目前, 由氮、磷等元素引起的水体富营养化现象日趋严峻, 而磷对藻类生长的影响更为显著, 有资料显示, 磷浓度超过0.02 mg·L^-1就会导致水体富营养化, 水中藻类继而得以疯长^{[1, 2]}, 这严重影响着自然环境.因此, 开发经济高效的除磷技术对改善水环境具有重要的意义.循环式活性污泥法(cyclic activated sludge technology, CAST工艺)因具有投资少、运行费用低、选择器能防止污泥膨胀及运行灵活等优点, 成为众多污水处理厂的首选工艺.然而, CAST工艺是集有机物去除、硝化、反硝化及生物除磷等处理功能于一体的单一污泥悬浮生长系统, 反应器内微生物种群间复杂的生存竞争关系尚不明确, 此外, 由于生活污水碳氮比(C/N)较低, 系统内可利用的碳源有限, 且由季节更替引起的温度变化等因素在很大程度上影响了污水厂的高效运行.资料显示, PAOs虽被证明是一种耐冷菌, 但降低温度影响其生化反应速率, 进而影响系统除磷功能^{[3, 4]}; 另有研究表明, 低温环境中除磷效果更好^[5~8]; 但也有学者持不同意见, 认为当水温为20~30℃时, 系统污泥的TN和TP去除负荷较高^[9].此外, 对进水碳源影响系统除磷性能的研究表明, C/P高于33左右时系统除磷效果较好, C/P低于33时除磷效果线性下降^[10~12]; 也有学者认为C/P比过高(＞50)会导致进入好氧段的COD太高而使聚磷菌被聚糖菌淘汰掉^[13].但上述实验主要在SBR或A²/O系统内进行且以人工配水为研究对象, 对CAST处理实际生活污水的研究鲜见报道.

针对以上问题, 本研究以实际生活污水为处理对象, 考察了常温强化、低温及高温短程硝化等不同运行模式下CAST工艺的除磷性能, 同时分析了不同运行条件下系统污泥的沉降性能, 并采取降低回流比的方法以提高系统除磷效率.

实验装置如图 1所示, 反应器为有机玻璃制成.反应器总容积84 L, 有效容积54 L, 生物选择区占总容积的10%, 反应器的运行由在线系统控制, 根据需要对反应器的进水、搅拌、曝气、沉淀、回流的启动和停止进行实时控制.

图 1

Fig. 1

图 1 CAST工艺实验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the CAST experimental setup

CAST反应器分别以不同模式运行, 其中温度实验采用R₁运行模式, 即进水/缺氧1 h-曝气1 h-进水/缺氧1 h-曝气1 h-沉淀1 h-排水、闲置1 h.反应器运行参数：低温控制在14℃±1℃, 高温为27℃±1℃, SRT为15 d, 回流比25%, 排水比1/3.强化除磷(即投加碳源)及降低回流比实验采用R₂运行模式, 即进水/缺氧1 h-曝气2 h-进水/缺氧1 h-曝气2 h-沉淀1 h-排水、闲置1 h, 其中强化除磷实验外加碳源为无水乙酸钠, 投量分别为250 mg·L^-1和100 mg·L^-1, SRT与排水比同R₁.

吸磷小试分别于实验各工况的稳定运行期间进行.待CAST反应器运行至好氧结束时, 取泥水混合液6 L置于SBR反应器并投加300 mg·L^-1 COD厌氧搅拌2 h, 污泥充分释磷后沉淀、排水并加电解质溶液洗泥2次, 然后将污泥均分至3个SBR反应器, 加自来水至总体积为4 L后备用.小试反应初始向3个SBR反应器各投加PO₄^3--P 35 mg·L^-1, 其中, SBR₁进行好氧吸磷小试, DO控制在2 mg·L^-1左右, SBR₂和SBR₃分别进行以NO₂^-和NO₃^-为电子受体的缺氧吸磷小试, 因此, 反应初始分别向其中投加NO₂^--N和NO₃^--N各35 mg·L^-1, SBR其他条件同CAST反应器.

实验用水取自兰州交通大学家属区的实际生活污水, 进水水质为：COD 200.9~369.6mg·L^-1, 氨氮33.41~87.2 mg·L^-1, 总氮33.95~88.7mg·L^-1, PO₄^3--P 2.1~5.6mg·L^-1, pH值7.0~7.8, 平均COD/TP约50.

本实验用污泥取自兰州市七里河污水处理厂二沉池, 采用非限制性曝气方式培养驯化2 d, 其后按照各自的实验方案运行, 定期检测出水水质并记录.

所有水样均采用定性滤纸过滤后测定, 水质分析项目中PO₄^3--P采用钼锑抗分光光度法测定, COD采用COD快速测定仪测定, TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法, NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法, NO₃^--N采用麝香草酚分光光度法, NO₂^--N用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法. MLSS(混合液悬浮固体浓度)、MLVSS(混合液挥发性悬浮固体浓度)采用滤纸重量法测定, SV(污泥沉降比)采用30 min沉降法测定.温度、DO、ORP及pH由德国Multi 3420在线测定仪在线监测.

图 2中工况Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ及Ⅳ分别为C/P为50、100、75及75(曝气时间较之前减少2 h)的污染物去除性能.

图 2

Fig. 2

图 2 不同C/P对改良型CAST工艺除磷性能的影响 Fig. 2 Phosphorus removal of the CAST system under different C/P conditions

由图 2(a)可知, 反应器运行期间, 工况Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ中, 系统COD去除率随着C/P的增加略有提高, 但基本稳定维持在87%左右, 这和史静等^[14]的研究结果一致.从图 2(b)可见, 工况Ⅰ即C/P=50, 其出水磷浓度均值为3 mg·L^-1, 除磷率仅为15%;继而提高C/P至100, 出水磷浓度小于0.5 mg·L^-1, 符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)规定一级A标准, 实现了良好的除磷性能, 除磷率也迅速提高至95.6%, 系统除磷性能较工况Ⅰ大为改善.工况Ⅲ降低C/P至75, 系统除磷性能迅速恶化, 出水磷浓度均值为1.3 mg·L^-1, 除磷率降至51.4%, 最低仅为28.5%, 分析认为外投碳源的减少致使进水有机碳源不足, 无法缓解反硝化细菌与聚磷菌对有机碳源的竞争, 聚磷菌只能利用反硝化作用后的剩余碳源进行释磷作用, 继而导致系统除磷性能恶化.而由图 2(c)得, 增加C/P后, 工况Ⅱ和工况Ⅲ的TN去除率分别为88%和83.3%, 较工况Ⅰ的64%显著提高.

此外, 图 2(d)中SVI值在工况Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ运行期间由149.2 mL·g^-1逐渐升至601.8 mL·g^-1, 分析认为, 投加易降解碳源可解决因碳源不足而引起的除磷性能差的问题, 但长期投加会引发污泥膨胀现象.与此同时, 由图 3(a)典型周期图还可知, 工况Ⅱ中, 进入系统的氨氮在短时间内已完全硝化, DO发生突跃, 说明系统在好氧阶段已处于过曝气状态, 而过量曝气会导致污泥沉降性能变差甚至发生解体, 这可能是引起系统污泥膨胀的另一原因^[15], 为解决由投加碳源和过曝气引起的污泥沉降性能变差的问题, 工况Ⅳ通过缩短曝气时间缓解污泥膨胀等问题(运行方式同R₁).由图 2可见, 缩短曝气时间(64~110 d), 系统TN去除率迅速降低, NH₄⁺-N因曝气时间不足出现不完全硝化现象, 出水TN以NH₄⁺-N为主, 平均去除率由83.4%跌至33.9%, 脱氮效率明显下降.相反, 除磷性能迅速回升, 79 d后出水磷浓度均小于0.5 mg·L^-1, 除磷率稳定维持在90%以上, 说明由于NH₄⁺-N的不完全硝化导致反硝化菌所利用碳源量减少, 继而使聚磷菌可获得碳源增多; 从另一个角度分析, 一旦碳源易得, 聚磷菌能迅速利用其提高除磷效率.在此期间, COD去除率波动较小, 其平均去除率为81.6%, 较工况Ⅲ降低了5.4%, 但SVI值依然保持上升趋势并高达1 947.0 mL·g^-1, 污泥膨胀现象非但没有减弱, 反而更加严重, 污泥严重流失, 至本工况结束MLSS仅为678 mg·L^-1, 因此, 投加易降解碳源, 虽能提高系统的除磷性能, 但长期投加易引发污泥膨胀^[16].

图 3

Fig. 3

图 3 不同C/P下典型周期内系统释磷变化量 Fig. 3 Phosphate release during typical cycles under different conditions

各个工况典型周期内释磷量如图 3(b).

分析发现, 随着COD/TP的增加, 各工况下选择器和主反应器中的释磷量显著提高, 其中, 工况Ⅲ, 选择器在缺氧时期A₁和A₂段的释磷量较工况Ⅰ分别增加了2.1和1.5倍, 主反应区在缺氧时期A₁和A₂段的释磷量分别高了2.2和2.3倍, 而工况Ⅱ, 选择器在缺氧时期A₁和A₂段释磷量较工况Ⅰ分别提高了4.13和3.13倍, 主反应区在缺氧时期A₁和A₂段分别提高4.94和7.84倍, 而厌氧释磷与好氧过量摄磷是一个相辅相成的关系, 厌氧段磷释放量越大, 合成的PHB就越多, 那么在好氧段时由于分解PHB而合成的聚磷速度就较大, 所以表现出来其除磷性能也就越好, 这也就是COD/P比为100, 除磷性能良好的原因.

图 4为不同回流比条件下污染物去除性能.

图 4

Fig. 4

图 4 不同回流比条件下改良型CAST中污染物去除性能 Fig. 4 Nutrients removal performance of the CAST system under different reflux ratio conditions

由图 4可知, 系统回流比由25%降至12.5%, 再降为0的过程中, 各工况下COD去除率稳定维持在88.3%左右, TN去除率因降低回流比弱化了选择器的反硝化性能从而呈下降趋势, 其值分别为65.4%、58.3%、54%.各工况下系统除磷率均值依次为15.7%、36.1%和14.1%, 其中回流比为12.5%的除磷效率较25%时提高约2.3倍, 可见, 降低回流比可提高系统生物除磷性能, 但当回流比降为0后, 除磷效果反而变差.分析认为, 选择器是聚磷菌进行放磷的主要场所, 当回流比为25%时, 进入选择区的活性污泥混合液中含有较高的NO_x^--N, 甚至一定浓度的DO, 打破了选择器严格厌氧的环境, 不利于污泥厌氧释磷的进行; 当系统回流比降至为0时, 选择器内MLSS减少, 聚磷菌数量降低, 亦不利于系统进行除磷, 因此, 当回流比为12.5%时, 有助于提高系统除磷性能.整个运行期间, 污泥浓度稳定在1 100 mg·L^-1左右, 而在回流比为25%工况初期, 反应器污泥有轻微膨胀, 但随着反应的进行, SVI值趋于稳定, 最终稳定在250 mL·g^-1左右; 在污泥回流比为12.5%和0%时, 系统SVI略有增加, 但均稳定维持在300 mL·g^-1左右.

此外, 由图 4还可知, 除磷率曲线有3个明显的峰值, 第一个峰值出现在回流比降至12.5%初期, 降低回流比可以在短时间内迅速提高系统除磷效率, 但长期运行发现系统TP的去除率又下降至26%;第二个峰值出现在反应器运行的49 d, 由于外界因素反应器停止运行2 d, 系统处于厌氧闲置状态, 污泥利用内碳源进行反硝化和释磷作用, 聚磷菌合成了一定量的PHB, 当系统再次恢复运行时, 除磷性能显著增加.为验证第二个峰值产生的原因, 人为停运反应器2 d, 结果发现厌氧闲置有利于快速提高系统除磷率即第三个峰值(67 d).

图 5为低/高温对分段进水交替A/O运行模式CAST工艺的污染物去除性能.

图 5

Fig. 5

图 5 不同温度下CAST工艺污染物去除性能 Fig. 5 Nutrient removal performance of the CAST system under different temperature conditions

由图 5可知, 低温运行期间将温度控制在14℃±1℃, 系统COD、TN和NH₄⁺-N的平均去除率分别为84.3%、33.6%和37.6%, 较常温条件下(图 2中工况Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ), COD的去除率无较大波动, 而NH₄⁺-N不完全硝化导致出水TN以NH₄⁺-N为主, 去除率较低, 但系统出水磷浓度则均在0.5mg·L^-1以下, 除磷效果较常温运行条件下大大改善, 平均除磷率达到98.2%, 可见, 低温条件下, 高效的除磷性能是以出水NH₄⁺-N不达标为代价.分析原因, 低温条件下系统拥有良好的除磷性能, 一方面, 温度低于15℃时, 硝化细菌的活性显著降低, COD降解速率变化相对较小^{[17, 18]}, 另一方面, 生物除磷脱氮系统中, 少部分聚磷菌为嗜温菌, 大部分聚磷菌为嗜冷菌, 嗜冷菌在温度低于15℃时占有优势, 低温条件下聚磷菌优先利用碳源进行除磷活动^[19].在此期间, SVI值随着温度的降低而逐步升高, 系统发生轻微污泥膨胀现象, 但其最高值仅为331.8 mL·g^-1, 并未影响系统除磷效果.高温对改良型CAST工艺除磷性能的研究发现, 升高温度至27℃±1℃, 系统COD去除性能比较稳定, 平均值为83.2%, 但TN和NH₄⁺-N去除效率较低温系统大幅提高, 平均值分别为68.7%和99.1%, 分别是低温时的2.1倍和2.6倍, 系统在运行第6 d时亚硝酸盐积累率达到60%, 成功实现了短程硝化, 并稳定维持了99个周期.在此期间, 出水磷均值高达3.5 mg·L^-1, 除磷率仅为14.1%, 系统除磷能力恶化.分析认为, 温度升高, 硝化细菌活性恢复, 且在碳源有限的条件下(C/P=50), 聚磷菌无法进行充分释磷和吸磷, 异养菌则利用有机物去除氧化态氮, 因而系统优先进行脱氮作用, 同时系统内较高的NO₂^--N或游离亚硝酸浓度对聚磷菌的生长和代谢也会产生抑制作用^[20~22], 这都严重影响了好氧吸磷作用, 从而导致系统除磷效果变差.在此期间, 污泥发生轻微膨胀, SVI值稳定在200 mL·g^-1左右.

图 6为低温、常温、高温条件下污泥吸磷能力.

图 6

Fig. 6

图 6 不同模式下污泥缺氧吸磷能力 Fig. 6 Anoxic phosphate uptake capacity of the sludge under different concentrations

由图 6可知, 以O₂和NO₃^-为电子受体的2种运行模式中, 其比吸磷速率分别为10.9、5.71、0.59 mg·(g·h)^-1和4.56、2.69、0.21 mg·(g·h)^-1, 分别对其进行线性拟合发现, 以O₂和NO₃^-为电子受体的吸磷小试中, 温度与比吸磷速率呈负相关, 即升高温度, 以O₂或NO₃^-为电子受体的比吸磷速率下降, 其拟合度较高分别为0.987和0.947.而以NO₂^-为电子受体的吸磷小试发现, 温度与比吸磷速率无线性关系, 具体函数关系有待进一步研究, 其仅在常温条件下, 发生明显吸磷现象, 比吸磷速率为4.40 mg·(g·h)^-1, 低温和高温系统中比吸磷速率仅为0.09 mg·(g·h)^-1和0.21 mg·(g·h)^-1.对比各个模式下的不同电子吸磷能力可得, 低温条件下, 只有以O₂和NO₃^-为电子受体的系统发生明显吸磷作用, 且以O₂为电子受体的比吸磷速率是以NO₃^-为电子受体的2.4倍; 常温系统中, 以O₂、NO₃^-和NO₂^-为电子受体的3种系统均发生明显吸磷现象, 较低温系统其以O₂和NO₃^-为电子受体的比吸磷速率明显降低, 但以NO₂^-为电子受体的比吸磷速率却提高了49倍.分析认为, 低温系统聚磷菌的潜力得以充分发挥, 相对于硝化细菌等其他功能微生物受低温抑制, 聚磷菌在低温条件下仍能保持较高的活性, 更有利于聚磷菌的富集; 常温除磷系统中, 温度条件为各功能菌适宜生长环境, 硝化细菌及聚磷菌等皆能共生, 因而各功能菌之间仍存在一定的竞争, 聚磷菌未能表现出明显的优势; 而高温系统中, 处于短程硝化阶段的系统污泥仅能以O₂为电子受体进行少量吸磷, 说明聚磷菌在该体系内处于竞争劣势, 这与聚磷菌嗜低温特性有关.对于低温不完全硝化系统内的污泥不能以NO₂^-为电子受体进行缺氧吸磷, 而常温系统内则有较明显的亚硝酸盐型反硝化吸磷, 关于这一问题尚未发现相关报道, 因此, 对该现象有待于进一步实验研究.

(1) 改良型CAST工艺处理生活污水, 常温条件下, 进水C/P对COD的去除影响甚微.进水C/P=100, 系统TN去除率为88%, 出水磷浓度均低于0.5 mg·L^-1, 脱氮除磷性能达到最佳.

(2) 低C/P(50)比情况下, 降低污泥回流比或不回流尽管可以节约污水厂运行费用, 但除磷效果不仅未得到实质性提高, 且弱化了选择器的反硝化效果.此外, 系统短期闲置导致的污泥“饥饿”有利于系统除磷率的提高.

(3) 低温条件下(14℃±1℃), 除磷率能稳定维持在90%以上, 但该高效除磷性能建立在以出水NH₄⁺-N不达标为代价的基础上; 而高温短程硝化系统, 因碳源不足无法进行充分释磷和吸磷, 因而系统优先进行脱氮, 除磷率仅为14.1%.

(4) 常温系统污泥以O₂、NO₃^-和NO₂^-为电子受体均能进行吸磷, 而低温系统污泥能以O₂、NO₃^-为电子受体进行吸磷, 高温系统污泥则仅能以O₂为电子受体进行少量吸磷; 并且以O₂或NO₃^-为电子受体的比吸磷速率与温度呈负相关.