我國北方冬季氣溫普遍較低，冬季城市污水平均溫度在10℃左右，尤其是我國部分新建城區，有機物含量低且水質水量變化大，對后續處理系統產生不利影響。采用活性污泥法對低溫污水進行處理，其微生物吸附能力、沉降性能、生長速率和代謝能力均會受較大影響，污水處理效能顯著降低。同時低溫環境對設備有損害，會造成北方地區污水處理廠提高取暖成本，增加外加碳源(C源)和化學除磷藥劑的用量，進而增加了污水處理廠運行成本。
低溫城市污水強化生物處理可根據硝化細菌生長特性調控運行參數，增加DO濃度和延長污泥齡。污泥齡在20d時，可減少低溫(15℃)的不利影響，并穩定硝化作用。通過投加生物填料，在低溫下(7~10℃)，以沸石作為填充物的曝氣生物濾池對低溫廢水中氨氮的去除能力更強。利用開發的嗜冷菌株將其接種在反應器中，實驗結果顯示氨氮去除效果良好。對A2/O-MBR污水處理系統進行了研究，發現低溫下A2/O-MBR系統的硝化速率高于普通A2/O工藝。分段進水多級AO工藝通過合理分配原水中有機物，保證系統反硝化所需C源，無需硝化液回流即可實現脫氮功能。分段進水多級AO工藝具有脫氮效率高、污泥濃度高、節約能源等特點。近年來分段進水多級A/O工藝的研究不斷加深，多級A/O工藝在城市污水處理廠的改造和新建項目中已經得到廣泛的應用，研究表明：采用JASSFR工藝對TN和TP的去除率可達到81.4%和86.1%。在達到理想TN去除率的同時(大于97%)，為生物除磷創造了良好的厭氧條件，磷的去除率大于98%。
流離生化技術是產生于近年內的一種有機廢水處理新技術。填料為表面經過特殊處理的集合體(流離球)。污水在流動中存在著球體外流速快，球體內流速慢的狀況，污水中漂浮物集中在流速慢的地方產生流離現象。經過無數次流離作用，使污水中的固體物和有機物膠體與水分離。再結合生化分解，構成了流離生化技術。
本研究以實際污水處理廠冬季運行環境條件為參考，利用分段進水三級A/O活性污泥耦合流離生化技術，實現低溫城市污水穩定高效去除污染物。通過考察工藝的低溫污水總體去除效率，分析各隔室內污染物濃度及遷移轉化規律。同時考察工藝缺氧反硝化及好氧硝化速率，解析低溫條件下多級AO耦合流離生化工藝污染物去除機理。
一、材料與方法
試驗采用分段進水三級A/O反應器(圖1)，該裝置缺氧池與好氧池體積比為3：4，且各級缺氧池、好氧池沿池長方向分別設為AX1/AX2/OX1/OX2(A代表缺氧隔室、O代表好氧隔室、X代表級數)，缺氧、好氧池底部擋板設有過流孔連通。反應器由有機玻璃制成，總容積為144L，有效容積為126L。二沉池為豎流沉淀池，中心管進水、上部溢流堰排水，污泥從底部排空管定期排放。采用4臺蠕動泵分別輸送原水至各級缺氧池AX1與污泥回流，曝氣區采用氣泵為系統好氧隔室供氣，通過空氣流量計控制曝氣量。6臺機械攪拌器對缺氧區進行攪拌。
1.1 運行控制方案
實驗在低溫控制室內進行，控制風機的啟停溫度分別為9.5~12℃，實測水溫為(10±0.5)℃，HRT為8h，進水流量分配比例為3：2：1，污泥回流比控制在50%。進水采用3臺蠕動泵進行控制，各級均單獨控制，每級進水進入各級的第一個缺氧區。污泥回流至第一級缺氧段。
1.2 試驗污泥及水質
本試驗研究采用的接種活性污泥取自長春市某污水處理廠，接種初期污泥濃度為5000mg/L左右。
試驗原水為模擬城市污水，配水使用的藥劑為可溶性淀粉、牛肉膏、蛋白胨、乙酸鈉(CH3COONa)、氯化銨(NH4Cl)、硝酸鉀(KNO3)、磷酸二氫鉀(KH2PO4)、碳酸氫鈉(NaHCO3)、氫氧化鈉(NaOH)，藥劑純度均為分析純。運行期間配水詳細水質參數見表1，C/N值變化范圍為5.69~8.68，平均值為6.85，試驗原水配置過程在恒溫房間進行，水溫保持在(10±1)℃。
1.3 檢測項目及方法
研究過程中水質和污泥的檢測均參照水和廢水監測方法第四版中國標法進行，具體方法如表2所示。
生物膜污泥濃度檢測：反應器內流離球填料上生物膜污泥濃度的測定采用堿洗法。稱重烘干后流離球填料質量為M1。利用超聲洗脫法將填料上生物膜剝離，烘干稱量為M2。用M1減去M2并除以填料的數量即為單個海綿或KaldnesK3型填料上的膜生物量。并以此來計算每個區域的總生物量，除以區域的有效體積，得到各隔室的生物膜污泥濃度。
好氧硝化速率測定：取反應器中好氧隔室內流離球填料及污泥混合液，加入NH4Cl溶液，配制初始ρ(NH4+-N)為18~25mg/L左右，攪拌均勻后開啟曝氣設備。取樣測定NH4+-N濃度。計算NH4+-N消減量b，根據測得的NH4+-N濃度與取樣時間t的關系，繪出回歸曲線，并求出比硝化速率：
缺氧反硝化速率測定方法：取多級A/O缺氧區的泥水混合液，加入一定量的硝酸鉀(KNO3)和丙烯基硫脲(ATU，抑制亞硝化細菌的活性，從而抑制活性污泥的硝化反應)，控制混合液中的NO3--N初始濃度在20mg/L左右，反應溫度控制在10℃左右。測定混合液中NO3--N的濃度，得到NO3--N濃度隨時間的變化曲線，利用曲線的斜率r和測定的混合液MLVSS值，由式NUR=r/MLVSS即可求得反硝化速率(mg/(g•h))。
二、結果與討論
2.1 反應器內DO與pH值變化情況
系統運行穩定后，裝置內DO及pH值變化情況見圖2，3級好氧池DO平均濃度分別為1.05，3.23，3.75mg/L，后兩級好氧池DO濃度較高，缺氧區DO濃度均低于0.05mg/L，達到缺氧反硝化脫氮要求，DO控制良好是該系統高效脫氮的保證。系統各隔室內pH值維持在7.0左右，系統運行狀態良好。
2.2 反應器內活性污泥及生物膜污泥濃度
反應器內懸浮活性污泥濃度和生物膜污泥濃度如圖3所示：分段進水多級A/O系統三級平均污泥濃度分別為6400，5400，4600mg/L，回流污泥濃度11200mg/L，活性污泥濃度梯度分布明顯，符合多級A/O工藝特點，活性污泥濃度較高，表明反應器內微生物數量大，高污泥濃度有利于提高低溫污水處理效率，弱化低溫污水處理微生物活性低、新陳代謝緩慢等不利影響。
反應器內生物膜污泥濃度400~800mg/L之間，沿水流方向逐漸升高，這與懸浮活性污泥濃度逐漸降低的規律相反，原因為混合系統中固著相與懸浮相微生物間互為競爭關系，在同一系統中，活性污泥濃度與生物膜污泥濃度變化趨勢相反。圖中缺氧段生物膜污泥濃度高于好氧段，原因為缺氧段采用機械攪拌的方式，對填料表面生物膜的震動作用較弱，而好氧區曝氣對生物膜的沖擊以及水流剪切力的作用，使生物膜更容易脫落，故好氧段生物膜污泥濃度較缺氧段小。
2.3 污染物去除效率
2.3.1 COD的去除
COD的去除情況如圖4所示，在近200d的運行時間內，平均進水COD為200mg/L，出水COD維持在50mg/L以下，平均COD去除效率達到90%，表明系統針對低溫污水中有機物的去除具有較好的效果。
2.3.2 NH4+-N與TN的去除
NH4+-N及TN的去除如圖5所示，平均進水NH4+-N濃度為15mg/L，運行初期系統出水NH4+-N濃度較高，運行15d后逐漸穩定，穩定階段出水NH4+-N濃度在0.5mg/L左右，系統NH4+-N去除效率較高，達到90%以上。低溫下系統NH4+-N去除效率較高的原因主要為，投加流離球填料有助于系統中長泥齡微生物(硝化細菌等)在填料表面富集，硝化菌等長泥齡微生物量的增加，彌補低溫環境帶來的生物活性下降等不利因素，保證系統較高的硝化效率。進水TN平均濃度為30mg/L，TN去除效率呈現先下降后上升的趨勢，運行166d后達到穩定，出水TN濃度維持在7mg/L以下，去除效率達到80%。分析原因，運行初期反硝化菌受低溫影響，增值緩慢，系統內反硝化菌數量不足，活性較低，隨著運行時間延長，反硝化菌逐漸適應環境，達到一定數量積累后，開始顯現出反硝化性能。
2.3.4 TP的去除
多級A/O工藝主要通過排出剩余污泥來實現，即微生物同化作用從水中攝取磷合成有機物并貯存能量，通過定期排出沉淀池內的剩余污泥，實現水中磷的去除。如圖6所示，進水磷濃度平均為7mg/L，運行初期磷去除率較低，且不穩定。運行100d后，磷去除率逐漸升高并穩定在80%左右，出水磷濃度小于2mg/L。本研究中進水磷濃度較高，普遍超過了其他研究中3.0~5.0mg/L的磷濃度，在此條件下去除效率超過80%，說明經過分區后的分段進水多級A/O工藝具有較好的磷去除能力。
2.4 三級AO耦合系統污染物變化規律
如圖7所示，系統內COD變化較小，結合分段進水模式分析，原水中有機物進入各級缺氧段，大部分作為反硝化C源被反硝化菌用于反硝化脫氮，少部分進入好氧段。系統NH4+-N的降解主要發生在好氧段，流入每一級的NH4+-N均能夠在該級內得到完全去除，各級出水NH4+-N濃度均小于0.5mg/L，同時第3級缺氧段和好氧段NH4+-N濃度均較低，表明3級AO耦合系統第3級存在一定的硝化潛能，有利于提高系統抗NH4+-N沖擊能力，保證系統出水NH4+-N濃度穩定。反應器內TN的降解主要發生在缺氧段，通過反硝化作用被去除。同時在好氧段也存在明顯的TN降解，主要原因為好氧段填充了流離球填料，填料內部存在缺氧/厭氧環境，滿足硝酸鹽反硝化所需的環境條件，填料的投加促進了好氧段同步硝化反硝化反應的進行，提高了系統總體的脫氮能力，尤其對于系統末段存在一定程度的同步硝化反硝化，有利于降低出水中TN濃度，保證出水水質達標。系統內磷變化規律在不同隔室內存在明顯的差異，缺氧段由于存在P的釋放，TP濃度較高，第1級缺氧段TP濃度達到20mg/L，隨后在好氧段磷得到吸收降低至3mg/L，說明系統內存在聚磷菌，且并未在系統第3級釋放，出水磷濃度較低。
2.5 耦合工藝脫氮規律
系統各級NH4+-N的 >
分段進水多級A/O耦合流離生化工藝TN的去除包括3個過程，即缺氧反硝化、同步硝化反硝化及同化過程。缺氧反硝化主要發生在多級A/O工藝缺氧段，對進水中及上一級好氧硝化產生的硝態氮和亞硝態氮進行反硝化并生成氮氣，同步硝化反硝化主要發生在好氧段，在將流入的有機氮和氨氮氧化成硝態氮的同時，將上一級流入的硝態氮和產生的硝態氮在好氧區內反硝化變成氮氣。
如表4所示，缺氧段TN去除率最高發生在系統第二級達到46.23%。分析原因，第一級好氧段硝化效率最高，產生大量的硝態氮進入第2級缺氧段，混合第2級進水中硝態氮后，缺氧段硝態氮濃度升高，充足的底物濃度促進了反硝化的進行。同理，系統第2級好氧硝化效率最低，第3級進水量最小，故第3級缺氧段硝態氮濃度低于第1級和第2級，TN去除效率最低。好氧段存在明顯的同步硝化反硝化反應，其中第1級同步硝化反硝化效率最高，TN去除率達到37.31%，這主要受充足底物濃度的影響。系統同步硝化反硝化作用TN去除率達到26.05%，占系統TN去除率的30%以上，流離球填料的投加，有效的提高了系統同步硝化反硝化性能，促進了系統TN的去除，特別是第三級好氧末段18.03%的TN去除率，有效的降低了系統出水中TN濃度，對于保障多級AO工藝出水水質達標具有重要意義。
2.6 系統脫氮速率
2.6.1 好氧硝化速率
由圖8中NH4+-N降解曲線和DO變化曲線可知，NH4+-N的下降“拐點”與DO快速上升的“拐點”所在位置相同，這表明系統NH4+-N降解基本完成，硝化過程結束，系統消耗DO速率逐漸降低，混合液內DO開始快速上升，兩條曲線出現“拐點”時間相同，從側面驗證系統NH4+-N降解完成。
表5結合圖8可知，3級好氧末段比耗氧硝化速率曲線相關性R2值均超過98%，相關性較好。第一級、第2級和第3級硝化速率逐漸下降，表明3級NH4+-N降解能力逐漸下降，這與氨氮各級降解總量規律相同。對比3級比耗氧硝化速率數值可知，第二級比硝化速率最高，分析原因可能為第二級具有硝化功能的微生物種群濃度高于第一級和第三級，硝化菌濃度的提高直接表現于硝化速率的上升。
2.6.2 系統反硝化速率
圖9中，反硝化速率曲線相關性R2值均超過90%，相關性較好。第1級和第2級反硝化速率曲線均存在明顯的3個變化階段，參照表6混合體系各級缺氧末段比反硝化速率可知，隨著反硝化時間的逐漸延長，比反硝化速率逐漸降低，其中第1級比反硝化速率最大，NO3--N降解速率最快且反應時間較短，反應時間在10~15min左右，其主要原因一方面是微生物的吸附作用，進水中NO3--N濃度較高，微生物將污水中NO3--N大量吸附到菌體表面以便下一步反硝化處理，另一方面反硝化菌優先利用污水中易生物降解的可溶性有機物作為C源進行反硝化脫氮，此時的反硝化速率與反硝化菌的數量有關。第2階段反硝化時間最長，同時反硝化速率降低，主要原因為微生物此時將吸附的NO3--N進行反硝化，吸附作用減弱。污水中易生物降解的可溶性有機物基本耗盡，微生物開始利用水中可緩慢降解的有機物作為電子供體。第3階段反硝化速率最低，分析原因為污水中NO3--N被前2個階段大量降解，水中剩余NO3--N濃度較低，同時可生物降解的有機C源基本耗盡，微生物通過氧化自身產生的代謝產物作為電子供體進行反硝化，故反硝化速率最低。
對比各級比反硝化速率可知，第2級A22隔室第1階段比反硝化速率最高，依據第1階段反硝化速率主要取決于反硝化菌的數量這一理論，表明第2級反硝化細菌數量最多，分析原因第2級缺氧段流入的NO3--N濃度最高，底物充足，此時反硝化菌大量繁殖，代謝活動頻繁增值量大。這一結論驗證了系統第2級反硝化TN去除效率最高的規律。對比3級反硝化NO3--N降解曲線可知，各級反硝化時間逐級增加，反硝化速率逐級降低。
三、結論
3.1 分段進水三級AO耦合流離生化工藝針對低溫(10℃)模擬城市污水具有較高的污染物去除率，COD、NH4+-N、TN和TP去除率分別為90%、90%、80%和80%。經過近200d的長時間運行，處理效果穩定。
3.2 耦合工藝各級NH4+-N去除效率均超過80%，各級硝化完全產生大量硝態氮，分段進水合理分配C源和N濃度，充足的底物濃度促進反硝化的進行。同時添加流離球填料使好氧段同步硝化反硝化脫氮率達到26.05%，有效降低系統出水中TN濃度。
3.3 系統硝化與反硝化速率與微生物量有關，系統第1級硝化速率最高為10.20mg/(L•h)，比硝化速率第2級最高為1.72mg/(g•h)，缺氧末段反硝化速率及比反硝化速率均為第2級最高。（ >長春工程學院,吉林省城市污水處理重點實驗；北京工業大學建筑與土木工程學院；東北師范大學,吉林省城市污水處理與水質保障科技創新中心 ）
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