CRI系统短程硝化-厌氧氨氧化高效脱氮工艺研究

陈佼　黄琴　李舒昕　唐艺　陆一新

摘要：为解决传统人工快渗（CRI）系统脱氮效果差的问题，构建了由好氧反应柱（O-CRI）和缺氧反应柱（A-CRI）串联而成的两级CRI系统，探讨了在O/A-CRI系统内实现短程硝化一厌氧氨氧化的调控方法及其脱氮效果。结果表明，调节干湿比为4：1并在进水中投加质量浓度为5g/L的NaCl运行20cl后，NH4+-N去除率、NO2--N积累率分别为60.7%、97.9%，O-CRI反应柱成功启动短程硝化。逐级提高进水NO-2-N质量浓度至25mg/L左右，A-CRI反应柱可成功启动厌氧氨氧化，短程硝化一厌氧氨氧化工艺耦合运行后NH4+-N、TN去除率均值分别达到97.5%、90.8%，为CRI系统提供了一种高效脱氮的新方法。

关键词：短程硝化；厌氧氨氧化；CRI系统；脱氮；启动

中图分类号：X703.1 文献标志码：B

前言

人工快渗（constructed rapid infiltration，CRI）系统作为一种节能减排型污水处理工艺，为城镇生活及工业污水处理、水体生态修复、景观建设等领域提供了有效且环保的技术支持。然而，受环境条件、操作参数、微生物活性等多种因素的影响，传统CRI系统面临氮污染物转化效率低、反硝化过程受限的问题，导致脱氮效果较差，总氮（TN）去除率仅为30%-50%左右，影响了该系統的可持续运行能力和应用空间。

氮污染物的超标排放将威胁水生态系统和人类健康，因而高效脱氮技术的研发颇为必要。以短程硝化-厌氧氨氧化为代表的新型生物脱氮工艺，可缩短反应流程、节约能耗、提高脱氮效率，在处理垃圾渗滤液、牲畜粪便消化液、食物垃圾消化液和城镇污水等方面得到了成功应用。目前短程硝化和厌氧氨氧化的启动多采用人工湿地反应器、膜生物反应器、垂直双循环限氧反应器等，而关于其在CRI系统内的应用还鲜见报道。

因此，此研究将采用两段式CRI系统处理低碳源污水，探寻短程硝化-厌氧氨氧化的启动方法，考察启动过程中氮污染物的转化规律，分析采用该工艺实现污水高效脱氮的可行性，为CRI系统在污水脱氮领域的推广应用提供新思路和有益参考。

1 材料与方法

1.1 实验装置及运行条件

CRI系统由好氧反应柱（0-CRI）和缺氧反应柱（A-CRI）两段组合而成，0-CRI、A-CRI反应柱的内径均为7cm，有效高度均为80cm，如图1所示。反应柱的布水（出水）区、缓冲（承托）区、滤料区高度分别为15cm、2.5cm、60cm，其中缓冲（承托）区的填料为碎石（粒径为5mm-10mm），滤料区的填料为天然河砂（粒径为0.3mm-1.0mm）和650qC热解制备的油菜秸秆生物炭，它们分别按质量比9：1、7：3混匀后填充进O-CRI、A-CRI反应柱内。布水位置位于O-CRI反应柱上方，出水进入中转池后，再从底部被泵入A-CRI反应柱内，滤出液从出水口排出。反应柱温度在运行期间控制为25℃±2℃。（见图1）

1.2 污水水质及接种污泥

O-CRI反应柱的进水以实际生活污水为基底，加入适量自来水或添加C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4等化学药剂来调节进水COD、NH4+-N、TP的质量浓度分别为200mg/L、45mg/L、4nig/L左右。A-CRI反应柱的进水以O-CRI反应柱的出水为基底，通过NH4Cl和NaNO2的添加来调节NH4+-N和N02-N质量浓度到预定值。O-CRI、A-CRI内的滤料所采用的接种污泥分别为好氧活性污泥、厌氧氨氧化污泥。

1.3 实验方案

设置水力负荷为1.0m/d，调节O-CRI反应柱的干湿比（td/tw，落干时间td和淹水时间tw的比值）分别为2：1、3：1、4：l、5：l、7：1，根据氮素污染物转化情况筛选出最适合启动短程硝化的干湿比条件。在最佳干湿比条件下稳定运行一段时间（阶段Ⅰ）后，往污水中加入质量浓度为5g/L的NaCl（阶段Ⅱ），运行至NH4+-N去除率（ARR）、NO2-N积累率（NAR）分别达到60%、90%左右时，不再继续投加NaCl再运行一段时间（阶段Ⅲ），若能稳定运行则说明已成功启动短程硝化。

A-CRI反应柱的进水以O-CRI反应柱的出水为基底，为减少厌氧氨氧化启动阶段NO2--N的毒性抑制影响，通过调节水质的方法逐步提升进水NO2--N质量浓度分别为10mg/L、15mg/L、20mg/L、25mg/L左右，当ARR、NO2--N去除率（NRR）和TN去除率（TNRR）高于90%，NO2--N消耗量和NH4+-N消耗量的比值（NNR）为1.32左右且能稳定运行时，说明A-CRI反应柱已成功启动厌氧氨氧化。在完成单级反应柱的启动后，将它们串联起来考察该工艺的耦合脱氮效果。

1.4 分析方法

污水水质指标的检测参照《水和废水监测分析方法（第四版）》进行。

2 结果与讨论

2.1 O-CRI反应柱短程硝化的启动

2.1.1 干湿比调控

如图2所示不同干湿比条件下O-CRI反应柱的出水氮质量浓度、去除率及积累率变化情况。

如图2所示，当干湿比由2：1提高至7：1时，出水NH4+-N、NO2--N质量浓度均值分别由11.3mg/L、0.6mg/L升高至27.1mg/L、6.4mg/L，而NO3--N质量浓度均值由31mg/L降至11.1mg／L，相应的ARR均值由75.5%降至41.5%，NAR均值由1.8%升高至36.7%。干湿比的大小会影响O-CRI反应柱内氧气的传递效率和微生物的生长环境，进而影响氮素转化。干湿比过低时，落干时间较短而淹水时间较长，大量NH4+-N被滤料截留和吸附后，在硝化菌的作用下转化为NO2--N，出水中NO2-N含量较低；干湿比过高时，落干时间较长而淹水时间较短，NH4+-N无法被高效截留和吸附，导致出水中含有较多的NH4+-N，同时由于溶解氧浓度降低而限制了NH4+-N的硝化作用，导致出水NO3--N质量浓度降低。

当干湿比为4：1时，ARR均值达到60.6%，符合厌氧氨氧化的要求，但NAR均值仅为14.5%，还无法满足厌氧氨氧化对NO2--N质量浓度的需求，因而选择在该干湿比条件下作进一步调控，以提升NAR值，使NO2--N积累效率达到预期值。

2.1.2 NaCl调控

为提升NO2--N的积累效果，在进水中投加NaCl后探讨其对氮素污染物转化的影响，结果如图3所示。从图3可知，阶段Ⅰ（未投加NaCl）O-CRI反应柱出水中的氮素污染物以NH4+-N、NO4--N为主，硝化作用以全程硝化为主，NO2--N积累水平较低。进入阶段Ⅱ（投加NaCl）后，出水NH4+-N质量浓度变化不大，基本维持在18mg/L左右，而出水NO3--N质量浓度不断降低，NO2--N质量浓度则不断升高，该阶段运行至第20d时，NAR值超过90%，此时停止投加NaCl，进入阶段Ⅲ，出水氮素污染物质量浓度均较为稳定，ARR、NAR均值分别为60.7%、97.9%，对应的出水NH4+-N、NO2--N质量浓度比值为1.35左右，基本达到厌氧氨氧化的进水水质要求。

分析认为，适宜质量浓度的NaCl能够选择性抑制NO2--N向NO3--N的转化，而不会对NH4+-N向NO2--N的转化过程产生影响。这种抑制作用的结果使得NH4+-N的硝化由全程硝化变为短程硝化，即大部分NH4+-N的氧化停滞于NO2--N阶段。停止投加NaCl后，出水水质较为稳定，这表明NaCl的抑制作用在短时间内很难恢复。近年来，采用选择性抑制手段来实现短程硝化的研究报道日渐增多，通过投加外源抑制剂，利用负责NH4+-N氧化的氨氧化菌和亚硝酸氧化菌对抑制剂耐受程度的差异，来实现NO2--N的高效积累。

2.2 A-CRI反应柱厌氧氨氧化的启动

厌氧氨氧化启动过程中进出水氮质量浓度及转化情况如图4所示。由图4可知，在运行初期，进水NO2--N质量浓度为10mg/L左右，由于A-CRI反应柱内的厌氧氨氧化污泥还未适应新的生存环境，厌氧氨氧化菌的活性还相对较差，出水NH4+-N质量浓度呈现出先升高后降低的趋势。运行至第12d后，ARR、NRR、TNRR值分别达到41.7%、100%、58.1%，此时由于进水NO2--N质量浓度有限，被厌氧氨氧化同步消耗掉的NH4+-N量也较为有限，因而NH4+-N、TN的去除率偏低。

提高进水NO2--N质量浓度后，同步消耗去除的NH4+-N、NO2--N量不断增加，与此同时产生的NO3--N量也有所增加，出水NH4+-N质量濃度持续降低，NO2--N质量浓度在每一个阶段均呈现出先升高后降低的趋势，而NO3--N质量浓度则稳步缓慢提升。其中，提高进水NO2--N质量浓度至15mg/L左右，运行至第21d时NO2--N被完全去除，出水NH4+-N、TN质量浓度分别为7.9mg／L、10.6mg/L，ARR、NRR、TNRR值分别为59.5%、100%、69.6%；提高进水NO2--N质量浓度至20mg/L左右，运行至第29d时NO2--N继续保持被全部去除的状态，ARR、TNRR值分别进一步提高至77.7%、81.7%；提高进水NO2--N质量浓度至25mg/L左右，运行至第37d时NRR值仍旧保持为100%，ARR、TNRR值则分别达到了98.9%、90.8%。

运行至稳定期后，出水NH4+-N、NO2--N、TN质量浓度均值分别仅为0.4mg/L、0.2mg/L、3.8mg/L，ARR、NRR、TNRR均值分别达到97.8%、99.4%、91.2%，化学计量比NNR均值为1.38，与厌氧氨氧化理论化学计量比1.32相近，A-CRI反应柱已成功实现厌氧氨氧化，可实现NH4+-N和NO2--N的同步高效去除。

2.3 耦合脱氮原理分析

CRI系统主要利用滤料及滤料表面附着生长的生物膜对污水进行净化，此次研究的CRI系统滤料中加入了自制油菜秸秆生物炭，可以实现更高效的氮素截留或吸附，同时也更有利于功能微生物的富集生长，其耦合脱氮原理见图5。

O-CRI反应柱采用下向流布水方式，淹水过程中溶解氧随污水进入滤料区，落干过程中空气中的部分氧气也能被带入到滤料区，因而该反应柱可为好氧硝化菌提供良好的生存空间。在O-CRI反应柱短程硝化的启动过程中，采用干湿比协同NaCl调控的方式，选择性抑制亚硝酸氧化菌的活性，使其逐渐淘汰出去，从而使氨氧化菌在该反应柱内被大量保留下来，为NH4+-N向NO2--N的短程转化提供了基础。A-CRI反应柱采用上向流布水方式，滤料区处于缺氧状态，可为厌氧氨氧化菌提供良好的生存环境。在A-CRI反应柱厌氧氨氧化的启动过程中，通过逐步提高进水NO2--N质量浓度的调控方法，使厌氧氨氧化菌在该反应柱内逐渐富集起来，为NH4+-N和NO2--N向N3的厌氧氨氧化转化提供工基础。两级反应柱串联后，O-CRI反应柱的出水可作为A-CRI反应柱的进水，实现短程硝化与厌氧氨氧化的耦合。

2.4 实际应用效果分析

应用CRI系统短程硝化-厌氧氨氧化工艺对实际生活污水进行处理，其脱氮效果见图6。

从图6可以看到，在30d的运行期内，CRI系统的出水水质较为稳定，再水NH4+-N、NO3--N、NO2--N质量浓度均值分别为1.1mg/L、2.6mg/L、0.5mg/L，ARR、TNRR均值分别达到97.5%、90.8%，该串联工艺不仅具备良好的NH4+-N去除效果，同时可实现TN的有效去除，使出水中的氮素污染物总量降至较低水平，表现出高效稳定的脱氮性能。该工艺在好氧段对溶解氧的需求量比传统好氧硝化更低，在缺氧段无需额外增添有机碳源，从而实现了低能耗低碳源条件下的高效脱氮效果。

3 结论

传统CRI系统由于脱氮性能较差而限制了其推广应用，为解决该问题，构建了O-CRI和A-CRI两级反应柱串联的CRI系统并探究了在其内进行短程硝化一厌氧氨氧化脱氮的可行性。通过干湿比协同NaCl调控的方法，实现了O-CRI好氧反应柱的短程硝化，约有60%的NH4+-N高效转化为NO2--N，出水水质可满足A-CRI缺氧反应柱的进水需求。通过逐级提高进水NO2--N质量浓度的方法，实现了A-CRI缺氧反应柱的厌氧氨氧化，NH4+-N和NO2--N可被同步去除。将O-CRI好氧反应柱和A-CRI缺氧反应柱串联后，利用短程硝化一厌氧氨氧化耦合原理，可实现对污水中NH4+-N和TN的高效去除，为CRI系统提升脱氮性能提供了一种有效的工艺方法，可拓展其在污水脱氮领域的应用空间。