基于生物強化技術實現城市污水處理系統穩定短程硝化

彭軼，馬斌，委燕，王俊敏，李冬，張杰

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基于生物強化技術實現城市污水處理系統穩定短程硝化

彭軼，馬斌，委燕，王俊敏，李冬，張杰

(北京工業大學北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京，100124)

提出旁側污泥消化液處理系統實現短程硝化，該系統中的剩余污泥中氨氧化菌(AOB)含量高，而亞硝酸鹽氧化菌(NOB)含量低；將上述剩余污泥投加至城市污水處理系統實現生物強化作用，進而實現穩定短程硝化。研究結果表明：通過游離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)對NOB合成作用的抑制，可穩定實現污泥消化液短程硝化，亞硝酸鹽積累率(NA)平均為97%。通過投加短程硝化污泥結合控制溶解氧濃度可快速啟動城市污水短程硝化。在短程硝化污泥投配率為5.6%和溶解氧質量濃度為0.96 mg/L的條件下，運行15 d即可重建城市污水短程硝化，NA從1%增加至89%?；谏飶娀夹g實現城市污水處理系統穩定短程硝化，使得城市污水厭氧氨氧化脫氮成為可能。

城市污水；短程硝化；生物強化；厭氧氨氧化；節能降耗

厭氧氨氧化菌(Anammox)在厭氧的條件下以二氧化碳作為碳源，利用亞硝酸鹽氧化氨氮，因此厭氧氨氧化菌的發現使污水生物脫氮過程由異養轉向自 養[1?2]。與傳統生物脫氮技術相比，短程硝化/厭氧氨氧化自養脫氮技術具有如下優勢：1) 曝氣量降低60%，使污水處理的運行能耗大幅降低[3]；2) 無需有機碳源，因此可最大程度地將城市污水中的有機物轉化為甲烷，使污水處理廠的產能增加[4]；3) 厭氧氨氧化代謝途徑中無溫室氣體N2O產生，該技術可減少污水處理過程中N2O的產生量[5]。因此，短程硝化/厭氧氨氧化自養脫氮技術被認為是綠色低能耗污水處理技術，且有望使城市污水廠實現能量自給甚至能量外 供[4, 6]，但限制城市污水短程硝化厭氧氨氧化脫氮的瓶頸是短程硝化的穩定實現。短程硝化已成功應用于高氨氮廢水脫氮處理系統，比如荷蘭研發的SHARON短程硝化工藝已應用于消化污泥脫水液處理[7]。消化污泥脫水液溫度可達30℃，在此高溫條件下氨氧化菌(AOB)增長速率大于亞硝酸鹽氧化菌(NOB)增長速率，通過設置短污泥齡可實現短程硝化[7]。此外在高氨氮廢水處理系統中，可以利用游離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)抑制NOB來實現短程硝化[8?10]。而城市污水中氨氮質量濃度相對較低(30~75 mg/L)，水溫隨季節變化且很難達到30℃，因此污泥利用高溫、FA和FNA抑制來實現短程硝化。一直以來人們認為AOB的氧半飽和常數(O,AOB)小于NOB的氧半飽和常數(O,NOB)[11?12]，因此，控制低溶解氧(DO)可實現AOB增長速率大于NOB增長速率，進而將NOB淘洗掉實現城市污水短程硝化[13]。但最新研究表明O,AOB大于O,NOB[14]，因此，DO也難以穩定控制NOB的增長。生物強化技術是通過向污水處理系統投加特定功能微生物，來提高系統污染物去除能力的一種技術[15]。若能向城市污水處理系統投加AOB含量高，而NOB含量低的短程硝化污泥，則可使該系統內AOB的含量大于NOB的含量，氨氧化速率大于亞硝酸鹽氧化速率，從而有望實現城市污水處理系統出水中亞硝酸鹽的積累。在城市污水處理廠中污泥消化液氨氮濃度較高，可通過游離氨(FA)抑制實現消化液處理系統短程硝化。該系統定期排放的剩余污泥中AOB的含量大于NOB的含量，將此剩余污泥投加至城市污水處理系統，則可實現生物強化作用?；谏鲜龇治觯疚淖髡邔⒀芯磕芊駥⑸飶娀夹g應用于城市污水處理系統以實現穩定短程硝化，采用缺氧/好氧(A/O)反應器(1號)處理模擬消化液廢水，擬通過FA抑制實現短程硝化；而后再將上述系統排放的剩余污泥投加至處理實際城市污水的A/O反應器(2號)，擬通過生物強化作用實現城市污水處理系統穩定短程硝化。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置與試驗條件

處理模擬污泥消化液的1號A/O反應器包括7個體積相等的格室，每格室有效體積可通過調整反應器內水位來調整。第1格室為缺氧區，第2至第6格室為好氧區。通過設置加熱裝置對反應器中的混合液進行加熱。通過蠕動泵調節和控制進水流量和污泥回流量。前50 d為階段Ⅰ，缺氧區容積為4 L，好氧區容積為24 L，且好氧區DO質量濃度的平均值為0.41 mg/L，進水流量為82 L/d，水力停留時間(HRT)為8.20 h。第51天至第98天為階段Ⅱ，缺氧區容積為5.6 L，好氧區容積為33.6 L，且好氧區DO質量濃度的平均值為0.55 mg/L，進水流量為266 L/d，HRT為3.52 h。第99天至第110天為階段Ⅲ，缺氧區容積為5.6 L，好氧區容積為22.4 L，且好氧區DO質量濃度的平均值為0.28 mg/L，進水流量為288 L/d，HRT為2.33 h。

處理實際城市污水的2號A/O反應器包括6個體積相等的格室，每個格室的有效容積為4 L，其中第1格室通過攪拌器攪拌混勻維持缺氧環境，其他格室通過曝氣作用維持好氧環境。通過蠕動泵調節和控制進水流量。通過加熱裝置調節和控制反應器內混合液溫度在2 527 ℃范圍內。采用短程硝化污泥投配率(ARN)來表征短程硝化污泥的投加量，ARN為短程硝化污泥日投加量占城市污水處理系統污泥總量之比。前20 d為階段Ⅰ，ARN為6.5%，好氧區DO質量濃度的平均值為0.64 mg/L，進水流量為140 L/d， HRT為4.11 h，污泥齡(SRT)為6.0 d。第21天至第40天為階段Ⅱ，不投加短程硝化污泥，好氧區平均DO質量濃度增加至1.34 mg/L，SRT變為12.0 d。第41天至第60天為階段Ⅲ，恢復投加短程硝化污泥，ARN為6.0%，好氧區平均DO質量濃度為1.55 mg/L，SRT降為6.0 d。第61天至第110天為階段Ⅲ，ARN為5.6%，好氧區平均DO質量濃度降至0.96 mg/L，進水流量為184 L/d，HRT為3.13 h，SRT為4.5 d。

1.2 接種污泥與原水水質

1號A/O反應器和2號A/O反應器的接種污泥相同，且二者接種污泥體積均為20 L，其中10 L來自于處理高氨氮廢水的A/O短程硝化反應器，另10 L取自厭氧/好氧短程硝化除磷反應器[16]。1號A/O反應器進水為模擬污泥消化液，該廢水由高碑店城市污水處理廠初沉池出水投加碳酸氫銨配置，具體水質見表1。2號A/O反應器進水為高碑店城市污水處理廠初沉池出水，具體水質見表2。

1.3 水質分析方法

水樣經0.45 μm的濾膜過濾后測定CODsolubale，NH4+-N，NO2?-N和NO3?-N的質量濃度。采用重鉻酸鉀法測COD；納氏試劑分光光度法測NH4+-N的質量濃度；麝香草酚分光光度法測NO3?-N的質量濃度；N-(1-萘基)-乙二胺光度法測NO2?-N的質量濃度；濾紙稱重法測MLSS的質量濃度；采用WTW inolab level 2 在線監測pH和溫度。

表1 1號A/O反應器進水水質指標(質量濃度)

表2 2號A/O反應器進水水質指標(質量濃度)

2 結果與討論

2.1 污泥消化液處理系統短程硝化的穩定維持

處理模擬污泥消化液的1號A/O反應器進出水氮濃度及亞硝酸鹽積累率(NA)變化規律如圖1所示。由于接種污泥為短程硝化污泥，啟動反應器的第2天NA即達到98%，這就表明生物強化策略可以快速啟動短程硝化。在整個階段Ⅰ內，該反應器內NA穩定維持在95%以上，且氨氧化速率(以氮計)為0.35 kg/(m3?d)，HRT為8.20 h。試驗至階段Ⅱ時，該A/O反應器內水溫升高至30 ℃，氨氧化速率增加為1.28 kg/(m3?d)，使得HRT降低為3.52 h，同時NA增加到98%。為了提高系統充氧速率，在階段Ⅲ采用微孔曝氣管代替A/O反應器內的曝氣砂頭，結果表明氨氧化速率得到大幅提高，增加至2.42 kg/(m3?d)，HRT則進一步降低至2.33 h。與此同時，階段Ⅲ內的NA維持在97%~99%范圍內，這就表明污泥硝化液A/O反應器內可穩定實現短程硝化。

1—Inf.NH4；2—Eff.NH4；3—Eff.NO2；4—RNA

為了探討上述短程硝化實現的原因，在第99天對污泥消化液A/O反應器中氮和有機物在的轉化情況進行了考察，結果如圖2所示。缺氧格室NH4+-N質量濃度為253.02 mg/L，FA質量濃度為17.83 mg/L。隨著好氧段氨氧化反應的不斷進行，NH4+-N質量濃度和pH都不斷降低，使得FA質量濃度也逐漸降低，最后好氧格室時FA質量濃度降至0.69 mg/L。有研究表明FA對的合成代謝的抑制作用大于對的合成代謝的抑制，6.0 mg/L的FA即可完全抑制的合成代謝[8?9]，而16 mg/L的FA仍未對的合成代謝造成影響[8, 10]。在污泥消化液A/O反應器的缺氧格室和好氧第1格室中，FA(質量濃度均大于6.0 mg/L)會抑制NOB的合成作用，而對AOB的合成作用影響不大，所以FA的抑制作用有利于控制反應器內NOB的增長，利于維持反應器的短程硝化效果。

1—NH4；2—NO2；3—NO3；4—COD；5—RNA；6—FA；7—FNA；8—pH

A/O反應器好氧段NO2?-N質量濃度逐漸增加，同時pH逐漸降低，造成FNA質量濃度逐漸增加，最后一格好氧段FNA質量濃度增加至0.043 mg/L。VADIVELU等研究發現：當FNA質量濃度大于0.02 mg/L時即可完全抑制合成代謝[8]，而質量濃度高達0.08 mg/L的FNA仍未對的合成代謝產生影響[10]。因此，A/O反應器好氧段FNA(質量濃度＞0.02 mg/L)可以完全抑制NOB的合成代謝，而對AOB的合成作用未產生影響。FNA的抑制作用同樣也有助于A/O反應器內NOB的控制，被認為是短程硝化效果穩定維持的另一主要原因。

2.2 生物強化技術實現城市污水處理系統穩定短程硝化

城市污水A/O短程硝化反應器硝化性能如圖3所示。以短程硝化污泥作為此反應器的接種污泥，該污泥的氨氧化速率大于亞硝酸鹽氧化速率，從圖3可以看出：反應器啟動后的第2天NAR就達到96%。階段Ⅰ內，ARN為6.5%，控制好氧區DO質量濃度，其平均值為0.64 mg/L，出水NAR保持在94%以上。試驗進行至階段Ⅱ時，停止向城市污水處理系統投加短程硝化污泥，同時提高好氧區DO質量濃度，其平均值為1.34 mg/L。該反應器出水NAR率迅速由95%降至11%，短程硝化遭到嚴重破壞。為了重新啟動城市污水處理系統短程硝化，重新向城市污水處理系統投加短程硝化污泥，ARN為6.0%，但出水NA并未提高。運行至階段Ⅳ時，在階段Ⅲ的基礎上降低好氧區DO質量濃度，其平均值降為0.96 mg/L。運行15 d后亞硝酸鹽積累率就從1%增加至89%。在階段Ⅳ后期，出水NAR升高至94%。上述結果說明，應用生物強化技術的同時，控制DO質量濃度在1 mg/L左右，可實現城市污水處理系統穩定短程硝化。

1—Inf.NH-4；2—Eff.NH4；3—Eff.NO2；4—RNA。

2.3 基于生物強化實現城市污水厭氧氨氧化脫氮

本試驗表明生物強化技術可維持城市污水處理系統較高的亞硝酸鹽積累率。已有研究表明：通過調控反應器充氧量，可調控反應器出水的NH4+-N質量濃度和NO2?-N質量濃度的比例，從而為厭氧氨氧化提供合適的進水[6]，因此，基于生物強化技術有望實現城市污水厭氧氨氧化脫氮，具體工藝流程如圖4所示。經初沉池預處理后的城市污水處理主要分為3個階段，最終實現低能耗污水脫氮和污水中能量的高效回收利用。第一階段是高負荷活性污泥法處理，主要通過污泥吸附作用將污水中有機物富集至活性污泥中；第二階段是污水A/O短程硝化處理，主要通過生物強化作用實現半短程硝化，即將污水中部分氨氮轉化為亞硝酸鹽；第三階段是UASB厭氧氨氧化脫氮，即通過厭氧氨氧化作用實現城市污水中氮的最終去除。高負荷活性污泥系統剩余污泥和城市污水A/O短程硝化反應器剩余污泥首先排入濃縮池，而后進入污泥消化產甲烷系統，將有機物轉化為能源物質甲烷，最終實現污水中能量的回收利用。氨氮濃度較高的消化污泥脫水液進入旁側A/O反應器，發生短程硝化反應，其出水回流至城市污水A/O反應器；同時將該系統剩余污泥也回流至城市污水A/O反應器，用于實現基于生物強化的城市污水短程硝化。本試驗中短程硝化污泥的投配率為5.6%~6.5%，實際污水處理廠旁側污泥消化液A/O反應器產生的剩余污泥量可能不能滿足此投配率。此問題可嘗試以下2種方案解決：1) 將城市污水A/O反應器的部分剩余污泥輸送至旁側A/O反應器，來提高旁側A/O反應器剩余污泥的排放量；2) 將城市污水A/O反應器好氧區DO質量濃度控制在較低水平，有望在低ARN的條件下提高系統短程硝化的穩定性，從而降低城市污水處理系統對短程硝化污泥的需求量。

圖4 基于生物強化技術實現城市污水厭氧氨氧化脫氮的工藝流程圖

3 結論

1) 高氨氮污泥消化液處理系統，可通過FA和FNA對NOB合成作用的抑制，控制NOB的增長，實現穩定的短程硝化。

2) 通過投加短程硝化污泥和控制好氧區溶解氧濃度，可快速啟動和維持城市污水短程硝化。

3) 基于生物強化技術提出了城市污水厭氧氨氧化脫氮組合工藝，有望實現城市污水低能耗自養脫氮和污水中能量的高效回收利用。

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(編輯 楊幼平)

Achieving stable nitritation in domestic wastewater treatment system based on bioaugmentation technology

PENG Yi, MA Bin, WEI Yan, WANG Junmin, LI Dong, ZHANG Jie

(Beijing Key Laboratory of Water Quality Science and Water Environment Recovery, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

The nitritation in side-line treatment system was proposed considering the ammonium oxidizing bacteria (AOB) content was high, and nitrite oxidizing bacteria (NOB) content was low. The excess sludge discharged from above system was introduced to the domestic wastewater treatment system so as to achieve stable nitritation via this bioaugmentation. The results show that stable nitritation is achieved in side-line treatment system by using the inhibition of free ammonia (FA) and free nitrous acid (FNA) on the anabolism of NOB, and the nitrite accumulation rate (NA) is 97% in average. Nitritation can be quickly start-up in mainstream treatment system by adding nitritation sludge and controlling dissolved oxygen (DO). It could be reconstructed with a nitrite accumulation rate (NA) from 1% to 89% within 15 d when the mass concentration of DO is 0.96 mg/L and nitritation adding rate is 5.6%. Achieving stable nitritation in domestic wastewater treatment based on bioaugmentation gives a possible solution to achieve nitrogen removal from domestic wastewater via anammox.

domestic wastewater; nitritation; bioaugmentation; anammox; energy saving and consumption reducing

10.11817/j.issn.1672-7207.2016.11.046

X703.1

A

1672?7207(2016)11?3965?05

2015?11?24；

2016?03?24

國家自然科學基金資助項目(51508008)；北京市自然科學基金資助項目(8154041)；北京市優秀人才培養資助項目(2014000020124G043) (Project(51508008) supported by the National Natural Science Foundation of China; Project(8154041) supported by the Natural Science Foundation of Beijing City, China; Project(2014000020124G043) supported by Training Programme Foundation for the Talents in Beijing City, China)

李冬，教授，博士生導師，從事污水處理與資源化研究；E-mail: lidong2006@bjut.edu.cn