CN115432819A - 一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化深度脱氮的污水处理工艺 - Google Patents
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Abstract
本发明公开了一种一体化硝化‑部分反硝化‑厌氧氨氧化深度脱氮的污水处理工艺，所述工艺基于序批式生物反应器，在反应器内接种活性污泥，反应器运行周期包括第一次进水、微好氧反应、第二次进水、缺氧反应、沉淀、排水以及闲置过程，控制微好氧反应过程中DO浓度为0.2～0.5mg/L；第一次进水为高速活性污泥池处理后去除有机物的污水，第二次进水为未处理的污水，控制第一次进水与第二次进水的体积比为1:1～2:1。本发明采用交替微好氧/缺氧和分步进水策略将微好氧硝化和缺氧PDA集合到单一序批式生物反应器中，简化操作工艺的同时降低了工艺中曝气的能耗，充分利用城市污水中的有机物，实现城市污水的深度脱氮，脱氮效率高达94.5±1.1％。
Description
技术领域
本发明涉及污水处理技术领域，具体涉及一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化深度脱氮的污水处理工艺。
背景技术
近年来，部分反硝化(PD)与厌氧氨氧化(anammox)工艺相结合作为一种可处理含氨氮(NH4 +-N)和硝酸盐(NO3 --N)废水的脱氮方法，与传统的硝化反硝化工艺相比，该工艺具有脱氮效率(NRE)高达90％以上，曝气量减少50％，有机物消耗减少80％等显著优点，因此受到了广泛关注。其中NO3 --N是PD过程中亚硝酸盐(NO2 --N)积累的前提氮，产物NO2 --N是anammox的重要底物。然而，实际废水中很少检测到NO3 --N，特别是在城市废水中。因此，为了将PDA工艺更好的应用于城市污水脱氮处理，许多研究者采用两段硝化和PDA工艺，通过隔离硝化反应器将NH4 +-N原位氧化为NO3 --N。然而，由于需要更多的安装设施，以及不可避免地增加了建筑空间、操作复杂性和成本。同时，硝化作用需要较高的DO浓度，一般为2.0-3.0mg/L，导致曝气能耗过大。此外，原废水中的有机物也会被意外浪费。这些问题可能会限制两级硝化和PDA工艺在城市污水处理中的实际应用。因此，需要进一步研究优化该工艺的替代方案。
据报道，分步进料策略可以合理分配废水，为不同微生物提供适当的基质。例如，在采用PDA工艺的连续流反应器中，将仅含NH4 +-N的废水进行好氧硝化，产生的NO3 --N进入后续缺氧池，与另外流入的城市污水通过PDA反应进行脱氮，运行548天，NRE达到77.8±4.3％。此外，在缺氧阶段引入含有机物的城市废水可以有效促进PD反应，并且基于分步进料策略可以节省外投有机物。但在传统的生物脱氮工艺中，曝气池中的DO浓度通常控制在2.0-3.0mg/L，以获得良好的硝化性能，导致曝气能耗占工厂总能耗的70％。由于目前用于污水脱氮的处理工艺普遍存在操作复杂、能耗高或存在应用限制等问题，因此如何简化反应器构造、降低耗能的同时可实现对城市污水的深度脱氮，具有极其重要的研究价值。
发明内容
本发明要解决的技术问题是提供一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化深度脱氮的污水处理工艺，采用微好氧/缺氧和分步进水策略将微好氧硝化和缺氧PDA集合到单一序批式生物反应器，在微好氧阶段，好氧硝化细菌将NH4 +-N完全氧化产生NO3 --N。在缺氧阶段，将含有NH4 +-N和有机物的废水再次引入，短程反硝化细菌与厌氧氨氧化细菌在缺氧条件下利用微好氧阶段产生的NO3 --N进行PDA反应，实现城市污水高效脱氮。
为解决上述技术问题，本发明提供以下技术方案：
本发明第一方面提供了一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化深度脱氮的污水处理工艺，所述处理工艺基于单一序批式生物反应器，在所述序批式生物反应器内接种活性污泥，所述活性污泥为好氧活性污泥与厌氧颗粒活性污泥的混合物；
所述序批式生物反应器运行的每个周期包括第一次进水、微好氧反应、第二次进水、缺氧反应、沉淀、排水以及闲置过程，控制微好氧反应过程中序批式生物反应器内的DO浓度为0.2～0.5mg/L；所述第一次进水为向序批式生物反应器内通入去除有机物的污水，所述第二次进水为向序批式生物反应器内通入未去除有机物的污水，控制第一次进水与第二次进水的体积比为1:1～2:1。
进一步地，所述活性污泥包含好氧硝化细菌、短程反硝化细菌以及厌氧氨氧化细菌。
进一步地，控制微好氧反应过程中DO浓度优选为0.3～0.4mg/L。
进一步地，在本发明的一个实施例中，所述活性污泥为实验室PDA反应器中的污泥与苏州复兴市污水处理厂活性污泥的混合液。
进一步地，所述混合液中的悬浮固体与挥发性悬浮固体的比值为0.6～0.8。
进一步地，所述混合液中悬浮固体的浓度为5.8±0.2mg/L，所述混合液中挥发性悬浮固体的浓度为4.2±0.1mg/L。
进一步地，所述去除有机物的污水为经高速活性污泥池处理去除有机物的城市污水；所述未去除有机物的污水为未去除有机物的城市污水。
进一步地，所述去除有机物的污水与未去除有机物的污水中NH4 +-N浓度均为40～60mg/L；在本发明的一个实施例中，采用人工合成的模拟城市污水作为反应器的第一次进水的水质，所述模拟城市污水中NH4 +-N的浓度为40～60mg/L，例如50mg/L。
进一步地，控制第二次进水中有机物的含量与总无机氮的比值为3.5～4.2；所述总无机氮为NO2 --N、NO3 --N与NH4 +-N的总氮；在本发明的一个实施例中，向上述模拟城市污水中投加乙酸钠，使第二次进水中有机物的含量与总无机氮的比值为3.5～4.2，例如3.7，与实际城市污水中物质的比相对应。
进一步地，控制第一次进水与第二次进水的体积比为5:3。
进一步地，控制第一次进水与第二次进水的进水pH值为7～8，例如7.5。
进一步地，所述序批式生物反应器内的温度为25～35℃，优选29～31℃，例如30℃。
进一步地，所述序批式生物反应器排水过程的体积交换率为40％～60％，例如50％。
进一步地，所述处理工艺还包括一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化反应器的启动及运行，具体为：将所述序批式生物反应器连续运行150天，每天运行2个周期，控制每个周期第二次进水中有机物的含量与总无机氮的比值为3.5～3.8；
在第1～31天，控制第一次进水与第二次进水的体积比为2:1；在第1～15天，控制曝气量调控DO浓度为0.41～0.43mg/L；在第16～31天，控制曝气量调控DO浓度为0.24～0.26mg/L；
在第32～95天，控制第一次进水与第二次进水的体积比为1:1；在第32～47天，控制曝气量调控DO浓度为0.28～0.30mg/L；在第48～62天，控制曝气量调控DO浓度为0.37～0.39mg/L；在第63～95天，控制曝气量调控DO浓度为0.43～0.45mg/L；
在第96～150天，控制第一次进水与第二次进水的体积比为5:3；在第96～114天，控制曝气量调控DO浓度为0.41～0.43mg/L；在第115～150天，控制曝气量调控DO浓度为0.35～0.37mg/L。
进一步地，在本发明的一个实施中，反应器运行周期包括30min进料、240min微好氧反应、240min缺氧反应、40min沉淀、20min排水以及150min的闲置过程。
进一步地，一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化反应器启动后，反应器中包含相对丰度为1％～2％好氧硝化细菌Nitrosomonas、相对丰度为0.8～1.0％的好氧硝化细菌Nitrospira、相对丰度为25％～30％的短程反硝化细菌Thauera以及相对丰度为1.0％～1.5％的厌氧氨氧化细菌Candidatus Brocadia；反应器中好氧硝化细菌保证了充分的硝化反应，短程反硝化细菌与厌氧氨氧化细菌二者通过协同代谢，实现高效脱氮。
与现有技术相比，本发明的有益效果在于：
1.本发明采用微好氧/缺氧和分步进水策略将微好氧硝化和缺氧PDA集合到单一序批式生物反应器，建立一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化反应系统；首先引入NH4 +-N的废水，在微好氧阶段，好氧硝化细菌将NH4 +-N完全氧化产生NO3 --N；然后在缺氧阶段，将含有NH4 +-N和有机物的废水引入，短程反硝化细菌与厌氧氨氧化细菌在缺氧条件下利用微好氧阶段产生的NO3 --N进行PDA反应。通过本发明所述的一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化反应系统，在低DO条件下实现NH4 +-N完全氧化为NO3 --N，大大降低曝气能耗；此外，充分利用城市废水中的有机物，在无需外加有机物的条件下即可实现高级脱氮，节省资源；更为关键的是，本发明整个工艺过程均在单一序批式生物反应器中进行，简化操作、降低设备成本的同时提高了工艺的稳定性和经济性。
2.较之传统硝化/反硝化工艺，本发明所述的一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化反应系统降低了脱氮过程的氧气需求量(理论降低37.5％)、碱度消耗量(理论降低37.5％)、有机物的需求量(理论降低75％)以及二氧化钛的产量(理论降低75％)；另外，本发明通过对一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化进行150天连续运行，验证了本发明所述工艺的可行性及稳定性，其脱氮效率高达95.7％，同时COD去除效率也达到80％以上，在低成本、高效能的城市污水处理方面具有良好的应用前景。
附图说明
图1为基于INPDA-SBR系统实现城市污水深度脱氮的工作机理图；
图2为新型INPDA-SBR反应器示意图；
图3为INPDA-SBR系统在不同阶段的长期运行性能；(a)进水和出水NH4 +-N浓度、NH4 +-N去除效率和曝气流速随运行时间的变化；(b)出水NO2 --N、NO3 --N、TIN、NRE和CODEff(COD浓度)随运行时间的变化曲线；(c)氨氧化和反硝化在运行器件对脱氮的贡献，图中条线图从上至下依次为微好氧反应过程厌氧氨氧化的脱氮贡献、缺氧反应过程厌氧氨氧化的脱氮贡献以及反硝化的脱氮贡献，NLR为氮容积负荷、NRR为氨氮去除负荷；
图4为在第1、31、95、150天采集的反应器中污泥样品的微生物群落演替，属水平，图中每个菌属相对丰度的条形图从左至右依次对应第1、31、95、150天的相对丰度；AnAOB为厌氧氨氧化细菌，AOB为氨氧化细菌，NOB为亚硝酸盐氧化细菌，DNB为反硝化细菌，GAOs为聚糖菌；
图5为INPDA-SBR系统在实施例第III阶段的氮素转化机制分析。
具体实施方式
除非另有定义，本文所使用的所有的技术和科学术语与属于本发明的技术领域的技术人员通常理解的含义相同。本文中在本发明的说明书中所使用的术语只是为了描述具体的实施例的目的，不是旨在于限制本发明。本文所使用的术语“及/或”包括一个或多个相关的所列项目的任意的和所有的组合。
下面结合附图和具体实施例对本发明作进一步说明，以使本领域的技术人员可以更好地理解本发明并能予以实施，但所举实施例不作为对本发明的限定。
实施例
本实施例采用实验室规模有效体积为10L的序批式生物反应器(SBR)构建一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化反应器(INPDA-SBR)，所述INPDA-SBR的示意图如图2所示，在反应器中接种的污泥为实验室PDA反应器中的污泥与苏州复兴市污水处理厂活性污泥的混合液，混合液中悬浮固体(MLSS)及挥发性悬浮固体(MLVSS)浓度分别为5.8±0.2mg/L和4.2±0.1mg/L；通过恒温控制系统将温度控制在30±1℃。模拟城市污水进行配水，各项指标见表1：
表1配水水质指标
采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定NO2 --N；紫外分光光度法测定NO3 --N；纳氏试剂分光光度法测定NH4 +-N；使用DRB200COD快速消解仪测定COD；(补充测定MLSS及MLVSS的方法)；采用数字多参数计检测pH、温度和DO值。
将INPDA-SBR连续运行150天，每天运行2个周期，12h为一个周期，包括30min进料、240min微好氧反应、240min缺氧反应、40min沉淀和20min排水(体积交换率为50％)以及150min的闲置时间。第一次进水仅含NH4 +-N，用于模拟几乎完全去除有机物的高速活性污泥池处理的城市污水。采用微孔曝气装置和GAS-6转子式流量计调节曝气量，控制微好氧反应过程中DO浓度，缺氧反应阶段，曝气装置关闭。第二次进水模拟城市污水的原始状态，第二次进水基质的COD/总无机氮为3.7左右。根据不同的进水分配比(第一次进水和第二次进水的体积比)，将整个运行分为三个阶段，即I、II阶段和III阶段，分别对应于2:1、1:1和5:3的分配比例，具体如下表2所示：
表2为不同阶段的运行参数
INPDA-SBR系统在不同阶段出水中氮素的残留情况以及脱氮效率如下表3所示：
表3
表中：NRE为脱氮效率＝(TINinf-TINef)/TINinf×100％，TINinf和TINeff分别表示进水和出水中的氮浓度(mg/L)；NRR为氨氮去除负荷。
INPDA-SBR系统在不同阶段的长期运行性能如图3所示，在第I阶段的第1～15天，控制第一次进水与第二次进水的分配比为2:1，微好氧反应阶段的曝气量为200mL/min，调控DO浓度为0.42±0.01mg/L，运行15天后，如图3(a)、3(b)所示，出水NH4 +-N和NO3 --N浓度分别稳定在8.4±0.3mg/L和9.7±0.4mg/L。为进一步降低曝气能耗，避免好氧阶段供氧量过大，在第16～31天，将曝气量降至100mL/min，调控DO浓度为0.25±0.01mg/L，由于好氧阶段NO3 --N产量减少导致出水NO3 --N浓度降低至0.9±1.1mg/L，但大量NH4 +-N残留在缺氧阶段无法去除，导致NRE仅为62.5-66.4％，低于理论水平83.3％。这是由于二次进水量较低，不能为缺氧阶段的PDA反应提供足够的电子供体。
在第II阶段，在第32～47天，调整进水比为1：1以增加第二次进水量，提高缺氧反应阶段的有机物，其余运行条件未变，出水中几乎无NO3 --N的积累，而NRE增加到70.4％，表明通过优化进水分配比，INPDA系统的脱氮性能得到了改善，但仍有大量的NH4 +-N(14.1mg/L)残留，这是由于供养不足导致硝化效果较差，增加曝气量以提高硝化效果；在第48～62天，将曝气量增加至160mL/min，调控DO浓度为0.38±0.01mg/L，出水的NH4 +-N的浓度显著下降，但仍较高；在第63～95天，继续增加曝气量至200mL/min，调控DO浓度为0.44±0.01mg/L，出水中几乎无NH4 +-N，说明第一进水后在微好氧反应过程将NH4 +-N完全转化为NO3 --N，如图3(b)所示，出水总无机氮(TIN)浓度降低至5.2mg/L，NRE提高至89.7％。
为进一步降低出水TIN，将进水比提高到5:3，在第96～114天，NRE未提高；在第115～150天，将曝气量降低至160mL/min，调控DO浓度为0.36±0.01mg/L，出水TIN浓度将至2.3mg/L，出水NRR为0.092±0.002kg N/m3/d，NRE为94.5±1.1％，COD的去除效率也达到80％以上。由图3(c)可知，在整个运行过程中，厌氧氨氧化对脱氮的贡献率高达71.8％-89.9％，说明厌氧氨氧化过程在INPDA-SBR系统的脱氮中起主导作用。
此外，本发明对上述反应器运行过程中污泥样品的微生物群落演替情况进行研究，如图4所示，作为氨氧化细菌(AOB)优势菌种Nitrosomonas，在维持稳定的部分硝化过程中起重要作用，在反应器长期运行期间，Nitrosomonas的相对丰度由0.3％增加至2％，这也说明微好氧/缺氧交替条件有利于Nitrosomonas的富集。Nitrospira是系统中唯一检测到的NOB菌属，其丰度也从初始0.2％增加至0.9％，然后降至0.8％，但即使在NOB丰度较低的情况下，INPDA系统仍能保持良好的NO2 --N氧化，以获得足够的NO3 --N积累。此外，作为短程反硝化细菌的优势菌属Thauera，在反应器运行的第I阶段，其相对丰度由第1天的5.9％下降到第31天的3.2％，随着后续进水分配比的调整，缺氧阶段进水有机物逐渐增加，在反应器运行150天时，相对丰度增加至27.1％。厌氧氨氧化细菌Candidatus Brocadia菌属的相对丰度在反应器运行期间保持相对平稳，除第I阶段运行器件略微下降；另外在系统中发现相对丰度为0.3％～0.9％的糖原积累菌Candidatus Competibacter，可在缺氧条件下使用内部聚羟基烷酸酯促进NO2 --N的积累。在反应器长期运行期间，低DO浓度、有限的有机物和交替的微好氧/缺氧运行模式消除了不适应的微生物种类，形成了更独特的微生物群落，反应器内的生物量与功能微生物的相对丰度逐渐趋向稳定。
本实施例第III阶段的氮素转化机制如图5所示，本发明采用微氧/缺氧交替进水和分步进水策略相结合构建一种新型高效的INPDA-SBR系统，在上述功能微生物的协同作用下实现高效脱氮。
以上所述实施例仅是为充分说明本发明而所举的较佳的实施例，本发明的保护范围不限于此。本技术领域的技术人员在本发明基础上所作的等同替代或变换，均在本发明的保护范围之内。本发明的保护范围以权利要求书为准。
Claims (10)
1.一体化硝化-部分反硝化-厌氧氨氧化深度脱氮的污水处理工艺，其特征在于，所述处理工艺基于单一序批式生物反应器，在所述序批式生物反应器内接种活性污泥，所述活性污泥为好氧活性污泥与厌氧颗粒活性污泥的混合物；
所述序批式生物反应器运行的每个周期包括第一次进水、微好氧反应、第二次进水、缺氧反应、沉淀、排水以及闲置过程，控制微好氧反应过程中DO浓度为0.2～0.5mg/L；所述第一次进水为向序批式生物反应器内通入去除有机物的污水，所述第二次进水为向序批式生物反应器内通入未去除有机物的污水，控制第一次进水与第二次进水的体积比为1:1～2:1。
2.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，所述活性污泥包含好氧硝化细菌、短程反硝化细菌以及厌氧氨氧化细菌。
3.根据权利要求1或2所述的污水处理工艺，其特征在于，所述活性污泥包含相对丰度为1％～1.5％好氧硝化细菌Nitrosomonas、相对丰度为0.8～1.0％的好氧硝化细菌Nitrospira、相对丰度为25％～30％的短程反硝化细菌Thauera以及相对丰度为1.0％～1.5％的厌氧氨氧化细菌Candidatus Brocadia。
4.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，控制微好氧反应过程中DO浓度为0.3～0.4mg/L。
5.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，所述去除有机物的污水与未去除有机物的污水中NH4 +-N浓度均为40～60mg/L。
6.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，所述未去除有机物的污水中COD/总氮比为3.5～4.2。
7.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，控制第一次进水与第二次进水的体积比为5:3。
8.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，控制第一次进水与第二次进水的进水pH值为7～8。
9.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，所述序批式生物反应器内的温度为25～35℃。
10.根据权利要求1所述的污水处理工艺，其特征在于，序批式生物反应器排水过程的体积交换率为40％～60％。
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| CN112299559A (zh) * | 2020-09-07 | 2021-02-02 | 太原理工大学 | 一种全程硝化、短程反硝化、厌氧氨氧化单级耦合工艺控制方法 |
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