韓曉宇,黃 京,劉新春,張樹(shù)軍,彭永臻(1.哈爾濱工業(yè)大學(xué),黑龍江 哈爾濱 150090；.北京城市排水集團(tuán)有限責(zé)任公司科技研發(fā)中心,北京污水資源化工程技術(shù)研究中心,北京 1000；.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,北京 100049)

厭氧氨氧化技術(shù)處理熱水解消化液的實(shí)驗(yàn)研究

韓曉宇1,2,黃 京2,劉新春3,張樹(shù)軍2,彭永臻1*(1.哈爾濱工業(yè)大學(xué),黑龍江 哈爾濱 150090；2.北京城市排水集團(tuán)有限責(zé)任公司科技研發(fā)中心,北京污水資源化工程技術(shù)研究中心,北京 100022；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院,北京 100049)

通過(guò)厭氧氨氧化技術(shù)處理熱水解污泥消化液,在不投加任何化學(xué)藥劑的條件下實(shí)現(xiàn)氨氮與總氮的同步去除,通過(guò)原水稀釋啟動(dòng)或原水直接啟動(dòng)方式均可實(shí)現(xiàn)IFAS厭氧氨氧化工藝的啟動(dòng),系統(tǒng)總氮去除負(fù)荷為0.25～0.3kgN/(m3·d),總氮去除率在70%～80%,經(jīng)臭氧氧化工藝預(yù)處理后,IFAS厭氧氨氧化工藝的總氮去除率與去除負(fù)荷均有一定幅度的提高.通過(guò)分子生物學(xué)檢測(cè)發(fā)現(xiàn),系統(tǒng)內(nèi)AOB主要存在于絮體污泥內(nèi),而對(duì)溶解氧耐受能力較低的AnAOB則主要分布在生物膜上.

污水處理；污泥消化液；熱水解；短程硝化；厭氧氨氧化

城市污水處理過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量的初沉污泥與剩余污泥,城市污水中的污染物質(zhì)約有 30%在處理過(guò)程中轉(zhuǎn)移至污泥內(nèi)[1],該部分污泥若得不到有效處置將對(duì)環(huán)境產(chǎn)生嚴(yán)重的二次污染.厭氧消化工藝是世界上污泥處理的主流工藝,通過(guò)厭氧消化工藝不但可以使污泥得到有效處置,同時(shí)能回收污泥中蘊(yùn)藏的大量能源,特別是近些年應(yīng)用的熱水解-厭氧消化聯(lián)合工藝,通過(guò)熱水解工藝的高溫高壓條件可使微生物細(xì)胞充分破壁,更充分的回收污泥中的能源,并使污泥得到更充分的無(wú)害化與減量化處置[2].污泥在厭氧消化過(guò)程中有機(jī)物分解為沼氣收集利用,

而污泥中的氮素物質(zhì)則釋放至污泥消化液內(nèi),產(chǎn)生富含高氨氮濃度的污泥消化液,熱水解工藝的加入將使污泥消化液水質(zhì)變得更加復(fù)雜,熱水解污泥消化液中含有大量的難降解有機(jī)物,同時(shí)熱水解工藝進(jìn)一步增加了污泥消化液中的氨氮濃度,根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道,熱水解污泥消化液的氨氮濃度高達(dá) 2000～3000mg/L,若不經(jīng)處理直接回流至污水處理廠主處理區(qū)將增加20%～40%的進(jìn)水氨氮負(fù)荷,導(dǎo)致污水處理廠氨氮與總氮達(dá)標(biāo)困難[3-5].

熱水解污泥消化液是一種典型的堿度與有機(jī)碳源雙重缺乏的高氨氮廢水,采用傳統(tǒng)的硝化反硝化脫氮技術(shù)不僅處理費(fèi)用高昂,且很難保證穩(wěn)定的出水效果,開(kāi)發(fā)全新的污水脫氮技術(shù)是解決熱水解污泥消化液?jiǎn)栴}的有效途徑.厭氧氨氧化反應(yīng)是20世紀(jì)80年代發(fā)現(xiàn)的全新的污水生物脫氮途徑,厭氧氨氧化菌可利用亞硝酸鹽作為電子受體將污水中的氨氮氧化為氮?dú)?整個(gè)脫氮過(guò)程只需將 50%的氨氮氧化為亞硝態(tài)氮,因此可節(jié)省62.5%的曝氣量,減少50%的堿度消耗,脫氮過(guò)程不需要有機(jī)碳源,剩余污泥產(chǎn)量降低90%左右,脫氮過(guò)程溫室氣體排放量減少 90%以上[6-7],因此,厭氧氨氧化技術(shù)非常適合處理堿度與有機(jī)物缺乏的熱水解污泥消化液,然而由于厭氧氨氧化菌增殖緩慢、生長(zhǎng)條件要求嚴(yán)苛,導(dǎo)致厭氧氨氧化技術(shù)在國(guó)際上的應(yīng)用案例較少,特別是處理熱水解污泥消化液的研究與工程案例未見(jiàn)報(bào)道.本研究以實(shí)際熱水解污泥消化液為處理對(duì)象,研究了厭氧氨氧化技術(shù)處理熱水解污泥消化液的啟動(dòng)方法,臭氧預(yù)處理工藝聯(lián)合厭氧氨氧化工藝的處理效果,并對(duì)反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的功能菌進(jìn)行了微生物群落分析.

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器形式及運(yùn)行條件

本試驗(yàn)采用的反應(yīng)器主體以有機(jī)玻璃加工而成,由4個(gè)相連的圓柱和一個(gè)沉淀池構(gòu)成.4個(gè)圓柱上下交替相通,水流呈S形前進(jìn),以模擬推流式反應(yīng)器,同時(shí)避免短流和反混現(xiàn)象的發(fā)生.該反應(yīng)器圓柱直徑為150mm,高度為2000mm,總有效容積為127L,在反應(yīng)器內(nèi)裝有固定形式的海綿填料,沉淀池有效容積為 36L,反應(yīng)器利用空氣泵和盤(pán)式微孔曝氣器提供并均勻布?xì)?反應(yīng)器進(jìn)水儲(chǔ)存于進(jìn)水水箱中,進(jìn)水水箱通過(guò)蠕動(dòng)泵和泵管與反應(yīng)器上部進(jìn)水口相連.實(shí)驗(yàn)裝置進(jìn)水流量與污泥回流流量采用蠕動(dòng)泵調(diào)節(jié),在每個(gè)圓柱內(nèi)放置加熱棒,將反應(yīng)器溫度控制在 30℃左右,實(shí)驗(yàn)裝置見(jiàn)圖1.

圖1 IFAS形式反應(yīng)器示意Fig.1 Schematic diagrams of the plug-flow IFAS reactor

1.2 實(shí)驗(yàn)用水與接種污泥

本實(shí)驗(yàn)用水取自山東淄博某熱水解-厭氧消化污泥處置工程,該工程采用熱水解-高級(jí)厭氧消化-沼氣提純技術(shù),在無(wú)害化和減量化污泥的同時(shí),從污泥中提取清潔氣體燃料,供給車(chē)輛使用.污泥經(jīng)過(guò)熱水解和厭氧消化后產(chǎn)生的消化液具有高氨氮、高有機(jī)物濃度的典型特征,具體水質(zhì)見(jiàn)表1.

實(shí)驗(yàn)過(guò)程中的稀釋水取自北京某污水廠初沉池出水,通過(guò)與熱水解消化液進(jìn)行不同比例的混合,作為稀釋啟動(dòng)一體化反應(yīng)器的實(shí)驗(yàn)進(jìn)水.

表1 試驗(yàn)用水水質(zhì)參數(shù)Table 1 The parameter of the water used in the study

本實(shí)驗(yàn)采用 IFAS形式的推流式反應(yīng)器,絮體污泥接種取自北京市某污水處理廠活性污泥,接種生物膜取自穩(wěn)定運(yùn)行的厭氧氨氧化SBR中試反應(yīng)器.

當(dāng)熟悉的風(fēng)笛聲再次響起，船上的人們歡笑聲再次傳來(lái)，你是否還有勇氣與情懷，拿起這一張通向青春記憶里最溫暖的票，奔赴泰坦尼克號(hào)上那一場(chǎng)生命與愛(ài)情的舞會(huì)？

1.3 分析方法

進(jìn)出水水質(zhì)與反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)的檢測(cè)方法見(jiàn)表2.

表2 進(jìn)出水水質(zhì)及反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)的測(cè)定方法Table 2 Water quality and operational parameter measurement methods

2 結(jié)果與分析

2.1 兩種不同啟動(dòng)方法的實(shí)驗(yàn)研究

熱水解污泥消化液中含有復(fù)雜的難降解有機(jī)物與高濃度氨氮,極易對(duì)厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用,因此本實(shí)驗(yàn)開(kāi)展了熱水解污泥消化液稀釋啟動(dòng)與原液直接啟動(dòng)研究,對(duì)比了兩種啟動(dòng)方式的啟動(dòng)效果與操作條件.

2.1.1 熱水解污泥消化液稀釋啟動(dòng)厭氧氨氧化工藝 本實(shí)驗(yàn)利用初沉池出水按不同比例將熱水解污泥消化液稀釋,稀釋比例及稀釋后的水質(zhì)見(jiàn)表3,啟動(dòng)過(guò)程反應(yīng)器溫度控制在30℃左右,系統(tǒng)內(nèi)的溶解氧濃度一直維持在 0.5mg/L的低濃度狀態(tài),以形成微溶解氧狀態(tài).

整個(gè)反應(yīng)裝置的啟動(dòng)過(guò)程共分為 3個(gè)階段,在第I階段,初沉水與熱水解消化液按1:1混合稀釋,此條件下進(jìn)水COD值在1800mg/L左右,反應(yīng)器出水水質(zhì)較穩(wěn)定,氨氮維持在 40mg/L以下,亞硝酸鹽10mg/L以下,硝酸鹽在60mg/L左右.總氮去除率達(dá)到 75%,去除負(fù)荷在 0.25kgN/(m3·d).該階段反應(yīng)器運(yùn)行狀態(tài)良好,此時(shí)△NO3-/△NH4+比值接近理論值 0.11,說(shuō)明反應(yīng)器內(nèi)除了短程硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)外,幾乎不存在其他的反應(yīng)[8],見(jiàn)圖2.

表3 反應(yīng)器各階段進(jìn)水水質(zhì)參數(shù)Table 3 Water quality of system1in each stage

在第Ⅲ階段反應(yīng)器的進(jìn)水為熱水解消化液原液,進(jìn)水氨氮濃度達(dá)到 900mg/L左右,COD值升高至3200mg/L.反應(yīng)器運(yùn)行狀況發(fā)生明顯變化,液面產(chǎn)生大量氣泡,總氮去除負(fù)荷降低,導(dǎo)致出水中氨氮濃度升高,同時(shí)發(fā)現(xiàn)出水中伴隨有少量亞硝酸鹽的積累.有研究顯示進(jìn)水中較高的底物濃度如游離氨和游離亞硝酸可能對(duì) AOB和AnAOB的活性產(chǎn)生不利影響[11].本實(shí)驗(yàn)中反應(yīng)器內(nèi)最高游離氨濃度為 7.4mg/L,游離亞硝酸濃度最高不超過(guò)0.5μg/L,低于AOB和AnAOB的抑制閾值,故不是造成反應(yīng)器內(nèi)微生物活性受抑制的主要因素[12-13].有研究發(fā)現(xiàn),消化液中存在某些有機(jī)物,會(huì)對(duì)總氮的去除產(chǎn)生影響,且這類有機(jī)物對(duì)AOB的抑制作用要大于AnAOB[14].而本實(shí)驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn),熱水解消化液中的復(fù)雜有機(jī)物同時(shí)對(duì)AOB和AnAOB的活性產(chǎn)生抑制,出現(xiàn)中間產(chǎn)物亞硝酸鹽積累說(shuō)明該有機(jī)物對(duì) AnAOB的抑制作用略大于 AOB,這可能是因?yàn)楸鞠到y(tǒng)內(nèi)的AOB比例較高的原因.反應(yīng)器第Ⅲ階段運(yùn)行40d,出水中氨氮濃度高達(dá) 100～200mg/L,反應(yīng)器調(diào)控較第Ⅱ階段困難,系統(tǒng)總氮去除率下降到69%,總氮去除負(fù)荷為 0.27kgN/(m3·d),并呈下降趨勢(shì).表明熱水解污泥消化液稀釋進(jìn)水雖然在稀釋階段可以實(shí)現(xiàn)反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行,但進(jìn)水改為消化液原液后系統(tǒng)處理能力下降,出水水質(zhì)變差.

2.1.2 熱水解污泥消化液原液?jiǎn)?dòng)厭氧氨氧化工藝 對(duì)于獨(dú)立設(shè)置的污泥處置中心,不具備進(jìn)水稀釋啟動(dòng)的條件,因此本研究開(kāi)展了熱水解污泥消化液原液?jiǎn)?dòng)厭氧氨氧化工藝的研究,啟動(dòng)過(guò)程分為短程硝化啟動(dòng)與厭氧氨氧化啟動(dòng)兩個(gè)階段.短程硝化啟動(dòng)階段,反應(yīng)器接種城市污水廠普通活性污泥,反應(yīng)器運(yùn)行條件為:室溫(20℃)、溶解氧1.0mg/L、HRT=36h、FA=19mg/L,由于高游離氨濃度的抑制作用[15],反應(yīng)器出水迅速出現(xiàn)亞硝酸鹽積累,亞硝酸鹽積累率從 20%提高至近100%,且較穩(wěn)定,如圖3所示.

圖2 稀釋啟動(dòng)各階段(a) 進(jìn)水氨氮、HRT和總氮去除負(fù)荷的變化(b)進(jìn)水氨氮及出水三氮濃度變化(c)氨氮去除率、總氮去除率以及△NO3-/△NH4+比值變化Fig.2 Varitations of (a) influent ammonium, HRT and TN removal efficiency; (b) influent ammonium and effluent nitrogen concentration; (c) ammonium, TN removal efficiency and△NO3-/△NH4+ratio in each stage

圖3 系統(tǒng)2短程硝化階段三氮出水濃度及亞硝積累率變化Fig.3 system 2: Variations of effluent nitrogen compounds and nitrite accumulation rate in partial nitrification stage

圖4 系統(tǒng)2進(jìn)出水氮素濃度及總氮、氨氮去除率變化Fig.4 system 2 variations of influent, effluent nitrogen and TN, ammonium removal efficiency

圖5 系統(tǒng)2各階段(a)進(jìn)水氨氮、HRT和總氮去除率的變化,(b)進(jìn)水氨氮及出水三氮濃度變化,(c)氨氮去除率、總氮去除率以及進(jìn)出水△NO3-/△NH4+變化Fig.5 Variations of (a) influent ammonium, HRT and TN removal efficiency; (b) influent ammonium and effluent nitrogen concentration; (c) ammonium, TN removal efficiency and△NO3-/△NH4+ratio in each stage of system 2

短程硝化反應(yīng)啟動(dòng)后向反應(yīng)器內(nèi)接種厭氧氨氧化菌生物膜填料,反應(yīng)器運(yùn)行 10d后并未出現(xiàn)明顯的厭氧氨氧化現(xiàn)象,系統(tǒng)總氮去除率僅17%左右,有研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)氨氮大于3000mg/L或亞硝酸鹽持續(xù)高于30mg/L時(shí),厭氧氨氧化菌活性會(huì)受到抑制,而本反應(yīng)器內(nèi)的氨氮濃度為 770mg/L,亞硝酸鹽濃度為45mg/L,見(jiàn)圖4,因此認(rèn)為亞硝酸鹽底物抑制是導(dǎo)致厭氧氨氧化菌活性抑制的主要原因[16-17].在反應(yīng)器運(yùn)行 14d重新接種厭氧氨氧化菌生物膜填料,將反應(yīng)器HRT提高至72h,控制DO濃度低于0.3mg/L,反應(yīng)器運(yùn)行至第24d,總氮去除率未出現(xiàn)明顯提升,反應(yīng)器內(nèi)亞硝酸濃度仍然在30mg/L左右.利用自來(lái)水將反應(yīng)器內(nèi)廢水稀釋一倍,并將反應(yīng)器HRT提高至192h,完全消除游離亞硝酸的影響,反應(yīng)器出水水質(zhì)明顯好轉(zhuǎn),出水中的氨氮濃度降低到 100mg/L左右,總氮去除率達(dá)到 70%以上,此現(xiàn)象也表明底物的抑制作用是可恢復(fù)的[18].反應(yīng)器運(yùn)行到第 50d時(shí),總氮去除負(fù)荷為0.2kgN/(m3·d),總氮去除率達(dá)到80%,出水氨氮濃度低于 100mg/L,見(jiàn)圖 5,同時(shí)△NO3-/△NH4+的比值為0.05左右,表明系統(tǒng)伴有明顯的反硝化耦合現(xiàn)象.但由于消化液中大量難降解有機(jī)物的存在,導(dǎo)致高進(jìn)水負(fù)荷下反應(yīng)器發(fā)泡明顯,污泥流失嚴(yán)重,導(dǎo)致負(fù)荷無(wú)法進(jìn)一步提高.

2.2 臭氧預(yù)處理對(duì)厭氧氨氧化系統(tǒng)的影響

為降低熱水解消化液中有機(jī)物濃度,并提高其可生化性,本研究利用臭氧氧化工藝對(duì)熱水解消化液進(jìn)行預(yù)處理,臭氧預(yù)處理?xiàng)l件及臭氧預(yù)處理后的水質(zhì)見(jiàn)表4.

表4 臭氧預(yù)處理3個(gè)階段水質(zhì)參數(shù)Table 4 Water quality of the centrate in three stages pre-treated by ozone

臭氧預(yù)處理實(shí)驗(yàn)共分為3個(gè)階段,第I階段臭氧預(yù)處理時(shí)間為 4h,出水總氮與氨氮僅降低3%左右,出水COD值降低明顯,約去除26%;第III階段臭氧預(yù)處理時(shí)間為8h,出水總氮與氨氮進(jìn)一步降低至8%左右,出水COD值降低36%左右.

圖6 系統(tǒng)3各階段(a)進(jìn)水氨氮、HRT和總氮去除率的變化,(b)進(jìn)水氨氮及出水三氮濃度變化,(c)氨氮去除率、總氮去除率以△NO3-/△NH4+比值變化Fig.6 Variations of (a) influent ammonium, HRT and TN removal efficiency; (b) influent ammonium and effluent nitrogen concentration; (c) ammonium, TN removal efficiency and△NO3-/△NH4+ratio in each stage of system 3

圖6呈現(xiàn)了經(jīng)臭氧預(yù)處理后一體化厭氧氨 氧化工藝的處理效果,從圖 6(a)可以看出,經(jīng)臭氧預(yù)處理 4h后,反應(yīng)器的總氮負(fù)荷穩(wěn)定維持在0.31kgN/(m3·d),出水氨氮 52mg/L,出水總氮194mg/L,出水COD為1450mg/L.在第II階段,厭氧氨氧化反應(yīng)器進(jìn)水變化為消化液原水,反應(yīng)器總氮去除負(fù)荷迅速降低至 0.25kgN/(m3·d),運(yùn)行30d后沒(méi)有明顯的回升現(xiàn)象.第III階段恢復(fù)為臭氧預(yù)處理系統(tǒng)出水,并延長(zhǎng)臭氧反應(yīng)時(shí)間至 8h,一體化反應(yīng)器脫氮能力明顯提升,總氮去除負(fù)荷達(dá)到0.4kgN/(m3·d),出水氨氮70mg/L,出水總氮151mg/L,出水COD為1459mg/L.以上實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,熱水解消化液中復(fù)雜的有機(jī)物成分對(duì)厭氧氨氧化菌活性具有明顯的抑制作用,且這種抑制作用短時(shí)間內(nèi)不可恢復(fù).此外,從圖6(c)中可以看出,第 III階段反應(yīng)器系統(tǒng)△NH4+在 0.02左右,遠(yuǎn)低于厭氧氨氧化反應(yīng)理論值 0.1,說(shuō)明臭氧預(yù)處理明顯提高了熱水解消化液中有機(jī)物的可生化性,提高了反應(yīng)器內(nèi)反硝化脫氮比例,有效的強(qiáng)化了熱水解消化液中總氮的去除.

2.3 一體化厭氧氨氧化系統(tǒng)的微生物群落分析

在不同階段對(duì)一體化厭氧氨氧化反應(yīng)器內(nèi)的微生物群落進(jìn)行了分子生物學(xué)分析,CANON系統(tǒng)中主要的脫氮微生物為AOB、AnAOB以及少量NOB,本研究利用高通量手段對(duì)一體化厭氧氨氧化反應(yīng)器內(nèi)不同階段不同形態(tài)污泥中的微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分子生物學(xué)分析,結(jié)果顯示反應(yīng)器內(nèi)幾乎不存在NOB,AOB和AnAOB兩種脫氮微生物的定量分析結(jié)果見(jiàn)表5.

表5 不同階段AOB和AnAOB定量分析結(jié)果(copies/ng DNA)Table 5 The quantitative analysis results of AOB and AnNOB in different stages (copies/ng DNA)

結(jié)果表明,各反應(yīng)器運(yùn)行后絮體污泥中AOB豐度均比接種時(shí)顯著增加,且運(yùn)行后期絮體污泥中 AOB數(shù)量高于填料生物膜兩個(gè)數(shù)量級(jí);與AOB分布規(guī)律相反,AnAOB更主要分布在生物膜填料上,比絮體中AnAOB數(shù)量高1個(gè)數(shù)量級(jí),且絮體中AnAOB與接種時(shí)相比降低幅度較大.相比較兩種脫氮菌在不同形態(tài)污泥中的顯著分布差異,二者在反應(yīng)器沿程的數(shù)量分布差異不是很明顯.IFAS形式 CANON反應(yīng)器內(nèi)AOB與AnAOB的空間分布是自然選擇的結(jié)果,因?yàn)樵谝合嘀?AOB更容易獲得氨氮和 DO等所需物質(zhì)[19],生物膜上的 AnAOB更能防止DO對(duì)其產(chǎn)生的抑制作用,在AnAOB數(shù)量的維持與增長(zhǎng)方面,具有更高的優(yōu)勢(shì),有助于提高系統(tǒng)的脫氮效果.

3 結(jié)論

3.1 熱水解污泥消化液稀釋進(jìn)水與原液進(jìn)水均可以實(shí)現(xiàn) IFAS厭氧氨氧化工藝的啟動(dòng),稀釋進(jìn)水方式在微生物馴化方面沒(méi)有明顯優(yōu)勢(shì),但在系統(tǒng)穩(wěn)定性方面優(yōu)于原液直接進(jìn)水方式.

3.2 熱水解污泥消化液中的某些復(fù)雜有機(jī)物對(duì)脫氮微生物具有抑制作用,且對(duì) AnAOB的活性抑制作用要大于 AOB,但該抑制作用是暫時(shí)的,且可恢復(fù).

3.3 臭氧預(yù)處理工藝可以分解熱水解污泥消化液中的復(fù)雜有機(jī)物,提高熱水解污泥消化液可生化性,通過(guò)臭氧預(yù)處理后,IFAS厭氧氨氧化工藝的總氮去除率和去除負(fù)荷均有不同程度的提高,且反應(yīng)器運(yùn)行更加穩(wěn)定.

3.4 在IFAS反應(yīng)器內(nèi)AOB與AnAOB呈現(xiàn)不同的空間分布特點(diǎn),AOB主要分布在絮體污泥中,而AnAOB則更多分布于生物膜內(nèi).

3.5 IFAS厭氧氨氧化工藝經(jīng)長(zhǎng)期運(yùn)行后,系統(tǒng)懸浮污泥內(nèi)AOB豐度與生物膜上AnAOB豐度均出現(xiàn)明顯增長(zhǎng),進(jìn)一步證實(shí)了厭氧氨氧化工藝處理熱水解消化液的可行性.

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Study on treatment of thermal hydrolysis anaerobic digester effluent by anaerobic ammonia oxidation technique.

HAN Xiao-yu1,2, HUANG Jing2, LIU Xin-chun3, ZHANG Shu-jun2, PENG Yong-zhen1*(1.Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China；2.Research and Development Center of Beijing Drainage Group Corporation, Beijing Wastewater Recycling Engineering Technology Research Center, Beijing 100022, China；3.College of Resources and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China). China Environmental Science, 2017,37(7)：2542～2549

TH-ADE was treated by anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX) technique with no chemical agent added to remove ammonia nitrogen and total nitrogen simultaneously. Two methods including raw TH-ADE and dilution technique could achieve the purpose of start-up of the Integrated Fixed-Film Activated Sludge Systems (IFAS) reactor, total nitrogen removal rate and efficiency were 0.25～0.3kgN/(m3·d) and 70%～80% respectively. With ozone oxidation pretreatment, total nitrogen removal rate and efficiency had a certain range of increase in the IFAS reactor. Microorganism had a spatial distribution detected by molecular biological technology, ammonia oxidizing bacteria (AOB) mainly existed in the floc sludge, and anaerobic oxidizing bacteria (AnAOB) which had low tolerance to dissolved oxygen mainly distributed in the biofilm packing.

wastewater treatment；anaerobic digester effluent；thermal hydrolysis；partial nitrification；anaerobic ammonia oxidation

X703

A

1000-6923(2017)07-2542-08

韓曉宇(1984-),男,黑龍江大慶人,高級(jí)工程師,博士研究生,主要從事污水生物處理理論與應(yīng)用研究.

2016-06-28

哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放基金資助項(xiàng)目(QAK201502);北京市教委資助項(xiàng)目

* 責(zé)任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn