UASB厭氧氨氧化反應器快速啟動特性研究

馬煒豪 ，周少奇

（1.華南理工大學土木與交通學院，廣東 廣州 510640；2.華南理工大學環境與能源學院，廣東 廣州 510006；3.貴州科學院，貴州 貴陽 550001；4.華南理工大學亞熱帶建筑科學國家重點實驗室，廣東 廣州 510640；5.廣東省教育廳環境污染與生態修復重點實驗室，廣東 廣州 510006）

Anammox作為目前已知最簡捷和最經濟的生物脫氮途徑［1］，與傳統的硝化/反硝化工藝或同步硝化反硝化工藝相比，具有節省費用、耗氧量降低等優點［2］。UASB厭氧氨氧化的應用，首先解決的是其反應器的啟動問題，同時培養高效的厭氧氨氧化活性顆粒污泥，本研究針對這些問題，進行了以下的研究：采用部分亞硝化協同反硝化污泥作為接種污泥，快速啟動上流式厭氧污泥床UASB厭氧氨氧化反應器，研究反應器啟動階段的特性；研究反應器在不穩定的進水基質負荷與水力負荷下，其運行性能的變化，同時研究高負荷對反應器啟動與運行的性能情況；了解厭氧氨氧化反應器啟動期間的指示參數，并通過指示參數了解反應器運行的情況。

1 材料與方法

1.1 接種污泥

本實驗采用經基質培養的混合污泥，混合污泥由部分亞硝化協同反硝化污泥與原反應器內的細碎顆粒污泥組成，其污泥特性如下：MLSS=11.172 g/L，MLVSS=8.374 g/L，MLVSS/MLSS=74.95%。其比例為部分亞硝化協同反硝化污泥占3 000 mL，細碎顆粒污泥占700 mL。

1.2 模擬廢水

厭氧氨氧化的模擬廢水的成分：KH2PO4為0.027 5 g/L，CaCl2·2H2O為0.1 g/L，MgSO4·7H2O為0.15 g/L。NH4+-N、NO2--N由 （NH4）2SO4和NaNO2提供，無機碳由KHCO3提供，濃度按需配制，pH由1+2 H2SO4調節為7.0左右。微量元素溶液包括微量元素Ⅰ：EDTA為5 g/L，FeSO4為8 g/L，FeCl3為1.5 g/L；微量元素Ⅱ：CuSO4·5H2O為0.25 g/L，H3BO4為0.014 g/L，MnCl2·4H2O為0.99 g/L，ZnSO4·7H2O為0.43 g/L，NaMoO4·2H2O為0.22g/L，NiCl2·6H2O為0.19 g/L，CoCl2·6H2O為0.24 g/L，投量均為1 mL/L。

1.3 實驗裝置

實驗采用升流式厭氧污泥床UASB反應器，見圖1，由有機玻璃制成，總容積為5 L，其有效容積為4.5 L，污泥接種量為82.2%，反應器由黑布包裹，以防光的負面影響。廢水通過蠕動泵連續泵至UASB反應器底部，在上升過程中由Anammox菌轉化成氮氣，氮氣從反應器頂部排出。進水pH控制在7.00～7.40，反應運行溫度控制在（30±0.5） ℃。

1.4 測定項目與方法

氨氮：納氏試劑法［3］；亞硝氮：N-（1-萘基） -乙二胺光度法［3］；硝氮：紫外分光光度法［3］；pH、電導率、鹽度、溶解氧：WTW inoLab Multi 740多參數水質分析儀；SS、VSS：重量法［3］。

2 結果與討論

2.1 反應器啟動階段特性

從微生物的能量利用角度來看，實施高負荷是啟動反應器的最佳途徑［4］，在高負荷條件下，污泥就能夠獲得充足的能源用于生長。因此本研究確定實施高基質負荷的啟動策略，以利于厭氧氨氧化細菌的生長與厭氧氨氧化顆粒污泥的形成。

實驗采用高進水基質啟動反應器，啟動初期進水NH4+-N和NO2--N的濃度分別為200 mg/L和250 mg/L，HRT=9.8 h，定期測定反應器出水pH、氨氮、硝氮、亞硝氮等反應器運行參數。反應器進水未進行消氧處理，其進水溶解氧（DO）為4.5～6.5 mg/L，經過52 d的運行，成功啟動UASB厭氧氨氧化反應器。

活性遲滯階段（0～20 d），在該階段，氨氮與亞硝氮的去除率分別為33%±23%、40%±15%。可以看出活性遲滯階段所經歷的時間較短，且沒有出現其他文獻所描述的厭氧氨氧化反應器啟動過程出現的菌體自溶階段，原因可能是接種污泥經過一段時間的基質培養，其可能已經經歷了菌體自溶階段；培養時同樣采用進水的基質濃度，其微生物已經適應了該基質濃度。

活性提高階段（20～52 d），此階段進水NH4+-N與NO2--N濃度逐步提升至250 mg/L和330 mg/L，其NH4+-N、NO2--N去除率達到90%與89%，氨和亞硝酸鹽以一定比例被同時轉化是厭氧氨氧化的本質特征，因此NH4+-N與NO2--N的去除及兩者的去除量之比可作為厭氧氨氧化反應狀況的重要依據。此階段兩者的去除量之比平均為1.00:1.22，高于文獻［5］的理論值1.00:1.32，其原因可能是反應器內存在好氧氨化反應：NH4++1.5O2→NO2-+2H++H2O，厭氧氨氧化反應器內的Anammox菌混配物中含有相當數量的好氧氨氧化菌，好氧氨氧化菌可消耗進水溶解氧（4.5～6.5 mg/L），為厭氧氨氧化菌解除溶解氧的抑制作用；同時NO3--N濃度同步提高，說明Anammox菌的生長，NO3--N生成量與NH4+-N去除量的比例平均為0.15，低于文獻［15］報道的理論值0.26，原因有待于進一步深入研究。

實驗經過52 d的啟動運行，Anammox反應器成功啟動后，控制進水NH4+-N、NO2--N濃度逐步分別從200 mg/L和250 mg/L，提升至250 mg/L和330 mg/L。實驗對反應提升負荷采取以下策略：①當反應器出水NH4+-N、NO2--N去除率均大于88%時，認為厭氧氨氧化反應效果良好，可以進一步提升進水負荷；②在進水負荷提高后，逐步提升水力負荷，根據出水效果再作相應調整；③保持水力負荷，進一步提升進水負荷，再根據出水效果調整水力負荷。實驗經過短暫的遲滯階段，在反應器的活性提高階段逐步提高進水負荷與水力負荷，取得了較好的效果。反應器運行期間脫氮效能曲線見圖2。

可以看出，從第20天開始，在活性提高階段，總氮（氨氮與亞硝氮）去除率、總氮去除負荷菌有較大的增長?？偟コ蕪牡?0天的56.15%上升至80.18%，總氮去除負荷從0.74 kg/（m3·d） 提高到1.20 kg/（m3·d），其反應器取得了良好的總氮去除效果。因此，從第20天開始，提高反應器的進水負荷，HRT從9.8 h到7.7 h，經過5 d左右的運行，反應器性能進一步提高，其總氮去除率上升至85.33%，總氮去除負荷提高到1.30 kg/（m3·d）。反應器提高水力負荷初期，反應器內部污泥的沉降性能未夠理想，因此出現了跑泥現象，運行期間嘗試將跑泥加回反應器內，但由于水力負荷以及三相分離器的設計負荷過低等與污泥沉降性的原因，反應器終有污泥流失。此后，繼續提高水力負荷，在進水NH4--N、NO2--N濃度為200 mg/L和250 mg/L條件下，HRT縮短為5.4 h，出水NH4--N、NO2--N濃度分別為39.39 mg/L和34.39 mg/L，去除率分別為81.71%和87.11%，總氮去除負荷提高至1.96 kg/（m3·d），總氮去除率為84.63%。此時，反應器性能有所下降，在第37天，提高進水NH4+-N、NO2--N濃度至230 mg/L和300 mg/L，維持該水力停留時間幾天，反應器效能回升，出水NH4+-N、NO2--N濃度分別降至21.48 mg/L和29.18 mg/L，去除率分別為90.56%和89.56%，總氮去除負荷達到2.21 kg/（m3·d），總氮去除率上升至90.01%。反應器運行期間進水負荷與出水情況見圖3。

從第37天提升進水氨氮、亞硝氮濃度為230 mg/L和300 mg/L后，隨后提升水力負荷HRT=4.5 h，最終在第45天出水NH4+-N、NO2--N濃度分別降至8.81 mg/L和16.77 mg/L，去除率分別為96.30%和94.28%，總氮去除負荷達到2.74 kg/（m3·d），總氮去除率上升至95.19%。可以看出反應器顯示出較好的穩定性與高效性，其去除負荷可以進一步增大。因此，第46天提升進水氨氮、亞硝氮濃度為250 mg/L和330 mg/L，將HRT調至3.6 h，在第52天，反應器運行能力良好，總氮去除負荷提升至3.26 kg/（m3·d），總氮去除率達到90.85%。

反應器在啟動52 d內，便取得了3.26 kg/（m3·d）的去除負荷，相比于大部分文獻，表現出了高效的脫氮性能與巨大的潛力。反應器現在仍在運行中，由于水力負荷一直在提升，反應器內的污泥量越來越少，只占反應器的1/2左右，對于反應器的去除能力，原因可能是反應器內部形成了顆粒污泥，Anammox菌成為反應器內的優勢菌種，表現出良好的厭氧氨氧化活性；同時由于反應器的恒溫水箱出現問題，運行反應器的第36天起，反應器在常溫下進行，其水溫在25.5～28.7℃，低于文獻所述的最佳溫度35℃［6］，同時由于進水負荷與水力負荷的不穩定，反應器依然表現出良好的處理效果，說明反應器具有良好的穩定性。表1為部分文獻中各類反應器的厭氧氨氧化性能對比。

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2.2 啟動過程厭氧氨氧化活性的指示參數

在厭氧氨氧化反應器內，根據氮素的變化可以判斷反應器的運行情況，M.Strous等［5］提出厭氧氨氧化反應的方程式如下：

NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+→1.02 N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O。

因此可以根據NH4+-N去除量、NO2--N去除量和NO3--N生成量的比值反映反應器運行的情況。圖4為反應器運行期間3種氮素之比的變化。可以看出反應器NH4+-N去除量、NO2--N去除量之比比較穩定，可能與反應器啟動前污泥在基質中的預培養有關，污泥適應高基質濃度，表現出厭氧氨氧化反應活性，但根據NO3-的生成量可知，厭氧氨氧化反應占主導。在反應器活性提高階段，NO2--N去除量和NH4+-N去除量之比維持在1.22左右，原因可能是進水未進行消氧處理，反應器內發生好氧氨氧化反應。

Van de Graff等［14］認為，在厭氧氨氧化過程中，固定CO2所需的能量和還原力來自NO2--N至NO3--N的轉化，NO3--N的產生量在某種程度上反映了厭氧氨氧化菌的增值情況。本研究中，隨厭氧氨氧化活性提高，出水NO3--N濃度逐步提高；在活性提高階段，NO3--N的產生量與NH4+-N去除量的比值逐漸增加，活性穩定階段該比值平均為0.15，但最終未能穩定，尚要等待反應器在活性穩定階段再作進一步觀察。在厭氧氨氧化反應器啟動過程中，NH4+-N去除量、NO2--N去除量和NO3--N生成量的比值變化可指示厭氧氨氧化反應器性能的演變。

3 結論

采用經基質培養的混合污泥，混合污泥由部分亞硝化協同反硝化污泥與原反應器內的細碎顆粒污泥組成，進水pH控制在7.00～7.40，反應運行溫度控制在（30±0.5）℃，經過52 d的運行，成功啟動了UASB厭氧氨氧化反應器；經過52 d的運行，在進水氨氮、亞硝氮濃度為250 mg/L和330 mg/L的情況下，HRT=3.6 h，反應器運行良好，總氮去除負荷提升至3.26 kg/（m3·d），總氮去除率達到90.85%，說明反應器的高效性與良好的運行潛力。在厭氧氨氧化反應器的活性穩定階段，NH4+-N去除量、NO2--N去除量與NO3--N生成量的比值為1.00:1.22:0.15，根據3種氮素的比值，可以了解厭氧氨氧化反應器的啟動進程。

［1］周少奇.環境生物技術［M］.北京：科學出版社，2003.

［2］馬富國，張樹軍，曹相生，等.硝化生物膜啟動厭氧氨氧化反應器的研究［J］.中國給水排水，2008，24（23）：24-28

［3］國家環保局.水和廢水監測分析方法［M］.4版.北京：中國環境科學出版社，2002.

［4］Rittmann B E，McCarty P L.Environmental biotechnology：Principles and application［M］.New York：McGraw-Will Companies，2001.

［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］.Appl Microbiol Biotechnol，1998，50 （5）：589-596.

［6］Van der Star W R L，Abma W R，Bolmmers D，et al.Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation：Experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam［J］.Water Res，2007，41 （18）：4149-4163.

［7］唐崇儉，鄭平，陳建偉，等.不同接種物啟動Anammox反應器的性能研究［J］.中國環境科學，2008，28（8）：683-688.

［8］唐崇儉，鄭平，王彩華，等.高負荷厭氧氨氧化EGSB反應器的運行及其顆粒污泥的ECP特性［J］.化工學報，2010，61（3）：732-739.

［9］唐崇儉，鄭平，陳建偉，等.中試厭氧氨氧化反應器的啟動與調控［J］.生物工程學報，2009，25（3）：406-412.

［10］朱明石，周少奇，曾武.UASB反應器厭氧氨氧化菌的脫氮特性研究［J］.環境工程學報，2008，2（1）：12-15.

［11］解慶林，李小霞，李艷紅，等.基于ASBR反應器的厭氧氨氧化啟動及特性研究［J］.環境科學學報，2009，29（4）：759-763.

［12］Gong Z，Yang F L，Liu S T，et al.Feasibility of a membrane-aerated biofilm reactor to achieve single-stage autotrophic nitrogen removal based on Anammox［J］.Chemosphere，2007，69 （5）：776-784.

［13］Dapena-Mora A，Campos J L，Mosquera-Corral A，et al.Stability of the ANAMMOX process in a gas-lift reactor and a SBR［J］.J Biotechnol，2004，110 （2）：159-170.

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