CRI系統短程硝化-厭氧氨氧化高效脫氮工藝研究

陳佼　黃琴　李舒昕　唐藝　陸一新

摘要：為解決傳統人工快滲（CRI）系統脫氮效果差的問題，構建了由好氧反應柱（O-CRI）和缺氧反應柱（A-CRI）串聯而成的兩級CRI系統，探討了在O/A-CRI系統內實現短程硝化一厭氧氨氧化的調控方法及其脫氮效果。結果表明，調節干濕比為4：1并在進水中投加質量濃度為5g/L的NaCl運行20cl后，NH4+-N去除率、NO2--N積累率分別為60.7%、97.9%，O-CRI反應柱成功啟動短程硝化。逐級提高進水NO-2-N質量濃度至25mg/L左右，A-CRI反應柱可成功啟動厭氧氨氧化，短程硝化一厭氧氨氧化工藝耦合運行后NH4+-N、TN去除率均值分別達到97.5%、90.8%，為CRI系統提供了一種高效脫氮的新方法。

關鍵詞：短程硝化；厭氧氨氧化；CRI系統；脫氮；啟動

中圖分類號：X703.1 文獻標志碼：B

前言

人工快滲（constructed rapid infiltration，CRI）系統作為一種節能減排型污水處理工藝，為城鎮生活及工業污水處理、水體生態修復、景觀建設等領域提供了有效且環保的技術支持。然而，受環境條件、操作參數、微生物活性等多種因素的影響，傳統CRI系統面臨氮污染物轉化效率低、反硝化過程受限的問題，導致脫氮效果較差，總氮（TN）去除率僅為30%-50%左右，影響了該系統的可持續運行能力和應用空間。

氮污染物的超標排放將威脅水生態系統和人類健康，因而高效脫氮技術的研發頗為必要。以短程硝化-厭氧氨氧化為代表的新型生物脫氮工藝，可縮短反應流程、節約能耗、提高脫氮效率，在處理垃圾滲濾液、牲畜糞便消化液、食物垃圾消化液和城鎮污水等方面得到了成功應用。目前短程硝化和厭氧氨氧化的啟動多采用人工濕地反應器、膜生物反應器、垂直雙循環限氧反應器等，而關于其在CRI系統內的應用還鮮見報道。

因此，此研究將采用兩段式CRI系統處理低碳源污水，探尋短程硝化-厭氧氨氧化的啟動方法，考察啟動過程中氮污染物的轉化規律，分析采用該工藝實現污水高效脫氮的可行性，為CRI系統在污水脫氮領域的推廣應用提供新思路和有益參考。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置及運行條件

CRI系統由好氧反應柱（0-CRI）和缺氧反應柱（A-CRI）兩段組合而成，0-CRI、A-CRI反應柱的內徑均為7cm，有效高度均為80cm，如圖1所示。反應柱的布水（出水）區、緩沖（承托）區、濾料區高度分別為15cm、2.5cm、60cm，其中緩沖（承托）區的填料為碎石（粒徑為5mm-10mm），濾料區的填料為天然河砂（粒徑為0.3mm-1.0mm）和650qC熱解制備的油菜秸稈生物炭，它們分別按質量比9：1、7：3混勻后填充進O-CRI、A-CRI反應柱內。布水位置位于O-CRI反應柱上方，出水進入中轉池后，再從底部被泵入A-CRI反應柱內，濾出液從出水口排出。反應柱溫度在運行期間控制為25℃±2℃。（見圖1）

1.2 污水水質及接種污泥

O-CRI反應柱的進水以實際生活污水為基底，加入適量自來水或添加C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4等化學藥劑來調節進水COD、NH4+-N、TP的質量濃度分別為200mg/L、45mg/L、4nig/L左右。A-CRI反應柱的進水以O-CRI反應柱的出水為基底，通過NH4Cl和NaNO2的添加來調節NH4+-N和N02-N質量濃度到預定值。O-CRI、A-CRI內的濾料所采用的接種污泥分別為好氧活性污泥、厭氧氨氧化污泥。

1.3 實驗方案

設置水力負荷為1.0m/d，調節O-CRI反應柱的干濕比（td/tw，落干時間td和淹水時間tw的比值）分別為2：1、3：1、4：l、5：l、7：1，根據氮素污染物轉化情況篩選出最適合啟動短程硝化的干濕比條件。在最佳干濕比條件下穩定運行一段時間（階段Ⅰ）后，往污水中加入質量濃度為5g/L的NaCl（階段Ⅱ），運行至NH4+-N去除率（ARR）、NO2-N積累率（NAR）分別達到60%、90%左右時，不再繼續投加NaCl再運行一段時間（階段Ⅲ），若能穩定運行則說明已成功啟動短程硝化。

A-CRI反應柱的進水以O-CRI反應柱的出水為基底，為減少厭氧氨氧化啟動階段NO2--N的毒性抑制影響，通過調節水質的方法逐步提升進水NO2--N質量濃度分別為10mg/L、15mg/L、20mg/L、25mg/L左右，當ARR、NO2--N去除率（NRR）和TN去除率（TNRR）高于90%，NO2--N消耗量和NH4+-N消耗量的比值（NNR）為1.32左右且能穩定運行時，說明A-CRI反應柱已成功啟動厭氧氨氧化。在完成單級反應柱的啟動后，將它們串聯起來考察該工藝的耦合脫氮效果。

1.4 分析方法

污水水質指標的檢測參照《水和廢水監測分析方法（第四版）》進行。

2 結果與討論

2.1 O-CRI反應柱短程硝化的啟動

2.1.1 干濕比調控

如圖2所示不同干濕比條件下O-CRI反應柱的出水氮質量濃度、去除率及積累率變化情況。

如圖2所示，當干濕比由2：1提高至7：1時，出水NH4+-N、NO2--N質量濃度均值分別由11.3mg/L、0.6mg/L升高至27.1mg/L、6.4mg/L，而NO3--N質量濃度均值由31mg/L降至11.1mg／L，相應的ARR均值由75.5%降至41.5%，NAR均值由1.8%升高至36.7%。干濕比的大小會影響O-CRI反應柱內氧氣的傳遞效率和微生物的生長環境，進而影響氮素轉化。干濕比過低時，落干時間較短而淹水時間較長，大量NH4+-N被濾料截留和吸附后，在硝化菌的作用下轉化為NO2--N，出水中NO2-N含量較低；干濕比過高時，落干時間較長而淹水時間較短，NH4+-N無法被高效截留和吸附，導致出水中含有較多的NH4+-N，同時由于溶解氧濃度降低而限制了NH4+-N的硝化作用，導致出水NO3--N質量濃度降低。

當干濕比為4：1時，ARR均值達到60.6%，符合厭氧氨氧化的要求，但NAR均值僅為14.5%，還無法滿足厭氧氨氧化對NO2--N質量濃度的需求，因而選擇在該干濕比條件下作進一步調控，以提升NAR值，使NO2--N積累效率達到預期值。

2.1.2 NaCl調控

為提升NO2--N的積累效果，在進水中投加NaCl后探討其對氮素污染物轉化的影響，結果如圖3所示。從圖3可知，階段Ⅰ（未投加NaCl）O-CRI反應柱出水中的氮素污染物以NH4+-N、NO4--N為主，硝化作用以全程硝化為主，NO2--N積累水平較低。進入階段Ⅱ（投加NaCl）后，出水NH4+-N質量濃度變化不大，基本維持在18mg/L左右，而出水NO3--N質量濃度不斷降低，NO2--N質量濃度則不斷升高，該階段運行至第20d時，NAR值超過90%，此時停止投加NaCl，進入階段Ⅲ，出水氮素污染物質量濃度均較為穩定，ARR、NAR均值分別為60.7%、97.9%，對應的出水NH4+-N、NO2--N質量濃度比值為1.35左右，基本達到厭氧氨氧化的進水水質要求。

分析認為，適宜質量濃度的NaCl能夠選擇性抑制NO2--N向NO3--N的轉化，而不會對NH4+-N向NO2--N的轉化過程產生影響。這種抑制作用的結果使得NH4+-N的硝化由全程硝化變為短程硝化，即大部分NH4+-N的氧化停滯于NO2--N階段。停止投加NaCl后，出水水質較為穩定，這表明NaCl的抑制作用在短時間內很難恢復。近年來，采用選擇性抑制手段來實現短程硝化的研究報道日漸增多，通過投加外源抑制劑，利用負責NH4+-N氧化的氨氧化菌和亞硝酸氧化菌對抑制劑耐受程度的差異，來實現NO2--N的高效積累。

2.2 A-CRI反應柱厭氧氨氧化的啟動

厭氧氨氧化啟動過程中進出水氮質量濃度及轉化情況如圖4所示。由圖4可知，在運行初期，進水NO2--N質量濃度為10mg/L左右，由于A-CRI反應柱內的厭氧氨氧化污泥還未適應新的生存環境，厭氧氨氧化菌的活性還相對較差，出水NH4+-N質量濃度呈現出先升高后降低的趨勢。運行至第12d后，ARR、NRR、TNRR值分別達到41.7%、100%、58.1%，此時由于進水NO2--N質量濃度有限，被厭氧氨氧化同步消耗掉的NH4+-N量也較為有限，因而NH4+-N、TN的去除率偏低。

提高進水NO2--N質量濃度后，同步消耗去除的NH4+-N、NO2--N量不斷增加，與此同時產生的NO3--N量也有所增加，出水NH4+-N質量濃度持續降低，NO2--N質量濃度在每一個階段均呈現出先升高后降低的趨勢，而NO3--N質量濃度則穩步緩慢提升。其中，提高進水NO2--N質量濃度至15mg/L左右，運行至第21d時NO2--N被完全去除，出水NH4+-N、TN質量濃度分別為7.9mg／L、10.6mg/L，ARR、NRR、TNRR值分別為59.5%、100%、69.6%；提高進水NO2--N質量濃度至20mg/L左右，運行至第29d時NO2--N繼續保持被全部去除的狀態，ARR、TNRR值分別進一步提高至77.7%、81.7%；提高進水NO2--N質量濃度至25mg/L左右，運行至第37d時NRR值仍舊保持為100%，ARR、TNRR值則分別達到了98.9%、90.8%。

運行至穩定期后，出水NH4+-N、NO2--N、TN質量濃度均值分別僅為0.4mg/L、0.2mg/L、3.8mg/L，ARR、NRR、TNRR均值分別達到97.8%、99.4%、91.2%，化學計量比NNR均值為1.38，與厭氧氨氧化理論化學計量比1.32相近，A-CRI反應柱已成功實現厭氧氨氧化，可實現NH4+-N和NO2--N的同步高效去除。

2.3 耦合脫氮原理分析

CRI系統主要利用濾料及濾料表面附著生長的生物膜對污水進行凈化，此次研究的CRI系統濾料中加入了自制油菜秸稈生物炭，可以實現更高效的氮素截留或吸附，同時也更有利于功能微生物的富集生長，其耦合脫氮原理見圖5。

O-CRI反應柱采用下向流布水方式，淹水過程中溶解氧隨污水進入濾料區，落干過程中空氣中的部分氧氣也能被帶入到濾料區，因而該反應柱可為好氧硝化菌提供良好的生存空間。在O-CRI反應柱短程硝化的啟動過程中，采用干濕比協同NaCl調控的方式，選擇性抑制亞硝酸氧化菌的活性，使其逐漸淘汰出去，從而使氨氧化菌在該反應柱內被大量保留下來，為NH4+-N向NO2--N的短程轉化提供了基礎。A-CRI反應柱采用上向流布水方式，濾料區處于缺氧狀態，可為厭氧氨氧化菌提供良好的生存環境。在A-CRI反應柱厭氧氨氧化的啟動過程中，通過逐步提高進水NO2--N質量濃度的調控方法，使厭氧氨氧化菌在該反應柱內逐漸富集起來，為NH4+-N和NO2--N向N3的厭氧氨氧化轉化提供工基礎。兩級反應柱串聯后，O-CRI反應柱的出水可作為A-CRI反應柱的進水，實現短程硝化與厭氧氨氧化的耦合。

2.4 實際應用效果分析

應用CRI系統短程硝化-厭氧氨氧化工藝對實際生活污水進行處理，其脫氮效果見圖6。

從圖6可以看到，在30d的運行期內，CRI系統的出水水質較為穩定，再水NH4+-N、NO3--N、NO2--N質量濃度均值分別為1.1mg/L、2.6mg/L、0.5mg/L，ARR、TNRR均值分別達到97.5%、90.8%，該串聯工藝不僅具備良好的NH4+-N去除效果，同時可實現TN的有效去除，使出水中的氮素污染物總量降至較低水平，表現出高效穩定的脫氮性能。該工藝在好氧段對溶解氧的需求量比傳統好氧硝化更低，在缺氧段無需額外增添有機碳源，從而實現了低能耗低碳源條件下的高效脫氮效果。

3 結論

傳統CRI系統由于脫氮性能較差而限制了其推廣應用，為解決該問題，構建了O-CRI和A-CRI兩級反應柱串聯的CRI系統并探究了在其內進行短程硝化一厭氧氨氧化脫氮的可行性。通過干濕比協同NaCl調控的方法，實現了O-CRI好氧反應柱的短程硝化，約有60%的NH4+-N高效轉化為NO2--N，出水水質可滿足A-CRI缺氧反應柱的進水需求。通過逐級提高進水NO2--N質量濃度的方法，實現了A-CRI缺氧反應柱的厭氧氨氧化，NH4+-N和NO2--N可被同步去除。將O-CRI好氧反應柱和A-CRI缺氧反應柱串聯后，利用短程硝化一厭氧氨氧化耦合原理，可實現對污水中NH4+-N和TN的高效去除，為CRI系統提升脫氮性能提供了一種有效的工藝方法，可拓展其在污水脫氮領域的應用空間。