我国北方冬季气温普遍较低，冬季城市污水平均温度在10℃左右，尤其是我国部分新建城区，有机物含量低且水质水量变化大，对后续处理系统产生不利影响。采用活性污泥法对低温污水进行处理，其微生物吸附能力、沉降性能、生长速率和代谢能力均会受较大影响，污水处理效能显著降低。同时低温环境对设备有损害，会造成北方地区污水处理厂提高取暖成本，增加外加碳源(C源)和化学除磷药剂的用量，进而增加了污水处理厂运行成本。
低温城市污水强化生物处理可根据硝化细菌生长特性调控运行参数，增加DO浓度和延长污泥龄。污泥龄在20d时，可减少低温(15℃)的不利影响，并稳定硝化作用。通过投加生物填料，在低温下(7~10℃)，以沸石作为填充物的曝气生物滤池对低温废水中氨氮的去除能力更强。利用开发的嗜冷菌株将其接种在反应器中，实验结果显示氨氮去除效果良好。对A2/O-MBR污水处理系统进行了研究，发现低温下A2/O-MBR系统的硝化速率高于普通A2/O工艺。分段进水多级AO工艺通过合理分配原水中有机物，保证系统反硝化所需C源，无需硝化液回流即可实现脱氮功能。分段进水多级AO工艺具有脱氮效率高、污泥浓度高、节约能源等特点。近年来分段进水多级A/O工艺的研究不断加深，多级A/O工艺在城市污水处理厂的改造和新建项目中已经得到广泛的应用，研究表明：采用JASSFR工艺对TN和TP的去除率可达到81.4%和86.1%。在达到理想TN去除率的同时(大于97%)，为生物除磷创造了良好的厌氧条件，磷的去除率大于98%。
流离生化技术是产生于近年内的一种有机废水处理新技术。填料为表面经过特殊处理的集合体(流离球)。污水在流动中存在着球体外流速快，球体内流速慢的状况，污水中漂浮物集中在流速慢的地方产生流离现象。经过无数次流离作用，使污水中的固体物和有机物胶体与水分离。再结合生化分解，构成了流离生化技术。
本研究以实际污水处理厂冬季运行环境条件为参考，利用分段进水三级A/O活性污泥耦合流离生化技术，实现低温城市污水稳定高效去除污染物。通过考察工艺的低温污水总体去除效率，分析各隔室内污染物浓度及迁移转化规律。同时考察工艺缺氧反硝化及好氧硝化速率，解析低温条件下多级AO耦合流离生化工艺污染物去除机理。
一、材料与方法
试验采用分段进水三级A/O反应器(图1)，该装置缺氧池与好氧池体积比为3：4，且各级缺氧池、好氧池沿池长方向分别设为AX1/AX2/OX1/OX2(A代表缺氧隔室、O代表好氧隔室、X代表级数)，缺氧、好氧池底部挡板设有过流孔连通。反应器由有机玻璃制成，总容积为144L，有效容积为126L。二沉池为竖流沉淀池，中心管进水、上部溢流堰排水，污泥从底部排空管定期排放。采用4台蠕动泵分别输送原水至各级缺氧池AX1与污泥回流，曝气区采用气泵为系统好氧隔室供气，通过空气流量计控制曝气量。6台机械搅拌器对缺氧区进行搅拌。
1.1 运行控制方案
实验在低温控制室内进行，控制风机的启停温度分别为9.5~12℃，实测水温为(10±0.5)℃，HRT为8h，进水流量分配比例为3：2：1，污泥回流比控制在50%。进水采用3台蠕动泵进行控制，各级均单独控制，每级进水进入各级的第一个缺氧区。污泥回流至第一级缺氧段。
1.2 试验污泥及水质
本试验研究采用的接种活性污泥取自长春市某污水处理厂，接种初期污泥浓度为5000mg/L左右。
试验原水为模拟城市污水，配水使用的药剂为可溶性淀粉、牛肉膏、蛋白胨、乙酸钠(CH3COONa)、氯化铵(NH4Cl)、硝酸钾(KNO3)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、碳酸氢钠(NaHCO3)、氢氧化钠(NaOH)，药剂纯度均为分析纯。运行期间配水详细水质参数见表1，C/N值变化范围为5.69~8.68，平均值为6.85，试验原水配置过程在恒温房间进行，水温保持在(10±1)℃。
1.3 检测项目及方法
研究过程中水质和污泥的检测均参照水和废水监测方法第四版中国标法进行，具体方法如表2所示。
生物膜污泥浓度检测：反应器内流离球填料上生物膜污泥浓度的测定采用碱洗法。称重烘干后流离球填料质量为M1。利用超声洗脱法将填料上生物膜剥离，烘干称量为M2。用M1减去M2并除以填料的数量即为单个海绵或KaldnesK3型填料上的膜生物量。并以此来计算每个区域的总生物量，除以区域的有效体积，得到各隔室的生物膜污泥浓度。
好氧硝化速率测定：取反应器中好氧隔室内流离球填料及污泥混合液，加入NH4Cl溶液，配制初始ρ(NH4+-N)为18~25mg/L左右，搅拌均匀后开启曝气设备。取样测定NH4+-N浓度。计算NH4+-N消减量b，根据测得的NH4+-N浓度与取样时间t的关系，绘出回归曲线，并求出比硝化速率：
缺氧反硝化速率测定方法：取多级A/O缺氧区的泥水混合液，加入一定量的硝酸钾(KNO3)和丙烯基硫脲(ATU，抑制亚硝化细菌的活性，从而抑制活性污泥的硝化反应)，控制混合液中的NO3--N初始浓度在20mg/L左右，反应温度控制在10℃左右。测定混合液中NO3--N的浓度，得到NO3--N浓度随时间的变化曲线，利用曲线的斜率r和测定的混合液MLVSS值，由式NUR=r/MLVSS即可求得反硝化速率(mg/(g•h))。
二、结果与讨论
2.1 反应器内DO与pH值变化情况
系统运行稳定后，装置内DO及pH值变化情况见图2，3级好氧池DO平均浓度分别为1.05，3.23，3.75mg/L，后两级好氧池DO浓度较高，缺氧区DO浓度均低于0.05mg/L，达到缺氧反硝化脱氮要求，DO控制良好是该系统高效脱氮的保证。系统各隔室内pH值维持在7.0左右，系统运行状态良好。
2.2 反应器内活性污泥及生物膜污泥浓度
反应器内悬浮活性污泥浓度和生物膜污泥浓度如图3所示：分段进水多级A/O系统三级平均污泥浓度分别为6400，5400，4600mg/L，回流污泥浓度11200mg/L，活性污泥浓度梯度分布明显，符合多级A/O工艺特点，活性污泥浓度较高，表明反应器内微生物数量大，高污泥浓度有利于提高低温污水处理效率，弱化低温污水处理微生物活性低、新陈代谢缓慢等不利影响。
反应器内生物膜污泥浓度400~800mg/L之间，沿水流方向逐渐升高，这与悬浮活性污泥浓度逐渐降低的规律相反，原因为混合系统中固着相与悬浮相微生物间互为竞争关系，在同一系统中，活性污泥浓度与生物膜污泥浓度变化趋势相反。图中缺氧段生物膜污泥浓度高于好氧段，原因为缺氧段采用机械搅拌的方式，对填料表面生物膜的震动作用较弱，而好氧区曝气对生物膜的冲击以及水流剪切力的作用，使生物膜更容易脱落，故好氧段生物膜污泥浓度较缺氧段小。
2.3 污染物去除效率
2.3.1 COD的去除
COD的去除情况如图4所示，在近200d的运行时间内，平均进水COD为200mg/L，出水COD维持在50mg/L以下，平均COD去除效率达到90%，表明系统针对低温污水中有机物的去除具有较好的效果。
2.3.2 NH4+-N与TN的去除
NH4+-N及TN的去除如图5所示，平均进水NH4+-N浓度为15mg/L，运行初期系统出水NH4+-N浓度较高，运行15d后逐渐稳定，稳定阶段出水NH4+-N浓度在0.5mg/L左右，系统NH4+-N去除效率较高，达到90%以上。低温下系统NH4+-N去除效率较高的原因主要为，投加流离球填料有助于系统中长泥龄微生物(硝化细菌等)在填料表面富集，硝化菌等长泥龄微生物量的增加，弥补低温环境带来的生物活性下降等不利因素，保证系统较高的硝化效率。进水TN平均浓度为30mg/L，TN去除效率呈现先下降后上升的趋势，运行166d后达到稳定，出水TN浓度维持在7mg/L以下，去除效率达到80%。分析原因，运行初期反硝化菌受低温影响，增值缓慢，系统内反硝化菌数量不足，活性较低，随着运行时间延长，反硝化菌逐渐适应环境，达到一定数量积累后，开始显现出反硝化性能。
2.3.4 TP的去除
多级A/O工艺主要通过排出剩余污泥来实现，即微生物同化作用从水中摄取磷合成有机物并贮存能量，通过定期排出沉淀池内的剩余污泥，实现水中磷的去除。如图6所示，进水磷浓度平均为7mg/L，运行初期磷去除率较低，且不稳定。运行100d后，磷去除率逐渐升高并稳定在80%左右，出水磷浓度小于2mg/L。本研究中进水磷浓度较高，普遍超过了其他研究中3.0~5.0mg/L的磷浓度，在此条件下去除效率超过80%，说明经过分区后的分段进水多级A/O工艺具有较好的磷去除能力。
2.4 三级AO耦合系统污染物变化规律
如图7所示，系统内COD变化较小，结合分段进水模式分析，原水中有机物进入各级缺氧段，大部分作为反硝化C源被反硝化菌用于反硝化脱氮，少部分进入好氧段。系统NH4+-N的降解主要发生在好氧段，流入每一级的NH4+-N均能够在该级内得到完全去除，各级出水NH4+-N浓度均小于0.5mg/L，同时第3级缺氧段和好氧段NH4+-N浓度均较低，表明3级AO耦合系统第3级存在一定的硝化潜能，有利于提高系统抗NH4+-N冲击能力，保证系统出水NH4+-N浓度稳定。反应器内TN的降解主要发生在缺氧段，通过反硝化作用被去除。同时在好氧段也存在明显的TN降解，主要原因为好氧段填充了流离球填料，填料内部存在缺氧/厌氧环境，满足硝酸盐反硝化所需的环境条件，填料的投加促进了好氧段同步硝化反硝化反应的进行，提高了系统总体的脱氮能力，尤其对于系统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浓度，保证出水水质达标。系统内磷变化规律在不同隔室内存在明显的差异，缺氧段由于存在P的释放，TP浓度较高，第1级缺氧段TP浓度达到20mg/L，随后在好氧段磷得到吸收降低至3mg/L，说明系统内存在聚磷菌，且并未在系统第3级释放，出水磷浓度较低。
2.5 耦合工艺脱氮规律
系统各级NH4+-N的>
分段进水多级A/O耦合流离生化工艺TN的去除包括3个过程，即缺氧反硝化、同步硝化反硝化及同化过程。缺氧反硝化主要发生在多级A/O工艺缺氧段，对进水中及上一级好氧硝化产生的硝态氮和亚硝态氮进行反硝化并生成氮气，同步硝化反硝化主要发生在好氧段，在将流入的有机氮和氨氮氧化成硝态氮的同时，将上一级流入的硝态氮和产生的硝态氮在好氧区内反硝化变成氮气。
如表4所示，缺氧段TN去除率最高发生在系统第二级达到46.23%。分析原因，第一级好氧段硝化效率最高，产生大量的硝态氮进入第2级缺氧段，混合第2级进水中硝态氮后，缺氧段硝态氮浓度升高，充足的底物浓度促进了反硝化的进行。同理，系统第2级好氧硝化效率最低，第3级进水量最小，故第3级缺氧段硝态氮浓度低于第1级和第2级，TN去除效率最低。好氧段存在明显的同步硝化反硝化反应，其中第1级同步硝化反硝化效率最高，TN去除率达到37.31%，这主要受充足底物浓度的影响。系统同步硝化反硝化作用TN去除率达到26.05%，占系统TN去除率的30%以上，流离球填料的投加，有效的提高了系统同步硝化反硝化性能，促进了系统TN的去除，特别是第三级好氧末段18.03%的TN去除率，有效的降低了系统出水中TN浓度，对于保障多级AO工艺出水水质达标具有重要意义。
2.6 系统脱氮速率
2.6.1 好氧硝化速率
由图8中NH4+-N降解曲线和DO变化曲线可知，NH4+-N的下降“拐点”与DO快速上升的“拐点”所在位置相同，这表明系统NH4+-N降解基本完成，硝化过程结束，系统消耗DO速率逐渐降低，混合液内DO开始快速上升，两条曲线出现“拐点”时间相同，从侧面验证系统NH4+-N降解完成。
表5结合图8可知，3级好氧末段比耗氧硝化速率曲线相关性R2值均超过98%，相关性较好。第一级、第2级和第3级硝化速率逐渐下降，表明3级NH4+-N降解能力逐渐下降，这与氨氮各级降解总量规律相同。对比3级比耗氧硝化速率数值可知，第二级比硝化速率最高，分析原因可能为第二级具有硝化功能的微生物种群浓度高于第一级和第三级，硝化菌浓度的提高直接表现于硝化速率的上升。
2.6.2 系统反硝化速率
图9中，反硝化速率曲线相关性R2值均超过90%，相关性较好。第1级和第2级反硝化速率曲线均存在明显的3个变化阶段，参照表6混合体系各级缺氧末段比反硝化速率可知，随着反硝化时间的逐渐延长，比反硝化速率逐渐降低，其中第1级比反硝化速率最大，NO3--N降解速率最快且反应时间较短，反应时间在10~15min左右，其主要原因一方面是微生物的吸附作用，进水中NO3--N浓度较高，微生物将污水中NO3--N大量吸附到菌体表面以便下一步反硝化处理，另一方面反硝化菌优先利用污水中易生物降解的可溶性有机物作为C源进行反硝化脱氮，此时的反硝化速率与反硝化菌的数量有关。第2阶段反硝化时间最长，同时反硝化速率降低，主要原因为微生物此时将吸附的NO3--N进行反硝化，吸附作用减弱。污水中易生物降解的可溶性有机物基本耗尽，微生物开始利用水中可缓慢降解的有机物作为电子供体。第3阶段反硝化速率最低，分析原因为污水中NO3--N被前2个阶段大量降解，水中剩余NO3--N浓度较低，同时可生物降解的有机C源基本耗尽，微生物通过氧化自身产生的代谢产物作为电子供体进行反硝化，故反硝化速率最低。
对比各级比反硝化速率可知，第2级A22隔室第1阶段比反硝化速率最高，依据第1阶段反硝化速率主要取决于反硝化菌的数量这一理论，表明第2级反硝化细菌数量最多，分析原因第2级缺氧段流入的NO3--N浓度最高，底物充足，此时反硝化菌大量繁殖，代谢活动频繁增值量大。这一结论验证了系统第2级反硝化TN去除效率最高的规律。对比3级反硝化NO3--N降解曲线可知，各级反硝化时间逐级增加，反硝化速率逐级降低。
三、结论
3.1 分段进水三级AO耦合流离生化工艺针对低温(10℃)模拟城市污水具有较高的污染物去除率，COD、NH4+-N、TN和TP去除率分别为90%、90%、80%和80%。经过近200d的长时间运行，处理效果稳定。
3.2 耦合工艺各级NH4+-N去除效率均超过80%，各级硝化完全产生大量硝态氮，分段进水合理分配C源和N浓度，充足的底物浓度促进反硝化的进行。同时添加流离球填料使好氧段同步硝化反硝化脱氮率达到26.05%，有效降低系统出水中TN浓度。
3.3 系统硝化与反硝化速率与微生物量有关，系统第1级硝化速率最高为10.20mg/(L•h)，比硝化速率第2级最高为1.72mg/(g•h)，缺氧末段反硝化速率及比反硝化速率均为第2级最高。（>长春工程学院,吉林省城市污水处理重点实验；北京工业大学建筑与土木工程学院；东北师范大学,吉林省城市污水处理与水质保障科技创新中心 ）
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