短程硝化工藝處理污泥消化液

摘 """""要：以污泥消化液為研究對象，研究了短程硝化工藝的NH₄⁺ -N脫除率及NO₂-N積累率的特性。短程硝化反應器采用上流式好氧生物反應器（UOSR），處理污泥消化液采用逐步增加處理水量的方式進行培養，控制反應溫度為32"℃、pH為7.7～8.5、ρ（FA）＜30"mg·L^-1、ρ（FNA）"＜0.2"mg·L^-1，保持進水ρ（NH₄⁺-N）=1"560"mg·L^-1，處理容積負荷從0.08"kg·m^-3·d^-1逐步提高到1.47"kg·m^-3·d^-1，出水ρ（NH₄⁺-N）＜ """30"mg·L^-1、ρ（NO₂-N）＞1"300 mg·L^-1、ρ（NO₃-N）＜100 mg·L^-1，NO₂-N積累率達90%以上。實驗結果表明：實現短程硝化處理的關鍵控制因素是FA和FNA對NOB（亞硝酸鹽氧化菌）的聯合抑制，促成污泥消化液的短程硝化處理。

關 "鍵 "詞：短程硝化；污泥消化液；FA；FNA

中圖分類號：X703 """"""文獻標志碼：A """""文章編號：1004-0935（2024）12-1829-04

含氮廢水按含碳量高低分為兩類，即高碳氮比廢水和低碳氮比廢水（BOD₅/N＜5或COD/N≤8）^[1]，前者采用傳統的硝化-反硝化生物脫氮工藝即可得到有效的處理，但后者采用傳統的生物脫氮工藝處理需消耗大量的能源和資源，增加了污水處理廠的運行成本，且處理效果理想^[2-4]。低碳氮比廢水主要包括大部分的城鎮生活污水、污泥消化液、垃圾滲濾液和焦化廢水等。

城市污泥厭氧技術具有污泥無害化、減量化和回收能源的優點，因此在污泥的穩定化處理中被廣泛應用。但是，該技術末端會生成大量的污泥消化液。污泥消化液是指城市污泥經過厭氧消化技術后進行脫水處理而生成的廢水。剩余污泥在厭氧生物處理過程中，有機質絕大部分會轉化為甲烷氣體，所以消化液中有機碳源含量較低。另外，厭氧處理會使污泥中所含的有機氮會轉化為氨氮釋放出來，所以污泥消化液會呈現低碳氮比的特點^[5]。

傳統的硝化-反硝化生物脫氮工藝，即O/A工藝，是最早、最成熟的生物脫氮工藝^[6-7]。其反應過程分為好氧和厭氧兩部分，因此又被稱為二段生物處理脫氮工藝。首先，廢水進入好氧池，在好氧條件下發生硝化反應，將進水中的氨氮轉化為硝氮和亞硝氮^[8]。然后，廢水進入厭氧池，在有機碳源存在的情況下，反硝化細菌將硝氮和亞硝氮主要還原為氮氣^[9]，同時生成少量的一氧化氮（NO）和一氧化二氮（N₂O），從而達到生物脫氮的目的。該工藝脫氮效率高，工藝流程短，但需要在硝化階段適當的補充堿度，且處理低碳氮比廢水時需在反硝化階段投加有機碳源，運行成本高。隨著研究的不斷深入，人們發現將硝化過程控制在亞硝化（短程硝化或半硝化）階段，不但可以降低能源消耗，而且能縮短反應歷程和時間。因此，以亞硝化為核心的生物脫氮技術成為國內外學者的研究熱點。

亞硝化－-反硝化生物脫氮工藝（partial nitrification-denitrification），也被稱為亞硝酸型生物脫氮，其生化反應過程分為好氧段和厭氧段。基本原理是在好氧條件下將硝化過程控制在亞硝化階段，然后在厭氧條件下以NO₂-N作為反硝化反應的電子受體，完成脫氮的過程。該工藝實現的關鍵在于將硝化過程控制在亞硝化階段，短程硝化反硝化反應式如式（1）、式（2）^[10-12]所示。

NH₄+1.5O₂+2HCO₃^-→NO₂-+2CO₂+3H₂O（1）

3CH₄+8NO₂^-+8H⁺→3CO₂+4N₂+10H₂O """"（2）

與傳統的硝化-反硝化生物脫氮技術相比，亞硝化-反硝化技術的優點如下：將硝化反應控制在亞硝化階段，理論上耗氧量能節省25％左右；反應歷程縮短，反應時間減少，減少占地面積，節省土建費用和運行成本；反硝化反應速率增加，有機碳源需求量降低40％左右。實現短程硝化反硝化工藝需要抑制NOB，使得AOB成為硝化菌群的優勢菌種，AOB和NOB競爭的影響因素有：pH、溫度、溶解氧濃度、FA、FNA等。其中，FA、FNA是影響AOB、NOB競爭的重要因素^[13]。實驗擬采用傳統的活性污泥法來實現對污泥消化液的短程硝化處理，實驗中通過FA和FNA的聯合抑制以富集AOB菌，并在較大程度上抑制NOB菌群，為短程硝化技術應用于污泥消化液的處理提供可行的技術支持。

1 "材料與方法實驗部分

1.1 "AOB菌富集裝置及運行方式

采用UOSR裝置富集AOB菌，UOSR有效容積為10"L，通過溫控裝置控制溫度為（32±1）"℃；通過pH在線儀表聯動液堿投加泵控制系統pH為7.6～8.5；通過在線ORP儀表聯動電動調節閥控制系統曝氣量，系統DO值不作為控制對象，僅控制ORP在10～30"mV；進水方式為連續進水，通過控制出水ρ（NH₄⁺ -N）小于40"mg·L^-1，來逐步提高處理水量。經過90"d的富集培養，AOB富集裝置每天可以處理NH₄⁺-N質量濃度1"560"mg·L^-1的污泥消化液約8"L，反應器的水力停留時間約29"h，NH₄⁺ -N脫除負荷為1.47"kg·m^-3·d^-1，COD的脫除率接近50%。

1.2 "實驗用水水質及污泥來源

實驗用水取自大連夏家河污泥處理廠的污泥消化液，其理化性質為：COD為2"294"mg·L^-1，NH₄⁺-N質量濃度為1"560"mg·L^-1，接種污泥取自夏家河消化液SNAD處理系統，其污泥具有正常的硝化功能。

1.3 "FA和FNA在控制短程硝化過程中的應用

在生物脫氮的研究中，NO₂-N的積累在文獻中早有報道，特別是在廢水NH₄⁺-N質量濃度較高的情況下，會阻礙生物硝化的完成。ANTHONISEN認為這是因為FA和FNA會抑制AOB菌和NOB菌的活性，且NOB菌比AOB菌更敏感，容易受到FA和FNA的抑制，ANTHONISEN的實驗表明FA對AOB菌的抑制質量濃度為0.22～150"mg·L^-1，對NOB菌的抑制質量濃度為0.1～1.0"mg·L^-1；FNA對NOB菌的抑制質量濃度為0.22～2.80 mg·L^-1。在實驗中，充分利用FA和FNA對NOB菌的聯合抑制作用，促成污泥消化液短程硝化處理過程的順利進行^[1]。

FA質量濃度一般采用式（3）計算。

由公式（3）可知，ρ（FA）是與NH₄⁺-N質量濃度、溫度、pH三者成正相關的函數，實驗擬采用恒定溫度（32"℃）、恒定NH₄⁺-N質量濃度（1"560"mg·L^-1），通過控制反應pH值來獲得抑制NOB菌、富集AOB菌的FA質量濃度。

FNA質量濃度一般采用式（4）計算。

由公式（4）可知，ρ（FNA）是與NO₂-N質量濃度、溫度、pH三者相關的函數，且與NO₂-N質量濃度正相關，與pH、溫度呈負相關。實驗擬采用恒定溫度（32"℃）、恒定NH₄⁺-N脫除率（≥95%），并以此獲得恒定的NO₂-N質量濃度（1"300"mg·L^-1），通過控制反應pH來獲得抑制NOB菌的FNA質量濃度。NO₂-N積累率計算公式如下：

1.4 "檢測指標及分析方法

COD采用COD快速測定儀測定；NH₄⁺-N采用納氏試劑光度法測定；NO₂-N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法測定；NO₃-N采用麝香草酚分光光度法測定；TN通過總氮快速測定儀測定；DO采用任氏便攜式DO測定儀測定；pH采用在線pH計和便攜式pH計測定。

2 "結果與討論

整個實驗過程可分為2個階段，即馴化階段和提負荷階段。馴化階段持續了45天，NH₄⁺-N脫除負荷由開始的0.08"kg·m^-3·d^-1上升到0.5"kg·m^-3·d^-1，NH₄⁺-N脫除率保持在95%，進水NH₄⁺-N質量濃度為1"560"mg·L^-1，出水NH₄⁺-N質量濃度小于25"mg·L^-1；提負荷階段持續了45天，主要是逐步提高反應器的處理水量，期間NH₄⁺-N脫除負荷由開始的"""""0.5"kg·m^-3·d^-1上升到1.47"kg·m^-3·d^-1，NH₄⁺-N脫除率保持在95%左右，進水NH₄⁺-N質量濃度為1"560"mg·L^-1，出水NH₄⁺-N質量濃度小于40"mg·L^-1。主要介紹污泥消化液利用短程硝化反應器（UOSR）處理的各運行階段NH₄⁺-N脫除負荷、pH、FA、FNA的控制情況。

2.1 "NH₄⁺-N脫除負荷與FNA和pH值的控制關系

在利用UOSR反應器處理污泥消化液時，隨著NH₄⁺-N脫除負荷的增加，反應器內的NO₂-N的質量濃度也隨之增加，為了有效地抑制NOB菌的活性，需要通過改變pH來獲得FNA的抑制質量濃度，從而實現NO₂-N的積累。NH₄⁺-N脫除負荷與FNA和pH的關系如表1所示。

2.2 "NH₄⁺-N脫除負荷與FA和pH值的控制關系

在利用UOSR反應器處理污泥消化液時，隨著NH₄⁺-N脫除負荷的增加，反應器內的NH₄⁺-N質量濃度也會隨之增加，為了有效地抑制NOB菌的活性，需要通過改變pH值來獲得FA的抑制質量濃度，從而實現NO₂-N的積累。NH₄⁺-N脫除負荷與FA和pH的關系如表2所示。

2.3 "NH₄⁺-N脫除負荷與NO₂-N積累率的關系

氨氮脫除負荷與亞氮積累率的關系如表3所示。

利用UOSR反應器處理污泥消化液時，在提高NH₄⁺-N脫除負荷時，控制好反應系統的pH，可保持反應器內的積累率幾乎保持不變。

3 "結"論

在實驗中，通過控制硝化反應的pH，以調控系統的FNA和FA質量濃度，使得FNA質量濃度保持在0.11"mg·L^-1左右，FA質量濃度保持在2"mg·L^-1左右，在此質量濃度范圍內，FNA和FA對AOB菌不存在抑制作用，對NOB菌則存在FNA抑制作用，可實現AOB菌的富集，同時抑制NOB菌，并最終實現亞氮的積累。

參考文獻：

［[1］] 高廷耀，顧國維，周琪."水污染控制工程[M]."北京：高等教育出版社，2011.

［[2］] 高景峰，彭永臻，王淑瑩."有機碳源對低碳氮比生活污水好氧脫氮的影響[J].安全與環境報，2005，（06）：11-15.

［[3］] 肖靜，許國仁.低碳氮比污水對同步硝化反硝化脫氮的影響[J].水處理技術，2012，（11）：77-80.

［[4］]"STROUS M.， GERVEN E."V.， ZHENG"P.， Kuenen J. G.， Jetten M. S. Met al. Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation （anammox） process in different reactor configuration"[J]."Water Research，1997，31（8）：1955-1962.

［[5］]"張凱松，周啟星，孫鐵珩. 城鎮生活污水處理技術研究進展[J].世界科技研究與發展，，2003，（05）：（5）：5-10.

［[6］]"張亮，彭永臻，張樹軍，王淑瑩等. 污泥消化液旁側生物處理技術發展現狀[J]. 水處理技術，2009，（11）：1-5.

［[7］]"周少奇，周吉林. 生物脫氮新技術研究進展[J]. 環境污染治理技術與設備，，2000，（06）：（6）：11-19.

［[8］]"朱澤龍，王琴. 改良型Bardenpho工藝處理生活污水的效果分析[J].煤炭與化工，，2016，，39（12）：（12）：143-147.

［[9］]"GAO D， PENG Y， LI"B， Liang Het"al. Shortcut nitrification-denitrification by real-time control strategies[J]. Bioresource"Technology， 2009，100（7）："2298-300.

［[10］]"MA T， ZHAO C， PENG"Y， Liu X， Zhou Let"al. Applying real-time control for realization and stabilization of shortcut nitrification-denitrification in domestic water treatment"[J].Water Science amp; Technology， 2009，59"（4）：789-796.

［[11］]"LAN H. "U. Shortcut nitrification-denitrification by bioactive carbon A/O technique"[J].Environmental Science amp; Technology，2012，35（4）："170-174.

［[12］]"于德爽，彭永臻，張相忠，等.中溫短程硝化反硝化的影響因素研究[J].中國給水排水，2003（1）：40-42于德爽，等.中溫短程硝化反硝化的影響因素研究.中國給水排水，2003，1.

［[13］]"徐冬梅，聶梅生，金承基.亞硝酸型硝化試驗研究[J].給水排水，1999（7）：41-43.

Treatment of Reject Water"by Shortcut Nitrification Process

LI Yuming¹， YANG Dan²， JIN Shubao²， BI Boqiu¹， WANG Hongchao¹

（1. Dalian Lida Environmental Engineering Co.， Ltd.，"Dalian Liaoning 116033，"China;"2. Dalian Dongtai Xiajiahe Water Co.， Ltd.， Dalian"Liaoning 116033，"China）

Abstract："Taking the reject water"as"research"object，"the characteristics of NH₄⁺ -N removal rate and NO₂-N"accumulation"rate in the shortcut nitrification process"were"studied. The up-flow aerobic bioreactor（UOSR） was used in the shortcut nitrification reactor， and the reject water was cultured by gradually increasing the amount of treated water. The reaction temperature was controlled as 32"℃，"pH was"7.7～8.5，"ρ（FA）＜30"mg·L^-1，"ρ（FNA）＜0.2"mg·L^-1;"the influent NH₄⁺-N mass fraction was kept at 1"560"mg·L^-1， the treatment volume load was gradually increased from 0.08"kg·m^-3·d^-1"to 1.47"kg·m^-3·d^-1. Effluent ρ（NH₄⁺-N）＜30"mg·L^-1，"ρ（NO₂-N）＞1"300 mg·L^-1，"ρ（NO₃-N）＜100 mg·L^-1， and the NO₂-N accumulation rate was"more than 90%. The experimental results showed that the key control factor for the shortcut nitrification treatment was the combined inhibition of FA and FNA to NOB（nitrite oxidizing bacteria）， which promoted the shortcut nitrification treatment of reject water.

Key words："Shortcut nitrification; Reject water; FA; FNA