一种用于垃圾渗滤液实际处理工程的生物脱氮装置和方法

摘要

一种用于垃圾渗滤液实际处理工程的生物脱氮装置和方法，属于污水处理技术领域。垃圾渗滤液依次进入水解酸化池1、中间水泵2、进水流量计3、UASB反应器4、好氧池7、8和9、二沉池11、二沉池清水池12，罗茨风机10向好氧池通入压缩空气。此时，控制工艺运行条件，使好氧池发生氨氮的短程硝化反应，二沉池出水经回流泵13和回流流量计14将亚硝氮送回水解酸化池，进水中的氨氮和回流水中的亚硝氮进行厌氧氨氧化反应，解决了厌氧氨氧化反应亚硝氮难以稳定生成和总氮去除的难题，缩短了垃圾渗滤液生化脱氮过程中的反应流程和反应时间，节省了反应池容积和好氧池曝气量，提高了垃圾渗滤液生物脱氮效率，同时避免产生大量的剩余污泥。

说明书

技术领域

本发明涉及垃圾渗滤液处理技术领域，具体为一种应用于垃圾渗滤液实际处 理工程的新型生物脱氮工艺方法和处理单元。

技术背景

垃圾渗滤液是城乡生活垃圾卫生填埋产生的二次污染。生活垃圾渗滤液的特 点是有机物种类多，成分复杂，毒害大、氨氮含量高、营养比例失衡、色度高且 恶臭、水质和水量变化。垃圾渗滤液是典型的高氨氮废水，脱氮是垃圾渗滤液处 理的重点和难点。

传统的硝化反硝化脱氮工艺应用广泛，但垃圾渗滤液的碳氮比很低，脱氮需 要额外投加碳源，导致运行成本高。另外，高浓度的氨氮会抑制微生物的生长和 代谢，致使反硝化和COD去除效率不高。因此，寻求一种经济高效的处理方法 是亟待解决的问题。短程硝化过程将氨氮控制在氧化成亚硝氮阶段，厌氧氨氧化 反应是在厌氧条件下氨氮与亚硝氮反应转化为N

发明内容

本发明目的是为了实现工程规模上亚硝氮的稳定生成、在工程规模上启动短 程硝化-厌氧氨氧化工艺，实现垃圾渗滤液的经济高效生物脱氮。所述技术方案 如下：

一种应用于垃圾渗滤液实际处理工程的生物脱氮工艺的装置，其特征在于， 包括水解酸化池(1)、UASB反应器(6)、好氧池、二沉池(15)；

水解酸化池(1)依次经由中间水泵(4)、进水流量计(5)与UASB反应 器(6)底部的进水口连接，碳源加药系统(3)加在UASB进水管路上，UASB 反应器底部设有布水器，UASB反应器(6)包括反应器主体、UASB尾气吸收 罐(7)、气体流量计(8)、UASB反应器循环泵(9)、UASB循环流量计(10)， 反应器主体整体为圆柱形罐体，反应器主体上部为口径变大的端口，上端口内设 有三相分离器，三相分离器采用倒置的漏斗装置，漏斗装置的上端口分别与 UASB尾气吸收罐(7)、气体流量计(8)连接，UASB尾气吸收罐(7)经由气 体流量计(8)将UASB尾气吸收罐(7)内的气体引出，反应器主体上端口内 三相分离器的外侧设有溢流堰，溢流堰对应的反应器主体侧面上设有出水口即UASB反应器(6)的出水口经由UASB反应器循环泵(9)、UASB循环流量计 (10)与反应器主体底部的进水口即UASB反应器(6)底部的进水口连接，形 成循环管路；同时UASB反应器(6)的出水口与好氧池进水口连接，好氧池出 水口与二沉池(15)进水口连接，二沉池(15)底部的排泥口经由污泥回流泵(19) 与好氧池进水口连接，二沉池(15)出水口与二沉池清水池(16)连接，二沉池 清水池(16)依次经污水回流泵(17)、回流流量计(18)与水解酸化池(1)连 接；水解酸化池(1)内设有搅拌装置，同时水解酸化池(1)同时还配有pH加 药系统(2)；好氧池底部设有曝气头与罗茨风机(14)连接，用于曝气。

所述的好氧池也记为O池为同一好氧池分割成串联的三部分。

所述水解酸化池、UASB反应器、好氧池、二沉池通过污水管路依次相连； 水解酸化池和UASB反应器接种厌氧污泥，好氧池接种好氧污泥；二沉池有出 水回流到水解酸化池前端，二沉池污泥回流到好氧池前端。

水解酸化池为长方体构型，内有填料和推流器，进水口位于长方体池体的前 端上部，末端下部有中间水泵向后续UASB反应器供水，中间水泵后接电磁流 量计记录废水流量。

具体的，所述UASB反应器共有两台，并联运行。具体的包括圆柱形罐体、 外部的循环泵、底部的布水器、上部的三相分离器、溢流堰和尾气吸收罐以及气 体流量计，进水通入循环泵从反应器底部进水口通过布水器进入；厌氧发酵产生 的气体经三相分离器从顶部管路进入尾气吸收罐进行吸收，吸收剩余气体通过气 体流量计记录体积(尾气是混合气体，包含硫化氢甲烷等，吸收罐可以吸收硫化 氢等有毒气体，剩下甲烷经流量计记录产气量)；出水经上部溢流堰流出，随管 路进入好氧池。另设有取样口和人孔。

二沉池(15)底部的排泥口还与排泥隔膜泵(20)连接，用于排泥；二沉池 清水池(16)还与污水提升泵(21)连接，用于将水进行下一步的程序；

采用上述装置进行垃圾渗滤液生物脱氮的方法，其特征在于，包括以下步骤：

好氧池短程硝化实现过程：(1)各池接种污泥并进水调试；(2)将好氧池由 调试阶段相对较高的溶解氧逐步降低到2.0mg/L左右，同时将好氧池进水即 UASB反应器出水pH提高到8.2-8.5；日常测定好氧池污泥沉降比SV30(或者 污泥浓度)，若SV30<20则需要加大二沉池污泥回流或者补充污泥，若SV30>30 则不需要污泥回流；监测好氧池亚硝氮积累量与积累率，亚硝氮积累率达到一定 程度(约50％以上)后可以进行厌氧氨氧化调试启动；(3)然后维持上述步骤(2) 将二沉池清水池回流至水解酸化池进行厌氧氨氧化，从而实现亚硝氮和氨氮同步 去除；

水解酸化池厌氧氨氧化实现过程：①好氧池在亚硝氮积累量和积累率相对较 低的阶段，需外加有机碳源供反硝化脱氮，后续启动厌氧氨氧化阶段则停止投加 碳源；②水解酸化池pH维持在7.5-8.0之间；③通过调整进水流量和回流比将水 解酸化池进水C/N比尽可能降低(最好低于2.5)；④利用回流水带来的亚硝氮 进行厌氧氨氧化反应实现亚硝氮和氨氮同步去除；⑤维持上述步骤②-④的运行 同时使得水解酸化池不断地进水不断地进行厌氧氨氧化。

具体的，所述应用于垃圾渗滤液实际处理工程的新型生物脱氮工艺方法和处 理单元的原理为：将经过前处理的垃圾渗滤液通入接种好污泥的各处理单元，垃 圾渗滤液中的高浓度氨氮在好氧池进行短程硝化反应生成亚硝氮，随回流管路回 到水解酸化池；进水中的氨氮和回流水中的亚硝氮在水解酸化池中通过厌氧氨氧 化反应同步去除，实现垃圾渗滤液的经济高效生物脱氮。

本发明提供的技术方案带来的有益效果是：

本发明提供的应用于垃圾渗滤液实际处理工程的新型生物脱氮工艺方法和 处理单元，依次通过水解酸化池、UASB反应器、好氧池、二沉池等生物处理单 元。采用短程硝化-厌氧氨氧化工艺，在好氧池中控制微生物生存环境进行氨氮 的亚硝化反应，实现了亚硝氮的积累，同时在水解酸化池成功启动厌氧氨氧化反 应进行总氮的脱除，实现了垃圾渗滤液中高浓度氨氮和总氮的低碳经济高效去除。 采用短程硝化将氨氮只氧化成亚硝氮和厌氧氨氧化进行亚硝氮和氨氮同步去除 的工艺，解决了厌氧氨氧化反应亚硝氮难以稳定生成和总氮去除的难题，缩短了 垃圾渗滤液生化脱氮过程中的反应流程和反应时间，节省了反应池容积和好氧池 曝气量，提高了垃圾渗滤液生物脱氮效率，同时避免了传统生物脱氮产生的大量 剩余污泥，降低了垃圾渗滤液处理成本，对相关节能、低碳高效脱氮技术的工程化具有重要的指导意义。

附图说明

图1为本发明提供的一种应用于垃圾渗滤液实际处理工程的生物脱氮工艺 方法和处理装置的工艺流程图。

其中1-水解酸化池；2-pH加药系统；3-碳源加药系统；4-中间水泵；5-进水 流量计；6-UASB反应器；7-UASB尾气吸收罐；8-气体流量计；9-UASB反应器 循环泵；10-UASB循环流量计；11-好氧池O1、12--好氧池O2、13-好氧池O3； 14-罗茨风机；15-二沉池；16-二沉池清水池；17-污水回流泵；18-回流流量计、 19-污泥回流泵、20-排泥隔膜泵、21-污水提升泵。

图2为工艺调试过程COD(a)、氨氮(b)、总氮的浓度变化(c)和去除率 (d)效果图。

图3为O池水质参数变化(a)和亚硝氮积累率(b)；

图4为O池进出水C/N比

图5工艺调试过程pH变化图；

图6水解酸化池中COD、氨氮、总氮的去除量

图7为水解酸化池进出水C/N比(a)和不同C/N比异养反硝化与厌氧氨氧 化脱氮贡献率(b)；

具体实施方式

以下结合附图对本发明作进一步的说明。但本发明并不限于以下实施例。

实施例1

如附图1所示，本发明提供的一种应用于垃圾渗滤液实际处理工程的新型生 物脱氮工艺方法和处理单元，包括依次连接的水解酸化池1、UASB反应器6、 好氧池11、12、13以及二沉池15和二沉池清水池16。所述罗茨风机14通过气 体管路通入好氧池11、12、13。在废水管路上分别有中间水泵4、进水流量计5 和污水回流泵17、回流流量计18及相应的阀门，用于提升废水、检测记录流量。 UASB反应器接有尾气吸收罐7和气体流量计8以及循环泵9和循环流量计10， 分别用于吸收尾气、检测记录流量和UASB反应器循环、检测记录循环流量。

具体的，所述好氧池实现短程硝化工艺，水解酸化池启动厌氧氨氧化工艺。

具体的，所述水解酸化池、UASB反应器、好氧池、二沉池通过污水管路依 次相连；水解酸化池和UASB反应器接种厌氧污泥，好氧池接种好氧污泥；二 沉池有出水回流到水解酸化池前端，二沉池污泥回流到好氧池前端。

具体的，所述好氧池包括长方形池体、进水口、填料和曝气装置，出水口采 用出水溢流堰。压缩空气由罗茨风机提供、经好氧池底部布设的微孔曝气盘曝入； 填料悬挂于池体中间；好氧池进水口位于前端上部，出水经溢流堰流入二沉池。

具体方法如下：

好氧池短程硝化实现过程：(1)各池接种污泥并进水调试；(2)将好氧池由 调试阶段相对较高的溶解氧逐步降低到2.0mg/L左右，同时将好氧池进水即 UASB反应器出水pH提高到8.2-8.5；日常测定好氧池污泥沉降比SV

水解酸化池厌氧氨氧化实现过程：①好氧池在亚硝氮积累量和积累率相对较 低的阶段，需外加有机碳源供反硝化脱氮，后续启动厌氧氨氧化阶段则停止投加 碳源；②水解酸化池pH维持在7.5-8.0之间；③通过调整进水流量和回流比将水 解酸化池进水C/N比尽可能降低(最好低于2.5)；④利用回流水带来的亚硝氮 进行厌氧氨氧化反应实现亚硝氮和氨氮同步去除；⑤维持上述步骤②-④的运行 同时使得水解酸化池不断地进水不断地进行厌氧氨氧化。

具体的，将好氧池溶解氧控制在2.0mg/L、好氧池进水pH在8.5左右、二 沉池污泥全部回流的情况下，好氧池中主要发生了短程硝化反应。

O池接种的污泥是当地生活污水厂二沉池排出的剩余污泥，污泥含水率约 70％，按湿污泥重量w(吨)：池容v(m

垃圾渗滤液生化处理系统连续调试六个月。初始阶段，接种活性污泥后清水 活化两天，第三天开始进水，记为调试阶段的第1天，前15天日进水量由30m

具体分析和测试方法

试验期间从第一天开始，每隔三天取样检测废水指标。分析项目包括COD、 氨氮、总氮、亚硝氮和硝氮(方法采用《水和废水检测方法(第四版，增补版)》)。 pH用便携式pH计测定，溶解氧用便携式溶解氧测定仪测定，SV

在170天时从O池前、中、后端混合均匀处取泥水混合物，静置沉降30min 后的污泥样进行物种组成分析。活性污泥DNA用

参照电泳初步定量结果，将PCR产物进行荧光定量检测。之后通过PCR将 Illumina官方接头序列添加至样品DNA片段外端，用氢氧化钠变性产生DNA片 段单链，与引物碱基互补固定。对DNA片段进行高通量测序，从而获知样品 DNA片段的序列。

图2显示了垃圾渗滤液处理系统调试过程中COD、氨氮、总氮的浓度变化 和去除率。进水COD浓度为3250-4500mg/L。前30天日进水量较少，各池COD 呈现缓慢上升趋势。30天之后，随着日进水量的增加，来自于生活污水处理系 统的污泥还没有适应垃圾渗滤液，微生物受到很大的冲击。水解酸化池中COD 呈现急剧上升并起伏不定，对后续UASB和O池的处理效果也造成一定的冲击。 同时，在50-120天由于原水水质大幅度波动，影响了水解酸化池和UASB对于 有机物的降解，但O池的数据并没有太大波动，说明系统对于进水负荷的冲击 有很大的耐受性。120天之后O池的COD逐渐上升并超过UASB的出水，超出 的COD值大约在190-280mg/L。经检测，O池累积的亚硝氮量在200±25mg/L 范围内波动，贡献了大约200-257mg/L的COD。调试周期内生化处理阶段COD 去除率在55％以上，最终稳定在67％上下。

进水中总氮主要由氨氮贡献，亚硝氮和硝氮相对较少。由于50-85天期间通 过预处理控制氨氮浓度，进水中的氨氮和总氮浓度波动很大(图2中的b、c)， 在85天停止控制后慢慢回升。氨氮在O池阶段被氧化成亚硝氮和硝氮，回流到 厌氧阶段被还原成氮气，总氮也随之降低。在整个调试阶段，由于回流比较大， O池末端氨氮值在10-30mg/L浮动，氨氮的总去除率一直保持在99％。而总氮 去除率在调试阶段中期降到60％左右并伴随有较大波动(主要是水解酸化池和 UASB中COD波动影响了脱氮)，在调试阶段后期稳定在80％左右。

O池中各水质参数变化情况和亚硝氮积累率如图3所示。氨氮的好氧氧化主 要发生在O池中，硝氮的生成量在120天后处于明显下降趋势，亚硝氮的生成 量不断上升。随着运行时间增加，亚硝氮在100天左右达到100mg/L，随后迅速 增长到200mg/L左右，亚硝氮积累率最高达到78％。同时，硝氮的生成量相对 下降，最终在100mg/L上下波动。O池通过微孔曝气提供溶解氧，同时140-180 天COD去除量比较少，这样可以排除亚硝氮是由硝氮反硝化产生，而是由氨氮 氧化产生。亚硝氮和硝氮生成之后随水流回流到水解酸化池进行氮素的还原。

通过调整O池的曝气量来控制溶解氧浓度有利于实现短程硝化。调试的前 30天好氧池溶解氧维持在5.5mg/L，30-120天将溶解氧降至3.5mg/L。此期间亚 硝氮的生成量一直在不断增加，基本呈现线性增长趋势(图3中a)。120-180天， 将DO进一步降低至2.0mg/L。在此期间亚硝氮生成量于150天左右上升到 200mg/L，之后不再上涨而是上下波动。硝氮的生成量急剧下降，从350mg/L缩 减到100mg/L左右。这是因为AOB(氨氧化细菌)比NOB(亚硝酸盐氧化菌) 需要的DO含量低，也更容易适应环境中DO的变化。AOB与氧的亲和力较NOB 要强，AOB氧饱和常数一般为0.2-0.4mg/L，而NOB氧饱和常数为1.2-1.5mg/L。 在DO浓度2.0mg/L的条件下O池中亚硝氮积累率达到了78％(图3中b)。另 外，工程调试过程中，O池的SV

O池进出水C/N比如图4所示；1-50天时进水C/N比在1.5：1-2.5：1之间 波动。50-90天由于原水水质变化带来的波动，O池进水C/N比上升到3：1-4.5： 1之间。90-140天O池进水C/N比在2.5：1-3：1之间浮动。140-180天进水C/N 比又升高到3.5：2-4：1之间。O池出水的C/N与进水C/N比接近，是因为O 池主要发生了氨氮的硝化反应，总氮和COD浓度变化不大。

工艺调试过程中各池pH变化情况显示在图5中。实验室研究表明，AOB 的最适宜pH在8.0左右，NOB的最佳pH在7.0左右。调试阶段前期进水pH波 动较大，pH波动源自整个垃圾渗滤液原水的水质波动后期维持在8.2-8.5之间； 在水解酸化池调节pH接近中性，以提供适合大多数微生物生长的环境。在O池 中，氨氮氧化成亚硝氮和硝氮的过程会消耗碱度。在80天之后提高了UASB出 水pH，并逐步提升到8.5左右，保持O池pH以更易于AOB生长，从而实现亚 硝氮稳定积累。

另一方面，pH还影响到FA(游离氨)和FNA(游离亚硝酸)的浓度。FA 和FNA分别是AOB和NOB的反应底物，同时也是抑制剂，但FA和FNA对 AOB和NOB的抑制阈值显著不同。通过公式[式(1)、(2)]可计算出FA和FNA 的浓度分别为0.81-7.91mg/L和0.013-0.16mg/L。而FA对NOB的抑制浓度为 6mg/L，而16mg/L的FA对AOB仍没有抑制作用。0.011mg/L的FNA开始抑制 NOB的合成代谢，0.023mg/L的FNA就会完全抑制NOB的合成代谢，而0.4mg/L 的FNA对AOB无影响。可以看出，O池中NOB的活性会因为FA和FNA浓度 而被显著抑制，使得AOB成为优势菌种，实现了亚硝氮高累积。

3.3 ANAMMOX的启动与维持

COD、氨氮、总氮在水解酸化池中的去除量如图6所示。进入水解酸化池 的废水有两部分，一部分是经过预处理的进水，另外一部分是来自二沉池的回流 水。根据实际进水量和回流比计算出水解酸化池中COD的去除量由101-120天 1000mg/L左右降到了调试后期的500mg/L以下，氨氮去除量大概在270mg/L， 总氮去除量大约在450mg/L(图6)，数据的波动源于原水水质的变化。水解酸 化池中发生了COD、氨氮、总氮同时去除的现象。总氮去除过程中电子受体是 氮元素价态较高的硝氮和亚硝氮，电子供体则来自有机物(异养反硝化)或者氨 氮(厌氧氨氧化)。水解酸化池溶解氧含量很低，基本处于缺氧甚至厌氧状态，COD应当是作为反硝化碳源被去除。文献中报道的反硝化需要C/N比的范围大 概是2.5:1-5:1。图7显示了水解酸化池进出水的C/N比和不同C/N比异养反硝 化与厌氧氨氧化脱氮贡献率。我们选择几个反硝化C/N比计算了水解酸化池中 以COD作为电子供体反硝化去除的总氮量，要低于实际的总氮去除量。剩余的 总氮去除量应该通过厌氧氨氧化去除。经计算，水解酸化池中厌氧氨氧化脱氮贡 献率为35％-67％(图7中b)。

根据O池污泥菌群DNA测序结果绘制了物种丰度图。取O池的前端(O1)、 中端(O2)和后端(O3)的活性污泥，对能够产生亚硝氮的菌种进行检测。三 个样品总碱基数目达到70768485bp，有效碱基数目69305255bp，占总碱基数的 97.93％。碱基序列平均长度417，三个样品的序列长度基本都分布在401-420和 421-440区间。在O池污泥样品中发现亚硝化单胞菌属Nitrosomonas和硝化球菌 属Nitrococcus、硝化刺菌属Nitropria和矛状硝化细菌属Nitrolancea，其比例分 别为1.59％，0.13％、0.008％和0.011％，说明O池中AOB的物种丰度是NOB 的10倍以上。这充分证明O池主要发生了短程硝化过程。

针对新型脱氮工艺中亚硝氮难以积累的问题，设计了水解酸化+UASB+好氧 氧化工艺并应用于实际垃圾渗滤液处理工程。通过调整进水量、回流比、pH、 DO等参数，O池发生了短程硝化，积累了200mg/L的亚硝氮，积累率最高达到 78％。微生物DNA检测发现O池中AOB物种丰度是NOB的10倍以上。水解 酸化池COD、氨氮和总氮同时去除，COD去除量不能满足全部总氮反硝化，剩 余的总氮通过厌氧氨氧化去除，厌氧氨氧化对水解酸化池总氮去除贡献率为 35-67％。本文研究证明短程硝化-厌氧氨氧化工艺在实际垃圾渗滤液处理工程上 成功启动运行，氨氮、总氮和COD去除率分别达到了98％、80％和65％，为新 型脱氮工艺处理高氨氮废水工程的启动和运行提供了技术支撑。