一體式厭氧氨氧化工藝處理高氨氮污泥消化液的啟動

楊延棟，黃 京，韓曉宇，張 亮，張樹軍，彭永臻，4*（.哈爾濱工業大學市政環境工程學院，黑龍江 哈爾濱 50090；.中國科學院大學資源與環境學院，北京 00049；.北京城市排水集團有限責任公司科技研發中心，北京 000；4.北京工業大學，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 000）

一體式厭氧氨氧化工藝處理高氨氮污泥消化液的啟動

楊延棟1，黃 京2，韓曉宇3，張 亮3，張樹軍3，彭永臻1，4*（1.哈爾濱工業大學市政環境工程學院，黑龍江 哈爾濱 150090；2.中國科學院大學資源與環境學院，北京 100049；3.北京城市排水集團有限責任公司科技研發中心，北京 100022；4.北京工業大學，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100022）

利用新型固定生物膜一活性污泥反應器處理實際污泥消化液，通過接種短程硝化污泥和厭氧氨氧化生物膜填料，逐漸提高進水氨氮濃度并控制溶解氧濃度在0.11～0.42mg/L，系統在65d內實現了短程硝化-厭氧氨氧化反應的啟動.反應器系統穩定運行階段具有良好的污染物去除效果，進水COD和氨氮濃度為921和1120.8mg/L，COD、氨氮和總氮去除率分別為66.8%，99.0%和94.4%，總氮去除負荷為0.27kgN/（m3?d）.試驗表明采取逐步提高進水中消化液比例的策略，有利于一體式厭氧氨氧化工藝的快速啟動.進一步分析發現系統同時存在厭氧氨氧化和反硝化的脫氮途徑，對總氮去除的貢獻率分別為67.4%～91.1%和8.9%～32.6%.

污泥消化液；自養脫氮；一體化反應器；厭氧氨氧化工藝

城市污泥厭氧消化技術具有回收能源、有效減量等優點，在污泥穩定化處理中得到較為廣泛的應用［1］.常規污泥厭氧消化技術的污泥含固率約為3%～5%，使得設備體積龐大，建設費用投資高，因此目前研究的熱點是高含固污泥（進泥含固率在10%左右）的厭氧消化技術.該技術在提高產氣率和處理負荷的同時，也可解決常規厭氧消化存在的上述缺陷［2］.但是，該技術產生的污泥消化液中氨氮和有機物的濃度較之普通污泥厭氧消化液顯著提高，處理難度進一步增加.污泥厭氧消化技術的研究和應用中，對厭氧消化的終產物之一的污泥消化液的重視程度不夠，處理和處置技術不夠完善［3］，針對高含固污泥厭氧消化的脫水液的處理工藝和技術的研究仍然較少.目前污水處理廠多是將其回流到前端進行處理，高氨氮的消化液直接回流會增加15%～25%的進水氨氮負荷［4］，降低城市污水處理廠的出水水質.因此面對更高濃度氨氮及COD的高含固污泥的消化液，單獨收集處理，減少其對污水處理設施的沖擊以及提高系統氮處理負荷，是污水處理廠發展高含固污泥厭氧消化技術處理污泥亟需解決的問題.

目前污泥消化液處理工藝和技術主要包括硝化反硝化工藝和厭氧氨氧化工藝等.厭氧氨氧化工藝與傳統的硝化反硝化工藝相比，無需外加碳源，耗氧量低，可顯著降低運行費用；無需酸堿中和試劑，污泥產量少，避免二次污染.因此研究并應用厭氧氨氧化工藝和技術，有助于高效經濟地實現污泥消化液中氮污染物的去除.

污泥消化液的水質特點適宜應用厭氧氨氧化工藝進行處理.消化液溫度和氨氮濃度較高，氨氮和堿度比例合適，有利于實現短程硝化［5］，從而實現穩定的厭氧氨氧化脫氮.目前關于厭氧氨氧化工藝處理污泥消化液的研究主要集中在序批式反應器（SBR）或一體化工藝中，污泥形式以顆粒污泥或生物膜為主［6］.目前的短程硝化-厭氧氨氧化工藝存在著顆粒污泥流失和生物膜傳質效果差等亟待解決的技術難題.

固定生物膜-活性污泥（IFAS）系統將活性污泥與生物膜相結合，可發揮活性污泥高效傳質、生物膜有效持留微生物的優勢.本試驗選用推流式小試IFAS反應器，研究一體化短程硝化-厭氧氨氧化工藝處理高含固污泥厭氧消化產生的污泥消化液，探索新型推流式IFAS反應器形式的一體化厭氧氨氧化工藝在高氨氮廢水處理中的快速啟動和穩定運行.

1 材料與方法

1.1 反應器及接種污泥

試驗用反應裝置如圖1所示，新型推流式IFAS反應器為有機玻璃制成，反應器流態為推流式.反應器有效容積為180L，共分為6個格室.沉淀池為豎流式沉淀池，容積為36L.曝氣采用空氣泵與剛玉曝氣頭，進水及污泥回流由蠕動泵控制.

圖1 新型推流式IFAS反應器流程Fig.1 schematic diagram of the novel plug-flow IFAS reactor

新型推流式IFAS反應器同時接種短程硝化絮體污泥與厭氧氨氧化生物膜.兩者均取自高碑店污水廠某高氨氮廢水厭氧氨氧化SBR中試反應器.該反應器具有絮體污泥和生物膜兩種污泥形式，氮處理負荷為0.3kgN/（m3?d）.新型推流式IFAS反應器接種該反應器的絮體污泥和表面有紅色生物膜的海綿填料，接種后反應器的初始活性污泥污泥濃度為6000mg/L，填料填充比為8%.

1.2 消化液的水質特點

試驗用污泥消化液為大連市某污水處理廠的污泥消化后的脫水濾液.該污水處理廠采用中溫厭氧消化工藝處理污泥，進泥含固率為10%.消化后污泥采用離心機進行脫水.脫水液水質指標如下: 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），堿度=（5900±514）mg/L.

1.3 啟動策略與運行參數

接種污泥后反應器首先采用模擬廢水作為進水，該廢水通過向高碑店污水廠二沉出水中投加NH4Cl和NH4HCO3配制.處理效果穩定后，進水改為城市污水與消化液的混合廢水（消化液比例分別為25%，50%和100%）.在進水氨氮濃度提高的同時相應延長水力停留時間，保持進水氨氮負荷基本不變.試驗過程中各階段反應器的進水水質與運行參數如表1所示.各階段反應器中溫度均控制在28～32℃.試驗過程中除出水懸浮物帶來的污泥流失外未主動排泥，系統污泥齡在45d以上.

1.4 檢測手段

表1 試驗各階段反應器的進水水質與運行參數Table 1 Influent and operational parameters of the bioreactor in each phase

2 結果與討論

2.1 反應器的啟動

反應器啟動過程中，逐步提高進水中消化液的比例，馴化功能菌，提高其對水質的適應性.運行期間反應器進出水COD、氮素變化如圖2所示.階段Ⅰ，反應器進水水質同接種SBR中試反應器，進水NH4+-N濃度為280.2mg/L，COD濃度為39mg/L，10d后系統處理效果達到穩定.隨后階段II和階段Ⅲ進水采用城市污水與消化液的混合污水，消化液的比例分別為25%和50%，進水NH4+-N濃度分別為325.1mg/L和604.2mg/L， COD濃度分別為339mg/L和511mg/L，第25d后系統處理效果達到穩定，出水N-N和TN濃度平均值分別為3.1mg/L和32.4mg/L.

系統在第III階段穩定運行15d后，即第40d反應器開始直接處理消化液原液.運行20d后系統處理效果達到穩定，用于一體化自養脫氮的新型推流式IFAS反應器成功啟動，對COD、N-N和TN表現出良好去除效果.

圖2 試驗各階段進出水COD和氮素濃度變化Fig.2 Variations of influent and effluent COD and nitrogen concentrations in different phases

在厭氧氨氧化早期研究與應用中，一般僅能接種厭氧氨氧化菌豐度較低的普通活性污泥，導致厭氧氨氧化反應器啟動緩慢.荷蘭鹿特丹DokHaven污水廠的ANAMMOX反應器工程，啟動時間長達3.5年［8］.奧地利Strass水廠的DEMON工藝啟動時間為0.5年［9］.北京高碑店污水廠厭氧氨氧化中試啟動時間為0.5～1年［10］.隨著厭氧氨氧化工藝的推廣與應用，接種已有工程中的Anammox菌強化反應器的啟動已成為可能.瑞士Glarnerland污水廠通過接種厭氧氨氧化顆粒污泥實現了DEMON工程的快速啟動［9］.本試驗中通過接種短程硝化污泥和厭氧氨氧化生物膜，65d成功啟動了處理消化液的新型推流式IFAS反應器.因此通過接種適量的Anammox菌，可縮短Anammox反應器的啟動時間，有利于該工藝的工程化推廣和應用.

由圖2可知，提高進水中消化液的比例時（d10、d20、d41），通過延長水力停留時間保持進水氨氮負荷基本不變，仍觀察到出水N和TN的突然提高，運行3～5d后，出水N和TN濃度逐漸降低，TN去除率提高.說明消化液的水質條件會使反應器中功能菌的活性下降，但經馴化后各功能菌可逐漸適應水質條件，活性得到恢復.消化液中的高濃度氨氮、進水懸浮物、有機物和有毒物質都可能對AOB和Anammox菌的活性產生不利影響［6，11］.本試驗中，進水C/N和SS濃度均較低，反應器中污泥濃度維持在6000～7000mg/L之間，因此進水中的COD和懸浮物對微生物活性影響有限.反應器中最高游離氨濃度為9.2mg/L，低于AOB的抑制閾值［12］，因此游離氨也不是造成反應器去除效果波動的主要因素.Joss等［12］報道了消化液有毒物質對AOB活性的抑制作用，消化液中的難降解COD也可能對系統產生不良影響［13］，因此消化液中的有毒物質對AOB和Anammox菌的抑制作用可能是出水NH4+和TN濃度上升的原因.如果直接采用消化液原液啟動，水質條件的劇烈變化對功能菌的抑制作用更強，功能細菌恢復活性所需的時間也更長，導致啟動時間的延長甚至啟動失敗.

2.2 系統污染物去除性能及穩定性

當進水采用消化液原液時（第IV階段），系統對COD、NH4+-N和TN表現出良好的去除效果.處理效果穩定后（60～70d）出水COD濃度平均值為306mg/L，去除率為66.8%.出水NH4+-N和TN濃度平均值分別為11.5mg/L和63.9mg/L，去除率分別為99.0%和94.4%.出水PO43--P濃度平均值為12.4mg/L，去除率為40.5%.試驗結果表明利用一體化厭氧氨氧化工藝可實現污泥消化液的高效脫氮.進水中的COD對厭氧氨氧化菌活性未見顯著抑制作用.系統出水磷酸鹽濃度仍較高，可通過投加藥劑進行化學沉淀實現磷酸鹽的高效去除.

試驗過程中，反應器內絮體污泥濃度穩定，而生物膜對厭氧氨氧化菌具有很強的持留能力，因此反應器中污泥含量穩定.試驗過程中出水N濃度保持在較低水平，平均值為3.4mg/L，表明反應器中AOB和Anammox菌的活性基本匹配.同時較低的NO2-濃度也不利于NOB的生長.此外本試驗中的運行參數如低DO和較高的游離氨也有利于抑制NOB的活性.NOB活性的抑制是穩定的短程硝化-厭氧氨氧化自養脫氮的關鍵之一.本試驗中，系統出水NO3-濃度始終在較低水平（平均值為23.1mg/L）.在運行第55d測定了反應器中絮體污泥的比耗氧呼吸速率，結果與接種短程硝化污泥的對比見表2.與接種污泥相比，運行55d后反應器中AOB和NOB的比耗氧呼吸速率均有所提高.但長期運行后反應器中NOB活性仍然很低，比耗氧呼吸速率僅為AOB的11%，說明本系統中NOB的活性得到了持續有效的抑制.此外當進水中含有有機物時，異養菌的增殖也可能對系統的穩定產生不利影響.試驗中雖然觀察到異養菌活性的提高，比耗氧呼吸速率由接種污泥的6.21增至24.13mgO2/（gVSS?h），但并未對AOB的活性產生不利影響，由此可知在合適的C/N比和有機負荷下，異養菌、AOB和Anammox菌可以共存于同一系統中.由上述分析可知本系統具有良好的穩定性.

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

試驗過程中反應器TN容積負荷、去除負荷和去除率如圖3所示.試驗過程中反應器TN去除負荷為0.16～0.30kgN/（m3?d），在第Ⅳ階段，進水總氮負荷和總氮去除負荷分別為0.29和0.27kgN/（m3?d）.目前國外報道的厭氧氨氧化處理消化液的研究中氮容積負荷大多在0.04～1.2kgN/（m3?d）之間［9，12，14］.本試驗中氮容積負荷相對偏低.由圖2可知，系統出水主要為氨氮，亞硝酸濃度基本為零，說明本系統中氨氮好氧氧化過程為TN去除的限速步驟.已報道的一體化厭氧氨氧化反應器中DO多控制在0.05～1.5mg/L之間［6］，而本試驗中反應器中DO為0.12～0.42mg/L. AOB的氧半飽和常數為0.22～0.56mg/L［15］，AOB 和Anammox菌仍未發揮其最大活性，通過提高DO氨氧化速率仍可進一步增加其活性，從而提高總氮去除負荷.

圖3 反應器TN進水和去除負荷、去除率及DO變化Fig.3 Variation of TN loading rate， removal rate， removal efficiency and DO concentration

2.3 系統脫氮途徑分析

根據張樹軍等［16］的研究，在不投加外碳源情況下，通過短程硝化反硝化途徑處理污泥消化液時系統總氮實際去除率只有9%～11%.而本實驗中TN去除率為94.4%，說明系統內有顯著的自養脫氮過程，厭氧氨氧化菌活性良好.

試驗過程中系統硝態氮生成量占氨氮去除量的百分比ΔNO3--N/ΔNH4+-N的變化如圖4所示.試驗過程中ΔNO3--N/ΔNH4+-N平均值為2.35%，顯著小于一體式厭氧氨氧化工藝的理論值11%［17］，說明反應器中同時存在反硝化作用.試驗用污泥消化液COD濃度為921mg/L，TN濃度為1148.3mg/L，C/N比為0.84.根據化學計量關系計算得出，本試驗中反硝化作用對系統TN去除的貢獻率為8.9%～32.6%，而厭氧氨氧化對TN去除的貢獻率則為67.4%～91.1%.

圖4 反應器△NN/△N-N的變化Fig.4 Variation of △NN/△N-N in the reactor

通過上述分析可知，DO對系統TN去除效果具有兩方面影響:低DO有利于提高TN去除率，但會降低氨氧化速率和TN去除負荷；一定范圍內提高DO可提高TN去除負荷，但可能會導致TN去除率的下降.消化液處理后的出水一般回流至污水處理廠前端進一步處理，對出水TN要求不高.但是對于出水直接排放的高氨氮廢水處理系統，研究進水C/N比和DO優化控制，降低出水總氮濃度具有重要意義.

3 結論

3.1 通過接種短程硝化污泥和厭氧氨氧化生物膜，采取逐步提高進水中消化液比例的啟動策略，在65d內成功啟動處理消化液的新型推流式IFAS反應器.

3.3 系統同時存在厭氧氨氧化和反硝化的TN去除途徑，貢獻率分別為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

楊延棟（1990-），山東聊城人，博士，主要從事污水生物處理與資源化方面的研究.

2014-09-05

哈爾濱工業大學城市水資源與水環境國家重點實驗室項目（QAK201502）；國家自然科學基金（21177005）

* 責任作者， 教授， pyz@bjut.edu.cn