ASBR厌氧氨氧化反应器的快速启动及脱氮原理分析_王晓霞 青岛大学

厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制厌氧氨氧化是一种微生物代谢过程，它将氨氧化和反硝化反应相结合。

厌氧氨氧化过程中，氨被氨氧化菌转化为亚硝酸，然后亚硝酸被反硝化螺菌还原成氮气。

这种过程在环境中起着重要的生物地球化学作用，因为它对氮循环和碳循环具有显著影响。

厌氧氨氧化过程的快速启动及其代谢途径重构与机制一直备受研究者关注。

快速启动厌氧氨氧化过程的关键是找到合适的微生物群落。

研究表明，典型的厌氧氨氧化微生物包括氨氧化菌（AOB）和反硝化螺菌（ANAMMOX）。

它们的合作是厌氧氨氧化过程的关键所在。

在厌氧氨氧化反应器中，氨氧化菌通过氧化氨产生亚硝酸，接着亚硝酸通过反硝化螺菌还原为氮气。

这一群落的形成和维持需要一系列的调控机制，包括介导细胞间信号的化学物质、细胞黏附和共生作用等。

厌氧氨氧化的代谢途径重构是指通过改变微生物群落的组成来提高反应器的稳定性和效率。

例如，加入抑制反硝化活性的菌株，可以减少反硝化过程对厌氧氨氧化反应的影响，提高反应器的稳定性。

此外，通过增加厌氧氨氧化菌的数量和活性，也可以提高厌氧氨氧化反应的效率。

最近的研究还发现，通过改变反应器的运行条件，如调节温度和氧气含量，也可以影响厌氧氨氧化过程的效率和稳定性。

关于厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构的机制，目前还有很多方面需要进一步研究。

其中一个关键问题是如何选择和培养合适的微生物群落。

另一个关键问题是如何调控微生物群落中不同菌株的相对丰度，以实现良好的协同作用。

此外，还需要深入了解微生物群落内部的相互作用和信号传导机制，以进一步优化厌氧氨氧化反应器的稳定性和效率。

总之，厌氧氨氧化快速启动及其代谢途径重构与机制是一个复杂而重要的研究领域。

通过深入研究微生物群落的组成与功能，可以更好地理解厌氧氨氧化过程，并为其在废水处理和环境修复等方面的应用提供科学依据。

厌氧氨氧化反应器的快速启动和脱氮性能研究摘要：为了实现厌氧氨氧化反应器快速启动，本研究以UASB反应器中厌氧污泥为接种污泥，设定进水NO2+-N、NH4+-N的质量浓度比为1.3，逐步提高进水负荷，在改进的升流式厌氧反应器上进行快速启动实验。

反应器运行后期，进水NH4+-N、NO2--N的质量浓度分别提升至230mg/L、300mg/L，NLR为2.12kgN/（m3·d），TN去除率达到84.7%，∆NO3--N/∆NO4+-N维持在0.24-0.26之间，∆NO2--N/∆NO4+-N维持在1.31-1.33之间，均与厌氧氨氧化反应的理论值相符；厌氧氨氧化污泥由初期粒径0.3mm以下占比63.9%的小粒径污泥，提升为粒径大于1.0mm占比67.1%的沉降性好的优质颗粒污泥，污泥颗粒的粒径与反应器的脱氮性能呈正向相关。

历经49d，系统具有稳定的脱氮性能，氧氨氧化反应器启动成功。

关键词：厌氧氨氧；快速启动；脱氮；颗粒污泥厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是一种新型的生物脱氮技术，该过程不需要额外添加碳源，也不需要曝气，而且在运行过程中污泥产量较少、脱碳效率高[1]。

厌氧氨氧化是利用厌氧氨氧化菌(AnAOB)在缺氧或厌氧的环境条件下，以CO2作为碳源，以NO2--N为电子受体，NH4+-N为电子供体，两者作用转化生成N2溢出的过程[2]。

反应器的快速启动成为了厌氧氨氧化工艺应用需要面对的重要挑战。

目前，已有一些文献报道了厌氧氨氧化反应器快速启动的实例。

季军远等[3]以絮状厌氧硝化污泥为接种污泥，经过25d成功启动Anammox-UASBA反应器。

李芸等[4]以厌氧氨氧化颗粒污泥和亚硝化絮状污泥的混合污泥为接种污泥，实验表明接种不同的污泥对厌氧氨氧化反应的启动会产生不同的影响。

基于此，本研究以改进的升流式厌氧反应器作为实验对象，以UASB厌氧反应器中厌氧污泥为接种污泥，采用高分子材料作为填料。

专利名称：厌氧氨氧化反应器快速启动及厌氧氨氧化菌活性恢复的方法
专利类型：发明专利
发明人：王晓君,杨瑞丽,陈少华,张召基
申请号：CN202110041036.4
申请日：20210113
公开号：CN112759065B
公开日：
20220524
专利内容由知识产权出版社提供
摘要：本发明涉及厌氧氨氧化反应器快速启动及厌氧氨氧化菌活性恢复的方法，所述方法为在厌氧氨氧化反应器中提高水相中群感效应信号分子的浓度，或者，当厌氧氨氧化反应器中的厌氧氨氧化菌的细胞密度低于1010cells/mL时，向水相中补加群感效应信号分子，使厌氧氨氧化菌探测到群感效应信号分子并进行厌氧氨氧化功能的表达；向水相中通入磁场，在磁场减弱时将电场作用于反应器，电场停止时恢复磁场强度，如此反复；向反应器内通入还原性气体和惰性气体，保持厌氧环境。

申请人：中国科学院城市环境研究所
地址：361021 福建省厦门市集美大道1799号
国籍：CN
代理机构：北京中知星原知识产权代理事务所(普通合伙)
代理人：艾变开
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ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动及运行研究的开题报告【题目】ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动及运行研究【摘要】ASBR型厌氧氨氧化反应器是一种新型的废水处理技术，具有处理效率高、操作方便等优点。

本文将重点研究该反应器的启动方法和运行过程中的条件优化，以期得到更高的处理效果和更低的能耗。

【引言】ASBR型厌氧氨氧化反应器是一种通过厌氧氨氧化过程去除氨氮的技术。

该技术具有对氨氮的有效去除、反应器体积小、操作方便等优点，因此得到了广泛的研究和应用。

本文将围绕ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动方法和运行优化展开研究。

通过对反应器的运行参数和操作条件进行调节，以期达到满足废水处理的要求的目的。

【研究内容】1. literature review对ASBR型厌氧氨氧化反应器的相关文献进行梳理，了解目前的研究进展和存在的问题，得出本文的研究思路和方法。

2. 实验设计选择适当的废水样品，建立ASBR型厌氧氨氧化反应器实验装置，在实验室进行反应器的启动和运行研究。

考虑到反应器的操作条件对反应效果的影响，通过设计不同运行条件进行比较分析。

3. 实验结果分析根据实验数据，分析ASBR型厌氧氨氧化反应器启动和运行过程中的情况，探讨反应效率、处理能力、反应器体积和能耗的关系等问题，为反应器的运行优化提供科学的依据。

【结果预期】本研究将探究ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动方法和运行优化，分析反应器运行参数和操作条件对处理效果的影响，以期得到更高的处理效果和更低的能耗。

在实践中，本研究成果能够为废水处理行业的发展提供指导，具有一定的实用性和应用价值。

厌氧氨氧化生物膜反应器快速启动及影响因素研究的开题报告一、选题背景与研究意义厌氧氨氧化技术是近年来发展起来的新兴技术，在污水处理和资源回收方面具有广阔的应用前景。

目前厌氧氨氧化技术的瓶颈之一是启动时间长，严重影响了该技术的实际应用。

本研究旨在探究影响厌氧氨氧化生物膜反应器快速启动的因素及其作用机制，为该技术的实际应用提供指导，具有重要的研究意义。

二、研究内容和方法1. 研究内容本研究主要包括以下内容：（1）快速启动条件的确定：通过对不同的初始操作条件进行试验，确定最佳的生物反应器运行条件，以实现对厌氧氨氧化生物膜反应器快速启动。

（2）影响因素的研究：在最佳的运行条件下，系统地研究厌氧氨氧化生物膜反应器启动过程中的关键因素，包括温度、反应器填料、进口气体比例等。

（3）机理的探究：通过对实验结果的分析和比较，探究不同因素对厌氧氨氧化生物膜反应器启动及其效率的影响机理。

2. 研究方法本研究将采用实验室规模的生物反应器进行实验研究，具体方法如下：（1）生物反应器的构建：设计与制作一套规模适宜的厌氧氨氧化生物膜反应器。

（2）实验参数的确定：确定各项操作参数，包括进水COD浓度、温度、进口气体比例和反应器填料种类等参数。

（3）试验的进行：在不同的实验条件下进行反应器的操作和监测，对生物膜反应器的启动、运行情况和反应器性能进行分析和评估。

（4）数据处理与机理探究：通过对试验数据的分析和处理，建立厌氧氨氧化生物膜反应器快速启动的数学模型，探究反应器启动及运行的机理。

三、预期结果和创新点1. 预期结果本研究预期能够：（1）确定可行的启动条件，实现对厌氧氨氧化生物膜反应器的快速启动。

（2）明确关键的影响因素，并对其作用机理进行深入地探究。

（3）为厌氧氨氧化技术的实际应用提供指导和借鉴。

2. 创新点本研究的创新点在于：（1）针对厌氧氨氧化生物膜反应器启动缓慢的问题，通过实验研究制定了一套可行的快速启动策略。

（2）系统地研究并分析了影响快速启动的关键因素，并探究了它们的作用机理。

ASBR反应器内厌氧氨氧化的快速启动及其脱氮性能研究的开题报告一、选题背景：氨氮是城市废水中主要的污染物之一，如果直接排放将会给环境带来巨大的影响。

因此，氨氮的处理已经成为了当前城市污水处理工艺中最为重要的环节之一。

近年来，厌氧氨氧化（Anammox）技术作为一种新型生物脱氮技术不断受到人们的关注。

ASBR（Anaerobic Sequencing Batch Reactor）反应器是厌氧氨氧化技术中常用的反应器型式之一。

ASBR反应器具有操作简便，技术稳定等优点，但是ASBR反应器的启动周期较长，且在处理氨氮效率上还有一定的提升空间。

因此，对ASBR反应器内厌氧氨氧化的快速启动及其脱氮性能进行研究，具有重要的理论和实际意义。

二、研究计划：1.文献综述：对厌氧氨氧化技术及ASBR反应器的研究现状进行了解和分析，并分析ASBR反应器内厌氧氨氧化存在的问题。

2.实验设计：根据ASBR反应器的特点，设计实验流程，研究不同操作条件（如反应器容积、温度、pH值等）对ASBR反应器内厌氧氨氧化快速启动及其脱氮性能的影响。

3.实验操作：通过实验操作，收集ASBR反应器内厌氧氨氧化的相关数据，如氨氮、亚硝态氮、硝态氮、总氮等指标，并进行分析。

4.结果分析：根据实验结果，分析不同操作条件下ASBR反应器内厌氧氨氧化的脱氮性能，并比较不同操作条件下的脱氮效率，探究影响脱氮效率的主要因素。

5.结论总结：根据实验结果，总结ASBR反应器内厌氧氨氧化的脱氮性能，并提出今后进一步研究的方向和建议。

三、研究意义：本研究将对ASBR反应器内厌氧氨氧化的快速启动及其脱氮性能展开研究，为城市污水的处理和减排提供技术支持和理论指导。

同时，本研究的成果对厌氧氨氧化技术的发展也将具有一定的推动作用。

《厌氧氨氧化菌脱氮机理及其在污水处理中的应用》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染成为主要的环境问题之一。

为了有效解决这一问题，科研人员对氮的循环及处理技术进行了广泛研究。

其中，厌氧氨氧化技术作为一种新兴的脱氮技术，因其在无氧环境下能够有效转化氮，受到越来越多的关注。

本文旨在探究厌氧氨氧化菌脱氮机理及其在污水处理中的应用。

二、厌氧氨氧化菌脱氮机理厌氧氨氧化（Anammox）是一种生物化学过程，该过程中以厌氧氨氧化菌为主要的微生物，在无氧或低氧环境下，将氨氮（NH4+）和亚硝酸盐（NO2-）转化为氮气（N2）和水（H2O）。

其具体过程如下：1. 厌氧氨氧化菌通过特定的酶系统将NH4+和NO2-结合，形成中间产物羟胺（NH2OH）。

2. 羟胺经过进一步反应生成氮气和水。

该过程不消耗额外的碳源和有机物，而是以氨和亚硝酸盐为基质，以硝酸盐作为氧化还原产物，有效地将含氮废水中的有机物去除，使污水得以净化。

三、厌氧氨氧化技术在污水处理中的应用厌氧氨氧化技术以其独特的技术特点，被广泛应用于各类污水处理。

其优势主要表现在以下几个方面：1. 节能环保：厌氧氨氧化技术无需额外添加碳源，无需曝气，可大大降低能耗和减少污泥产量。

2. 高效性：在适宜的条件下，厌氧氨氧化菌的脱氮效率高，处理效果好。

3. 适用性强：该技术适用于处理低C/N比、高氨氮浓度的废水。

在污水处理中，厌氧氨氧化技术主要应用于以下几个方面：1. 工业废水处理：用于处理各类高氨氮含量的工业废水，如制浆造纸废水、化肥生产废水等。

2. 城市污水处理：作为常规生物脱氮技术的补充或强化手段，用于提高城市污水处理厂的脱氮效果。

3. 农业废水处理：用于处理养殖业废水、农田排水等含氮量高的农业废水。

四、结论厌氧氨氧化技术以其独特的脱氮机理和显著的环保优势，在污水处理领域发挥了重要作用。

该技术在各类高含氮废水的处理中取得了显著效果，实现了能源节约、环境保护、水质改善的目标。

第31卷第10期2011年10月环境科学学报Acta Scientiae CircumstantiaeVol．31，No．10Oct．，2011基金项目：国家自然基金项目（No．50808060，51078121）；浙江省自然科学基金项目（No．Y5090072）；杭州市科技发展计划项目（No．20091133B06）Supported by the National Natural Science Foundation of China （No．50808060，51078121），the Natural Science Foundation of Zhejiang Province （No．Y5090072）and the Science and Technology Development Program of Hangzhou （No．20091133B06）作者简介：阳广凤（1986—），男，E-mail ：ygfscu@126．com ；*通讯作者（责任作者），E-mail ：jrczju@yahoo．com．cn Biography ：YANG Guangfeng （1986—），male ，E-mail ：ygfscu@126．com ；*Corresponding author ，E-mail ：jrczju@yahoo．com．cn阳广凤，沈李东，马春，等．2011．新型厌氧氨氧化反应器脱氮性能及过程动力学特性的研究［J ］．环境科学学报，31（10）：2138-2145Yang G F ，Shen L D ，Ma C ，et al ．2011．Performance and process kinetics characteristics of Anammox baffled reactor ［J ］．Acta Scientiae Circumstantiae ，31（10）：2138-2145新型厌氧氨氧化反应器脱氮性能及过程动力学特性的研究阳广凤，沈李东，马春，俞津津，金仁村*杭州师范大学生命与环境科学学院，杭州310036收稿日期：2011-01-05修回日期：2011-02-21录用日期：2011-02-28摘要：对新型厌氧氨氧化折流板反应器的启动和运行性能进行了研究，并对其过程动力学特性进行了分析．试验中采用了两种启动策略：一是固定水力停留时间（HRT ）（24h ）并逐步提高进水基质浓度，二是固定进水浓度并逐步缩短HRT．结果显示后者（低基质浓度高水力负荷）更利于厌氧氨氧化反应器的启动．当厌氧氨氧化反应成功启动后，消耗的氨氮亚硝酸氮以及产生的硝酸氮的比值为1ʒ（1．22ʃ0．18）ʒ（0．13ʃ0.06），接近理论比值．当进水总氮浓度为434mg ·L －1，水力停留时间为3h ，容积总氮负荷为3．45kg ·m －3·d －1时，在153d 取得了最大容积基质去除负荷3．00kg ·m －3·d －1．使用二级动力学模型和改进的Stover-Kincannon 模型对厌氧氨氧化反应器的动力学行为进行了模拟，获得了模型参数．模拟结果表明：二级动力学模型的预测精度比改进型Stover-Kincannon 模型更高．关键词：厌氧氨氧化；厌氧折流板反应器；启动；改进型Stover-Kincannon 模型；二级动力学模型；生物脱氮文章编号：0253-2468（2011）10-2138-08中图分类号：X703文献标识码：APerformance and process kinetics characteristics of Anammox baffled reactorYANG Guangfeng ，SHEN Lidong ，MA Chun ，YU Jinjin ，JIN Rencun *School of life and Environmental Sciences ，Hangzhou Normal University ，Hangzhou 310036Received 5January 2011；received in revised form 21February 2011；accepted 28February 2011Abstract ：The start-up and performance of a novel Anammox （anaerobic ammonium oxidation ）baffled reactor were studied and the process kinetics of the reactor was analyzed．There were two start-up strategies for Anammox process．The first was with fixed hydraulic retention time （HRT ）（24h ）and gradual increase in the influent substrate concentration ，while the second was a fixed influent substrate concentration and gradual reduce in the HRT．The results showed that the latter （low substrate concentration with high hydraulic loading ）was more conducive to Anammox reactor start-up．When start-up of the Anammox process was fulfilled ，the ratio of consumed ammonia nitrogen ，consumed nitrite nitrogen and produced nitrate nitrogen was 1ʒ（1．22ʃ0．18）ʒ（0．13ʃ0．06），which approached to the theoretical value．When the influent total nitrogen concentration was 434mg·L －1at the HRT of 3h which corresponded to a nitrogen loading rate of 3．45kg ·m －3·d －1，the maximum total substrate removal rate of 3．00kg ·m －3·d －1was observed at the153rd day．The kinetic behaviors of Anammox were simulated by the second-order kinetic model and the modified Stover-Kincannon model ，and the model parameters were obtained．The simulation results showed that the prediction accuracy of second-order kinetic model was better than that of the modified Stover-Kincannon model．Keywords ：Anammox ；anaerobic baffled reactor ；startup ；modified Stover-Kincannon model ；second-order model ；biological nitrogen removal1引言（Introduction ）自养型厌氧氨氧化（Anammox ）菌能够在厌氧条件下利用亚硝酸盐作为电子受体氧化氨形成氮气（Strous et al ．，1998）．较之传统的硝化-反硝化脱氮工艺，利用Anammox 菌脱氮的Anammox 工艺具有去除负荷高、运行费用低、占用空间小等优点（Jetten et al ．，2005；van der Star et al ．，2007），在10期阳广凤等：新型厌氧氨氧化反应器脱氮性能及过程动力学特性的研究处理富氨废水方面具有很大的应用前景（van derStar et al．，2007；Joss et al．，2009）．Anammox生物脱氮工艺已成为当前废水生物脱氮技术领域的研究热点（金仁村等，2006），并实现了产业化（van derStar et al．，2007）．在Anammox工艺中，反应器居于核心的地位，开发高效反应器能够大大推进该工艺的工程应用．为了成功启动并运行Anammox工艺，反应器的选择至关重要．由于Anammox菌生长缓慢，世代时间长（约为11d），细胞产率极低（0．11g（VSS）·g－1（NH+4-N））（Strous et al．，1998），为使Anammox反应器成功启动与运行，必须使反应器内部保持足够的生物量（Zheng et al．，2004）．因而探寻一个既能满足Anammox菌生长，促进细胞增殖，又能有效持留菌体以积累足够生物量的生物反应器，将有助于推动Anammox工艺的实用化进程．目前，Anammox工艺采用的反应器较多，如流化床反应器（FBR）（郑平等，1998；van de Graaf et al．，1996）、生物膜反应器（Isaka et al．，2007；金仁村等，2006；Tsushimaet al．，2007）、膜生物反应器（van der Star et al．，2008）、气提式反应器（Sliekers et al．，2003）、上流式厌氧污泥床反应器（UASB）（Jin et al．，2008；Imajo et al．，2004；Tang et al．，2010；Ni et al．，2010）和序批式反应器（SBR）（Strous et al．，1998；Jin et al．，2008；López et al．，2008）等．厌氧折流板反应器（ABR）自身的结构特点决定其具有良好的生物截留作用（Barber et al．，1999），有利于功能细菌的富集．目前，ABR已大量用于各类废水（Boopathy et al．，1998；Kuscu et al．，2005；Krishna et al．，2009）的处理，但尚少见其在Anammox领域中的应用．鉴于ABR的优点，本课题试验了Anammox-ABR反应器的启动和运行性能，并分析了其过程动力学特性，以期为Anammox反应器的设计、操作和应用提供依据．2材料和方法（Materials and methods）2．1模拟废水反应器进水为模拟废水，其组成见文献金仁村等（2008）．NH+4-N和NO－2-N用（NH4）2SO4和NaNO2按需添加．2．2反应器受试ABR反应器由有机玻璃加工而成．反应器规格为600mmˑ120mmˑ300mm，总容积21.6L，有效体积为13．5L．反应器均分为4个隔室，每隔室又分成一个下流室（宽3cm）和一个上流室（宽11 cm），体积比约为1ʒ3．下流室底部有45ʎ倒角的导流板通往上流室．反应器最后一个隔室出水口设置溢流堰以减少水力冲刷导致的污泥损失．每隔室设上下两取样口，进水由蠕动泵引入反应器．反应器置于温度为（30ʃ1）ħ的恒温室中，并覆有黑布以避免光照对Anammox菌的抑制．2．3试验方法接种污泥为普通好氧活性污泥（取自杭州市四堡污水处理厂曝气池，直接将其转入到厌氧状态进行培养）．Anammox反应中氨氮与亚硝酸氮的理论反应比值为1ʒ1．32（Strous et al．，1998）．高浓度基质会抑制Anammox反应（Strous et al．，1999），其中尤以亚硝酸氮抑制为甚．为避免亚硝酸氮基质抑制，设置进水氨氮与亚硝酸氮的比值为1ʒ1，以使氨氮相对过剩．反应器启动时，设置水力停留时间（HRT）为24h，进水氨氮与亚硝酸氮均为70 mg·L－1．在运行过程中采用逐步增加基质浓度或缩短HRT的方法提高反应器运行负荷．通过渐进驯化过程不断促进Anammox菌生长并提高其活性，实现反应器快速启动和高效稳定运行．2．4分析项目和方法NH+4-N：苯酚-次氯酸盐光度法；NO－2-N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；NO－3-N：紫外分光光度法；进水总氮由NH+4-N和NO－2-N之和确定；pH：HANNA pH211型酸度计．3结果（Results）3．1反应器的启动运行根据Anammox工艺启动运行特点，可将工艺分为3个阶段，即菌体自溶阶段、活性提高阶段以及活性稳定阶段．3．1．1菌体自溶阶段在菌体自溶阶段（图1），反应器HRT=24h，进水氨氮、亚硝酸氮浓度分别为（72．2ʃ4．1）mg·L－1，（67．7ʃ2．6）mg·L－1．此阶段反应器出水氨氮大于进水氨氮．由于反应器进水为模拟废水，不含有机氮化物，出水高出的氨氮来自反应器内的胞溶作用（Chamchoi et al．，2007），当反应器进出水氨氮浓度基本一致时标志着菌体自溶阶段的结束（唐崇俭等，2008）．此阶段持续时间为29d．反应器除了表现出菌体自溶，还表现出一定程度的反硝化作用．出水氨氮起伏剧烈，亚硝酸氮9312环境科学学报31卷去除率几乎达到了100%．此外出水pH 较进水高也印证了反硝化反应的存在．图1菌体自溶阶段的基质变化曲线Fig．1Substrates evolution during the autolysis phase随着自溶菌体有机物消耗的完成，微生物的基质由无机/有机混合基质逐渐转变为无机基质，减少了异养菌对生存空间的竞争，为自养型Anammox 菌成长为反应器优势菌提供了有利条件．至29d ，进出水氨氮基本持平（出水对进水的相对偏差为4.1%，小于5%）．此后，出水氨氮浓度小于进水，菌体自溶阶段结束．3．1．2活性提高阶段未出现活性迟滞阶段，反应器直接进入了活性提高阶段．在活性提高阶段（30 139d ），反应器中Anammox 菌活性逐步提高，如图2所示．此阶段分为两段（阶段Ⅰ和Ⅱ）分别采用两种不同的策略以不断提高反应器运行负荷．在阶段Ⅰ（30 99d ）不断提高进水浓度以增加负荷．100 104d 为过渡阶段．阶段Ⅱ（105 132d ）则通过缩短HRT 以提高负荷．在阶段Ⅱ后期（133 139d ），稳定HRT 为3h ，进水浓度由98mg·L －1增加到161mg ·L －1，Anammox 活性进一步提高，在139d 达到活性提高阶段的最大去除负荷2．23kg ·m －3·d －1．此后进入活性稳定阶段．图2活性提高阶段的反应器运行性能Fig．2Reactor performance during the activity elevation phase（1）基质浓度试验如图3所示，阶段Ⅰ中恒定HRT 为24h ，进水氨氮与亚硝酸氮比值为1ʒ1，进水氨氮（或亚硝酸氮）浓度由70mg·L －1逐步升高至182mg ·L －1，理论总氮负荷由0．14kg·m －3·d －1升至0．36kg ·m －3·d －1．总氮去除负荷由0．10kg ·m －3·d －1上升到了0．31kg ·m －3·d －1（第57d ）．第57 99d 的43d 中，进水氨氮与亚硝酸氮浓度均为182mg ·L －1，平均去除负荷为（0．25ʃ0．02）kg·m －3·d －1．在开始的24d （30 53d ）内亚硝酸氮平均去除率达到99．6%，几乎全部得以去除．随着进水氨氮与亚硝酸氮浓度的提高，亚硝酸氮去除率逐步降低．在364mg ·L －1总氮浓度（活性提高阶段浓度实验的最高基质浓度）条件下，亚硝酸氮去除率由开始的041210期阳广凤等：新型厌氧氨氧化反应器脱氮性能及过程动力学特性的研究95%下降到了最后的70%左右（最后10d ，即90 99d 的平均去除率）．相对而言，氨氮的去除率比较低．整个阶段Ⅰ氨氮去除率经历了一个升高再降低的过程，由最初的18%（30d ）升高到92%（53d ，氨氮和亚硝酸氮进水浓度均为98mg·L －1）最后降低至65．6%ʃ2．8%（90 99d 的平均去除率）．（2）HRT 试验经过100 104d 的过渡阶段，反应器进水基质浓度由182mg·L －1氨氮（或亚硝酸氮）降低到98mg ·L －1，此后进入阶段Ⅱ．此阶段保持进水基质浓度不变，采取逐步缩短HRT 的方式增加反应器的容积负荷．HRT 由开始（105 107d ）的24h 降低至3h （130 132d ），在运行过程中去除负荷不断升高．不到一个月的时间反应器总氮去除负荷由105d 的0．17kg ·m －3·d －1增加到了132d 的1.34kg ·m －3·d －1，对应的容积负荷分别为0．20kg ·m －3·d －1和1．75kg ·m －3·d －1．而且，反应器中出现了不少的红色颗粒污泥（Anammox 污泥的标志性特征之一），并有逐渐增多之势．此外这些红色颗粒不断有氮气产生，随Anammox 所产生的氮气上下浮动，这表明Anammox 颗粒污泥已经表现出了相当的活性．图3活性提高阶段（阶段Ⅰ）的反应器运行性能曲线Fig．3Reactor performance （phase Ⅰ）during the activity elevation phase3．1．3活性稳定阶段活性稳定阶段（140 159d ）反应器运行稳定．基质总去除速率维持在2．373．00kg ·m －3·d －1之间，平均总氮去除负荷为（2．65ʃ0．17）kg·m －3·d －1．平均氨氮和亚硝酸氮去除率分别达到了81．6%ʃ0．17%和92．0%ʃ2．5%．此阶段HRT 恒定为3h ，增加进水基质浓度（由168mg ·L －1增加到217mg ·L －1），实验期间内（140 159d ）去除负荷无显著增加，反应器负荷难以提高．可能受到了基质（尤其是亚硝酸盐）抑制．3．1．4化学计量学分析Anammox 反应的重要化学计量学参数为消耗的氨氮与亚硝酸氮以及反应产生的硝酸氮的比值（三氮比）．如图4所示，前31d 的菌体自溶阶段Anammox 反应不明显，三氮比值较理论比值相差甚远．32 159d 该比值为1ʒ（1．22ʃ0．18）ʒ（0．13ʃ0．06）．其中阶段Ⅰ的比值为1ʒ（1．27ʃ0．25）ʒ（0．09ʃ0．05），阶段Ⅱ的比值为1ʒ（1．16ʃ0．07）ʒ（0．18ʃ0．04），活性稳定阶段的比值为1ʒ（1．15ʃ0．05）ʒ（0．18ʃ0．02）．图4化学计量学参数历时曲线Fig．4The evolution of stoichiometric ratio3．1．5进水pH 对Anammox 的影响Anammox 工艺反应器有碱度产生，因此反应器出水pH 较进水pH 值高．进水pH 对Anammox 的影响实验表明：是否调节进水pH 值对氨氮的去除几乎没有影响，而亚硝酸氮的去除则会在进水pH 较高时受到一定程度的抑制，但抑制程度不大（小于5%）．为验证这一结论，在0．20kg·m －3·d －1的总氮负荷下进行的实验得出了相同的结果．相关实验结果如表2所示．4讨论（Discussion ）4．1反应器启动特性和运行性能一般来说，在Anammox 工艺启动的菌体自溶阶段与活性提高阶段之间存在一个活性迟滞阶段，此阶段的特征是氨氮去除效率及出水氨氮浓度发生急剧变化（唐崇俭等，2008）（出水氨氮时而比进水高时而比进水低）．但是本实验中此现象不明显，几乎没有发生活性迟滞，直接由菌体自溶阶段过渡到了活性提高阶段．并在153d 取得了试验阶段的最大总氮去除负荷3．00kg·m －3·d －1（对应的总氮负荷为3．45kg ·m －3·d －1）．ABR 反应器启动Anammox 反应中活性迟滞阶段的缺失减少了工艺的启动时间．1412环境科学学报31卷表2不同进水pH下的Anammox工艺运行状况Table2The performance of Anammox process at different influent pH进水pH出水pH总氮负荷/（kg·m－3·d－1）氨氮去除率亚硝酸氮去除率时间/d7．66ʃ0．17（调节）8．45ʃ0．030．35ʃ0．0269．5%ʃ4．2%84．2%ʃ6．8%66 76 7．46ʃ0．02（调节）8．25ʃ0．220．21ʃ0．0186．8%ʃ3．2%99．5%ʃ0．5%51 53 8．15ʃ0．08（未调节）8．36ʃ0．030．37ʃ0．0168．7%ʃ4．8%78．3%ʃ4．9%77 86 7．94ʃ0．05（未调节）7．99ʃ0．050．21ʃ0．0099．2%ʃ5．2%95．6%ʃ2．4%105 107Ni等（2009）使用接种好氧颗粒污泥的UASB反应器，运行300d后，氮负荷达到了0．5kg·m－3·d－1．López等（2008）以垃圾渗滤液处理厂活性污泥为接种污泥，采用SBR反应器，经226d运行，氮负荷达到了1．6kg·m－3·d－1，相应的总氮去除负荷为1．57kg·m－3·d－1．Ni等（2010）在UASB中接种Anammox颗粒污泥，经235d运行，取得的氮负荷和去除负荷分别为1．03kg·m－3·d－1和0．93kg·m－3·d－1．解庆林等（2009）采用ASBR（厌氧序批式反应器）并接种消化污泥和厌氧颗粒污泥的混合污泥，经过160d的培养获得了砖红色的Anammox菌菌胶团，平均总氮容积负荷达到了0．38kg·m－3·d－1．Zheng等（2004）采用硝化颗粒污泥启动Anammox颗粒污泥床反应器，取得的最大总氮去除负荷为2．12kg·m－3·d－1．对比表明接种好氧活性污泥的ABR反应器能够在较短的时间内取得较高的负荷．这可能与ABR反应器总体推流与局部混合的水力学特性，以及优越的菌体截留能力有关．4．2化学计量学特性通过化学计量学可以定量计算平衡化学反应的反应物与产物之间的关系（Ni et al．，2010），生物反应的实质始终是化学反应，相同化学反应的计量比是一定的，即产物与反应物之间的比例关系是一定值，当存在不同反应时产物与反应物之间的比例会与理论比值有所差异．因此可以根据实际比值与理论比值之间的差异判断反应是否为单一反应．在生物反应器中单一菌种与复合菌种的产物反应物比例关系也有类似关系．1NH+4+1．32NO－2+0．066HCO－3+0．13H+→1．02N2+0．26NO－3+0．066CH2O0．05N0．15+2．03H2O（1）Anammox反应中消耗的氨氮与亚硝酸氮以及反应产生的硝酸氮的理论比值为1ʒ1．32ʒ0．26（Strous et al．，1998）（式1）．通常由于基质、操作条件以及反应器构型的差异，不同Anammox反应器中去除的亚硝酸氮与氨氮的比值差异很大，处在0．5与4之间（Ahn，2006）．不少研究者根据Anammox 反应器运行过程中表现出的化学计量比与理论比值的差异来佐证反应器中处于不同地位（优势种，非优势种等）的菌群（van der Star et al．，2007；Tsushima et al．，2007；Sliekers et al．，2003；Tang et al．，2010；Ni et al．，2010；López et al．，2008；Chamchoi et al．，2007；Tang et al．，2011）．由试验结果可知：在活性提高阶段及活性稳定阶段，因三氮比值与理论值非常接近，Aanmmox反应在反应器中占据主体地位．在阶段Ⅰ中硝酸氮转化量较理论值小，表明反硝化作用还占据一定比例．在阶段Ⅱ以及活性稳定阶段仍有部分硝酸盐“失踪”，但量较阶段Ⅰ的小，并趋于稳定．在阶段Ⅰ、阶段Ⅱ以及活性稳定阶段采取了不同的运行策略，导致不同的菌群结构．这一点可通过实际化学计量比的差异显示．这可以解释阶段Ⅰ、阶段Ⅱ与活性稳定三个阶段化学计量比为何前者和后两者会出现差异，而后两阶段的化学计量比几乎一致．4．3动力学特性以二级动力学模型和改进的Stover-Kincannon 模型对ABR Anammox工艺的过程动力学特性进行分析讨论．4．3．1二级动力学模型ABR Anammox工艺为多基质组分的生物活性污泥脱氮工艺，可采用二级动力学模型（Grau et al．，1975；金仁村等，2008）（公式（2））研究反应器的动力学行为．－d Sd t=k2（S）X SS()2（2）对其积分与线性化处理，并令a=S/（k2（S）X），基质去除率E=（S－S）/S则由公式（2）可推出公式（3）、（4）SθS－S=a+bθ（3）θE=a+bθ（4）241210期阳广凤等：新型厌氧氨氧化反应器脱氮性能及过程动力学特性的研究式中，b 为接近1的常数，a 为常数；S 为限制性基质亚硝酸氮出水浓度（mg·L －1）；S 0为限制性基质进水浓度（mg·L －1）；X 为反应器平均污泥浓度（g ·L －1）；θ为HRT （h ）；k 2（S ）为二级基质去除速率常数（d －1）．图5二级动力学模型拟合曲线Fig．5Fitter curve for second-order kinetics model如出现基质抑制反应器动力学行为会出现异常．由于亚硝酸盐的抑制浓度为100mg·L －1（Strous et al ．，1999），因此应用此模型时反应器出水限制基质浓度应不高于限制基质的抑制浓度（本试验的所有数据均符合这一要求）．以式（4）线性拟合1 149d 的数据（图5），并用150 159d 数据进行验证．拟合曲线（θ/E =－0．2075+1．0928θ）求得a =－0．2075，b =1.0928，可决系数为R 2=0．9922．将式（2）转化为S对θ的函数，有公式（5），将a 和b 值代入式（5）和（4），可得到式（6）、（7），利用此两函数分别预测反应器出水基质浓度和基质去除率．S =S 01－θa +b ()θ（5）S =S 0（1－θ1．09θ－0．21）（6）E =θ1．09θ－0．21（7）用式（7）预测反应器亚硝酸氮去除率．用150 159d 数据进行验证，相对误差均值及误差范围分别为7．6%ʃ2．7%，2．7% 14．8%．结果显示模型有较高的预测精度．4．3．2改进的Stover-Kincannon 模型Stover-Kincannon 模型是描述附着生长型反应器动力学行为的最常见模型之一（Yu et al ．，1998；Buyukkamaci et al ．，2002；Ahn et al ．，2002；Ahn et al ．，2000）．其应用于Anammox 生物膜反应器也达到了很好的预测精度（金仁村等，2008），本文尝试将其应用于兼具絮体和颗粒污泥的ABR-Anammox 反应器．改进的Stover-Kincannon 模型定义为式（8）和（9）d S d t =Q V S i －S ()e （8）d S d t =U max （QS i /V ）K B +（QS i /V ）（9）由上两式可得：d Sd ()t－1=V Q （S i －S e ）=K B U max V QS i +1U max（10）式中，d S /d t 为基质去除速率（kg·m －3·d －1）；U max 为最大基质去除速率常数（kg·m －3·d －1）；K B 为饱和常数（kg ·m －3·d －1）；Q 为进水流量（L ·d －1）；V 为反应器空床体积（L ）；S i 为进水基质浓度（kg·m －3）；S e 为出水基质浓度（kg·m －3）．图6改进型Stover-Kincannon 模型拟合曲线Fig．6Fitter curve for modified Stover-Kincannon model以基质去除速率的倒数V /［Q （S i －S e ）］为纵坐标（因变量），基质负荷的倒数V /（QS i ）为横坐标（自变量）作图（图6）可求得Anammox-ABR 反应器动力学常数．菌体自溶阶段的胞溶作用会释放出的氨氮增加了反应器基质浓度，而阶段Ⅰ包含了由菌体自溶阶段到活性提高阶段的过渡阶段，进水的基质浓度无法代表反应器的实际基质浓度，为排除影响，以阶段Ⅱ的数据进行线性拟合，并以活性稳定阶段数据进行验证以确定拟合结果的适用性．最终得到U max =6．81kg·m －3·d －1，K B =6．95g ·L －1·d －1，可决系数为0．9930．本反应器实验阶段取得的最大容积基质去除负荷为3．00kg ·m －3·d －1（第153d ），仅为U max 的44．1%，还具有较大的脱氮潜力，真实3412环境科学学报31卷情况是否如此还待进一步验证．将Umax ，KB值代入式（10），可得：S e =Si－Si1．02+0．15（QSi/V）（11）总基质去除：E=11．02+0．15（QSi/V）（12）可用式（12）预测反应器总氮去除率（E）．使用活性稳定阶段的数据进行验证，两者的相对误差均值为13．7%ʃ2．3%；误差范围处于区间（6．1%，20．3%）．预测去除率较实际去除率偏高，预测准确度较差．金仁村等（2008）分别采用二级动力学模型和改进的Stover-Kincannon模型对Anammox固定床反应器的过程模拟结果显示，两种模型的相对误差分别为6．6%和9．4%，表明前者的模拟效果较后者好．本试验研究所得结果与此相符．5结论（Conclusions）1）Anammox ABR反应器的启动分为3个阶段：菌体自溶阶段、活性提高阶段、活性稳定阶段．2）采用低初始负荷，通过渐进提高负荷的方式可顺利启动Anammox反应器．在启动过程中提高反应器负荷采用了提高基质浓度和缩短HRT两种策略．试验证明在低基质浓度条件下，逐步缩短HRT 能够避免亚硝酸盐抑制从而很快很好地启动Anammox反应．3）采用二级动力学模型或改进型Stover-Kincannon模型模拟分别对限制性基质亚硝酸盐、进水总氮（氨氮和亚硝酸氮）的动力学行为进行了模拟．结果表明二级动力学模型的预测精度比改进型Stover-Kincannon模型更高．4）ABR反应器总体推流与局部混合的水力学特性及其优越的菌体截留能力能够缩短Anammox 工艺的启动时间，在启动过程中没有出现一般Anammox反应器启动的活性迟滞阶段．责任作者简介：金仁村（1979—），男，副教授（博士）．主要从事废水高效生物处理工艺和反应器研发方面的工作．在国内外学术刊物上发表论文50余篇．参考文献（References）：Ahn J H，Forster C F．2000．Kinetic analyses of operation of mesophilic and thermophilic anaerobic filters treating simulated starchwastewater［J］．Process Biochem，36（1/2）：19-23Ahn J H，Forster C F．2002．A comparison of mesophilic and thermophilic anaerobic upflow filters treating paper-pulp-liquors［J］．Process Biochem，38（2）：257-262Ahn Y H．2006．Sustainable nitrogen elimination biotechnologies：A review［J］．Process Biochem，41（8）：1709-1721Barber W P，Stuckey D C．1999．The use of the Anaerobic Baffled Rector（ABR）for wastewater treatment：A review［J］．Water Res，33（7）：1559-1578Boopathy R．1998．Biological treatment of swine waste using anaerobic baffled rectors［J］．Bioresour Technol，64（1）：1-6 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