SBBR 法厌氧氨氧化的快速启动

周亚 张新颖 张健 陈益明 刘文贵

（1 福州大学环境与安全工程学院 福建福州 350108 2 福建省环境科学研究院 福建福州 350013）

传统生物脱氮技术是由严格好氧的氨氧化菌（AOB）和亚硝酸盐氧化菌（NOB）先将氨氮（NH4+-N）氧化为亚硝态氮（NO2--N）和硝态氮（NO3--N），然后由厌氧异养菌将NO3--N 还原为氮气（N2）的工艺。该技术不仅因曝气需消耗大量的能量，而且需要额外添加有机物来保证反硝化过程的进行［1］。而自养型ANAMMOX 工艺则被认为是一种更高效节能的绿色低碳可持续废水生物脱氮处理方法，已被广泛用于处理工业废水、垃圾渗滤液、沼液等高氨氮废水，是废水生物脱氮的研究热点［2］。ANAMMOX 工艺是指在厌氧或缺氧条件下，AnAOB 以NO2--N为电子受体，以NH4+-N 为电子供体，将NO2--N 和NH4+-N 转化为N2的一种新型脱氮工艺［3］。与传统生物脱氮工艺相比，ANAMMOX工艺具有无需曝气供氧、无需外加碳源、污泥产量少等优势［4］。

然而ANAMMOX 工艺存在自养型AnAOB 生长缓慢、难富集、工艺运行不稳定和对生长环境要求苛刻等问题［5］，导致其启动时间长达几个月至几年不等。AnAOB 的富集和有效截留是实现ANAMMOX 成功启动的关键［6］。SBBR 由于具有污泥浓度高、污泥龄长、生物截留能力强、抗冲击负荷强、操作灵活、可稳定运行等优势［7］，是ANAMMOX 工艺的理想反应器之一。ANAMMOX 工艺污泥接种策略对ANAMMOX 的启动有显著影响，目前ANAMMOX 的主要接种污泥包括有厌氧污泥（如反硝化污泥、河底泥等）、厌氧颗粒污泥、好氧污泥（如硝化污泥、传统活性污泥等）、好氧颗粒污泥、ANAMMOX 混合污泥等［8］，其中ANAMMOX 混合污泥由于富含AnAOB，可大大缩短工艺启动时间［9］。剩余污泥是城市污水处理厂产生的固体废弃物，其含水率高、富含重金属、病原菌等有毒有害物质，对环境易造成二次污染，需要进行后续的处理处置［10］，若能作为ANAMMOX 启动的接种污泥，不仅能践行固体废物环境防治资源化原则，而且能使ANAMMOX 工艺具有更易获得的污泥来源。

本论文以92%的剩余污泥和8%的ANAMMOX 颗粒污泥为混合接种污泥，以辫带式纤维作为填料，建立SBBR，通过调控优化工艺运行参数，实现ANAMMOX 的快速启动，研究工艺对ANAMMOX 的富集效能与脱氮性能。

1 材料与方法

1.1 试验装置与运行策略

试验装置如图1 所示，SBBR 反应器为圆柱形，由聚乙烯塑料组成，内径为560 mm，高度为700 mm，总容积172 L，有效容积为150 L，试验填料为纤维辫带式填料，具有空隙率高、比表面积大、挂膜快、膜易更新等优点，填料固定于反应器内不锈钢架上。搅拌装置采用机械调速搅拌器，反应器在环境温度（26℃～30℃）下进行，排水率为50%，pH 值控制在7.5～8.0 之间。反应器用黑色遮光材料包裹，避光运行。

图1 SBBR 反应器示意图

ANAMMOX 启动过程中的运行参数如表1 所示。

表1 厌氧氨氧化反应器运行参数

1.2 接种污泥

剩余污泥取自福州市洋里污水处理有限公司的剩余污泥。污泥闷曝24 h 后，用自来水洗涤3 次后接种到反应器中。污泥浓度（MLSS）为11 034 mg/L，挥发性固体浓度（MLVSS）为6 510 mg/L，f（f=MLVSS/MLSS）为59%。ANAMMOX 颗粒污泥为实验室小试培养的颗粒污泥，MLSS 为3 625 mg/L，MLVSS为1 486 mg/L，f 为41%。

本试验先接种剩余混合污泥进行驯化，待微生物适应环境后再加入ANAMMOX 颗粒污泥，接种ANAMMOX 颗粒污泥后混合污泥MLSS 为6 103 mg/L，MLVSS 为2 458 mg/L，f 为40%，混合污泥中剩余污泥与ANAMMOX 颗粒污泥的占比分别为92%和8%。

1.3 试验用水

采取人工配水方式，试验模拟废水成分如表2 和表3 所示，模拟废水中的NH4+-N 和NO2--N 分别由NH4Cl、NaNO2提供，NH4+-N 和NO2--N 浓度按ANAMMOX 理论值配比，进水pH 用NaHCO3和HCl 进行调节，整个过程不添加有机碳源。

表2 厌氧氨氧化反应器进水组分

表3 微量元素组分

1.4 测试项目与方法

常规水质指标均按照国家环境保护发布的标准方法 《水和废水监测分析方法》［11］进行监测，见表4。

表4 测试项目与分析方法

2 结果与讨论

ANAMMOX SBBR 反应器总共历时132 d 启动成功并稳定运行。整个启动过程期间，根据进出水氮素浓度转化规律可分为4 个阶段，分别是菌体水解阶段（0 d～29 d）、污泥驯化阶段（30 d～64 d）、活性提高阶段（65 d～91 d）和活性稳定阶段（92 d～131 d）。

2.1 菌体水解阶段

菌体水解阶段（阶段I）从接种剩余污泥开始，共历时29 d。从图2 可以看出，在第1 天至第15 天出水NH4+-N 浓度明显高于进水NH4+-N 浓度，出水NO2--N 和NO3--N 含量低，说明该阶段存在微生物细胞解体死亡，释放了大量的NH4+-N 和有机物，为反硝化菌提供了电子供体和碳源，使反硝化成为该阶段的主反应；系统的MLSS 和MLVSS 也出现大幅度下降，分别由11 034 mg/L 和6 510 mg/L 下降为5 822 mg/L 和2 370 mg/L。由于ANAMMOX 反应器接种污泥为剩余污泥，含有大量的好氧微生物（如硝化细菌），当长期处于厌氧的环境时失活，菌体解体死亡。随着运行周期数的增加，反应器出水中NH4+-N 含量逐渐降低，在运行第16 天后出水NH4+-N 含量首次接近于进水NH4+-N，出水NO2--N 含量也在第7 天后逐渐上升，说明好氧菌的菌体水解情况正在减弱，已被淘汰或不占优势，反硝化作用也因缺少足够的有机物而减弱，故出水NO2--N 又逐渐升高。为了加速ANAMMOX 的启动，从第16 天起将停留时间（HRT）从24 h 缩短为12 h。由于好氧菌的淘汰以及反硝化作用的逐渐减弱，从第16 天起出水NH4+-N 和NO2--N 开始低于进水NH4+-N 和NO2--N，NH4+-N 和NO2--N 出现同步去除，说明ANAMMOX 作用开始显现。故在第30天加入20LANAMMOX颗粒污泥，此时混合污泥MLSS为6103mg/L，MLVSS为2458mg/L，f为40%，混合污泥中剩余污泥与ANAMMOX颗粒污泥的占比分别为92%和8%。

图2 启动初期菌体水解阶段进出水氮素变化情况

2.2 污泥驯化阶段

阶段Ⅱ（30 d～64 d）为污泥驯化阶段。第30 天至第47 天维持阶段I 的运行条件不变，进水NH4+-N 和NO2--N 浓度分别为（68±3）mg/L 和（75±3）mg/L，HRT 为12 h。从图3 和图4中可以看出NH4+-N 和NO2--N 去除率随着运行时间的增加呈现小幅度增加，NO3--N 也有少量的生成，ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N 也逐渐接近于理论值1.32、0.26，说明在第30 天接种少量ANAMMOX 颗粒污泥后，反应器ANAMMOX作用正在逐渐增强，由于进水不添加有机物，反应系统中几乎已不存在反硝化作用。故从第48 天起逐渐提高进水NH4+-N和NO2--N 浓度，第64 天进水NH4+-N 和NO2--N 浓度分别为99.24 mg/L、109.12 mg/L，缩短HRT 为8 h。从图3 和图4 中可以看出，提高进水负荷以及缩短HRT 使得NH4+-N 和NO2--N去除量较之前增加了近1 倍，NH4+-N 和总氮去除率分别由26.03%、28.64%增加到58.63%、49.42%，并且ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N 仍接近于理论值1.32、0.26，说明该阶段ANAMMOX 作用正在持续增强，ANAMMOX 菌已成为优势菌群，ANAMMOX 已成功启动，也表明接种ANAMMOX 颗粒污泥能够实现ANAMMOX 的快速启动和富集。

图3 污泥驯化阶段进出水氮素变化情况

图4 运行过程中去除率和系统化学计量比关系

2.3 活性提高阶段

阶段Ⅲ（65 d～91 d）为活性提高阶段，为进一步增强ANAMMOX 活性，继续提高了进水基质负荷，缩短了HRT；进水NH4+-N、NO2--N 分别由99.24 mg/L、109.12 mg/L 逐渐提高至168.46 mg/L、185.34 mg/L，HRT 由8 h 缩短为6 h。从图5 中可以看出，刚开始第65 天至第75 天NH4+-N 和NO2--N 去除量并没有随着运行时间的增加而明显增加，这可能是因为进水基质的提升给微生物带来了一定的冲击，微生物需要一定时间适应；第76 天至第91 天，NH4+-N 和NO2--N 出水浓度持续大幅度降低，NH4+-N 和NO2--N 同步去除显著，在第91 天NH4+-N 和NO2--N 去除率分别高达80%、92%，总氮容积去除负荷高达0.88 kg/（m3·d），ANAMMOX 活性得到了显著提升。并且观察到反应器的载体上附着了大量红色AnAOB 颗粒污泥，AnAOB 颗粒污泥的含量出现了明显的增加，说明在含有少量AnAOB 颗粒污泥的混合污泥生物膜系统中，提高进水负荷和缩短HRT 能有效实现AnAOB 的快速富集和活性提升，如Li 等［12］将活性污泥和厌氧氨氧化污泥混合接种，历时91 d 成功启动ANAMMOX。

图5 活性提高阶段进出水氮素变化情况

2.4 稳定运行阶段

阶段Ⅳ（92 d～131 d）为稳定运行阶段，该阶段维持进水NH4+-N 和NO2--N 分别为（200±5）mg/L、（230±5）mg/L，维持HRT 为6 h。从图4 可以看到这期间系统ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N 已稳定于理论值1.32、0.26 附近，说明已实现了ANAMMOX 的稳定运行。并且该阶段TN 的去除率仍在不断地增加，说明ANAMMOX 活性仍有提升的空间，最终NH4+-N、NO2--N 和TN 去除率分别达到87%、99%和85.6%，TN 去除负荷高达1.49 kg/（m3·d）。

2.5 溶解氧（DO）的影响

DO 对ANAMMOX 工艺有显著影响，当空气饱和度＜2%时，DO 可逆地抑制ANAMMOX 的性能，当空气饱和度＞18%时，ANAMMOX 出现不可逆抑制［13］。故大多数ANAMMOX 的启动研究均对系统进行了除氧处理，但本试验整个反应器启动和运行期间并未进行除氧处理，仍能实现ANAMMOX 的成功启动并稳定运行。因为以剩余污泥为接种污泥使系统中含有好氧菌，能够消耗进水中的溶解氧，故在进水一段时间后，系统DO 逐渐降至0.15 mg/L 及以下；其次，载体的存在和颗粒态的AnAOB 都使系统对DO 有更强的耐受力［14］。

图6 稳定运行阶段进出水氮素变化情况

3 结论

采用SBBR 反应器，以92%的剩余污泥和8%的ANAMMOX 颗粒污泥为混合接种污泥，维持pH 为7.5～8.0，温度为环境温度（25 ℃～29 ℃），不对系统进行除氧处理，通过逐渐增加进水基质负荷和缩短HRT 等手段，历时64 d 实现ANAMMOX的快速启动。稳定运行期间，NH4+-N、NO2--N 和TN 去除率分别达到87%、99%和85.6%，总氮去除负荷高达1.49 kg/（m3·d），并且活性仍有提升的空间。研究发现，接种含有少量AnAOB颗粒污泥的混合污泥能实现AnAOB 的快速富集和ANAMMOX 的快速启动。