近年来，氮磷等营养物质的过多排放造成了缓流水体富营养化程度加剧.污水处理技术已从过去的有机污染物去除阶段转入兼顾脱氮除磷深度处理阶段，经济高效的脱氮除磷技术已成为当前研究开发的重点(林良琨等，2011).因此，研究人员不断对传统工艺进行升级改造，出现了一系列改进工艺，如改良UCT、Dephanox、改良A²O等工艺(Wang et al., 2009).Biolak工艺作为一种传统工艺，具有投资省、运行简便、多级A/O的特点，已广泛应用于我国中小城镇污水的处理，但其脱氮除磷的效果尚无法达到日趋严格的污水排放标准.Biolak型A²O工艺是在Biolak工艺基础上提出的一种新型高效节能脱氮除磷的改进工艺，该工艺已在多座城市污水处理厂得到应用.

基于此，本文对承德市某污水处理厂的Biolak型A²O工艺运行情况进行生产性试验研究.该工艺由在线溶解氧仪监测好氧区中的DO，根据DO的变化来控制风机运行.鉴于溶解氧对微生物生长影响较大，是影响系统硝化-反硝化效能的重要指标，好氧段曝气量的多少也影响到厌氧段ORP值从而影响厌氧段的除磷能力，同时，曝气量的大小直接影响污水处理厂的运行费用和处理效果.因此，本文研究了好氧区不同DO对系统脱氮除磷效果的影响，以期为Biolak工艺的工程改造和运行提供参考依据.

该污水处理厂设计规模为2.00万m³ · d^-1.工艺流程由预处理段、生物处理段、深度处理段和污泥处理段组成.

污水经粗格栅除去粗大杂物后，经泵房提升进入细格栅间，去除细小杂物.之后进入沉砂池，污水经沉砂池后，进入生化综合池(Biolak型A²O工艺).处理后的水进入深度处理区(絮凝反应池+V型滤池)，进一步去除水中的悬浮物及总磷，滤池出水继而进入消毒渠，经消毒后出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)一级A排放标准.剩余污泥排入贮泥池，经带式压滤脱水后外运.工艺流程见图 1.

图 1(Fig. 1)

图 1 Biolak型A2O工艺流程图 Fig. 1 The Schematic diagram of Biolak / A2O process

工艺设计参数：厌氧池水力停留时间(HRT)2.20 h，缺氧池水力停留时间(HRT)3.50 h，Biolak池水力停留时间(HRT)13.0 h，系统泥龄 15.0 d，污泥浓度3500 mg · L^-1.试验开展时间为2013年6月7日—9月16日.

Biolak型A²/O工艺是在传统Biolak池前端增加厌氧池及污泥回流渠，提高了系统除磷能力.曝气池采用悬挂链曝气装置(Biolak曝气器)，曝气器的不规则运动造成了曝气池内曝气区域与不曝气区域间隔存在，通过对曝气池内的溶解氧调控可以造成好氧与缺氧的间隔交替存在，即形成多级A/O段(王涛等，2001).

该污水处理厂接纳的污水约70.0%为生活污水，30.0%为工业废水，工业废水以食品加工废水为主.设计进水水质及实际进水水质见表 1.

试验中的主要分析项目包括MLSS、DO、ORP、COD、TN、TP、NH₃-N、NO^-₃-N等.其中，DO、ORP采用HACH系列仪器进行在线检测，其余项目测定采用国标方法(国家环境保护总局，2002).

表1(Table 1)

表1 进出水水质特性 Table 1 Wastewater characteristics

表1 进出水水质特性 Table 1 Wastewater characteristics mg · L 数据类型 阶段 COD BOD5 SS NH3-N TN TP 设计值 进水 ≤350.0 ≤180 ≤150.0 ≤35.0 ≤40.0 ≤3.00   出水 ≤50.0 ≤10.0 ≤10 ≤5.00(8.00) ≤15.0 ≤0.50 实际值 进水(均值) 363.0 153 117.0 34.5 38.8 3.80   出水(均值) 25.5 4 4.3 3.30 12.0 0.23

溶解氧变化对COD去除的影响见图 2.试验期间DO为0.40~4.50 mg · L^-1，进水COD为174 ~ 657 mg · L^-1，平均值为369 mg · L^-1，出水COD在10.6~42.3 mg · L^-1之间，平均值为26.4 mg · L^-1，出水COD值优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB1891822002)一级A标准规定值，COD的平均去除率达到了92.0%.由图 2可知，试验期间进水COD波动较大，在174~688 mg · L^-1之间，而系统生化段出水COD均能低于50.0 mg · L^-1，处理效果较好，说明系统具有一定的抗冲击负荷能力.试验初期低DO条件下(6月7日—7月3日，DO<0.80 mg · L^-1)，系统COD的去除率为93.4%，略高于试验期间COD平均去除率.低溶解氧污泥微膨胀理论认为，低DO条件下对COD的去除率略高的原因是在低DO下系统内繁殖的丝状菌具有较强的降解低浓度底物能力(郭建华等，2008).试验结果表明，DO的变化对COD的处理效果影响不大.

图 2(Fig. 2)

图 2 溶解氧对COD去除的影响 Fig. 2 COD removal efficiencies under different DO levels

图 3(Fig. 3)

图 3 溶解氧(a)和温度(b)对氨氮去除的影响 Fig. 3 NH+4-N removal efficiencies under different Do levels(a) and temperature(b)

试验期间不同DO下，进、出水氨氮情况和去除效果如图 3a所示.6月29日—9月4日(DO的变化范围为0.80~3.50 mg · L^-1)，系统水温为22.0~31.0 ℃，氨氮去除率为93.3%，出水氨氮为2.17 mg · L^-1.当DO值在0.80 mg · L^-1以下时(6月7—29日)，氨氮的去除率略有下降，为90.4%，出水氨氮为2.90 mg · L^-1.过低的DO抑制了硝化菌的活性，硝化效率有小幅下降，但氨氮去除率降低的较少，对出水氨氮基本无影响(Takaya et al., 2003).Hanaki等(1990)研究发现，在低DO条件下尽管有机物氧化菌对硝化菌有抑制作用，但由于氨氧化菌的繁殖速率提高了近1倍，可补偿DO降低所造成的活性下降，故系统的硝化效率仍然较高.如图 3b所示，9月5—16日，系统DO为3.50~4.50 mg · L^-1，生化段水温下降至21.5~18.2 ℃，氨氮的进水负荷也随之降低，氨氮的去除率并为因为负荷的下降而增加，反而，氨氮去除率平均为91.4%，较上一工况氨氮去除率有所下降.说明硝化作用受系统温度的影响要高于进水负荷的影响，低温条件不利于消化反应进行，这也证实了我国北方污水处理厂冬季氨氮去除效果变差的原因.试验表明，系统DO的变化对本工艺氨氮的去除率影响不大，氨氮的平均去除率为92.4%，生化段出水氨氮均值为2.40 mg · L^-1.

不同DO条件下总氮去除情况如图 4所示，试验期间进水总氮在36.0 mg · L^-1左右.由图可知，DO对出水总氮影响较大，当DO过低时(0.40~0.80 mg · L^-1)，硝化菌活性受到抑制，好氧区硝化不完全，氨氮去除率下降为90.4%，此时TN去除率为61.4%；当DO上升至0.80~1.50 mg · L^-1时，氨氮去除率上升至92.8%，同时，TN去除率达到试验期间最高值(69.5%)，脱氮效果最佳，总氮去除率稳定，出水总氮＜15.0 mg · L^-1，达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB1891822002)一级A标准对TN的要求.DO控制在0.80 ~1.50 mg · L^-1时系统具有较高TN去除率主要归因于工艺本身的优势特点和微环境理论.Biolak工艺曝气区悬浮式移动曝气器的不规则运动，造成了曝气池内曝气区域与不曝气区域间隔存在，通过对曝气池内溶解氧的调控可以造成好氧与缺氧的间隔交替存在，即形成多级A/O段(宁平等，2000).在低溶解氧的状态下有利于增强不曝气区的缺氧程度，真正意义上形成多级A/O段.另外，由于氧扩散限制及外部DO大量消耗使微生物絮体内产生了缺氧区，从而形成有利于实现好氧硝化段同时硝化反硝化(SND)的微环境.随着DO值增加，污泥絮体内部DO浓度增大，絮体内部缺氧区消失，使反硝化过程受到抑制，TN去除率逐渐下降.当DO升至3.50 ~4.50 mg · L^-1时，TN去除率仅为47.3%.Oh(1998)的研究表明，好氧区过度曝气导致硝化回流液携带过高DO至缺氧区，是引起缺氧区反硝化效果下降的主要原因.

图 4(Fig. 4)

图 4 溶解氧对总氮去除的影响 Fig. 4 TN removal efficiencies under different DO levels

根据葛士建等(2010)建立的物料衡算方程，在不同溶解氧条件下对系统进行氮平衡分析(图 5，包括缺氧区脱氮、同化作用脱氮、好氧区脱氮、出水总氮、其他未计算的氮).由图可知，低DO(DO为1.00 mg · L^-1时最佳)运行条件下系统曝气区存在明显的同步硝化反硝化现象，好氧脱氮占总氮的20.0%左右.当DO过高时，破坏了Biolak好氧段的多级A/O系统，同时破坏了污泥絮体内部的微缺氧环境(左金龙等，2009)，系统好氧段脱氮率低于5.0%.当系统溶解氧维持在1.00 mg · L^-1时，系统内23.7%的氮通过好氧段的多级A/O反硝化脱氮去除.

图 5(Fig. 5)

图 5 系统在不同溶解氧条件下氮分布情况 Fig. 5 Nitrogen distribution under different DO level in the system

图 6为DO对生化段出水TP、总出水TP的影响.当曝气段DO过低时(<1.00 mg · L^-1)，TP去除率为66.5%，聚磷菌的吸磷作用不明显.王晓莲等(2005)的研究表明，在低缺氧状态下聚磷菌比吸磷速率仅为好氧状态下的60.0%.随着DO增加至3.00 mg · L^-1时，TP去除率为65.3%.好氧段过度曝气导致回流液中含氧量过高，破坏前段的厌氧环境，导致释磷不充分从而影响好氧段聚磷菌的除磷效果.另外，回流液中硝酸盐氮含量随着DO的增加而增加，导致厌氧区的硝酸盐氮浓度过高.当厌氧区硝酸盐氮含量过高时，反硝化菌与聚磷菌竞争易降解的低分子脂肪酸，而反硝化菌的竞争能力远远大于聚磷菌，厌氧状态下优先进行反硝化，从而破坏了磷的释放.当DO>3.00 mg · L^-1时，试验测得厌氧区的硝酸盐氮大于1.50 mg · L^-1，影响生化段出水TP的去除.Henze等(2009)研究发现，当厌氧区硝酸盐氮浓度小于1.00 mg · L^-1时，聚磷菌的释磷反应较为明显；当硝酸盐氮浓度大于1.50 mg · L^-1时，聚磷菌的释磷反应明显减弱；当硝酸盐氮浓度大于2.00 mg · L^-1时，聚磷菌的释磷反应基本没有发生.DO在1.00~3.00 mg · L^-1范围内波动时，生化段出水TP去除率较高(74.0%).由于Biolak工艺曝气段经过多级A/O段，聚磷菌的比吸磷速率较低，且多级A/O属于低污泥负荷范畴，排泥量较传统工艺小，磷的去除将受影响，仅仅通过生化除磷出水难以达标.因此，需增加深度处理段(如增设滤池)，通过化学除磷，使出水TP＜0.50 mg · L^-1.

图 6(Fig. 6)

图 6 溶解氧对总磷去除的影响 Fig. 6 TP removal efficiencies under different DOs

1)通过对Biolak型A²O工程进行为期4个月的调试运行，考察了DO变化对系统脱氮除磷的影响，结果发现，DO在0.400~4.50 mg · L^-1变化时，Biolak型A²O工艺对生活污水具有良好的脱碳效果，COD平均去除率为93.0%；DO变化对氨氮去除率的影响较小，氨氮去除率可达到90.0%以上.COD及氨氮的出水水质完全达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB1891822002)一级A标准.

2)DO为0.80~1.50 mg · L^-1时，TN去除率达到试验期间最高值(69.5%)，此时脱氮效果最佳，TN去除率稳定，出水TN＜15 mg · L^-1.随着DO的增加，TN去除率逐渐下降，当DO升至3.50~4.50 mg · L^-1时，TN去除率仅为47.3%.低溶氧条件有利于Biolak 型A²O工艺好氧区多级A/O的形成.系统氮物料平 衡分析结果表明，当DO为1.00 mg · L^-1时，系统23.7%的氮通过好氧段多级A/O反硝化脱氮去除.DO升高不利于Biolak型A²O工艺好氧段反硝化脱氮.

3)DO在1.00~3.00 mg · L^-1范围内波动时，生化段出水TP去除率较高，为74.0%.

4)DO控制在1.00~1.50 mg · L^-1之间时，系统脱氮除磷效果最佳.此时，TN、TP的去除率分别为68.9%、73.7%，出水TN、TP分别为12.2、0.95 mg · L^-1.