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  浙江大学学报(工学版)  2018, Vol. 52 Issue (4): 761-768  DOI:10.3785/j.issn.1008-973X.2018.04.020
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徐宇峰, 王让, 唐锋兵, 林佳琪, 张炜, 李思敏. 分配比对分段进水A2/O工艺脱氮除磷的影响[J]. 浙江大学学报(工学版), 2018, 52(4): 761-768.
dx.doi.org/10.3785/j.issn.1008-973X.2018.04.020
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XU Yu-feng, WANG Rang, TANG Feng-bing, LIN Jia-qi, ZHANG Wei, LI Si-min. Affection of distribution ratio of influent on nitrogen and phosphorus removal of step feed-A2/O process[J]. Journal of Zhejiang University(Engineering Science), 2018, 52(4): 761-768.
dx.doi.org/10.3785/j.issn.1008-973X.2018.04.020
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基金项目

国家自然科学基金资助项目(51508149);河北省自然基金资助项目(E2014402101);国家水体污染控制与治理科技重大专项资助项目(2012ZX07203-003);河北省应用基础研究计划重点基础研究资助项目(12966738D)

作者简介

作者简介:徐宇峰(1984-), 男, 博士, 从事污染控制研究.
orcid.org/0000-0001-9788-6079.
Email: jackstarfly@126.com

通信联系人

李思敏, 男, 博士, 教授.
orcid.org/0000-0002-3225-3390.
Email: cheyli@126.com

文章历史

收稿日期:2017-08-20
分配比对分段进水A2/O工艺脱氮除磷的影响
徐宇峰1,2, 王让2, 唐锋兵1,2, 林佳琪1,2, 张炜1,2, 李思敏1,2     
1. 河北工程大学 河北省水污染控制与水生态修复工程技术研究中心, 河北 邯郸 056038;
2. 河北工程大学 能源与环境工程学院, 河北 邯郸 056038
摘要: 以低C/N实际污水为研究对象,研究进水分配比对分段进水A2/O工艺脱氮除磷性能的影响.以稳态条件下建立的物料平衡方程为基础,分析进水分配比对处理过程的影响.结果表明,分段进水A2/O工艺平均出水CODCr和NH3-N质量浓度基本维持为25.6~41.2 mg/L和0.35~1.40 mg/L,出水水质较稳定;出水TN、TP受进水分配比的影响明显.根据已建立的物料平衡方程分析发现,当进水分配比由6:3降低至3:6时,缺氧单元反硝化脱氮贡献率由36.95%升至83.47%,厌氧单元反硝化脱氮贡献率由43.81%降至12.30%,好氧单元同步硝化反硝化脱氮贡献率由19.24%降至4.23%,缺氧单元反硝化成为去除TN的主要途径,TN总体去除率升高9.95%;缺氧单元缺氧聚磷除磷贡献率由5.20%升至13.00%,好氧单元好氧聚磷除磷贡献率由94.80%降低至87.00%,好氧聚磷为去除TP的主要途径,但TP总体去除率降低5.37%.
关键词: 分段进水    脱氮除磷    去除途径    A2/O工艺    物料平衡    
Affection of distribution ratio of influent on nitrogen and phosphorus removal of step feed-A2/O process
XU Yu-feng1,2 , WANG Rang2 , TANG Feng-bing1,2 , LIN Jia-qi1,2 , ZHANG Wei1,2 , LI Si-min1,2     
1. Hebei Engineering Research Center for Water Pollution Control and Water Ecological Remediation, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China;
2. College of Energy and Environmental Engineering, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China
Abstract: The low-C/N municipal wastewater was taken as the research object, and the influence of influent distribution ratio on nitrogen and phosphorus removal in A2/O step feed process was analyzed. The influence of influent distribution ratio on the treating process was analyzed based on the material balance equations established under steady-state conditions. Results showed that the average effluent mass concentrations of CODCr and NH3-N were maintained at 25.6-41.2 mg/L and 0.35-1.40 mg/L respectively, which were stable. The average effluent concentrations of TN and TP were obviously affected. The established material balance equations were analyzed. While the distribution ratio of influent was decreased from 6:3 to 3:6, the contribution rate of the denitrification in anoxia unit was increased from 36.95% to 83.47%, which in anaerobic unit was decreased from 43.81% to 12.30%, and the contribution rate of the simultaneous nitrification and denitrification in aerobic unit was decreased from 19.24% to 4.23%. The anaerobic denitrification became the main way to remove TN, and the general removal efficiency of TN was increased by 9.95%. The contribution rate of dephosphatation in anoxia unit was increased from 5.20% to 13.00%, which in aerobic unit was decreased from 94.80% to 87.00%. The aerobic dephosphatation was the main way to remove TP, and the general removal efficiency of TP was decreased by 5.37%.
Key words: step feed    nitrogen and phosphorus removal    removal pathway    A2/O process    material balance    

随着“水体富营养化”现象的逐渐加剧,由氮、磷等引发的水体污染问题日趋凸显,控制水体富营养化的关键在于削减进入水体中的氮、磷等营养物质.经典的生物脱氮除磷系统主要是基于硝化-反硝化及吸释磷作用,包含了好氧、缺氧和厌氧过程.基于这一过程,在实际污水中,当ρ(BOD5)/ρ(TN)>4,ρ(BOD5)/ρ(TP)>16时,系统能够实现良好的反硝化及吸释磷效果.根据目前国内城市生活污水的水质特点,ρ(BOD5)相对较低,易在污水处理工艺中诱发聚磷菌和反硝化菌对碳源的竞争[1-2];同时,脱氮除磷系统存在污泥龄不协调的现象,主要表现为脱氮所需污泥龄较长和除磷所需污泥龄较短之间的矛盾,最终导致氮、磷在同一系统中难以被有效协同去除[3-5].

对碳、氮、磷等进行物料平衡的方法常被用于验证试验研究获取数据的准确性和工艺的可靠性.通过建立污水处理系统中碳、氮、磷的平衡关系式,分析处理工艺的运行特征和处理效率,可以发现试验研究中出现的一些问题.如Chen等[6]通过物料平衡,分析新型氧化沟控制体系对工艺处理效果的影响,发现有60%的TN通过反硝化作用去除;当降低对有机物的氧化作用时,有67%的CODCr可以通过反硝化作用去除.

本文研究针对我国城市生活污水水质特点及工程应用中脱氮除磷处理工艺存在的弊端,在A2/O工艺的基础上,研发出分段进水A2/O工艺.与经典A2/O工艺相比,分段进水A2/O工艺采用厌氧单元(AN)及缺氧单元(AP)两点同步进水方式,运行灵活,可以根据进水水质特点及对脱氮除磷的目标要求,针对性地对处理系统的厌氧单元和缺氧单元进行碳源分配,以满足不同的需要.本文以低C/N比城市污水为研究对象,通过调节进水分配比,研究分段进水A2/O工艺的脱氮除磷特性;在忽略生化反应的情况下,通过计算处理系统各反应单元内污染物的质量浓度,进行碳、氮、磷物料衡算,分析污染物(碳、氮、磷)的去除途径,研究分配比对氮、磷等污染物质去除的影响及内在机制,为该工艺在生产中的实际应用提供理论依据.

1 材料和方法 1.1 试验装置及运行条件

实验装置如图 1所示,主要包括原水箱、厌氧单元、缺氧单元、好氧单元、沉淀单元.厌氧单元和缺氧单元由直径为19 cm的有机玻璃柱制成,有效体积为17 L;好氧单元由有机玻璃板制成,长70 cm,宽25 cm,高50 cm,出水侧设3个出水孔,以实现好氧单元有效体积的调节.实验装置的进水流量、回流污泥量、硝化液内回流量及剩余污泥排放量均由蠕动泵控制,好氧单元溶解氧质量浓度由空压机+空气流量计调节.

图 1 分段进水A2/O工艺系统 Fig. 1 Diagram of step feed-A2/O process system
1.2 污泥驯化

接种污泥取自邯郸市某污水处理厂,经3 d闷曝后直接投入反应器.反应器进水取自邯郸市某污水处理厂细格栅后,进水量恒定为6.3 L/h,具体水质见1.3节,温度由水浴层控制((22±2) ℃).采用连续模式启动,启动期间缺氧单元和厌氧单元进水流量分配比为1:1,水力停留时间(hydraulic retention time,HRT)为11 h,污泥停留时间(sludge retention time,SRT)为15 d,污泥回流比和硝化液内回流比分别控制在50%和200%,好氧单元溶解氧(dissolved oxygen,DO)质量浓度保持在(2±1) mg/L,连续培养60 d.当系统稳定后,继续运行15 d,开始试验研究.

1.3 试验水质

原污水取自邯郸市某污水处理厂细格栅后,试验期间原水CODCr平均质量浓度约为200 mg/L,TN平均质量浓度约为40 mg/L,TP平均质量浓度约为4 mg/L,具体水质如表 1所示.

表 1 试验原水水质 Table 1 Quality of influent
1.4 处理系统反应单元污染物质量浓度计算

分段进水A2/O工艺各反应单元流态接近完全混合流态[7],处理系统可以认为是3个完全混合反应单元的串联.在稳态情况下,各反应单元的污染物质量浓度接近于出流质量浓度,对各反应单元建立物料平衡关系式:

$ \begin{array}{*{20}{c}} {{q_{V{\rm{in}}}}{\rho _{0,j}} + {q_{V{\rm{R}}}}{\rho _{0,j}} + {q_{V{\rm{SR}}}}{\rho _{0,j}} + rV = }\\ {{q_{V{\rm{off}}}}{\rho _{i,j}} + V\frac{{{\rm{d}}{\rho _{i,j}}}}{{{\rm{d}}t}},} \end{array} $ (1)
$ {q_{V{\rm{in}}}} + {q_{V{\rm{R}}}} + {q_{V{\rm{SR}}}} = {q_{V{\rm{off}}}}. $ (2)

式中:qVin为反应单元进水体积流量;qVoff为反应单元出水体积流量;qVR为回流体积流量;qVSR为硝化液内回流量;V为反应单元有效容积;r为反应速率;ρij为经过t时刻i单元内j污染物质量浓度,与该反应单元的出水质量浓度相等;ρ0,jt时刻进水中j污染物质量浓度;t为反应时间.

当不考虑生化反应时,r=0,式(1)可以简化为

$ \begin{array}{*{20}{c}} {{q_{V{\rm{in}}}}{\rho _{0,j}} + {q_{V{\rm{R}}}}{\rho _{0,j}} + {q_{V{\rm{SR}}}}{\rho _{0,j}} = }\\ {{q_{V{\rm{off}}}}{\rho _{i,j}} + V\frac{{{\rm{d}}{\rho _{i,j}}}}{{{\rm{d}}t}}.} \end{array} $ (3)

根据分段进水A2/O工艺的物料平衡(见图 2)和式(3),可以分别列出各反应单元周期污染物质量浓度变化方程,对各方程进行求解,可得各反应单元的污染物质量浓度变化值Δρi, j(污染物质量浓度实测值与计算值之差).Δρi, ji反应单元内j污染物因生化反应而增加(或削减)的量,即Δρi, j<0表示污染物被削减去除,Δρi, j>0表示污染物的释放或进入(回流).

图 2 分段进水A2/O物料平衡示意图 Fig. 2 Material balance schematic diagram of step feed-A2/O process system
1.4.1 系统氮元素平衡分析

在生化处理系统中,氮素的去除主要受反硝化除磷脱氮率RA、反硝化脱氮率RAN、微生物同化作用固氮率RAssi及好氧反应器中同步硝化反硝化脱氮率RSND的影响, ρ0, i, jt时刻进入i单元的j污染物的质量浓度,K为分配至厌氧单元的配水比.系统各单元水相的氮平衡方程如下:

$ {R_{{\rm{total}}}} = \left( {\frac{{{\rho _{0,{\rm{N}}}} - {\rho _{i,{\rm{N}}}}}}{{{\rho _{0,{\rm{N}}}}}}} \right), $ (4)
$ {\mathit{R}_{\rm{A}}} = \frac{{\left( {{\rho _{0,{\rm{Ana}},{\rm{N}}}} - {\rho _{{\rm{Ana}},{\rm{N}}}}} \right)\left( {{\rm{SR}} + K} \right)}}{{{\rho _{0,{\rm{N}}}}}}, $ (5)
$ {\mathit{R}_{{\rm{AN}}}} = \frac{{\left( {{\rho _{0,{\rm{Ano}},{\rm{N}}}} - {\rho _{{\rm{Ano}},{\rm{N}}}}} \right)\left( {R + 1 - K} \right)}}{{{\rho _{0,{\rm{N}}}}}}, $ (6)
$ {R_{{\rm{SND}}}} = \frac{{\left( {{\rho _{0,{\rm{O}},{\rm{N}}}} - {\rho _{{\rm{O}},{\rm{N}}}}} \right)\left( {R + 1 + {\rm{SR}}} \right)}}{{{\rho _{0,{\rm{N}}}}}}, $ (7)
$ {R_{{\rm{Assi}}}} = \frac{{{\rho _{i,{\rm{N}}}}{f_{{\rm{vss}}/{\rm{ss}}}}{Q_{{\rm{se}}}}{f_{{\rm{N}}/{\rm{b}}}}}}{{{\rho _{0,{\rm{N}}}}{Q_{{\rm{in}}}}}}. $ (8)

式中:Rtotal为TN的总去除率;R和SR为硝化液回流比和污泥回流比;fvss/ss为混合液挥发性悬浮固体质量浓度与悬浮固体质量浓度之比;fN/b为污泥中氮质量浓度与污泥质量浓度之比,实验测定fN/b约为12.42%.

1.4.2 磷平衡计算分析方法

生物处理系统中磷的去除主要包括微生物释磷和超量聚磷两个过程,即磷酸盐从污水(液相)转移至污泥(固相);最终通过排剩余污泥的形式去除,因此磷的物料平衡包括液相和固相两种相态.为了分析磷的分离过程,了解磷的去除途径,主要以液相作为分析对象.根据污泥的聚磷量等于进入系统磷总量+泥相在各单元的释磷量之和的关系,列出系统各单元水相的磷平衡方程:

$ {R_{{\rm{total}}}} = \left( {\frac{{{\rho _{0,{\rm{P}}}} - {\rho _{i,{\rm{P}}}}}}{{{\rho _{0,{\rm{P}}}}}}} \right), $ (9)
$ {\mathit{R}_{\rm{A}}} = \frac{{\left( {{\rho _{0,{\rm{Ana}},{\rm{P}}}} - {\rho _{{\rm{Ana}},{\rm{P}}}}} \right)\left( {{\rm{SR}} + K} \right)}}{{{\rho _{0,{\rm{P}}}}}}, $ (10)
$ {\mathit{R}_{{\rm{AN}}}} = \frac{{\left( {{\rho _{0,{\rm{Ano}},{\rm{P}}}} - {\rho _{{\rm{Ano}},{\rm{P}}}}} \right)\left( {R + 1 - K} \right)}}{{{\rho _{0,{\rm{P}}}}}}, $ (11)
$ {R_{\rm{O}}} = \frac{{\left( {{\rho _{0,{\rm{O}},{\rm{P}}}} - {\rho _{{\rm{O}},{\rm{P}}}}} \right)\left( {R + 1 + {\rm{SR}}} \right)}}{{{\rho _{0,{\rm{P}}}}}}, $ (12)
$ {R_{{\rm{Assi}}}} = \frac{{{\rho _{i,{\rm{P}}}}{f_{{\rm{vss}}/{\rm{ss}}}}{Q_{{\rm{se}}}}{f_{{\rm{P}}/{\rm{b}}}}}}{{{\rho _{0,{\rm{P}}}}{Q_{{\rm{in}}}}}}. $ (13)

式中:Rtotal为TP的总去除率;fP/biomass为污泥中磷质量浓度与污泥质量浓度之比,实验测定fP/biomass约为4.9%.

1.5 监测项目与分析方法

常规指标的分析方法参照《水和废水监测分析方法(第4版)》[8],硝化速率仿照文献[9]的方法,聚-β-羟丁酸(poly-β-hydroxybutyrate, PHB)及聚羟基戊酸(Polyhydroxyvalerate, PHV)仿照文献[10]的方法,释磷速率和摄磷速率采用文献[11, 12]的方法.

在试验期间,进水量qVin恒定为6.3 L/h,HRT为11 h,温度控制为(22±2) ℃,好氧单元溶解氧ρ(DO)保持为(2±1) mg/L,污泥回流比和硝化液内回流比分别为50%和200%,污泥质量浓度为2 900~3 300 mg/L,SRT为15 d.考察在稳态条件下,当厌氧单元与缺氧单元进水分配比(qVanaqVano)分别为6:3(工况A)、6:4(工况B)、6:6(工况C)、4:6(工况D)、3:6(工况E)时,进水分配比对系统脱氮除磷效果及机制的影响.

2 结果与讨论 2.1 进水分配比对有机物去除效果的影响

组合工艺对CODCr的去除效果如图 3所示.图中,ηr为去除效率.进水CODCr质量浓度为188~337 mg/L,在不同的进水分配比条件下,系统出水CODCr质量浓度基本维持为25.6~41.2 mg/L,受进水波动及进水分配比的影响较小.

图 3 进水分配比对CODCr去除率的影响 Fig. 3 Influence of water distribution ratio on removal rate of CODCr

工艺对CODCr的去除路径不同于传统工艺,结合图 39的分析可知,在典型周期中,厌氧及缺氧单元是去除进水CODCr的主要场所,好氧单元是去除残余CODCr、氨氮和内源物质的场所.在厌氧、缺氧及好氧的共同作用下,工艺出水CODCr稳定,表明分段进水A2/O工艺对系统进水CODCr负荷波动有一定的抗冲击能力.在试验期间,系统平均出水CODCr质量浓度为28.69 mg/L,去除率为73.82%;最佳出水CODCr质量浓度为22.10 mg/L,去除率为88.25%.

图 9 进水分配比对PHA的影响 Fig. 9 Influence of water distribution ratio on PHA
2.2 进水分配比对N素转化效果的影响

在不同的进水分配比条件下,系统对NH4+-N的去除效果如图 4所示.进水NH4+-N质量浓度为23.0~41.2 mg/L,在不同的进水分配条件下,系统出水NH4+-N质量浓度稳定,基本维持为0.35~1.40 mg/L,受进水波动及进水分配比的影响较小.这是因为进水分配比主要作用于缺氧反硝化单元和厌氧释磷单元,对好氧单元的硝化作用影响较小;CODCr主要在缺氧和厌氧单元被去除(见图 49),在一定程度上降低了好氧单元中硝化细菌和异养菌之间对溶解氧的竞争,强化了反应器的硝化效率.在试验期间,系统平均出水NH4+-N质量浓度为1.32 mg/L,去除率为92.45%;最佳出水NH4+-N质量浓度为0.35 mg/L,去除率为98.66%.

图 4 进水分配比对NH4+-N去除率的影响 Fig. 4 Influence of water distribution ratio on removal rate of NH4+-N

系统对TN的去除效果如图 5所示.进水分配比对系统的脱氮能力影响明显,当进水分配比(qVanaqVano)分别为6:3、6:4、6:6、4:6、3:6时,系统出水的TN平均质量浓度为15.33、13.27、12.70、12.35及12.10 mg/L,平均去除率分别为63.87%、63.63%、67.51%、71.74%及73.82%,系统脱氮能力随缺氧单元进水比例的提高而增加.分析图 3可知,好氧单元为系统提供了适宜的硝化环境,各工况进水NH4+-N几乎全部被氧化为NO4+-N;因此,影响脱氮率的关键是反硝化,主要受进水碳源质量浓度的控制,脱氮效率随着分配至缺氧单元中水量的增加及缺氧单元中碳源总量的增加而变化明显.

图 5 进水分配比对TN去除率的影响 Fig. 5 Influence of water distribution ratio on removal rate of TN
2.3 进水分配比对TP去除效果的影响

在不同的进水分配条件下,系统对TP的去除效果如图 6所示.可见,当进水分配比(qVanaqVano)分别为6:3、6:4、6:6、4:6、3:6时,系统的平均出水TP质量浓度分别为0.35、0.33、0.40、0.51及0.52 mg/L,平均去除率分别为92.45%、92.13%、90.72%、87.07%及87.08%,系统除磷率受进水分配比的影响明显,总体上随缺氧单元进水比例的提高显现出明显的阶梯状降低,这一现象与厌氧单元进水比例的降低及厌氧单元中碳源总量的下降直接相关.

图 6 进水分配比对TP去除率的影响 Fig. 6 Influence of water distribution ratio on removal rate of TP
3 实验分析

研究发现,进水分配比对TN、TP的去除率有明显影响.为了解析这一现象,以稳态条件下的试验结果为基础,通过建立污水处理系统中氮、磷的平衡关系式,分析不同进水分配比条件下各处理单元对TN、TP的削减特征.

3.1 进水分配比对TN去除机制的影响分析

按照经典生物脱氮理论可知,N素去除可以分为3个阶段,即硝化、亚硝化及反硝化.第1阶段及第2阶段为硝化及亚硝化阶段,对应于好氧单元,经典理论认为好氧单元内只涉及NH4+-N转化,不涉及N素去除.通过图 7可以看出,当进水分配比(qVanaqVano)分别为6:3、6:4、6:6、4:6、3:6时,好氧单元中均出现N素去除,即同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification,SND)现象.经衡算后,得出在各分配比条件下,好氧单元单位时间N素去除量分别为5.05、4.61、3.92、3.25及1.25 mg/L,随厌氧单元分配比的下降而下降.SND的发生机制有不同的假设,但主要集中在好氧/缺氧微环境假说与脱氮副球菌假说方面.由图 7分析可知,试验中好氧单元进水N素总量变化不大,但SND率不稳定,易受进水分配比的影响,因此,该实验结果更倾向于支持微环境SND理论,即在较高的厌氧单元进水比下,活性污泥暂存碳源量较高,有利于形成SND现象.

图 7 进水分配比对TN去除途径(单元质量浓度)的影响 Fig. 7 Influence of water distribution ratio on remove pathway (mass concentration) of TN

第3阶段即反硝化阶段,对应于缺氧单元,通过图 7可以看出,当进水分配比(qVanaqVano)分别为6:3、6:4、6:6、4:6、3:6时,单位时间对TN的去除量分别为9.70、14.13、18.03、20.84及24.63 mg/L,随着厌氧单元分配比例的下降而上升.厌氧单元分配比例下降会导致缺氧单元进水量增加及HRT缩短,增加了缺氧单元的碳源进入量,促进了反硝化作用.另一方面,HRT缩短会在一定程度上减少反硝化时间,但当系统在A~E 5个工况下运行时,可以基于氮平衡方程推算出缺氧单元每小时的反硝化速率分别为58.21、84.78、108.16、125.05及147.81 mg/h;HRT受硝化液回流比的影响,分别为1.21、1.18、1.13、1.09及1.06 h,反硝化速率的提高量大于HRT的减少量,因此总反硝化量增加.

经物料衡算可得TN在厌氧、缺氧单元和好氧单元的去除百分比,如表 2所示.表中,ρin(TN)、ρe(TN)分别为进水、出水ρ(TN), RAAna、RAAno和RAo分别为厌氧脱氮量、缺氧脱氮量和好氧脱氮量,RCRNAna、RCRNAno、RCRNO分别为厌氧脱氮量贡献率、缺氧脱氮贡献率和好氧脱氮贡献率,可以看出,当系统以工况A~E 5个工况运行时,厌氧单元脱氮量分别占系统总脱氮量的43.81%、32.45%、28.33%、22.24%、12.30%,缺氧单元脱氮量分别占系统总脱氮量的36.95%、50.94%、58.87%、67.28%、83.47%,好氧单元脱氮量分别占系统总脱氮量的19.24%、16.61%、12.80%、10.49%及4.23%.可见,在好氧、缺氧及厌氧3个单元中均出现了N素去除现象,且去除率随进水分配比的不同而变化;总体来说,随着厌氧单元进水量的减少,缺氧单元反硝化所需碳源供给量逐渐充足,缺氧单元的脱氮贡献率由36.95%提高至83.47%,缺氧反硝化脱氮贡献率逐渐提高,成为去除TN的主要途径,并直接推动了系统脱氮性能的强化.

表 2 脱氮途径及贡献率 Table 2 Removal pathway of nitrogen and contribution rate
3.2 进水分配比对TP的去除机理的分析

在不同的进水分配条件下,各单元除磷途径如图 8所示.经典吸释磷理论认为,厌氧单元是释磷的主要场所,在这一阶段,聚磷菌分解体内聚磷以释放能量和磷并摄取有机物如聚羟基脂肪酸(Polyhydroxyalkanoate, PHA)等,以保证后续好氧单元的过量聚磷,PHA摄取量的多寡会直接影响后续聚磷过程[13-14].邱春生等[15-16]发现,高质量浓度碳源有利于胞内PHA的合成.徐微等[17]发现,在一定范围内增加碳源质量浓度是一种比较有效的强化厌氧释磷效果的方式.通过实验发现,随着厌氧单元进水分配比的降低,单位体积污泥中PHA质量分数缓慢下降(见图 9),但厌氧单元污泥释磷量呈不稳定的抛物线趋势(见图 8).如图 9所示,在厌氧单元进水分配比从6:3降至6:6的过程中,厌氧单元释磷量由20.71 mg/L逐步降低至20.43 mg/L;在进水分配比继续降低至3:6的过程中,释磷量由20.43 mg/L迅速降低至15.86 mg/L.可见,在A~E 5个工况内,厌氧单元的进水分配比下降,碳源总量降低,释磷量未随之下降.这主要是厌氧单元进水分配比下降导致进水量的减少及厌氧单元HRT延长,强化了厌氧单元的释磷时间;其次厌氧单元进水量下降增加了回流污泥质量浓度,导致污泥释磷总量增加;基于磷平衡方程,可以推算出厌氧单元每小时的释磷总量分别为124.23、122.60、120.14、96.71及95.14 mg/h,从这一点来看,与徐微等[17-18]的结论相符.

图 8 进水分配比对TP去除途径(单元质量浓度)的影响 Fig. 8 Influence of water distribution ratio on remove pathway (mass concentration) of TP

聚磷菌在好氧单元分解体内PHA,并摄取磷元素.根据图 89可以看出,随着厌氧单元进水比例的降低,好氧单元单位污泥PHA质量分数变化不明显;好氧单元单位时间聚磷量分别为24.01、23.78、23.11、18.28及17.58 mg/L,阶梯式降低,这主要与前一阶段的释磷效果相关[19-20].

缺氧单元是缺氧聚磷的主要场所,由图 89可见,随着厌氧单元进水比例的降低,单位污泥PHA质量分数变化不明显,出现了明显的反硝化除磷现象;结合物料守恒,推算缺氧单元的聚磷量分别为1.30、1.40、1.74、2.35及2.57 mg/L,这与低C/N比有利于反硝化除磷的结论矛盾[15-17],但从各单元流程形式可作解释.首先,缺氧单元硝化液回流量高达12 L,对进水具有很明显的稀释作用.根据物料衡算可知,在不同的分配比阶段,缺氧单元的C/N比分别为3.1、3.2、3.3、3.4及3.7,因此实际C/N比差异较小,回流液中NOx--N质量浓度较高,较高的电子受体有利于反硝化除磷的开展;其次,缺氧单元中同时存在磷的释放和反硝化聚磷作用,即活性污泥中同时存在普通聚磷菌和反硝化聚磷菌,在进水中的碳源充足时,反硝化聚磷菌能够合成PHB所需的NADH2,从而使释磷减少[15, 19].

经物料衡算,得出TP在缺氧单元和好氧单元的去除途径及贡献率,如表 3所示.表中,ρin(TP)、ρe(TP)分别为进水、出水ρ(TP),RPAna为厌氧释磷量,PUAAno、PUAO分别为缺氧聚磷量和好氧聚磷量,RCRPAno、RCRPO分别为缺氧除磷贡献率和好氧除磷贡献率.可见,好氧单元除磷量分别占系统总除磷量的94.80%、94.40%、92.90%、88.40%及87.00%,是除磷的主要场所;缺氧单元反硝化除磷量分别占系统总除磷量的5.20%、5.60%、7.10%、11.60%及13.00%,说明缺氧反硝化除磷作用不可忽视.

表 3 除磷途径及贡献率 Table 3 Removal pathway of phosphorus and contribution rate
4 结语

本文以分段进水A2/O组合工艺在不同进水分配比条件下的稳定运行试验数据为基础,分析分段进水A2/O工艺对碳(COD)、氮和磷的去除效果及物料平衡,得出如下结论.

分段进水A2/O组合工艺的出水水质稳定,抗冲击负荷能力较强.

对系统氮磷去除进行物料衡算后可得,当进水分配比(qVanaqVano)从6:3降至3:6时,厌氧单元反硝化脱氮贡献率由43.81%降至12.30%;缺氧单元反硝化脱氮贡献率由36.95%升至83.47%;好氧单元SND脱氮贡献率由19.24%降至4.23%,系统的TN平均去除率由63.87%升至73.82%.

当进水分配比(qVanaqVano)从6:3降至3:6时,缺氧单元缺氧聚磷除磷贡献率由5.20%升至13.00%,好氧单元好氧聚磷除磷贡献率由94.80%降低至87.00%,好氧聚磷为去除TP的主要途径,但TP总体去除率降低5.37%.

基于现有结论发现,缺氧反硝化除磷作用在分段进水A2/O工艺除磷过程中的作用不可忽视,有必要对缺氧反硝化除磷进行进一步的强化及分析.

参考文献
[1]
HE Q, SONG Q, ZHANG S, et al. Simultaneous nitrification, denitrification and phosphorus removal in an aerobic granular sequencing batch reactor with mixed carbon sources:reactor performance, extracellular polymeric substances and microbial successions[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 331(1): 841-849.
[2]
余鸿婷, 李敏. 反硝化聚磷菌的脱氮除磷机制及其在废水处理中的应用[J]. 微生物学报, 2015, 55(03): 264-272.
YU Hong-ting, LI Min. Denitrifying and phosphorus accumulating mechanisms of denitrifying phosphorus accumulating organisms (DPAOs) for wastewater treatment[J]. Acta Microbiologica Sinica, 2015, 55(03): 264-272.
[3]
朱文玲, 郑离妮, 崔理华, 等. 不同碳氮比条件下4种可控因素对垂直流人工湿地总氮去除的影响[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(06): 1187-1192.
ZHU Wen-ling, ZHENG Li-ni, CUI Li-hua, et al. Vertical-flow constructed wetland de-nitrification impact of four controllable factors with different C/N[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(06): 1187-1192.
[4]
ZHANG S, HUANG Z, LU S, et al. Nutrients removal and bacterial community structure for low C/N municipal wastewater using a modified anaerobic/anoxic/oxic (mA2/O) process in North China[J]. Bioresource Technology, 2017, 243: 975-985. DOI:10.1016/j.biortech.2017.07.048
[5]
CHAN C, GUISASOLA A, BAEZA J A. Enhanced biological phosphorus removal at low sludge retention time in view of its integration in A-stage systems[J]. Water Research, 2017, 118: 217-226. DOI:10.1016/j.watres.2017.04.010
[6]
CHEN X, FUJIWARA T, NAKAMACHI K, et al. Evaluation of a novel oxidation ditch system with dual DO control technology for biological nutrient removal by mass balance analysis[J]. Desalination, 2012, 286(1): 24-33.
[7]
LIU G, WANG J. Enhanced removal of total nitrogen and total phosphorus by applying intermittent aeration to the modified Ludzack-Ettinger (MLE) process[J]. Journal of Cleaner Production, 2017, 166: 163-171. DOI:10.1016/j.jclepro.2017.08.017
[8]
国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002, 210-281.
[9]
李彬, 王志伟, 安莹, 等. 盐度对膜-生物反应器污泥表观硝化速率的抑制机理[J]. 中国环境科学, 2014, 34(2): 371-377.
LI Bin, WANG Zhi-wei, AN Ying, et al. Inhibition mechanisms of apparent nitrification rate in membrane bio-reactor with salinity[J]. China Environmental Science, 2014, 34(2): 371-377.
[10]
吴昌永, 彭永臻, 彭轶, 等. 碳源类型对A2O系统脱氮除磷的影响[J]. 环境科学, 2009, 30(3): 798-802.
WU Chang-yong, PENG Yong-zhen, PENG Yi, et al. Influence ofcarbon source on biological nutrient removal in A2O process[J]. Environmental Science, 2009, 30(3): 798-802.
[11]
LIU Q, WAN J, WANG J, et al. Recovery of phosphorus via harvesting phosphorus-accumulating granular sludge in sequencing batch airlift reactor[J]. Bioresource Technology, 2017, 224: 87-93. DOI:10.1016/j.biortech.2016.11.103
[12]
EVINA K, TERESA A, SIMOS M, et al. Effects of selected pharmaceuticals on nitrogen and phosphorus removal bioprocesses[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 295: 509-517. DOI:10.1016/j.cej.2016.01.012
[13]
张建华, 彭永臻, 张淼, 等. 不同电子受体配比对反硝化除磷特性及内碳源转化利用的影响[J]. 化工学报, 2015, 66(12): 5045-5053.
ZHANG Jian-hua, PENG Yong-zhen, ZHANG Miao, et al. Effect of different electron acceptor ratios on removal of nitrogen and phosphorus and conversion and utilization of internal carbon source[J]. CIESC Journal, 2015, 66(12): 5045-5053.
[14]
王聪, 王淑莹, 张淼, 等. 多因素对反硝化除磷过程中COD、N和P的去除分析[J]. 化工学报, 2015, 66(4): 1467-1475.
WANG Cong, WANG Shu-ying, ZHANG Miao, et al. Analysis of COD, N and P in denitrifying phosphorus removal under multivariate condition[J]. CIESC Journal, 2015, 66(4): 1467-1475. DOI:10.11949/j.issn.0438-1157.20141549
[15]
邱春生, 聂海伦, 孙力平, 等. 不同碳源条件下聚磷菌代谢特性[J]. 环境工程学报, 2014, 8(6): 2191-2197.
QIU Chun-sheng, NIE Hai-lun, SUN Li-ping, et al. Metabolic properties of phosphorus-accumulating organisms at different carbon sources[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(6): 2191-2197.
[16]
ZHOU K, LIU H, SUN Y, et al. Denitrifying phosphorus accumulation characteristic of phosphorus accumulating bacteria at A2/O anaerobic stage[J]. Journal of Central South University, 2007, 38(4): 645-651.
[17]
徐微, 吕锡武. 反硝化聚磷污泥厌氧释磷影响因素研究[J]. 安全与环境工程, 2009, 16(3): 26-29.
XU Wei, LV Xi-wu. Study on factors influencing the phosphorus release of denitrifying phosphorus removal sludge in anaerobic condition[J]. Safety and Environmental Engineering, 2009, 16(3): 26-29.
[18]
ZHANG S, HUANG Y, HUA Y. Denitrifying dephosphatation over nitrite:effects of nitrite concentration, organic carbon, and pH[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(11): 3870-3875. DOI:10.1016/j.biortech.2009.12.134
[19]
张淼, 彭永臻, 王聪, 等. 三段式硝化型生物接触氧化反应器的启动及特性[J]. 中国环境科学, 2015, 35(1): 101-109.
ZHANG Miao, PENG Yong-zhen, WANG Cong, et al. The start-up and characterization of a three-stage nitrification biological contact oxidation reactor[J]. China Environmental Science, 2015, 35(1): 101-109.
[20]
ZHOU S, ZHANG X, FENG L. Effect of different types of electron acceptors on the anoxic phosphorus uptake activity of denitrifying phosphorus removing bacteria[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(6): 1603-1610. DOI:10.1016/j.biortech.2009.09.032