厭氧消化技術可有效處理污泥并產生綠色能源“沼氣”，已成為污泥處理的重要發(fā)展方向。在2013年“水環(huán)境治理三年行動方案”及產業(yè)升級政策的契機下，北京市借鑒國際上大城市污泥處理經驗，采取“熱水解+厭氧消化+板框壓濾+土地利用”的技術路線處理中心城區(qū)的污泥，開創(chuàng)了污泥處理處置新思路。熱水解技術被廣泛應用在厭氧消化預處理階段，隨之產生的熱水解厭氧污泥消化液是一種典型的高氨氮廢水。此類廢水主要指污泥經過熱水解預處理及厭氧消化過程后排放的廢水，以污泥消化液主。經過熱水解預處理后的消化液具有比傳統厭氧消化液更加復雜的水質特征，其特點為低CON/N。因此，在其處理過程中，高氨氮濃度、堿度嚴重不足，以及難降解底物抑制等問題尤為突出。若采取傳統硝化反硝化脫氮技術對其進行處理，不僅處理費用高，且出水水質難以保證。
厭氧氨氧化菌(AnAOB)可利用亞硝酸鹽作為電子受體將污水中的氨氮氧化為氮氣。該脫氮過程僅需將50%的氨氮氧化為亞硝酸鹽氮，可節(jié)省50%的曝氣能耗、50%的堿度消耗及100%的有機碳源，且剩余污泥產量可降低約90%，溫室氣體排放量減少量大于90%。目前，國外已有將厭氧氨氧化成功應用于污泥消化液、養(yǎng)殖廢水、垃圾滲濾液等高氨氮廢水處理工程的案例。熱水解厭氧消化液的氨氮高達2000~3000mg·L−1，C/N低于1.5，溫度約為30℃。這一水質特點使得其適合采用費用較低的厭氧氨氧化技術進行脫氮處理。然而，有學者通過小試實驗發(fā)現熱水解厭氧消化液中含有的可溶性有機物對氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化菌(AnAOB)具有較強的抑制作用，經過長期馴化也無法消除此抑制作用。另外，厭氧氨氧化技術應用于熱水解厭氧消化液的處理難度更大，尚無成功案例。
本研究團隊在前期研究和實踐中已將厭氧氨氧化高效脫氮技術成功應用于城市污水處理廠，并實現了產業(yè)化。本研究擬通過啟動并調試利用短程硝化厭氧氨氧化(PN-ANA)工藝進行熱水解厭氧消化液的旁側脫氮處理工程，深入考察PN-ANA工藝處理熱水解厭氧消化液的工藝運行效果，擬評價該技術對城市污水處理廠主流區(qū)的影響，并對反應系統內的功能菌群進行定量分析，考察系統菌群的生長情況，以期為該工藝處理高氨氮廢水的工程應用提供參考。
1、項目概況
本項目位于北京某污水處理廠泥區(qū)熱水解厭氧消化液處理單元內，主體工藝采用連續(xù)流固定生物膜-活性污泥(IFAS)形式的PN-ANA技術。工藝流程為調節(jié)池→斜板沉淀池→生化池→二沉池(見圖1)。主要反應池(即生化池)的有效容積為7500m3，其設計處理水量1750m3·d−1。該項目進水氨氮為(1839±336)mg·L−1，總氮為(2038±395)mg·L−1，懸浮物質量濃度為≤1000mg·L−1，溶解性COD為(2584±870)mg·L−1。接種污泥為普通活性污泥加上5%填充比厭氧氨氧化掛膜填料。
板框機房將脫水濾液匯集于總管，再通過重力流方式進入調節(jié)池，在調節(jié)池內停留約10h進行均質，然后利用提升泵提升至斜板沉淀池。斜板沉淀池設有混凝區(qū)和沉淀區(qū)，通過投加PAM和PAC去除消化液中懸浮物(SS)及部分COD。斜板沉淀池出水通過重力流方式進入生化池。生化池設有混溫區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū)。由于AnAOB對環(huán)境溫度要求較高，為將生化池內水溫控制在30~34℃，在其一端引入來自熱水解換熱器和主流區(qū)二沉池的出水。缺氧區(qū)內的反硝化作用將進一步提升總氮的去除率，好氧區(qū)則是通過曝氣，使AOB和AnAOB共同發(fā)揮作用，實現消化液中總氮的一次性去除。生化池內泥水混合物經重力流入二沉池后，通過重力沉降作用實現泥水分離。分離后的污泥再回流至生化池，出水則排入廠內退水管線。
工藝的啟動與調試分為3個階段進行(分別編號Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ)，其中啟動含1個階段，調試含2個階段。階段Ⅰ為活性污泥的短程硝化培養(yǎng)階段(共15d)，即整個工程的啟動階段。階段Ⅱ進行厭氧氨氧化生物膜的填料接種，即開啟系統的運行調試。該階段主要完成AnAOB的馴化及增殖，為半系列AnAOB生物膜填料接種過程，即僅占用構筑物容積一半(約4800m3)來進行，共持續(xù)100d。階段Ⅲ為全系列調試運行(共60d)，即將已馴化系統擴至容積為7500m3的完整構筑物中進行。之后，逐漸將處理水量增至2000m3·d−1，超過單系列設計處理水量1750m3·d−1。至此，整個工程啟動并調試完畢。
采用WTW在線儀表連續(xù)監(jiān)測pH、DO。定期取水樣經0.45μm濾膜過濾后，檢測其氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、溶解性COD等。定期取活性污泥和生物膜填料，并提取DNA，進行熒光定量PCR分析。具體水質檢測方法為：納氏試劑分光光度法檢測氨氮；離子色譜法檢測盒亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的質量濃度；重鉻酸鉀法檢測溶解性COD；重量法檢測污泥質量濃度；過硫酸鉀氧化紫外分光光度法檢測總氮。
2、工藝啟動及調試過程
2.1 階段Ⅰ——短程硝化工藝啟動
短程硝化工藝的控制因素有DO、pH、游離氨(FA)、溫度、泥齡等。高氨氮廢水中較易實現對FA的控制。亞硝酸鹽氧化菌(NOB)比AOB更容易受到FA抑制，FA質量濃度在1mg·L−1以上便會對NOB產生明顯抑制，但對AOB產生明顯抑制的質量濃度則要達到10~150mg·L−1。工藝啟動期的培養(yǎng)策略為：先通過FA抑制以促進系統中亞硝酸鹽的積累；當系統接種普通回流污泥后，保持高氨氮條件下FA的質量濃度大于15mg·L−1；7d后，出水亞硝酸鹽氮質量濃度達到100mg·L−1，而系統出水硝酸鹽氮質量濃度仍高達300mg·L−1以上；繼續(xù)FA抑制7d后，系統出水亞硝酸鹽氮質量濃度達到約400mg·L−1，此時硝酸鹽氮質量濃度持續(xù)降低至幾乎為零，亞硝酸鹽氮積累率達到90%以上，則表明系統順利實現短程硝化啟動。在啟動過程中，短程硝化階段氮素質量濃度及亞硝酸鹽氮積累率見圖2。
2.2 階段Ⅱ、Ⅲ——系統運行調試階
接種AnAOB生物膜填料主要來自于處理普通污泥消化液及垃圾滲濾液的厭氧氨氧化系統。由于水質差異明顯，且AnAOB生長緩慢，在接種量低的情況下微生物體系的抗沖擊能力弱，易導致啟動失敗。再加上本工程在啟動時厭氧氨氧化菌的種類和數量均有限，為保證啟動初期系統菌種的濃度，采取半系列啟動方式。接種生物膜填料的填充率為5%，生物膜中AnAOB占比高于10%。
圖3反映了調試過程中進水氨氮和出水三氮的變化。接種厭氧氨氧化生物膜的初期(前30d)，系統出水氨氮及亞硝酸鹽氮質量濃度均在較高水平。出水氨氮波動較大，最高點大于200mg·L−1，均值為145mg·L−1；亞硝酸鹽氮質量濃度最高值為80mg·L−1，均值為53mg·L−1。經過1個月的馴化，系統出水亞硝酸鹽氮質量濃度有所降低，均值為20mg·L−1，但出水氨氮仍有小幅波動，出水均值為88mg·L−1。接種厭氧氨氧化生物膜2個月后，系統出水三氮明顯趨于穩(wěn)定，且質量濃度維持在較低水平。出水氨氮均值為70mg·L−1；出水亞硝酸鹽氮質量濃度為23mg·L−1；出水硝酸鹽氮質量濃度為37mg·L−1。
在階段Ⅱ后期，盡管系統進水水量及處理負荷不斷提高，但出水三氮質量濃度穩(wěn)定且維持在較低狀況(見圖4)。在接種AnAOB生物膜填料后，經過2個月的調試運行，系統處理水量翻倍達到600m3·d−1，3個月后處理水量持續(xù)翻倍達到1200m3·d−1。調試運行4個月后處理水量達到1600m3·d−1，總氮去除負荷達到0.25kg·(m3·d)−1以上。
在階段Ⅲ，系統已呈現較好的短程硝化厭氧氨氧化效果，于是進行半系列到全系列運行的擴容工作，即將生化池容積從4800m3擴容至7500m3。擴容方式為將已培養(yǎng)好的厭氧氨氧化生物膜填料直接接種到另外半個系列中。擴容2個月系統穩(wěn)定后，將處理水量增至2000m3·d−1，超過單系列設計處理水量1750m3·d−1。此時的總氮去除負荷為0.3kg·(m3·d)−1。
3、系統運行效果分析
3.1 厭氧氨氧化脫氮效果分析
由于AnAOB世代時間長(約11d)，對生存環(huán)境非常敏感，實現厭氧氨氧化系統的快速啟動成為該技術工程化應用中的難題之一。世界上首個生產性規(guī)模的兩段式厭氧氨氧化裝置以消化污泥為種泥，歷經3年半啟動成功。不同的反應器類型和不同的接種污泥類型亦會影響系統啟動時間。本項目在IFAS工藝中接種成熟厭氧氨氧化生物膜(生物膜上AnAOB占比高于10%)，在池容5%填充比條件下進行分級培養(yǎng)，并在6個月內成功啟動系統，具有重要的參考意義。
系統調試期間總氮和氨氮去除率及去除負荷見圖5。氨氮和總氮去除負荷均穩(wěn)步提升，調試6個月后達到0.3kg·(m3·d)−1以上。盡管氨氮和總氮的去除率略有波動，但氨氮平均去除率達到86%，總氮去除率達到78%。這表明本項目已實現了PN-ANA技術處理熱水解厭氧消化液，進行總氮去除的目標。后期將通過自控系統的改進來改善處理效果波動的問題。
本項目為旁側處理，處理后二沉池的出水排入廠內退水管線，進入水廠主流區(qū)(日處理量100×104t)進一步處理(見圖6)。圖6左側為旁側PN-ANA正常運行期間(日處理消化液1600m3)，主流區(qū)8個平行運行的二沉池出水總氮變化情況。其中，這8個二沉池運行近1個月的平均出水總氮為15.5mg·L−1。右側為旁側PN-ANA項目施工停運期間熱水解厭氧消化液直接排入廠區(qū)退水管線后，進入主流區(qū)的情況下，主流區(qū)8個平行運行二沉池的出水總氮變化。其中，這8個二沉池平均出水總氮為18.7mg·L−1。這表明日處理熱水解厭氧消化液1600m3的旁側PN-ANA工藝可降低主流區(qū)二沉池出水總氮約3mg·L−1，并有效減輕主流區(qū)的總氮去除壓力。
3.2 微生物的種類和定量分析
本項目接種污泥為主流區(qū)回流污泥，共2700m3。2種不同材質(海綿和塑料)的空白填料在階段Ⅰ被安裝至生化池內部。在整個啟動和調試的6個月中，將生化池內絮體污泥及生物膜填料定期取樣保存，并進行定量PCR分子生物學分析，用數據直觀反映系統內脫氮功能菌群的數量變化，以表征系統內功能菌群的培養(yǎng)效果。污泥樣品分別為：接種污泥，即污水處理廠回流污泥；分別在項目調試1個月、2個月和4個月時取的污泥絮體；在項目調試4個月時分別在海綿和塑料填料中取樣。自調試開始后，絮體污泥中總細菌數及各脫氮微生物數量的關系如圖7所示。系統內全菌在活性污泥接種1個月后基本保持不變，維持在1012數量級。這表明系統在不排泥的運行模式下微生物總量趨于穩(wěn)定。NOB的2個屬(Nitrospira和Nitrobacter)數量降低明顯，其中Nitrobacter在系統中明顯低于其他幾種微生物，且一直保持較低水平。這與系統長期保持低DO(<0.5mg·L−1)運行條件有關。Nitrospira在接種的活性污泥中數量雖略高于AOB一個數量級，但在高氨氮系統FA持續(xù)抑制作用下數量不斷降低。而隨著AOB的不斷增長，調試后高于Nitrospira2個數量級。這表明經過4個多月的調試后，該系統的短程硝化效果良好，可為AnAOB提供大量亞硝酸鹽基質。而對于AnAOB，其絮體污泥增長明顯，但是絕對數值與AOB仍有2個數量級的差距。
經過4個月調試運行，填料上掛膜微生物數量如圖8所示。2種NOB(Nitrospira和Nitrobacter)數量均處于較低水平。而AOB數量略高，達到108數量級以上，AnAOB更是高于1010數量級以上。因此，AOB及Nitrospira2種好氧菌更傾向于生長在溶解氧及基質較為充足的懸浮絮體中，而厭氧的AnAOB更多分布在溶解氧傳播受限的生物膜填料上，如Nitrobacter在本項目中數量很低，幾乎可忽略其作用。這亦表明系統內的微生物已適應了環(huán)境條件，并基于自身特性及基質獲取的難易程度，選擇了適宜的生存位置，由此形成了自然選擇的系統微生物空間分布。
硝化菌群由AOB和NOB(主要是Nitrospira及Nitrobacter)組成。本項目采用的PN-ANA工藝是利用AOB將部分氨氮氧化成亞硝酸鹽氮，再在AnAOB作用下將剩余氨氮和亞硝酸鹽氮直接還原為氮氣，從而實現污水中的脫氮處理。因此，應盡量抑制NOB在該系統中的活性及其增長，從而促進AOB和AnAOB的活性及增長。本項目調試階段的4個樣品中各種硝化菌占硝化菌群總數的比例見圖9。
接種的絮體污泥中NOB(Nitrobacter和Nitrospira)占比較大，接近90%。AOB只占硝化菌群約10%，這符合城市污水處理廠普通活性污泥中硝化細菌的特征。但是，經過1個月的短程硝化培養(yǎng)，AOB所占比例迅速升至95%以上，并隨著調試的進行比例不斷提高；而以Nitrospira為代表的NOB菌群占比顯著降低。這表明該系統內NOB的增殖得到了有效抑制，實現了效果較好的短程硝化，亦與系統進出水水質數據相吻合。
絮體污泥中各脫氮微生物占細菌總數比例見圖10。NOB(包括Nitrospira和Nitrobacter)的比例均顯著降低。而AOB和AnAOB這2種在PN-ANA過程中發(fā)揮主要作用的微生物比例逐步提高。
這表明項目經過4個多月的調試，已經很好實現了NOB的抑制、AOB和AnAOB的富集。
4、結論
1)三段式啟動和調試步驟保證了本項目循序漸進實現成功運行：在短程硝化階段采取的FA抑制策略有效促進系統中亞硝酸鹽的積累，提供了脫氮功能菌的生存環(huán)境，以實現系統啟動；在隨后兩步調試運行階段，系統通過半系列運行實現了微生物馴化及有效富集，并在全系列運行中逐步達到設計處理水量及穩(wěn)定運行。
2)工程項目調試運行結果表明：可應用短程硝化-厭氧氨氧化(PN-ANA)工藝實現熱水解厭氧消化液總氮去除。在接種生物膜填充比5%，生物膜上AnAOB占比高于10%條件下可在6個月內達到設計處理水量。應用PN-ANA技術進行消化液旁側處理，可有效減輕主流區(qū)的總氮去除壓力。
3)項目自調試以來，脫氮功能菌AOB和AnAOB在絕對數量和相對比例上均有較為顯著的增加，NOB絕對數量和相對比例均有不同程度的降低，這從微生物角度表明該項目的調試取得了成功。定量PCR數據顯示，一體化PN-ANA系統內AOB和AnAOB呈現不同的空間分布特點，AOB主要分布在絮體污泥中，而AnAOB更多分布在生物膜填料上。（來源:北京城市排水集團有限責任公司科技研發(fā)中心，北京市污水資源化工程技術研究中心）
