厌氧氨氧化反应器带氧启动过程研究*

福建省环境科学研究院，福建省环境工程重点实验室　张　健

厌氧氨氧化反应器带氧启动过程研究*

福建省环境科学研究院，福建省环境工程重点实验室张健

厌氧氨氧化工艺是目前已知最简捷的脱氮工艺，该文考察了DO在UASB反应器中对Anammox反应器启动过程的影响。研究结果表明，以厌氧产甲烷颗粒污泥和好氧硝化污泥的混合物为接种污泥，经100 d未除氧运行，成功启动了UASB反应器，TN去除率高达80%以上，TN容积去除负荷稳定在0.24 kgN/（m3·d）。稳定阶段Δm（NH4+-N）：Δm（NO2--N）：Δm（NO3--N）三者比例为1：1.20：0.22。启动过程中，DO存在对启动过程反应器效能影响不大，但使Anammox反应首先出现在颗粒泥内部，且位于污泥层中部。

厌氧氨氧化带氧启动过程混合接种污泥UASB反应器

1　概述

厌氧氨氧化工艺（Anaerobic Ammonia Oxidation，Anammox）由荷兰Delft大学于20世纪末期研发，是目前已知最简捷的高效脱氮工艺。该工艺机理是在严格的厌氧条件下，厌氧氨氧化菌将NH4+作电子供体，NO2-为电子受体，将NH4+和NO2-转化为氮气的过程，CO2是Anammox菌生长的唯一碳源。

该工艺无需外加碳源、无需供氧、也无需投加碱度，且减少90%污泥产出，与传统脱氮工艺相比具有极大优势。但是由于该菌倍增时间较长，需要严格的厌氧条件，限制了该工艺的进一步工程化应用。

实际工程应用中，半亚硝化出水均含DO，而Strous等研究指出，Anammox反应中若存在氧，则厌氧氨氧化菌受到严重抑制，但该作用可逆。一般情况会采取惰性气体吹脱来除氧，该项措施虽保证了Anammox菌不受DO的抑制，但显然会使工程化应用中成本能耗相应增加，不利于技术的进一步推广。且Anammox工艺用于生物脱氮时需前置短程硝化反应器，这样进水中必然有氧的存在。因此如何为Anammox反应器解除氧毒及探究Anammox反应器进水所含DO对系统的影响具有重要的现实意义。

本研究考虑不对进水进行除氧处理而启动Anammox反应器，以期为加速Anammox反应器的启动及工程化应用提供有益借鉴。

2　材料与方法

2.1接种污泥

产甲烷颗粒污泥来源丰富，以该污泥作接种污泥，有可能使其转化为Anammox颗粒污泥。Imajo U等成功实现将产甲烷颗粒泥转化为Anammox颗粒泥。Schmidt也成功完成了这一转化，但培养出的Anammox污泥只出现在颗粒泥特定位置。另外，利用好氧硝化污泥实现Anammox反应器启动的方法也能成功。因为硝化菌具有代谢的多样性，能发生好氧氨氧化作用，也能发生Anammox作用；同时硝化菌拥有基质多样性，能利用氨氮实现硝化作用，也能利用氢实现反硝化。因此，本实验拟选用实验室培养的UASB厌氧产甲烷颗粒污泥和好氧硝化污泥的混合物作为Anammox反应器接种污泥。

2.2实验用水

实验用水采用自配人工模拟废水，进水NO2--N/NH4+-N理论值为1.32，为防止NO2--N的抑制作用，一般情况下会使NH4+-N过量，NH4+-N过量虽然会导致总氮去除效率的下降，但却可以使得系统能稳定运行，因此设置进水NO2--N/NH4+-N比例约为1，具体水质组成如表1所示。配水中另投加Anammox菌所必需的微量元素，其营养元素组成如表2所示，投加量为各1 mg/L。

表1　厌氧氨氧化模拟废水成分

表2　营养液组成

2.3实验装置

本实验选用 UASB（Upflow Anaerobic Sludge Banket，UASB）装置作为Anammox反应器，内径9 cm，柱高120 cm，有效容积7.6 L。在反应器外部包裹铝箔胶带以避光和保温，反应器置于厌氧、避光、温度为35℃、pH=7.5和HRT=12 h的条件下连续运行，模拟废水经温度控制装置调节温度后由BT300-01蠕动泵泵送入反应器底部，经均匀分布然后向上流，经反应器上部三相分离器时颗粒泥依重力下沉、气体由气室逸出且液体经溢流堰流出。

2.4分析测试方法

均按国家环保部发布的标准方法。

2.5反应器启动

Anammox反应器成功启动的标志为培育出具有厌氧氨氧化活性的颗粒污泥，污泥显红色，且运行中NH4+-N去除量：NO2--N去除量：NO3--N生成量间比例约为1：1.31：0.26。

UASB反应器在厌氧、避光、温度为35℃、pH=7.5和HRT=12h的条件下启动运行，进水不进行除氧处理，反应器在低负荷条件下启动，进水NO2--N/NH4+-N比例约为1，且二者浓度均为50 mg/L左右。控制反应条件使得Anammox菌得到富集，最终成功启动Anammox反应器且稳定运行。

3　结果与讨论

厌氧氨氧化反应器启动阶段根据三氮变化具体情况，可分为三个阶段：启动初期、活性提高期和稳定运行期。

3.1启动初期

在系统启动初期，基质变化如图1所示。

图1　启动初期基质变化曲线

由图1分析可知，进出水NH4+-N浓度变化不大，氨氮利用率很低，此时反应器中厌氧氨氧化菌很少，无法有效去除氨氮，少部分去除量则可能由于进水含DO而发生的氨氧化反应；偶尔还会出现出水氨氮浓度高于进水的情况，原因在于部分细胞解体释放出NH4+。但进出水NO2--N浓度变化很明显，反应刚开始的几天出水NO2--N浓度略高，待污泥适应后，出水NO2--N浓度一直很低，浓度基本低于2 mg/L，同时观察到系统有气体产生，推测系统内可能发生了传统反硝化及短程反硝化。该阶段因为NH4+-N与NO2--N没有形成同比例去除，因此基本未显示Anammox菌活性，主要作用为反硝化，其原因可能为污泥内存在异养反硝化菌，能够利用内含有机物及其他菌体解体释放的有机碳作为碳源进行反硝化，因此出水NO2--N浓度很低。此外，由于进水中含DO，抑制Anammox菌生长繁殖，因此本阶段持续时间较长。

3.2活性提高期

图2为活性提高期基质变化情况。

图2　活性提高阶段各基质变化曲线

如图2所示，该阶段反应器活性有所提高，好氧氨氧化菌为反应器解除氧毒，同时厌氧污泥也逐渐适应水中DO对其产生的抑制，厌氧氨氧化性能有所体现，颗粒污泥由黑色转为黄褐色。该阶段，NH4+-N去除率逐渐升高，达到20%～30%左右，氨氮的有效去除主要由Anammox作用完成，说明Anammox菌逐渐得到富集开始显示活性；NO2--N和NO3--N出水浓度均很低，NO2--N去除率高于95%。NO3--N出水浓度低的原因推测为异养菌的反硝化作用。在该阶段后期，NO2--N出水浓度突然升高，这是因为随着反硝化作用能利用的碳源逐渐变少，短程反硝化作用慢慢变弱，致使出水NO2--N在该阶段后期有所增加。

3.3稳定运行期

图3为稳定运行阶段基质变化情况。

图3　稳定运行阶段基质去除曲线

如图3所示，运行第88～100 d为系统稳定运行阶段。该阶段提高进水负荷，氨氮与亚硝盐浓度均提高至约70 mg/L，出水NO2--N浓度不再升高，而是逐步降低，反映出Anammox菌逐渐富集并占据优势，能弥补被淘洗出系统的反硝化菌早先对NO2--N去除量，导致其浓度很低。而NH4+-N在本阶段去除效果渐佳，Anammox反应凸显。NO2--N与NH4+-N呈现明显的同步下降趋势，与此同时出水NO3--N浓度随之上升。后期Δm（NH4+-N）：Δm（NO2--N）：Δm（NO3--N）三者比例稳定在1：1.20：0.22，Δm（NO3--N）：Δm（NH4+-N）低于理论值 0.26的原因推测为 NO2--N去除量降低（去除的NO2--N/NH4+-N=1.20，低于理论值1.32），Anammox菌并未达到其理论的最大生长速率，所以产生较少的NO3--N；而反应器产生气体明显增多，TN去除率高达80%以上，TN容积去除负荷稳定在0.24 kgN/（m3·d），说明Anammox反应在系统中已经占据主导地位。

进水中由于DO的存在，对Anammox反应器产生了较大影响。但由于Anammox菌的不断生长，颗粒污泥逐渐形成，在内部和表面形成了DO浓度梯度，在其表面好氧氨氧化菌利用DO将氨氮转为亚硝盐以解除氧毒，内部则主要进行厌氧氨氧化反应。进水DO对Δm（NH4+-N）：Δm（NO2--N）：Δm（NO3--N）三者比值也产生影响，三者理论比值为1：1.31：0.26，而稳定阶段后期三者比值围绕1：1.20：0.22小幅波动，这证明反应器内存在的好氧氨氧化菌能够利用水中DO将NH4+转为NO2-。

经过约100d运行，Anammox菌逐渐得到富集，Anammox反应逐渐占据优势，且保持较好稳定性，表明进水不除氧条件下启动Anammox反应器仍能取得成功。

3.4污泥性状变化

本阶段所用接种污泥为部分厌氧产甲烷颗粒污泥与传统好氧硝化污泥混合而成。反应器启动初期，污泥多为颗粒污泥且为黑色；经过一段时间运行，由于反硝化作用的存在，反硝化菌中丰富的钼铁蛋白使成熟的污泥呈淡黄色，因此污泥颜色逐渐由黑色转为黄褐色；在稳定阶段随着Anammox菌不断富集，颗粒污泥呈现浅红色。由于Anammox菌颜色特殊，能反映其在UASB中逐渐富集的过程，因此污泥颜色变化可作为Anammox反应器启动中的指示。

此外，进水中含DO对Anammox反应器启动过程中颗粒污泥的变化也有影响：①颗粒污泥结构上，首先变红的是颗粒泥内部，这是因为进水含DO，在颗粒泥表面和内部形成氧梯度浓度，在颗粒泥表面的好氧氨氧化菌利用氧将NH4+氧化为NO2-以解除氧毒，颗粒泥内部形成厌氧环境供Anammox菌生长富集；②在反应器结构上，首先变红的部位位于反应器污泥层中部，原因在于UASB反应器进水方式为底部进水，底部DO浓度相对较高，对Anammox菌抑制作用较明显；水流进入污泥层中部时DO基本已经消耗完全，能够形成厌氧环境，同时基质浓度较高，更有利于Anammox菌富集；而污泥层上部由于基质消耗较为完全，Anammox菌可利用的基质浓度低，因此首先变红的部位位于反应器污泥层中部。

4　结论

4.1Anammox反应器启动实验表明，进水带氧（DO=4 mg/L），即不进行除氧处理，选用UASB反应器，以产甲烷颗粒污泥与传统硝化污泥的混合物作接种污泥，仍然可以成功启动反应器，TN去除率高达80%以上，TN容积去除负荷稳定在0.24 kgN/（m3·d）。

4.2由于进水中含 DO，因此稳定阶段Δm（NH4+-N）：Δm（NO2--N）：Δm（NO3--N）三者比例与理论值有一定出入，理论值为1：1.31：0.26，本实验所得比例为1：1.20：0.22。此外，DO存在使Anammox反应首先出现在颗粒泥内部，且位于污泥层中部。

4.3启动过程中污泥颜色变化可以作为Anammox菌富集的指示参数。启动过程中颗粒泥内部首先变红，在UASB反应器污泥层中部首先变红。

［1］Christian F，Marc B，Philipp H.Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation（Anammox）in a pilot plant［J］.Journal of Biotechnology，2002，99：295-306.

［2］Tal Y，Watts J E M，Schreier H J.Anaerobic ammonia-oxidizing bacteria and relatedactivityinBaltimoreinnerbarborsediment［J］.Appliedand Environmental Microbiology，2005，71（4）：1816-1821.

［3］Van de graaf A A，Minder A A，et al..Anaerobic Oxidation of ammonium is a biologicallymediatedprpcess［J］.ApplEnvirMicrobiol，1995，64（4）：1246-1251.

［4］Imajo U，Tokutomi T，Furukawa K.Granulation of Anammox microorganism in up-flow reactors［J］.Water Science and Technology，2004，49（5-6）：155-163.

［5］Schmidt J E，Batstone D J，Angelidaki I.Improved nitrogen removal in upflow anaerobic sludge blanket（UASB）reactors by incorporation of Anammox bacteria into the granular sludge［J］.Water Science and Technology，2004，49（11-12）：69-76.

［6］Zheng P，Lin F M，Hu B L，et al.Start-up of anaerobic ammonium oxidation bioreactor with nitrifying activated sludge［J］.J Environmental Science，2004，16（1）：13-16.

［7］Zheng P，Lin F M，Hu B L，et al.Performance of Anammox granular sludge bed reactor started up with nitrifying granular sludge［J］.J Environmental Science，2004，16（2）：339-342.

［8］van de Graaf A A，de Bruijn P，Robertson L A，et al.Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor［J］. Microbiology（UK），1996，142（8）：2187-2196.

［9］国家环保局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法［M］.中国科学出版社，2002.

［10］Cervants F J，De la Rosa D A，Gomez J.Nitrogen removal from wastewaters at low C/N ratios with ammonium and acetate as electron donors［J］. Bioresource Technology，2001，79（2）：165-170.

［11］Philips S，Laanbroek H J，Verstraete W.Origin causes and effects of increased nitrite concentrations in aquatic environments［J］.Rev.Environ.Sci. Biotechnol.，2002，1（2）：115-141.

［12］张少群.厌氧氨氧化工艺研究［D］.杭州：浙江大学，2004.

*项目来源：福建省科技计划项目《低碳氮比高氨氮废水处理工艺中试研究》（ZZLX1202）。