一种高效深度脱氮系统和方法与流程

1.本发明涉及脱氮技术领域，具体涉及一种高效深度脱氮系统和方法。


背景技术：

2.氮素作为废水的主要污染物之一，若不经科学有效处理，一经排放到自然水体中，会导致水体的富营养化并危害人类的健康安全。传统的生物脱氮技术主要包括好氧硝化(nh
4
→
no3‑
)与全程反硝化(no3‑
→
no2‑
→
no
→
n2o
→
n2)两个阶段。在工艺运行过程中，反硝化阶段碳源不足，成为限制废水深度脱氮的主要原因之一，在硝化过程中面临能量消耗高、碱度不足、脱氮效率低等问题。随着国家对排放标准的进一步提高，污水处理厂的能耗占比和化学药剂的投加也会不断提高，并且该工艺产生大量的污泥废物，并导致温室气体n2o的积累与排放，进而增加污水处理运营成本。因此，开发一种经济高效的生物脱氮工艺成为环境工程领域研究热点。
3.异养部分反硝化是指反硝化细菌以有机物为电子供体，将硝酸盐或亚硝酸盐中的氮通过生物转换还原成氮气的过程。异养部分反硝化过程副产物少，脱氮效率高，所以目前绝大多数的污水处理厂采用都是异养部分反硝化脱氮。但该过程需要污水含有充足的有机碳源供反硝化细菌利用，当废水中碳氮比较低时，该过程就需要外加有机碳源来完成脱氮。异养部分反硝化工艺的主要碳源包括甲醇、乙醇、乙酸盐、葡萄糖、粗糖浆、冰淇淋生产、甜菜糖加工的工业废水以及小麦秸秆和修剪植物等物质。其中，甲醇的成本低，应用最为广泛，但是其作碳源的反硝化效果低于乙酸，在反硝化系统启动阶段滞后期较长，且具有毒性，会对微生物产生影响；乙酸作为挥发性脂肪酸之一，也可被用作污水处理碳源，在反应器中添加乙酸盐后，可立即提升脱氮效果，但其成本过高，因此并未在污水处理厂中进行大规模应用；葡萄糖作为微生物易于使用的碳源，常用于实验室研究，但因其价格相对较高，且反硝化过程中易产生氨氮的积累，故不常将其用作实际污水处理厂中的反硝化碳源。以粗糖浆、冰淇淋生产、甜菜糖加工的工业废水以及小麦秸秆和修剪植物作为脱氮的替代碳源，所需的预处理过程复杂而冗长。因此，仍然需要一种廉价和容易获得的碳源。
4.餐厨垃圾作为一种固废，经厌氧消化后产生的水解酸化液，水解酸化液中溶解性有机质含量高，餐厨垃圾在厌氧消化中的可生化性大约为90.0％，可作为反硝化过程中理想的外部碳源。因此，利用餐厨垃圾水解酸化液进行异养生物反硝化，可以实现有机废弃物的减量和废物资源化效率的提高。例如现有技术“餐厨垃圾水解酸化液与传统碳源的脱氮效果比较”(参见：李梦露,蒋建国,张昊巍.餐厨垃圾水解酸化液与传统碳源的脱氮效果比较[j].中国给水排水,2014,30(15):20
‑
24.)采用图1所示的装置利用水解酸化液作为外加碳源，进行反硝化脱氮，但其出水中仍有no2‑
的积累，并未实现深度脱氮。


技术实现要素：

[0005]
有鉴于此，本发明的目的在于提供一种高效深度脱氮系统和方法，采用本发明提供的系统以餐厨垃圾水解酸化液中有机质为碳源的异养部分反硝化与厌氧氨氧化耦合，能
够实现深度生物脱氮。
[0006]
为了实现上述发明目的，本发明提供以下技术方案：
[0007]
本发明提供了一种高效深度脱氮方法的系统，包括异养部分反硝化反应器3和与所述异养部分反硝化反应器3连通的厌氧氨氧化反应器5。
[0008]
本发明提供了一种高效深度脱氮方法的系统，包括水解酸化反应器1，所述水解酸化反应器1设置有水解酸液出口11；
[0009]
水解酸液进口211与所述水解酸液出口11连通的第一进水装置21；所述第一进水装置21还设置有进水基质出口212；
[0010]
异养部分反硝化进水口31与所述进水基质出口212连通的异养部分反硝化反应器3；所述异养部分反硝化反应器3还设置有异养部分反硝化出液口32和回流水出口33；所述异养部分反硝化反应器3外围设置有控温隔层36；
[0011]
废水出口221与所述异养部分反硝化进水口31连通的第二进水装置22，所述第二进水装置22还设置有回流水进口222；
[0012]
反硝化液进口41与所述回流水出口32连通的缓冲池4，所述缓冲池4还设置有反硝化液出口42；
[0013]
厌氧氨氧化进口51与所述反硝化液出口42连通的厌氧氨氧化反应器5，所述厌氧氨氧化反应器5还设置有回流出口52和压力平衡口53；所述厌氧氨氧化反应器5外围设置有加热套55。
[0014]
优选的，所述异养部分反硝化反应器3内设置有三相分离器35；
[0015]
所述厌氧氨氧化反应器5内设置有搅拌器54。
[0016]
优选的，所述进水基质出口212与异养部分反硝化进水口31连通的管道上设置有第一蠕动泵61；
[0017]
所述回流水出口33与异养部分反硝化进水口31连通的管道上设置有第二蠕动泵62；
[0018]
所述废水出口221与所述异养部分反硝化进水口31连通的管道上设置有第三蠕动泵63；
[0019]
所述厌氧氨氧化进口51与所述反硝化液出口42连通的管道上设置有第四蠕动泵66。
[0020]
本发明提供了一种利用上述技术方案所述系统高效深度脱氮的方法，包括以下步骤：
[0021]
将富集异养部分反硝化细菌污泥接种到异养部分反硝化反应器3中，将所述餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
‑
nh
4
废水混合作为反硝化进水通入至所述异养部分反硝化反应器3中进行异养部分反硝化，得到异养部分反硝化液；
[0022]
将反硝化活性污泥接种到厌氧氨氧化反应器5中，通入含no2‑
‑
nh
4
废水进行污泥驯化培养，得到富集厌氧氨氧化细菌污泥，然后通入所述异养部分反硝化液进行厌氧氨氧化，处理后的废水达标排放。
[0023]
优选的，所述反硝化进水中氨氮浓度为115～150mg n/l，硝氮浓度为65～75mgn/l，cod浓度为150～380mg codcr/l，cod与n质量比为2.5～5：1。
[0024]
优选的，接种到所述异养部分反硝化反应器3中的富集异养部分反硝化细菌污泥
的初始生物量浓度为2800～3500mg/l。
[0025]
优选的，所述异养部分反硝化液中含有no2‑
的浓度为60～80mg n/l，nh
4
的浓度为48～60mgn/l。
[0026]
优选的，接种到所述厌氧氨氧化反应器5中的富集厌氧氨氧化细菌污泥的初始生物量浓度为2800～3500mg/l。
[0027]
优选的，所述厌氧氨氧化反应器5的运行周期为20～24h，一个运行周期包括6～12min进水、19～22h机械搅拌、40～80min沉淀、10～20min排水和4～8min闲置；所述厌氧氨氧化反应器5的运行总时间为130～300天；
[0028]
所述厌氧氨氧化反应器5的水力停留时间为40～48h。
[0029]
本发明提供了一种高效深度脱氮方法的系统，包括异养部分反硝化反应器3和与所述异养部分反硝化反应器3连通的厌氧氨氧化反应器5。本发明提供的系统，以有机质含量高的餐厨垃圾水解酸化液作为部分反硝化的碳源，实现了实现no2‑
的积累，为厌氧氨氧化反应(nh
4
no2‑
→
no3‑
n2)提供了电子受体，通过异养部分反硝化反应器3和厌氧氨氧化反应器5的耦合，能够高效、深度除去废水中的氮素(硝酸盐、氨氮)和有机碳；以餐厨垃圾水解酸化液作为外部碳源，实现了以废治废，同时减少餐厨垃圾作为有机物造成的环境问题；而且，本发明提供的系统具有能耗低、成本低、污泥产量少和无低温室气体n2o排放的优势，能够实现氮的达标排放。
[0030]
本发明提供了一种高效深度脱氮方法的系统，包括水解酸化反应器1，所述水解酸化反应器1设置有水解酸液出口11；水解酸液进口211与所述水解酸液出口11连通的第一进水装置21；所述第一进水装置21还设置有进水基质出口212；异养部分反硝化进水口31与所述进水基质出口212连通的异养部分反硝化反应器3；所述异养部分反硝化反应器3还设置有异养部分反硝化出液口32和回流水出口33；所述异养部分反硝化反应器3外围设置有控温隔层；废水出口221与所述异养部分反硝化进水口31连通的第二进水装置22，所述第二进水装置22还设置有回流水进口222；反硝化液进口41与所述异养部分反硝化出液口32连通的缓冲池4，所述缓冲池4还设置有反硝化液出口42；厌氧氨氧化进口51与所述反硝化液出口42连通的厌氧氨氧化反应器5，所述厌氧氨氧化反应器5还设置有回流出口52和压力平衡口53；所述厌氧氨氧化反应器5外围设置有加热套。本发明提供的系统中的水解酸化反应器能够实现对于餐厨垃圾的厌氧消化，所得餐厨垃圾水解酸化液中有机质含量高，作为部分反硝化的碳源实现了实现no2‑
的积累，为厌氧氨氧化反应(nh
4
no2‑
→
no3‑
n2)提供了电子受体，通过异养部分反硝化反应器3和厌氧氨氧化反应器5的耦合，能够高效、深度除去废水中的氮素(硝酸盐、氨氮)和有机碳；以餐厨垃圾水解酸化液作为外部碳源，实现了以废治废，同时减少餐厨垃圾作为有机物造成的环境问题；而且，本发明提供的系统具有能耗低、成本低、污泥产量少和无低温室气体n2o排放的优势，能够实现氮的达标排放。
[0031]
本发明提供的方法，餐厨垃圾水解酸化液中溶解性有机质含量高，可作为反硝化过程中理想的外部碳源，反硝化出水后直接进行厌氧氨氧化，实现了异养部分反硝化与厌氧氨氧化耦合，以餐厨垃圾水解酸化液有机质作为部分反硝化碳源，实现no2‑
的积累，为厌氧氨氧化反应(nh
4
no2‑
→
no3‑
n2)提供电子受体。本发明提供的方法能够高效、经济、深度生物脱氮；而且实现以废治废，同时减少餐厨垃圾作为有机物造成的环境问题。
附图说明
[0032]
图1为现有技术中以餐厨垃圾水解液作为碳源进行脱氮的装置图；
[0033]
图2为本发明提供的高效深度脱氮方法的系统图；其中，1
‑
水解酸化反应器，11
‑
水解酸液出口，21
‑
第一进水装置，211
‑
水解酸液进口，212
‑
进水基质出口，3
‑
异养部分反硝化反应器，31
‑
异养部分反硝化进水口，32
‑
异养部分反硝化出液口，33
‑
回流水出口，34
‑
取样口，35
‑
三相分离器，36
‑
控温隔层，22
‑
第二进水装置，221
‑
废水出口，222
‑
回流水进口，4
‑
缓冲池4，41
‑
反硝化液进口，42
‑
反硝化液出口，4
‑
厌氧氨氧化反应器5，51
‑
厌氧氨氧化进口，52
‑
回流出口，53
‑
压力平衡口，54
‑
搅拌器，55
‑
加热套，61
‑
第一蠕动泵，62
‑
第二蠕动泵，63
‑
第三蠕动泵，64
‑
第四蠕动泵。
[0034]
图3为以餐厨垃圾水解酸化液中有机质为碳源的异养部分反硝化耦合厌氧氨氧化进行脱氮的原理示意图；
[0035]
图4为以餐厨垃圾水解酸化液中有机质为碳源的异养部分反硝化耦合厌氧氨氧化的脱氮系统的流程图。
具体实施方式
[0036]
下面结合图2对本发明的高效深度脱氮方法的系统进行详细说明。
[0037]
本发明提供了一种高效深度脱氮方法的系统，包括异养部分反硝化反应器3和与所述异养部分反硝化反应器3连通的厌氧氨氧化反应器5。
[0038]
本发明提供的高效深度脱氮方法的系统，包括养部分反硝化反应器3，养部分反硝化反应器3，所述异养部分反硝化反应器3设置有异养部分反硝化进水口31、异养部分反硝化出液口32和回流水出口33和取样口34；所述取样口的个数优选为3～4个；所述异养部分反硝化反应器3外围优选设置有控温隔层36；在本发明中，所述异养部分反硝化反应器3内优选设置有三相分离器35和温度监控装置。
[0039]
本发明提供的高效深度脱氮方法的系统包括与所述异养部分反硝化反应器3连通的厌氧氨氧化反应器5，所述厌氧氨氧化反应器5设置有厌氧氨氧化进口51、回流出口52和压力平衡口53；所述厌氧氨氧化进口51与所述异养部分反硝化出液口32连通，所述厌氧氨氧化进口51与所述异养部分反硝化出液口32连通的管道上优选设置有第四蠕动泵66。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应器内优选设置有搅拌器54和温度监控装置。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应器优选为序批式反应器(sbr反应器)；所述sbr反应器有效容积优选为为2.2～3.3l；所述sbr反应器的高度优选50～62cm；所述sbr反应器的直径优选7.5～8.0cm。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应器5的材质优选为亚克力管材质，所述壳体的外部优选设置有加热套55。
[0040]
本发明提供了一种高效深度脱氮方法的系统，包括水解酸化反应器1，所述水解酸化反应器1设置有水解酸液出口11；
[0041]
水解酸液进口211与所述水解酸液出口11连通的第一进水装置21；所述第一进水装置21还设置有进水基质出口212；
[0042]
异养部分反硝化进水口31与所述进水基质出口212连通的异养部分反硝化反应器3；所述异养部分反硝化反应器3还设置有异养部分反硝化出液口32和回流水出口33；所述异养部分反硝化反应器3外围优选设置有控温隔层36；
[0043]
废水出口221与所述异养部分反硝化进水口31连通的第二进水装置22，所述第二进水装置22还设置有回流水进口222；
[0044]
反硝化液进口41与所述异养部分反硝化出液口32连通的缓冲池4，所述缓冲池4还设置有反硝化液出口42；
[0045]
厌氧氨氧化进口51与所述反硝化液出口42连通的厌氧氨氧化反应器5，所述厌氧氨氧化反应器5还设置有回流出口52和压力平衡口53；所述厌氧氨氧化反应器5外围优选设置有加热套55。
[0046]
本发明提供的系统包括水解酸化反应器1，所述水解酸化反应器1设置有水解酸液出口11。
[0047]
本发明提供的系统包括第一进水装置21，所述第一进水装置21设置有水解酸液进口211和进水基质出口212；所述水解酸液进口211与所述水解酸液出口11连通。
[0048]
本发明提供的系统包括异养部分反硝化反应器3，所述异养部分反硝化反应器3设置有异养部分反硝化进水口31、异养部分反硝化出液口32和回流水出口33和取样口34；所述异养部分反硝化进水口31与所述进水基质出口212通过管道连通，所述管道上优选设置有第一蠕动泵61；所述回流水出口33与异养部分反硝化进水口31通过管道连通，所述管道上优选设置有第二蠕动泵62；所述取样口34的个数优选为3～4个。在本发明中，所述异养部分反硝化反应器3内优选设置有三相分离器35和温度监控装置。在本发明中，所述异养部分反硝化反应器优选为上流式厌氧污泥床反应器(uasb反应器)；所述uasb反应器的有效容积优选为2.2～3.3l；所述uasb反应器的高度优选108～115cm；所述uasb反应器的直径优选5～6cm。在本发明中，所述异养部分反硝化反应器3的材质优选为亚克力管材质，所述壳体的外部优选设置有控温隔层36，所述控温隔层优选为加热套。
[0049]
本发明提供的系统包括第二进水装置22，所述第二进水装置22设置有废水出口221和回流水进口222；所述废水出口221与所述异养部分反硝化进水口31通过管道连通，所述管道上优选设置有第三蠕动泵63。
[0050]
本发明提供的系统包括缓冲池4，所述缓冲池4设置有反硝化液进口41和反硝化液出口42；所述反硝化液进口41与所述异养部分反硝化出液口31连通。
[0051]
本发明提供的系统包括厌氧氨氧化反应器5，所述厌氧氨氧化反应器5设置有厌氧氨氧化进口51、回流出口52和压力平衡口53；所述厌氧氨氧化进口51与所述反硝化液出口42通过管道连通，所述管道上优选设置有第四蠕动泵66。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应器内优选设置有搅拌器54和温度监控装置。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应器优选为序批式反应器(sbr反应器)；所述sbr反应器有效容积优选为为2.2～3.3l；所述sbr反应器的高度优选50～62cm；所述sbr反应器的直径优选7.5～8.0cm。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应器5的材质优选为亚克力管材质，所述壳体的外部优选设置有加热套55。
[0052]
本发明提供了一种利用上述技术方案所述系统高效深度脱氮的方法，包括以下步骤：
[0053]
将富集异养部分反硝化细菌污泥接种到异养部分反硝化反应器3中，将餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
‑
nh
4
废水混合作为反硝化进水通入至所述异养部分反硝化反应器3中进行异养部分反硝化，得到异养部分反硝化液；
[0054]
将反硝化活性污泥接种到厌氧氨氧化反应器5中，通入含no2‑
‑
nh
4
废水进行污泥
驯化培养，得到富集厌氧氨氧化细菌污泥，然后通入所述异养部分反硝化液进行厌氧氨氧化，处理后的废水达标排放。
[0055]
在本发明中，若无特殊说明，所有的原料组分均为本领域技术人员熟知的市售商品。
[0056]
本发明将富集异养部分反硝化细菌污泥接种到异养部分反硝化反应器3中，将餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
‑
nh
4
废水混合作为反硝化进水通入至所述异养部分反硝化反应器3中进行异养部分反硝化，得到异养部分反硝化液。
[0057]
在本发明中，所述餐厨垃圾水解酸化液优选将餐厨垃圾和厌氧消化污泥进行厌氧消化，得到餐厨垃圾水解酸化液。在本发明中，所述餐厨垃圾的含固率优选为200～250gvs/l，更优选为220～230gvs/l；本发明对于所述餐厨垃圾的来源没有特殊限定，采用本领域技术人员熟知的餐厨垃圾即可；在本发明的实施例中，所述餐厨垃圾优选来源于高校食堂餐厨垃圾混合液。本发明对于所述厌氧消化污泥的来源没有特殊限定，采用本领域技术人员熟知的厌氧消化污泥即可。在本发明中，所述餐厨垃圾和厌氧消化污泥的体积比优选为5～6：1～2，更优选为5.5～5.8：1.5～1.8。在本发明中，所述厌氧消化的温度优选为30～40℃，更优选为35～37℃；所述厌氧消化的ph值优选为6.5～7.5，更优选为7～7.2；所述厌氧消化的时间优选为80～120h，更优选为90～100h；所述厌氧消化优选在水解酸化反应器1中进行。所述厌氧消化后，本发明优选包括将所述厌氧消化的体系进行离心分离，所得上清液即为餐厨垃圾水解酸化液；所述离心分离的转速优选为10000～13000r/min，更优选为11000～12000r/min；所述离心分离的时间优选为10～20min，更优选为15～18min。在本发明中，所述餐厨垃圾水解酸化液的cod浓度为优选150～380mg/l，更优选为200～300mg/l；当所述餐厨垃圾水解酸化液的cod浓度高于380mg/l时，优选利用水对餐厨垃圾水解酸化液进行稀释以使其cod浓度满足150～380mg/l。
[0058]
在本发明中，所述富集异养部分反硝化细菌污泥的制备方法优选包括以下步骤：将所述餐厨垃圾水解酸化液、含no3‑
废水和反硝化活性污泥混合，进行污泥驯化培养，得到富集异养部分反硝化细菌污泥。
[0059]
在本发明中，所述反硝化活性污泥优选为缺氧或厌氧具有反硝化活性的絮状活性污泥；所述反硝化活性污泥在使用前优选进行离心水洗以除去原有基质；所述离心水洗的离心转速优选优选2000～3000r/min，更优选为2500r/min；所述离心水洗的次数优选为3～5次，更优选为4次；所述离心水洗的目的是除去反硝化活性污泥中原有基质。本发明对于所述厌氧消化污泥的来源没有特殊限定，采用本领域技术人员熟知的厌氧消化污泥即可；在本发明的实施例中，所述厌氧消化污泥优选来源于a2o生活污水处理厂缺氧池。在本发明中，所述含no3‑
废水在使用前优选进行除氧处理，所述除氧处理的方式优选为通入氮气进行除氧；所述氮气的通入时间优选为10～20min，更优选为15min；所述氮气的通入量优选为8～15ml/min，更优选为10ml/min。在本发明中，所述含no3‑
废水的cod浓度优选≤0.5mg/l；所述含no3‑
废水中cod与n的质量比优选为3～25：1，更优选为10～20：1。在本发明中，所述餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
废水的体积比优选为1：1～1.5，更优选为1：1～1.2。在本发明中，所述反硝化活性污泥与餐厨垃圾水解酸化液的体积比优选为1～1.5：1，更优选为1.2～1.3：1。在本发明中，所述反硝化活性污泥的初始生物量浓度优选为1600～2000mg mlvss/l，更优选为1800～1900mg mlvss/l。
[0060]
在本发明中，所述污泥驯化培养的温度优选为23～27℃，更优选为24～25℃；所述污泥驯化培养的时间优选为120～250天，更优选为150～200天；所述污泥驯化培养过程中体系的ph值优选为7.5～8，更优选为7.7～7.8；所述ph值优选通过盐酸溶液或氢氧化钠溶液进行调节，所述盐酸溶液的浓度优选为1～2mol/l，更优选为1.5mol/l；所述氢氧化钠溶液的浓度优选为1～2mol/l，更优选为1.5mol/l；所述ph值优选由ph计测定(phs
‑
3c，上海雷磁仪电科学仪器股份有限公司)。在本发明中，所述污泥驯化培养优选在序批式反应器(sbr反应器)中进行；所述sbr反应器的运行(即污泥驯化培养)优选包括第一阶段和第二阶段。在本发明中，所述第一阶段的运行周期优选为4～5h，一个运行周期优选包括6～10min进水、190～220min机械搅拌、30～40min沉淀、10～20min排水和4～10min闲置；所述sbr反应器在每个周期的交换比优选为0.5，水力停留时间(hrt)优选为8～10h；所述第一阶段的总运行时间优选为40～55天。在本发明中，所述第二阶段的运行周期优选为2～3h，一个运行周期优选包括3～10min进水、95～120min机械搅拌、15～20min沉淀、15～20min排水和2～10min闲置，水力停留时间优选为4～6h；所述第二阶段的总运行时间优选为200～300天。所述污泥驯化培养过程中的进水基质包括餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
废水，所述进水基质中有机物的浓度优选为250～450mg cod
cr
/l，更优选为300～400cod
cr
/l，硝氮(no3‑
)的浓度优选为120～150mgn/l，更优选为130～140mg n/l；在本发明的实施例中，所述no3‑
优选由硝酸钠提供。
[0061]
本发明将反硝化活性污泥接种到厌氧氨氧化反应器5中，通入含no2‑
‑
nh
4
废水进行污泥驯化培养，得到富集厌氧氨氧化细菌污泥，然后通入所述异养部分反硝化液进行厌氧氨氧化，处理后的废水达标排放。
[0062]
本发明将反硝化活性污泥接种到厌氧氨氧化反应器5中，通入含no2‑
‑
nh
4
废水进行污泥驯化培养，得到富集厌氧氨氧化细菌污泥。在本发明中，所述含no2‑
‑
nh
4
废水在使用前优选进行除氧处理，所述除氧处理的方式优选为通入氮气进行除氧，所述氮气的通入时间优选为10～20min，更优选为15min，所述氮气的通入量优选为8～15ml/min，更优选为10ml/min；所述含no2‑
‑
nh
4
废水的cod浓度优选≤0.5mg/l；所述含no2‑
‑
nh
4
废水中cod与n的质量比优选为3～25：1，更优选为10～20：1。在本发明中，所述含no2‑
‑
nh
4
废水中no2‑
的浓度优选为60～80mgn/l，更优选为70～75mg n/l；所述含no2‑
‑
nh
4
废水中nh
4
的浓度优选为48～60mg n/l，更优选为50～55mg n/l；在本发明的实施例中，所述nh
4
优选由氯化铵提供，所述no2‑
‑
优选由亚硝酸盐提供。在本发明中，所述富集厌氧氨氧化细菌污泥的初始生物量浓度优选为1600～2000mg mlvss/l，更优选为1800～1900mg mlvss/l。在本发明中，所述反硝化活性污泥与含no2‑
‑
nh
4
废水的体积比优选为1～1.5：1，更优选为1.2～1.3：1。在本发明中，所述污泥驯化培养的条件优选与前述富集异养部分反硝化细菌污泥制备过程中的污泥驯化培养的条件相同，在此不再赘述。
[0063]
得到富集异养部分反硝化细菌污泥后，本发明将所述富集异养部分反硝化细菌污泥接种到异养部分反硝化反应器3中，将所述餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
‑
nh
4
废水混合作为反硝化进水通入至所述异养部分反硝化反应器3中进行异养部分反硝化，得到异养部分反硝化液。
[0064]
在本发明中，所述接种到异养部分反硝化反应器3中的富集异养部分反硝化细菌污泥的接种量优选为500～600ml，更优选为550～560ml；所述富集异养部分反硝化细菌污
泥的初始生物量浓度优选为2800～3500mg/l，更优选为3000～3200mg/l。在本发明中，所述餐厨垃圾水解酸化液中优选还包括ph调节剂，所述ph调节剂优选包括碳酸钠和/或碳酸氢钠；所述餐厨垃圾水解酸化液与所述含no3‑
‑
nh
4
废水的体积比优选为1：1；所述反硝化进水中优选还包括uasb反应器回流水；所述uasb反应器回流水的进水流量和所述餐厨垃圾水解酸化液和含no3‑
‑
nh
4
废水总进水流量之比优选为4～5:1，优选通过蠕动泵转速控制进水流量比例。在本发明中，所述反硝化进水中氨氮(nh
4
)浓度为115～150mgn/l，更优选为120～130mgn/l，所述nh
4
优选由氯化铵提供；所述反硝化进水中硝氮(no3‑
)浓度优选为65～75mgn/l，更优选为70～72mg n/l，所述no3‑
优选由硝酸钠提供；所述反硝化进水中cod浓度优选为150～380mg cod
cr
/l，更优选为200～300mg cod
cr
/l；所述反硝化进水中cod与n质量比优选为2.5～5：1，更优选为3～4：1。在本发明中，所述反硝化进水中的次要成分及其浓度分别为nahco3780.0～800.0mg/l，cacl265.0～70.0mg/l，mgcl2·
6h2o 104.0～110.0mg/l，kh2po49.0～10.0mg/l，k2hpo424.0～25.0mg/l，fecl3·
6h2o 2.5～3.0mg/l，h3bo30.25～0.30mg/l，cuso40.0625～0.0700mg/l，ki 0.1～0.2mg/l，mnso4·
4h2o 0.3125～0.3200mg/l，znso4·
7h2o 0.1875～0.1900mg/l，cocl2·
6h2o 0.25～0.30mg/l。在本发明中，所述异养部分反硝化反应器3中的内部循环流量优选为4～5q(进水流量)。
[0065]
在本发明中，所述异养部分反硝化过程中体系的ph值优选为7.5～8，更优选为7.7～7.8；所述ph值优选通过盐酸溶液或氢氧化钠溶液进行调节，所述盐酸溶液的浓度优选为1～2mol/l，更优选为1.5mol/l；所述氢氧化钠溶液的浓度优选为1～2mol/l，更优选为1.5mol/l；所述ph值优选由ph计测定(phs
‑
3c，雷磁)；所述异养部分反硝化的温度优选为23～27℃，更优选为24～25℃；所述异养部分反硝化的时间优选为100～200天，更优选为150～200天。在本发明中，所述异养部分反硝化过程中发生的反应为：有机c no3‑
→
no2‑
co2。
[0066]
得到富集厌氧氨氧化细菌污泥和异养部分反硝化液后，本发明将所述异养部分反硝化液作为进水通入至厌氧氨氧化反应器5中进行厌氧氨氧化，处理后的废水达标排放。
[0067]
在本发明中，接种到厌氧氨氧化反应器5中的富集厌氧氨氧化细菌污泥的初始生物量浓度优选为2800～3500mg/l，更优选为3000～3200mg/l。
[0068]
在本发明中，所述厌氧氨氧化过程中体系的ph值优选为7.5～8，更优选为7.7～7.8；所述ph值优选通过盐酸溶液或氢氧化钠溶液进行调节，所述盐酸溶液的浓度优选为1～2mol/l，更优选为1.5mol/l；所述氢氧化钠溶液的浓度优选为1～2mol/l，更优选为1.5mol/l；所述ph值优选由ph计测定(phs
‑
3c，雷磁)；所述厌氧氨氧化的温度优选为23～27℃，更优选为24～25℃；所述厌氧氨氧化反应器5的运行周期优选为20～24h，一个运行周期优选包括6～12min进水、19～22h机械搅拌、40～80min沉淀、10～20min排水和4～8min闲置；所述厌氧氨氧化反应器(5)的运行总时间为200～300天；水力停留时间优选为40～48h。在本发明中，所述厌氧氨氧化反应过程中以亚硝氮为电子受体、氨氮为电子供体，在缺氧条件下生成氮气和部分硝氮，发生的反应为：nh
4
no2‑
→
no3‑
n2。
[0069]
本发明以餐厨垃圾水解酸化液中有机质为碳源的异养部分反硝化耦合厌氧氨氧化进行脱氮的原理示意图如图3所示，由图3可知，以餐厨垃圾水解酸化液为碳源实现部分反硝化，并与厌氧氨氧化耦合实现深度脱氮，在此耦合技术中，以餐厨垃圾水解酸化液作为碳源在异养部分反硝化反应器中，实现no2‑
的积累，为厌氧氨氧化反应(nh
4
no2‑
→
no3‑
n2)提供电子受体，从而实现协同脱氮。
[0070]
本发明提供的方法对餐厨垃圾的厌氧消化，以得到的餐厨垃圾水解酸化液中有机质为碳源，进行异养部分反硝化与厌氧氨氧化耦合，从而实现深度生物脱氮；本发明采用的系统具有能耗低、污泥产量少、无/低温室气体n2o排放等优势；餐厨垃圾经水解酸化液中溶解性有机质含量高，可作为反硝化过程中理想的外部碳源，反硝化出水后接厌氧氨氧化，以餐厨垃圾经水解酸化液中的有机质作为部分反硝化碳源，实现no2‑
的积累，为厌氧氨氧化反应(nh
4
no2‑
→
no3‑
n2)提供电子受体，本发明提供的方法能够实现高效、经济、深度的生物脱氮系统，从而实现氮的达标排放；餐厨垃圾水解液可作为脱氮工艺高效可行的替代碳源，通过厌氧消化将餐厨垃圾转化为资源，用作异养部分反硝化高效碳源，去除废水中氮素，实现以废治废，同时减少餐厨垃圾作为有机物造成的环境问题。
[0071]
下面将结合本发明中的实施例，对本发明中的技术方案进行清楚、完整地描述。显然，所描述的实施例仅仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。
[0072]
实施例1
[0073]
采用图4所示的以餐厨垃圾水解酸化液中有机质为碳源的异养部分反硝化耦合厌氧氨氧化的脱氮系统的流程图和图2所示的系统进行脱氮。
[0074]
(1)将5l含固率为200g vs/l的高校食堂餐厨垃圾混合液和1l厌氧消化污泥在水解酸化反应器1中，在35℃、ph＝6.5条件下厌氧消化96h，在12000r/min条件下离心10min，在所得上清液中加入水进行稀释至cod浓度为150～380mg/l，得到餐厨垃圾水解酸化液；
[0075]
(2)取a2o生活污水处理厂缺氧池中絮状活性污泥，使用去离子水在2000～3000rpm/min条件下离心清洗污泥3次以去除活性污泥中的原有基质，得到的反硝化活性污泥作为接种污泥；
[0076]
(3)将1l反硝化活性污泥接种到sbr反应器中，以餐厨垃圾水解酸化液
‑
硝酸钠废水作为进水基质进行第一污泥驯化培养，得到富集异养部分反硝化细菌。其中，sbr反应器有效容积为2.2l(高度为50cm，直径为7.5cm)，反硝化活性污泥的初始生物量浓度为1600mg mlvss/l。sbr反应器的运行分为两个阶段，第一阶段sbr反应器的运行周期为4h(从第1天开始)，包括6min进水、190min机械混合反应、30min沉淀、10min倾倒和4min空转，sbr反应器在每个周期交换比为0.5，水力停留时间(hrt)为8h；第二阶段(第46～250天)sbr反应器的运行周期为2h，包括3min进水、95min机械搅拌、15min沉淀、15min出水和2min闲置，hrt降低到4h，进水氮负荷增加了1倍。通过加入1mol/l盐酸溶液或1mol/lnaoh溶液，将sbr反应器内的ph始终控制在7.8～8.2，sbr反应器通过外部的加热套进行加热，温度控制装置的温度探头深入反应器内，进行温度监测，并将温度控制在25℃。餐厨垃圾水解酸化液
‑
硝酸钠废水中有机质浓度为480mg cod
cr
/l，no3‑
浓度为120mg n/l，cod/n质量比控制在3～25：1。
[0077]
(4)将500ml、初始生物量浓度为2800mg/l的富集异养部分反硝化细菌污泥接种至1.2l uasb反应器3中(有效反应体积为2.0l，高度为110cm，内径为5.0cm)，将进水基质通过异养部分反硝化进水口31通入至uasb反应器3中进行异养部分反硝化，得到异养部分反硝化液。其中，通过uasb反应器壳体外围包裹的加热套36控制温度为23～27℃，uasb反应器上部设有三相分离器35和温度监控装置，uasb反应器3中的内部循环流量为4q。进水基质(反硝化进水)的ph控制在7.5～8.0；进水基质包括位于第一进水装置21内的进水a溶液和位于
第二进水装置22内的进水b溶液，进水a溶液为餐厨垃圾水解酸化液、碳酸氢钠和经回流水出口流出的uasb反应器回流水，通过第一蠕动泵61和第二蠕动泵控住62控制进水a溶液中uasb反应器回流水与餐厨垃圾水解酸化液
‑
硝酸钠
‑
碳酸氢钠溶液的进水流量比为4；进水b溶液中含有硝酸钠、氯化铵以及sbr反应器4的回流溶液，进水基质出口212流出的进水a溶液与经废水出口221流出通过第三蠕动泵63控住流量的进水b溶液经异养部分反硝化进水口31进入uasb反应器3中；进水基质中cod浓度为150mg cod
cr
/l，nano3的浓度为70mg n/l，cod/n质量比为2.5:1，nh4cl浓度为115.0mg/l；进水基质中还含有次要成分，在不同阶段的培养过程中的成分与浓度保持不变，次要成分及其浓度分别为nahco3780.0 mg/l，cacl265.0 mg/l，mgcl2·
6h2o 104.0mg/l，kh2po49.0 mg/l，k2hpo424.0 mg/l，fecl3·
6h2o 2.5mg/l，h3bo30.25 mg/l，cuso40.0625 mg/l，ki 0.1mg/l，mnso4·
4h2o 0.3125mg/l，znso4·
7h2o 0.1875mg/l，cocl2·
6h2o 0.25mg/l。异养部分反硝化反应器出水氨氮浓度为112.7mg/l，硝氮浓度为5.3mg n/l，亚硝氮浓度为62.5mgn/l。
[0078]
(5)将反硝化活性污泥接种到sbr反应器4中，按照步骤(3)的方法制备富集厌氧氨氧化细菌污泥，与步骤(3)的区别为进水基质为硝酸钠
‑
氯化铵废水，硝酸钠
‑
氯化铵废水中no2‑
浓度为60mg n/l，nh
4
浓度为48mg n/l。sbr反应器4中富集厌氧氨氧化细菌污泥的体积为500ml、初始生物量浓度为2800mg/l，将步骤(4)得到的经异养部分反硝化出液口32流出的异养部分反硝化液经反硝化液进口41收集至缓冲池4中，作为sbr反应器4的进水基质通过第四蠕动泵65经厌氧氨氧化进口通入至sbr反应器4中，进行后续氧氨氧化脱氮，其中进水基质中含有未被异养部分反硝化消耗的氨氮以及异养部分反硝化产生的亚硝氮。所述厌氧氨氧化过程中体系的ph值为7.5～8，厌氧氨氧化的温度优选为23～27℃；sbr反应器4的运行周期为20h，以运行周期包括6min进水、19h机械搅拌、40min沉淀、10min出水和4min闲置，sbr反应器在每个周期交换比为0.5，水力停留时间(hrt)为40h；运行总时间为158天。完成一个运行周期后(20h)，sbr反应器4的出水(即uasb反应器和sbr反应器4耦合除氮后的出水)中氨氮浓度为2.3mgn/l，硝氮浓度为0.5mgn/l，亚硝氮浓度为0mgn/l。
[0079]
实施例2
[0080]
按照实施例1的方法进行深度除氮，与实施例1的区别在于，步骤(4)的进水基质中nh4cl浓度为115.0mg/l，nano3的浓度为70mgn/l，cod浓度为280mg cod
cr
/l，cod/n质量比为4:1，进水基质中次要成分浓度保持不变；运行一个周期后，异养部分反硝化液中氨氮浓度为112.2mg n/l，硝氮浓度为0.6mg n/l，亚硝氮浓度为10.5mgn/l；步骤(5)中，运行一个周期后，sbr反应器4的出水中氨氮浓度为100.9mgn/l，硝氮浓度为0.2mg n/l，亚硝氮浓度为0.1mgn/l。
[0081]
实施例3
[0082]
按照实施例1的方法进行深度除氮，与实施例1的区别在于，步骤(4)的进水基质中nh4cl浓度为115.0mg/l，nano3的浓度为70mg n/l，cod浓度为350mg cod
cr
/l，cod/n质量比为5:1，进水基质中次要成分浓度保持不变；运行一个周期后，异养部分反硝化液中氨氮浓度为113.1mg n/l，硝氮浓度为0.5mgn/l，亚硝氮浓度为0.2mg n/l；步骤(5)中，运行一个周期后，sbr反应器4的出水中氨氮浓度为110.8mgn/l，硝氮浓度为0mg n/l，亚硝氮浓度为0.1mgn/l。
[0083]
对比例1
[0084]
按照实施例1的方法进行深度除氮，与实施例1的区别在于，步骤(4)的进水基质中nh4cl浓度为115.0mg/l，nano3的浓度为70mg n/l，将进水基质中碳源餐厨垃圾水解酸化液替换为乙酸钠，进水基质中乙酸钠的浓度为175mg cod
cr
/l，进水基质中次要成分浓度保持不变，运行一个周期后，异养部分反硝化液中氨氮浓度为113.1mgn/l，硝氮浓度为4.2mgn/l，亚硝氮浓度为63.3mg n/l；步骤(5)中，运行一个周期后，sbr反应器4的出水中氨氮浓度为1.5mg n/l，硝氮浓度为0.3mg n/l，亚硝氮浓度为0.1mg n/l。
[0085]
以上所述仅是本发明的优选实施方式，应当指出，对于本技术领域的普通技术人员来说，在不脱离本发明原理的前提下，还可以做出若干改进和润饰，这些改进和润饰也应视为本发明的保护范围。