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本课题采用传统AO（缺氧-好氧）工艺及其改进型D-AO（脱氧-缺氧-好氧）工艺及SBR工艺处理低C/N比(平均C/N为2.73)实际生活污水，研究了低溶解氧丝状菌污泥微膨胀在A/O系统中的启动、维持及其调控，并考察了温度、有机负荷对低溶解氧丝状菌污泥微膨胀状态稳定性的影响，及D-AO系统外加碳源后出现的缺氧区亚硝酸盐积累现象。同时研究了在SBR工艺中低溶解氧丝状菌污泥微膨胀与短程硝化的耦合及低温短程硝化的实现等问题。
研究结果表明：在高溶解氧(DO=2.0±0.2mg/L)运行条件下，进水碳氮比基本相同，设置前置脱氧区，平均总氮去除率提高了19.2％，但对系统SVI没有明显影响。在低溶解氧(DO=0.3～0.4mg/L)运行条件下，取消前置脱氧区，系统平均总氮去除率提高了16.2％；A-AO系统平均SVI为260.9mL/g，传统AO系统平均SVI为247.5mL/g，取消前置脱氧区对系统SVI有小幅抑制作用。
在较低的有机负荷条件(F/M为0.14kgCOD/(kgMLSS·d）下，大幅度降低溶解氧，并不一定会诱发污泥膨胀；而在正常有机负荷(F/M为0.24kgCOD/(kgMLSS·d）下，维持溶解氧浓度在0.3至0.4mg/L时，系统的SVI能稳定在150～300mL/g之间，在A-AO工艺中成功启动低溶解氧丝状菌污泥微膨胀。丝状菌污泥微膨胀状态可长期稳定维持。与高溶解氧条件相比，在低溶解氧污泥微膨胀期间，COD和总氮的去除率不但没有下降，反而有所升高，分别为85％和69％，氨氮基本能够完全硝化。同时，出水SS明显减少，且随着SVI的升高而降低。AO系统实现并维持低溶解氧丝状菌微膨胀期间，节约曝气量约42％，有效地节约了能耗。
同时，在中温（T=22±1℃）运行条件下，D-AO系统中低溶解氧丝状菌污泥微膨胀状态能够稳定的维持，SVI值维持在270mL/g左右；低温(T=10～14℃)运行条件下，系统SVI值在迅速至379mL/g，低溶解氧丝状菌污泥微膨胀状态被破坏，虽然可以在中温运行条件下恢复，但所需时间较长；而高温（T=30±1℃）对低溶解氧污泥微膨胀状态并没有明显影响，系统SVI值仅小幅下降至240mL/g左右。
此外，在F/M=0.18、0.24及0.36kgCOD/(kgMLSS.d)运行条件下，D-AO系统中低溶解氧丝状菌污泥微膨胀状态能够稳定的维持，SVI值维持在160～300mL/g之间；有机负荷为0.54kgCOD/(kgMLSS.d)运行条件下，系统SVI值在迅速至499mL/g，低溶解氧丝状菌污泥微膨胀状态被破坏，虽然在高溶解氧及低有机负荷运行条件下可以控制丝状菌的过量增殖，但所需时间较长。由于试验所采用原水的碳氮比过低，导致系统总氮去除率不高。但在低有机负荷(F/M=0.18kgCOD/(kgMLSS.d））运行条件下，系统平均出水p（TN)为20.8mg/L，平均TN去除率为70.4％，系统出水总氮基本满足《污水排放标准》(GB18918-2002)总氮一级B标准。
在SBR小试研究中，乙酸钠的比反硝化速率相对于甲醇、乙醇和丙酸钠为最高，达到7.06mg/(g.h)，但存在明显的亚硝酸盐积累现象；向D-AO系统的缺氧区直接投加外碳源后，系统总氮平均去除率上升至56.5％，缺氧区出现明显的亚硝酸盐积累现象，平均缺氧区出水NOˉ2-N浓度高达6.73mg/L；延长系统水里停留时间至11.1h，平均去除率为70.4％，平均缺氧区出水NOˉ2-N浓度下降至2.61mg/L，证明D-AO系统中缺氧区亚硝酸盐大量积累现象是由碳源类型和缺氧区实际水力停留时间不足协同作用造成的。
在SBR工艺中可以实现低溶解氧丝状菌污泥微膨胀与短程硝化的耦合。通过维持地溶解氧浓度和提前停曝气而防止系统过曝气的方法可在SBR中逐步实现短程硝化，经过188个周期的驯化培养，亚硝酸盐积累率可达91％左右。在启动短程硝化期间，通过降低曝气量和延长曝气时间的方法可以启动低溶解氧丝状菌污泥微膨胀。然而为兼顾低溶解氧丝状菌污泥微膨胀的实现，降低溶解氧浓度导致系统氨氮及总氮去除率不高。
在SBR系统中，通过将常温(22±1℃)条件下运行稳定的全程硝化污泥，突然降至冬季自然水温(12～16℃)，启动并维持低温短程硝化。控制曝气量为40L/h，系统溶解氧处于较高水平(DO＞2.0mg/L)，历经44d、176个周期的运行可以在全程硝化污泥系统中成功启动短程硝化，亚硝积累率稳定维持在95％以上，但氨氮去除率仅有40％左右。分别提高系统曝气量至44、48L/h，平均溶解氧达到3.78、5.32mg/L，氨氮去除率分别升高至60％及95％以上，高溶解氧并未破坏短程硝化，亚硝积累率稳定保持在97％以上。通过分析SBR内短程硝化的影响因素可以发现，温度是本试验中短程硝化启动的主要限制因素。