2016, Vol. 37
2. 江苏省水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
3. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009
2. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Water Treatment Technology and Material, Suzhou 215009, China;
3. Key Laboratory of Environmental Science and Engineering of Jiangsu Province, Suzhou 215009, China
反硝化除磷工艺处理低C/N比污水时较传统脱氮除磷工艺具有较大的优势，其解决了反硝化菌与聚磷菌竞争碳源的矛盾，并实现“一碳两用”而节省碳源的目的，同时降低了剩余污泥产量[1~4]. 然而如何有效实现“一碳两用”，以实现更稳定、 更有效的去碳和反硝化除磷效果，尚值得进一步研究.
本课题组前期将ABR反应器和MBR反应器进行优化组合后开展了大量关于去碳和反硝化除磷的研究，并且获得了较好效果[5~7]. 有研究表明，连续流反硝化除磷工艺中，厌氧段释磷与缺氧段吸磷均受硝化液回流比及污泥回流比影响，而恰当的硝化液回流比及污泥回流比对反硝化除磷工艺处理低C/N比污水突出“一碳两用”优势至关重要. 为此，本研究构建了ABR-MBR组合协同工艺，利用ABR在低耗并实现有效去碳的同时，提供反硝化除磷所需优质碳源，并以MBR硝化液提供电子受体以强化反硝化除磷作用[8, 9]，同时基于ABR反应器微生物相分离的特性[10, 11]，通过调控硝化液回流比及污泥回流比，以期实现高效反硝化除磷，为基于反硝化除磷特性的ABR-MBR组合工艺实际应用奠定基础.
1 材料与方法 1.1 研究装置与方案本研究采用自行设计的ABR-MBR一体化反应器(见图 1)，由5隔室ABR反应器和好氧MBR反应器组成，ABR反应器和MBR反应器的有效容积之比为2∶1，总有效容积为12 L. 研究过程中，MBR内溶解氧(DO)控制为2~3 mg·L-1，反应器内温度控制在(30±1)℃. MBR反应器间歇抽吸出水，抽吸周期为10 min(8 min抽吸出水和2 min反冲洗). 系统采用可编程逻辑控制器(PLC)对水位恒定、 出水泵和反冲洗泵的启闭自动控制. 研究所用膜组件为PVDF帘式中空纤维膜，膜孔径为0.2 μm，过滤面积为0.2 m2，采用真空压力表测跨膜压差(TMP)来反映膜的污染状况，当TMP增至30 kPa时对膜组件进行化学清洗.
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图 1 ABR-MBR反应器 Fig. 1 Schematic diagram of ABR-MBR reactor |
将MBR硝化液回流至ABR第3隔室，其回流比(R1)分别设置为100%、 200%、 300%和350%； 设置ABR第5隔室污泥回流至ABR第2隔室，其污泥回流比(R2)为100%. 本研究在对R1优化后，在最优R1条件下对R2进行优化，设置3个不同R2，分别为80%、 100%和120%. 研究期间ABR-MBR组合工艺总HRT为9 h，控制泥龄为15 d.
1.2 试验污水与污泥为减小水质波动对本研究的影响，试验进水为模拟生活污水(生活污水∶人工配水为1∶1)，表 1所示为进水水质，主要碳源和氮源分别采用淀粉和氯化铵，污水所含营养盐及其浓度: H3BO3 30 mg·L-1、 ZnCl2 25 mg·L-1、 CaCl2 30 mg·L-1、 AlCl3 25 mg·L-1、 CuCl2 25 mg·L-1、 NiCl2 25 mg·L-1 和EDTA 40 mg·L-1； 微量元素: Na2SeO3·5H2O 25 mg·L-1、 K2HPO4·3H2O 25 mg·L-1、 FeCl2·6H2O 25 mg·L-1、 MgSO4·7H2O 30 mg·L-1、 CoC12·6H2O 25 mg·L-1、 MnSO4·H2O 25 mg·L-1和NaMoO4·2H2O 25 mg·L-1. ABR及MBR接种污泥均取自苏州市某城市污水处理厂，研究开始前ABR各隔室MLSS约为22 000 mg·L-1,MBR池内MLSS约为4 000 mg·L-1.
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表 1 进水水质/mg·L-1 Table 1 Water quality of influent/mg·L-1 |
1.3 分析方法
本研究中，各常规分析指标均按国家标准方法测定[12]，COD采用快速消解法； 溶解性PO43--P采用钼锑抗分光光度法； TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法； NO3--N: 紫外分光光度法； NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法； NO2--N采用紫外分光光度法； MLSS采用烘干称重法； VFA采用分光度法.
2 结果与讨论 2.1 优化R1过程COD去除效能分析ABR段HRT为6 h，ABR段有机负荷为2.0 kg·(m3·d)-1左右，在不同R1条件下，ABR-MBR组合工艺对COD去除效果如图 2所示，进水稳定在500 mg·L-1左右，ABR出水稳定在80 mg·L-1以下，最终出水COD稳定在50 mg·L-1左右，去除率稳定在90%左右. 这表明有机物在ABR段得到充分利用. 本研究对COD的去除效果较文献[13]中A2/O-MBR工艺有明显提高，这可能是由于本研究前期在ABR前端隔室驯化有成熟的厌氧颗粒污泥，从而进一步巩固了COD的去除效果. 与传统脱氮除磷工艺对COD去除途径的不同之处在于，本研究中ABR第2隔室富集的反硝化除磷菌(DPB)充分利用经ABR第1隔室充分水解产生的优质碳源合成胞内多聚物(PHB)来实现COD的利用，PHB在缺氧段作为反硝化除磷菌的电子供体，实现一碳两用. 在本研究中，前置ABR在改善碳源质量以供厌氧释磷所需，又能够有效降低厌氧出水COD浓度，利于后续MBR内进行充分的硝化反应.
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图 2 不同硝化液回流比下COD的去除情况 Fig. 2 Removal characteristics of COD under different nitrate recycling ratios |
厌氧段能否充分释磷是决定反硝化除磷效果的关键因素之一[14]. VFA是可供反硝化除磷菌利用的唯一碳源，其他有机碳源只有经过水解酸化为VFA才能被利用. 本研究在ABR第2隔室为DPB创造适宜条件，充分吸收经ABR第1隔室水解产生的优质碳源合成PHB并完成磷的释放. 而R1过大会影响厌氧段释磷量，为获得不影响厌氧段释磷的最优回流比，对不同R1条件下ABR第2隔室释磷情况进行了研究.
图 3为不同R1下各隔室溶解性PO43--P变化情况，ABR第2隔室出水溶解性PO43--P浓度明显升高，可见ABR第2隔室发生了厌氧释磷. 在前期研究基础之上，基于优质碳源提供[15]，本研究中ABR段HRT为6 h，ABR第1隔室出水VFA浓度稳定在58 mg·L-1左右，ABR第1隔室改善碳源质量后供DPB释磷所需. 由图 4知当R1为100%和200%时，ABR第2隔室平均释磷量分别为9.41 mg·L-1和9.83 mg·L-1，R1的增大未影响厌氧段释磷过程. ABR第3隔室出水NOx--N浓度几乎为0，从MBR池回流至ABR第3隔室的硝态氮在第3隔室基本消耗殆尽，在ABR第2隔室无反硝化菌与DPB竞争碳源. 但当R1为300%时，ABR平均出水NOx--N浓度为1.74 mg·L-1，ABR第2隔室平均释磷量降为7.03 mg·L-1； 当R1增大为350%时，平均释磷量降为3.18 mg·L-1，ABR平均出水NOx--N浓度达6.04 mg·L-1. ABR第2隔室释磷量在R1为300%和350%时大幅减少，这是由于在此回流比下ABR第5隔室大量未利用完的NOx--N随污泥回流至ABR第2隔室与DPB竞争VFA，且进入ABR第2隔室硝态氮量随着R1增大而增大，而厌氧段存在NOx--N，反硝化菌会与DPB争夺优质碳源，优先进行反硝化，使得ABR第2隔室可供DPB进行厌氧释磷的VFA量减少； 另一方面，由表 2知在R1为100%、 200%、 300%和350%时，释放1 mg磷需要VFA的量分别为5.88、 5.55、 7.14和20 mg，由于在R1为300%和350%时进入第2隔室的NOx--N优先利用VFA进行反硝化，使得R1为300%和350%时释放1 mg磷需要VFA的量大幅升高. 唐旭光等[16]以SBR反应器研究实际生活污水发现每释放1 mg磷需耗1.401 mg VFA，由于本研究中ABR第2隔室存在产甲烷菌、 反硝化菌等利用VFA进行产甲烷、 反硝化作用，使得本研究中此值明显高于其他研究. 可见本研究中，R1设置为200%以下时，厌氧段释磷才能有效进行.
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图 3 不同硝化液回流比下磷的去除情况 Fig. 3 Removal characteristics of P under different nitrate recycling ratios |
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表 2 不同硝化液回流比下释放单位磷所需VFA量 Table 2 Phosphorus released per VFA utilized under different nitrate recycling ratios |
2.2.2 缺氧吸磷情况分析
连续流反硝化除磷工艺中，DPB在缺氧段利用厌氧段吸收VFA合成的PHB作为电子供体，以硝化段提供的NO3--N作为电子受体，进行同时反硝化吸磷反应. 在不影响厌氧释磷情况下，缺氧段反硝化吸磷量的多少与缺氧段硝酸盐负荷紧密相关[17].
本研究中，ABR第3隔室及其后续隔室利用MBR回流硝化液中NO3--N作为电子受体进行缺氧吸磷. 溶解性PO43--P浓度在ABR第2隔室达到最高值，在ABR第3隔室明显减少，一方面是回流液稀释作用，更主要的是在ABR第3隔室发生了缺氧吸磷. 由图 4可见，在R1为100%、 200%、 300%和350%时，ABR第2隔室平均释磷量依次为9.41、 9.83、 7.03和3.18 mg·L-1，ABR平均缺氧吸磷量依次为8.8、 13.9、 11.79和6.5 mg·L-1，ABR缺氧吸磷量随R1的增加先增加而后减少.
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图 4 不同硝化液回流比下各隔室溶解性PO43--P的变化 Fig. 4 Change of soluble PO43--P in various compartments under different nitrate recycling ratios |
在R1为100%时，ABR缺氧段吸磷量较小，平均出水溶解性PO43--P浓度为1.49 mg·L-1，反硝化除磷量仅占除总磷量的55%，此时ABR第3隔室出水NO3--N浓度几乎为0，可见R1过小使ABR第3隔室无充足NO3--N供DPB利用，影响了对磷的去除. 在已完成充分释磷的情况下，缺氧吸磷彻底程度取决于缺氧段NO3--N浓度[18]. 当R1为200%时，ABR缺氧段吸磷量上升明显，平均出水溶解性PO43--P浓度为0.5 mg·L-1，反硝化除磷量占总除磷量的85%. 当R1为300%时，ABR第2隔室释磷量与ABR缺氧吸磷量均有所减少，ABR平均出水NO3--N浓度达1.54 mg·L-1，平均出水溶解性PO43--P浓度降至0.43 mg·L-1，反硝化除磷量达总除磷量的87%.
王晓莲等[19]认为当缺氧区出水NO3--N浓度控制在1～3 mg·L-1时反硝化除磷效果好； Kuba等[20]认为适当增加NO3--N浓度有利于DPB的生长. 可见 MBR段为ABR第2隔室提供适量电子受体尤为重要. 在R1较低时，NO3--N不足会成为反硝化除磷的限制因素，此时进入ABR第3隔室NO3--N随着R1增大而增多，反硝化除磷比例会随之增大. 但当R1增至350%时，ABR平均缺氧段吸磷量反而减少至6.5 mg·L-1，平均出水溶解性PO43--P浓度为1.74 mg·L-1. 这是由于大量NO3--N随污泥回流至ABR第2隔室，影响了厌氧释磷，导致DPB未储存足够多的PHB在ABR第3隔室来完成过程吸磷，大部分的DPB无法形成较高的吸磷动力，从而影响DPB反硝化除磷能力. 本研究表明，R1设置为200%以上时，缺氧段才有足够的电子受体完成反硝化除磷.
2.3 优化R1过程同步脱氮除磷效能分析反硝化除磷工艺主要是通过DPB在缺氧段利用NOx--N作为电子受体进行缺氧吸磷来完成对TN的去除； 对磷去除主要是通过DPB缺氧段利用硝态氮氧化污泥体内PHB，并过量吸收溶解性PO43--P合成体内聚磷来实现.
图 5为不同硝化液回流比下氮的转化规律，进水TN主要以NH4+-N为主，在ABR第2隔室TN和NH4+-N浓度降低主要由稀释作用，ABR第3隔室及后续隔室利用回流硝化液中NO3--N作为电子受体进行反硝化除磷，脱氮效率由反硝化除磷情况决定. 在R1分别为100%、 200%、 300%和350%时，平均NH4+-N去除率稳定在95%以上，平均出水TN浓度分别为36.82、 25.06、 12.98和22.82 mg·L-1； 去除率分别为57%、 70%、 84%和71%，R1从100%增至300%过程中，TN去除率呈升高趋势. 可见R1较低时，硝酸盐成为反硝化的限制因子. 但R1增至350%时，TN去除率却降至71%，由于回流到缺氧段的硝酸盐负荷近于饱和，而缺氧段可利用的有机碳源有限，因此，碳源不足成为影响反硝化效果的主要原因，造成硝酸盐的“穿透现象”[21]，从而导致反硝化除磷对脱氮贡献较小，影响了本研究中TN的去除.
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图 5 不同硝化液回流比下氮的转化规律 Fig. 5 Profile of nitrogen transformation under different nitrate recycling ratios |
本研究中获得工艺最佳同步反硝化除磷效果时的R1为300%，此时平均出水NH4+-N、 TN和溶解性PO43--P分别稳定在0.73、 12.98和0.43 mg·L-1. R1过低使ABR第3隔室中NO3--N负荷过低，即无充足电子受体供DPB利用，从而影响除磷效果； 另一方面，大部分NO3--N未经缺氧区反硝化除磷环节直接随出水流出，这种“未脱先离”的现象致使TN去除率不高. 而R1过大使ABR第3隔室及后续隔室NO3--N过剩，反硝化菌会大量消耗ABR第二隔室的VFA，导致释磷不充分，从而影响工艺的反硝化除磷效果； 另一方面，硝化液携带的DO随R1增大而增多，破坏了缺氧环境，反硝化能力被削弱，致使TN去除率不高[22].
2.4 优化R2过程去碳脱氮除磷效能分析在最优R1为300%下，设定3个不同R2: 80%、 100%和120%，图 6为不同R2下各污染物的去除情况，出水COD浓度稳定在50 mg·L-1左右，R2变化未影响本工艺对COD的去除. 在R2为80%、 100%和120%时，出水TN分别为13.46、 12.98和11.68 mg·L-1，随着R2的增大，出水TN浓度呈下降趋势. 随着R2的增大，更多NO3--N在ABR第2隔室进行反硝化，故在R1保持不变时，出水TN浓度随R2增大而减小. 污泥回流是导致厌氧段反硝化菌与DPB产生碳源竞争矛盾的主要原因，R2的大小直接影响ABR第2隔室中释磷量从而影响反硝化除磷效果. 当增大R2至120%时，ABR出水溶解性PO43--P浓度升高至0.74 mg·L-1，这可能是由于随R2增大，更多的NO3--N回流至ABR第2隔室优先进行反硝化，使DPB内储存的内碳源的量较少，导致缺氧吸磷减弱，从而造成除磷效果下降. 较大的R2必然会对除磷造成负面影响，在保证TN有效去除的前提下，无需维持较大的R2. 因此，本研究中R2为100%时获得最佳反硝化除磷效果.
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图 6 不同污泥回流比下COD、 TN和溶解性PO43--P去除情况 Fig. 6 Removal of COD,TN and soluble PO43--P under different sludge recycle ratios |
(1) 本研究构建的ABR-MBR一体化反应器，基于ABR优质供碳与MBR硝化液回流比相耦合，实现了稳定有效的反硝化除磷效果. 该工艺在优化的硝化液回流比和污泥回流比条件下，可实现对生活污水COD、 NH4+-N的稳定有效去除，系统出水COD和NH4+-N浓度分别在50 mg·L-1和1 mg·L-1以下.
(2) 在污泥回流比为100%，硝化液回流比从100%增大至350%时，ABR第2隔室释放1 mg磷需要VFA的量分别为5.88、 5.55、 7.14和20 mg，ABR为厌氧释磷提供了足够的优质碳源.
(3) 在污泥回流比为100%，硝化液回流比从100%增大至350%时，ABR缺氧吸磷量随硝化液回流比的增大先增加后减少，平均缺氧吸磷量依次为8.8、 13.9、 11.79和6.5 mg·L-1，平均出水溶解性PO43--P浓度分别为1.49、 0.5、 0.43和1.74 mg·L-1.
(4) 在ABR段有机负荷为2.0 kg·(m3·d)-1、 系统的HRT为9 h、 SRT为15 d，硝化液回流比和污泥回流比分别为300%和100%时，ABR-MBR组合工艺获得工艺最佳反硝化除磷效果，TN和溶解性PO43--P平均去除率分别达84%和94%，反硝化除磷量达磷总去除量的87%，平均出水TN和溶解性PO43--P浓度分别为12.98 mg·L-1和0.43 mg·L-1.
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