彭軼，馬斌，委燕，王俊敏，李冬，張杰

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基于生物強(qiáng)化技術(shù)實(shí)現(xiàn)城市污水處理系統(tǒng)穩(wěn)定短程硝化

彭軼，馬斌，委燕，王俊敏，李冬，張杰

(北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京，100124)

提出旁側(cè)污泥消化液處理系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)短程硝化，該系統(tǒng)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(tǒng)實(shí)現(xiàn)生物強(qiáng)化作用，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定短程硝化。研究結(jié)果表明：通過游離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)對(duì)NOB合成作用的抑制，可穩(wěn)定實(shí)現(xiàn)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(jié)合控制溶解氧濃度可快速啟動(dòng)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(zhì)量濃度為0.96 mg/L的條件下，運(yùn)行15 d即可重建城市污水短程硝化，NA從1%增加至89%?；谏飶?qiáng)化技術(shù)實(shí)現(xiàn)城市污水處理系統(tǒng)穩(wěn)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(qiáng)化；厭氧氨氧化；節(jié)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(fā)現(xiàn)使污水生物脫氮過程由異養(yǎng)轉(zhuǎn)向自 養(yǎng)[1?2]。與傳統(tǒng)生物脫氮技術(shù)相比，短程硝化/厭氧氨氧化自養(yǎng)脫氮技術(shù)具有如下優(yōu)勢(shì)：1) 曝氣量降低60%，使污水處理的運(yùn)行能耗大幅降低[3]；2) 無需有機(jī)碳源，因此可最大程度地將城市污水中的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為甲烷，使污水處理廠的產(chǎn)能增加[4]；3) 厭氧氨氧化代謝途徑中無溫室氣體N2O產(chǎn)生，該技術(shù)可減少污水處理過程中N2O的產(chǎn)生量[5]。因此，短程硝化/厭氧氨氧化自養(yǎng)脫氮技術(shù)被認(rèn)為是綠色低能耗污水處理技術(shù)，且有望使城市污水廠實(shí)現(xiàn)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(wěn)定實(shí)現(xiàn)。短程硝化已成功應(yīng)用于高氨氮廢水脫氮處理系統(tǒng)，比如荷蘭研發(fā)的SHARON短程硝化工藝已應(yīng)用于消化污泥脫水液處理[7]。消化污泥脫水液溫度可達(dá)30℃，在此高溫條件下氨氧化菌(AOB)增長(zhǎng)速率大于亞硝酸鹽氧化菌(NOB)增長(zhǎng)速率，通過設(shè)置短污泥齡可實(shí)現(xiàn)短程硝化[7]。此外在高氨氮廢水處理系統(tǒng)中，可以利用游離氨(FA)和游離亞硝酸鹽(FNA)抑制NOB來實(shí)現(xiàn)短程硝化[8?10]。而城市污水中氨氮質(zhì)量濃度相對(duì)較低(30~75 mg/L)，水溫隨季節(jié)變化且很難達(dá)到30℃，因此污泥利用高溫、FA和FNA抑制來實(shí)現(xiàn)短程硝化。一直以來人們認(rèn)為AOB的氧半飽和常數(shù)(O,AOB)小于NOB的氧半飽和常數(shù)(O,NOB)[11?12]，因此，控制低溶解氧(DO)可實(shí)現(xiàn)AOB增長(zhǎng)速率大于NOB增長(zhǎng)速率，進(jìn)而將NOB淘洗掉實(shí)現(xiàn)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(wěn)定控制NOB的增長(zhǎng)。生物強(qiáng)化技術(shù)是通過向污水處理系統(tǒng)投加特定功能微生物，來提高系統(tǒng)污染物去除能力的一種技術(shù)[15]。若能向城市污水處理系統(tǒng)投加AOB含量高，而NOB含量低的短程硝化污泥，則可使該系統(tǒng)內(nèi)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(shí)現(xiàn)城市污水處理系統(tǒng)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(shí)現(xiàn)消化液處理系統(tǒng)短程硝化。該系統(tǒng)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(tǒng)，則可實(shí)現(xiàn)生物強(qiáng)化作用。基于上述分析，本文作者將研究能否將生物強(qiáng)化技術(shù)應(yīng)用于城市污水處理系統(tǒng)以實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定短程硝化，采用缺氧/好氧(A/O)反應(yīng)器(1號(hào))處理模擬消化液廢水，擬通過FA抑制實(shí)現(xiàn)短程硝化；而后再將上述系統(tǒng)排放的剩余污泥投加至處理實(shí)際城市污水的A/O反應(yīng)器(2號(hào))，擬通過生物強(qiáng)化作用實(shí)現(xiàn)城市污水處理系統(tǒng)穩(wěn)定短程硝化。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與試驗(yàn)條件

處理模擬污泥消化液的1號(hào)A/O反應(yīng)器包括7個(gè)體積相等的格室，每格室有效體積可通過調(diào)整反應(yīng)器內(nèi)水位來調(diào)整。第1格室為缺氧區(qū)，第2至第6格室為好氧區(qū)。通過設(shè)置加熱裝置對(duì)反應(yīng)器中的混合液進(jìn)行加熱。通過蠕動(dòng)泵調(diào)節(jié)和控制進(jìn)水流量和污泥回流量。前50 d為階段Ⅰ，缺氧區(qū)容積為4 L，好氧區(qū)容積為24 L，且好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度的平均值為0.41 mg/L，進(jìn)水流量為82 L/d，水力停留時(shí)間(HRT)為8.20 h。第51天至第98天為階段Ⅱ，缺氧區(qū)容積為5.6 L，好氧區(qū)容積為33.6 L，且好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度的平均值為0.55 mg/L，進(jìn)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(qū)容積為5.6 L，好氧區(qū)容積為22.4 L，且好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度的平均值為0.28 mg/L，進(jìn)水流量為288 L/d，HRT為2.33 h。

處理實(shí)際城市污水的2號(hào)A/O反應(yīng)器包括6個(gè)體積相等的格室，每個(gè)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(huán)境，其他格室通過曝氣作用維持好氧環(huán)境。通過蠕動(dòng)泵調(diào)節(jié)和控制進(jìn)水流量。通過加熱裝置調(diào)節(jié)和控制反應(yīng)器內(nèi)混合液溫度在2 527 ℃范圍內(nèi)。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(tǒng)污泥總量之比。前20 d為階段Ⅰ，ARN為6.5%，好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度的平均值為0.64 mg/L，進(jìn)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(qū)平均DO質(zhì)量濃度增加至1.34 mg/L，SRT變?yōu)?2.0 d。第41天至第60天為階段Ⅲ，恢復(fù)投加短程硝化污泥，ARN為6.0%，好氧區(qū)平均DO質(zhì)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(qū)平均DO質(zhì)量濃度降至0.96 mg/L，進(jìn)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(zhì)

1號(hào)A/O反應(yīng)器和2號(hào)A/O反應(yīng)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(yīng)器，另10 L取自厭氧/好氧短程硝化除磷反應(yīng)器[16]。1號(hào)A/O反應(yīng)器進(jìn)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(zhì)見表1。2號(hào)A/O反應(yīng)器進(jìn)水為高碑店城市污水處理廠初沉池出水，具體水質(zhì)見表2。

1.3 水質(zhì)分析方法

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

表1 1號(hào)A/O反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)(質(zhì)量濃度)

表2 2號(hào)A/O反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)(質(zhì)量濃度)

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥消化液處理系統(tǒng)短程硝化的穩(wěn)定維持

處理模擬污泥消化液的1號(hào)A/O反應(yīng)器進(jìn)出水氮濃度及亞硝酸鹽積累率(NA)變化規(guī)律如圖1所示。由于接種污泥為短程硝化污泥，啟動(dòng)反應(yīng)器的第2天NA即達(dá)到98%，這就表明生物強(qiáng)化策略可以快速啟動(dòng)短程硝化。在整個(gè)階段Ⅰ內(nèi)，該反應(yīng)器內(nèi)NA穩(wěn)定維持在95%以上，且氨氧化速率(以氮計(jì))為0.35 kg/(m3?d)，HRT為8.20 h。試驗(yàn)至階段Ⅱ時(shí)，該A/O反應(yīng)器內(nèi)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(shí)NA增加到98%。為了提高系統(tǒng)充氧速率，在階段Ⅲ采用微孔曝氣管代替A/O反應(yīng)器內(nèi)的曝氣砂頭，結(jié)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(jìn)一步降低至2.33 h。與此同時(shí)，階段Ⅲ內(nèi)的NA維持在97%~99%范圍內(nèi)，這就表明污泥硝化液A/O反應(yīng)器內(nèi)可穩(wěn)定實(shí)現(xiàn)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(shí)現(xiàn)的原因，在第99天對(duì)污泥消化液A/O反應(yīng)器中氮和有機(jī)物在的轉(zhuǎn)化情況進(jìn)行了考察，結(jié)果如圖2所示。缺氧格室NH4+-N質(zhì)量濃度為253.02 mg/L，F(xiàn)A質(zhì)量濃度為17.83 mg/L。隨著好氧段氨氧化反應(yīng)的不斷進(jìn)行，NH4+-N質(zhì)量濃度和pH都不斷降低，使得FA質(zhì)量濃度也逐漸降低，最后好氧格室時(shí)FA質(zhì)量濃度降至0.69 mg/L。有研究表明FA對(duì)的合成代謝的抑制作用大于對(duì)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(duì)的合成代謝造成影響[8, 10]。在污泥消化液A/O反應(yīng)器的缺氧格室和好氧第1格室中，F(xiàn)A(質(zhì)量濃度均大于6.0 mg/L)會(huì)抑制NOB的合成作用，而對(duì)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(yīng)器內(nèi)NOB的增長(zhǎng)，利于維持反應(yīng)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(yīng)器好氧段NO2?-N質(zhì)量濃度逐漸增加，同時(shí)pH逐漸降低，造成FNA質(zhì)量濃度逐漸增加，最后一格好氧段FNA質(zhì)量濃度增加至0.043 mg/L。VADIVELU等研究發(fā)現(xiàn)：當(dāng)FNA質(zhì)量濃度大于0.02 mg/L時(shí)即可完全抑制合成代謝[8]，而質(zhì)量濃度高達(dá)0.08 mg/L的FNA仍未對(duì)的合成代謝產(chǎn)生影響[10]。因此，A/O反應(yīng)器好氧段FNA(質(zhì)量濃度＞0.02 mg/L)可以完全抑制NOB的合成代謝，而對(duì)AOB的合成作用未產(chǎn)生影響。FNA的抑制作用同樣也有助于A/O反應(yīng)器內(nèi)NOB的控制，被認(rèn)為是短程硝化效果穩(wěn)定維持的另一主要原因。

2.2 生物強(qiáng)化技術(shù)實(shí)現(xiàn)城市污水處理系統(tǒng)穩(wěn)定短程硝化

城市污水A/O短程硝化反應(yīng)器硝化性能如圖3所示。以短程硝化污泥作為此反應(yīng)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(yīng)器啟動(dòng)后的第2天NAR就達(dá)到96%。階段Ⅰ內(nèi)，ARN為6.5%，控制好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度，其平均值為0.64 mg/L，出水NAR保持在94%以上。試驗(yàn)進(jìn)行至階段Ⅱ時(shí)，停止向城市污水處理系統(tǒng)投加短程硝化污泥，同時(shí)提高好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度，其平均值為1.34 mg/L。該反應(yīng)器出水NAR率迅速由95%降至11%，短程硝化遭到嚴(yán)重破壞。為了重新啟動(dòng)城市污水處理系統(tǒng)短程硝化，重新向城市污水處理系統(tǒng)投加短程硝化污泥，ARN為6.0%，但出水NA并未提高。運(yùn)行至階段Ⅳ時(shí)，在階段Ⅲ的基礎(chǔ)上降低好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度，其平均值降為0.96 mg/L。運(yùn)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(jié)果說明，應(yīng)用生物強(qiáng)化技術(shù)的同時(shí)，控制DO質(zhì)量濃度在1 mg/L左右，可實(shí)現(xiàn)城市污水處理系統(tǒng)穩(wěn)定短程硝化。

1—Inf.NH-4；2—Eff.NH4；3—Eff.NO2；4—RNA。

2.3 基于生物強(qiáng)化實(shí)現(xiàn)城市污水厭氧氨氧化脫氮

本試驗(yàn)表明生物強(qiáng)化技術(shù)可維持城市污水處理系統(tǒng)較高的亞硝酸鹽積累率。已有研究表明：通過調(diào)控反應(yīng)器充氧量，可調(diào)控反應(yīng)器出水的NH4+-N質(zhì)量濃度和NO2?-N質(zhì)量濃度的比例，從而為厭氧氨氧化提供合適的進(jìn)水[6]，因此，基于生物強(qiáng)化技術(shù)有望實(shí)現(xiàn)城市污水厭氧氨氧化脫氮，具體工藝流程如圖4所示。經(jīng)初沉池預(yù)處理后的城市污水處理主要分為3個(gè)階段，最終實(shí)現(xiàn)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(fù)荷活性污泥法處理，主要通過污泥吸附作用將污水中有機(jī)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(qiáng)化作用實(shí)現(xiàn)半短程硝化，即將污水中部分氨氮轉(zhuǎn)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(shí)現(xiàn)城市污水中氮的最終去除。高負(fù)荷活性污泥系統(tǒng)剩余污泥和城市污水A/O短程硝化反應(yīng)器剩余污泥首先排入濃縮池，而后進(jìn)入污泥消化產(chǎn)甲烷系統(tǒng)，將有機(jī)物轉(zhuǎn)化為能源物質(zhì)甲烷，最終實(shí)現(xiàn)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(jìn)入旁側(cè)A/O反應(yīng)器，發(fā)生短程硝化反應(yīng)，其出水回流至城市污水A/O反應(yīng)器；同時(shí)將該系統(tǒng)剩余污泥也回流至城市污水A/O反應(yīng)器，用于實(shí)現(xiàn)基于生物強(qiáng)化的城市污水短程硝化。本試驗(yàn)中短程硝化污泥的投配率為5.6%~6.5%，實(shí)際污水處理廠旁側(cè)污泥消化液A/O反應(yīng)器產(chǎn)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(yīng)器的部分剩余污泥輸送至旁側(cè)A/O反應(yīng)器，來提高旁側(cè)A/O反應(yīng)器剩余污泥的排放量；2) 將城市污水A/O反應(yīng)器好氧區(qū)DO質(zhì)量濃度控制在較低水平，有望在低ARN的條件下提高系統(tǒng)短程硝化的穩(wěn)定性，從而降低城市污水處理系統(tǒng)對(duì)短程硝化污泥的需求量。

圖4 基于生物強(qiáng)化技術(shù)實(shí)現(xiàn)城市污水厭氧氨氧化脫氮的工藝流程圖

3 結(jié)論

1) 高氨氮污泥消化液處理系統(tǒng)，可通過FA和FNA對(duì)NOB合成作用的抑制，控制NOB的增長(zhǎng)，實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化。

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

3) 基于生物強(qiáng)化技術(shù)提出了城市污水厭氧氨氧化脫氮組合工藝，有望實(shí)現(xiàn)城市污水低能耗自養(yǎng)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(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51508008)；北京市自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(8154041)；北京市優(yōu)秀人才培養(yǎng)資助項(xiàng)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(dǎo)師，從事污水處理與資源化研究；E-mail: lidong2006@bjut.edu.cn