基于生物强化技术实现城市污水处理系统稳定短程硝化

彭轶，马斌，委燕，王俊敏，李冬，张杰



基于生物强化技术实现城市污水处理系统稳定短程硝化

彭轶，马斌，委燕，王俊敏，李冬，张杰

(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，北京，100124)

提出旁侧污泥消化液处理系统实现短程硝化，该系统中的剩余污泥中氨氧化菌(AOB)含量高，而亚硝酸盐氧化菌(NOB)含量低；将上述剩余污泥投加至城市污水处理系统实现生物强化作用，进而实现稳定短程硝化。研究结果表明：通过游离氨(FA)和游离亚硝酸盐(FNA)对NOB合成作用的抑制，可稳定实现污泥消化液短程硝化，亚硝酸盐积累率(NA)平均为97%。通过投加短程硝化污泥结合控制溶解氧浓度可快速启动城市污水短程硝化。在短程硝化污泥投配率为5.6%和溶解氧质量浓度为0.96 mg/L的条件下，运行15 d即可重建城市污水短程硝化，NA从1%增加至89%。基于生物强化技术实现城市污水处理系统稳定短程硝化，使得城市污水厌氧氨氧化脱氮成为可能。

城市污水；短程硝化；生物强化；厌氧氨氧化；节能降耗

厌氧氨氧化菌(Anammox)在厌氧的条件下以二氧化碳作为碳源，利用亚硝酸盐氧化氨氮，因此厌氧氨氧化菌的发现使污水生物脱氮过程由异养转向自 养[1−2]。与传统生物脱氮技术相比，短程硝化/厌氧氨氧化自养脱氮技术具有如下优势：1) 曝气量降低60%，使污水处理的运行能耗大幅降低[3]；2) 无需有机碳源，因此可最大程度地将城市污水中的有机物转化为甲烷，使污水处理厂的产能增加[4]；3) 厌氧氨氧化代谢途径中无温室气体N2O产生，该技术可减少污水处理过程中N2O的产生量[5]。因此，短程硝化/厌氧氨氧化自养脱氮技术被认为是绿色低能耗污水处理技术，且有望使城市污水厂实现能量自给甚至能量外 供[4, 6]，但限制城市污水短程硝化厌氧氨氧化脱氮的瓶颈是短程硝化的稳定实现。短程硝化已成功应用于高氨氮废水脱氮处理系统，比如荷兰研发的SHARON短程硝化工艺已应用于消化污泥脱水液处理[7]。消化污泥脱水液温度可达30℃，在此高温条件下氨氧化菌(AOB)增长速率大于亚硝酸盐氧化菌(NOB)增长速率，通过设置短污泥龄可实现短程硝化[7]。此外在高氨氮废水处理系统中，可以利用游离氨(FA)和游离亚硝酸盐(FNA)抑制NOB来实现短程硝化[8−10]。而城市污水中氨氮质量浓度相对较低(30~75 mg/L)，水温随季节变化且很难达到30℃，因此污泥利用高温、FA和FNA抑制来实现短程硝化。一直以来人们认为AOB的氧半饱和常数(O,AOB)小于NOB的氧半饱和常数(O,NOB)[11−12]，因此，控制低溶解氧(DO)可实现AOB增长速率大于NOB增长速率，进而将NOB淘洗掉实现城市污水短程硝化[13]。但最新研究表明O,AOB大于O,NOB[14]，因此，DO也难以稳定控制NOB的增长。生物强化技术是通过向污水处理系统投加特定功能微生物，来提高系统污染物去除能力的一种技术[15]。若能向城市污水处理系统投加AOB含量高，而NOB含量低的短程硝化污泥，则可使该系统内AOB的含量大于NOB的含量，氨氧化速率大于亚硝酸盐氧化速率，从而有望实现城市污水处理系统出水中亚硝酸盐的积累。在城市污水处理厂中污泥消化液氨氮浓度较高，可通过游离氨(FA)抑制实现消化液处理系统短程硝化。该系统定期排放的剩余污泥中AOB的含量大于NOB的含量，将此剩余污泥投加至城市污水处理系统，则可实现生物强化作用。基于上述分析，本文作者将研究能否将生物强化技术应用于城市污水处理系统以实现稳定短程硝化，采用缺氧/好氧(A/O)反应器(1号)处理模拟消化液废水，拟通过FA抑制实现短程硝化；而后再将上述系统排放的剩余污泥投加至处理实际城市污水的A/O反应器(2号)，拟通过生物强化作用实现城市污水处理系统稳定短程硝化。

1 试验材料与方法

1.1 试验装置与试验条件

处理模拟污泥消化液的1号A/O反应器包括7个体积相等的格室，每格室有效体积可通过调整反应器内水位来调整。第1格室为缺氧区，第2至第6格室为好氧区。通过设置加热装置对反应器中的混合液进行加热。通过蠕动泵调节和控制进水流量和污泥回流量。前50 d为阶段Ⅰ，缺氧区容积为4 L，好氧区容积为24 L，且好氧区DO质量浓度的平均值为0.41 mg/L，进水流量为82 L/d，水力停留时间(HRT)为8.20 h。第51天至第98天为阶段Ⅱ，缺氧区容积为5.6 L，好氧区容积为33.6 L，且好氧区DO质量浓度的平均值为0.55 mg/L，进水流量为266 L/d，HRT为3.52 h。第99天至第110天为阶段Ⅲ，缺氧区容积为5.6 L，好氧区容积为22.4 L，且好氧区DO质量浓度的平均值为0.28 mg/L，进水流量为288 L/d，HRT为2.33 h。

处理实际城市污水的2号A/O反应器包括6个体积相等的格室，每个格室的有效容积为4 L，其中第1格室通过搅拌器搅拌混匀维持缺氧环境，其他格室通过曝气作用维持好氧环境。通过蠕动泵调节和控制进水流量。通过加热装置调节和控制反应器内混合液温度在2 527 ℃范围内。采用短程硝化污泥投配率(ARN)来表征短程硝化污泥的投加量，ARN为短程硝化污泥日投加量占城市污水处理系统污泥总量之比。前20 d为阶段Ⅰ，ARN为6.5%，好氧区DO质量浓度的平均值为0.64 mg/L，进水流量为140 L/d， HRT为4.11 h，污泥龄(SRT)为6.0 d。第21天至第40天为阶段Ⅱ，不投加短程硝化污泥，好氧区平均DO质量浓度增加至1.34 mg/L，SRT变为12.0 d。第41天至第60天为阶段Ⅲ，恢复投加短程硝化污泥，ARN为6.0%，好氧区平均DO质量浓度为1.55 mg/L，SRT降为6.0 d。第61天至第110天为阶段Ⅲ，ARN为5.6%，好氧区平均DO质量浓度降至0.96 mg/L，进水流量为184 L/d，HRT为3.13 h，SRT为4.5 d。

1.2 接种污泥与原水水质

1号A/O反应器和2号A/O反应器的接种污泥相同，且二者接种污泥体积均为20 L，其中10 L来自于处理高氨氮废水的A/O短程硝化反应器，另10 L取自厌氧/好氧短程硝化除磷反应器[16]。1号A/O反应器进水为模拟污泥消化液，该废水由高碑店城市污水处理厂初沉池出水投加碳酸氢铵配置，具体水质见表1。2号A/O反应器进水为高碑店城市污水处理厂初沉池出水，具体水质见表2。

1.3 水质分析方法

水样经0.45 µm的滤膜过滤后测定CODsolubale，NH4+-N，NO2−-N和NO3−-N的质量浓度。采用重铬酸钾法测COD；纳氏试剂分光光度法测NH4+-N的质量浓度；麝香草酚分光光度法测NO3−-N的质量浓度；N-(1-萘基)-乙二胺光度法测NO2−-N的质量浓度；滤纸称重法测MLSS的质量浓度；采用WTW inolab level 2 在线监测pH和温度。

表1 1号A/O反应器进水水质指标(质量浓度)

表2 2号A/O反应器进水水质指标(质量浓度)

2 结果与讨论

2.1 污泥消化液处理系统短程硝化的稳定维持

处理模拟污泥消化液的1号A/O反应器进出水氮浓度及亚硝酸盐积累率(NA)变化规律如图1所示。由于接种污泥为短程硝化污泥，启动反应器的第2天NA即达到98%，这就表明生物强化策略可以快速启动短程硝化。在整个阶段Ⅰ内，该反应器内NA稳定维持在95%以上，且氨氧化速率(以氮计)为0.35 kg/(m3∙d)，HRT为8.20 h。试验至阶段Ⅱ时，该A/O反应器内水温升高至30 ℃，氨氧化速率增加为1.28 kg/(m3∙d)，使得HRT降低为3.52 h，同时NA增加到98%。为了提高系统充氧速率，在阶段Ⅲ采用微孔曝气管代替A/O反应器内的曝气砂头，结果表明氨氧化速率得到大幅提高，增加至2.42 kg/(m3∙d)，HRT则进一步降低至2.33 h。与此同时，阶段Ⅲ内的NA维持在97%~99%范围内，这就表明污泥硝化液A/O反应器内可稳定实现短程硝化。

1—Inf.NH4；2—Eff.NH4；3—Eff.NO2；4—RNA

为了探讨上述短程硝化实现的原因，在第99天对污泥消化液A/O反应器中氮和有机物在的转化情况进行了考察，结果如图2所示。缺氧格室NH4+-N质量浓度为253.02 mg/L，FA质量浓度为17.83 mg/L。随着好氧段氨氧化反应的不断进行，NH4+-N质量浓度和pH都不断降低，使得FA质量浓度也逐渐降低，最后好氧格室时FA质量浓度降至0.69 mg/L。有研究表明FA对的合成代谢的抑制作用大于对的合成代谢的抑制，6.0 mg/L的FA即可完全抑制的合成代谢[8−9]，而16 mg/L的FA仍未对的合成代谢造成影响[8, 10]。在污泥消化液A/O反应器的缺氧格室和好氧第1格室中，FA(质量浓度均大于6.0 mg/L)会抑制NOB的合成作用，而对AOB的合成作用影响不大，所以FA的抑制作用有利于控制反应器内NOB的增长，利于维持反应器的短程硝化效果。

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

A/O反应器好氧段NO2−-N质量浓度逐渐增加，同时pH逐渐降低，造成FNA质量浓度逐渐增加，最后一格好氧段FNA质量浓度增加至0.043 mg/L。VADIVELU等研究发现：当FNA质量浓度大于0.02 mg/L时即可完全抑制合成代谢[8]，而质量浓度高达0.08 mg/L的FNA仍未对的合成代谢产生影响[10]。因此，A/O反应器好氧段FNA(质量浓度＞0.02 mg/L)可以完全抑制NOB的合成代谢，而对AOB的合成作用未产生影响。FNA的抑制作用同样也有助于A/O反应器内NOB的控制，被认为是短程硝化效果稳定维持的另一主要原因。

2.2 生物强化技术实现城市污水处理系统稳定短程硝化

城市污水A/O短程硝化反应器硝化性能如图3所示。以短程硝化污泥作为此反应器的接种污泥，该污泥的氨氧化速率大于亚硝酸盐氧化速率，从图3可以看出：反应器启动后的第2天NAR就达到96%。阶段Ⅰ内，ARN为6.5%，控制好氧区DO质量浓度，其平均值为0.64 mg/L，出水NAR保持在94%以上。试验进行至阶段Ⅱ时，停止向城市污水处理系统投加短程硝化污泥，同时提高好氧区DO质量浓度，其平均值为1.34 mg/L。该反应器出水NAR率迅速由95%降至11%，短程硝化遭到严重破坏。为了重新启动城市污水处理系统短程硝化，重新向城市污水处理系统投加短程硝化污泥，ARN为6.0%，但出水NA并未提高。运行至阶段Ⅳ时，在阶段Ⅲ的基础上降低好氧区DO质量浓度，其平均值降为0.96 mg/L。运行15 d后亚硝酸盐积累率就从1%增加至89%。在阶段Ⅳ后期，出水NAR升高至94%。上述结果说明，应用生物强化技术的同时，控制DO质量浓度在1 mg/L左右，可实现城市污水处理系统稳定短程硝化。

1—Inf.NH­4；2—Eff.NH4；3—Eff.NO2；4—RNA。

2.3 基于生物强化实现城市污水厌氧氨氧化脱氮

本试验表明生物强化技术可维持城市污水处理系统较高的亚硝酸盐积累率。已有研究表明：通过调控反应器充氧量，可调控反应器出水的NH4+-N质量浓度和NO2−-N质量浓度的比例，从而为厌氧氨氧化提供合适的进水[6]，因此，基于生物强化技术有望实现城市污水厌氧氨氧化脱氮，具体工艺流程如图4所示。经初沉池预处理后的城市污水处理主要分为3个阶段，最终实现低能耗污水脱氮和污水中能量的高效回收利用。第一阶段是高负荷活性污泥法处理，主要通过污泥吸附作用将污水中有机物富集至活性污泥中；第二阶段是污水A/O短程硝化处理，主要通过生物强化作用实现半短程硝化，即将污水中部分氨氮转化为亚硝酸盐；第三阶段是UASB厌氧氨氧化脱氮，即通过厌氧氨氧化作用实现城市污水中氮的最终去除。高负荷活性污泥系统剩余污泥和城市污水A/O短程硝化反应器剩余污泥首先排入浓缩池，而后进入污泥消化产甲烷系统，将有机物转化为能源物质甲烷，最终实现污水中能量的回收利用。氨氮浓度较高的消化污泥脱水液进入旁侧A/O反应器，发生短程硝化反应，其出水回流至城市污水A/O反应器；同时将该系统剩余污泥也回流至城市污水A/O反应器，用于实现基于生物强化的城市污水短程硝化。本试验中短程硝化污泥的投配率为5.6%~6.5%，实际污水处理厂旁侧污泥消化液A/O反应器产生的剩余污泥量可能不能满足此投配率。此问题可尝试以下2种方案解决：1) 将城市污水A/O反应器的部分剩余污泥输送至旁侧A/O反应器，来提高旁侧A/O反应器剩余污泥的排放量；2) 将城市污水A/O反应器好氧区DO质量浓度控制在较低水平，有望在低ARN的条件下提高系统短程硝化的稳定性，从而降低城市污水处理系统对短程硝化污泥的需求量。

图4 基于生物强化技术实现城市污水厌氧氨氧化脱氮的工艺流程图

3 结论

1) 高氨氮污泥消化液处理系统，可通过FA和FNA对NOB合成作用的抑制，控制NOB的增长，实现稳定的短程硝化。

2) 通过投加短程硝化污泥和控制好氧区溶解氧浓度，可快速启动和维持城市污水短程硝化。

3) 基于生物强化技术提出了城市污水厌氧氨氧化脱氮组合工艺，有望实现城市污水低能耗自养脱氮和污水中能量的高效回收利用。

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(编辑 杨幼平)

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

国家自然科学基金资助项目(51508008)；北京市自然科学基金资助项目(8154041)；北京市优秀人才培养资助项目(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，博士生导师，从事污水处理与资源化研究；E-mail: lidong2006@bjut.edu.cn