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根据《2020中国生态环境状况公报》，截至2020年底，全国市政污水年处理量达到559.2×108 m3 [1]。活性污泥法被广泛用于去除污水中的氮、磷等营养物并产生大量剩余污泥。厌氧消化工艺能实现污染物的高效处理及污水中的能源回收，被应用于剩余污泥的资源化处理[2]。厌氧消化污泥脱出的滤液被称为污泥消化脱水液，具有氨氮质量浓度高(500~2 000 mg·L−1)和低碳氮比(＜1)的特点[3]。在实际工程中，若BOD5/TN大于4则表明污水中碳源充足，方可确保活性污泥工艺脱氮效果稳定[4]。若采用活性污泥法对污泥脱水液进行脱氮处理，尚需额外投加大量碳源，运行成本较高。因此，如何经济高效地实现污泥脱水液的脱氮处理已成为污水处理厂亟需解决的技术问题。
厌氧氨氧化工艺具有无需外加碳源，污泥产量少且适宜高浓度氨氮废水脱氮处理等优势[5]。相较于活性污泥法，厌氧氨氧化工艺被认为是更适宜于厌氧消化污泥脱水液的新型脱氮工艺[6]。基于厌氧氨氧化工艺的两段式部分亚硝化/厌氧氨氧化(partial nitritation/ anammox，PN/A)工艺具有控制简单、运行稳定及适宜培养不同微生物的优点[7]。两段式PN/A工艺由部分亚硝化(partial nitritation，PN)反应器和厌氧氨氧化(anaerobic ammonium-oxidizing，anammox)反应器串联组成。首先，由氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria，AOB)在PN反应器中将部分氨氮氧化为亚硝态氮，出水
$ {\rm{NO}}_2^{-}$ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N控制在1.1~1.3，可为后续anammox反应器提供反应基质；然后，由厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium-oxidizing bacteria，AnAOB)在anammox反应器中将氨氮和亚硝态氮转化为氮气和硝态氮，最终完成脱氮处理[8]。国内外学者针对两段式PN/A工艺开展了大量研究[9-11]，但多为基于人工模拟基质的实验室规模研究，而关于工程规模的实际废水两段式PN/A工艺研究较少。本研究依托天津津南污泥处理厂，以厌氧消化污泥脱水液为处理对象，探究了工程规模两段式PN/A工艺的启动与优化运行特性，通过剖析各工艺段中N的转化与系统对污染物的去除效果，积累两段式PN/A工艺处理厌氧消化污泥脱水液处理的运行经验，以期为推动两段式PN/A工艺在高氨氮废水脱氮处理中的实际应用提供参考。
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两段式PN/A工艺流程如图1所示。厌氧消化污泥首先经过板框高压隔膜进行脱水处理，产生的污泥脱水液经磷回收处理单元后进入两段式PN/A工艺单元[12-13]。脱水液先进入沼液池，再依次进入磁絮凝池、调节池、PN池和anammox池，出水进入津南污水处理厂进行后续处理。其中，PN池和anammox池均为SBR，有效体积均为1 800 m3。
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进水为经磷回收处理的厌氧消化污泥脱水液。该脱水液的水质指标为：
${\rm{NH}}_4^{+} $ -N为(588±186) mg·L−1；${\rm{NO}}_2^{-} $ -N为(8.7±9.9) mg·L−1；${\rm{NO}}_2^{-} $ -N为(1.7±4.3) mg·L−1；TN为(734±156) mg·L−1；COD为(600±327) mg·L−1；碱度(以CaCO3计)为(1 405±594) mg·L−1；SS为(311±1 112) mg·L−1；TP为(0.6±1.8) mg·L−1；pH为7.1±0.8。 -
PN池接种污泥为天津市某城市污水处理厂(采用A/O工艺)的回流污泥，接种后的MLSS为3 000 mg·L−1。anammox池接种污泥主要取自某AnAOB扩培装置和某养猪场脱氮污泥，接种后的MLSS为2 000 mg·L−1。
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工艺采用序批式运行模式，即进水1 h、搅拌21 h、沉淀1 h、滗水1 h。PN池每天进水500 m3，其中350 m3出水进入anammox池。两段式PN/A工艺运行温度通过加热器控制在35 ℃。每天取进出水水样进行水质指标分析。
工艺运行分为3个阶段：阶段1为工艺启动与稳定运行阶段；阶段2和阶段3为工艺优化运行阶段。首先接种污泥启动PN池，当PN池出水
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N稳定在1.1时，以PN池出水为anammox池进水。PN池和anammox池运行条件分别如表1和表2所示。 -
分别在第218天和第264天取anammox池污泥，采用16S rRNA高通量测序技术分析系统微生物群落组成。分析所用引物为515F (5’-GTGCCAGCMGCCGCGG-3’) 和 806R (5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’)。
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氮负荷(nitrogen loading rate，NLR)、氮去除率(nitrogen removal rate，NRR)、氮去除效率(nitrogen removal efficiency，NRE)、
${\rm{NO}}_2^{-} $ 积累率(nitrite accumulation rate，NAR)、COD、和∆Nr的计算式分别如式(1)~式(7)所示。式中：NLR 为氮负荷，g·(L·d)−1；[TN]inf为调节池或PN池出水TN，g·L−1；HRT为水力停留时间，d；NRR为氮去除率，g·(L·d)−1；NRE为工艺氮去除效率，%；[TN]eff为anammox池出水TN，mg·L−1；NAR为
$ {\rm{NO}}_2^{-}$ 积累率，%。式中：CODanalysis 为重铬酸钾法直接测定出的COD，mg·L−1；由于在CODanalysis中，每1 g
${\rm{NO}}_2^{-} $ 氧化会产生8/7 g COD，故实际COD应为CODanalysis减去${\rm{NO}}_2^{-} $ -N氧化提供的COD，mg·L−1；[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]PN-eff、[${\rm{NO}}_3^{-} $ -N]PN-eff及[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]PN-eff分别为PN池出水$ {\rm{NO}}_2^{-}$ -N、出水${\rm{NO}}_3^{-} $ -N和出水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N的质量浓度，mg·L−1；[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]anammox-eff和[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N] anammox -eff分别为anammox池出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N和出水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N的质量浓度，mg·L−1。[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]inf和[${\rm{NO}}_3^{-} $ -N]inf分别为调节池进水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N和${\rm{NO}}_3^{-} $ -N的质量浓度，mg·L−1。 -
水质指标按照《水和废水监测分析方法》[14]测定。其中，TN采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定；TP采用过硫酸钾消解-钼锑分光光度法测定；碱度采用酸碱滴定法测定；SS采用重量法测定；MLSS采用105 ℃干燥称重法测定；MLVSS采用600 ℃焚烧称重法测定；COD采用重铬酸钾法测定；pH、温度、
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N、${\rm{NO}}_3^{-} $ -N和${\rm{NH}}_4^{+} $ -N均采用数字化在线分析仪测定。 -
PN池内主要发生由AOB主导的部分亚硝化反应，如式(8)所示。该反应可为后续anammox反应提供适宜的反应基质[15]。较低的进水
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/$ {\rm{NH}}_4^{+}$ -N(1.1~1.2)能满足低NLR(0.14~5 g·(L·d)−1)下anammox系统的稳定运行要求[16-17]。本研究中NLR为0.13 ~ 0.17 g·(L·d)−1，因此，为避免底物剩余对AnAOB的抑制作用，PN池出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/$ {\rm{NH}}_4^{+}$ -N应控制在约1.1。如图2(b)所示，阶段1的出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N为1.11±0.30，符合运行设计要求。PN池长期稳定的出水基质比也能降低anammox工艺启动初期的运行风险[6]。PN池出水比在阶段2增至2.20±0.76，而过高的基质比造成了后段anammox池的${\rm{NO}}_2^{-} $ -N剩余，从而对AnAOB带来抑制作用。因此，PN池出水比在阶段3调整至1.09±0.32并能快速实现anammox池的稳定运行。亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria，NOB)通常与AOB共存于PN反应器中。NOB一方面会与AOB竞争氧气造成运行成本上升并增加出水基质比的调控难度；另一方面会将
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N氧化为${\rm{NO}}_3^{-} $ -N造成可供AnAOB利用的氮源减少，进而降低系统的脱氮效率。此外，由于anammox工艺自身会产生11%的${\rm{NO}}_3^{-} $ -N且无法去除，若PN反应产生了大量${\rm{NO}}_3^{-} $ -N同样会降低anammox工艺的脱氮效率[5]。如图3所示，本研究中NAR高达(97±2.2)%，出水${\rm{NO}}_3^{-} $ -N/TN仅为(1.83±1.26)%。该结果表明，NOB活性受到长期稳定且有效抑制。通过对进水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N、游离氨(free ammonia，FA)和游离亚硝酸(free nitrous acid，FNA)的质量浓度进行调控，可实现对NOB活性的有效抑制。钱允致等[18]发现，当进水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N大于250 mg·L−1时，可实现对NOB活性的良好抑制。本研究中PN池的进水NH4+-N为(757±156)mg·L−1，进水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N长期保持较高水平有利于实现对NOB活性的抑制。而FA和FNA的质量浓度分别为0.10 mg·L−1和0.83 mg·L−1时，亦会对NOB活性产生抑制[19]。对于AOB，FA和FNA的抑制质量浓度分别为20 mg·L−1和2.8 mg·L−1 [20]。在高${\rm{NH}}_4^{+} $ -N的进水条件下，FA的平均质量浓度从阶段1的2.87 mg·L−1增至阶段2的4.28 mg·L−1，并进一步增至阶段3的6.2 mg·L−1。FA始终处于对NOB抑制而对AOB没有抑制作用的范围。FNA从阶段1和阶段2的0.86 mg·L−1降至阶段3的0.38 mg·L−1。因此，PN反应中的FA和进水高${\rm{NH}}_4^{+} $ -N等条件是实现NOB抑制的关键因素。 -
由式(9)可知，anammox反应的理论最大氮去除率为89%。但在实际运行中，NRE达到80%即可认为anammox工艺启动成功[6]。如图4所示，在阶段1的前40 d，NRE从51.4%增至83.2%，表明anammox工艺启动成功。阶段1和阶段2的平均NRE分别为78.4%和79.4%，但阶段2中NRE多次低于60%，表明anammox系统运行存在不稳定的风险。BETTAZZI等[21]发现，AnAOB活性在[
$ {\rm{NO}}_2^{-}$ -N]为60 mg·L−1时降低了20%。MA等[22]发现，AnAOB活性在[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]为230 mg·L−1时降低了10%。由于阶段2中PN池出水比增加造成了anammox池中${\rm{NO}}_2^{-} $ -N的剩余，出水平均${\rm{NO}}_2^{-} $ -N从阶段1的43.6 mg·L−1增至88.4 mg·L−1。阶段2中${\rm{NO}}_2^{-} $ -N的增加明显影响到AnAOB的活性。PN池的出水比在阶段3调整至1.09。虽然平均进水TN为767 mg·L−1，高于阶段1的659 mg·L−1，但系统平均NRE仍高达86%。此结果表明，在长期运行后，本研究中的两段式PN/A工艺的脱氮能力得到明显提升。JIN等[23]在氮负荷为0.14 ~ 0.84 g·(L·d)−1和进水[
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]/[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]为0.5 ~ 1.8的条件下研究了anammox反应器的运行情况，发现系统在进水[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]/[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]为1.2时运行最稳定。QIAN等[6]以污泥脱水液为进水，在进水[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]/[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]为1.15时成功启动一段式PN/A工艺，并且在NLR为0.6 g·(L·d)−1时，NRE达到82%。因此，维持适宜的进水[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]/[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]对于anammox系统的稳定运行至关重要。由图5可看出，[
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]与NRE的可决系数R2在3个阶段分别为0.87、0.94和0.79,[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]与NRE拟合度高。因此，可在anammox系统运行稳定性较差时将[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]作为调控参数。以80%的NRE为运行要求，3个阶段对应的[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]分别为35、90.9和64.2 mg·L−1。这一结果表明，经过阶段1的长期稳定运行，AnAOB对于${\rm{NO}}_2^{-} $ -N的耐受性明显增强。[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]为34.9 mg·L−1可作为anammox池稳定运行调控参数。当anammox池的[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]大于34.9 mg·L−1时，应降低前端PN池的曝气量以减少anammox池进水[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]。由FNA、[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]和FA与NRE的可决系数可知，上述3个参数与NRE拟合度较低。这是由于在运行中AnAOB主要面临${\rm{NO}}_2^{-} $ -N剩余的风险，而FNA抑制风险受到anammox反应产碱的影响被弱化。FA和FNA抑制是造成anammox工艺脱氮效率降低的常见因素[6,16,22]。FNA 作为N
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N的质子化形态，能自由穿过细胞膜并影响微生物的活性[24]。ZHANG等[25]发现，FA高于15 mg·L−1和FNA高于10 μg·L−1会对AnAOB产生抑制。如图4(e)和4(f)所示，在本研究的3个阶段FA质量浓度分别为(1.23±1.37)、(8.35±7.13)和(5.12±3.3)mg·L−1。出水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N增至(63.9±50)mg·L−1、pH增至7.98±0.22，从而造成了FA的增加。随着阶段3中出水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N降至(43.9±29) mg·L−1，anammox系统避免了FA抑制的风险。与FA相反，由于阶段1中pH较低，长期存在FNA抑制AnAOB的风险。这一风险在阶段2和阶段3随着pH上升而得以解除。由于anammox反应会造成pH上升，故应当注意NLR的增加可能导致FA对AnAOB的抑制。当anammox池pH大于8.5时，应采用加酸的方式以去除潜在的FA抑制风险[25]。 -
COD去除率及其在各流程中的去除效果如表3所示。以COD表征的污染物主要通过PN池和anammox池的微生物利用、污泥吸附和絮凝沉淀的方式被去除。PN池的核心功能是将
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N调整至适宜状态。在此基础上，部分有机物在PN池中被好氧异养菌(ordinary heterotrophic organisms，OHOs)利用。剩余有机物进入anammox池被反硝化菌利用。尽管进水COD从阶段1的(497±132) mg·L−1持续增至阶段3的(642±143) mg·L−1，然而COD去除率在整个运行中仅稳定在(54.2±9.62)%。其中，调节池、PN池和anammox池中去除的COD占比分别为(21.8±18.6)%、(58.5±21.7)%和(19.7±16.2)%。该结果表明，PN池在两段式PN/A工艺的COD去除中占主导地位。在适宜的进水C/N条件下，反硝化菌与AnAOB共存会利用有机物将
${\rm{NO}}_3^{-} $ -N转化为N2，从而提高系统的NRE。然而，C/N过高会造成反硝化菌与AnAOB竞争${\rm{NO}}_2^{-} $ -N，从而降低后者的活性。在NLR为1.93 g·(L·d)−1的anammox系统中，在进水C/N为0.5时，NRE为90.8%，而在进水C/N为0.9时，NRE仅为51%[26]。在进水BOD5/TN为0.07 ~ 0.1的条件下，中试规模的两段式PN/A工艺可实现的稳定运行，NRR为1.23 g·(L·d)−1[27]。在本研究中，anammox池进水可生化COD(即进出水COD的差值)与TN的比值分别为0.17±0.14、0.11±0.11和0.16±0.08，不会对AnAOB造成抑制。其中，由于阶段2的出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N增加造成有机物在PN池中被大量消耗。阶段2中通过anammox池中去除的COD仅占9.2%，远低于阶段1的20.6%和阶段3的29.5%。 -
系统各部分进出水碱度如图6所示。由式(9)可看出，每氧化1 g
$ {\rm{NH}}_4^{+}$ -N需要消耗7.14 g碱度(以CaCO3计)[28]。为实现出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N为1.1，需将52.4%的进水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N氧化为${\rm{NO}}_2^{-} $ -N。此外，每1 g 有机物（以BOD5计）氧化后会产生0.3 g碱度[29]。若不考虑进水有机物，PN池中每1 g进水${\rm{NH}}_4^{+} $ -N在出水[${\rm{NO}}_2^{-} $ -N]/[${\rm{NH}}_4^{+} $ -N]为1.1的理论碱度消耗值为3.74 g。PN池实际进水碱度与${\rm{NH}}_4^{+} $ -N比值仅为2.25±0.45。系统实际进水碱度不能满足PN池，而能充分完成部分亚硝化反应。因此，运行中向PN池投加NaOH和Na2CO3以补充碱度。由于板框压滤+铁盐污泥脱水处理工艺造成系统进水磷不足，故向anammox池投加KH2PO4以补充磷。因此，anammox池的部分碱度被H3PO4消耗，导致anammox池出水碱度低于进水碱度。 -
图7为系统各反应器进出水的SS和TP变化。适宜进水SS对生物反应池的稳定运行至关重要。进水SS过高(5 800 mg·L−1)会导致一段式PN/A反应器中MLSS超过10 g·L−1，并对AOB造成严重抑制，进而造成工艺崩溃[30]。因此，混凝沉淀预处理去除悬浮物等物质被广泛用于anammox工艺处理污泥脱水液的研究中[6,30-31]。SS经过磁絮凝池和调节池处理后，从沼液池的(168±115) mg·L−1降至(26.8±15.7) mg·L−1，可满足两段式PN/A工艺稳定运行需要。PN池出水SS在阶段1和阶段2波动较大，为22~8 640 mg·L−1，之后在阶段3稳定为(107±30.9) mg·L−1。作为两段式PN/A工艺的前端反应，PN池污泥的稳定性可直接影响后端anammox池的污泥性状。anammox池出水SS在阶段1和PN池相似，为6~9 610 mg·L−1，之后在阶段2和阶段3稳定为(282±153) mg·L−1。
由于津南污泥处理厂的厌氧消化污泥采用“板框压滤机+铁盐”的脱水处理工艺，故沼液池TP低于1.34 mg·L−1。经过磁絮凝池和调节池处理，出水TP进一步降至0.6 mg·L−1以下。PN池中出水TP为(1.81±0.79) mg·L−1。在anammox池投加KH2PO4补充微生物所需的磷元素。anammox池3个阶段的出水TP分别为(13.66±5.32)、(9.77±2.15)和(9.16±2.17) mg·L−1。
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阶段3末期anammox池的MLSS为6 000 mg·L−1，MLVSS/MLSS为0.33，SV30和SVI分别为40%和66.7 mL·g−1。这一结果表明，anammox污泥能够在低NLR的SBR运行模式中保持良好的沉淀性，有利于维持稳定的脱氮效果。
anammox池中微生物在属水平的群落组成如表4所示。AnAOB包括Ca. Brocadia、Ca. Kuenenia和Ca. Jettenia 3种，在第218天和第264天anammox微生物总数分别占总微生物的32.7%和23.5%。上述3种anammox微生物广泛存在于实际污水的anammox工艺中[32]。其中，Ca. Kuenenia具有高底物亲和性和低生长率的特点，而Ca. Brocadia 具有低底物亲和性和高增长率的特点[33-34]。本研究中，anammox池的序批式运行模式会造成反应前期高底物浓度和反应后期低底物浓度的特点。这一底物浓度特点分别适合Ca. Kuenenia和Ca. Brocadia的生长。与其他种类AnAOB相比，Ca. Jettenia更适合于在低NLR条件下生长，故本研究的anammox池中较低的NLR有利于其生长[32]。由此说明，在低NLR下序批式运行模式能实现不同种类AnAOB的良好共生。Nitrosomonas作为AOB微生物同样在anammox池中被检出，AOB总数分别占1.7%和1%。这是PN池出水中的溶解氧进入anammox池被AOB利用所致。
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1)本研究案例中，超大型两段式PN/A工艺成功启动，实现了对厌氧消化污泥脱水液的稳定脱氮处理。两段式PN/A系统在NLR为0.14 g·(L·d)−1下可实现86%的氮去除效率。
2) 当PN反应器出水
$ {\rm{NO}}_2^{-}$ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N为1.1时，anammox工艺可实现稳定运行，可有效避免anammox反应器中${\rm{NO}}_2^{-} $ -N剩余对AnAOB造成的底物抑制。3) anammox反应器出水
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N为35 mg·L−1，可作为两段式PN/A系统稳定运行的控制浓度上限。当anammox反应器出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N超过此浓度时，应降低PN反应器曝气量以降低PN反应器出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N，减少出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N的浓度。4)经过近1 a的运行，该工艺已成功实现AnAOB高度富集，anammox菌占比达到23.5%~32.7%。anammox菌株包括Ca. Brocadia、Ca. Kuenenia和Ca. Jettenia。
天津津南污泥处理厂两段式PN/A工艺处理污泥脱水液的成功启动与运行分析
Successful start-up and operation analysis of the two-stage PN/A process for the treatment of reject water in Tianjin Jinnan Plant
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摘要: 污泥脱水液的经济高效脱氮处理已成为污水处理中的重要环节。依托天津津南污泥处理厂采用两段式部分亚硝化/厌氧氨氧化（PN/A）脱氮工艺处理污泥脱水液，在35 ℃下，对工程规模的工艺启动和稳定运行特性进行了研究。结果表明：接种活性污泥可成功启动部分亚硝化（PN）反应器，PN反应器出水
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N为1.1时，可实现anammox系统的快速启动与稳运行；出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N/${\rm{NH}}_4^{+} $ -N过高会造成anammox系统的不稳定行和厌氧氨氧化菌的抑制；anammox系统在进水TN为（821±102）mg·L−1，氮负荷为0.16 g·(L·d)−1的条件下可实现86.0%的稳定脱氮率；出水${\rm{NO}}_2^{-} $ -N为35 mg·L−1可作为anammox系统稳定运行的调控依据。以上研究结果可为两段式PN/A工艺在污泥脱水液脱氮处理的工程应用提供参考。Abstract: Economical and efficient denitrification of reject water from sludge dewatering has become an urgent need for wastewater treatment. In this paper, a full scale two-stage PN/A (partial nitritation/anammox) nitrogen removal process was used to treat reject water in the Tianjin Jinan sludge treatment plant, and its start-up and stable operation characteristics were investigated at 35 ℃. Results showed that the activated sludge inoculation could successfully start up the partial nitrosation (PN) reactor, and a PN reactor effluent nitrite/ammonium ratio of 1.1 could achieve rapid start-up and stable operation of the Anammox system. High effluent nitrite/ammonium ratio can cause instability and inhibition of the Anammox system. The Anammox system achieved a stable nitrogen removal rate of 86.0% with the influent total nitrogen (TN) concentration being （821±102） mg·L-1 and the nitrogen load being 0.16 g·(L·d)-1. The effluent nitrite of 35 mg·L-1 can be used as a basis for the regulation of stable operation of the Anammox system. This study can provide a reference for the engineering application of the two-stage PN/A process in reject water nitrogen removal treatment.-
Key words:
- anammox /
- partial nitritation /
- two-stage PN/A /
- reject water /
- full scale
-
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图 5
${\rm{NO}}_2^{-} $ -N、FNA、${\rm{NH}}_4^{+} $ -N和FA与NRE的非线性拟合Figure 5. Correlation analysis of nitrite, FNA, ammonium and FA with NRE
图 6 两段式PN/A系统各反应器碱度
Figure 6. Alkalinity concentration of individual reactors in the two-stage PN/A process
图 7 两段式PN/A工艺各反应器SS和TP
Figure 7. SS and TP of individual reactors in the two-stage PN/A process
表 1 PN池运行条件
Table 1. Operational conditations of the PN reactor
运行
阶段运行时
间/d进水量
/(m3·d−1)进水TN
/(mg·L−1)HRT/d 氮负荷
/(g·(L·d)−1)温度/℃ 阶段1 1~222 500 658±94.1 3.6 0.18±0.03 35 阶段2 223~288 500 859±37.9 3.6 0.23±0.04 35 阶段3 289~334 500 796±50.5 3.6 0.21±0.05 35 注：阶段1为工艺启动与稳定运行阶段；阶段2和阶段3为工艺优化运行阶段。 
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表 2 anammox池运行条件
Table 2. Operational conditations of the anammox reactor
运行
阶段运行时
间/d进水量/
(m3·d−1)进水TN/
(mg·L−1)HRT/d 氮负荷/
(g·(L·d)−1)温度/℃ 阶段1 1~222 350 596±72.2 5.14 0.12±0.01 35 阶段2 223~288 350 802±49.6 5.14 0.15±0.03 35 阶段3 289~334 350 767±45.1 5.14 0.14±0.03 35 注：阶段1为工艺启动与稳定运行阶段；阶段2和阶段3为工艺优化运行阶段。
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表 3 anammox池运行条件表3两段式PN/A工艺COD去除率与各流程中COD的去除效果
Table 3. COD removal efficiency and COD removal processes of the two-stage PN/A process
运行阶段 COD去
除率/%调节池
占比/%PN池
占比/%anammox
池占比/%阶段1 54.4±10.2 24.1±18.8 55.3±19.8 20.6±15.3 阶段2 53.8±8.95 11.9±11.9 78.9±5.2 9.2±11.2 阶段3 54.8±10.0 8.7±16.5 61.8±12.8 29.5±6.6 注：阶段1为工艺启动与稳定运行阶段；阶段2和阶段3为工艺优化运行阶段。
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表 4 anammox池微生物属水平的群落组成
Table 4. Microbial community composition of the anammox reactor at genus level
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日期anammox池中微生物的占比/% AOB的
占比/%Ca. Brocadia Ca. Kuenenia Ca. Jettenia 总计 Nitrosomonas 第218天 22.9 8.3 1.5 32.7 1.7 第264天 12 11 0.5 23.5 1
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