生產(chǎn)性短程硝化-厭氧氨氧化裝置處理制藥廢水的啟動(dòng)性能

丁爽，鄭平，張宗和，陸慧鋒，張萌，吳大天，吳澤高

1 浙江大學(xué)環(huán)境工程系，浙江 杭州 310058

2 金華天乙環(huán)?？萍加邢薰?，浙江 金華 321017

生產(chǎn)性短程硝化-厭氧氨氧化裝置處理制藥廢水的啟動(dòng)性能

丁爽1，鄭平1，張宗和1，陸慧鋒1，張萌1，吳大天2，吳澤高2

1 浙江大學(xué)環(huán)境工程系，浙江 杭州 310058

2 金華天乙環(huán)保科技有限公司，浙江 金華 321017

丁爽, 鄭平, 張宗和, 等. 生產(chǎn)性短程硝化-厭氧氨氧化裝置處理制藥廢水的啟動(dòng)性能. 生物工程學(xué)報(bào), 2014, 30(12): 1889–1900.

Ding S, Zheng P, Zhang ZH, et al. Start-up of a full-scale system for short-cut nitrification and Anammox in treatment of pharmaceutical wastewater. Chin J Biotech, 2014, 30(12): 1889–1900.

為拓展新型生物脫氮技術(shù)的應(yīng)用領(lǐng)域，研究了生產(chǎn)性短程硝化-厭氧氨氧化裝置處理制藥廢水的啟動(dòng)性能。制藥廢水氨氮濃度為 (430.40±55.43) mg/L時(shí)，氨氮去除率達(dá) (81.75±9.10)%，實(shí)現(xiàn)了短程硝化-厭氧氨氧化工藝對(duì)制藥廢水的生物脫氮。制藥廢水短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)時(shí)間約為74 d，亞硝氮積累率達(dá) (52.11±9.13)%，證明了結(jié)合模擬廢水和實(shí)際廢水的“兩步法”模式對(duì)短程硝化系統(tǒng)啟動(dòng)的適用性。制藥廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)時(shí)間約為145 d，最大容積氮去除速率達(dá)6.35 kg N/(m3·d)，容積效能為傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝的數(shù)十倍，證明了結(jié)合菌種自繁和菌種流加的模式對(duì)厭氧氨氧化系統(tǒng)啟動(dòng)的適用性。

生產(chǎn)性裝置，短程硝化，厭氧氨氧化，制藥廢水，啟動(dòng)性能

短程硝化 (Short-cut nitrification) 是以氧氣為氧化劑將氨氧化為亞硝酸的生物反應(yīng)，其化學(xué)計(jì)量關(guān)系見(jiàn)式 (1)[1]。厭氧氨氧化 (Anaerobic ammonia oxidization, Anammox) 是以亞硝酸為氧化劑將氨氧化成氮?dú)獾纳锓磻?yīng)[2-3]，其化學(xué)計(jì)量關(guān)系見(jiàn)式 (2)[4]。短程硝化工藝和厭氧氨氧化工藝都是近十余年中涌現(xiàn)的新型生物脫氮工藝的典型代表。在工程應(yīng)用中，借助短程硝化工藝將廢水中一半的氨轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽，再借助厭氧氨氧化工藝將產(chǎn)生的亞硝酸鹽和剩余的氨轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，可?shí)現(xiàn)廢水脫氮。相比傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝，短程硝化-厭氧氨氧化工藝具有高效、經(jīng)濟(jì)、節(jié)能等優(yōu)點(diǎn)。

制藥行業(yè)是我國(guó)發(fā)展最快的行業(yè)之一。2009年《中國(guó)統(tǒng)計(jì)年鑒》顯示：我國(guó)制藥行業(yè)的年廢水排放量為52 718萬(wàn)t，列行業(yè)第八[5]。制藥廢水氨氮含量較高，一般在400?10 000 mg/L，屬高濃度含氨廢水。在荷蘭、德國(guó)、瑞士、日本等發(fā)達(dá)國(guó)家，短程硝化-厭氧氨氧化工藝已成功應(yīng)用于處理污泥消化液、制革、半導(dǎo)體、馬鈴薯加工等低C/N、低懸浮物的廢水[6-9]。而在我國(guó)，中試以及生產(chǎn)性規(guī)模短程硝化-厭氧氨氧化工藝處理實(shí)際廢水的案例少有報(bào)道[10]，在制藥廢水中的工程應(yīng)用則未見(jiàn)報(bào)道。

本文報(bào)道了生產(chǎn)性短程硝化-厭氧氨氧化裝置處理制藥廢水的啟動(dòng)性能，以期為該工藝的實(shí)際應(yīng)用提供理論依據(jù)和技術(shù)參數(shù)。

1 材料與方法

1.1 工藝流程

本試驗(yàn)采用菌種流加式短程硝化-厭氧氨氧化工藝 (圖1)[11]。短程硝化系統(tǒng) (圖1A) 包括短程硝化種子罐 (2.5 m3) 和短程硝化反應(yīng)池(200 m3)。短程硝化種子罐以模擬廢水作為進(jìn)水，主要功能是為短程硝化反應(yīng)池提供高活性的種泥。短程硝化反應(yīng)池以實(shí)際廢水作為進(jìn)水，廢水經(jīng)調(diào)節(jié)池均質(zhì)后進(jìn)入短程硝化反應(yīng)池，將進(jìn)水內(nèi)一半的氨轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽，經(jīng)二沉池沉淀后再進(jìn)入?yún)捬醢毖趸到y(tǒng)。厭氧氨氧化系統(tǒng)(圖1B) 包括一級(jí)厭氧氨氧化種子罐 (0.05 m3)、二級(jí)厭氧氨氧化種子罐 (2.5 m3) 以及厭氧氨氧化反應(yīng)器 (10 m3)。一級(jí)厭氧氨氧化種子罐為二級(jí)厭氧氨氧化種子罐提供種泥，二級(jí)厭氧氨氧化種子罐為厭氧氨氧化反應(yīng)器提供種泥。短程硝化出水經(jīng)厭氧氨氧化反應(yīng)器處理，氨和亞硝酸轉(zhuǎn)化為氮?dú)猓摰髲U水經(jīng)二沉池沉淀后排放。

1.2 主體裝置

短程硝化裝置采用該廠原有二級(jí)生化反應(yīng)池 (長(zhǎng)×寬×高=8.0 m×5.0 m×5.5 m，圖2)，容積約為200 m3。

采用已獲發(fā)明專利的厭氧氨氧化裝置[12](圖3A和3B)，內(nèi)徑為1.3 m，高約13.0 m，總?cè)莘e約為10.0 m3，工作體積約為5.0 m3。從下到上依次包括布水系統(tǒng)、反應(yīng)系統(tǒng)和分離系統(tǒng)[12]。

圖1 菌種流加式短程硝化 (A)-厭氧氨氧化 (B) 工藝Fig. 1 Short-cut nitrification system (A) and Anammox system (B) with sequential biocatalyst addition.

圖3 厭氧氨氧化反應(yīng)器結(jié)構(gòu)圖 (A) 和實(shí)體圖 (B)Fig. 3 Structure diagram (A) and picture (B) of Anammox reactor.

1.3 接種污泥

短程硝化系統(tǒng)的原始接種污泥為硝化污泥和反硝化污泥。厭氧氨氧化系統(tǒng)的接種污泥為厭氧消化污泥、硝化污泥、反硝化污泥和少量厭氧氨氧化污泥。接種污泥的理化指標(biāo)列于表1。

表1 接種污泥的理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of seeding sludges

1.4 廢水組成

1.4.1 短程硝化系統(tǒng)模擬廢水組成

模擬廢水階段和過(guò)渡階段采用模擬廢水，其組成見(jiàn)表2。

表2 短程硝化模擬廢水組成Table 2 Composition of synthetic wastewater in short-cut nitrification system

1.4.2 厭氧氨氧化系統(tǒng)模擬廢水組成

模擬廢水階段和過(guò)渡階段采用模擬廢水，其組成見(jiàn)表3。

表3 厭氧氨氧化模擬廢水組成Table 3 Composition of synthetic wastewater in Anammox system

1.4.3 實(shí)際廢水組成

實(shí)際廢水為對(duì)羥基苯甲酸 (PHBA) 洗脫廢水、谷氨酰胺粗母液、一級(jí)綜合廢水和鍋爐冷卻水的混合廢水，具體水量水質(zhì)指標(biāo)見(jiàn)表4。實(shí)際廢水階段的進(jìn)水氨氮濃度為500?550 mg/L，COD濃度在500 mg/L以下。

1.5 分析指標(biāo)

pH值：PC-1000型在線pH計(jì)；溫度：在線溫度控制儀。氨氮：水楊酸-次氯酸鹽光度法；亞硝氮：N-(1-萘基)-乙二胺光度法；硝氮：紫外分光光度法；SS和VSS：重量法。以上測(cè)定方法具體見(jiàn)《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[13]。

2 結(jié)果與討論

2.1 短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)

以制藥廢水啟動(dòng)短程硝化系統(tǒng)面臨兩大難題：一是接種物中氨氧化菌數(shù)量少、活性低；二是制藥廢水中含有抑制劑。對(duì)此，采用了“先模擬廢水、后實(shí)際廢水”的兩步法啟動(dòng)模式。

2.1.1 模擬廢水短程硝化系統(tǒng)的建立

根據(jù)功能，模擬廢水短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)過(guò)程可分為全程硝化階段 (圖4中Phase 1) 和短程硝化階段 (圖4中Phase 2)。

全程硝化階段的控制參數(shù)如表5所示。將系統(tǒng)中的DO濃度控制在較高水平，富集硝化菌群 (氨氧化菌和亞硝酸氧化菌)，增強(qiáng)硝化能力。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為50.89?295.72 mg/L，出水氨氮濃度為5.01?62.46 mg/L，出水亞硝氮濃度為0.01?8.71 mg/L，出水硝氮濃度為2.34?266.26 mg/L，氨氮去除率平均值為(65.95±24.96)%，亞硝氮積累率平均值為(1.89±1.71)%，氨氧化的產(chǎn)物主要為硝酸鹽，不積累亞硝酸鹽。容積氮負(fù)荷平均值為(0.027±0.021) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (0.020±0.019) kg N/(m3·d)，已達(dá)到傳統(tǒng)A/O工藝的處理效能，說(shuō)明反應(yīng)系統(tǒng)已具備一定的硝化能力，達(dá)到富集硝化菌群的目的。

短程硝化階段的控制參數(shù)如表5所示。限氧運(yùn)行，選擇性增殖氨氧化菌，實(shí)現(xiàn)短程硝化。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為344.6?641.8 mg/L，出水氨氮濃度為94.28?256.84 mg/L，出水亞硝氮濃度為19.03?275.43 mg/L，出水硝氮濃度為106.25?343.72 mg/L，氨氮去除率平均值為(68.24±6.07)%，亞硝氮積累率平均值為(34.81±25.31)%，通過(guò)控制反應(yīng)池內(nèi)水溫、pH、HRT、DO濃度以及進(jìn)水氨氮濃度等工藝條件[14]，選擇性擴(kuò)增氨氧化菌[1,15-18]，逐步淘汰亞硝酸氧化菌，使出水中的氨氮和亞硝氮之比趨近1:1，滿足了后續(xù)厭氧氨氧化系統(tǒng)的要求。容積氮負(fù)荷平均值為 (0.13±0.03) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (0.089±0.021) kg N/(m3·d)，相比全程硝化階段，反應(yīng)系統(tǒng)的容積負(fù)荷提高，硝化能力增大，相應(yīng)的功能菌群數(shù)量增加、活性增強(qiáng)。

表4 制藥廢水水量水質(zhì)Table 4 Quantity and quality of pharmaceutical wastewaters

表5 不同階段短程硝化裝置的控制參數(shù)Table 5 Control prameters of short-cut nitrification reactors in different phases

圖4 以模擬廢水啟動(dòng)短程硝化系統(tǒng)的性能參數(shù)Fig. 4 Performance parameters of short-cut nitrification system using synthetic wastewater.

2.1.2 實(shí)際廢水短程硝化系統(tǒng)的建立

以5?9 d為一個(gè)周期，采用遞進(jìn)方式將模擬廢水逐步替換為實(shí)際廢水，以減少?gòu)U水中抑制劑對(duì)短程硝化系統(tǒng)的影響，整個(gè)過(guò)程分為過(guò)渡運(yùn)行階段 (圖5中Phase 3) 和穩(wěn)定運(yùn)行階段(圖5中Phase 4)。

圖5 以制藥廢水運(yùn)行短程硝化系統(tǒng)的性能參數(shù)Fig. 5 Performance parameters of short-cut nitrification system using pharmaceutical wastewater.

過(guò)渡運(yùn)行階段的控制參數(shù)如表5所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為336.70?614.90 mg/L，出水氨氮濃度為94.2?268.1 mg/L，出水亞硝氮濃度為65.7?148.97 mg/L，出水硝氮濃度為101.50?265.70 mg/L，氨氮去除率平均值為(66.94±7.82)%，亞硝氮積累率平均值為(29.19±8.75)%，相比模擬廢水運(yùn)行階段，該階段亞硝氮積累率下降，這可能是混合廢水中含有少量有機(jī)物，在限氧條件下，有機(jī)物和產(chǎn)生的亞硝酸鹽進(jìn)行反硝化作用，導(dǎo)致亞硝酸鹽積累率下降所致。容積氮負(fù)荷平均值為(0.15±0.02) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (0.10±0.02) kg N/(m3·d)，相比模擬廢水運(yùn)行階段，該階段反應(yīng)系統(tǒng)的處理能力略有上升，說(shuō)明反應(yīng)系統(tǒng)逐步實(shí)現(xiàn)了由模擬廢水到實(shí)際廢水的轉(zhuǎn)變。

穩(wěn)定運(yùn)行階段的控制參數(shù)如表5所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為317.40?566 mg/L，出水氨氮濃度為123.00?256.00 mg/L，出水亞硝氮濃度為85.00?186.20 mg/L，出水硝氮濃度為96.90?192.00 mg/L，氨氮去除率平均值為(58.18±7.25)%，亞硝氮積累率平均值為(52.11±9.13)%，相比過(guò)渡運(yùn)行階段，亞硝氮積累率上升，出水中氨和亞硝酸鹽的比例趨于1∶1，可持續(xù)為厭氧氨氧化系統(tǒng)提供基質(zhì)。容積氮負(fù)荷平均值為 (0.19±0.03) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (0.11±0.02) kg N/(m3·d)，相比過(guò)渡運(yùn)行階段，反應(yīng)系統(tǒng)的處理能力略有上升，說(shuō)明反應(yīng)系統(tǒng)可以穩(wěn)定地處理實(shí)際制藥廢水。

2.2 厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)

以制藥廢水啟動(dòng)厭氧氨氧化系統(tǒng)同樣面臨接種物和毒物抑制問(wèn)題。對(duì)此，采用了“結(jié)合菌種自繁和菌種流加”的啟動(dòng)模式。

2.2.1 模擬廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)的建立

厭氧氨氧化系統(tǒng)以厭氧消化污泥和硝化污泥為種泥，其中厭氧氨氧化菌數(shù)量少、活性低[19-20]，采用了“先建立模擬廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)、后建立實(shí)際廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)”的方法。模擬廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)過(guò)程可分為三個(gè)階段，分別為菌體水解階段 (圖6中Phase 1)、活性遲滯階段 (圖6中Phase 2) 和活性提高階段 (圖6中Phase 3)[21-22]。

菌體水解階段的控制參數(shù)如表6所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為12.00?57.74 mg/L，出水氨氮濃度為22.33?68.47 mg/L，氨氮去除率為平均值為 (–41.88±33.58)%，種泥生境從原來(lái)的富有機(jī)質(zhì)環(huán)境轉(zhuǎn)變?yōu)楝F(xiàn)在的貧有機(jī)質(zhì)環(huán)境，其中部分菌體發(fā)生自溶，導(dǎo)致出水氨氮濃度高于進(jìn)水氨氮濃度；進(jìn)水亞硝氮濃度為17.55?66.74 mg/L，出水亞硝氮濃度為0.43?33.05 mg/L，進(jìn)水硝氮濃度為21.19?62.81 mg/L，出水硝氮濃度為0.20?43.56 mg/L，亞硝氮去除率平均值為(83.59±16.65)%，反應(yīng)器出水氨氮升高，而亞硝酸鹽和硝酸鹽基本消失，反應(yīng)器內(nèi)以異養(yǎng)反硝化為主。與式 (2) 比較可知，去除的亞硝氮/去除的氨氮 (NO2–-Nr/NH4+-Nr) 平均值為 (–3.59±2.22)，嚴(yán)重偏離理論值1.32；產(chǎn)生的硝氮/去除的氨氮(NO3–-Np/NH4+-Nr)平均值為 (3.63±2.49)，嚴(yán)重偏離理論值0.26，反應(yīng)系統(tǒng)中氨氮和亞硝氮沒(méi)有按比例同時(shí)去除，以異養(yǎng)反硝化為主，厭氧氨氧化活性未顯現(xiàn)。容積氮負(fù)荷平均值為(0.23±0.052) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (0.080±0.039) kg N/(m3·d)，氮素的去除主要來(lái)自異養(yǎng)反硝化，而非厭氧氨氧化。

活性遲滯階段的控制參數(shù)如表6所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為9.00?83.85 mg/L，出水氨氮濃度為0.30?84.87 mg/L，氨氮去除率平均值為 (37.48±33.62)%，出水氨氮濃度低于進(jìn)水氨氮濃度，菌體水解階段結(jié)束；進(jìn)水亞硝氮濃度為17.29?72.91 mg/L，出水亞硝氮濃度為0.00?40.89 mg/L，進(jìn)水硝氮濃度為13.05?55.29 mg/L，出水硝氮濃度為0.24?59.78 mg/L，亞硝氮去除率平均值為 (69.49±28.08)%，由于菌體水解停止，反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的有機(jī)物含量降低，反硝化能力降低；NO2–-Nr/NH4+-Nr平均值為 (1.93±1.80)，仍偏離理論值1.32；NO3–-Np/NH4+-Nr平均值為(–0.91±1.68)，仍偏離理論值0.26。反應(yīng)系統(tǒng)中氨氮和亞硝氮同時(shí)去除，表明它已具備厭氧氨氧化能力，但從反應(yīng)物消耗的比例看，它仍以反硝化為主；容積氮負(fù)荷平均值為(0.37±0.14) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (0.20±0.14) kg N/(m3·d)。相比菌體水解階段，該階段容積負(fù)荷和容積去除率均上升，尤其是氨氮去除，表明反應(yīng)系統(tǒng)中厭氧氨氧化反應(yīng)對(duì)氮素脫除的貢獻(xiàn)在加大。

表6 不同階段厭氧氨氧化裝置的控制參數(shù)Table 6 Control parameters of Anammox reactors in different phases

圖6 以模擬廢水啟動(dòng)厭氧氨氧化系統(tǒng)的性能參數(shù)Fig. 6 Performance parameters of Anammox system using synthetic wastewater.

活性提高階段的控制參數(shù)如表6所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為44.89?136.26 mg/L，出水氨氮濃度為2.91?53.47 mg/L，氨氮去除率平均值為 (77.92±7.33)%，氨氮去除率逐步上升，反應(yīng)系統(tǒng)的厭氧氨氧化能力逐步增強(qiáng)；進(jìn)水亞硝氮濃度為46.72?161.64 mg/L，出水亞硝氮濃度為1.03?57.58 mg/L，進(jìn)水硝氮濃度為33.54?55.56 mg/L，出水硝氮濃度為37.40?64.38 mg/L，亞硝氮去除率平均值為(81.23±8.11)%，NO2–-Nr/NH4+-Nr平均值為(1.23±0.16)，接近理論值1.32，表明反應(yīng)系統(tǒng)中厭氧氨氧化反應(yīng)已占主導(dǎo)地位；NO3–-Np/NH4+-Nr平均值為 (0.076±0.033)，與理論值0.26仍有差距，表明體系中仍有一定的反硝化作用；容積氮負(fù)荷平均值為 (1.66±0.93) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (1.32±0.77) kg N/(m3·d)，反應(yīng)系統(tǒng)中的主導(dǎo)反應(yīng)逐漸由反硝化轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬醢毖趸?/p>

2.2.2 實(shí)際廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)的建立

以10 d為一個(gè)周期，采用遞進(jìn)方式將模擬廢水置換成實(shí)際廢水。實(shí)際廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)的建立過(guò)程分為過(guò)渡運(yùn)行階段(圖7中Phase 4)和穩(wěn)定運(yùn)行階段(圖7中Phase 5)。

過(guò)渡運(yùn)行階段的控制參數(shù)如表6所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為61.02?141.78 mg/L，進(jìn)水亞硝氮濃度為22.31?168.62 mg/L，進(jìn)水硝氮濃度為33.90?67.80 mg/L，出水氨氮濃度為2.65?35.15 mg/L，出水亞硝氮濃度為0.00?31.19 mg/L，出水硝氮濃度為41.67?84.88 mg/L，氨氮去除率平均值為(82.91±7.50)%，亞硝氮去除率平均值為(87.43±5.41)%；NO2–-Nr/NH4+-Nr平均值為(1.31±0.17)，接近理論值1.32；NO3–-Np/NH4+-Nr平均值為 (0.18±0.049)，略低于理論值0.26；HRT為2.00?4.00 h，容積氮負(fù)荷平均值為(1.98±0.46) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (1.67±0.33) kg N/(m3·d)。該階段初期，反應(yīng)器的基質(zhì)轉(zhuǎn)化率和容積效能良好；但在該階段后期，氨氮、亞硝氮去除率降至60%左右，說(shuō)明制藥廢水中確實(shí)存在抑制劑的作用。

圖7 以制藥廢水啟動(dòng)厭氧氨氧化系統(tǒng)的性能參數(shù)Fig. 7 Performance parameters of Anammox system using pharmaceutical wastewater.

穩(wěn)定運(yùn)行階段的控制參數(shù)如表6所示。在該階段，進(jìn)水氨氮濃度為79.93?206.96 mg/L，進(jìn)水亞硝氮濃度為102.43?276.33 mg/L，出水硝氮濃度為25.88?60.13 mg/L，出水氨氮濃度為2.45?59.78 mg/L，出水亞硝氮濃度為1.51?76.64 mg/L，出水硝氮濃度為44.42?85.69 mg/L，氨氮去除率平均值為(81.75±9.10)%，亞硝氮去除率平均值為(87.36±8.34)%；NO2–-Nr/NH4+-Nr平均值為(1.45±0.17)，略高于理論值1.32；NO3–-Np/NH4+-Nr平均值為 (0.20±0.032)，接近理論值0.26；HRT為1.43?2.17 h，容積氮負(fù)荷平均值為 (4.31±1.07) kg N/(m3·d)，容積氮去除速率平均值為 (3.66±0.96) kg N/(m3·d)。在穩(wěn)定階段，進(jìn)水基質(zhì)濃度逐步提升，基質(zhì)去除率也逐漸提高，反應(yīng)系統(tǒng)的容積氮去除速率逐步增加到6.35 kg N/(m3·d)，說(shuō)明厭氧氨氧化工藝適合制藥廢水脫氮處理，也證明這種結(jié)合菌種自繁和菌種流加的啟動(dòng)模式是可行的。

2.3 短程硝化系統(tǒng)與厭氧氨氧化系統(tǒng)的匹配

時(shí)間匹配。短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)較快，可在2?3個(gè)月內(nèi)完成，但厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)較慢，世界上第一個(gè)厭氧氨氧化工程從建設(shè)到正常生產(chǎn)足足花了5年時(shí)間[7]，本工程從啟動(dòng)到正常運(yùn)行也花了將近1.5年。因此，在短程硝化系統(tǒng)與厭氧氨氧化系統(tǒng)聯(lián)用時(shí)，需優(yōu)先考慮厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)。在厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)接近完成時(shí)，再進(jìn)行短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)，最終實(shí)現(xiàn)短程硝化-厭氧氨氧化的聯(lián)用。

負(fù)荷匹配。厭氧氨氧化系統(tǒng)對(duì)基質(zhì)濃度、水量以及氨氮/亞硝氮的比例有一定的要求。在實(shí)際調(diào)試中，可根據(jù)短程硝化和厭氧氨氧化的速度來(lái)匹配反應(yīng)裝置，以實(shí)現(xiàn)反應(yīng)系統(tǒng)的整體優(yōu)化。

3 結(jié)論

短程硝化-厭氧氨氧化工藝可成功實(shí)現(xiàn)制藥廢水生物脫氮。制藥廢水經(jīng)處理后，氨氮去除率平均值為 (81.75±9.10)%，厭氧氨氧化系統(tǒng)的容積氮去除率平均值為 (3.66±0.96) kg N/(m3·d)。

模擬廢水結(jié)合實(shí)際廢水的“兩步法”啟動(dòng)模式適用于短程硝化系統(tǒng)的工程調(diào)試。制藥廢水短程硝化系統(tǒng)的啟動(dòng)時(shí)間約為74 d，亞硝氮積累率平均值為 (52.11±9.13)%。短程硝化系統(tǒng)可為后續(xù)厭氧氨氧化系統(tǒng)提供基質(zhì)。

結(jié)合菌種自繁和菌種流加的啟動(dòng)模式適用于厭氧氨氧化系統(tǒng)的工程調(diào)試。制藥廢水厭氧氨氧化系統(tǒng)的啟動(dòng)時(shí)間約為145 d，氨氮去除率平均值為 (81.75±9.10)%，亞硝氮去除率平均值為(87.36±8.34)%，最大容積氮去除速率達(dá)6.35kg N/(m3·d)，容積效能為傳統(tǒng)硝化反硝化工藝的數(shù)十倍。

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(本文責(zé)編 郝麗芳)

Start-up of a full-scale system for short-cut nitrification and Anammox in treatment of pharmaceutical wastewater

Shuang Ding1, Ping Zheng1, Zonghe Zhang1, Huifeng Lu1, Meng Zhang1, Datian Wu2,and Zegao Wu2
1 Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310058, Zhejiang, China
2 Jinhua Tianyi Environmental Protection Technology Co., Ltd, Jinhua 321017, Zhejiang, China

In order to broaden the application area of the new nitrogen removal technology, a full-scale system for short-cut nitrification and anaerobic ammonium oxidation (Anammox) was investigated in the nitrogen removal from astrong-ammonium pharmaceutical wastewater. When the influent ammonium concentration was (430.40±55.43) mg/L, ammonia removal efficiency was (81.75±9.10)%. The short-cut nitrification and Anammox system could successfully remove nitrogen from the pharmaceutical wastewater. The start-up of short-cut nitrification system took about 74 d and the nitrite accumulation efficiency was (52.11±9.13)%, the two-step mode using synthetic wastewater and actual wastewater was suitable for the start-up of short-cut nitrification system. The start-up of Anammox system took about 145 d and the maximum volumetric nitrogen removal rate was 6.35 kg N/(m3·d), dozens of times higher than those for the conventional nitrification–denitrification process. The strategy achieving Anammox sludge by self-growth and biocatalyst addition was suitable for the start-up of Anammox system.

full-scale reactor, short-cut nitrification, Anammox, pharmaceutical wastewater, start-up

May 29, 2014; Accepted: November 24, 2014

Ping Zheng. Tel/Fax: +86-571-88982819; E-mail: pzheng@zju.edu.cn

Supported by: National Natural Science Foundation of China (No. 51278457), National Science and Technology Support Program (No. 2013BAD21B04), Specialized Research Fund for the Doctoral Program of Higher Education of China (No. 20110101110078).

國(guó)家自然科學(xué)基金 (No. 51278457)，國(guó)家科技支撐項(xiàng)目 (No. 2013BAD21B04)，高等學(xué)校博士學(xué)科點(diǎn)專項(xiàng)科研基金 (No. 20110101110078) 資助。