不同種泥和運行方式對啟動厭氧氨氧化反應器的影響

董景，陳瀅，文林，劉敏

(四川大學 建筑與環境學院，四川 成都，610065)

厭氧氨氧化技術是目前廢水處理領域最經濟、最簡潔的生物脫氮技術[1]。與傳統生物脫氮技術相比，厭氧氨氧化具有更好的經濟效益和可持續性[2]。它在厭氧或缺氧條件下，微生物以CO2或CO3-為碳源，以NH4+為電子供體，以NO2-或NO3-為電子受體，將NH4+，NO2-或NO3-轉變為氮氣，無需供氧，也不需外加有機碳源，可以大幅度降低能耗成本，同時污泥量小，不會產生二次污染，獨特的優勢使其成為近年來國內外的研究熱點。目前，已有一些厭氧氨氧化的實際工程投入運行，其主要用于處理生活污水、養豬廢水、污泥消化液以及垃圾滲濾液等[3]。厭氧氨氧化反應最初是在污水處理工藝(反硝化流化床)中發現的[4]，而目前已被廣泛發現于各種自然生態系統中，如人工濕地[5]、河口[6-7]、湖底[8]、海洋沉積物[9-11]等。海洋中33%～65%的氮氣產生自大陸架和斜坡底泥中的厭氧氨氧化反應[12]。厭氧氨氧化菌屬于嚴格自養菌，生長速度緩慢，倍增時間長，易受外界環境因子影響，富集培養較困難。厭氧氨氧化反應器一般啟動較慢，第1 個生產性厭氧氨氧化反應器啟動時間長達1 250 d[13]，唐崇儉等[14]經過255 d 才成功啟動中試Anammox 反應器。李祥等[15]經研究發現：接種厭氧氨氧化污泥后，可以加速反應器的啟動，在第72 天啟動成功。但是，厭氧氨氧化技術在實踐中受到種泥來源的限制，獲得經濟、易得的種泥有助于厭氧氨氧化技術的推廣和應用。本文作者采用不同種泥、不同運行方式啟動厭氧氨氧化反應器，以便為厭氧氨氧化反應器的快速啟動提供借鑒。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用6 個相同的SBR 反應器(如圖1)，反應器由遮光紙包裹，有效容積為2.2 L。運行周期為24 h，其中進水10 min，生化反應23 h，靜止40 min，排水10 min，排水比為50%。

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of experimental system

1.2 接種污泥與實驗進水

分別以河岸帶污泥、好氧污泥和厭氧污泥作為接種污泥培養厭氧氨氧化菌。河岸帶污泥取自成都市某河流的岸邊帶污泥，其混合液懸浮固體(MLSS)質量濃度為64.58 g/L，混合液揮發性懸浮固體(MLVSS)質量濃度為18.43 g/L，揮發份物質含量w(VSS)/w(SS)為0.13，該污泥無機物含量較高；好氧污泥取自成都某污水處理廠好氧曝氣池，接種的污泥量MLSS 為21.01 g/L，MLVSS 為13.31 g/L，w(VSS)/w(SS)為0.63；厭氧污泥取于同一污水處理廠，接種的污泥量MLSS 為19.39 g/L，MLVSS 為12.23 g/L，w(VSS)/w(SS)為0.63。

實驗用水為人工配水，用NH4Cl 模擬含氮廢水，好氧階段進水氨氮質量濃度為70～140 mg/L；厭氧階段進水氨氮質量濃度為70 mg/L，同時投加NaNO2模擬亞硝酸鹽，質量濃度為70 mg/L。另外，還投加微量元素，如KH2PO4，KHCO3，MgSO4·7H2O，CaCl2，CoC12·6H2O，CuSO4·5H2O，NiC12·6H2O，Na2SeO4·10H2O，H3BO3和EDTA。

1.3 測定項目與方法

氨氮采用納氏試劑光度法，亞硝酸鹽氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，硝酸鹽氮采用麝香草酚分光光度法，COD 采用5B-3(D)型COD 快速測定儀測定，MLSS 和MLVSS 采用標準重量法[16]。pH，DO 和氧化還原電位采用WTW-pH/oxi340i 型便攜式測量儀測定。微生物相采用Olympus Dp70 型光學顯微鏡和四川大學分析測試中心的JSM-5900LV 型電子顯微鏡觀察。

1.4 實驗方案

實驗采用6 個完全一樣的SBR 反應器，分別記為R1～R6。其中R1 和R4 接種河岸帶污泥，R2 和R5 接種好氧污泥，R3 和R6 接種厭氧污泥。R1，R2 和R3采用好氧硝化-厭氧氨氧化的運行方式，其運行過程分為好氧硝化階段、厭氧階段Ⅰ和厭氧階段Ⅱ 3 個階段；R4、R5 和R6 采用直接厭氧氨氧化的運行方式，運行過程分為厭氧階段Ⅰ和厭氧階段Ⅱ。好氧階段反應器敞口，由恒溫振蕩器低速振蕩供氧以維持溶解氧質量濃度(DO)在2～2.5 mg/L 之間，并保持污泥處于完全混合狀態，溫度控制為30 ℃；厭氧階段反應器密閉，溫度控制為35 ℃，厭氧階段Ⅰ反應前用氮氣(＞99.9%)以0.2 L/min 的流速對反應器充氣排氧3 min；厭氧階段Ⅱ不再開蓋換水，當氨氮或亞硝酸鹽氮質量濃度降低到20 mg/L 時，用進樣器少量高濃度進藥。

2 結果與討論

2.1 以好氧硝化-厭氧氨氧化方式啟動反應器

2.1.1 好氧硝化階段

好氧硝化階段的運行情況如圖2 所示。從圖2 可以看出，3 個反應器進水氨氮質量濃度均從70 mg/L逐漸提高至140 mg/L。當進水氨氮質量濃度為70 mg/L，運行14 d 后，3 個反應器的氨氮去除率均可接近100%。進一步提高氨氮質量濃度至140 mg/L，氨氮去除率并未受到明顯影響。與R2 和R3 反應器相比，R1 達到高效脫氮的時間較短，第9 天的氨氮去除率就已接近100%，而此時R2 和R3 的氨氮去除率只有60%左右。

接種河岸帶污泥的反應器R1 抗沖擊能力較強。在第12 天受到環境條件的沖擊后，R2 和R3 的氨氮去除率迅速降低到20%左右，至少需要3 d 才能恢復。R1 受到沖擊后，氨氮去除率只降低到80%左右，而且在第2 天即恢復至原來水平。

圖2 3 個反應器好氧硝化階段的運行情況Fig.2 Operation of three reactors during aerobic nitration phase

在硝化培養初期，R2 和R3 反應器中便發生了硝化反應，而R1 中并未發現亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的積累，但氨氮卻得到了去除，這可能是因為河岸帶污泥中的某些自然物質，對其發生了物理吸附作用。

2.1.2 厭氧氨氧化階段

當反應器R1，R2和R3的氨氮去除率穩定在100%左右時，在第29 天對其進行厭氧階段Ⅰ的培養，控制進水氨氮和亞硝酸鹽氮質量濃度為70 mg/L，并對進水進行脫氧處理。3 個反應器厭氧階段氨氮和亞硝酸鹽氮的去除率如圖3 所示。氨氮與亞硝酸鹽氮同時得到去除是厭氧氨氧化反應的特征之一[17]。但是R1，R2 和R3 反應器并未出現出水氨氮與亞硝酸鹽氮濃度都明顯降低的時期，說明該時期內厭氧氨氧化反應并未成為3 個反應器中的主導反應。

圖3 3 個反應器厭氧階段的運行情況Fig.3 Operation of three reactors during anaerobic phase

R1，R2 和R3 反應器中的種泥均先經過好氧硝化培養，再轉為厭氧環境。條件改變導致有些細菌無法適應而死亡。3 個反應器中的亞硝酸鹽氮在厭氧階段Ⅰ初期都有所去除，這是因為異養菌以死亡細菌為有機碳源進行了厭氧反硝化反應。從R1 反應器中的亞硝酸鹽氮去除率比R2 和R3 反應器中的低，可看出R1 反應器中發生的反硝化反應強度較弱，說明從好氧轉為厭氧條件時R1 反應器中死亡的細菌較少，即用河岸帶污泥培養的細菌對環境的適應能力更強。

在第81 天和第82 天，對3 個反應器進行基質刺激實驗，保持進水氨氮質量濃度70 mg/L 不變，將進水亞硝酸鹽氮質量濃度提高至140 mg/L。在受到基質沖擊后，R1 反應器中的氨氮和亞硝酸鹽氮均得到了去除，且其去除率均呈上升趨勢，在第89 天分別達到了58%和97%，但其氨氮去除量、亞硝酸鹽氮去除量和硝酸鹽氮生成量之比并不符合厭氧氨氧化反應的經驗值1:1.32:0.26[18]。R2 和R3 反應器的氨氮去除率均大幅度上升，分別達到75%和91%，而亞硝酸鹽氮卻并沒有得到去除，R2 反應器中的亞硝酸鹽氮去除率降為負值。在第83 天，將進水亞硝酸鹽氮質量濃度恢復到70 mg/L。

由于在厭氧階段Ⅰ沒有成功實現厭氧氨氧化反應，因此，為了嚴格控制系統為厭氧條件，在第90天對3 個反應器采用厭氧階段Ⅱ的培養方式。不再開蓋換水，當氨氮或亞硝酸鹽氮質量濃度降低到20 mg/L 時，用進樣器投加少量高濃度進水，使反應初始氨氮和亞硝酸鹽氮質量濃度為70 mg/L 左右。R1 反應器在采用厭氧階段Ⅱ的培養方式后，立即觀察到明顯的厭氧氨氧化反應特性，氨氮去除量、亞硝酸鹽氮去除量和硝酸鹽氮生成量之比在第110 天就達到穩定，其平均值為1:1.29:0.17，基本符合1:1.32:0.26。R2 反應器在厭氧階段Ⅱ初期，氨氮和亞硝酸鹽氮基本沒有得到去除，其出水濃度大致等于進水濃度。直到第165天，R2 反應器開始出現氨氮與亞硝酸鹽氮同時脫除，硝酸鹽氮升高的現象。其氨氮去除量、亞硝酸鹽氮去除量和硝酸鹽氮生成量之比平均值為1:1.6:0.15，因此，可以斷定，R2 反應器中發生了明顯的厭氧氨氧化反應。在該階段，R3 反應器中的亞硝酸鹽氮雖有所去除，但是，氨氮卻基本沒有得到去除，同時，其三態氮的變化量比值也不符合厭氧氨氧化反應的特征值，說明接種厭氧污泥的R3 反應器并沒有成功啟動。

為了更好地檢測厭氧氨氧化過程中各參數的動態變化，在第131 天將R1 反應器中的污泥轉接到可以在線監測并記錄的SBR 中，轉接過程中因少量溶解氧的混入，物質變化波動變大。經過34 d，運行趨于穩定。接種河岸帶污泥的反應器中再次觀察到明顯的厭氧氨氧化反應。系統氨氮和亞硝酸鹽氮初始質量濃度在70 mg/L 左右時，R1 反應器的氨氮和亞硝酸鹽氮去除率分別可達94%和99%，而R2 反應器的氨氮和亞硝酸鹽氮去除率的最高值僅為53%和67%。由此可以說明，河岸帶污泥和好氧污泥都可作為接種污泥啟動厭氧氨氧化反應器，而接種河岸帶污泥的反應器脫氮效果更好。這是因為河岸帶是陸地和水層的交匯處，厭氧好氧條件交替變化，在較高濃度氨氮存在時，會發生部分硝化和不完全反硝化反應，成為亞硝酸鹽的積累 區，為厭氧氨氧化反應提供了充足的基質NH4+和NO2-。因為河岸帶污泥具有適合厭氧氨氧化菌生活的環境條件，所以，其中的厭氧氨氧化細菌數量大且種類繁多[19]。因此，接種河岸帶污泥的反應器更易培養出厭氧氨氧化菌。

2.2 以直接厭氧氨氧化方式啟動反應器

R4，R5 和R6 反應器采用直接厭氧氨氧化的培養方式，共歷時190 d，其中厭氧階段Ⅰ89 d，厭氧階段Ⅱ101 d。在厭氧階段Ⅰ，3 個反應器的氨氮出水濃度大于進水濃度，且部分亞硝酸鹽氮通過反硝化作用得到去除，這是因為死亡細菌蛋白質水解，導致氨氮濃度升高，同時為反硝化反應提供碳源。在轉入厭氧階段Ⅱ的運行條件后，3 個反應器立即觀察到氨氮和亞硝酸鹽氮同時去除的現象，推測其發生了微弱的厭氧氨氧化反應。但是補充反應基質后，厭氧氨氧化反應跡象均立即消失，長時間無法恢復。本實驗采用該方法并未成功啟動厭氧氨氧化反應器，與曹雨佳等[20]的研究結果不同，可能是因為其運行時間不夠或實驗條件不同。

2.3 微生物相觀察

在接種前和好氧硝化-厭氧氨氧化方式的厭氧階段Ⅱ，對河岸帶污泥和好氧污泥進行光學顯微鏡和電子顯微鏡觀察，結果如圖4 和圖5 所示。

河岸帶污泥接種時為黑色，微生物量和種類都較少，還含有透明的晶體狀物質，無機成分較多。經過好氧培養，污泥顏色由黑色轉為土黃色，出現密實菌膠團。進入厭氧階段Ⅰ后，菌膠團開始解體。厭氧階段Ⅱ出現大量圓形或橢圓形的細菌，成簇聚生。

好氧污泥接種時為土黃色，菌膠團較密實，微生物種類豐富；厭氧階段Ⅰ，菌膠團開始解體，原型動物消失；厭氧階段Ⅱ同時觀察到大量成蔟生長的細菌，呈圓形或橢圓形。

圖4 河岸帶污泥接種前及厭氧階段Ⅱ微生物相Fig.4 Microbial morphology of riparian sediments before inoculation and during anaerobic phaseⅡ

圖5 好氧污泥接種前及厭氧階段Ⅱ微生物相Fig.5 Microbial morphology of aerobic sludge before inoculation and during anaerobic phaseⅡ

3 結論

(1) 采用好氧硝化-厭氧氨氧化運行方式，接種河岸帶污泥和好氧污泥的反應器分別在第110 天和第165 天培養出具有厭氧氨氧化活性的污泥。接種厭氧污泥和采用直接厭氧氨氧化方式的反應器沒有培養出厭氧氨氧化污泥。

(2) 接種河岸帶污泥的反應器能更快地實現厭氧氨氧化反應，培養的厭氧氨氧化菌活性更好，氨氮與亞硝酸鹽氮的去除率分別可達94%和99%；而接種好氧污泥的反應器對氨氮和亞硝酸鹽氮的去除率最高值僅為53%和67%。

(3) 接種價廉、易得的河岸帶污泥，采用好氧硝化-厭氧氨氧化方式啟動厭氧氨氧化反應器，啟動相對較快，處理效果好，有利于最經濟、最簡潔的生物脫氮技術——厭氧氨氧化工藝的廣泛推廣。

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