李 媛 ， 阮文權(quán) *， 任洪艷

（1.江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無錫 214122；2.江南大學(xué) 工業(yè)生物技術(shù)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 無錫214122）

傳統(tǒng)的廢水處理工藝均以有機(jī)物的去除為其目標(biāo)，在設(shè)計(jì)中一般不考慮對(duì)氮的去除問題，往往使得處理出水中的氨氮難以達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。廢水中氮污染的加劇引起了研究者的廣泛關(guān)注，與物理化學(xué)脫氮法相比，生物脫氮技術(shù)具有高效、低能耗的優(yōu)點(diǎn)[1-2]。而傳統(tǒng)的硝化反硝化技術(shù)，存在需要充氧，外加碳源，需中和等弊端。近年來，研究發(fā)現(xiàn)[3-4]的厭 氧 氨 氧 化 （ANaerobic Ammonium Oxidation，ANAMMOX）被認(rèn)為目前最經(jīng)濟(jì)的生物脫氮途徑之一，即在厭氧條件下，以氨氮為電子供體，亞硝酸鹽氮為電子受體實(shí)現(xiàn)氮的去除[3-4]。

厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動(dòng)和厭氧氨氧化菌的高效富集成為研究重點(diǎn)和熱點(diǎn)[5-9]，但是由于厭氧氨氧化菌的倍增時(shí)間長[10]，污泥產(chǎn)率系數(shù)低，活性易受到分子氧的抑制，限制了其推廣應(yīng)用。作者采用選擇壓原理，旨在通過逐步縮短水力停留時(shí)間（HRT）、提高有機(jī)負(fù)荷所形成的選擇篩選過程使低于臨界沉降速率的細(xì)小、分散污泥洗出[11]，從而得到厭氧氨氧化菌的富集。另外，在菌種保藏方面，研究者通過冷凍方法[12]、冷凍和饑餓狀態(tài)[13]對(duì)污泥進(jìn)行保存，試驗(yàn)采取常溫放置的厭氧氨氧化顆粒污泥為種泥，旨在得出厭氧氨氧化菌不需特殊保存，在常溫放置亦可短時(shí)間恢復(fù)活性。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置及材料

采用如圖1所示的UASB實(shí)驗(yàn)裝置，由玻璃制成，有效容積為11 L，其中反應(yīng)區(qū)容積為7.7 L，沉淀區(qū)容積為4.3 L。反應(yīng)器外裹黑布，以防止光氧化菌的影響。通過恒溫水浴系統(tǒng)控制反應(yīng)區(qū)溫度為（33±1）℃，進(jìn)水pH 用NaHCO3控制在 7.5左右。 模擬廢水由蠕動(dòng)泵經(jīng)反應(yīng)器底部的布水系統(tǒng)進(jìn)入反應(yīng)器，氣、泥、水混合液通過設(shè)在反應(yīng)器頂部的三相分離器分離，出水由溢流堰排出。

1.2 試驗(yàn)用水及接種污泥

試驗(yàn)采用模擬廢水，配水成份如下：KH2PO410 mg/L，CaCl2·2H2O 5.6 mg/L，MgSO4·7H2O 300 mg/L，KHCO31 250 mg/L，微量元素濃縮液[14]各 1.25 mL，微量元素Ⅰ（g/L）：EDTA 5.000，F(xiàn)eSO45.000；微量元素Ⅱ （g/L）：MnCl2·4H2O 0.990，CuSO4·5H2O 0.250，EDTA 15.000，H3BO40.014，ZnSO4·7H2O 0.430，NiCl2·6H2O 0.190，NaMoO4·2H2O 0.220，NaSeO4·10H2O 0.210；底物NH4+-N及NO2--N用NH4Cl和NaNO2提供，濃度按需配制。

接種污泥為常溫放置2年的厭氧氨氧化顆粒污泥。 其 MLSS約為 10 g/L，MLVSS為 6.78 g/L，MLVSS/MLSS為 0.68。

圖1 厭氧氨氧化反應(yīng)器示意圖Fig.1 Schematic diagram of anammox reactor

1.3 測(cè)定項(xiàng)目和分析方法

NH4+-N采用納氏試劑法；NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO3--N采用紫外分光光度法；pH用pHS-9V型酸度計(jì)；MLSS和MLVSS采用重量法。以上所有方法均參照國家環(huán)?？偩帧端蛷U水監(jiān)測(cè)分析方法》第四版。

2 結(jié)果與討論

試驗(yàn)通過縮短水力停留時(shí)間（HRT）、提高有機(jī)負(fù)荷的選擇篩選過程使低于臨界沉降速率的細(xì)小、分散污泥洗出，從而得到厭氧氨氧化菌的富集，包括污泥活化階段與培養(yǎng)階段。由于接種污泥常溫保藏，初期采用表1所示Ⅰ階段對(duì)其進(jìn)行活化（數(shù)據(jù)未進(jìn)行監(jiān)測(cè)）。培養(yǎng)階段通過HRT的縮短（12 h縮短到4 h）來促進(jìn)厭氧氨氧化菌的富集，并考察了此階段反應(yīng)器運(yùn)行效能及污泥特性。培養(yǎng)階段根據(jù)反應(yīng)器的運(yùn)行效能又可分為啟動(dòng)階段（Ⅱ-Ⅲ）和富集階段（Ⅳ-Ⅴ）。

2.1 反應(yīng)器運(yùn)行效能

2.1.1 氨氮、亞硝酸鹽的去除效能 經(jīng)過14 d的活化階段，反應(yīng)器中污泥顏色由黑色轉(zhuǎn)為棕黃色，說明厭氧氨氧化菌活性的快速恢復(fù)。由圖2、圖3可知，此時(shí)，反應(yīng)器中污泥對(duì)氨氮和亞硝酸鹽氮已有10%左右的去除率。第18 d由于添加COD（100 mg/L）的緣故，反應(yīng)器內(nèi)異養(yǎng)菌生長快于自養(yǎng)菌生長，污泥變黑，反硝化作用引起亞硝酸鹽氮的去除率高達(dá)90%，之后，進(jìn)水不添加COD，COD對(duì)反應(yīng)器的影響可在2天恢復(fù)，可見，反應(yīng)器具有較好的抗沖擊負(fù)荷能力。

表1 反應(yīng)器各階段運(yùn)行參數(shù)表Table 1 Operational parameters of reactor during different periods

圖2 運(yùn)行期間氨氮變化曲線Fig.2 Variation of ammonium nitrogen during operation time

圖3 運(yùn)行期間亞硝酸鹽氮變化曲線Fig.3 Variation of nitrite nitrogen during operation time

隨著HRT從12 h縮短到8 h，由圖2，3可見，氨氮和亞硝酸鹽氮的去除率逐漸上升，第Ⅲ階段末期（第68天），均可達(dá)90%，認(rèn)為反應(yīng)器成功啟動(dòng)。

在富集培養(yǎng)階段，隨著HRT的不斷縮短，反應(yīng)器內(nèi)上升流速從20 cm/h上升到30 cm/h，加速泥水充分混合，增大反應(yīng)器有效容積，反應(yīng)器有明顯的產(chǎn)氣現(xiàn)象。在此階段，氨氮去除率穩(wěn)定高效，達(dá)90%，亞硝酸鹽氮的去除率亦高達(dá)99%。同時(shí)，從厭氧氨氧化反應(yīng)的化學(xué)計(jì)量式可知，反應(yīng)亞硝酸氮與氨氮消耗比大于1，說明厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)成功。

2.1.2 氮負(fù)荷的去除效能 從圖4可知，運(yùn)行期間，隨著HRT縮短，進(jìn)水氨氮和亞硝酸鹽氮分別控制在 100 mg/L，總氮的進(jìn)水負(fù)荷從 0.4 kg/（m3·d）逐步上升到 1.2 kg/（m3·d），總氮去除負(fù)荷呈現(xiàn)穩(wěn)步上升，高達(dá)85%，說明厭氧氨氧化菌的不斷富集。同時(shí)反應(yīng)器對(duì)氨氮和亞硝酸鹽的去除負(fù)荷相近，在富集培養(yǎng)階段分別可達(dá) 0.38 kg NH4+-N/（m3·d）和 0.57 kg NO2--N/（m3·d）。

圖4 運(yùn)行期間氮負(fù)荷變化曲線Fig.4 Variation of nitrogen loading rate during operation time

2.1.3 亞硝酸鹽氮去除、硝酸鹽氮生成與氨氮去除比例 在啟動(dòng)階段，亞硝酸鹽氮去除與氨氮去除比、硝酸鹽氮生成與氨氮去除比波動(dòng)較大，一方面因?yàn)槌跗趨捬醢毖趸钚暂^低，另一方面可能反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌與其他菌共存。通過水力條件的篩選，由圖5可知，在富集階段，氨氮去除、亞硝酸鹽氮去除與硝酸鹽氮的生成比為NH4+-N∶NO2--N∶NO3--N=1∶1.08∶0.26。 其中，硝酸鹽氮生成與氨氮去除比接近理論值（0.26），而亞硝酸鹽氮去除與氨氮去除比與理論值（1.32）有所偏差，這是因?yàn)榉磻?yīng)器未進(jìn)行嚴(yán)格厭氧，水中的溶解氧導(dǎo)致氨氮去除量的增加。由于進(jìn)水基質(zhì)、操作條件和反應(yīng)器構(gòu)型的原因，不同厭氧氨氧化反應(yīng)器所得出的NO2--N與NH4+-N計(jì)量摩爾比波動(dòng)范圍在0.5-4.0[15]。

圖5 運(yùn)行期間亞硝酸氮去除、硝酸鹽生成與氨氮比例變化曲線Fig.5 Nitrite removaland nitrate production vs.ammonium removal during operating time

2.2 污泥特性研究

反應(yīng)器接種的顆粒污泥為圖6（a）所示，由于未采用任何保藏措施，顆粒污泥外觀成黑色，粒徑以1～3 mm居多，并未發(fā)生解體現(xiàn)象。厭氧氨氧化活性可以快速恢復(fù)，在第30 d，即HRT12 h時(shí)，顆粒污泥顏色由黑色變?yōu)閳D6（b）所示的紅棕色，這是厭氧氨氧化菌體內(nèi)豐富的細(xì)胞色素C引起的[16-17]，而顆粒粒徑未發(fā)生明顯變化，圖6（c）為反應(yīng)器中顆粒污泥照片。

同時(shí)，結(jié)合圖2、圖3中第Ⅱ階段末期及第Ⅲ階段初期反應(yīng)器對(duì)氮的去除效果，可知，在此階段，伴隨著氮負(fù)荷的上升，反應(yīng)器中厭氧氨氧化顆粒污泥正在不斷形成與富集，氮的去除效率不斷提高，外觀表現(xiàn)為顆粒污泥顏色的改變。

顆粒污泥較好的沉降性能，可以在反應(yīng)器內(nèi)截留高的生物量，這是保持厭氧反應(yīng)器高效的重要原因。對(duì)反應(yīng)器中形成的厭氧氨氧化顆粒污泥沉降速度進(jìn)行測(cè)定，如表2所示。顆粒污泥的沉降速度隨著粒徑的增大而增大。顆粒粒徑范圍在1～5 mm左右，沉降速度在20～78 m/h。平均粒徑0.3～1.3 mm的厭氧顆粒污泥沉降速度在13～53 m/h，可見，厭氧顆粒污泥的密度大，結(jié)構(gòu)密實(shí)，同一粒徑的顆粒污泥，沉降速度大于厭氧氨氧化顆粒污泥。這是因?yàn)?，厭氧氨氧化顆粒污泥表面及內(nèi)部存在氣孔，將產(chǎn)生的氮?dú)馀懦?，造成其比重較小。

圖6 不同時(shí)期顆粒污泥照片F(xiàn)ig.6 Photos of granular during different operation

表2 顆粒污泥沉降速度表Table 2 Settling velocity of anmmox granular

3 結(jié)語

1）接種常溫放置的厭氧氨氧化顆粒污泥，以人工配水為原水，在33～35℃條件下，通過縮短水力停留時(shí)間的方式，經(jīng)過68 d的運(yùn)行，可成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器。

2）反應(yīng)器運(yùn)行30 d，顆粒污泥顏色由黑色變?yōu)榧t棕色。所形成顆粒污泥具有極好的沉降性能，沉降速度達(dá) 20～78 m/h。

3）反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定高效，在水力停留時(shí)間為4 h、 有機(jī)負(fù)荷為 1.2 kg/（m3·d）的條件下，NH4+-N 和NO2--N的去除率分別達(dá)90%、99%。氨氮、亞硝酸鹽氮消耗量與硝酸鹽氮生成量之比為1∶1.08∶0.26。

[1]Pongsak N，Siriporn S，et al.Anaerobic ammonium oxidation by Nitrosomonas spp.And anammox bacteria in a sequencing batch reactor[J].Journal of Environmental Management，2009，90：967-972.

[2]Nutchanat C，Suwanchai N.Anammox enrichment from different conventional sludges[J].Chemosphere，2007，66：2225-2232.

[3]Bock E，Schmidt I，Stuven R，Zart D.Nitrogen loss caused by denitrifying Nitrosomonas cells using ammonium or hydrogen as electron donors and nitrite as electron acceptor[J].Arch Microbiol，1995，163：16-20.

[4]Strous M，Gerven E V，Kuenen J G，et al.Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing（anammox）sludge[J].Appl Environ Microbiol 1997，63：2446-2448.

[5]解慶林，李小霞，李艷紅，等.基于ASBR反應(yīng)器的厭氧氨氧化啟動(dòng)及特性研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2009，29（4）：759-763.XIE Qing-lin，LI Xiao-xia，LI Yan-hong，et al.Start up of an anaerobic ammonium oxidation process in an anaerobic sequencing batch reactor[J].Acta scientiae circumstantiae，2009，29（4）：759-763.（in Chinese）

[6]陳勝，孫德智，遇光祿.填充床快速啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器及其脫氮性能研究[J].環(huán)境科學(xué)，2010，31（3）：691-696.CHEN Sheng，SUN De-zhi，YU Guang-lu.Rapid startup and nitrogen removal characteristic of anaerobic ammonium oxidation reactor in packed bed biofilm reactor with suspended carrier[J].Environmental Science，2010，31（3）：691-696.（in Chinese）

[7]唐崇儉，鄭平，陳建偉.流加菌種對(duì)厭氧氨氧化工藝的影響[J].生物工程學(xué)報(bào)，2011，27（1）：1-8.TANG Chong-jian，ZHENG Ping，CHEN Jian-wei.Effect of sequential biocatalyst addition on Anammox process[J].Chinese Journal of Biotechnology，2011，27（1）：1-8.（in Chinese）

[8]路青，華兆哲，李秀芬，等.MBR中厭氧氨氧化運(yùn)行特性及微生態(tài)結(jié)構(gòu)[J].食品與生物技術(shù)學(xué)報(bào)，2010，29（4）：581-588.LU Qing，HUA Zhao-zhe，LI Xiu-fen，et al.Operation characterictics and microbial community distribution of Anammox in a membrane bioreactor[J].Journal of Food Science and Biotechnology，2010，29（4）：581-588.（in Chinese）

[9]周少奇，姚俊芹.UASB厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)研究[J].食品與生物技術(shù)學(xué)報(bào)，2005，24（6）：1-5.ZHOU Shao-qi，YAO Jun-qin.Start up of anaerobic ammonium oxidation reaction in UASB bioreactor[J].Journal of Food Science and Biotechnology，2005，24（6）：1-5.（in Chinese）

[10]Schmidt I，Sliekers O.New concepts of microbial treatment processes for the nitrogen removal in wastewater[J].FEMS Microbiol，2003，27：481-492.

[11]王強(qiáng)，陳堅(jiān)，堵國成.選擇壓法培育好氧顆粒污泥的試驗(yàn)[J].環(huán)境科學(xué)，2003，24（4）：99-104.WANG Qiang，CHEN Jian，DU Guo-cheng.Studies on aerobic granular sludge cultivated under selective pressure[J].Environmental Science，2003，24（4）：99-104.（in Chinese）

[12]Vogel Sang C，Goli Embiewski K，Ostgaard K.Effect of preservation techniques on the regeneration of gel entrapped nitrifying sludge[J].Water Res，1999，33（1）：164-168.

[13]Laurin V，Labbe V，Juteau P，et al.Long-term storage conditions for carriers with denitrifying biomass of the fluidzed.Methanolfed denitrification reactor of the Montreal Biodome，and the impact on denitrifying activity and bacterial popuIation[J].Water Res，2006，40（9）：1836-1840.

[14]WANG T，ZHANG H M，YANG F L，et al.Start-up of the Anammox process from the conventional activated sludge in a membrane bioreactor[J].Bioresource Technology，2009，100：2501-2506.

[15]AHN Y H.Sustainable nitrogen elimination biotechnologies：a review[J].Process Biochem，2006，41：1709-1721.

[16]趙志宏.厭氧氨氧化微生物顆?；膯?dòng)研究及因素分析[D].長沙：湖南大學(xué)，2007.

[17]秦玉潔，周少奇，朱明石.厭氧氨氧化反應(yīng).微生態(tài)的研究[J].環(huán)境科學(xué)，2008，29（6）：1638-1643.QIN Yu-jie，ZHOU Shao-qi，ZHU Ming-shi.Micro-ecology of the anaerobic ammonium oxidation reactor[J].Environmental Science，2008，29（6）：1638-1643.（in Chinese）