SBBR 法厭氧氨氧化的快速啟動

周亞 張新穎 張健 陳益明 劉文貴

（1 福州大學環境與安全工程學院 福建福州 350108 2 福建省環境科學研究院 福建福州 350013）

傳統生物脫氮技術是由嚴格好氧的氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）先將氨氮（NH4+-N）氧化為亞硝態氮（NO2--N）和硝態氮（NO3--N），然后由厭氧異養菌將NO3--N 還原為氮氣（N2）的工藝。該技術不僅因曝氣需消耗大量的能量，而且需要額外添加有機物來保證反硝化過程的進行［1］。而自養型ANAMMOX 工藝則被認為是一種更高效節能的綠色低碳可持續廢水生物脫氮處理方法，已被廣泛用于處理工業廢水、垃圾滲濾液、沼液等高氨氮廢水，是廢水生物脫氮的研究熱點［2］。ANAMMOX 工藝是指在厭氧或缺氧條件下，AnAOB 以NO2--N為電子受體，以NH4+-N 為電子供體，將NO2--N 和NH4+-N 轉化為N2的一種新型脫氮工藝［3］。與傳統生物脫氮工藝相比，ANAMMOX工藝具有無需曝氣供氧、無需外加碳源、污泥產量少等優勢［4］。

然而ANAMMOX 工藝存在自養型AnAOB 生長緩慢、難富集、工藝運行不穩定和對生長環境要求苛刻等問題［5］，導致其啟動時間長達幾個月至幾年不等。AnAOB 的富集和有效截留是實現ANAMMOX 成功啟動的關鍵［6］。SBBR 由于具有污泥濃度高、污泥齡長、生物截留能力強、抗沖擊負荷強、操作靈活、可穩定運行等優勢［7］，是ANAMMOX 工藝的理想反應器之一。ANAMMOX 工藝污泥接種策略對ANAMMOX 的啟動有顯著影響，目前ANAMMOX 的主要接種污泥包括有厭氧污泥（如反硝化污泥、河底泥等）、厭氧顆粒污泥、好氧污泥（如硝化污泥、傳統活性污泥等）、好氧顆粒污泥、ANAMMOX 混合污泥等［8］，其中ANAMMOX 混合污泥由于富含AnAOB，可大大縮短工藝啟動時間［9］。剩余污泥是城市污水處理廠產生的固體廢棄物，其含水率高、富含重金屬、病原菌等有毒有害物質，對環境易造成二次污染，需要進行后續的處理處置［10］，若能作為ANAMMOX 啟動的接種污泥，不僅能踐行固體廢物環境防治資源化原則，而且能使ANAMMOX 工藝具有更易獲得的污泥來源。

本論文以92%的剩余污泥和8%的ANAMMOX 顆粒污泥為混合接種污泥，以辮帶式纖維作為填料，建立SBBR，通過調控優化工藝運行參數，實現ANAMMOX 的快速啟動，研究工藝對ANAMMOX 的富集效能與脫氮性能。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與運行策略

試驗裝置如圖1 所示，SBBR 反應器為圓柱形，由聚乙烯塑料組成，內徑為560 mm，高度為700 mm，總容積172 L，有效容積為150 L，試驗填料為纖維辮帶式填料，具有空隙率高、比表面積大、掛膜快、膜易更新等優點，填料固定于反應器內不銹鋼架上。攪拌裝置采用機械調速攪拌器，反應器在環境溫度（26℃～30℃）下進行，排水率為50%，pH 值控制在7.5～8.0 之間。反應器用黑色遮光材料包裹，避光運行。

圖1 SBBR 反應器示意圖

ANAMMOX 啟動過程中的運行參數如表1 所示。

表1 厭氧氨氧化反應器運行參數

1.2 接種污泥

剩余污泥取自福州市洋里污水處理有限公司的剩余污泥。污泥悶曝24 h 后，用自來水洗滌3 次后接種到反應器中。污泥濃度（MLSS）為11 034 mg/L，揮發性固體濃度（MLVSS）為6 510 mg/L，f（f=MLVSS/MLSS）為59%。ANAMMOX 顆粒污泥為實驗室小試培養的顆粒污泥，MLSS 為3 625 mg/L，MLVSS為1 486 mg/L，f 為41%。

本試驗先接種剩余混合污泥進行馴化，待微生物適應環境后再加入ANAMMOX 顆粒污泥，接種ANAMMOX 顆粒污泥后混合污泥MLSS 為6 103 mg/L，MLVSS 為2 458 mg/L，f 為40%，混合污泥中剩余污泥與ANAMMOX 顆粒污泥的占比分別為92%和8%。

1.3 試驗用水

采取人工配水方式，試驗模擬廢水成分如表2 和表3 所示，模擬廢水中的NH4+-N 和NO2--N 分別由NH4Cl、NaNO2提供，NH4+-N 和NO2--N 濃度按ANAMMOX 理論值配比，進水pH 用NaHCO3和HCl 進行調節，整個過程不添加有機碳源。

表2 厭氧氨氧化反應器進水組分

表3 微量元素組分

1.4 測試項目與方法

常規水質指標均按照國家環境保護發布的標準方法 《水和廢水監測分析方法》［11］進行監測，見表4。

表4 測試項目與分析方法

2 結果與討論

ANAMMOX SBBR 反應器總共歷時132 d 啟動成功并穩定運行。整個啟動過程期間，根據進出水氮素濃度轉化規律可分為4 個階段，分別是菌體水解階段（0 d～29 d）、污泥馴化階段（30 d～64 d）、活性提高階段（65 d～91 d）和活性穩定階段（92 d～131 d）。

2.1 菌體水解階段

菌體水解階段（階段I）從接種剩余污泥開始，共歷時29 d。從圖2 可以看出，在第1 天至第15 天出水NH4+-N 濃度明顯高于進水NH4+-N 濃度，出水NO2--N 和NO3--N 含量低，說明該階段存在微生物細胞解體死亡，釋放了大量的NH4+-N 和有機物，為反硝化菌提供了電子供體和碳源，使反硝化成為該階段的主反應；系統的MLSS 和MLVSS 也出現大幅度下降，分別由11 034 mg/L 和6 510 mg/L 下降為5 822 mg/L 和2 370 mg/L。由于ANAMMOX 反應器接種污泥為剩余污泥，含有大量的好氧微生物（如硝化細菌），當長期處于厭氧的環境時失活，菌體解體死亡。隨著運行周期數的增加，反應器出水中NH4+-N 含量逐漸降低，在運行第16 天后出水NH4+-N 含量首次接近于進水NH4+-N，出水NO2--N 含量也在第7 天后逐漸上升，說明好氧菌的菌體水解情況正在減弱，已被淘汰或不占優勢，反硝化作用也因缺少足夠的有機物而減弱，故出水NO2--N 又逐漸升高。為了加速ANAMMOX 的啟動，從第16 天起將停留時間（HRT）從24 h 縮短為12 h。由于好氧菌的淘汰以及反硝化作用的逐漸減弱，從第16 天起出水NH4+-N 和NO2--N 開始低于進水NH4+-N 和NO2--N，NH4+-N 和NO2--N 出現同步去除，說明ANAMMOX 作用開始顯現。故在第30天加入20LANAMMOX顆粒污泥，此時混合污泥MLSS為6103mg/L，MLVSS為2458mg/L，f為40%，混合污泥中剩余污泥與ANAMMOX顆粒污泥的占比分別為92%和8%。

圖2 啟動初期菌體水解階段進出水氮素變化情況

2.2 污泥馴化階段

階段Ⅱ（30 d～64 d）為污泥馴化階段。第30 天至第47 天維持階段I 的運行條件不變，進水NH4+-N 和NO2--N 濃度分別為（68±3）mg/L 和（75±3）mg/L，HRT 為12 h。從圖3 和圖4中可以看出NH4+-N 和NO2--N 去除率隨著運行時間的增加呈現小幅度增加，NO3--N 也有少量的生成，ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N 也逐漸接近于理論值1.32、0.26，說明在第30 天接種少量ANAMMOX 顆粒污泥后，反應器ANAMMOX作用正在逐漸增強，由于進水不添加有機物，反應系統中幾乎已不存在反硝化作用。故從第48 天起逐漸提高進水NH4+-N和NO2--N 濃度，第64 天進水NH4+-N 和NO2--N 濃度分別為99.24 mg/L、109.12 mg/L，縮短HRT 為8 h。從圖3 和圖4 中可以看出，提高進水負荷以及縮短HRT 使得NH4+-N 和NO2--N去除量較之前增加了近1 倍，NH4+-N 和總氮去除率分別由26.03%、28.64%增加到58.63%、49.42%，并且ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N 仍接近于理論值1.32、0.26，說明該階段ANAMMOX 作用正在持續增強，ANAMMOX 菌已成為優勢菌群，ANAMMOX 已成功啟動，也表明接種ANAMMOX 顆粒污泥能夠實現ANAMMOX 的快速啟動和富集。

圖3 污泥馴化階段進出水氮素變化情況

圖4 運行過程中去除率和系統化學計量比關系

2.3 活性提高階段

階段Ⅲ（65 d～91 d）為活性提高階段，為進一步增強ANAMMOX 活性，繼續提高了進水基質負荷，縮短了HRT；進水NH4+-N、NO2--N 分別由99.24 mg/L、109.12 mg/L 逐漸提高至168.46 mg/L、185.34 mg/L，HRT 由8 h 縮短為6 h。從圖5 中可以看出，剛開始第65 天至第75 天NH4+-N 和NO2--N 去除量并沒有隨著運行時間的增加而明顯增加，這可能是因為進水基質的提升給微生物帶來了一定的沖擊，微生物需要一定時間適應；第76 天至第91 天，NH4+-N 和NO2--N 出水濃度持續大幅度降低，NH4+-N 和NO2--N 同步去除顯著，在第91 天NH4+-N 和NO2--N 去除率分別高達80%、92%，總氮容積去除負荷高達0.88 kg/（m3·d），ANAMMOX 活性得到了顯著提升。并且觀察到反應器的載體上附著了大量紅色AnAOB 顆粒污泥，AnAOB 顆粒污泥的含量出現了明顯的增加，說明在含有少量AnAOB 顆粒污泥的混合污泥生物膜系統中，提高進水負荷和縮短HRT 能有效實現AnAOB 的快速富集和活性提升，如Li 等［12］將活性污泥和厭氧氨氧化污泥混合接種，歷時91 d 成功啟動ANAMMOX。

圖5 活性提高階段進出水氮素變化情況

2.4 穩定運行階段

階段Ⅳ（92 d～131 d）為穩定運行階段，該階段維持進水NH4+-N 和NO2--N 分別為（200±5）mg/L、（230±5）mg/L，維持HRT 為6 h。從圖4 可以看到這期間系統ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N 已穩定于理論值1.32、0.26 附近，說明已實現了ANAMMOX 的穩定運行。并且該階段TN 的去除率仍在不斷地增加，說明ANAMMOX 活性仍有提升的空間，最終NH4+-N、NO2--N 和TN 去除率分別達到87%、99%和85.6%，TN 去除負荷高達1.49 kg/（m3·d）。

2.5 溶解氧（DO）的影響

DO 對ANAMMOX 工藝有顯著影響，當空氣飽和度＜2%時，DO 可逆地抑制ANAMMOX 的性能，當空氣飽和度＞18%時，ANAMMOX 出現不可逆抑制［13］。故大多數ANAMMOX 的啟動研究均對系統進行了除氧處理，但本試驗整個反應器啟動和運行期間并未進行除氧處理，仍能實現ANAMMOX 的成功啟動并穩定運行。因為以剩余污泥為接種污泥使系統中含有好氧菌，能夠消耗進水中的溶解氧，故在進水一段時間后，系統DO 逐漸降至0.15 mg/L 及以下；其次，載體的存在和顆粒態的AnAOB 都使系統對DO 有更強的耐受力［14］。

圖6 穩定運行階段進出水氮素變化情況

3 結論

采用SBBR 反應器，以92%的剩余污泥和8%的ANAMMOX 顆粒污泥為混合接種污泥，維持pH 為7.5～8.0，溫度為環境溫度（25 ℃～29 ℃），不對系統進行除氧處理，通過逐漸增加進水基質負荷和縮短HRT 等手段，歷時64 d 實現ANAMMOX的快速啟動。穩定運行期間，NH4+-N、NO2--N 和TN 去除率分別達到87%、99%和85.6%，總氮去除負荷高達1.49 kg/（m3·d），并且活性仍有提升的空間。研究發現，接種含有少量AnAOB顆粒污泥的混合污泥能實現AnAOB 的快速富集和ANAMMOX 的快速啟動。