净水技术|利用固定床生物膜反应器快速启动厌氧氨氧化工艺

小编导读

以固定填料填充床生物膜反应器为厌氧氨氧化反应器，采用低负荷培养法培养富集厌氧氨氧化菌，并研究其脱氮效能。结果表明，低负荷培养法可以在较短时间内(40 d左右)快速启动厌氧氨氧化反应器；稳定期反应器出水氨氮和亚硝氮去除率均接近100%。系统在受到高浓度有机物和NO^2--N抑制后恢复时间较短，恢复后，出水水质稳定、系统耐冲击负荷强。上流式固定床反应器具有高负荷和高效率的优点，反应器的基质氮去除速率可达2.79 kg N/(m³·d)。

厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX）是指一类浮霉菌属细菌在厌氧条件下以亚硝酸盐为电子受体氧化铵盐，最终产生N₂和少量硝酸盐的过程。与传统生物脱氮技术相比，厌氧氨氧化反应具有无需外加有机碳源、污泥产量少、温室气体排放量低等优点，大大地节约能源、降低了运行成本。厌氧氨氧化菌的发现给污水处理工艺的发展带来了新的契机，成为近年来污水处理领域的热点。

本试验以城市生活污水亚硝化出水为基本水质进行配水，通过调控进水（pH、NH₃-N 浓度、NO₂^--N浓度）、水力停留时间等条件，研究了厌氧氨氧化的快速启动和脱氮效能，考察系统失稳以及失稳后的恢复情况，并对其脱氮过程进行了分析。

1

试验材料与方法

1.1

试验装置

研究采用的反应器如图1所示，反应器由有机玻璃制成，有效容积1.9 L，反应器置于水浴中并配有温控装置。填料为改性微生物膜载体，其主要成分为高密度聚乙烯。试验期间，反应器内温度恒定为（32±1）℃。进水由蠕动泵泵入反应器，基质（氨氮和亚硝酸盐氮）随水流上升运动，由厌氧氨氧化菌转化为氮气，经由三相分离器分离，氮气从反应器顶部的气室溢出，出水从反应器上部的溢流堰排出。

1.2

试验用水与接种污泥

试验原水采用实验室短程硝化反应器出水，原水水质如表1所示，根据Anammox反应器氨氮负荷大小，按照比例加入氯化铵、亚硝酸钠获得试验用水。厌氧氨氧化反应器接种污泥为厌氧生物滤池污泥。

1.3

分析项目与方法

COD采用密闭回流法测定；TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定；NH₃-N采用纳氏试剂分光光度法测定；NO₂^--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定；NO₃^--N采用紫外分光光度法测定。

2

结果与讨论

2.1

厌氧氨氧化反应器的启动与运行

厌氧氨氧化菌普遍存在于自然界，接种普通污泥可以成功启动ANAMMOX反应器，但是为了缩短反应器启动时间，本试验采用实验室运行的厌氧生物滤池的污泥进行接种。考虑到厌氧氨氧化接种污泥中厌氧氨氧化菌数量较少且活性较低，启动阶段，在低基质浓度高上升流速的培养条件下，富集厌氧氨氧化菌群数量并提高其活性。运行过程中，进水pH值为7.1±0.1，水力停留时间为6.5h，回流比约为15。

厌氧氨氧化系统启动阶段氮素变化如图2、图3所示。前20 d，因为进水浓度较低（NH₃-N浓度约为35.53 mg/L，NO₂^--N浓度约为36.62 mg/L），污泥具有一定的适应性，但NH₃-N和NO₂^--N的去除率仅为26.58%和37.36%，系统出水COD去除量明显，仅有少量的硝酸盐氮生成，系统反硝化作用较强。随后逐步提高系统的进水总氮浓度，进水总氮负荷由开始的0.5 kg N/(m³·d)增加至第90 d的3.58 kg N/(m³· d)，主要目的是增强反应系统的厌氧氨氧化能力。

自30 d起，反应器的厌氧氨氧化活性开始显现，氨氮和亚硝酸盐氮的去除量、硝酸盐氮的生成量均有增加，NH₃-N和NO₂^--N的去除率提升到85.21%和85.95%。第40 d开始，提高进水TN负荷，进水NH₃-N浓度约为82.5 mg/L，NO₂^--N浓度为100.6 mg/L，而系统△NO₂^--N/△NH₃-N和△NO₃^--N/△NH₃-N分别为1.31和0.37，则认为厌氧氨氧化系统成功启动。第65 d时，逐步提高进水氨氮和亚硝酸盐氮浓度，由于反应器中厌氧氨氧化活性趋于稳定，出水亚硝酸盐氮和氨氮浓度快速下降并处于较低水平，NH₃-N＜0.9 mg/L，去除率高达99.3%；NO₂^—N＜3.0 mg/L，去除率高达97.7%。与前期相比，TN去除率也有了大幅度提升，而产生的硝酸盐氮也有了明显的提高，厌氧氨氧化系统TN去除率达到80%，系统容积氮去除负荷从初期的0.2 kg N/(m³·d)上升到2.79 kg N/(m³·d)，TN去除率高达83.5%，略低于理论值。

2.2

厌氧氨氧化系统破坏与恢复

厌氧氨氧化菌是一种生长极其缓慢的化能自养菌，对外界条件的变化极其敏感。因此，在厌氧氨氧化工艺长期运行过程中需要严格地控制反应条件，如果出现脱氮性能恶化，需要及时调控，否则可能导致反应系统崩溃。试验中，考察了加入亚硝化垃圾渗滤液出水运行时工艺失稳的情况。

自90 d起，加入稀释了10倍的亚硝化垃圾渗滤液出水，垃圾渗滤液水质如表2所示，进水氨氮为45 mg/L，亚硝酸盐氮60 mg/L，以此浓度运行了10 d，结果如图4、图5所示。氨氮去除率在95%，亚硝酸盐氨的去除率达到98%，系统出水TN＜150 mg/L。从第100 d起，加大了掺入进水的浓度，氨氮浓度高达450 mg/L，亚硝酸盐氮浓度为360 mg/L，当天氨氮去除率下降到30%，亚硝酸盐氮还保持较高的去除率。经过约8 d的运行，氨氮去除率下降到20%，亚硝酸盐氮的去除率仅约30%。Lotti等研究表明当NO₂^--N浓度为400 mg/L时，厌氧氨氧化活性降低50%。Chamchoi 等发现在UASB连续流中，当COD浓度＞300mg/L时会抑制AnAOB的活性。因此可以认为高浓度有机物和NO₂^--N对厌氧氨氧化菌产生了抑制作用，最终导致厌氧氨氧化系统崩溃。

系统恢复时，必须及时用清水从反应器内洗出残余基质，以缓解高浓度NO₂^--N对系统的抑制作用，再通过降低进水负荷，使反应器性能逐渐恢复。从第115 d起，改变反应器水力停留时间为13 h，并使用系统崩溃前水质进行恢复，经过约15 d的运行，氨氮去除率达到95%，亚硝酸盐去除率＞90%，去除负荷也从90 d时的0.5kg N/（m³·d），恢复到系统崩溃前水平，系统得以恢复。之后的100 d，逐步提高配水TN负荷，当进水NH₃-N和NO₂^--N高达350 mg/L和380 mg/L的情况时，出水浓度均＜10 mg/L，TN去除率高达81.2%。

2.3

厌氧氨氧化反应器的运行特性

在厌氧氨氧化反应器运行过程中，伴随着NH₃-N和NO₂^--N的去除，有少量NO₃^--N生成，氨氮的去除量、亚硝酸盐氮的去除量、硝酸盐氮的理论生成量之比为1：1.32：0.26。如图6所示，试验发现运行前期氨氮和亚硝酸盐氮的去除量没有明显的规律，且波动较大。运行40 d后，△NO₃^--N/△NH₄⁺-N均值为1.15，△NO₂^--N/△NH₄⁺-N为0.23，均低于理论值。原因可能为本试验中进水COD_Cr为60.6 mg/L，出水COD_Cr为48.4 mg/L，在反应器中COD_Cr去除量均值为12.2 mg/L，这说明发生了异养反硝化作用，即厌氧氨氧化生产的NO₃^--N会被反硝化菌还原为NO₂^--N，继而再与水中NH₃-N发生厌氧氨氧化反应，这就会导致反应器表现出来的△NO₂^--N/△NH₃-N，△NO₃^--N/△NH₃-N均变小。

当系统状态失稳后，厌氧氨氧化反应计量学关系立即被打破，如图7所示，第90~115 d，△NO₂^--N/△NH₃-N和△NO₃^--N/△NH₃-N的波动较大且没有规律，系统恢复后，直至第135 d，△NO₂^--N/△NH₃-N和△NO₃^--N/△NH₃-N才接近系统失稳前的数值，此时△NO₂^--N/△NH₃-N和△NO₃^--N/△NH₃-N分别为1.09和0.27。

3

结论

（1） 通过接种厌氧生物滤池污泥，在低基质浓度、高上升流速的培养条件下，反应器启动40 d后，总氮去除率达到70.5%，实现了厌氧氨氧化反应器的快速启动。

（2）高负荷运行的厌氧氨氧化反应器中，氨氮的去除率均值为98.8%，亚硝酸盐氮的去除率高达96.6%。系统容积负荷从初期的0.2 kg N/(m³·d)上升到3.52 kg N/(m³·d)，TN去除率高达83.5%。

（3）系统受到高浓度有机物和NO^2--N抑制后，系统稳定性遭到破坏；使用低浓度废水进行恢复，经过15 d的恢复到稳定前水平，厌氧氨氧化反应器可以高效去除污水中的 NO^2--N和NH₃-N，并且浓度均可以控制在较低水平。

（4） 厌氧氨氧化反应器表现出来的△NO^2--N/△NH₃-N和△NO^3--N/△NH₃-N分别为1.09和0.27；除了反应了厌氧氨氧化反应特性，同时也包含了可能存在的反硝化反应和硝化反应。

孟钦伟

南京工业大学城市建设学院

主要从事污水处理及资源化研究工作

本文刊载于《净水技术》2017 年第四期。

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