厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation，ANAMMOX)是目前公认的最简捷和最经济有效的新型废水生物脱氮技术之一，自20世纪90年代中期问世以来便受到广泛关注^[1,2]. 与A²/O、 A/O、 氧化沟、 SBR法等传统硝化-反硝化生物脱氮工艺相比，ANAMMOX在节能降耗方面表现出如下突出的优势^{[3, 4, 5]}：①处理效率高，对实际低C/N比废水的最大氮去除速率高达9.5kg ·(m³ ·d)^-1，实验室规模的ANAMMOX反应器的最高氮去除速率(以N计)可达76.5kg ·(m³ ·d)^-1; ②无需额外投加有机碳源作电子供体，可以降低30%左右的运行费用，同时避免了二次污染问题; ③每氧化1 mol NH⁺₄-N只需消耗0.75 mol氧，动力消耗可降低约62.5%; ④生物产酸量大为减少，产碱量降为0，节省了投加中和试剂的费用; ⑤污泥产率系数仅为0.08，污泥产量可减少90%以上，大量节约了污泥后续处理和处置的成本.

然而由于厌氧氨氧化菌生长极其缓慢、 倍增时间较长(比增殖速率仅为0.03 h^-1，即世代时间长达11 d)、 对环境条件的敏感度高(严格厌氧、 避光、 毒性物质、 有机物等)、 体积小易流失，导致启动ANAMMOX过程的周期相当漫长，直接制约了该技术的工程化应用进程^[6,7]. 近年来，国内外关于ANAMMOX的影响因素的研究已经取得了一定的进展，但所得出的结论相差较大^{[8, 9, 10, 11, 12, 13, 14]}. 此外，试验水样多采用实验室配水，而对于处理实际低C/N比废水的研究还不够深入^{[15, 16, 17, 18]}. 针对这一现状，笔者以污泥脱水液作为处理对象，采用升流式厌氧污泥床(UASB)反应器，并在反应区放置组合式双环填料，将其改进成升流式厌氧生物膜(UASBB)反应器，使活性污泥法与生物膜法相结合，提高了UASBB反应器的生物截留能力，研究了基质质量浓度、 HRT、 温度、 pH值和C/N比对ANAMMOX脱氮性能的影响，以期为ANAMMOX工艺的稳定运行和实际工程应用提供参考依据和技术参数.

试验用水为沈阳北部污水处理厂污泥脱水液，并根据需要投加NH⁺₄-N、 NO^-₂-N、 KH₂PO₄、 NaHCO₃、 MgSO₄ ·7HO₂、 CaCl₂ ·2HO₂和自来水等进行调节，按需配置，以保证各污染因子达到所需质量浓度，试验用水水质见表 1. 且每L水样中加微量元素营养液①和②各1 mL. 两种营养液的成分分别为：① EDTA 5.000 g ·L^-1，FeSO₄ 5.000 g ·L^-1; ② EDTA 15.000 g ·L^-1，MnCl₂ ·4H₂ O 0.990 g ·L^-1，ZnSO₄ ·7H₂ O 0.430 g ·L^-1，CoD₂ ·6H₂ O 0.240 g ·L^-1，CuSO₄ ·5H₂ O 0.250 g ·L^-1，NaMoO₄ ·2H₂ O 0.220 g ·L^-1，NiCl₂ ·6H₂ O 0.190 g ·L^-1，H₃BO₄ 0.014 g ·L^-1. 接种污泥取自沈阳北部污水处理厂厌氧消化池，其部分理化特性见表 2.

表 1(Table 1)

表 1 试验用水水质 Table 1 Quality examination of test water COD/mg·L-1 NH+4-N/mg·L-1 NO-2-N/mg·L-1 PO3-4-P/mg·L-1 pH值 30～120 60~250 80~350 4~6 7.5~8.5

表 1 试验用水水质 Table 1 Quality examination of test water

表 2(Table 2)

表 2 接种污泥的理化特性 Table 2 Initial characteristics of the seeding sludge pH值 颜色 MLSS/g·L-1 MLVSS/g·L-1 MLVSS/MLSS 6.5~7.0 深褐色 0.416 2 0.312 2 0.75

表 2 接种污泥的理化特性 Table 2 Initial characteristics of the seeding sludge

试验装置如图 1所示，UASBB反应器由有机玻璃制成，呈圆柱形. 下部为反应区，内径8 cm，高80 cm，总容积4 L，距底部25 cm以上部分挂有组合式双环填料. 反应区外部设有水浴套管，由恒温热水 循环系统控制温度. 上部为沉淀区，直径15 cm，高45 cm，总容积8.1 L. 沿柱高方向均匀设有5个取样口. 反应器下部用黑布包裹，使ANAMMOX菌避光生长. 进水水箱每次配水后以高纯氩气脱氧30 min，控制DO在(0.2±1)mg ·L^-1左右，并加盖密封，为ANAMMOX菌创造良好的厌氧环境. 反应器底部设有均匀布水系统，试验用水依靠蠕动泵连续泵入，出水为重力流，反应产生的气体经三相分离器后排出.

图 1

Fig. 1

图 1 试验装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the experimental equipment 1.水箱； 2.蠕动泵； 3.反应区； 4.组合式双环填料； 5.取样口； 6.沉淀区； 7.三相分离器； 8.洗气瓶； 9.氩气罐； 10.热水箱； 11.加热及温控系统； 12.热水循环泵； 13.水浴套管

本试验采用的组合式双环填料由宜兴市南泰水处理填料厂生产，如图 2所示. 其基本结构是以双圈大塑料环为骨架，负载着紧固的涤纶丝，内圈是雪花状塑料枝条. 填料单元直径150 mm，纤维束长度160 mm，片距80 mm，密度1.02，抗拉强度6.8~7.1 g ·单丝^-1，伸长率4%. 该组合填料具有疏水性，不但机械性能和化学性能优良，抗生物降解，而且吸附能力和截留作用较强，可以有效地防止系统内菌种的大量流失，同时 降低出水中悬浮物的含量.

图 2

Fig. 2

图 2 组合式双环填料 Fig. 2 The combination wad

试验前，该反应器在进水NH⁺₄-N质量浓度为30~50mg ·L^-1，ρ(NH⁺₄-N)/ρ(NO^-₂-N)控制在1.32左右的条件下，经过120 d的连续运行，成功启动了ANAMMOX过程并稳定运行半年，NH⁺₄-N和NO^-₂-N平均去除率均维持在50%以上，去除的NH⁺₄-N与NO^-₂-N及生成的NO^-₃-N三者之间的比值约为1 ∶1.54 ∶0.3，与Strous等^[19]的报道接近. 在组合填料表面通过肉眼可以观察到污泥附着生长，并形成一层致密的红褐色生物膜. 通过2 000倍SEM扫描电镜观察发现，在驯化成熟的ANAMMOX颗粒污泥中，ANAMMOX菌多呈不规则的椭球状和短杆状，形态清晰可辨，结构密实紧凑，如图 3所示. UASBB反应器中的生物量主要集中在反应区下部，上部组合填料挂膜量相对较少，从反应器下部取样口取样测定，其中SS为20.54g ·L^-1，VSS为10.68g ·L^-1，VSS/SS为0.52.

图 3

Fig. 3

图 3 微生物扫描电镜照片 Fig. 3 SEM micrograph of the microorganisms

本试验的各项指标均按照文献^[20]中规定的方法进行检测分析，见表 3.

表 3(Table 3)

表 3 水质检测项目及分析方法 Table 3 Examination items of water quality and test methods 检测项目 分析方法或仪器 NO-3-N 紫外分光光度法 NO-2-N N-(1-萘基)-乙二胺光度法 NH+4-N 纳氏试剂分光光度法 TN 过硫酸钾氧化-紫外分光光度法 PO3-4-P 钼锑抗分光光度法 COD 快速密闭催化消解法 MLSS、 MLVSS、SS、 VSS 标准重量法 pH值 PHS-29A型酸度计 DO HACH sension 8型溶解氧测定仪

表 3 水质检测项目及分析方法 Table 3 Examination items of water quality and test methods

2.1 基质质量浓度的影响

控制温度为(30±1)℃，HRT=24 h，pH值为7.5~8.5，初始进水NH⁺₄-N质量浓度依次为60、 80、 100 mg ·L^-1，之后以50 mg ·L^-1的质量浓度梯度逐步提高，同时保证ρ(NH⁺₄-N)/ρ(NO^-₂-N)始终在1.32左右，每个工况稳定运行7 d后进行下一浓度值的试验，直至出水水质明显恶化后停止试验. 试验结果如图 4和图 5所示.

图 4

Fig. 4

图 4 基质质量浓度对NH+4-N和NO-2-N去除效果的影响 Fig. 4 Influence of ammonia nitrogen mass concentration on NH+4-N and NO-2-N removal effects

图 5

Fig. 5

图 5 基质质量浓度对TN负荷及TN去除率的影响 Fig. 5 Effect of ammonia nitrogen mass concentration on TN load and removal rate

由图 4和图 5可以看出，在整个试验阶段，随着进水基质质量浓度逐渐提高，TN平均容积负荷由0.069kg ·(m³ ·d)^-1升高到0.290kg ·(m³ ·d)^-1. 当进水NH⁺₄-N质量浓度低于200mg ·L^-1时，每次提高进水基质质量浓度后，经过短暂的适应期(3~6 d)，ANAMMOX反应器的脱氮效果基本能够恢复到上一阶段的水平，NH⁺₄-N、 NO^-₂-N和TN平均去除率分别达到52.44%、 53.47%和49.82%. 这可能是由于高基质质量浓度促进了ANAMMOX菌的大量富集，使得菌种的活性得到进一步提高. 张树德等^[15]研究表明，适当提高NO^-₂-N质量浓度在一定程度上有利于提高ANAMMOX的反应速率，这与本试验结论基本一致.

当进水NH⁺₄-N质量浓度超过200mg ·L^-1时，NH⁺₄-N、 NO^-₂-N和TN去除效果均大幅下降，平均去除率分别只有33.44%、 39.47%和35.74%，且在两周的调试运行过程中未见明显恢复. Dapena-Mora等^[6]研究表明，ANAMMOX菌对NO^-₂-N的敏感度要高于NH⁺₄-N. 由于NO^-₂-N本身就是生物毒性物质，高质量浓度的NO^-₂-N会对ANAMMOX菌产生较强的毒害作用，干扰其正常生理代谢. 据Strous等^[16]的报道，当进水NO^-₂-N质量浓度超过280mg ·L^-1时，ANAMMOX会受到明显的抑制. 而在本试验的最后一个阶段，进水NO^-₂-N质量浓度已经高达329mg ·L^-1，早已超出了最适进水基质质量浓度范围，因此NO^-₂-N的抑制作用可能是导致ANAMMOX反应器的脱氮效果严重恶化的主要原因.

控制进水NH⁺₄-N和NO^-₂-N质量浓度分别在60mg ·L^-1和80mg ·L^-1左右，温度为(30±1)℃，pH值为7.5~8.5. 依次调节HRT分别至48、 36、 24、 12和6 h，每个工况运行14 d. 试验结果如图 6和图 7所示.

图 6

Fig. 6

图 6 HRT对NH+4-N和NO-2-N去除效果的影响 Fig. 6 Influence of HRT on NH+4-N and NO-2-N removal effects

图 7

Fig. 7

图 7 HRT对TN负荷及TN去除率的影响 Fig. 7 Effect of HRT on TN load and removal rate

由图 6和图 7可以看出，在HRT从48 h减小到24 h的过程中，TN平均容积负荷由0.072kg ·(m³ ·d)^-1升高到0.139kg ·(m³ ·d)^-1，NH⁺₄-N、 NO^-₂-N和TN平均去除率均稳定在50%左右. 当HRT小于24 h时，随着HRT的缩短，尽管TN平均容积负荷进一步大幅提高，但ANAMMOX反应器的脱氮效果开始明显变差. 当HRT=6 h时，出水水质严重恶化，且连续运行14 d并未得到改善，NH⁺₄-N和NO^-₂-N平均出水质量浓度分别高达40.95mg ·L^-1和52.42mg ·L^-1，TN平均去除率仅为30.72%.

随着HRT的缩短，ANAMMOX菌没有足够的时间对氮素进行氧化降解. 同时，HRT过短会造成出水中菌种的流失量显著增加，由于ANAMMOX菌细胞产率极低[m(VSS)/m(NH⁺₄-N)=0.11 g ·g^-1]^[17]，其增殖速率无法及时补充其流失量. 此外，在HRT过短的情况下，ANAMMOX反应器中出现短流现象，这也是导致ANAMMOX的脱氮效果大幅下降的重要原因之一^[18]. 因此，为了保证ANAMMOX反应器高效运行，同时获得尽量高的氮素去除率，应将HRT控制在24 h左右. 游少鸿等^[4]研究发现，当温度为(35±1)℃时，ASBR厌氧氨氧化反应器的最佳HRT为12 h，该结果较笔者的试验结果略偏低，这可能是因为在较高温度条件下，ANAMMOX的反应速率偏高，从而缩短了最佳HRT.

控制进水NH⁺₄-N和NO^-₂-N质量浓度分别在60mg ·L^-1和80mg ·L^-1左右，HRT=24 h，pH值为7.5~8.5. 依次调节温度分别至15、 20、 25、 30、 35和40℃. 试验结果如图 8所示.

图 8

Fig. 8

图 8 温度对ANAMMOX的影响 Fig. 8 Effect of temperature on ANAMMOX

由图 8可以看出，当温度低于20℃时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率均在30%以下. 当温度在25~30℃范围内时，随着温度的升高，ANAMMOX反应器的脱氮效果显著提高. 当温度为30℃时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率分别可达47.94%和45.90%. 当温度为35℃时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率有所下降，但降幅不明显. 而当温度升高到40℃时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率分别只有25.62%和23.71%.

ANAMMOX菌是一种嗜温型细菌，当温度低于30℃时，低温使得菌种的细胞膜呈凝胶状而阻碍了营养物质的跨膜运输，最终细胞因“饥饿”而造成酶促反应的活性降低，ANAMMOX不能高效进行^[21]. 随着温度升高，一方面酶促反应加速，另一方面生化反应酶活性的丧失也相应加速，当温度为30~35℃时，两种倾向趋于平衡，菌种的活性最大. 当温度高于35℃时，高温使得菌种细胞内的温度敏感组分变性，甚至会导致细胞溶解，菌体失活. 相关文献表明^[16,22]，ANAMMOX的活化能约为70kJ ·mol^-1，而普通废水生物处理过程的活化能通常在8.4~83.7kJ ·mol^-1范围内，因此ANAMMOX能够顺利进行的最适温度要高于一般生物脱氮工艺. 综上所述，ANAMMOX反应的最适温度范围为30~35℃.

控制进水NH⁺₄-N和NO^-₂-N质量浓度分别在60mg ·L^-1和80mg ·L^-1左右，温度为(30±1)℃，HRT=24 h. 以盐酸和氢氧化钠溶液依次调节pH值分别为6.0、 6.5、 7.0、 7.5、 8.0、 8.5和9.0. 试验结果如图 9所示.

图 9

Fig. 9

图 9 pH值对ANAMMOX的影响 Fig. 9 Effect of pH on ANAMMOX

由图 9可以看出，当pH值小于7.0时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N平均去除率仅为20%左右. 当pH值在7.5~8.0范围内时，随着pH值的升高，ANAMMOX反应器的脱氮效果显著提高. 当pH值为8.0时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率分别达到45.36%和46.54%. 当pH值为8.5时，ANAMMOX反应器的脱氮效果略有下降. 而当pH提高到9.0时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率分别降低了12.93%和14.38%，降幅比较明显.

van de Graaf等^[23]研究认为，ANAMMOX的反应机制在于中间产物羟胺的生成与转化，而pH值对羟胺的生成影响较大，因此pH值过高或过低均不利于ANAMMOX的顺利进行. 一方面pH值通过破坏ANAMMOX菌细胞内的电解平衡，从而直接影响菌种的活性，甚至能否存活. 另一方面，pH值通过影响氨和亚硝酸盐两种反应基质的存在形式，进而影响其解离产物游离氨(FA)浓度和游离亚硝酸(FNA)浓度. 依据Mosquera-Corral等^[24]的理论，FA和FNA对ANAMMOX菌的抑制作用分别是pH值过高和pH值过低条件下ANAMMOX反应器的脱氮性能降低的主要原因. 综上所述，ANAMMOX反应的最适pH值范围为7.5~8.5.

控制进水NH⁺₄-N和NO^-₂-N质量浓度分别在60mg ·L^-1和80mg ·L^-1左右，温度为(30±1)℃，HRT=24 h，pH值为7.5~8.5. 以葡萄糖作为有机碳源，控制m(COD)/m(NH⁺₄-N)依次为0、 0.5、 1.0、 1.5和2.0. 试验结果如图 10和图 11所示.

图 10

Fig. 10

图 10 C/N比对NH+4-N和NO-2-N去除效果的影响 Fig. 10 Effect of C/N ratio on NH+4-N and NO-2-N removal

图 11

Fig. 11

图 11 C/N比对COD去除效果的影响 Fig. 11 Effect of C/N ratio on COD removal

由图 10和图 11可以看出，在未添加有机物的情况下，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率分别为64.60%和61.54%. 当C/N比为0.5时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除率分别有所提高. 但当C/N比为1.0时，NH⁺₄-N和NO^-₂-N去除效果开始明显下降. 当C/N比大于1.5时，NO^-₂-N去除率呈升高趋势，NH⁺₄-N去除率则进一步大幅下降. 当C/N比为2.0时，NO^-₂-N去除率达到60.08%，而NH⁺₄-N去除率仅为48.39%. 整个试验阶段，随着C/N比的提高，COD去除率变化幅度较小，始终稳定在25%~27%之间.

当C/N比小于0.5时，低质量浓度的有机物并未对ANAMMOX菌的活性产生影响. Guven等^[14]研究认为，适量质量浓度的葡萄糖可以促进ANAMMOX菌的增殖，从而提高ANAMMOX的反应速率. 当C/N比大于1.0时，ANAMMOX反应器的脱氮性能显著降低，NH⁺₄-N去除量/NO^-₂-N去除量之比偏离1 ∶1.32而减小，NH⁺₄-N去除量/NO^-₃-N生成量之比偏离1 ∶0.26而增大. 分析氮素的转化情况，认为此时由于有机物的大量存在发生了以NO^-₂-N和NO^-₃-N为电子受体的异养反硝化反应，COD去除量的增加和NO^-₃-N生成量的减少也充分证明了反硝化菌的大量增殖成为优势种群，反硝化作用明显加强.

一方面，一定质量浓度有机物的存在会引起自养ANAMMOX菌和异养反硝化菌之间对电子受体NO^-₂-N的竞争^[25]. 由于ANAMMOX和反硝化反应的吉布斯自由能分别为-335 kJ ·mol^-1和-472 kJ ·mol^-1，反硝化过程更容易发生，同时反硝化菌的生长速率远大于ANAMMOX菌. 因此，随着C/N比的不断升高，在争夺反应基质的过程中，反硝化菌的优势逐渐增强. 另一方面，反硝化过程因产碱引起反应体系的pH值升高，超出ANAMMOX菌生长代谢的最适pH值范围，菌种的活性受到明显的抑制^[26]. 综上所述，为了获得最佳脱氮效果，应将C/N比控制在0.5左右. 3 最优工况下ANAMMOX反应器的稳定运行

控制进水NH⁺₄-N和NO^-₂-N质量浓度分别在200mg ·L^-1和264mg ·L^-1左右，温度为30~35℃，HRT=24 h，pH值为7.5~8.5. 以葡萄糖作为有机碳源，控制C/N比为0.5. ANAMMOX反应器在最优工况下稳定运行14 d，试验结果如图 12所示.

图 12

Fig. 12

图 12 最优工况下稳定运行的ANAMMOX效果 Fig. 12 Nitrogen removal effect of ANAMMOX under optimal working conditions

由图 12可以看出，在最优运行工况下，ANAMMOX反应器能够实现高效稳定进行，NH⁺₄-N、 NO^-₂-N和TN平均去除率分别达到75.72%、 76.36%和70.19%，COD平均去除率在30%左右，TN平均容积负荷为0.464kg ·(m³ ·d)^-1.

4 结论

(1)通过逐渐提高进水基质质量浓度，可以显著提高ANAMMOX反应器的TN容积负荷，但NO^-₂-N质量浓度过高会对ANAMMOX菌产生毒害作用，使其生理活性降低. 当进水NH⁺₄-N和NO^-₂-N质量浓度分别为200mg ·L^-1和264mg ·L^-1时，ANAMMOX反应器的脱氮性能比较理想.

(2)HRT过短会导致ANAMMOX反应不能彻底进行，对氮素的去除效果较差. HRT过高又会造成TN负荷较低. 当HRT为24 h左右时，ANAMMOX反应器的脱氮性能最佳.

(3)在较低的温度范围内，随着温度的升高，ANAMMOX菌的活性提高. 但超过一定的温度范围，ANAMMOX菌的生长繁殖受到严重抑制，ANAMMOX反应器的脱氮效果大幅降低. ANAMMOX反应的最适温度范围为30~35℃.

(4)pH值一方面通过对ANAMMOX菌活性的影响，另一方面通过对游离氨(FA)浓度和游离亚硝酸(FNA)浓度的影响，进而影响ANAMMOX反应器的脱氮效果. ANAMMOX反应的最适pH值范围为7.5~8.5.

(5)较低的C/N比不会对ANAMMOX菌的活性产生明显的抑制作用. 但随着C/N比的升高，异养反硝化菌大量繁殖，对ANAMMOX菌产生基质竞争优势，造成ANAMMOX反应的活性降低. 当C/N比为0.5左右时，ANAMMOX反应器可以获得理想的脱氮效果.