部分亚硝化厌氧氨氧化耦合工艺处理污泥脱水液马富国

中国环境科学2009,29(2)：219~224ChinaEnvironmentalScience部分亚硝化-厌氧氨氧化耦合工艺处理污泥脱水液马富国1,张树军1,2,曹相生1,甘一萍2,孟雪征1,王洪臣2,彭永臻1*(1.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京100022；2.北京城市排水集团有限责任公司,北京100038)摘要：在缺氧滤床+好氧悬浮填料生物膜工艺中实现部分亚硝化,然后进行厌氧氨氧化(ANAMMOX),考察其对高含氮、低C/N污泥脱水液的处理能力.结果表明,亚硝化反应器在15~29℃、DO6~9mg/L条件下,通过综合调控进水氨氮负荷(ALR)、进水碱度/氨氮、水力停留时间(HRT)等运行参数,可以调节出水(NO2--N)/(NH4+-N)的比率,能够较好地实现部分亚硝化反应以完成厌氧氨氧化.当进水ALR为1.16kg/(m3·d),进水碱度/氨氮为5.1时,出水(NO2--N)/(NH4+-N)在1.2左右,(NO2--N)/(NOx--N)大于90%,进入ANAMMOX反应器的氮物质去除率达到83.8%.关键词：部分亚硝化；厌氧氨氧化；污泥脱水液；低C/N；高氨氮废水中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：1000-6923(2009)02-0219-06CouplingprocessofpartialnitrificationandANAMMOXfortreatmentofsludgeliquorMAFu-guo1,ZHANGShu-jun1,2,CAOXiang-sheng1,GANYi-ping2,MENGXue-zheng1,WANGHong-chen2,PENGYong-zhen1*(1.BeijingUniversityofTechnology,KeyLaboratoryofBeijingforWaterQualityScienceandWaterEnvironmentRecoveryEngineering,Beijing100022,China；2.BeijingDrainageGroupCompanyLimited,Beijing100038,China).ChinaEnvironmentalScience,2009,29(2)：219~224Abstract：Anexperimentalsystemconsistsofananoxicbiologicalfilter,anaerobicsuspendedcarrierbiofilmreactorandananaerobicammoniumoxidation(ANAMMOX)reactor.AutotrophicnitrogenremovalfromsludgeliquorwithhighconcentrationsofammoniaandlowC/Nratiowasinvestigatedinthesystem.Undernormaltemperature(15~29℃)andhighDO(6~9mg/L),theeffluentratioofnitritetoammoniumofthenitritationreactorcouldbeadjustedtomeetinfluentsubstratedemandoftheANAMMOXreactorbycontrollinginfluentammonialoadingrate(ALR),alkalinity/ammoniumratio,andhydraulicretentiontime(HRT).WheninfluentALRandalkalinity/ammoniumratiowere1.16kg/(m3·d)and5.1,effluentratioofnitritetoammoniumofthenitritationreactorwasabout1.2withmorethan90%ofnitriteaccumulationefficiencyandtotalnitrogenremovalefficiencyoftheANAMMOXreactorwasabout83.8%.Keywords：partialnitritation；anaerobicammoniumoxidation(ANAMMOX)；sludgeliquor；lowC/Nratio；highconcentrationsammonia消化污泥脱水液为典型的高氨氮(NH4+-N)、低C/N、低碱度废水,所含NH4+-N约占城市污水厂总氮(TN)负荷的25%.城市污泥消化液直接回流到主流区是污水处理厂脱氮效率低的主要原因之一[1-2].近年来,污泥脱水液旁侧自养生物脱氮技术,即短程硝化与厌氧氨氧化(ANAMMOX)组合生物脱氮技术,成为国内外研究热点[3-7].ANAMMOX反应是Mulder等[8]于1995年在反硝化流化床中发现的,其基本原理是在厌氧条件下,以亚硝酸盐作为电子受体,将NH4+-N直接氧化生成氮气.在我国,由于运行良好的污泥消化池较少,而ANAMMOX菌的倍增时间长达11d[9-10],因而关于污泥脱水液的全程自养生物脱氮技术的研究很少.在欧洲,污泥脱水液的自养脱氮技术研究较多,并且有小规模的示范工程建成应用[7],典型的工艺是SHARON+ANAMMOX组合工艺[11].SHARON工艺虽然与其他脱氮工艺相比优势明显,但其需要在30~35℃条件下运行.而消化污泥脱水后,不加热无法满足上述温度要求,同时SHARON工艺需要较短的污泥龄,导致SHARON反应器污泥浓度较低,反应器容积偏大.收稿日期：2008-07-25基金项目：“十一五”国家科技支撑计划(2006BAC19B01)*责任作者,教授,[e-mail]220中国环境科学29卷如何在常温和高DO条件下,在连续流生物膜系统中实现污泥脱水液短程硝化的研究尚鲜见报道.基于上述考虑,本试验在常温、高DO条件下,首先在连续流悬浮填料反应器中实现常温半短程硝化,然后在海绵填料反应器中实现ANAMMOX反应,实现高NH4+-N、低C/N污泥脱水液的全程自养生物脱氮.1材料与方法1.1试验装置与运行试验流程如图1所示,所有反应器用有机玻璃制作.亚硝化反应器有效容积54L,平均分为9个格室,依次标记为好1~好9.缺氧反应器与ANAMMOX反应器的有效容积分别为9.5,8.4L.试验所用生物膜载体为海绵填料(L×B×H=1.5cm×1.5cm×1.5cm),亚硝化反应器的填充率为40%,缺氧反应器与ANAMMOX反应器填充率均为80%.在试验期间,先启动亚硝化反应器,接种污泥为某城市污水厂的全程硝化污泥,污泥浓度约为3000mg/L,污泥容积指数(SVI)为118mL/g.ANAMMOX反应器接种相同的硝化污泥.待亚硝化反应器和ANAMMOX反应器分别启动成功后,将2个反应器串联运行.亚硝化反应器出水回流到缺氧反应器的比例为50%~100%,污泥回流比为50%.通过调节气体流量计控制好氧区DO浓度.亚硝化反应器的水力停留时间(HRT)和运行温度分别为0.55~2.20d和15~29℃,ANAMMOX反应器的运行温度为30℃.所用水泵均为蠕动泵.图1部分亚硝化-厌氧氨氧化耦合工艺流程示意Fig.1Schematicdiagramofthepartialnitritation-ANAMMOXprocess1.2试验用水及水质试验用水为北京某污水厂污泥脱水车间的脱水液,水质如下:COD为100~300mg/L,NH4+-N为200~600mg/L,碱度为1000~1800mg/L(以CaCO3计),pH值为7.0~7.8.1.3分析方法COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、MLSS均采用国家标准方法测定[12],pH值、DO、温度均采用Multi340i便携式多功能测定仪测定.2结果与讨论2.1亚硝化反应器的启动及运行试验阶段,亚硝化反应器维持较高的DO浓度(6~9mg/L),以获得较高的硝化速率,同时使填料维持良好的流化状态.由图2可见,由于接种污泥为全程硝化污泥,在启动初期,NO2--N被亚硝酸氮氧化菌(NOB)氧化为NO3--N,出水NO2--N浓度较低.Anthonisen[13]研究表明,游离氨(FA)对氨氧化菌(AOB)和NOB有选择性抑制作用,FA对NOB的抑制浓度为0.1~1.0mg/L,对AOB的抑制浓度在10mg/L以上,因此当系统中FA处于只能抑制NOB,但基本不抑制AOB的浓度范围时,可以实现亚硝化反应.在本研究中,通过维持亚硝化反应器内FA浓度在1~15mg/L,实现了稳定的亚硝化.在本试验启动的后期,由于FA对NOB的抑制作用,出水NO2--N浓度逐渐升高,出水NO3--N2期马富国等：部分亚硝化-厌氧氨氧化耦合工艺处理污泥脱水液221浓度逐渐降低,到第40d,出水NO3--N降到44.8mg/L,NO2--N140mg/L,NO2--N累积率达到75.76%,表明部分亚硝化反应器的启动完成.02040608010012014016018020020406080100120140时间(d)氮化合物浓度(mg/L)0102030405060708090NO2--N累积率(%)图2亚硝化反应器的启动及运行Fig.2Start-upandoperatingofpartialnitrificationreactor出水NH4+-N出水NO2--N出水NO3--NNO2--N累积率由图2可见,在亚硝化反应器启动后的运行中,NO2--N累积率基本维持在70%~80%,该累积率未实现进一步提高的可能原因:一是本试验采用悬浮填料生物膜工艺,NOB不能通过排泥淘洗,系统中始终有NOB存在,只是受到高FA的抑制,不能将NO2--N氧化为NO3--N.当系统中因碱度不足,导致pH值和FA降低而失去对NOB的抑制时,将会导致NO2--N被氧化;二是对于生物膜内部存在的NOB,其微环境中的FA不足以抑制NOB氧化NO2--N的功能.050100150200250300原水缺氧好1好2好3好4好5好6好7好8好9出水取样点氮化合物浓度(mg/L)0200400600800100012001400碱度(mg/L)NH4+-NNH2--NNH3--N碱度图3亚硝化反应器系统中氮化合物和碱度的变化Fig.3Variationofnitrogencompoundsandalkalinityinthenitritationreactor亚硝化反应器中氮化合物和碱度的变化关系如图3所示,由图3可见,随着硝化的进行,沿流程NH4+-N和碱度逐渐降低,NO2--N逐渐提高.到第7个格室,碱度降低到116.8mg/L,NH4+-N氧化基本结束.此时由于没有及时停止7~9格室的曝气,导致NOB将NO2--N氧化为NO3--N,在上述格室NO2--N有所降低,NO3--N有所升高.2.2ANAMMOX反应器的启动及运行ANAMMOX反应器采用海绵填料做载体,接种全程硝化污泥,利用硝化污泥生物膜来启动.在启动初期,采用稀释后的亚硝化反应器出水,投加亚硝酸钠和氯化铵,将NH4+-N和NO2--N浓度维持在所需比例,作为ANAMMOX反应器的进水.ANAMMOX反应器活性提高阶段的氮素变化规律如图4所示.该阶段的运行条件:HRT为8h,温度为(30±0.1),℃用NaHCO3将进水pH值控制在6.5~7.5.采用低负荷、低浓度的方法启动,启动初期进水NH4+-N与NO2--N范围均为20~45mg/L.启动前70d,NH4+-N几乎没有去除,由于有机氮的氨化作用,有时反而升高.从第75d开始,NH4+-N开始有所去除,到第110d,NH4+-N和NO2--N开始同时下降,出水NO3--N升高,这表明ANAMMOX反应器的启动成功[14].从第145d开始,逐渐增加进水NH4+-N和NO2--N的浓度,促进ANAMMOX菌的增长.由图4可