濃度相比，氨氮、 總氮和總磷增量分別為3.6、 4.1和0.6 mg ·L-1,這意味著50 mg ·L-1的SCOD增量有約8.6-16.8 mg ·L-1用于發(fā)酵液中氮的去除，有約3.6-5.4 mg ·L-1用于發(fā)酵液中磷的去除，剩余27.8-37.8 mg ·L-1用于強(qiáng)化污水脫氮除磷，碳源的有效利用率約為55.6%-75.6%。 另外，值得指出的是，由于發(fā)酵液投加階段的進(jìn)水平均TN和COD濃度較乙酸投加階段小，導(dǎo)致在進(jìn)水流量相同的情況下前者的TN和COD負(fù)荷也比后者略小。

3 結(jié)論 

（1）以實(shí)際生活污水為處理對(duì)象，在A2/O中試系統(tǒng)的缺氧池中投加污泥發(fā)酵液，將COD提升50 mg ·L-1，出水COD、 氮、 磷等各項(xiàng)指標(biāo)均可達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)，其強(qiáng)化脫氮除磷效果和投加乙酸相同。

 （2）污泥厭氧發(fā)酵液作為城市污水強(qiáng)化脫氮除磷的替代碳源是可行的，發(fā)酵液本身的高氨氮和總磷含量并不會(huì)對(duì)出水效果產(chǎn)生明顯的負(fù)面影響。

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