厭氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation，ANAMMOX)是目前公認的最簡捷和最經濟有效的新型廢水 生物脫氮技術之一，自20世紀90年代中期問世以來便受到廣泛關注[1,2]. 與A2/O、 A/O、 氧化溝、 SBR法等傳統硝化-反硝化生物脫氮工藝相比，ANAMMOX在節能降耗方面表現出如下突出的優勢[3, 4, 5]：①處理效率高，對實際低C/N比廢水的最大氮去除速率高達9.5kg ·(m3 ·d)-1，實驗室規模的ANAMMOX反應器的最高氮去除速率(以N計)可達76.5kg ·(m3 ·d)-1; ②無需額外投加有機碳源作電子供體，可以降低30%左右的運行費用，同時避免了二次污染問題; ③每氧化1 mol NH+4-N只需消耗0.75 mol氧，動力消耗可降低約62.5%; ④生物產酸量大為減少，產堿量降為0，節省了投加中和試劑的費用; ⑤污泥產率系數僅為0.08，污泥產量可減少90%以上，大量節約了污泥后續處理和處置的成本.

　　然而由于厭氧氨氧化菌生長極其緩慢、 倍增時間較長(比增殖速率僅為0.03 h-1，即世代時間長達11 d)、 對環境條件的敏感度高(嚴格厭氧、 避光、 毒性物質、 有機物等)、 體積小易流失，導致啟動ANAMMOX過程的周期相當漫長，直接制約了該技術的工程化應用進程[6,7]. 近年來，國內外關于ANAMMOX的影響因素的研究已經取得了一定的進展，但所得出的結論相差較大[8, 9, 10, 11, 12, 13, 14]. 此外，試驗水樣多采用實驗室配水，而對于處理實際低C/N比廢水的研究還不夠深入[15, 16, 17, 18]. 針對這一現狀，筆者以污泥脫水液作為處理對象，采用升流式厭氧污泥床(UASB)反應器，并在反應區放置組合式雙環填料，將其改進成升流式厭氧生物膜(UASBB)反應器，使活性污泥法與生物膜法相結合，提高了UASBB反應器的生物截留能力，研究了基質質量濃度、 HRT、 溫度、 pH值和C/N比對ANAMMOX脫氮性能的影響，以期為ANAMMOX工藝的穩定運行和實際工程應用提供參考依據和技術參數.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗用水與接種污泥

　　試驗用水為沈陽北部污水處理廠污泥脫水液，并根據需要投加NH+4-N、 NO-2-N、 KH2PO4、 NaHCO3、 MgSO4 ·7HO2、 CaCl2 ·2HO2和自來水等進行調節，按需配置，以保證各污染因子達到所需質量濃度，試驗用水水質見表 1. 且每L水樣中加微量元素營養液①和②各1 mL. 兩種營養液的成分分別為：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. 接種污泥取自沈陽北部污水處理廠厭氧消化池，其部分理化特性見表 2.

　　表 1 試驗用水水質

　　表 2 接種污泥的理化特性

　　1.2 試驗裝置

　　試驗裝置如圖 1所示，UASBB反應器由有機玻璃制成，呈圓柱形. 下部為反應區，內徑8 cm，高80 cm，總容積4 L，距底部25 cm以上部分掛有組合式雙環填料. 反應區外部設有水浴套管，由恒溫熱水 循環系統控制溫度. 上部為沉淀區，直徑15 cm，高45 cm，總容積8.1 L. 沿柱高方向均勻設有5個取樣口. 反應器下部用黑布包裹，使ANAMMOX菌避光生長. 進水水箱每次配水后以高純氬氣脫氧30 min，控制DO在(0.2±1)mg ·L-1左右，并加蓋密封，為ANAMMOX菌創造良好的厭氧環境. 反應器底部設有均勻布水系統，試驗用水依靠蠕動泵連續泵入，出水為重力流，反應產生的氣體經三相分離器后排出.

　　圖 1 試驗裝置示意

　　1.水箱; 2.蠕動泵; 3.反應區; 4.組合式雙環填料; 5.取樣口; 6.沉淀區; 7.三相分離器; 8.洗氣瓶; 9.氬氣罐; 10.熱水箱; 11.加熱及溫控系統; 12.熱水循環泵; 13.水浴套管

　　本試驗采用的組合式雙環填料由宜興市南泰水處理填料廠生產，如圖 2所示. 其基本結構是以雙圈大塑料環為骨架，負載著緊固的滌綸絲，內圈是雪花狀塑料枝條. 填料單元直徑150 mm，纖維束長度160 mm，片距80 mm，密度1.02，抗拉強度6.8~7.1 g ·單絲-1，伸長率4%. 該組合填料具有疏水性，不但機械性能和化學性能優良，抗生物降解，而且吸附能力和截留作用較強，可以有效地防止系統內菌種的大量流失，同時 降低出水中懸浮物的含量.

　　圖 2 組合式雙環填料

　　試驗前，該反應器在進水NH+4-N質量濃度為30~50mg ·L-1，ρ(NH+4-N)/ρ(NO-2-N)控制在1.32左右的條件下，經過120 d的連續運行，成功啟動了ANAMMOX過程并穩定運行半年，NH+4-N和NO-2-N平均去除率均維持在50%以上，去除的NH+4-N與NO-2-N及生成的NO-3-N三者之間的比值約為1 ∶1.54 ∶0.3，與Strous等[19]的報道接近. 在組合填料表面通過肉眼可以觀察到污泥附著生長，并形成一層致密的紅褐色生物膜. 通過2 000倍SEM掃描電鏡觀察發現，在馴化成熟的ANAMMOX顆粒污泥中，ANAMMOX菌多呈不規則的橢球狀和短桿狀，形態清晰可辨，結構密實緊湊，如圖 3所示. UASBB反應器中的生物量主要集中在反應區下部，上部組合填料掛膜量相對較少，從反應器下部取樣口取樣測定，其中SS為20.54g ·L-1，VSS為10.68g ·L-1，VSS/SS為0.52.

　　圖 3 微生物掃描電鏡照片

　　1.3 分析方法

　　本試驗的各項指標均按照文獻[20]中規定的方法進行檢測分析，見表 3.

　　表 3 水質檢測項目及分析方法

　　2 結果與分析

　　2.1 基質質量濃度的影響

　　控制溫度為(30±1)℃，HRT=24 h，pH值為7.5~8.5，初始進水NH+4-N質量濃度依次為60、 80、 100 mg ·L-1，之后以50 mg ·L-1的質量濃度梯度逐步提高，同時保證ρ(NH+4-N)/ρ(NO-2-N)始終在1.32左右，每個工況穩定運行7 d后進行下一濃度值的試驗，直至出水水質明顯惡化后停止試驗. 試驗結果如圖 4和圖 5所示.

　　圖 4 基質質量濃度對NH+4-N和NO-2-N去除效果的影響

　　圖 5 基質質量濃度對TN負荷及TN去除率的影響

　　由圖 4和圖 5可以看出，在整個試驗階段，隨著進水基質質量濃度逐漸提高，TN平均容積負荷由0.069kg ·(m3 ·d)-1升高到0.290kg ·(m3 ·d)-1. 當進水NH+4-N質量濃度低于200mg ·L-1時，每次提高進水基質質量濃度后，經過短暫的適應期(3~6 d)，ANAMMOX反應器的脫氮效果基本能夠恢復到上一階段的水平，NH+4-N、 NO-2-N和TN平均去除率分別達到52.44%、 53.47%和49.82%. 這可能是由于高基質質量濃度促進了ANAMMOX菌的大量富集，使得菌種的活性得到進一步提高. 張樹德等[15]研究表明，適當提高NO-2-N質量濃度在一定程度上有利于提高ANAMMOX的反應速率，這與本試驗結論基本一致.

　　當進水NH+4-N質量濃度超過200mg ·L-1時，NH+4-N、 NO-2-N和TN去除效果均大幅下降，平均去除率分別只有33.44%、 39.47%和35.74%，且在兩周的調試運行過程中未見明顯恢復. Dapena-Mora等[6]研究表明，ANAMMOX菌對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質，高質量濃度的NO-2-N會對ANAMMOX菌產生較強的毒害作用，干擾其正常生理代謝. 據Strous等[16]的報道，當進水NO-2-N質量濃度超過280mg ·L-1時，ANAMMOX會受到明顯的抑制. 而在本試驗的最后一個階段，進水NO-2-N質量濃度已經高達329mg ·L-1，早已超出了最適進水基質質量濃度范圍，因此NO-2-N的抑制作用可能是導致ANAMMOX反應器的脫氮效果嚴重惡化的主要原因.

　　2.2 HRT的影響

　　控制進水NH+4-N和NO-2-N質量濃度分別在60mg ·L-1和80mg ·L-1左右，溫度為(30±1)℃，pH值為7.5~8.5. 依次調節HRT分別至48、 36、 24、 12和6 h，每個工況運行14 d. 試驗結果如圖 6和圖 7所示.

　　圖 6 HRT對NH+4-N和NO-2-N去除效果的影響

　　圖 7 HRT對TN負荷及TN去除率的影響

　　由圖 6和圖 7可以看出，在HRT從48 h減小到24 h的過程中，TN平均容積負荷由0.072kg ·(m3 ·d)-1升高到0.139kg ·(m3 ·d)-1，NH+4-N、 NO-2-N和TN平均去除率均穩定在50%左右. 當HRT小于24 h時，隨著HRT的縮短，盡管TN平均容積負荷進一步大幅提高，但ANAMMOX反應器的脫氮效果開始明顯變差. 當HRT=6 h時，出水水質嚴重惡化，且連續運行14 d并未得到改善，NH+4-N和NO-2-N平均出水質量濃度分別高達40.95mg ·L-1和52.42mg ·L-1，TN平均去除率僅為30.72%.

　　隨著HRT的縮短，ANAMMOX菌沒有足夠的時間對氮素進行氧化降解. 同時，HRT過短會造成出水中菌種的流失量顯著增加，由于ANAMMOX菌細胞產率極低[m(VSS)/m(NH+4-N)=0.11 g ·g-1][17]，其增殖速率無法及時補充其流失量. 此外，在HRT過短的情況下，ANAMMOX反應器中出現短流現象，這也是導致ANAMMOX的脫氮效果大幅下降的重要原因之一[18]. 因此，為了保證ANAMMOX反應器高效運行，同時獲得盡量高的氮素去除率，應將HRT控制在24 h左右. 游少鴻等[4]研究發現，當溫度為(35±1)℃時，ASBR厭氧氨氧化反應器的最佳HRT為12 h，該結果較筆者的試驗結果略偏低，這可能是因為在較高溫度條件下，ANAMMOX的反應速率偏高，從而縮短了最佳HRT.

　　2.3 溫度的影響

　　控制進水NH+4-N和NO-2-N質量濃度分別在60mg ·L-1和80mg ·L-1左右，HRT=24 h，pH值為7.5~8.5. 依次調節溫度分別至15、 20、 25、 30、 35和40℃. 試驗結果如圖 8所示.

　　圖 8 溫度對ANAMMOX的影響

　　由圖 8可以看出，當溫度低于20℃時，NH+4-N和NO-2-N去除率均在30%以下. 當溫度在25~30℃范圍內時，隨著溫度的升高，ANAMMOX反應器的脫氮效果顯著提高. 當溫度為30℃時，NH+4-N和NO-2-N去除率分別可達47.94%和45.90%. 當溫度為35℃時，NH+4-N和NO-2-N去除率有所下降，但降幅不明顯. 而當溫度升高到40℃時，NH+4-N和NO-2-N去除率分別只有25.62%和23.71%.

　　ANAMMOX菌是一種嗜溫型細菌，當溫度低于30℃時，低溫使得菌種的細胞膜呈凝膠狀而阻礙了營養物質的跨膜運輸，最終細胞因“饑餓”而造成酶促反應的活性降低，ANAMMOX不能高效進行[21]. 隨著溫度升高，一方面酶促反應加速，另一方面生化反應酶活性的喪失也相應加速，當溫度為30~35℃時，兩種傾向趨于平衡，菌種的活性最大. 當溫度高于35℃時，高溫使得菌種細胞內的溫度敏感組分變性，甚至會導致細胞溶解，菌體失活. 相關文獻表明[16,22]，ANAMMOX的活化能約為70kJ ·mol-1，而普通廢水生物處理過程的活化能通常在8.4~83.7kJ ·mol-1范圍內，因此ANAMMOX能夠順利進行的最適溫度要高于一般生物脫氮工藝. 綜上所述，ANAMMOX反應的最適溫度范圍為30~35℃.

　　2.4 pH值的影響

　　控制進水NH+4-N和NO-2-N質量濃度分別在60mg ·L-1和80mg ·L-1左右，溫度為(30±1)℃，HRT=24 h. 以鹽酸和氫氧化鈉溶液依次調節pH值分別為6.0、 6.5、 7.0、 7.5、 8.0、 8.5和9.0. 試驗結果如圖 9所示.

　　圖 9 pH值對ANAMMOX的影響

　　由圖 9可以看出，當pH值小于7.0時，NH+4-N和NO-2-N平均去除率僅為20%左右. 當pH值在7.5~8.0范圍內時，隨著pH值的升高，ANAMMOX反應器的脫氮效果顯著提高. 當pH值為8.0時，NH+4-N和NO-2-N去除率分別達到45.36%和46.54%. 當pH值為8.5時，ANAMMOX反應器的脫氮效果略有下降. 而當pH提高到9.0時，NH+4-N和NO-2-N去除率分別降低了12.93%和14.38%，降幅比較明顯.

　　van de Graaf等[23]研究認為，ANAMMOX的反應機制在于中間產物羥胺的生成與轉化，而pH值對羥胺的生成影響較大，因此pH值過高或過低均不利于ANAMMOX的順利進行. 一方面pH值通過破壞ANAMMOX菌細胞內的電解平衡，從而直接影響菌種的活性，甚至能否存活. 另一方面，pH值通過影響氨和亞硝酸鹽兩種反應基質的存在形式，進而影響其解離產物游離氨(FA)濃度和游離亞硝酸(FNA)濃度. 依據Mosquera-Corral等[24]的理論，FA和FNA對ANAMMOX菌的抑制作用分別是pH值過高和pH值過低條件下ANAMMOX反應器的脫氮性能降低的主要原因. 綜上所述，ANAMMOX反應的最適pH值范圍為7.5~8.5.

　　2.5 C/N比的影響

　　控制進水NH+4-N和NO-2-N質量濃度分別在60mg ·L-1和80mg ·L-1左右，溫度為(30±1)℃，HRT=24 h，pH值為7.5~8.5. 以葡萄糖作為有機碳源，控制m(COD)/m(NH+4-N)依次為0、 0.5、 1.0、 1.5和2.0. 試驗結果如圖 10和圖 11所示.

　　圖 10 C/N比對NH+4-N和NO-2-N去除效果的影響

　　圖 11 C/N比對COD去除效果的影響

　　由圖 10和圖 11可以看出，在未添加有機物的情況下，NH+4-N和NO-2-N去除率分別為64.60%和61.54%. 當C/N比為0.5時，NH+4-N和NO-2-N去除率分別有所提高. 但當C/N比為1.0時，NH+4-N和NO-2-N去除效果開始明顯下降. 當C/N比大于1.5時，NO-2-N去除率呈升高趨勢，NH+4-N去除率則進一步大幅下降. 當C/N比為2.0時，NO-2-N去除率達到60.08%，而NH+4-N去除率僅為48.39%. 整個試驗階段，隨著C/N比的提高，COD去除率變化幅度較小，始終穩定在25%~27%之間.

　　當C/N比小于0.5時，低質量濃度的有機物并未對ANAMMOX菌的活性產生影響. Guven等[14]研究認為，適量質量濃度的葡萄糖可以促進ANAMMOX菌的增殖，從而提高ANAMMOX的反應速率. 當C/N比大于1.0時，ANAMMOX反應器的脫氮性能顯著降低，NH+4-N去除量/NO-2-N去除量之比偏離1 ∶1.32而減小，NH+4-N去除量/NO-3-N生成量之比偏離1 ∶0.26而增大. 分析氮素的轉化情況，認為此時由于有機物的大量存在發生了以NO-2-N和NO-3-N為電子受體的異養反硝化反應，COD去除量的增加和NO-3-N生成量的減少也充分證明了反硝化菌的大量增殖成為優勢種群，反硝化作用明顯加強.

　　一方面，一定質量濃度有機物的存在會引起自養ANAMMOX菌和異養反硝化菌之間對電子受體NO-2-N的競爭[25]. 由于ANAMMOX和反硝化反應的吉布斯自由能分別為-335 kJ ·mol-1和-472 kJ ·mol-1，反硝化過程更容易發生，同時反硝化菌的生長速率遠大于ANAMMOX菌. 因此，隨著C/N比的不斷升高，在爭奪反應基質的過程中，反硝化菌的優勢逐漸增強. 另一方面，反硝化過程因產堿引起反應體系的pH值升高，超出ANAMMOX菌生長代謝的最適pH值范圍，菌種的活性受到明顯的抑制[26]. 綜上所述，為了獲得最佳脫氮效果，應將C/N比控制在0.5左右. 3 最優工況下ANAMMOX反應器的穩定運行

　　控制進水NH+4-N和NO-2-N質量濃度分別在200mg ·L-1和264mg ·L-1左右，溫度為30~35℃，HRT=24 h，pH值為7.5~8.5. 以葡萄糖作為有機碳源，控制C/N比為0.5. ANAMMOX反應器在最優工況下穩定運行14 d，試驗結果如圖 12所示.

　　圖 12 最優工況下穩定運行的ANAMMOX效果

　　由圖 12可以看出，在最優運行工況下，ANAMMOX反應器能夠實現高效穩定進行，NH+4-N、 NO-2-N和TN平均去除率分別達到75.72%、 76.36%和70.19%，COD平均去除率在30%左右，TN平均容積負荷為0.464kg ·(m3 ·d)-1.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　4 結論

　　(1)通過逐漸提高進水基質質量濃度，可以顯著提高ANAMMOX反應器的TN容積負荷，但NO-2-N質量濃度過高會對ANAMMOX菌產生毒害作用，使其生理活性降低. 當進水NH+4-N和NO-2-N質量濃度分別為200mg ·L-1和264mg ·L-1時，ANAMMOX反應器的脫氮性能比較理想.

　　(2)HRT過短會導致ANAMMOX反應不能徹底進行，對氮素的去除效果較差. HRT過高又會造成TN負荷較低. 當HRT為24 h左右時，ANAMMOX反應器的脫氮性能最佳.

　　(3)在較低的溫度范圍內，隨著溫度的升高，ANAMMOX菌的活性提高. 但超過一定的溫度范圍，ANAMMOX菌的生長繁殖受到嚴重抑制，ANAMMOX反應器的脫氮效果大幅降低. ANAMMOX反應的最適溫度范圍為30~35℃.

　　(4)pH值一方面通過對ANAMMOX菌活性的影響，另一方面通過對游離氨(FA)濃度和游離亞硝酸(FNA)濃度的影響，進而影響ANAMMOX反應器的脫氮效果. ANAMMOX反應的最適pH值范圍為7.5~8.5.

　　(5)較低的C/N比不會對ANAMMOX菌的活性產生明顯的抑制作用. 但隨著C/N比的升高，異養反硝化菌大量繁殖，對ANAMMOX菌產生基質競爭優勢，造成ANAMMOX反應的活性降低. 當C/N比為0.5左右時，ANAMMOX反應器可以獲得理想的脫氮效果.(來源及作者：沈陽建筑大學市政與環境工程學院 李亞峰、馬晨曦、張馳)