接种厌氧絮状污泥的厌氧氨氧化反应器的快速启动

接种厌氧絮状污泥的厌氧氨氧化反应器的快速启动
赖玮毅;龚逸;赵旭飞;王一渌;周伟丽
【摘要】厌氧氨氧化技术因其节能、运行费用低、不需添加有机物等优点而备受关注,但反应器启动慢是该技术面临的瓶颈问题.为了加速厌氧氨氧化反应器的启动,该研究在两个不同阶段中先后在同一UASB反应器中接种絮状污泥和添加颗粒活性炭,以含NH4+-N和NO2--N的人工配水为进水,进行连续试验,并在试验过程中调整运行参数,最终添加活性炭的絮状污泥反应器在运行85 d后成功启动厌氧氨氧化过程,总氮去除率稳定在80％～90％.结果表明在使用活性炭吸附法固定化时,反应器启动迅速,活性炭可以成为厌氧氨氧化菌的理想载体.%The process of anaerobic ammonium oxidation (Anammox) has attracted much attention for its advantages such as energy-saving, low operation cost, no need of adding organic matter, etc. However, the start-up of Anammox reactors seeded with regular anaerobic flocculent sludge takes long time. In order to shorten the start-up time, a lab scale of UASB reactor was seeded with anaerobic floccuJent sludge and granular activated carbon (CAC) in two different stages and fed with synthetic wastewater containing ammonia and nitrite. Finally, the Anammox reactor was started up within 85 d, and the total nitrogen removal rate varied form 80 % to 95 %. The results show that the biological activated carbon (BAC) system can greatly improve the start-up of the Anammox reactor and CAC can be the excellent carrier for the Anammox bacteria.
【期刊名称】《净水技术》
【年(卷),期】2012(031)002
【总页数】5页(P42-46)
【关键词】厌氧氨氧化;升流式厌氧污泥床(UASB)反应器;絮状污泥;活性炭
【作者】赖玮毅;龚逸;赵旭飞;王一渌;周伟丽
【作者单位】上海交通大学环境科学与工程学院,上海200240;上海交通大学环境
科学与工程学院,上海200240;上海交通大学环境科学与工程学院,上海200240;上
海交通大学环境科学与工程学院,上海200240;上海交通大学环境科学与工程学院,
上海200240
【正文语种】中文
【中图分类】TU992
Anammox（anaerobic ammonium oxidation，厌氧氨氧化）是20世纪90年代中期由荷兰Delft技术大学开发的一种新型生物脱氮技术，是在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NO2-为电子受体，以NH4+为电子供体，将两种氮同时转化
为N2的生物反应过程如式（1）[1-3]：
研究表明该工艺存在着一些缺陷。

厌氧氨氧化菌生长缓慢，世代时间长，生物量难以维持[5]；厌氧氨氧化菌对光和氧气十分敏感[6]；厌氧氨氧化反应器启动时间较长，国内外使用普通好氧污泥、厌氧污泥作为种泥的试验，启动时间都很长。

杨洋等[7]在三个不同UASB反应器中分别接种不同的普通污泥，分别历经225、220、250d启动反应器；张少辉等[8]在升流式生物膜反应器中接种污水厂厌氧消化污泥
与养殖场厌氧污泥的混合污泥，历时110d启动反应器。

为解决这一问题，本研究拟采用生物活性炭（biological activated carbon，BAC）的方法，发挥活性炭吸附和生物降解的协同作用，对接种普通厌氧污泥的厌氧氨氧化反应器的快速启动方法进行探究。

同时，对活性炭作为厌氧氨氧化菌的载体的可行性进行探讨。

1 材料与方法
1.1 试验装置及流程
试验装置为有机玻璃制成的UASB反应器，如图1所示。

内径为88mm、有效高度为0.95m、有效容积为6.2L。

进水由反应器底部泵入，经顶部三相分离区进行
固液气三相分离后，出水经溢流槽排出，进入收集容器，每天计量处理水容积并采取出水水样。

产气从反应器顶部逸出排放。

反应器内的温度通过水浴夹套中的热水循环控制，维持温度为（35±2）℃。

反应器表面用铝箔包裹，避免光照对厌氧氨
氧化反应的影响。

图1 试验装置与流程Fig.1 Experimental Apparatus and Process
1.2 试验方法
根据反应器中接种污泥的不同，将研究分为两个阶段。

第一阶段采用普通厌氧污泥；第二阶段则是在上一阶段的基础上，即在该上一阶段反应器运行至56d时，向反
应器中加入约200g直径约为1mm的颗粒活性炭，其他条件不变。

采用人工配水进行连续试验，考察反应器运行过程中的脱氮效率、最佳运行条件，找到使自养反硝化反应器较快启动的途径。

1.3 试验用水
进水为用自来水配制的模拟含氨氮、亚硝酸氮废水，组分如表1所示。

在第一阶
段反应器运行初期，进水氨氮浓度为40.2mg／L、亚硝酸氮浓度为51.0mg／L、进水pH值维持在6.0～7.0。

随着试验的进行，进水浓度不断调整，但是在浓度变
化过程中，各组分的比例不变。

进水中加入适量微量元素，每10L中添加微量元素混合液（具体组成见表2）
1mL，以满足微生物生长需求，促进生物反应的顺利进行。

因厌氧氨氧化菌对氧气非常敏感，在1～79d时，用氮气对进水进行吹脱使水中溶解氧降低到1mg／L以下；79d后，反应器运行稳定，取消氮气吹脱，进水实测
溶解氧浓度为3～7mg/L。

表1 配水组成Tab.1 Composition of Synthetic Wastewater组分浓度／（mg·L-1）NH4Cl NaNO2 Na2HPO4·12H2O NaCl KCl CaCl2 MgSO4 NaHSO4 25641916172.533.425.157.0650
表2 微量元素混合液组成Tab.2 Composition of Mixed Liquid Containing Trace Element组分浓度／（mg·L-1）KCl MgCl2·6H2O NH4Cl
MgSO4·7H2O FeCl3·6H2O CoCl2·6H2O NiCl2·6H2O
57.081.085.025.042.01.81.8
1.4 接种污泥
第一阶段反应器中的污泥采自上海市闵行污水处理厂曝气池污泥回流井，长期搁置后成为厌氧污泥。

第二阶段，在上一阶段反应器运行至56d时，向反应器中加入
约200g活性炭。

1.5 分析项目及测试方法
按《水和废水监测分析方法》[9]的要求进行分析，由于进水中不添加任何有机物，总氮以三种无机氮总和计算，具体分析项目及设备见表3。

表3 分析项目及分析设备Tab.3 Analytical Methods and Instruments分析项目分析方法仪器型号DO —NH4+-N NO2--N NO3--N水杨酸-次氯酸盐光度法
N-（1-萘基）-乙二胺光度法酚二磺酸光度法HI9143HANNA型溶解氧测定仪
UV1800紫外可见分光光度计同上同上
反应器产气逸出管道上设置气体采样口，每阶段采取气体，用气相色谱（GC14A-TCD，岛津）法检测其组分。

2 试验结果与讨论
2.1 总氮负荷及HRT的变化情况
反应器运行初期，总氮负荷为0.029kgN／m3·d，随着运行时间的推移负荷逐渐
提高，到第155d时达 0.44kgN／m3·d。

总氮负荷及水力停留时间（HRT）随运行时间的变化如图2所示。

图2 总氮负荷及水力停留时间Fig.2 TN Loading and HRT
2.2 NH4+-N变化情况
第一、第二阶段进出水NH4+-N变化情况及去除率分别如图3虚线左右两边所示。

图3 进出水NH4+-变化Fig.3 Variation of NH4+-N Concentration and Removal Rate
反应器在运行的前10d，出水氨氮浓度稍稍高于进水。

从第11d开始，氨氮去除
率逐渐上升，在第15d之后，去除率保持在40%左右，表明反应器内的微生物得到了一定程度的驯化。

第45d提高反应器容积负荷之后，去除率受到轻微影响，
下降至38%左右。

反应器运行至第55d，氨氮去除率没有进一步明显的变化。

反应器加入活性炭之后，出水氨氮浓度呈现先急剧下降后上升，再缓慢下降的过程；而去除率则先急剧增高再下降然后缓慢升高（如图3虚线右边所示）。

这是因为
活性炭具有强烈的吸附作用，加入后3d内，水中氨氮因被吸附而明显降低；之后由于吸附作用趋于饱和氨氮去除率渐渐下降；随着时间的推移，生物活性炭的效果慢慢显现，氨氮的去除率逐步提高。

第61d至第85d，氨氮的去除率平稳上升，
第85d之后去除率接近100%。

虽然此后反应器总氮负荷逐步提高至最初的15倍，HRT也逐渐缩短至原来的1／7.5，但是去除率始终能保持在90%以上。

2.3 NO2--N及NO3--N变化情况
图4、图5分别是NO2--N、NO3--N的变化情况。

图4 进出水NO2--N变化Fig.4 Variation of NO2--N Concentration and Removal Rate
图5 进出水NO3--N变化Fig.5 Variation of NO3--N Concentration
亚硝酸根可以通过厌氧氨氧化反应和硝化反应两种途径被去除，故试验中NO2--N的去除率一直保持着较高水平。

经过第1～3d的适应期后，亚硝酸盐的去除率就稳定在95%以上。

第45d提高负荷之后，去除率受到明显影响，逐渐降低至60.9%。

在加入活性炭后，NO2--N的去除率基本保持在98%以上，数次提高进水浓度及总氮容积负荷均没有对其造成明显影响。

无论是厌氧氨氧化反应还是硝化反应，都会有NO3--N生成，故NO3--N的出水浓度随着NO2--N的进水浓度变化而变化。

因此尽管进水中并未添加硝酸盐氮，但作为重要中间产物，无论在异养还是自养反硝化中，硝酸氮均起着重要的作用，故出水中硝酸氮始终占有相当的比例。

反应器运行的前5d，随着出水的氨氮的减少和亚硝酸氮的稳定转化，出水硝酸氮浓度先减少后又缓慢升高。

推测反应器启动初期，混合污泥中固有的硝化菌将进水中的氨氮氧化为亚硝酸氮及硝酸氮，同时污泥中还可能存在有机物和反硝化菌，反应器中存在异养反硝化过程，使得反应器中的硝酸氮逐渐降低。

当污泥中的有机物被异养菌消耗完全后，厌氧氨氧化和硝化作用成为反应器中的主要过程，硝酸氮浓度升高。

因此，第45～55d，NO3--N出水浓度随着NO2--N进水浓度的升高而明显升高。

在第79d取消对进水的氮气吹脱并提高进水浓度后，NO3--N的生成量仍保持平稳，并且相对于前一阶段略低。

2.4 总氮去除情况
图6为总氮变化情况。

图6 进出水总氮的变化Fig.6 Variation of TN Concentration and Removal Rate
反应器在经历了最初20d的适应阶段之后，第一阶段的总氮去除率一直保持在45%左右。

根据厌氧氨氧化反应的总反应方程式，去除NH4+-N∶去除NO2--N∶生
成NO3--N的理论值为1∶1.32∶0.26，但是第一阶段第20～55d中这一比值为1∶4.67∶2.08，与理论值相差甚远。

由此推测，氮的去除部分是由于硝化、反硝
化作用，因为污泥中存在一些有机物以及反硝化菌，反应器存在异养反硝化过程；随着反应器运行时间的增加，污泥中的有机物逐渐消耗，而反应器仍能保持一定水平的总氮去除率，推测反应器内厌氧氨氧化反应渐渐增强。

这一阶段的运行情况也说明如果不添加载体，仅仅依靠生物降解作用，厌氧氨氧化反应器的有效性十分有限。

在加入活性炭之后的3d，由于活性炭强烈的吸附作用，出水的三氮浓度都非常低。

3d后，出水三氮浓度逐渐升高并且稳定在一定范围内。

这是因为活性炭对物质的
单纯吸附作用较为有限，3d之后，单纯吸附作用逐渐失去主导地位，取而代之的
则是吸附和生物降解的协同作用，在此协同作用下，总氮去除率逐渐由59.2%稳
步升高到80%以上。

随着总氮容积负荷不断提高，去除率虽有一定的波动，但是
一直保持在85%左右。

2.5 反应器内的污泥变化
在第100d取出反应器中的污泥，观察发现污泥由最初的黑色变成棕红色。

根据文献，厌氧氨氧化菌呈红色[10]，由于反应器中添加了黑色的颗粒活性炭，故污泥呈现棕红色。

2.6 气体组分的变化
反应器产气量极小，无法用气表记量，但是产气的气体组分可以从侧面反映反应器
内部厌氧氨氧化微生物的活性。

气体分析结果如表4所示。

表4 反应器产气气体分析Tab.4 Composition of Biogas in Reactor运行时间／
d含量氮气／% 氧气
／%445582849184.0284.8290.6190.8993.6615.9815.189.389.116.34
气体分析表明，在反应器运行的第一阶段第44、55d，反应器气体出口处氮气组
分（84.02%和84.82%），略高于空气中氮气含量，表明该阶段后期反应器中有
氮气生成，厌氧氨氧化菌逐渐得到驯化。

而在第二阶段中，该数值明显高于空气中氮气含量，也显著高于第一阶段。

表明反应器中氮气生成量高于第一阶段，且随着总氮负荷的提高呈增长趋势。

2.7 讨论
在第二阶段，污泥中的有机物基本耗尽，推测不存在异养反硝化。

且反应器成功启动后（第85～160d）去除NH4+-N∶去除NO2--N∶生成NO3--N的比值为
1∶1.44∶0.23，与理论值基本相符。

由此可推断，反应器中发生了厌氧氨氧化反应，反应器成功启动。

加入活性炭之后，反应器的变化非常显著。

分析反应器成功启动的原因，加入活性炭后，由于其吸附能力强，起到吸附、粘附的作用，作为颗粒污泥的“晶核”，促进污泥的颗粒化效果[11]，有利于厌氧氨氧化菌的生长繁殖；活性炭的吸附还起到了富集微生物、使反应物浓度局部增大的作用，有利于反应物被厌氧氨氧化菌利用。

另外，杨凌等[12]在研究活性炭固定耐冷菌对硝基苯的降解特性的影响中发现，活性炭有利于快速降解硝基苯。

结合Anammox反应器启动可以推测，活性炭也在
一定程度上屏蔽了外界环境对微生物的不良影响，可能减弱了进水中亚硝酸盐和溶解氧等对细菌的毒性抑制作用，从而提高了厌氧氨氧化菌在恶劣环境下的生存机会。

表5为两个阶段试验的比较。

表5 两阶段试验的比较Tab.5 Comparison of Two Stages’Experiment运行时
间／d 第一阶段（絮状污泥）第二阶段（BAC）总氮去除效果／%亚硝酸氮去除情况产气中氮气含量／%总氮负荷／（kgN·m-3·d-1）启动成功与否／启动时间／d 进水是否必须脱氧污泥沉淀性能40左右不彻底，不稳定84～850.060以下本研究不成功，文献中110[8]～320[13]是较差80～95彻底，稳定90～950.44，尚有提高空间85，成功否较好
由表5可知，尽管厌氧氨氧化反应器启动极其困难，如果能选用合适的载体，不仅可以大大加快启动速度，而且可以降低该工艺的运行成本、提高其处理能力、简化运行管理，从而为该技术的实际应用奠定基础。

3 结论
（1）本研究在UASB反应器中接种普通厌氧污泥，在运行55d后，向反应器中加入颗粒活性炭，85d内成功启动了厌氧氨氧化反应器。

（2）活性炭可以成为厌氧氨氧化菌的理想载体，在反应器中添加活性炭对反应器的启动有很大的促进作用。

（3）反应器启动之后，对进水水质的变化有一定的抗冲击负荷能力，在反应器总氮容积负荷由0.086kgN／m3·d 提高到 0.44kgN／m3·d 的过程中，总氮去除率稳定在80%～95%。

此外，对水中溶解氧有一定的耐受能力，在取消氮气吹脱之后，反应器的性能并没有受到明显的影响。

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