在傳統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，其生長需要足夠的碳源。 我國典型城市污水屬于低碳源污水(COD<200 mg ·L-1、 COD/TN<5、 COD/TP<25)，對保證城市污水處理廠氮、 磷達標排放是一大瓶頸，因此應投加外部碳源以滿足脫氮除磷的需要。 污水處理廠常利用乙酸、 葡萄糖、 甲醇和乙醇作為外加碳源、 投加化學藥劑和采用分段進水方式提高脫氮除磷效果，但是上述方法將導致污水廠運行成本升高。

城市剩余污泥厭氧發(fā)酵產生的揮發(fā)性脂肪酸(VFA)可用作提高污水營養(yǎng)物去除效果的替代碳源。 到目前為止人們已經研究了利用含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98%和75%搭建了一個包含兩步污泥堿性發(fā)酵和A2/O反應器的連續(xù)系統，使TN和TP的去除率分別高達80.1%和90.0%。

 雖然以上研究均獲得了較好的結果，然而，這些研究大多是在實驗室中進行的，而一旦運用到實際工程之中，其實際效果可能會大打折扣。為了評估污泥產酸發(fā)酵液對實際污水的脫氮除磷強化效果，本研究建造了一個污水處理量為10 m3 ·d-1，總體積為4660 L的A2/O反應器系統，采用污水處理廠的實際污水，通過添加剩余污泥產酸發(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，以期為污水處理廠的節(jié)能降耗、 穩(wěn)定運行和升級改造提供技術支持。

1 材料與方法 

1.1 A2/O反應器系統 

中試裝置位于某市高新水務公司的新城污水處理廠內,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)酵液計量泵; 4.進水計量泵; 5.攪拌器; 6.污泥回流泵; 7.空壓機; 8.硝化液回流泵; 9.沉淀池; 10.厭氧/缺氧/好氧反應器 圖 1 A2/O反應器系統工藝流程示意

 A2/O反應器系統各池的分布順序為厭氧池、 缺氧池和好氧池，各反應池有效體積分別為900、 900和2800 L，反應器的總體積為4660 L。 由時控 開關、 蠕動泵、 電磁閥及附屬電子線路控制運行周期和進水、 攪拌、 曝氣、 沉淀及排水等各個操作環(huán)節(jié)。 進水、 污泥回流、 硝化液回流和營養(yǎng)液投加均使用計量泵，以使實驗參數控制更加精確。 采用空氣壓縮機供氣和攪拌，空壓機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，使污泥停留時間為20 d左右。

 1.2 污水進水、 乙酸碳源和發(fā)酵液的性質。

 污水全部來自新城污水處理廠細格柵出水，發(fā)酵液來自中試污泥發(fā)酵罐，經過了固液分離處理. 發(fā)酵污泥取自無錫市太湖新城污水處理廠脫水污泥。A2/O工藝的種泥來自新城污水處理廠缺氧池污泥馴化而成。乙酸碳源為工業(yè)級液態(tài)乙酸，濃度為98%。 進水和污泥發(fā)酵液的性質如表 1所示. ? 

1.3 A2/O反應器運行參數 

中試處理系統的設計流量為10 m3 ·d-1，測試了不同進水流量和污泥發(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系統的缺氧池。 整個實驗周期分5個階段，階段Ⅰ為未添加碳源的正常運行階段，作為系統運行的對照階段，階段Ⅱ-Ⅳ為添加乙酸作碳源的運行階段，階段Ⅴ為添加實際污泥產酸發(fā)酵液的運行階段，其中各階段的碳源增量(以COD計)均基于進水COD濃度，每個階段的運行參數如表 2所示。

1.4 測試方法

 MLSS： 重量法[15]，氨氮： 納氏試劑分光光度法[15]，TN： 過硫酸鉀消解法[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： 在線溶氧儀，pH： pH測定儀(Mettler Toledo)。

 2 結果與討論

 2.1 各階段氨氮和總氮的去除

 圖 2為中試反應器對氨氮和總氮的去除情況。

由圖 2可知，在階段Ⅰ的對照階段，除了第6 d出水氨氮為5.78 mg ·L-1外，其余均能達到污水一級A的5 mg ·L-1的排放標準，但是出水總氮高于15 mg ·L-1的排放標準。 說明系統硝化效果正常，但反硝化效果較差。 考慮到總氮去除效果不佳及進入冬季氣溫下降，在階段Ⅱ，污水流量從10000 L ·d-1調整為5000 L ·d-1，同時添加乙酸作外加碳源，使進水COD提高25 mg ·L-1。 從氨氮進水濃度來看，由于進水波動，氨氮濃度大幅升高，但是出水氨氮仍然維持較低水平，低于排放標準，說明系統硝化效果較好。 出水總氮雖有所改良，但是仍然稍高于排放標準。 在階段Ⅲ，進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，二者均低于國家排放標準。 這說明由于乙酸碳源量的增加，推進了系統的反硝化效果，使出水總氮達標. 由于系統脫氮效果較好，在階段Ⅳ，將進水流量從5000 L ·d-1提升到7500 L ·d-1，乙酸添加量維持不變。 出水監(jiān)測結果表明，由于負荷的增加，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，說明系統運行穩(wěn)定。

 在階段Ⅴ，外加碳源由乙酸轉換為污泥發(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)，使其負荷也隨之增加。 由于發(fā)酵液直接進入缺氧池，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，系統處于適應期，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. 然而經過短暫的適應期，系統出水氨氮和總氮迅速恢復正常。這一結果表明，污泥產酸發(fā)酵液作為外加碳源能夠很好的推進A2/O系統的反硝化效果，提高出水水質。 這是因為污泥發(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)酵液的添加會帶來部分氨氮進入系統，但是并不會對污水脫氮效果造成影響。

 2.2 各階段總磷的去除

 A2/O系統各運行階段總磷去除情況如圖 3所示.

如圖 3所示，在階段Ⅰ，進水總磷在2.5-5.0 mg ·L-1之間，而前期出水總磷平均濃度只達到0.6 mg ·L-1，到第22 d時，出水濃度降為0.34 mg ·L-1，能夠達到城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準(GB 18918-2002)一級A標準TP <0.5 mg ·L-1。這是因為階段Ⅰ的前期，處于污泥的培養(yǎng)階段，主要負責在厭氧條件下逆濃度梯度過量吸磷而在好氧條件下過量吸磷的聚磷菌(PAOs)尚未完全適應此代謝環(huán)境[17]，因此總磷去除率有一個逐漸改  良的過程。進入階段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，相對應的平均去除率分別為98.13%、 93.67%和96.13%。 由此可知，降低進水流量和投加碳源能明顯提高TP的去除效果，這與Zheng等[18]的研究結果相似。

 在階段Ⅴ開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%，表現略差于階段Ⅳ的0.08 mg ·L-1和96.13%。 Tong等[19]向SBR反應器中投加經鳥糞石沉淀法回收氮磷后的污泥堿性發(fā)酵液，實現了92.9%的磷去除效率，雖然其效果好于本研究，但本研究并沒有在投加前將發(fā)酵液中的氮磷去除。

 從生物除磷的機制分析可以發(fā)現，第58 d時，因為富含VFA的發(fā)酵液的加入，聚磷菌會優(yōu)先使用VFA用于釋磷過程，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，這是因為發(fā)酵液本身所含有的磷酸鹽和無氧條件下的磷的釋放所導致的。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是反應器正式運行后五個階段沿程COD的變化。

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

 在階段Ⅱ，雖然進水流量由10000 L ·d-1降低到5000 L ·d-1，但因進水COD高于前一階段，峰值時達到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出水值一直在達標線附近徘徊，效果不是很理想。

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

 階段Ⅳ將進水流量從5000 L ·d-1上升到7500 L ·d-1，在進水COD濃度和階段Ⅲ接近的條件下，出水COD值也全部達標，和階段Ⅲ相似，說明系統適應后有一定的抗負荷能力。

 階段V將外加碳源改為污泥發(fā)酵液，系統COD負荷增加50 mg ·L-1，雖然缺氧池和厭氧池COD值有所升高，但是系統出水COD值在25.38-55.85 mg ·L-1之間，除個別點外，全部達標。 說明在實驗設定的負荷條件下，發(fā)酵液外加碳源的輸入不會對系統COD去除效果產生重大影響，出水滿足排放要求。

 2.4 乙酸和污泥發(fā)酵液作為碳源強化污水脫氮除磷的比較 

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

由表 3可知，當進水流量為7500 L ·d-1時，投加 50 mg ·L-1的乙酸和污泥產酸發(fā)酵液均能使污水各項指標，COD、 氨氮、 總氮、 總磷等均達到國家一級A排放標準。 在運行期間，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，相對應的去除率分別為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，相對應的去除率分別為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，相對應的去除率分別為95.98%和87.61%. 和乙酸相比，雖然投加發(fā)酵液對A2/O系統營養(yǎng)物質的去除率略有差距，然而，系統出水的各項指標能滿足排放要求。

 相較于前幾階段，發(fā)酵液投加階段進水COD保持穩(wěn)定，而進水氨氮和TN有輕微波動，進水TP有較大幅度的下降。 如果在正常進水氮、 磷濃度情況下，采用階段V的實驗參數，氨氮、 TN和TP也是能夠達標的。 因為進水氮濃度波動范圍很小，不會對實驗結果造成影響，而進水磷濃度本身基數并不大，根據此前各階段的實驗結果，預期出水TP能滿足排放要求。

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

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，本實驗所使用的發(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%，這兩種酸有利于營養(yǎng)物質的去除。

 有研究表明，異養(yǎng)反硝化菌將1 g NO3--N和NO-2-N轉化成氮氣分別需要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負荷/TN負荷分別為6.025和7.015，大于理論值4.1 g ·g-1(以COD3--N計)，因此，在實際的污水處理中，碳源的投加量應大于理論值，這是因為有相當一部分的COD被聚磷菌和其他異養(yǎng)型微生物所利用，同時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)酵液進入反應器的氮、 磷含量很少，與進水濃度相比，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)酵液投加階段的進水平均TN和COD濃度較乙酸投加階段小，導致在進水流量相同的情況下前者的TN和COD負荷也比后者略小。

3 結論 

（1）以實際生活污水為處理對象，在A2/O中試系統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、 磷等各項指標均可達到國家排放標準，其強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對出水效果產生明顯的負面影響。

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