常温条件下OLAND工艺启动研究

张 沙，汪 涛，刘鹏霄，黄 超，彭 蕊

（1.河北工业大学能源与环境工程学院，天津300401；2.北京航天计量测试技术研究所，北京100076）

常温条件下OLAND工艺启动研究

张 沙1，汪 涛1，刘鹏霄2，黄 超1，彭 蕊1

（1.河北工业大学能源与环境工程学院，天津300401；2.北京航天计量测试技术研究所，北京100076）

探讨了常温下在固定床生物膜反应器中接种普通活性污泥、用人工模拟废水启动OLAND工艺的方法。实验温度控制在23~26℃，水力停留时间为2 d，初始进水NH4+-N为50 mg/L。结果表明，31 d首次出现总氮去除；第45天进水NH4+-N提升至60 mg/L，总氮和NH4+-N去除率分别达到89.54%、95.45%。第65天进水NH4+-N达到100 mg/L，总氮和NH4+-N去除率分别为77.64%、87.17%，总氮去除速率达到最大值38.82 g/（m3·d），标志着OLAND工艺成功启动。该技术可满足城市生活污水的除氮需求。

OLAND工艺；常温；启动；亚硝酸累积；厌氧氨氧化

限氧自养硝化反硝化（OLAND工艺）是基于亚硝酸型硝化和厌氧氨氧化脱氮技术而开发的生物脱氮新工艺，由比利时Ghent大学微生物生态实验室开发〔1〕。该工艺包括2个过程：限氧条件（0.1~0.3 mg/L）下，将废水中的NH4+氧化成NO2-；在厌氧条件下，剩余等物质的量的NH4+与生成的NO2-发生Anammox反应，实现NH4+的脱除。该工艺的关键是控制水中的溶解氧（DO），将部分NH4+氧化成NO2-，实现亚硝化阶段的稳定出水比例〔n（NH4+）∶n（NO2-）= 1∶（1.2±0.2）〕，从而为后期的Anammox工艺提供理想进水，提高系统的脱氮效能。

限氧亚硝化-厌氧氨氧化工艺属于Anammox工艺的一种，与传统生物脱氮工艺比较，其电子供体来源于NH4+-N氧化的NO2--N，节省100%的电子供体投加量，且对低碳氮比、高氨氮废水有很大的应用前景。N.Bernet等〔2〕在生物膜反应器中，0.5 mg/L以下DO条件下得到90%的亚硝酸累积率，但通过控制DO很难将硝化完全控制在亚硝化阶段，通常出水中都有少量NO3--N〔3〕。赵志瑞等〔4〕在对比短程硝化处理高氨氮废水与城市生活污水中的菌群差异时发现，对于常温低氨氮城市生活污水，较难启动并维持稳定的亚硝化；且对第二阶段的Anammox反应，其生物量生长极其缓慢，Anammox菌在SBR中的最大生长速度仅为0.002 7 h-1〔5〕，导致OLAND工艺过长的启动周期；另一方面，OLAND工艺的小试启动大多采用30~40℃下膜生物反应器（MBR）与序批式反应器（SBR）相结合的方式，工序复杂，在长期运行过程中维持温度一定程度上增加了能耗。Tao Wang等〔6〕在固定床反应器（FBR）中探究Anammox生物膜的低DO适应性，进水DO以2 mg/L的增幅增至8 mg/L，平均NLR与NRR仅降低7.08%、4.39%，并证明该反应器填料形成的生物膜中Anammox菌可以和AOB共存。在一定条件下，FBR可以提供OLAND所需菌种。

笔者提出了一种采用连续流FBR在常温低基质条件下启动OLAND工艺的方法。该装置在室温（23~26℃）下运行，无需热水循环系统来维持温度，大大节省了能耗。该方法属于自养生物脱氮技术，在低氨氮、低COD废水处理方面有广泛的应用前景。

1 材料与方法

1.1 实验装置及运行条件

实验在FBR中进行，反应器由有机玻璃制成，有效容积约为2.6 L，高径比约为2.5∶1，如图1所示。

图1 实验装置

反应器内填充蜂窝状改性聚乙烯填料，充当菌群附着的载体，截留功能菌；反应器表面用黑布包裹，避免藻类增殖及光照对Anammox菌的负面影响〔7〕。反应器进水为人工模拟废水，由蠕动泵连续泵入反应器底部，自下而上流过反应器，利于功能菌与基质的传质以及氮气的释放〔8〕。反应器溶解氧控制在0.5~1.0 mg/L。反应器置于室温环境中，无需温度控制，反应温度在23~26℃波动。

1.2 反应器接种污泥和废水组成

接种污泥为天津胜科污水处理厂曝气池的好氧活性污泥。该污泥MLSS、MLVSS、MLVSS/MLSS分别为2 633、2 198 mg/L和83.48%。FBR反应器中接种2 L污泥。根据L.Kuai等〔1〕报道的OLAND培养基成分配制模拟废水，主要成分除（NH4）2SO4外，还包含磷源KH2PO4（3 g/L）、碳源KHCO3（0.3 g/L）及微量元素液（2mL/L），其中微量元素液的组成为：EDTA5g/L，ZnSO4·7H2O 2.2 g/L，CoCl2·6H2O 1.6 g/L，MnCl2·4H2O 5.1 g/L，CuSO4·5H2O 1.6 g/L，（NH4）6Mo7O24·4H2O 1.1 g/L，CaCl2·2H2O 5.5 g/L，FeSO4·7H2O 5 g/L。

FBR反应器采用连续进水方式：模拟废水由蠕动泵从反应器底部的进水口进入，再通过反应器顶部附近的出水口自然溢流出水。进水NH4+-N浓度根据反应器的脱氮性能进行配置。反应器的HRT始终稳定在2 d，通过增加进水（NH4）2SO4含量来逐步提高总氮负荷。经67 d运行，反应器进水NH4+-N由最初的50 mg/L逐渐提升至100 mg/L。实验中，OLAND工艺的启动过程可分为4个阶段，即细胞自溶期、停滞期、活性表现期和活性提高期。在细胞自溶期（1~17 d）、停滞期（17~29 d）和活性表现期（29~ 41 d），进水NH4+-N为50 mg/L。而在活性提高期（41~67 d），NH4+-N逐步由60 mg/L提高至100 mg/L。运行过程中，每2 d更新一次进水箱中的废水，以减少藻类和杂菌生长对配水成分的影响。

1.3 测定方法

为检测OLAND工艺启动过程中FBR反应器的运行性能，每2 d取样一次，检测进出水水质。测定参数主要包括氨氮、亚硝酸氮、硝酸氮、pH和温度等。检测方法分别为〔9〕：NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定；NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法测定；NO3--N采用酚二磺酸光度法测定；pH采用便携式pH计笔式酸度计测定（可同时测pH与温度）。

2 实验结果与分析

根据反应器的运行性能、NH4+-N及总氮（TN）的去除情况，OLAND工艺的启动过程可分为细胞自溶期、停滞期、活性表现期和活性提高期。

2.1 细胞自溶期（1~17 d）

在细胞自溶期，FBR的运行性能如图2所示。在该阶段进水基质浓度（仅有NH4+-N）和HRT保持不变，分别控制在50 mg/L和2 d。内源性反硝化是FBR反应器中的主要反应。图2中出水NH4+-N呈上升趋势，甚至高于进水浓度，并在反应器运行至第13天时出水质量浓度达到最大值58.85 mg/L。朱清江等〔10〕和Chongjian Tang等〔11〕在多孔板厌氧反应器和上流式厌氧污泥床反应器中分别接种活性污泥和厌氧颗粒污泥启动Anammox工艺，均在细胞裂解期观察到进水NH4+-N低于出水的现象。NH4+-N的释放源于微生物的内源呼吸和部分菌体的自溶。同时，菌体自溶释放的有机质与接种污泥中的有机质同时为反硝化提供电子供体〔12〕。出水NO2--N和NO3--N持续下降，从第1天的32.30、2.67 mg/L降到第17天的0.00、0.07 mg/L，这是反硝化在FBR中占主导地位的标志。反硝化释放的OH-增加了反应器的碱量，使出水pH高于进水。

图2 细胞自溶期FBR内各氮素、温度和pH的变化

2.2 停滞期（17~29 d）

OLAND工艺启动停滞期FBR内各氮素、温度和pH的变化如图3所示。

图3 停滞期反应器内各氮素、温度和pH的变化

由图3可以看出，停滞期的明显特征是出水NH4+-N低于进水，但NO2--N的累积率大于NH4+-N的去除率，TN去除率为负值，反应器没有除氮能力。进出水的pH几乎无差量，在7.14~7.81之间波动，较细胞自溶期的ΔpH（ΔpH=｜pH进水-pH出水｜）有所下降，因此阶段主要发生亚硝化反应，存在质子的产生和累计。随着有机质的耗尽，反硝化细菌竞争有限的电子供体，反硝化作用减弱，促进了NO2--N的累积；随进水而泵入反应器的低DO对亚硝酸氧化菌（NOB）和氨氧化菌（AOB）有抑制作用，而AOB较NOB更易得氧离子，亚硝化作用强于硝化作用，实现NH4+-N的去除和NO2--N的累积。NO2--N的出水质量浓度由第19天的2.92 mg/L逐渐升至第29天的23.48 mg/L，而出水NH4+-N由第19天的47.30 mg/L逐渐降至第27天26.00 mg/L，实现了NO2--N的累积和NH4+-N的去除。曾涛涛〔13〕在序批式生物膜反应器中逐步降基质浓度（NH4+-N由200 mg/L逐渐降至80 mg/L），历经22 d成功实现常温低基质亚硝化的启动。虽然本研究启动所需时间略长，但实现了在常温低基质浓度下积累NO2--N，并能使NH4+-N和NO2--N在反应器中共存，为后续的OLAND活性表现提供基本条件。

2.3 活性表现期（29~41 d）

TN去除率>0，逐渐表现出除氮性能是该阶段的主要特征。在第31天，首次观察到反应器中总氮的去除（见图4），标志着Anammox活性的出现。而Zhen Bi等〔14〕在上流式复合反应器中接种Anammox污泥，恒温（35±1）℃条件下运行至26 d首次观察到Anammox活性。其首次观察到Anammox活性的时间略早于本实验。但本实验采用接种污泥为普通好氧活性污泥，运行温度为室温，因此更有利于OLAND这种新型废水生物脱氮工艺的工程化应用。随着接种污泥中有机质的耗尽，反硝化细菌所占比例逐渐下降，而在DO为0.5~1.0 mg/L条件下AOB逐渐成为优势菌群，同时Anammox活性出现，Anammox菌也得到逐步积累。因此，出水NH4+-N和NO2--N均呈下降趋势。该时期结束时TN去除速率达20.68 g/（m3·d），TN去除率达82.71%，反应器逐渐表现出除氮性能。如图4所示，进水基质浓度不变，反应器所处温度有小幅波动，反应器中有少量NO3--N累积，主要是Anammox反应生成NO3--N所致。

图4 活性表现期反应器内各氮素、温度和pH的变化

2.4 活性提高期（41~67 d）

OLAND活性提高期FBR的脱氮性能和pH变化情况见图5。

图5 活性提高期反应器内各氮素、温度和去除率的变化

为了适应反应器脱氮性能的不断提高，进水基质NH4+-N由60 mg/L逐渐提高至100 mg/L，出水NH4+-N控制在30 mg/L内，该阶段NH4+-N平均去除率达84.50%。而TN和NH4+-N的去除率在45 d达到最大值，分别为89.54%、95.45%。TN去除速率在第65天达到最大值38.82 g/（m3·d）。当进水NH4+-N提升至100 mg/L时，NH4+-N和TN平均去除率略有下降，但仍然可以达到82.93%、70.00%。

由图5可知，NH4+-N去除率总是大于TN去除率。一方面，NH4+-N和NO2--N在DO存在下部分硝化成NO3--N；另一方面，Anammox反应可生成少量的NO3--N。因而反应体系中产生的NO3--N在一定程度上影响了TN去除率。

在活性提高期，NH4+-N和TN去除率小幅波动，平均去除率分别达84.50%、73.61%，TN平均去除速率达30.63 g/（m3·d）。活性表现期和活性提高期出水pH均低于进水pH，归咎于OLAND工艺即亚硝化与Anammox耦合过程会产生少量H+。较高的TN去除率和去除速率以及出水pH低于进水pH，表明该FBR反应器成功启动了OLAND工艺。与文献〔13〕相比，本研究直接在常温低基质条件下启动OLAND工艺，同样实现常温下低浓度氨氮去除，过程更加简洁。

根据反应器内氮素的质量守恒，人工模拟废水中的基质NH4+-N、接种污泥中的有机氮和菌体自溶释放的NH4+-N与出水中的总无机氮（TIN）及逸出反应器的N2保持动态平衡。进出水TIN的差值即是反应器效能的标志。图6为OLAND启动过程FBR的TIN去除量变化情况。

图6 OLAND工艺启动过程反应器无机氮去除量随时间变化情况

在1~30 d，进水基质浓度不变，ΔTIN（TIN进水-TIN出水）波动不大，接种污泥中的有机氮和菌体自溶释放的NH4+-N与反硝化生成的氮气保持平衡；在31~67 d，有机氮含量极低可忽略不计，而进水基质浓度逐渐提高，ΔTIN≥0，表明OLAND反应占主导地位，随着反应器中接种污泥有机质的耗尽和菌体自溶的结束，反应器的除氮能力不断提高，反硝化细菌逐渐消亡，在限氧条件下AOB逐渐成为优势菌群，实现NO2--N的积累，为随后的Aanmmox反应提供基质。

在OLAND活性表现期和活性提高期，TN平均去除率分别为34.52%、73.61%，TN去除率均方差分别为27.30%、10.44%。活性提高期的TN平均去除率远高于活性表现期，且TN去除率均方差显著下降，表明反应器的脱氮性能和运行稳定性都得到增强。进水NH4+-N为60 mg/L时，NH4+-N与TN去除率分别达最大值95.45%、89.54%。随着进水NH4+-N的提高，两者均有所下降，但仍维持较好的去除效果。当进水NH4+-N提至100 mg/L时，NH4+-N和TN平均去除率仍可达到82.93%、70.00%。生活污水是城市污水的主要组成部分，典型的生活污水中TN高质量浓度为85 mg/L，中常质量浓度为40 mg/L〔15〕，因此该反应器可满足城市污水的除氮需求。

3 结论

（1）在FBR中接种普通活性污泥，采用人工模拟废水，在pH为6.68~8.28、温度为23~26℃、HRT为2 d的条件下，经65 d成功启动OLAND工艺。

（2）在进水NH4+-N为50 mg/L条件下，运行至31 d首次观察到Anammox活性。

（3）第45天进水基质质量浓度为60 mg/L时，TN和NH4+-N去除率达到最大值，分别为89.54%、95.45%；总氮去除速率在第65天（基质质量浓度为100 mg/L）达最大值38.82 g/（m3·d），标志着OLAND工艺的成功启动。

（4）稳定运行的OLAND工艺可满足城市生活污水除氮需求。

［1］Kuai L，Versraete W.Ammonium removal by the oxygen-limited autorophic nitrification-denitrification system［J］.Applied and Environmental Microbiology，1998，64（11）：4500-4506.

［2］Bernet N，Dangcong P，Delgenes J P，et al.Nitrification at low oxygen concentration in biofilm reactor［J］.Journal of Environment Engineering，2001，127（3）：266-271.

［3］Garrido J M，van Benthum W A J，van Loosdrecht M C M，et al.Influence of dissolved oxygen concentration on nitrite accumulation in a biofilm airlift suspension reactor［J］.Biotechnology and Bioengineering，1997，53（2）：168-178.

［4］赵志瑞，马斌，张树军，等.高氨氮废水与城市生活污水短程硝化系统菌群比较［J］.环境科学，2013，34（4）：1448-1456.

［5］Strous M，Heijnen J J，Kuenen J G，et al.The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms［J］.Applied Microbiology and Biotechnology，1998，50（5）：589-596.

［6］Wang Tao，Zhang Hanmin，Yang Fenglin.Performance of Anammox process and low-oxygen adaptability of Anammox biofilms in a FBR with small ring non-woven carriers［J］.Ecological Engineering，2016，86：126-134.

［7］汪涛.厌氧氨氧化工艺快速启动及菌群特性研究［D］.大连：大连理工大学，2012.

［8］田智勇，李冬，杨宏，等.上向流厌氧氨氧化生物滤池的启动与脱氮性能［J］.北京工业大学学报，2009，35（4）：509-515.

［9］国家环境保护总局.水和废水监测分析方法［M］.北京：中国环境科学出版社，2002：259-271.

［10］朱清江，张大超，熊昌狮，等.厌氧氨氧化反应器的启动及其脱氮性能研究［J］.工业水处理，2016，36（6）：83-86.

［11］Tang Chongjian，Zheng Ping，Chai Liyuan，et al.Characterization and quantification of anammox start-up in UASB reactors seeded with conventional activated sludge［J］.International Biodeterioration&Biodegradation，2013，82（8）：141-148.

［12］张少辉，郑平，华玉妹.反硝化生物膜启动厌氧氨氧化反应器的研究［J］.环境科学学报，2004，24（2）：220-224.

［13］曾涛涛.常温低基质PN-ANAMMOX耦合工艺脱氮效能及微生物特性研究［D］.哈尔滨：哈尔滨工业大学，2013.

［14］Bi Zhen，Qiao Sen，Zhou Jiti，et al.Fast start-up of Anammox process with appropriate ferrous iron concentration［J］.Bioresource Technology，2014，170：506-512.

［15］李圭白，张杰.水质工程学［M］.北京：中国建筑工业出版社，2005：660-661.

过滤池的运行周期缩短应如何处理？

过滤池的运行周期缩短，将会减少过滤池的出力，并可能造成过滤池的水流短路而使水质变坏，致使软化或除盐水用离子交换树脂受到污染。因此，要及时进行检査和处理。首先应检查上道工序澄清池的处理效果是否良好，澄清池的加药量和出水浊度控制是否良好，然后检査过滤池工况是否正常，并应适当加大反冲洗速度进行清洗处理，如反冲洗速度可调至12~15 L/（s·m2）。其中，活性炭过滤器的反洗速度可以是12 L/（s·m2）；砂过滤器为15 L/（s·m2）。为了改善反洗效果，可以在滤池的底部通入压缩空气进行搅拌擦洗，使沉积于过滤砂中的污泥清洗干净，以提高过滤效果和运行周期。

（摘自《工业水处理技术问答及常用数据》）

Study on the start-up of OLAND process at room temperature

Zhang Sha1，Wang Tao1，Liu Pengxiao2，Huang Chao1，Peng Rui1
（1.School of Energy and Environmental Engineering，Hebei University of Technology，Tianjin 300401，China；2.Beijing Aerospace Institute for Metrology and Measurement Technology，Beijing 100076，China）

The method for the start-up of OLAND process with simulated sewage，by inoculating ordinary activated sludge in a fixed bed biofilm reactor at room temperature，is discussed.The temperature should be controlled in the range of 23-26℃，hydraulic retention time is 2 d，and initial concentration of influent NH4+-N 50 mg/L.The results demonstrate that on the 31st day the removal of total nitrogen occurs the first time，and on the 45th day the concentration of influent NH4+-N is increased to 60 mg/L.The removing rates of TN and NH4+-N could reach 89.54%and 95.45%respectively.On the 65th day，as the concentration of the influent NH4+-N reaches 100 mg/L，the removing rates of TN and NH4+-N are 77.64%and 87.17%respectively，and the max total nitrogen removing rate reaches 38.82 g/（m3·d），indicating that OLAND process has successfully been started up.The technology can meet the denitrification requirements for city domestic sewage

OLAND process；room temperature；start-up；nitrite accumulation；anammox

X703

A

1005-829X（2016）12-0077-05

张沙（1989—），硕士研究生。电话：18522727316，E-mail：chizhiyiheng023@163.com。通讯作者：汪涛，博士，讲师。电话：18722406773，E-mail：wangtao82@hebut. edu.cn。

2016-09-26（修改稿）

国家自然科学基金项目（31400432）；河北省自然科学基金项目（E2014202225）；天津市优秀科技特派员项目（15JCTPJC60500）；天津市高等学校科技发展基金计划项目（20140418）