PDFhuanbaocom半短程硝化厌氧氨氧化处理污泥消化液的脱氮研究

第37卷第11期2011年11月北京工业大学学报JOURNALOFBEIJINGUNIVERSITYOFTECHNOLOGYVol．37No．11Nov．2011半短程硝化－厌氧氨氧化处理污泥消化液的脱氮研究吕鑑1，孟凡能1，张树军2，周军2，甘一萍2，王毅1，张春苹1(1.北京工业大学水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京100124;2.北京城市排水集团有限责任公司，北京100038)摘要:采用实验室规模的半短程硝化－厌氧氨氧化联合工艺，研究了对高氨氮、低ρ(C)/ρ(N)污泥消化液的处理能力．结果表明，在A/O反应器中，短程硝化在温度9～20℃、平均ρDO=5.4mg/L、SRT值为30d左右时，进水氨氮负荷0.64kg/(m3·d)的条件下，经过29d得以实现，通过控制游离氨ρFA＞4mg/L时，此后，从30—96d，出水亚硝氮累积率维持在70%左右;短程硝化实现之后，进而实现了半短程硝化，出水氨氮与亚硝氮浓度比维持在1∶1.32左右;采用UASB反应器，接种由好氧颗粒污泥、厌氧颗粒污泥、氧化沟活性污泥及短程硝化活性污泥组成的混合污泥，在避光、厌氧、(30±0.2)℃、pH=7.3～7.9条件下，以污泥消化液经短程硝化处理后的出水为进水，初期进水氨氮、亚硝氮容积负荷分别为0.07、0.10kg/(m3·d)，经过24d运行，氨氮和亚硝氮开始出现同步去除现象，195d时总氮去除负荷达1.03kg/(m3·d);待半短程硝化运行稳定和厌氧氨氧化反应成功启动后，将二者联立并运行了105d，最终总氮去除率达到70%．关键词:半短程硝化;厌氧氨氧化;污泥消化液;氨氮;亚硝氮中图分类号:X703文献标志码:A文章编号:0254－0037(2011)11－1737－06收稿日期:2009-04-13．基金项目:“十一五”国家科技支撑计划项目(2006BAC19B01)．作者简介:吕鑑(1952—)，男，江苏南京人，教授．目前，常用的脱氮工艺有A2/O工艺、A/O工艺和SBR法等，但均不同程度地存在着工艺流程长、氧耗效率低、碳源不足、脱氮效果不好等诸多问题［1］．随着简洁硝化－厌氧氨氧化(singlereactorsystemforhighactivityammoniaremovalovernitrite-anaerobicammoniumoxidation，SHARON-ANAMMOX)组合工艺的应用，其他诸如通过控制DO实现的限氧亚硝化工艺与厌氧氨氧化工艺的组合工艺［2］、通过长污泥龄与低溶解氧控制实现的常温亚硝化工艺与厌氧氨氧化工艺的组合工艺［3］等短程硝化－厌氧氨氧化的组合工艺引起了国内外学者的普遍研究．由于ANAMMOX过程能同时去除亚硝氮和氨氮，节约中和试剂、碳源和污泥产量低等优点，因此，在环境工程上具有较高的开发价值［4］．污泥消化液属高氨氮低碳氮比废水，反硝化过程所需碳源比较缺乏，适于采用厌氧氨氧化工艺处理．但是，该水质几乎不含亚硝氮基质，故需要使一部分氨氮首先转化为亚硝氮，然后再进入厌氧氨氧化工艺脱氮．污泥消化液一般碱度不足，且厌氧氨氧化去除氨氮和亚硝氮的摩尔比约为1∶1.32［5］，故污泥消化液中的氨氮宜硝化大约一半且停留在亚硝氮阶段，而后作为厌氧氨氧化进水，实现全程自养生物脱氮．在氨氮硝化过程中，因为约一半的氨氮被硝化且停留在亚硝化阶段，故被称为半短程硝化［6］．与传统的硝化－反硝化工艺相比，半短程硝化－厌氧氨氧化联合工艺可节省50%的氧耗和100%的外加碳源，且污泥产量少，因此具有非常广阔的应用前景［7-8］．本试验主要研究了采用半短程硝化－厌氧氨氧化联合工艺处理高氨氮、低ρ(C)/ρ(N)污泥消化液的运行状况．在启动初期，由于半短程硝化的亚硝氮积累不稳定以及厌氧氨氧化反应易遭受亚硝氮基质抑制，故两套工艺装置分别独立运行．待半短程硝化运行稳定和厌氧氨氧化成功启动后，方进行联立，并实现了全程自养脱氮．1材料与方法1.1试验装置半短程硝化反应装置和厌氧氨氧化反应装置分别采用2套独立装置，待条件成熟后通过中间水箱，把北京工业大学学报2011年二者联立运行．半短程硝化实验模型由A/O反应器和竖流式二沉池组成，见图1．反应装置材质为有机玻璃，每格室有效容积4.5L，共4格室，第1格室为缺氧区，后3格室为好氧区;二沉池有效容积为12L．通过蠕动泵控制试验进水和污泥回流，反应器运行期间进水量约为34L/d，水力停留时间(HRT)约为12.7h，内回流为50%．采用砂头曝气头曝气，流量控制在8～10L/min，好氧区ρDO平均为5.4mg/L．厌氧氨氧化以UASB作为反应器，工艺流程如图2所示．反应器由有机玻璃制成，高170cm，内径8cm，有效容积约8.5L．反应器外裹水浴套桶，亦为有机玻璃材质，直径40cm，由温度控制仪使水浴区温度在(30±0.2)℃，取样口贯穿水浴区便于取样．为保证水浴均匀，水浴区以气循环带动水循环，最外层裹保温、避光的黑色材料．进水和回流变化均由蠕动泵控制，为避免进水与回流水水流相对，进水口与回流口上下保持一定距离．图1A/O工艺半短程硝化示意图Fig．1Schematicdiagramofhalf-nitrosoficationinanA/Oprocess图2厌氧氨氧化反应示意图Fig．2SchematicdiagramofANAMMOXprocess1.2试验原水水质在联合之前，半短程硝化试验原水采用高碑店污水处理厂消化污泥脱水液，水质参数见表1．表1试验进水水质Table1Influentcharacteristics项目pH值温度/℃ρ(氨氮)/(mg·L－1)ρCOD/(mg·L－1)碱度/(mg·L－1)ρ(溶解性磷)/(mg·L－1)范围7.4～8.29～20270～430145～6321730～234015～28平均值7.6153302821835201.3分析项目及方法ρCOD采用重铬酸钾法;氨氮质量浓度采用纳氏试剂分光光度法;硝酸盐质量浓度采用麝香草酚分光光度法;亚硝酸盐质量浓度采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;pH值及温度采用pH计及温度探头(德国WTW);ρDO采用DO测定仪(德国WTW);碱度采用酸碱指示剂滴定法;溶解性磷质量浓度采用钼锑抗分光光度法;ρMLSS采用重量法．2结果与讨论2.1半短程硝化的启动及运行当亚硝氮累积率稳定在50%以上时，即可认为实现了短程硝化．而半短程硝化是在短程消化实现的基础上，约一半的氨氮被硝化，且硝化停留在亚硝氮阶段，即出水中亚硝氮与氨氮浓度几乎相等．据文献报道，影响亚硝氮积累的因素主要有进水氨氮浓度、pH值、ρFA、ρDO、温度和污泥停留时间(SRT)等［9-10］．本试验以北京市高碑店污水处理厂二沉池回流污泥为接种活性污泥，维持SRT值约30d，在9～20℃、ρDO＞5mg/L条件下，进水氨氮负荷平均为0.64kg/(m3·d)，共运行了96d．2.1.1进出水三氮的变化规律由于亚硝氮、硝氮质量浓度均较小，大都在0～1mg/L，故略去其曲线趋势图，如图3所示．试验以实8371第11期吕鑑，等:半短程硝化－厌氧氨氧化处理污泥消化液的脱氮研究图3三氮进出水变化关系Fig．3VariationofNH+4-N、NO－2-NandNO－3-N际污泥消化液为进水，所以氨氮质量浓度有较大波动，但多大于300mg/L(相应的ρFA＞4mg/L)．随着运行时间的延续，出水氨氮、硝氮呈下降趋势，而亚硝氮逐渐增加，且三氮逐步趋于稳定，说明短程硝化逐渐得到增强．在第29天时，硝氮、亚硝氮质量浓度分别为16、21mg/L，亚硝氮累积率超过了50%．此后至运行结束，出水硝氮、亚硝氮分别继续降低、增加，即亚硝氮累积率逐步提高，而出水氨氮仍有一半剩余．说明随着反应的进行，在高浓度氨氮下，全程硝化逐步向短程硝化转变，以至反应逐渐停止在亚硝化阶段，最终实现半短程硝化．2.1.2FA与亚硝氮累积率的关系Anthonisen的选择性抑制学说［11］认为，当硝化基质浓度超过硝酸菌的转化利用阈值，而低于亚硝酸菌(AOB)的转化利用阈值时，FA对硝酸菌(NOB)活性具有抑制作用．由图4可知，维持反应器高质量浓度氨氮、高ρFA下，经过29d，亚硝氮累积率就超过了50%，此后逐步平稳上升．在30—96d时期内，亚硝氮累积率最高达到了90.2%，平均在70%左右．从启动到平稳运行的整个运行阶段，ρFA平均为4.16mg/L，最高为10.14mg/L，在较短时间内就实现了较好的亚硝化效果，与Anthonisen等得到的FA质量浓度对AOB和NOB的抑制范围分别为10～150mg/L和0.1～1.0mg/L相一致．另外，试验的整个运行过程中，温度在9～20℃范围内，好氧区ρDO＞5.0mg/L，远远大于1.5mg/L(AOB氧饱和常数一般为0.2～0.4mg/L，NOB的为1.2～1.5mg/L)，SRT值约为30d左右，而低温、高ρDO、长SRT值3个因素均不利于短程硝化的实现及维持，由此可知，维持高氨氮负荷、高FA值是实现及维持半短程硝化的重要条件．2.1.3出水亚硝氮、氨氮及比值关系由图5可以看出，从19—96d，出水亚硝氮、氨氮的质量浓度及二者比值是不断升高的，在62d时比值达到了1.02，68d时突然升至1.71，73d时降至1.32，而后稳定在1.30左右．运行的前30d，由于接种活性污泥处于驯化阶段，ρDO又较高，虽然ρFA在5mg/L以上，但NOB的活性尚未被完全抑制，AOB还未成为优势菌种，所以出水亚硝氮质量浓度比较低，亚硝氮、氨氮质量浓度比值也较小，还不到0.30．30d后，高ρFA对NOB抑制逐步增强，而对AOB的影响较小，出水亚硝氮质量浓度升高趋势明显，最高达到222mg/L，亚硝氮、氨氮质量浓度比值逐渐维持在1∶1.32附近，达到了ANAMMOX反应进水的水质条件．图4ρFA与亚硝氮累积率的关系Fig．4RelationbetweenρFAandnitriteaccumulation图5出水氨氮、亚硝氮及比值变化Fig．5Ratio’schangebetweenammoniaandnitriteineffluent2.2厌氧氨氧化的启动及运行采用UASB反应器，在无光、厌氧、(30±0.2)℃、pH值为7.3～7.9，HRT值约为7h，进水氨氮、亚硝氮质量浓度分别为20、30mg/L条件下，接种好氧颗粒污泥、厌氧颗粒污泥，氧化沟活性污泥及短程硝化污泥的混合污泥(体积分别为3.5、1、4和4L，短程硝化污泥为第4天补加)，启动并运行了厌氧氨氧化反应．9371北京工业大学学报2011年由于厌氧氨氧化菌生长周期长达11d［12］，启动过程中防止菌体流失是十分必要的．对ANAMMOX过程来说，氨氮、亚硝氮既是反应的基质，同时也是抑制剂［13-14］，由此决定了系统启动时进水氨氮和亚硝氮的基质浓度以较低为宜:一方面满足了ANAMMOX菌良好增殖的需要，另一方面可减弱对ANAMMOX菌活性的抑制，利于缩短启动周期．所以，本试验进水氨氮、亚硝氮的质量浓度分别为20、30mg/L，根据去除量变化逐渐提高，在195d时分别达到157、216mg/L，如图6所示．在24d时，氨氮、亚硝氮开始出现明显的同步去除现象，但由于误操作，导致59d时进入空气、69d时进水亚硝氮质量浓度过高(253mg/L)，严重抑制了ANAMMOX菌的活性，氨氮、亚硝氮去除量急剧下降．此后，从76—106d，二者去除量仍然较小，基本处于抑制恢复期．遭受空气和亚硝氮基质连续抑制后，恢复期长达一个多月，说明ANAMMOX菌同时被空气和高浓度亚硝氮基质连续抑制后，恢复困难，周期较长．在106d后氨氮、亚硝氮才又再次出现同步去除，140d时二者去除量分别为16、38mg/L，此后去除速率开始加快，到190d时分别达到124、190mg/L，总氮去除负荷为1.03kg/(m3·d)，也标志着厌氧氨氧化反应启动成功．3联合工艺的脱氮性能待半短程硝化运行稳定和厌氧氨氧化成功启动后，将二者联合起来组成半