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随着人们环境保护意识的增强和国家环境保护政策的严格落实，城镇污水处理厂的数量逐年上升。现有城镇污水处理厂中，约90%采用活性污泥法，其中微生物对污水中氮磷的高效去除需有充足的有机物[1]。由于我国污水存在低C/N的特点，为保证出水氮磷达标排放，污水处理厂需投加大量外部碳源与除磷药剂，从而提高了污水处理厂的运行成本[2]。此外，日益严格的出水标准也进一步提高了污水处理厂的运行成本。因此，低运行成本的污水处理工艺成为研究热点。
生物絮凝系统内污泥微生物分泌的胞外蛋白，可有效将污水中悬浮态和颗粒态COD等难降解有机物絮凝，最终被截留的有机物和污泥可用于厌氧消化，转化为资源与能源物质[3-4]。张闻多等[5]研究发现，经热碱处理后的高有机质含量的剩余污泥厌氧发酵后，挥发性脂肪酸平均浓度为7.93 g·L−1。该挥发性脂肪酸可作为优质碳源，投加至厌氧池或缺氧池，从而降低污水处理厂的外部碳源消耗量，同时可保障污水处理工艺对氮磷污染物的高效去除。此外，生物絮凝系统可减小后续工艺因进水急剧变化而受到的影响，并为后续工艺提供稳定的低C/N进水。
低C/N的进水是反硝化除磷工艺的必要前提，其主要原因为：反硝化除磷工艺通过自养反硝化脱氮除磷，可节约50%的碳源消耗[6-8]。此外，反硝化除磷工艺可减少50%的污泥产量，并降低30%的曝气能耗[9]，因此，反硝化除磷工艺的运行成本低于传统工艺。反硝化除磷工艺可分为单污泥工艺与双污泥工艺2类[10-11]。与双污泥工艺相比，单污泥工艺具有操作简便、应用范围广的特点，且与传统AAO工艺相比，AAAO工艺进水COD首先被用于缺氧反硝化过程，确保厌氧条件下释磷不受硝态氮(dissolved nitrates，
$ {\rm{NO}}_3^{-}$ -N)影响。此外，污泥厌氧消化后所产碳源可分点投加至该工艺厌氧池或缺氧池，从而强化脱氮除磷效能，降低污水处理过程外部碳源的使用量。因此，生物絮凝工艺与AAAO工艺相结合可降低污水处理过程中的能源消耗。本研究以城镇污水为对象，考察了中试规模下的生物絮凝-AAAO工艺对实际污水的去除效果。将模拟生物絮凝系统污泥厌氧发酵所产碳源投加至AAAO系统中，以期培养DPAO并强化该中试系统的污染物去除效能，进而为污水处理厂节能降耗与污泥资源化利用提供可借鉴的经验。
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生物絮凝-AAAO系统所用污水为天津市某污水处理厂沉砂池出水，该厂采用特有除臭工艺将除臭污泥回流至进水泵房，使沉砂池出水SS(suspended solids)较高，沉砂池出水COD、TN、TP等指标随SS发生相似变化。此外，该污水处理厂上游有日处理量800 t的大型污泥处理厂，该厂所排废液含铝、铁等调理药剂污泥直接进入污水处理厂。中试系统进水水质及污泥发酵液成分具体参数见表1。
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生物絮凝-AAAO工艺流程图如图1所示。中试装置主要构筑物包括生物絮凝池、一沉池、前缺氧池、厌氧池、缺氧池、好氧池和二沉池，有效容积分别为1、2.10、3.40、4.20和9.60 m3。生物絮凝池采用微曝气搅拌，其余均采用机械搅拌。中试系统所用电机、水泵、鼓风机均采用变频器控制。
生物絮凝-AAAO中试系统污水处理量50 m3·d−1。生物絮凝系统污泥回流比为100%，溶解氧(dissolved oxygen，DO)维持在0.30 mg·L−1左右。为控制该系统内污泥浓度，每日排泥量根据一沉池泥位确定，污泥龄(sludge retention time，SRT)为0.20~2 d。AAAO系统内回流比100%，外回流比80%，SRT为14 d，好氧池DO控制在3 mg·L−1左右。
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化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)、总氮(total nitrogen，TN)、氨氮(ammonia nitrogen，
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N)、硝酸盐(nitrate，${\rm{NO}}_3^{-} $ -N)、总磷(total phosphorus，TP)与磷酸盐(dissolved phosphates，${\rm{PO}}_4^{3 - } $ -P)采用标准方法[12]测定。反硝化过程碳氮消耗比测定方法。取8 L缺氧池活性污泥混合液，沉淀后撇去上清液，加入蒸馏水反复清洗3次，最终保留4 L泥水混合液。将4 L泥水混合液与4 L中试系统二沉池出水(COD低于20 mg·L−1，
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N浓度约15 mg·L−1)混合。使用磁力搅拌器(DF-101T-10L，上海力辰仪器科技有限公司)对混合后的8 L水样搅拌，并用便携式溶氧仪(Multi3510，北京金洋万达科技有限公司)测定混合液DO，待混合液DO浓度降至0 mg·L−1后，将2 g乙酸钠(分析纯)加入混合液中，使混合液内COD升至145 mg·L−1以上。将乙酸钠加入混合液后，分别在0、5、10、20、30、45和60 min取20 mL混合液，使用0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤水样，并测定滤后水样的COD和${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度。反硝化吸磷过程氮磷消耗比测定方法。取8 L厌氧池活性污泥混合液，沉淀后撇去上清液，加入蒸馏水反复清洗3次，最终保留4 L泥水混合液，加入4 L中试系统二沉池出水(COD低于20 mg·L−1，
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N浓度约15 mg·L−1)，采用磁力搅拌器对混合后的8 L水样进行搅拌，使用便携式溶氧仪测定混合液DO，待混合液DO浓度降至0 mg·L−1后，分别在0、5、10、20、30、45和60 min取20 mL混合液，使用0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤水样，并测定过滤后水样的$ {\rm{PO}}_4^{3-}$ -P、$ {\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度。碳源模拟污泥发酵液配置方法。污泥发酵液成分为：COD平均值40 002 mg·L−1、TN平均浓度459.50 mg·L−1、TP平均浓度13.1 mg·L−1。碳源模拟发酵液使用分析纯级的乙酸钠、磷酸二氢钾、氯化铵，按照COD∶TN∶TP为3 053.59∶35.08∶1配置。
缺氧池内TP、
${\rm{PO}}_4^{3-} $ -P、$ {\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度[13-15]按式(1)~式(4)计算。式中：C1为缺氧池内TP理论值，mg·L−1；C2为厌氧池内TP实际值，mg·L−1；C3为好氧池内TP实际值，mg·L−1；C4为缺氧池内TP实际值，mg·L−1；C5为前缺氧池内TP实际值，mg·L−1；R外为AAAO系统外回流比；R内为AAAO系统内回流比；η1为缺氧吸磷率；η2为好氧吸磷率；B为厌氧释磷率。
缺氧池内反硝化除磷氮磷消耗比按式(5)计算。
式中：F为缺氧池内反硝化除磷过程中的氮磷消耗比；D为实验过程中缺氧池内
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N消耗量，mg·L−1；E为实验过程中缺氧池内TP消耗量，mg·L−1。AAAO系统释磷量与吸磷量之比按式(6)和式(7)计算。
式中：G为AAAO系统释磷量，mg·L−1；I为AAAO系统释磷量与吸磷量之比。
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在图2中，生物絮凝系统进水COD、TP 、TN波动较大，进水
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N波动较小，表明进水水质波动是由含COD、TP、TN的不可溶物质引起。生物絮凝系统出水较稳定，抗冲击能力较强。在图2(a)中，生物絮凝系统具有较好的有机物截留效果，其主要原因是微生物在低DO条件下具有大量吸收与贮存有机物的能力[16]。生物絮凝系统进水COD平均值为417.75 mg·L−1，出水COD平均值为117.45 mg·L−1，平均去除率67.23%。在图2(b)中，生物絮凝系统进水TN的平均浓度为44.17 mg·L−1，出水TN平均浓度为32.29 mg·L−1，TN平均去除效率为27%。由于生物絮凝系统DO浓度在0.30 mg·L−1以下，因此，该系统对${\rm{NH}}_4^{+} $ -N基本无去除效果，${\rm{NH}}_4^{+} $ -N平均去除率为2.91%。在图2(c)中，生物絮凝系统进水TP平均浓度为14.55 mg·L−1，出水TP平均浓度为4.52 mg·L−1，TP平均去除率为68.93%。生物絮凝系统除磷效果较好的原因是：生物絮凝系统进水含部分除磷药剂，除磷药剂通过网捕、吸附架桥等作用吸附进水非溶解性与溶解性磷并形成絮体[17]。生物絮凝系统通过微生物的物理吸附与化学药剂的絮凝作用，对COD、TN和TP均有较好的吸附截留效果，该系统出水C/N为3.64。低C/N污水结合适宜的污水处理工艺，可用于驯化DPAO[18]。
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AAAO系统进水为生物絮凝系统出水，该系统进水COD、TP、TN与
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N等指标变化较小，受到冲击负荷影响的风险较低。在AAAO系统DO、pH等参数均无异常条件下，COD、TN和TP等污染物由该系统内微生物去除。由图3可知，AAAO系统出水COD满足一级A出水标准，但出水TN和TP明显超出一级A出水标准。在图3(a)和图3(c)中，AAAO系统出水COD、TP平均浓度分别为27.35 mg·L−1与3.11 mg·L−1，平均去除率为75.82%与33.63%。图3(b)中，AAAO系统硝化效果较好，出水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N平均浓度为0.10 mg·L−1，平均去除率为99.67%。但该系统反硝化效果较差，出水TN平均浓度为21.85 mg·L−1，平均去除率仅为31.63%。生物脱氮是通过微生物硝化与反硝化作用实现，其中反硝化作用需以碳源为电子供体将${\rm{NO}}_3^{-} $ -N还原为氮气。生物除磷则是是通过聚磷菌(phosphate accumulating organisms，PAOs)厌氧池内消耗COD后释磷，而后在曝气池内过量吸磷得以实现[19]。因此，AAAO系统生物脱氮除磷效率较低与进水COD较低有关。综上所述，在进水C/N较低的条件下，厌氧池与缺氧池内厌氧释磷、缺氧反硝化效率较低，AAAO系统自身生物脱氮除磷效果受到抑制。此外，较低厌氧释磷效率，也将提高DPAO的驯化难度。
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虽然生物絮凝-AAAO中试系统进水水质波动较大，但生物絮凝系统出水水质波动较小，这为DPAO的培养提供了稳定的进水条件。DPAO的培养需保证厌氧池内微生物有较好的厌氧释磷效果，并且缺氧池内
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N、DO和COD的浓度均应较低。由前述2.2节内容可知，AAAO系统进水C/N较低，无法为厌氧池内微生物厌氧释磷提供所需有机物，因此需以模拟生物絮凝污泥厌氧发酵后的有机酸为碳源，并将其适量投加至厌氧池以促进DPAO的驯化。 -
活性污泥系统反硝化去除1 mg的
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N需消耗有机物量由各系统内微生物的异样产率系数决定，而活性污泥系统异样产率系数受外界环境影响较大，实际反硝化过程有机物消耗量稍有差异[20-21]。因此，AAAO系统的实际COD与$ {\rm{NO}}_3^{-}$ -N消耗之比需通过实验确定。如图4所示，在COD充足的条件下，AAAO系统内微生物反硝化过程中COD与${\rm{NO}}_3^{-} $ -N消耗比为4.5∶1。通过长期监测发现，前缺氧池中${\rm{NO}}_3^{-} $ -N的浓度在5~9 mg·L−1范围内波动，在碳源不足条件下，厌氧池中较高浓度的${\rm{NO}}_3^{-} $ -N影响厌氧释磷速率[22]。为保证厌氧池PAOs释磷效率，将50 mg·L−1模拟碳源投加至厌氧池进水口处。结合图3可知，投加模拟碳源后AAAO系统进水C/N、C/P分别升高至5.18与37.04。 -
图5为模拟碳源投加第0、10、20天3次全流程测试结果对比。由图5(a)可知，AAAO系统在投加模拟碳源后前缺氧池与厌氧池对COD去除效果有明显改善，二沉池出水COD值进一步降低。投加的模拟碳源分别参与厌氧池内PAOs释磷与反硝化细菌脱氮过程。在此过程中，厌氧池内COD并未明显升高，表明模拟碳源投加量并未超出厌氧池内微生物实际需求。如图5(b)所示，AAAO系统出水TN明显降低，该系统生物脱氮效率较投加模拟碳源前提升了37.67%，反硝化过程主要发生在前缺氧池与厌氧池。此外，第10天和第20天的二沉池出水TN浓度均低于15 mg·L−1，满足一级A出水标准。图5(c)中，AAAO系统在投加模拟碳源后厌氧池内聚磷菌释磷率最高可达167%，随着厌氧释磷效果改善，好氧池内PAOs出现过量吸磷现象。第10天和第20天好氧吸磷率平均为49.78%与66.4%，AAAO系统总磷去除率分别为83.93%与90.27%。
由图5(b)可知，第10天缺氧池内
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N浓度低于3 mg·L−1，经核算发现缺氧池出现异养反硝化现象，为降低所投模拟碳源对缺氧池的影响；从第11天开始，将AAAO系统内回流比由100%升至200%，模拟碳源投加量降至40 mg·L−1。由第20天全流程测试结果可知，采取的调节措施效果明显，缺氧池内${\rm{NO}}_3^{-} $ -N由1.40 mg·L−1升至7.60 mg·L−1，缺氧池出现氮、磷同步下降现象；第20天缺氧池吸磷率为44.57%，缺氧池内氮磷消耗比为1∶0.56。综上所述，投加模拟碳源后AAAO系统运行效果明显改善，COD、TN和TP去除率最高可达76.15%、57.43%和90.27%，氨氮去除率基本可达100%，出水COD和TP可稳定达到一级A出水标准，TN存在超标风险。与之类似的现象还出现在A2N-SBR反硝化除磷系统中，在低C/N条件下，该系统TN去除率仅66%，而
${\rm{PO}}_4^{3-} $ -P去除率可维持在88%[23]。结合全流程测试结果可知，AAAO系统缺氧池内反硝化效率较低，若需进一步提高AAAO系统脱氮效率，可提高进水C/N或将部分模拟碳源投加至缺氧池。 -
如图6所示，缺氧池内TP浓度下降是DPAO缺氧吸磷所致，
${\rm{PO}}_4^{3-} $ -P浓度和${\rm{NO}}_3^{-} $ -N浓度分别降低1.45 mg·L−1与3.10 mg·L−1。KERRN等[24]在研究固定生物膜反应器反硝化除磷系统时，发现缺氧池氮磷消耗比为1∶2，而AAAO系统缺氧池内氮磷消耗比为1∶0.47。缺氧池内反硝化除磷过程中氮磷消耗比分别由缺氧池内氮磷比例关系与系统内DPAO菌群数量决定。由于AAAO进水${\rm{PO}}_4^{3-} $ -P浓度较低，导致缺氧池内${\rm{PO}}_4^{3-} $ -P浓度较低，因此，缺氧池内DPAO氮磷消耗比与生物膜反应器中所测值存在一定差距。AAAO系统不同时间除磷效果及缺氧池和好氧池吸磷率如图7所示。随着AAAO系统运行时间的延长，厌氧池释磷率逐渐升高，反硝化吸磷率由34.86%升至62.97%并趋于稳定，好氧吸磷率稳定在34%，AAAO系统TP去除率可达96.97%。厌氧释磷水平的高低决定了系统的除磷能力。随着厌氧池内PAOs释磷率逐渐升高，出水TP浓度由初始0.4 mg·L−1降至0.18 mg·L−1。有研究发现，除磷过程中PAOs厌氧释磷量与好氧吸磷量之比为1∶2.96[25]，AAAO系统释磷量与吸磷量之比平均值仅为1∶1.27。这是由于工艺系统和运行条件的不同，使污泥微生物菌群结构和代谢特性存在差异[26-27]。因此，不同系统实际厌氧释磷量与好氧吸磷量之比也存在一定差异。
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1)生物絮凝系统出水COD、TN和TP的平均浓度分别为117.45、32.29和4.52 mg·L−1，平均去除率达67.23%、27%和68.93%。未补充模拟碳源前，AAAO系统在出水COD、TN和TP的平均浓度仅为27.35、21.85和3.11 mg·L−1，平均去除率达75.82%、31.63%和33.63%。
2)通过模拟生物絮凝污泥厌氧发酵后的有机酸为碳源，将其适量投加至厌氧池强化生物释磷后，可实现DPAO的培养培养工作。投加碳源后AAAO系统对进水COD、TN和TP的去除率分别提高31.53%、37.67%与26.37%，缺氧吸磷率达62.97%，好氧吸磷率达31.59%，最终出水TP可降至0.18 mg·L−1。
3)生物絮凝-AAAO中试系统所产高有机质剩余污泥资源化产生的优质碳源可辅助DPAO的培养并强化生物系统的脱氮除磷效果，从而降低污水处理过程资源与能源消耗量，为污水处理厂的碳中和与节能减排等研究奠定基础。
生物絮凝-AAAO中试系统污染物去除特性及反硝化除磷菌的培养
Contaminant removal characteristics of bioflocculation-AAAO pilot system and cultivation of denitrifying polyphosphate-accumulating organisms
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摘要: 为降低污水处理成本并实现出水稳定达标，采用中试规模生物絮凝-AAAO工艺处理城镇生活污水，并模拟生物絮凝污泥厌氧消化所产生的碳源，用于强化反硝化除磷菌(DPAO)驯化效果。实验结果表明：生物絮凝系统抗冲击负荷能力较强，化学需氧量(COD)、总氮(TN)和总磷(TP)平均去除率可达67.23%、27%与68.93%。将模拟厌氧消化后产生的碳源投加至厌氧池促进DPAO的驯化后，AAAO系统对COD、TN和TP去除率分别提升31.53%、37.67%和26.37%，反硝化吸磷率最高可达62.97%，二沉池出水COD、TN均满足一级A出水标准，TP可低于0.30 mg·L−1。生物絮凝-AAAO工艺脱氮除磷效果较好，可为污水处理厂节能降耗运行奠定基础并有望得到广泛应用。Abstract: In order to reduce the operation cost and achieve good effluent, the pilot-scale bioflocculation-anoxic-anaerobic-anoxic-oxic(AAAO) process was established to cultivate denitrifying polyphosphate-accumulating organisms(DPAOs) and further enhance phosphorus removal by adding simulative carbon source from bioflocculation sludge through anaerobic digestion(AD) process. The experimental results showed that the bioflocculation process presented good resistance to shock loads, and the average removal rates of chemical oxygen demand(COD), total nitrogen(TN) and total phosphorus(TP) were 67.23%, 27% and 68.93%, respectively. After dosing carbon source produced from simulative anaerobic digestion to anaerobic tank, and DPAO acclimation was promoted, then the COD, TN and TP removal rates of AAAO system increased by 31.53%, 37.67% and 26.37%, respectively. In addition, the maximum phosphorus uptake rate during denitrification process was up to 62.97%, and the TN and COD in effluent of secondary tank could meet the Class A of National Effluent Standard, the effluent TP even decreased to below 0.30 mg·L−1. The pilot-scale bioflocculation-AAAO process demonstrated a good nitrogen and phosphorus removal capacity, which can lay a foundation for energy-saving and cost-reducing operation of wastewater treatment plants, and is expected to be widely promoted.
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图 1 生物絮凝-AAAO中试系统流程图和现场照片
Figure 1. Diagram and picture of bioflocculation-AAAO pilot system
图 2 生物絮凝系统COD、TN、
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N和TP去除效果Figure 2. COD, TN,
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N and TP removal effects of bioflocculation system
图 3 低C/N条件下AAAO系统COD、TN、
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N和TP去除效果Figure 3. COD, TN,
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N and TP removal effects of AAAO system under low C/N conditions
图 4 反硝化过程碳氮消耗量
Figure 4. Carbon and nitrogen consumption in the denitrification process
图 5 生物絮凝-AAAO系统不同时期全流程测试结果
Figure 5. Full-process test results of bioflocculation-AAAO system during different periods
图 6 反硝化除磷过程氮磷消耗量
Figure 6. Nitrogen and phosphorus consumption in denitrifying phosphorus removal process
图 7 AAAO中试系统不同时间除磷效果及吸磷率
Figure 7. Phosphorus removal effect and phosphorus uptake rate of pilot AAAO system at different times
表 1 中试系统进水水质及污泥发酵液成分
Table 1. Pilot system influent water quality details and composition of sludge fermentation broth
统计值 COD TN NH4+-N TP SS Al Fe 进水浓度范围 245~852 34.46~54.99 26.95~41.31 6~32 400~2 400 2~10 2~8 进水平均浓度 417.50±177.89 44.17±6.20 33.48±4.03 14.04±6.96 1 362.50±740.54 5±0.12 3±0.15 
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