生活污水脱氮新技术

摘要:采用缺氧下向流生物膜滤池研究ANAMMOX工艺在城市生活污水深度处理中的效能,结果表明,ANAMMOX工艺不仅适用于处理高氨废水,也可用于城市生活污水深度处理中.实验过程中,氨氮、亚氮的消耗量及硝态氮的生成量三者之间的关系为:m(ΔNH4-N)∶m(ΔNO2-N)∶m(ΔNO3-N)=1∶(1~1.5):(0.17~0.27),ρ/(ΔTC)=0.3~1.3 mg/L.从总体脱氮效果考虑,进水中m(NO2-N):m(NH4-N)=1.3∶1是获得良好脱氮效果的适宜配比.NO2-N在一定程度上的提高,有利于加快ANAMMOX反应的进程,当亚硝酸盐氮质量浓度超过118.4 mg/L时,就已不是ANAMMOX的理想状态,但此时ANAMMOX反应并没有停止,厌氧氨氧化菌仍保持较高的活性.pH可以用来判断ANAMMOX反应的进程,随着ANAMMOX反应的进行,pH升高,但当ANAMMOX反应停止时,pH趋于平稳.

关键词:ANAMMOX,生物膜滤池,生活污水,深度处理,脱氮,亚硝酸盐

随着生活水平的提高,城市污水中C/N的降低越来越不利于氮的去除,而外加碳源的高费用迫使寻求高效低耗的脱氮新工艺.近年来,厌氧氨氧化菌的发现给传统营养盐去除工艺的改善提供了一个契机.自从Mulder等[1-2]发现氨氮的厌氧生物氧化现象,证实了Broda[3]的预言之后,国内外学者对这一新型生物脱氮技术进行了大量的研究,各种不同类型的反应器应运而生[4-7],其目的均是为了富集世代时间长达3周[8]的厌氧氨氧化菌.但迄今为止,对厌氧氨氧化的研究大都集中于高氨废水的处理,如污泥消化液、垃圾渗滤液等;若能将厌氧氨氧化技术开发应用于生活污水的深度处理之中,以其低耗氧、无需外加碳源、无需中和剂等诸多优点,必将会有很好的应用前景.本文以城市生活污水的二沉池出水为原水,展开了ANAMMOX在低氨废水处理中的应用研究,对ANAMMOX反应的影响因素进行了探讨,有助于进一步探明该反应机理.

1材料与方法

1·1实验装置本实验装置为一下向流生物膜滤池,材质为有机玻璃,内径7 cm、高2 m.填料采用页岩颗粒(粒径2·5~5 mm),填料高度1·6 m,
以城市生活污水的二沉池出水为研究对象,二沉池出水(即本实验的原水)水质为COD25~ 45 mg /L, TOC9~ 12mg /L, NH4 - N15~ 40mg /L, pH7.40~ 7.85, 水温25~ 28 度 .时, ANAMMOX 滤池中的NH4 - N 去除率稳定在98%以上. 证实厌氧氨氧化技术不仅适用于高氨高温废水的处理, 也可用于城市污水的深度处理之中.
1.2 检测方法
所有的监测项目均在北京工业大学水质科学与水环境恢复工程实验室中完成2 结果与讨论

2.1 3种无机氮的转变关系
根据Van de G raaf的结论[ 9 ] , 厌氧氨氧化过程中, 氨氮、亚硝态氮的消耗与硝态氮的生成之间关系为1B1131B0122. 本实验中这3种无机氮之间的关系m( $NH4 - N ) Bm ( $NO2 - N ) Bm ($NO3-N) = 1 B( 1 ~ 11 5 ) B(01 17 ~ 01 27 ) ,反应过程中Q( $TC ) = 013~ 113 mg /L. 说明此滤池中氨氮的去除主要依赖于厌氧氨氧化菌的作用, 厌氧氨氧化菌并非仅局限于高氨高温废水的处理, 还可用于城市生活污水的深度处理中, 可以作为污水生物处理的最后一道工序.

2.2 NO2 - N对ANAMMOX反应的影响厌氧氨氧化反应的基质是氨氮和亚硝酸盐氮, 对于许多微生物, NO2- 是有毒害作用的; 国内外研究结果显示, 亚硝酸盐氮和氨氮的质量浓度过高均会对厌氧氨氧化过程产生抑制. ChristianFux[ 10] 、S trous[ 11 ] 认为, 当NO2 - N 的质量浓度大于100 mg /L时, 就能完全抑制厌氧氨氧化活性;而Jetten 等[ 12] 认为, 当NO2 - N 质量浓度高于280mg /L时, Anammox过程才会被NO2- 所抑制,但是当Q( NO2 - N ) > 140mg /L, 就己经不是最理想的状态了. 对于NO2 - N 的抑制质量浓度各研究者的结论不同, 这可能与实验水质及所采用的具体工艺形式有关, 但有一点是都认同的, 即高质量浓度的NO2 - N 会对ANAMMOX 过程产生抑制作用.以上报道均是针对高氨氮废水的研究结果,为进一步探明ANAMMOX 工艺在处理低氨氮废水时NO2 - N 的抑制作用, 尽量维持进水氨氮不变( Q(NH4 - N ) = 36~ 40 mg /L) , 向进水中投加不同量的亚硝酸盐, 考察ANAMMOX 滤池运行效果,此外, 由于ANAMMOX 生物膜滤池中的生物量由悬浮生长的活性污泥絮体和固着生长的生物膜两部分组成, 均难以精确计量污泥负荷率; 同时ANAMMOX反应沿滤层不断进行, 参加反应的基质质量浓度也随之降低, 而反应进行的快慢与反应物质量浓度有关, 为统一考察NO2 - N 对ANAMMOX反应的影响情况, 以滤池沿水流方向0 ~20 cm 段滤层的氨氮平均去除速率来表示NO2 -N 的抑制作用.
从图3可以看出, 随着进水中NO2 - N 质量浓度的提高, 氨氮的最大去除速率也随之增大, 当进水Q(NO2 - N ) = 11814 mg /L时, 氨氮最大去除速率达最高值3128mg / ( L# m in); 但当进一步提高进水中NO2 - N 质量浓度时, 氨氮最大去除速率反而随之降低. 这说明高质量浓度的NO2 -N (本实验的结果为> 11814 mg /L)对ANAMMOX反应产生了抑制作用.
可见在用ANAMMOX 深度处理生活污水(低氨废水)时, NO2 - N 在一定程度上的提高有利于加快ANAMMOX 反应的进程, 但同时也存在亚硝酸盐氮质量浓度过高引起的抑制效应. 在本实验中, 当亚硝酸盐氮质量浓度超过11814 mg /L 时,就已不是ANAMMOX 的理想状态, 亚硝酸盐对厌氧氨氧化过程产生明显的抑制作用, 氨氮去除速率下降. 当NO2 - N 质量浓度高达13610 mg /L时, 氨氮最大去除速率与Q ( NO2 - N ) =11814mg /L时相比, 下降了约2315%, 但高于Q(NO2 - N) < 60mg /L时的去除速率. 这说明当NO2 - N 质量浓度过高时, ANAMMOX 反应并没有停止, 厌氧氨氧化菌仍保持较高的活性. 可见,在用ANAMMOX 深度处理生活污水(低氨废水)时, NO2 - N 的抑制作用具有自身的特点, 与Christian Fux[ 10 ] 、Strous[ 11] 在处理高氨废水时所得的结果有明显的差别.

2.3 适宜m(NO2 - N)Bm(NH4 - N)配比的确定为了考察ANAMMOX 滤池总体脱氮效果, 跟踪监测NO2 - N 和NH4 - N 的变化情况, 现仅列出m (NO2 - N ) Bm ( NH4 - N ) = 110: 1、113: 1、114: 1时的3组数据,可以看出, 当进水中m ( NO2 -N ) Bm (NH4 - N ) = 110B1时, 在沿水流方向滤层60 cm 高度处, ANAMMOX 反应即已停止, 此时,虽然还残留有NH4 - N, 但是由于NO2 - N 不足,厌氧氨氧化菌得不到充足的电子受体, 反应停止,从而导致NH4 - N未得到完全去除.当进水中m (NO2 - N ) Bm (NH4 - N) = 115B1时(图4( c) ), 电子受体NO2 - N 充足, 氨氮去除速率较高, 高于m (NO2 - N ) Bm (NH4 - N) [ 113B1时的速率(图4中拟合直线段的斜率即为氨氮去除速率), 但是NH4 - N 完全去除后, 出水中仍有多余的NO2 - N; 而当m (NO2 - N ) Bm ( NH4 - N) = 113B1时(图4 ( b) ), 电子受体与电子供体完全反应,ANAMMOX滤池出水中NO2 - N 和NH4 - N 趋于0. 从以上数据分析可见, 在将ANAMMOX应用于生活污水( 低氨废水) 深度处理时, 进水中m( NO2 - N ) Bm ( NH4 - N ) = 113B1是获得良好脱氮效果的适宜配比, 而这也进一步证明了MarcS trous[ 13 ] 通过元素平衡做出的厌氧氨氧化化学计量关系的推断.

2.4 pH的变化
周少奇[ 14] 从生化反应电子流守衡原理出发,推导了厌氧氨氧化反应的生化反应计量方程式,从理论上证明ANAMMOX反应以NH4+ 作为细胞合成的氮源, 需要消耗一定的碱度, 并指出, 所有的ANAMMOX反应都有H+ 产生, 所以, 反应过程中会有pH 下降的现象. 诸多文献也指出, ANAMMOX工艺无需供氧、无需外加有机碳源维持反硝化、亦无需额外投加酸碱中和试剂. 但是, ANAMMOX反应过程中pH 是否确无变化, 其变化趋势如何, 迄今仍未见报道. 本实验中以滤速2174m /h运转ANAMMOX滤池, 当其运行稳定后, 使进水组分中m ( NO2 - N ) Bm ( NH4 - N )分别为1. 0、115、113 时, 考察随厌氧氨氧化反应的进行, pH沿程变化情况. 其中m ( NO2 - N ) Bm ( NH4 - N )= 113B1的结