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.
1 材料与方法
1.1 试验用水与接种污泥
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 试验用水水质
表 2 接种污泥的理化特性
1.2 试验装置
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 试验装置示意
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 组合式双环填料
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 微生物扫描电镜照片
1.3 分析方法
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 水质检测项目及分析方法
2 结果与分析
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 基质质量浓度对NH+4-N和NO-2-N去除效果的影响
图 5 基质质量浓度对TN负荷及TN去除率的影响
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.
2.2 HRT的影响
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 HRT对NH+4-N和NO-2-N去除效果的影响
图 7 HRT对TN负荷及TN去除率的影响
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.
2.3 温度的影响
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 温度对ANAMMOX的影响
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℃.
2.4 pH值的影响
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 pH值对ANAMMOX的影响
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.
2.5 C/N比的影响
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 C/N比对NH+4-N和NO-2-N去除效果的影响
图 11 C/N比对COD去除效果的影响
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 最优工况下稳定运行的ANAMMOX效果
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.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
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.(来源及作者：沈阳建筑大学市政与环境工程学院 李亚峰、马晨曦、张驰)