在传统污水生物脱氮除磷工艺中，反硝化菌和聚磷菌均为异养茵，其生长需要足够的碳源[1]. 我国典型城市污水属于低碳源污水(COD<200 mg ·L-1、 COD/TN<5、 COD/TP<25)，对保证城市污水处理厂氮、 磷达标排放是一大瓶颈[2]，因此应投加外部碳源以满足脱氮除磷的需要[3,4,5]. 污水处理厂常利用乙酸、 葡萄糖、 甲醇和乙醇作为外加碳源[6]、 投加化学药剂和采用分段进水方式提高脱氮除磷效果[7,8]，但是上述方法将导致污水厂运行成本升高[9].
城市剩余污泥厌氧发酵产生的挥发性脂肪酸(VFA)可用作提高污水营养物去除效果的替代碳源[10]. 到目前为止人们已经研究了利用含VFA的污泥水解液或污泥发酵液作为外加碳源强化污水脱氮除磷的效果[6,11,12,13]. 邹胜男等[14]利用剩余污泥水解酸化液为外加碳源处理低碳氮比污水，在曝气生物滤池(BAF)中NH+4-N和TN的去除率分别超过98%和75%. Gao等[6]搭建了一个包含两步污泥碱性发酵和A2/O反应器的连续系统，最终使TN和TP的去除率分别高达80.1%和90.0%.
虽然以上研究均获得了较好的结果，然而，这些研究大多是在实验室中进行的，而一旦运用到实际工程之中，其实际效果可能会大打折扣. 为了全面评估污泥产酸发酵液对实际污水的脱氮除磷强化效果，本研究建造了一个污水处理量为10 m3 ·d-1，总体积为4660 L的A2/O反应器系统，采用污水处理厂的实际污水，通过添加剩余污泥产酸发酵液，探讨污泥发酵液作为外加碳源促进污水脱氮除磷的效果和可行性，以期为污水处理厂的节能降耗、 稳定运行和升级改造提供技术支持. 1 材料与方法 1.1 A2/O反应器系统
中试装置位于无锡市高新水务公司的新城污水处理厂内,工艺流程如图 1所示.
1.发酵液贮存罐; 2.缓冲水箱; 3. 发酵液计量泵; 4.进水计量泵; 5.搅拌器; 6.污泥回流泵; 7.空压机; 8.硝化液回流泵; 9.沉淀池; 10.厌氧/缺氧/好氧反应器 图 1 A2/O反应器系统工艺流程示意
A2/O反应器系统各池的分布顺序为厌氧池、 缺氧池和好氧池，各反应池有效体积分别为900、 900和2800 L，反应器的总体积为4660 L. 由时控 开关、 蠕动泵、 电磁阀及附属电子线路控制运行周期和进水、 搅拌、 曝气、 沉淀及排水等各个操作环节. 进水、 污泥回流、 硝化液回流和营养液投加均使用计量泵，以使实验参数控制更加精确. 采用空气压缩机供气和搅拌，空压机连接微孔黏砂块曝气头曝气. 好氧阶段溶解氧为1.5-3 mg ·L-1左右. 隔天从沉淀池排放剩余污泥，使污泥停留时间为20 d左右. 1.2 污水进水、 乙酸碳源和发酵液的性质
污水全部来自新城污水处理厂细格栅出水，发酵液来自中试污泥发酵罐，经过了固液分离处理. 发酵污泥取自无锡市太湖新城污水处理厂脱水污泥. A2/O工艺的种泥来自新城污水处理厂缺氧池污泥驯化而成. 乙酸碳源为工业级液态乙酸，浓度为98%. 进水和污泥发酵液的性质如表 1所示.
表 1 进水和发酵液性质
1.3 A2/O反应器运行参数
中试处理系统的设计流量为10 m3 ·d-1，测试了不同进水流量和污泥发酵液投加量条件下的处理效果. 乙酸和污泥发酵液均添加到A2/O系统的缺氧池. 整个实验周期分5个阶段，阶段Ⅰ为未添加碳源的正常运行阶段，作为系统运行的对照阶段，阶段Ⅱ-Ⅳ为添加乙酸作碳源的运行阶段，阶段Ⅴ为添加实际污泥产酸发酵液的运行阶段，其中各阶段的碳源增量(以COD计)均基于进水COD浓度，每个阶段的运行参数如表 2所示.
表 2 A2/O中试处理系统5个阶段的运行参数
1.4 测试方法
MLSS: 重量法[15]，氨氮: 纳氏试剂分光光度法[15]，TN: 过硫酸钾消解法[15]，TP: 钼锑抗分光光度法[15]，VFA: 气相色谱法[15]，COD/SCOD: 快速消解分光光度法，DO: 在线溶氧仪，pH: pH测定仪(Mettler Toledo). 2 结果与讨论 2.1 各阶段氨氮和总氮的去除
图 2为中试反应器对氨氮和总氮的去除情况.
图 2 A2/O中试系统各阶段沿程氨氮和总氮浓度变化
由图 2可知，在阶段Ⅰ的对照阶段，除了第6 d出水氨氮为5.78 mg ·L-1外，其余均能达到污水一级A的5 mg ·L-1的排放标准，但是出水总氮高于15 mg ·L-1的排放标准. 说明系统硝化效果正常，但反硝化效果较差. 考虑到总氮去除效果不佳及进入冬季气温下降，在阶段Ⅱ，污水流量从10000 L ·d-1调整为5000 L ·d-1，同时添加乙酸作外加碳源，使进水COD提高25 mg ·L-1. 从氨氮进水浓度来看，由于进水波动，氨氮浓度大幅升高，但是出水氨氮仍然维持较低水平，低于排放标准，说明系统硝化效果较好. 出水总氮虽有所改善，但是仍然稍高于排放标准. 在阶段Ⅲ，进一步增加乙酸添加量，COD提升 50 mg ·L-1，流量维持不变. 从出水氨氮和总氮情况看，二者均低于国家排放标准. 这说明由于乙酸碳源量的增加，促进了系统的反硝化效果，使出水总氮达标. 由于系统脱氮效果较好，在阶段Ⅳ，将进水流量从5000 L ·d-1提升至7500 L ·d-1，乙酸添加量维持不变. 出水监测结果表明，由于负荷的增加，第46 d氨氮和总氮出水浓度均有所增加，但是在第47 d很快恢复正常. 总体上出水氨氮和总氮分别在5 mg ·L-1和15 mg ·L-1以下，说明系统运行稳定.
在阶段Ⅴ，外加碳源由乙酸转换为污泥发酵液，因发酵液中含有较高的氨氮(965.5 mg ·L-1)和总磷(161.0 mg ·L-1)，使其负荷也随之增加. 由于发酵液直接进入缺氧池，因此缺氧池氨氮和总氮浓度明显上升，氨氮从2.67 mg ·L-1上升到14.39 mg ·L-1，总氮从7.99 mg ·L-1上升到17.30 mg ·L-1. 在53-55 d，系统处于适应期，出水氨氮较之前大幅增加，分别为6.77、 4.81和7.72 mg ·L-1，总氮也略有升高，分别为11.69、 15.23和11.02 mg ·L-1. 然而经过短暂的适应期，系统出水氨氮和总氮迅速恢复正常. 这一结果表明，污泥产酸发酵液作为外加碳源能够很好的促进A2/O系统的反硝化效果，提高出水水质. 这是因为污泥发酵液中的碳源以VFA为主，非常容易被微生物利用[16]. 另外，虽然发酵液的添加会带来部分氨氮进入系统，但是并不会对污水脱氮效果造成影响. 2.2 各阶段总磷的去除
A2/O系统各运行阶段总磷去除情况如图 3所示.
图 3 A2/O中试系统各阶段沿程总磷变化
如图 3所示，在阶段Ⅰ，进水总磷在2.5-5.0 mg ·L-1之间，而前期出水总磷平均浓度只达到0.6 mg ·L-1，到第22 d时，出水浓度降为0.34 mg ·L-1，能够达到城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)一级A标准TP <0.5 mg ·L-1. 这是因为阶段Ⅰ的前期，处于污泥的培养阶段，主要负责在厌氧条件下逆浓度梯度过量吸磷而在好氧条件下过量吸磷的聚磷菌(PAOs)尚未完全适应此代谢环境[17]，因此总磷去除率有一个逐渐改善的过程. 进入阶段Ⅱ、 Ⅲ、 Ⅳ后，出水总磷效果较为理想，总磷平均出水浓度分别为0.06、 0.16和0.08 mg ·L-1，相对应的平均去除率分别为98.13%、 93.67%和96.13%. 由此可知，降低进水流量和投加碳源能明显提高TP的去除效果，这与Zheng等[18]的研究结果相似.
在阶段Ⅴ开始向缺氧池中投加发酵液，因发酵液中本身含有大量磷，致使缺氧池中总磷浓度明显升高，从阶段Ⅳ的0.29 mg ·L-1上升到0.45 mg ·L-1. 但是，出水总磷浓度仍然较好，平均浓度和去除率分别为0.19 mg ·L-1和88.61%，表现略差于阶段Ⅳ的0.08 mg ·L-1和96.13%. Tong等[19]向SBR反应器中投加经鸟粪石沉淀法回收氮磷后的污泥碱性发酵液，实现了92.9%的磷去除效率，虽然其效果好于本研究，但本研究并没有在投加前将发酵液中的氮磷去除.
从生物除磷的机制分析可以发现，第58 d时，因为富含VFA的发酵液的加入，聚磷菌会优先使用VFA用于释磷过程[20]，在厌氧区观察到了明显的磷释放，而缺氧池中TP浓度不降反升，这是因为发酵液本身所含有的磷酸盐和无氧条件下的磷的释放所导致的. 由缺氧池到好氧池阶段出水TP浓度由2.56 mg ·L-1减少到0.46 mg ·L-1,在好氧段污水中的磷酸盐得到较彻底的吸收. 2.3 各阶段COD的去除
图 4是反应器正式运行后五个阶段沿程COD的变化.
图 4 A2/O中试系统各阶段沿程COD变化
在阶段Ⅰ的初始阶段，反应器处于适应期，COD的去除效果不甚理想，未能达到的出水一级A排放标准(COD≤50 mg ·L-1)，在此之后，COD值均小于50 mg ·L-1. 在阶段Ⅱ，虽然进水流量由10000 L ·d-1降低到5000 L ·d-1，但因进水COD高于前一阶段，最高时达到411.28 mg ·L-1. 另外，从缺氧池COD浓度可以看出，由于外加碳源的输入(25 mg ·L-1)，COD有所升高. 由于本阶段水温较低，微生物活性降低，所以COD出水值一直在达标线附近徘徊，效果不是很理想. 进入阶段Ⅲ，进水COD略有下降，基本稳定在250 mg ·L-1附近，同时可能由于气温升高的原因，尽管添加乙酸导致外加碳源输入，但出水COD值保持在20-30 mg ·L-1之间. 阶段Ⅳ将进水流量从5000 L ·d-1上升到7500 L ·d-1，在进水COD浓度和阶段Ⅲ接近的条件下，出水COD值也全部达标，和阶段Ⅲ相似，说明系统适应后有一定的抗负荷能力.
阶段V将外加碳源改为污泥发酵液，系统COD负荷增加50 mg ·L-1，虽然缺氧池和厌氧池COD值有所升高，但是系统出水COD值在25.38-55.85 mg ·L-1之间，除个别点外，全部达标. 说明在实验设定的负荷条件下，发酵液外加碳源的输入不会对系统COD去除效果产生重大影响，出水满足排放要求. 2.4 乙酸和污泥发酵液作为碳源强化污水脱氮除磷的比较
为了比较乙酸作碳源和污泥发酵液作碳源强化污水脱氮除磷的差异，表 3统计了阶段Ⅳ和Ⅴ两种相同负荷条件下的污水处理效果.
表 3 乙酸和污泥发酵液作碳源脱氮除磷效果的比较
由表 3可知，当进水流量为7500 L ·d-1时，投加 50 mg ·L-1的乙酸和污泥产酸发酵液均能使污水各 项指标，COD、 氨氮、 总氮、 总磷等均达到国家一级A排放标准. 在运行期间，投加乙酸和发酵液的出水总氮平均浓度分别为11.01 mg ·L-1和11.92 mg ·L-1，相对应的去除率分别为77.6%和64.86%; 出水氨氮平均浓度分别为2.62 mg ·L-1和2.77 mg ·L-1，相对应的去除率分别为93.19%和88.92%; 出水总磷平均浓度分别为0.08 mg ·L-1和0.19 mg ·L-1，相对应的去除率分别为95.98%和87.61%. 和乙酸相比，虽然投加发酵液对A2/O系统营养物质的去除率略有差距，然而，系统出水的各项指标能满足排放要求.
相较于前几阶段，发酵液投加阶段进水COD保持稳定，而进水氨氮和TN有轻微波动，进水TP有较大幅度的下降. 如果在正常进水氮、 磷浓度情况下，采用阶段V的实验参数，氨氮、 TN和TP也是能够达标的. 因为进水氮浓度波动范围很小，不会对实验结果造成影响，而进水磷浓度本身基数并不大，根据此前各阶段的实验结果，预期出水TP能满足排放要求.
综上所述，投加污泥厌氧发酵液作为城市污水强化脱氮除磷A2/O工艺的补充碳源是可行的. 2.5 碳源投加量的理论分析
表 4显示了污泥发酵液作为碳源强化污水脱氮除磷的理论分析表.
表 4 碳源投加量理论分析表
污泥发酵液的主要成分是VFA，本实验所使用的发酵液中乙酸和丙酸浓度分别为2915.5 mg ·L-1和739.4 mg ·L-1，二者共占VFA总量的72.9%，这两种酸有利于营养物质的去除[21,22,23]. 有研究表明，异养反硝化菌将1 g NO3--N和NO-2-N转化成氮气分别需要4.1 g COD和2.7 g COD[23]，聚磷菌去除1 g TP需要6-9 g COD[25]. 由表 4可知，投加乙酸和发酵液后的COD负荷/TN负荷分别为6.025和7.015，大于理论值4.1 g ·g-1(以COD/NO3--N计)，因此，在实际的污水处理中，碳源的投加量应大于理论值，这是因为有相当一部分的COD被聚磷菌和其他异养型微生物所利用，同时有部分碳源用于去除污泥发酵液本身所含氮、 磷. 然而，这些随着发酵液进入反应器的氮、 磷含量很少，与进水浓度相比，氨氮、 总氮和总磷增量分别为3.6、 4.1和0.6 mg ·L-1,这意味着50 mg ·L-1的SCOD增量有约8.6-16.8 mg ·L-1用于发酵液中氮的去除，有约3.6-5.4 mg ·L-1用于发酵液中磷的去除，剩余27.8-37.8 mg ·L-1用于强化污水脱氮除磷，碳源的有效利用率约为55.6%-75.6%. 另外，值得指出的是，由于发酵液投加阶段的进水平均TN和COD浓度较乙酸投加阶段小，导致在进水流量相同的情况下前者的TN和COD负荷也比后者略小. 具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
3 结论
(1)以实际生活污水为处理对象，在A2/O中试系统的缺氧池中投加污泥发酵液，将COD提升50 mg ·L-1，出水COD、 氮、 磷等各项指标均可达到国家排放标准，其强化脱氮除磷效果和投加乙酸相同.
(2)污泥厌氧发酵液作为城市污水强化脱氮除磷的替代碳源是可行的，发酵液本身的高氨氮和总磷含量并不会对出水效果产生明显的负面影响.(来源及作者：江南大学环境与土木工程学院 罗哲、周光杰、刘宏波 无锡市高新水务公司 聂新宇、陈宇、翟丽琴 江南大学环境与土木工程学院 刘和)