技术：人工快渗系统处理工艺

1、技术 | 人工快渗系统处理工艺1、引言人工快渗系统(ConstructedRapidInfiltration,CRI)兼具了污水快渗土地处理系统和人工构造湿地系统的优点,其基建投资少、工艺操作简便、运营成本低,特别适合中小城镇生活污水、受污染地表水、分散污水及市政管网尚未覆盖的遥远地区污水的处理。然而随着有机物的逐级降解,CRI 系统后续反硝化段C/N 值偏低,总氮去除率仅为 10%35%,不能达标排放,限制了其进一步推广应用。目前,CRI 系统强化脱氮研究多集中在添加碳源、优化填料结构、分段进水等方面,由于这些方法仍然依赖于传统硝化反硝化过程,随着碳源的消耗和反硝化菌活性的降低,系统长期运行

2、的效果并不理想,且在实际运行中由于操作复杂、稳CRI术难点和研究热点。近年来,短程硝化反硝化工艺突破了传统反硝化对碳源的限制,整个脱氮过NH4+-NNO2-NN2C/NDO、温度、pH、水力停留时间、游离氨等单因素或多因素联合控制实现了 SBR、A/O、MBR、ABRCRI调控方法的研究尚未见报道。CRI发生变化,单纯依靠过程控制难以实现系统内亚硝氮的有效积累。此外,由于易叠氮化钠等可对参与硝化反应的氨氧化菌(AmmoniaOxidationBacteria,AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NitriteOxidationBacteria,NOB)产生不同作用，通过控制适NOBAOB短程硝化的控制因

3、素。基于此,从经济、简便、易行的角度出发,本研究选择羟胺(NH2OH)CRICRIpHAOBpHCRI应用。2、材料与方法试验装置CRI1PVC16cm100cm,20cm20cm间控制温度(282)。图 1 试验装置示意图试验进水与挂膜启动CRI0.250.35mm、1.02.0mm、1.01.3mm(A2/O6:1:1:2CRI引入活性微生物的同时不会造成系统堵塞。试验进水采自某大学化粪池的生活污水 ,通过自来水稀释或添加 CH3COONa、NH4Cl、KH2PO4、KNO3 等配制而成,主要水质指标 COD、NH4+-N、NO2-N、NO3-N 浓度范围分别为 120160、4550、0

4、.010.05、0.350.5mgL-1,pH7.27.5。通过逐步提升水力负荷的方式启动 CRI 系统,每周期运行 6h,湿干比 1:4,每隔1d145d,CRI1.0md-1,COD75%试验方案4CRIC1C4,根据相关文献(Kindaichietal,2004;Xuetal,2012)及前期预实验的结果,40.31.0mmolL-1亚硝氮积累率趋于稳定后,停止投加羟胺继续运行假设干周期观察氮素的变化, AOBNOB情况及活性,分析羟胺对两类功能菌的影响差异及原因,确定能有效抑制亚硝氮AOBpHpH7.29.0,分析系统中氮素的变化情况,以此确定最有CRIpH分析项目及测试方法NH4+-

5、N、NO2-N、NO3-N 检测分别采用纳氏试剂分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、酚二磺酸光度法;pHPHS-3C+酸度计;AOBMPN(SOUR)表征,为减少NH4ClNH4+-N50mgL-13、结果与分析羟胺对氮素污染物转化的影响CRI23%5%,出水中含有大量NO3-NNH4+-N100cmCOD90%NH4+-NTN 去除率偏低的问题。图 2 氨氮去除和亚硝氮积累随羟胺添加的变化4C1C414.5%、47%、60.1%、49.8%,C1击后迅速呈现出向短程硝化转变的趋势。此后,C1C222d、13d51.3%、77.9%。C311d60%,12d19d45%0.7mmo

6、lL-1NH4+-NNO2-NC48dC4C27d90%直至阶段结束。C3、C4加羟胺。此时,C1、C2、C330%、70%、40%3d、12d、7d,C216d87.2%、68.1%0.5mmolL-113dCRI的稳定性,即使不再添加羟胺时这种抑制作用依然保持着较高的不可恢复性,削NO2-NNO3-NC4NO2-NNO3-NCRI20dC4羟胺对硝化菌的影响空间分布CRIIAOB、NOB(单位：个g-13aCRIAOB的数量和空间分布基本保持在同一水平且都随着填料深度的增加而依次减少,080cm90%AOBNOBNH4+-N80100cmCRI3AOBNOB不同浓度羟胺持续添加至稳定运行后

7、,CRIAOB、NOBAOB/NOB3b、c080cm段内,这与末段微生物量本身较少及随着吸附作用和化学反应的发生导致羟胺的C1C2AOBNOB26.3%、77.1%,AOB/NOB2.118、2.0982.824、9.231,AOBCRI0.30.5mmolL-1 NOBAOBNOBNOB4.9106g-1,C2NOB1.6106个g-1、AOB/NOB6.813,AOBNOB在特定浓度下能对硝化细菌进行选择性杀灭有关(宋学起和彭永臻,2005),因而葛丽萍等在研究氯或氯化物对短程硝化影响的过程中也发现了类似的现象(Xuetal,2011a;宋学起和彭永臻,2005;葛丽萍等,2011)。因

8、此,0.5mmolL-1 CRINOBNOB阶段结束时,C3、C4AOBNOBC41.96106、0.44106g-1,AOB/NOB4NOBAOB,NOBAOBC3、C4AOBg-1,AOB比耗氧速率氨氮的硝化过程属于好氧反应,通过比耗氧速率(SOUR)AOB NOBCRISOUR,YiYr段)后微生物活性的恢复程度,计算式：Yr=(SOUR-SOUR)/SOUR。1Yi1.0mmolL-1YrC1C3C4C2,C20.5mmolL-1NOB0.033NOBSOUR2.12.2.1AOBNOB表 1 不同阶段微生物的比耗氧速率及抑制/解抑系数pHCRIC2pH7.2、7.5、7.8、8.1、

9、8.4、8.79.0,运行稳定后分析系统内氮素污染物的变化情况。4pH7.27.5pH8.113%,CRI85%pH8.490%,CRIpH9.0pH8.73.3%,90%左右,但是氨82%左右,CRIpH8.18.4CRI图 4 不同进水 pH 下氨氮去除和亚硝氮积累的变化讨论羟胺抑制机理分析目前,关于羟胺对(亚)硝化过程影响的报道相对较少,对其抑制机理的研究也欠深入。KindaichiTNOBpH8.010mgL-1 SBR99.8%,并通过FISHAOBNOB(Xuetal,2012);HuSS,NOB92%(Hu,1990)。本研究认为0.5mmolL-1NOBAOBCRINOBNH4

10、+-NNO2-N NO3-N(能量)传递,其过程涉及的主要反应式如下(Geetal,2015)：氨转化成羟胺：(1)羟胺转化成亚硝酸：(2)亚硝酸转化成硝酸：(3)由反应式(1)和(2)可知,在亚硝化反应过程中,AOB 利用氨单加氧酶(AMO)将NH2OHH2O,NH2OH(HAONO2- N,进入反应式(3)NOB(NOR)NO3-N。因此, 作用(Harperetal,2015)。本研究中,外源羟胺的引入极有可能破坏了这种平衡关系,当少量羟胺(0.30.5mmolL-1)AMOHAOAOBNO2-N,而羟胺过量(0.71.0mmolL-1AMO、HAONORNORAMOHAO,NOR NO

11、2-N,NOBNO2-NCRIAnnachhatre(2007)、Ge(2015)的研究结论基本一致。pHAOBNOBpHpH进行新陈代谢,pHpHAOBNOBpH87增长提供了基础;pH(FreeAmmonia,FA公式(Geetal,2015)如下：(4)适宜浓度的 FA 可作为 AOB 的氨氧化基质加速亚硝氮积累,而 FA 浓度偏高时AOBNOBFA异,AnthonisenFAAOBNOB101500.11.0mgL-1(Anthonisenetal,1976);KimNOBFA0.7mgL-1 50%(Kimetal,2006);ChristianAOBFA度5mgL-1,FA40mgL-1,FANOB0.6mgL-1(Fuxetal,2002FANOBFApH7.2、7.5、7.8、8.1、8.4、8.7、9.0FA0.7、1.5、2.9、5.6、10.2、16.9、26.5mgL-1pH7.5,FA 处于较低值(1.5mgL-1),AOBAOB因而亚硝氮积累率增长缓慢;FApH11dFA5.6mgL-1,活性在继羟胺抑制后进一步受到严重抑制的开始,FA10.2mgL-1AOBFANOBFACRI26dpH9.0FA(26.5mgL-1)AOBNOB5、结论中低浓度(0