一体式厌氧氨氧化工艺处理高氨氮污泥消化液的启动

杨延栋，黄 京，韩晓宇，张 亮，张树军，彭永臻，4*（.哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江 哈尔滨 50090；.中国科学院大学资源与环境学院，北京 00049；.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心，北京 000；4.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 000）

一体式厌氧氨氧化工艺处理高氨氮污泥消化液的启动

杨延栋1，黄 京2，韩晓宇3，张 亮3，张树军3，彭永臻1，4*（1.哈尔滨工业大学市政环境工程学院，黑龙江 哈尔滨 150090；2.中国科学院大学资源与环境学院，北京 100049；3.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心，北京 100022；4.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）

利用新型固定生物膜一活性污泥反应器处理实际污泥消化液，通过接种短程硝化污泥和厌氧氨氧化生物膜填料，逐渐提高进水氨氮浓度并控制溶解氧浓度在0.11～0.42mg/L，系统在65d内实现了短程硝化-厌氧氨氧化反应的启动.反应器系统稳定运行阶段具有良好的污染物去除效果，进水COD和氨氮浓度为921和1120.8mg/L，COD、氨氮和总氮去除率分别为66.8%，99.0%和94.4%，总氮去除负荷为0.27kgN/（m3∙d）.试验表明采取逐步提高进水中消化液比例的策略，有利于一体式厌氧氨氧化工艺的快速启动.进一步分析发现系统同时存在厌氧氨氧化和反硝化的脱氮途径，对总氮去除的贡献率分别为67.4%～91.1%和8.9%～32.6%.

污泥消化液；自养脱氮；一体化反应器；厌氧氨氧化工艺

城市污泥厌氧消化技术具有回收能源、有效减量等优点，在污泥稳定化处理中得到较为广泛的应用［1］.常规污泥厌氧消化技术的污泥含固率约为3%～5%，使得设备体积庞大，建设费用投资高，因此目前研究的热点是高含固污泥（进泥含固率在10%左右）的厌氧消化技术.该技术在提高产气率和处理负荷的同时，也可解决常规厌氧消化存在的上述缺陷［2］.但是，该技术产生的污泥消化液中氨氮和有机物的浓度较之普通污泥厌氧消化液显著提高，处理难度进一步增加.污泥厌氧消化技术的研究和应用中，对厌氧消化的终产物之一的污泥消化液的重视程度不够，处理和处置技术不够完善［3］，针对高含固污泥厌氧消化的脱水液的处理工艺和技术的研究仍然较少.目前污水处理厂多是将其回流到前端进行处理，高氨氮的消化液直接回流会增加15%～25%的进水氨氮负荷［4］，降低城市污水处理厂的出水水质.因此面对更高浓度氨氮及COD的高含固污泥的消化液，单独收集处理，减少其对污水处理设施的冲击以及提高系统氮处理负荷，是污水处理厂发展高含固污泥厌氧消化技术处理污泥亟需解决的问题.

目前污泥消化液处理工艺和技术主要包括硝化反硝化工艺和厌氧氨氧化工艺等.厌氧氨氧化工艺与传统的硝化反硝化工艺相比，无需外加碳源，耗氧量低，可显著降低运行费用；无需酸碱中和试剂，污泥产量少，避免二次污染.因此研究并应用厌氧氨氧化工艺和技术，有助于高效经济地实现污泥消化液中氮污染物的去除.

污泥消化液的水质特点适宜应用厌氧氨氧化工艺进行处理.消化液温度和氨氮浓度较高，氨氮和碱度比例合适，有利于实现短程硝化［5］，从而实现稳定的厌氧氨氧化脱氮.目前关于厌氧氨氧化工艺处理污泥消化液的研究主要集中在序批式反应器（SBR）或一体化工艺中，污泥形式以颗粒污泥或生物膜为主［6］.目前的短程硝化-厌氧氨氧化工艺存在着颗粒污泥流失和生物膜传质效果差等亟待解决的技术难题.

固定生物膜-活性污泥（IFAS）系统将活性污泥与生物膜相结合，可发挥活性污泥高效传质、生物膜有效持留微生物的优势.本试验选用推流式小试IFAS反应器，研究一体化短程硝化-厌氧氨氧化工艺处理高含固污泥厌氧消化产生的污泥消化液，探索新型推流式IFAS反应器形式的一体化厌氧氨氧化工艺在高氨氮废水处理中的快速启动和稳定运行.

1 材料与方法

1.1 反应器及接种污泥

试验用反应装置如图1所示，新型推流式IFAS反应器为有机玻璃制成，反应器流态为推流式.反应器有效容积为180L，共分为6个格室.沉淀池为竖流式沉淀池，容积为36L.曝气采用空气泵与刚玉曝气头，进水及污泥回流由蠕动泵控制.

图1 新型推流式IFAS反应器流程Fig.1 schematic diagram of the novel plug-flow IFAS reactor

新型推流式IFAS反应器同时接种短程硝化絮体污泥与厌氧氨氧化生物膜.两者均取自高碑店污水厂某高氨氮废水厌氧氨氧化SBR中试反应器.该反应器具有絮体污泥和生物膜两种污泥形式，氮处理负荷为0.3kgN/（m3∙d）.新型推流式IFAS反应器接种该反应器的絮体污泥和表面有红色生物膜的海绵填料，接种后反应器的初始活性污泥污泥浓度为6000mg/L，填料填充比为8%.

1.2 消化液的水质特点

试验用污泥消化液为大连市某污水处理厂的污泥消化后的脱水滤液.该污水处理厂采用中温厌氧消化工艺处理污泥，进泥含固率为10%.消化后污泥采用离心机进行脱水.脱水液水质指标如下: N-N=（1120.8±129.0）mg/L， COD=（921± 83）mg/L， P-P=（20.9±7.9）mg/L， pH=（7.88± 0.32），碱度=（5900±514）mg/L.

1.3 启动策略与运行参数

接种污泥后反应器首先采用模拟废水作为进水，该废水通过向高碑店污水厂二沉出水中投加NH4Cl和NH4HCO3配制.处理效果稳定后，进水改为城市污水与消化液的混合废水（消化液比例分别为25%，50%和100%）.在进水氨氮浓度提高的同时相应延长水力停留时间，保持进水氨氮负荷基本不变.试验过程中各阶段反应器的进水水质与运行参数如表1所示.各阶段反应器中温度均控制在28～32℃.试验过程中除出水悬浮物带来的污泥流失外未主动排泥，系统污泥龄在45d以上.

1.4 检测手段

表1 试验各阶段反应器的进水水质与运行参数Table 1 Influent and operational parameters of the bioreactor in each phase

2 结果与讨论

2.1 反应器的启动

反应器启动过程中，逐步提高进水中消化液的比例，驯化功能菌，提高其对水质的适应性.运行期间反应器进出水COD、氮素变化如图2所示.阶段Ⅰ，反应器进水水质同接种SBR中试反应器，进水NH4+-N浓度为280.2mg/L，COD浓度为39mg/L，10d后系统处理效果达到稳定.随后阶段II和阶段Ⅲ进水采用城市污水与消化液的混合污水，消化液的比例分别为25%和50%，进水NH4+-N浓度分别为325.1mg/L和604.2mg/L， COD浓度分别为339mg/L和511mg/L，第25d后系统处理效果达到稳定，出水N-N和TN浓度平均值分别为3.1mg/L和32.4mg/L.

系统在第III阶段稳定运行15d后，即第40d反应器开始直接处理消化液原液.运行20d后系统处理效果达到稳定，用于一体化自养脱氮的新型推流式IFAS反应器成功启动，对COD、N-N和TN表现出良好去除效果.

图2 试验各阶段进出水COD和氮素浓度变化Fig.2 Variations of influent and effluent COD and nitrogen concentrations in different phases

在厌氧氨氧化早期研究与应用中，一般仅能接种厌氧氨氧化菌丰度较低的普通活性污泥，导致厌氧氨氧化反应器启动缓慢.荷兰鹿特丹DokHaven污水厂的ANAMMOX反应器工程，启动时间长达3.5年［8］.奥地利Strass水厂的DEMON工艺启动时间为0.5年［9］.北京高碑店污水厂厌氧氨氧化中试启动时间为0.5～1年［10］.随着厌氧氨氧化工艺的推广与应用，接种已有工程中的Anammox菌强化反应器的启动已成为可能.瑞士Glarnerland污水厂通过接种厌氧氨氧化颗粒污泥实现了DEMON工程的快速启动［9］.本试验中通过接种短程硝化污泥和厌氧氨氧化生物膜，65d成功启动了处理消化液的新型推流式IFAS反应器.因此通过接种适量的Anammox菌，可缩短Anammox反应器的启动时间，有利于该工艺的工程化推广和应用.

由图2可知，提高进水中消化液的比例时（d10、d20、d41），通过延长水力停留时间保持进水氨氮负荷基本不变，仍观察到出水N和TN的突然提高，运行3～5d后，出水N和TN浓度逐渐降低，TN去除率提高.说明消化液的水质条件会使反应器中功能菌的活性下降，但经驯化后各功能菌可逐渐适应水质条件，活性得到恢复.消化液中的高浓度氨氮、进水悬浮物、有机物和有毒物质都可能对AOB和Anammox菌的活性产生不利影响［6，11］.本试验中，进水C/N和SS浓度均较低，反应器中污泥浓度维持在6000～7000mg/L之间，因此进水中的COD和悬浮物对微生物活性影响有限.反应器中最高游离氨浓度为9.2mg/L，低于AOB的抑制阈值［12］，因此游离氨也不是造成反应器去除效果波动的主要因素.Joss等［12］报道了消化液有毒物质对AOB活性的抑制作用，消化液中的难降解COD也可能对系统产生不良影响［13］，因此消化液中的有毒物质对AOB和Anammox菌的抑制作用可能是出水NH4+和TN浓度上升的原因.如果直接采用消化液原液启动，水质条件的剧烈变化对功能菌的抑制作用更强，功能细菌恢复活性所需的时间也更长，导致启动时间的延长甚至启动失败.

2.2 系统污染物去除性能及稳定性

当进水采用消化液原液时（第IV阶段），系统对COD、NH4+-N和TN表现出良好的去除效果.处理效果稳定后（60～70d）出水COD浓度平均值为306mg/L，去除率为66.8%.出水NH4+-N和TN浓度平均值分别为11.5mg/L和63.9mg/L，去除率分别为99.0%和94.4%.出水PO43--P浓度平均值为12.4mg/L，去除率为40.5%.试验结果表明利用一体化厌氧氨氧化工艺可实现污泥消化液的高效脱氮.进水中的COD对厌氧氨氧化菌活性未见显著抑制作用.系统出水磷酸盐浓度仍较高，可通过投加药剂进行化学沉淀实现磷酸盐的高效去除.

试验过程中，反应器内絮体污泥浓度稳定，而生物膜对厌氧氨氧化菌具有很强的持留能力，因此反应器中污泥含量稳定.试验过程中出水N浓度保持在较低水平，平均值为3.4mg/L，表明反应器中AOB和Anammox菌的活性基本匹配.同时较低的NO2-浓度也不利于NOB的生长.此外本试验中的运行参数如低DO和较高的游离氨也有利于抑制NOB的活性.NOB活性的抑制是稳定的短程硝化-厌氧氨氧化自养脱氮的关键之一.本试验中，系统出水NO3-浓度始终在较低水平（平均值为23.1mg/L）.在运行第55d测定了反应器中絮体污泥的比耗氧呼吸速率，结果与接种短程硝化污泥的对比见表2.与接种污泥相比，运行55d后反应器中AOB和NOB的比耗氧呼吸速率均有所提高.但长期运行后反应器中NOB活性仍然很低，比耗氧呼吸速率仅为AOB的11%，说明本系统中NOB的活性得到了持续有效的抑制.此外当进水中含有有机物时，异养菌的增殖也可能对系统的稳定产生不利影响.试验中虽然观察到异养菌活性的提高，比耗氧呼吸速率由接种污泥的6.21增至24.13mgO2/（gVSS∙h），但并未对AOB的活性产生不利影响，由此可知在合适的C/N比和有机负荷下，异养菌、AOB和Anammox菌可以共存于同一系统中.由上述分析可知本系统具有良好的稳定性.

表2 比耗氧呼吸速率（mgO2/（gVSS∙h））Table 2 Results of SOUR （mgO2/（gVSS∙h）） test

试验过程中反应器TN容积负荷、去除负荷和去除率如图3所示.试验过程中反应器TN去除负荷为0.16～0.30kgN/（m3∙d），在第Ⅳ阶段，进水总氮负荷和总氮去除负荷分别为0.29和0.27kgN/（m3∙d）.目前国外报道的厌氧氨氧化处理消化液的研究中氮容积负荷大多在0.04～1.2kgN/（m3∙d）之间［9，12，14］.本试验中氮容积负荷相对偏低.由图2可知，系统出水主要为氨氮，亚硝酸浓度基本为零，说明本系统中氨氮好氧氧化过程为TN去除的限速步骤.已报道的一体化厌氧氨氧化反应器中DO多控制在0.05～1.5mg/L之间［6］，而本试验中反应器中DO为0.12～0.42mg/L. AOB的氧半饱和常数为0.22～0.56mg/L［15］，AOB 和Anammox菌仍未发挥其最大活性，通过提高DO氨氧化速率仍可进一步增加其活性，从而提高总氮去除负荷.

图3 反应器TN进水和去除负荷、去除率及DO变化Fig.3 Variation of TN loading rate， removal rate， removal efficiency and DO concentration

2.3 系统脱氮途径分析

根据张树军等［16］的研究，在不投加外碳源情况下，通过短程硝化反硝化途径处理污泥消化液时系统总氮实际去除率只有9%～11%.而本实验中TN去除率为94.4%，说明系统内有显著的自养脱氮过程，厌氧氨氧化菌活性良好.

试验过程中系统硝态氮生成量占氨氮去除量的百分比ΔNO3--N/ΔNH4+-N的变化如图4所示.试验过程中ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值为2.35%，显著小于一体式厌氧氨氧化工艺的理论值11%［17］，说明反应器中同时存在反硝化作用.试验用污泥消化液COD浓度为921mg/L，TN浓度为1148.3mg/L，C/N比为0.84.根据化学计量关系计算得出，本试验中反硝化作用对系统TN去除的贡献率为8.9%～32.6%，而厌氧氨氧化对TN去除的贡献率则为67.4%～91.1%.

图4 反应器△NN/△N-N的变化Fig.4 Variation of △NN/△N-N in the reactor

通过上述分析可知，DO对系统TN去除效果具有两方面影响:低DO有利于提高TN去除率，但会降低氨氧化速率和TN去除负荷；一定范围内提高DO可提高TN去除负荷，但可能会导致TN去除率的下降.消化液处理后的出水一般回流至污水处理厂前端进一步处理，对出水TN要求不高.但是对于出水直接排放的高氨氮废水处理系统，研究进水C/N比和DO优化控制，降低出水总氮浓度具有重要意义.

3 结论

3.1 通过接种短程硝化污泥和厌氧氨氧化生物膜，采取逐步提高进水中消化液比例的启动策略，在65d内成功启动处理消化液的新型推流式IFAS反应器.

3.3 系统同时存在厌氧氨氧化和反硝化的TN去除途径，贡献率分别为67.4%～91.1%和8.9%～32.6%.

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Start-up of one-stage partial nitrification/anammox process treating ammonium-rich reject water.

YANG Yan-dong1，HUANG Jing2， HAN Xiao-yu3， ZHANG Liang3， ZHANG Shu-jun3， PENG Yong-zhen1，4*（1.School of Municipal and Environmental Engineering， Harbin Institute of Technology， Harbin 150090， China；2.College of Resources and Environment， University of Chinese Academy of Sciences， Beijing 100049， China；3.Research and Development Center of Beijing Drainage Group Technology， Beijing 100022， China；4.Beijing Key Laboratory of Water Science and Water Environmental Restoration， Beijing University of Technology， Beijing 100022， China）. China Environmental Science，2015，35（4）：1082～1087

Partial nitrification/anammox （PN/A） process has become one of the most innovative developments in reject water treatment in recent years. In this study， a one-stage integrated fixed-film activated sludge reactor was used to treat reject water. By inoculating partial nitrification floc sludge and anammox biofilm， gradually increasing ammonium concentration of influent and controlling DO at 0.11～0.42mg/L， the reactor was started successfully in 65days. In the stable phage， the system had a good contaminant removal performance. With influent concentration of COD and ammonium were 921mg/L and 1120.8mg/L respectively， 66.8% COD， 99.0% ammonia and 94.4% total nitrogen were removed respectively and total nitrogen removal rate reached 0.27kgN/（m3∙d）. The experiment showed that the start-up of PN/A process was promoted by increasing the ratio of reject water in influent gradually. Further analysis revealed that both anammox and denitrification process were present in system. The contributions to total nitrogen removal of anammox and denitrification were 67.4%～91.1% and 8.9%～32.6%， respectively.

reject water；autotrophic nitrogen removal；one-stage reactor；anammox

X703

A

1000-6923（2015）04-1082-06

杨延栋（1990-），山东聊城人，博士，主要从事污水生物处理与资源化方面的研究.

2014-09-05

哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室项目（QAK201502）；国家自然科学基金（21177005）

* 责任作者， 教授， pyz@bjut.edu.cn