CN111422993A

CN111422993A - 一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法

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Publication number: CN111422993A
Application number: CN202010172314.5A
Authority: CN
Inventors: 胡颖斌; 李宁; 王桢; 江进; 许燕滨; 潘汉平; 曹节
Original assignee: Guangdong University of Technology
Current assignee: Guangdong University of Technology
Priority date: 2020-03-12
Filing date: 2020-03-12
Publication date: 2020-07-17
Anticipated expiration: 2040-03-12
Also published as: CN111422993B

Abstract

本发明公开了一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法，所述方法包括如下步骤：S1.在生物反应器内接种反硝化颗粒污泥，培养异养反硝化菌；S2.调节所述生物反应器的进水中成分和/或含量从而驯化、富集厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌，启动自养型氨氧化。本发明通过将异养反硝化菌与厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌共生培养，反硝化颗粒污泥产生信号分子，能够使生物反应器内的厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌快速驯化、富集，促进自养型厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌主导的颗粒污泥快速形成过程，实现快速启动自养型氨氧化。

Description

一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法

技术领域

本发明涉及污水生物脱氮处理技术领域，更具体地，涉及一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法。

背景技术

氮素是我国水环境污染控制的重要指标，增加氮素转化途径和提高总氮转化效率仍是氮素污染控制重要的研究热点。现有的生物脱氮工艺以传统的硝化/反硝化为理论依据，硝化作用是在好氧曝气条件下，依靠氨氧化菌(AOB)将氨氮氧化为亚硝酸盐，再通过亚硝酸盐氧化菌(NOB)将亚硝酸盐氧化为硝酸盐；反硝化作用，即在缺氧条件下，将硝酸盐或亚硝酸盐还原为氮气。这种硝化/反硝化过程的主要缺点是：①硝化过程需氧量高、能耗大，其曝气用电消耗占污水处理厂总耗电量的60％以上；②反硝化过程需要外加有机碳源，增加运行成本；③脱氮过程容积脱氮效率低(<0.5kg N/(m³/d))，导致反应池占地面积大，基建投资高；因此，研发高效、经济的新型生物脱氮技术成为水体氮素污染控制领域中的难点。

厌氧氨氧化和厌氧铁氨氧化同属于自养型脱氮技术，与传统的硝化/反硝化工艺相比，具有能耗低、污泥产生量少、无需外加碳源、脱氮负荷高等优势。厌氧氨氧化以厌氧氨氧化菌为主要功能菌群，以氨氮作为电子供体，亚硝酸盐作为电子受体，将两者还原为氮气，其化学计量式如下：

NH₄ ⁺+1.32NO₂ ^-+0.066HCO₃ ^-+0.13H⁺→1.02N₂+0.26NO₃ ^-+0.066CH₂O_0.5N_0.15+2.03H₂O

厌氧铁氨氧化以厌氧铁氨氧化菌为主要功能菌群，以氨氮作为电子供体，铁氧化物作为电子受体，在缺氧条件下实现氨的氧化。

但是，这两种自养型氨氧化反应同时存在启动过程缓慢，功能细菌培养困难的问题，严重制约自养脱氮技术在工程实践中的应用。

所以，需要开发出促进自养型厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌主导的颗粒污泥快速形成的方法，实现自养型氨氧化的快速启动。

发明内容

本发明为克服上述现有技术所述的自养型氨氧化反应启动过程缺陷，提供一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法，提供的方法利用反硝化污泥颗粒产生的内源信号分子促进厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌的生长，增加其生物量，从而实现自养型氨氧化的快速启动。

为解决上述技术问题，本发明采用的技术方案是：

一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法，所述方法包括如下步骤：

S1.在生物反应器内接种反硝化颗粒污泥，培养异养反硝化菌；

S2.调节所述生物反应器的进水中成分和/或含量从而驯化、富集厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌，启动自养型氨氧化。

厌氧氨氧化菌是一类能够将NH₄ ⁺-N和NO₂ ^--N转化为氮气的微生物。厌氧铁氨氧化菌是一类能够利用Fe(Ⅲ)将NH₄ ⁺-N氧化为氮气的微生物。

发明人研究发现，反硝化颗粒污泥产生的信号分子，能够使生物反应器内的厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌快速驯化、富集。本发明通过将异养反硝化菌与厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌共生培养，促进自养型厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌主导的颗粒污泥快速形成过程，实现快速启动自养型氨氧化。

生物反应器可以为EGSB反应器。

步骤S1.接种的反硝化颗粒污泥的浓度可以为1～20g MLSS/L并且0.5～15gMLVSS/L。接种时反硝化颗粒污泥用蒸馏水清洗三次后加入反应器，定容至0.5L，开始进水前向反应器内通入氮气5分钟，去除水中的溶解氧。

步骤S1.中，生物反应器的进水添加微量元素营养液。微量元素营养液的投加比可以为0.1％。微量元素营养液的组成及浓度可以为：KH₂PO₄(50mg/L)，CaCl₂(300mg/L)，MgSO₄·7H₂O(100mg/L)，ZnSO₄·7H₂O(0.05mg/L)，H₃BO₃(0.05mg/L)，MnCl₂·4H₂O(0.05mg/L)，CuSO₄·5H₂O(0.05mg/L)，NiCl₂·6H₂O(0.05mg/L)，CoCl₂·6H₂O(0.05mg/L)，NaWO₄·H₂O(0.01mg/L)。

步骤S1.的反应条件可以为，反应温度控制为35℃，进水流量为1～2L/h，回流比为2，水力停留时间为3～6小时，pH值为通过酸碱调节液调节为7.5；以乙酸钠作为碳源，控制C/N为2，进水的NO₃ ^--N浓度为50mg/L。

优选地，所述自养型氨氧化为自养型厌氧氨氧化；

步骤S2.为，增大进水中NO₃ ^--N浓度从而积累NO₂ ^--N，波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度、逐渐降低C/N，同时增加碳酸氢盐使进水中碳酸氢盐浓度为40～100mg/L，从而驯化、富集厌氧氨氧化菌，启动自养型氨氧化。

优选地，步骤S2.中，当生物反应器的进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，进水中NO₃ ^--N浓度每周增加5～10mg/L，最终增加至140～160mg/L。

更优选地，步骤S2.中，进水中NO₃ ^--N浓度最终增加至150mg/L。

优选地，步骤S2.中，当生物反应器的出水中NO₂ ^--N浓度达到130～140mg/L后，波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至115～125mg/L、逐渐降低C/N至0.2～0.3。

更优选地，步骤S2.中，当生物反应器的出水中NO₂ ^--N浓度达到135mg/L后，波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至120mg/L、逐渐降低C/N至0.25。

优选地，所述碳酸氢盐为碳酸氢钾和/或碳酸氢钠。

优选地，进水中所述碳酸氢盐的浓度为50mg/L。

优选地，所述自养型氨氧化为自养型厌氧铁氨氧化；

步骤S2.为，逐渐增大进水中Fe(Ⅲ)浓度、降低NO₃ ^--N浓度，波动增加进水NH₄ ⁺-N浓度、逐渐降低C/N，同时增加碳酸氢盐使进水中碳酸氢盐浓度为40～100mg/L，从而驯化、富集厌氧铁氨氧化菌，启动自养型厌氧铁氨氧化。

优选地，步骤S2.中，当生物反应器的进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，逐渐增大进水中Fe(Ⅲ)浓度，NO₃ ^--N浓度从140～160mg/L逐渐降低；波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至115～125mg/L、逐渐降低C/N至0.2～0.3；生物反应器稳定运行时Fe(Ⅲ)与NH₄ ⁺-N的摩尔比为0.9～1.1∶1。

更优选地，步骤S2.中，当生物反应器的进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，逐渐增大进水中Fe(Ⅲ)浓度，NO₃ ^--N浓度从150mg/L逐渐降低；波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至120mg/L、逐渐降低C/N至0.25；生物反应器稳定运行时Fe(Ⅲ)与NH₄ ⁺-N的摩尔比为1∶1。

与现有技术相比，本发明的有益效果是：

本发明通过将异养反硝化菌与厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌共生培养，反硝化颗粒污泥产生信号分子，能够使生物反应器内的厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌快速驯化、富集，促进自养型厌氧氨氧化菌或厌氧铁氨氧化菌主导的颗粒污泥快速形成过程，实现快速启动自养型氨氧化。

附图说明

图1为实施例1～2中EGSB生物反应器的结构示意图。

图2为实施例1中EGSB反应器启动厌氧氨氧化过程不同脱氮路径贡献率及总氮去除效果图。

图3为实施例1中EGSB反应器进出水氮素浓度变化图。

图4为实施例2中EGSB反应器启动厌氧铁氨氧化过程不同脱氮路径贡献率及总氮去除效果图。

图5为实施例2中EGSB反应器进出水氮素浓度变化图。

图6为实施例1～2中EGSB反应器信号分子种类及浓度变化图。

图7为实施例1～2中EGSB反应器污泥粒径变化图。

具体实施方式

下面结合具体实施方式对本发明作进一步的说明。

实施例中的原料均可通过市售得到；

除非特别说明，本发明采用的试剂、方法和设备为本技术领域常规试剂、方法和设备。

本申请中生物反应器可以采用本领域常规的生物反应器。

具体地，如下实施例中使用的生物反应器的结构如图1所示，包括含氮污水进水箱1、进水泵2、主反应器3、出水箱4、恒温水浴锅5、湿式气体流量计6、反硝化颗粒污泥7、厌氧氨氧化颗粒污泥8；主反应器3设有内部水回流泵31、原水与内部循环水的混合室32、布水孔板33、厌氧颗粒污泥区下层34、厌氧颗粒污泥区中层35、厌氧颗粒污泥区上层36、从反应器底部依次向上沿壁设有6个取样口37、三相分离器38和pH、DO监测口39；主反应器3外层设有水浴保温层，水浴控温装置5出水经循环泵51送至保温层52，升流并回流至原水浴控温装置。

实施例1

本实施例提供一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法，本实施例的自养型氨氧化为自养型厌氧氨氧化。步骤如下：

S1.在生物反应器(EGSB反应器)内接种污水处理厂的反硝化颗粒污泥，接种污泥的浓度为1～20g MLSS/L并且0.5～15g MLVSS/L。接种时反硝化污泥用蒸馏水清洗三次后加入反应器，定容至0.5L，开始进水前向反应器内通入氮气5分钟，去除水中的溶解氧。

在进水中添加微量元素营养溶液，微量元素营养溶液的组成及进水中的具体投加浓度为KH₂PO₄(50mg/L)，CaCl₂(300mg/L)，MgSO₄·7H₂O(100mg/L)，ZnSO₄·7H₂O(0.05mg/L)，H₃BO₃(0.05mg/L)，MnCl₂·4H₂O(0.05mg/L)，CuSO₄·5H₂O(0.05mg/L)，NiCl₂·6H₂O(0.05mg/L)，CoCl₂·6H₂O(0.05mg/L)，NaWO₄·H₂O(0.01mg/L)。微量元素营养溶液投加比为0.1％。

反应温度控制为35℃，进水流量为1～2L/h，回流比为2，水力停留时间为3-6小时，pH值为通过酸碱调节液调节为7.5。在已接种反硝化污泥的EGSB反应器中，以乙酸钠作为碳源，控制C/N为2，进水的NO₃ ^--N浓度为50mg/L，此过程每天在EGSB反应器的取样口取样检测，检测指标为COD、NH₄ ⁺-N、NO₃ ^--N、NO₂ ^--N、pH、DO，污泥粒径为每周检测一次。

S2.启动厌氧氨氧化。

培养反硝化菌的EGSB反应器中，进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，每周增加进水的NO₃ ^--N浓度5～10mg/L，直至进水NO₃ ^--N浓度稳定为150mg/L，当反应器出水的NO₂ ^--N浓度达到135mg/L NO₂ ^--N后，波动增加进水NH₄ ⁺-N浓度至120mg/L，且C/N逐渐降低至为0.25，同时在进水中增加KHCO₃(50mg/L)，进水中NH₄ ⁺-N浓度及C/N的控制过程如下表1所示。

表1实施例1中步骤S2.进水中NH₄ ⁺-N浓度及C/N的控制过程

	第1周	第2周	第3周	第4周	第5周	……	第n周
								NH<sub>4</sub><sup>+</sup>-N(mg/L)	30	20	40	30	50	……	120
C/N	2	1.75	1.50	1.25	1.00	……	0.25

此过程每天对运行反应器进行取样检测，检测指标为NH₄ ⁺-N、NO₃ ^--N、COD、NO₂ ^--N、pH、DO；AHLs、EPS和污泥粒径为每周检测一次。每天观察记录污泥的外形特征。

AHLs的提取方法如下：从EGSB反应器中取50mL混合液污泥，于40kHz超声处理5min，超声处理后将混合液污泥置于高速冷冻离心机4℃、6000g离心15min，取离心后上清液于旋转蒸发器上蒸发浓缩至约2mL，浓缩液用10mL乙酸乙酯分4次等量萃取，萃取液置于旋转蒸发器上蒸发至干，残余物溶于5mL乙腈，乙腈溶解物用氮吹仪浓缩至约1mL，再用乙腈准确定容至1mL，AHLs提取液用HPLC-MS进行分析。

实验结果：

如图2所示，接种反硝化颗粒污泥的生物反应器中，经过21天的运行，进水NO₃ ^--N的去除率大于95％，在161d的运行中，厌氧氨氧化菌的脱氮贡献率逐渐提升，达到85％以上。如图3所示，进水NH₄ ⁺-N浓度从30mg/L波动提高至120mg/L，NH₄ ⁺-N去除量从0mg/L提升至约80mg/L，证明厌氧氨氧化脱氮路径的存在，出水NO₂ ^--N的浓度随着波动增加进水NH₄ ⁺-N的浓度而降低，出水NO₃ ^--N的浓度基本小于5mg/L；如图6所示，在启动厌氧氨氧化反应器的过程中，所检测的EGSB反应器出水中信号分子总量呈先增加后减少的趋势，前期信号分子总量随颗粒污泥粒径的增加而增加，后期由于反应器中碳源减少，颗粒污泥产生信号分子总量随之减少；如图7所示，厌氧氨氧化污泥的粒径在运行100d后稳定在约650μm，反应器颗粒污泥外观为暗红色，达到利用内源信号分子快速启动自养型厌氧氨氧化反应器的目的。

实施例2

本实施例提供，一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法，本实施例的自养型氨氧化为自养型厌氧铁氨氧化。步骤如下：

S1.与实施例1相同。

S2.启动厌氧铁氨氧化。

培养反硝化菌的EGSB反应器中，进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，每周增加进水的Fe(Ⅲ)浓度，NO₃ ^--N进水浓度从150mg/L逐渐降低，波动增加进水NH₄ ⁺-N浓度至120mg/L，C/N逐渐降低至0.25，反应器稳定运行时Fe(Ⅲ)和NH₄ ⁺-N的摩尔比为1:1，同时在进水中增加KHCO₃(50mg/L)，进水中Fe(Ⅲ)浓度、NO₃ ^--N浓度及C/N的控制过程如下表2所示。

表2实施例2中步骤S2.进水中各组分浓度的控制过程

此过程每天对运行反应器进行取样检测，检测指标为NH₄ ⁺-N、NO₃ ^--N、COD、NO₂ ^--N、Fe(Ⅲ)、Fe(Ⅱ)、pH、DO；AHLs、EPS和污泥粒径为每周检测一次。每天观察记录污泥的外形特征。

实验结果：

如图4所示，在161d的运行中，厌氧铁氨氧化菌的脱氮贡献率逐渐提升，达到80％以上，如图5所示，随着进水NO₃ ^--N的浓度从150mg/L逐渐减小至0mg/L且进水NH₄ ⁺-N浓度从30mg/L波动提高至120mg/L，NH₄ ⁺-N去除量从0mg/L提升至约80mg/L，证明了厌氧铁氨氧化脱氮路径的存在，出水NO₂ ^--N的浓度随着减少进水NO₃ ^--N的浓度和波动增加进水NH₄ ⁺-N的浓度而降低，出水NO₃ ^--N的浓度基本小于5mg/L；如图6所示，在启动厌氧铁氨氧化反应器的过程中，所检测的EGSB反应器出水中信号分子总量呈先增加后减少的趋势，前期信号分子总量随颗粒污泥粒径的增加而增加，后期由于反应器中碳源减少，颗粒污泥产生信号分子总量随之减少；如图7所示，厌氧铁氨氧化污泥的粒径在运行100d后稳定在约650μm，反应器颗粒污泥外观为暗红色，达到利用内源信号分子快速启动自养型厌氧铁氨氧化反应器的目的。

对比例1

目前启动自养型厌氧氨氧化反应器主要采用接种污水处理厂的厌氧或好氧活性污泥，在进水中添加NH₄ ⁺-N、NO₂ ^--N及少量有机碳源的情况下，对厌氧氨氧化菌进行活化富集，启动时间在167天至两年之间，且启动自养型厌氧氨氧化反应器失败率高，具有厌氧氨氧化活性的污泥量较少。

对比例2

目前已报导的自养型厌氧铁氨氧化反应器对铁矿物的生物利用程度低，难以保持自养型厌氧铁氨氧化反应器的稳定运行，脱氮效率也较低，添加铁矿物的自养型厌氧铁氨氧化反应器总氮去除效率常小于20％，因此限制了厌氧铁氨氧化工艺的实际工程应用。

显然，本发明的上述实施例仅仅是为清楚地说明本发明所作的举例，而并非是对本发明的实施方式的限定。对于所属领域的普通技术人员来说，在上述说明的基础上还可以做出其它不同形式的变化或变动。这里无需也无法对所有的实施方式予以穷举。凡在本发明的精神和原则之内所作的任何修改、等同替换和改进等，均应包含在本发明权利要求的保护范围之内。

Claims

1.一种利用异养反硝化颗粒污泥快速启动自养型氨氧化的方法，其特征在于，包括如下步骤：

2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述自养型氨氧化为自养型厌氧氨氧化；

3.根据权利要求2所述的方法，其特征在于，步骤S2.中，当生物反应器的进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，进水中NO₃ ^--N浓度每周增加5～10mg/L，最终增加至140～160mg/L。

4.根据权利要求3所述的方法，其特征在于，步骤S2.中，进水中NO₃ ^--N浓度最终增加至150mg/L。

5.根据权利要求2所述的方法，其特征在于，步骤S2.中，当生物反应器的出水中NO₂ ^--N浓度达到130～140mg/L后，波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至115～125mg/L、逐渐降低C/N至0.2～0.3。

6.根据权利要求5所述的方法，其特征在于，步骤S2.中，当生物反应器的出水中NO₂ ^--N浓度达到135mg/L后，波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至120mg/L、逐渐降低C/N至0.25。

7.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，所述自养型氨氧化为自养型厌氧铁氨氧化；

8.根据权利要求7所述的方法，其特征在于，步骤S2.中，当生物反应器的进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，逐渐增大进水中Fe(Ⅲ)浓度，NO₃ ^--N浓度从140～160mg/L逐渐降低；波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至115～125mg/L、逐渐降低C/N至0.2～0.3；生物反应器稳定运行时中Fe(Ⅲ)与NH₄ ⁺-N的摩尔比为0.9～1.1∶1。

9.根据权利要求8所述的方法，其特征在于，步骤S2.中，当生物反应器的进水NO₃ ^--N的去除率大于95％时，逐渐增大进水中Fe(Ⅲ)浓度，NO₃ ^--N浓度从150mg/L逐渐降低；波动增加进水中NH₄ ⁺-N浓度至120mg/L、逐渐降低C/N至0.25；生物反应器稳定运行时中Fe(Ⅲ)与NH₄ ⁺-N的摩尔比为1∶1。