秦永丽，蒋永荣，刘成良，刘可慧，黎海清，郭丹妮，陆冬云，孙振举，卢青青
（1．桂林电子科技大学生命与环境科学学院；
2．桂林电子科技大学后勤处，广西桂林541004）
摘要：采用NH4+-N和N02- -N进水浓度分别为200 mg/L和300 mg/L不变，不断缩短HRT以启动厌氧氨氧化反应器，研究了此过程中氮的去除情况、厌氧氨氧化反应化学计量关系及颗粒污泥的特性。结果表明：历时58 d成功启动了厌氧氨氧化反应器，NH4+-N和N02- -N的去除率分别为96.62%、76.37%，总氮去除速率达到1.71 kg/(m3.d)；NH4+-N的去除量、N02一-N的去除量及N03 -N的生成量三者之间的比值为1：1,29:0.26，表现出典型的厌氧氨氧化反应特征；运行后期，反应器内的颗粒污泥呈红棕色，结构紧密，表面可见明显的孔洞，其表面分布的球菌具有火山口状的凹陷结构，为典型的厌氧氨氧化菌。
关键词：厌氧氨氧化；快速启动；脱氮性能；颗粒污泥
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是20世纪90年代开发的一种新型生物脱氮工艺，在缺氧条件下，厌氧氨氧化菌能够以NH4+-N为电子供体，N02- -N为电子受体，生成N2，将氮素从水中去除的过程。厌氧氨氧化工艺无需曝气，无需补充有机物，可减少能耗，剩余污泥量少，运行费用较低。因此，厌氧氨氧化工艺自问世以来，就受到环境工程领域研究者的高度关注。
由于厌氧氨氧化菌生长缓慢，易受环境条件影响，工艺启动时间长达100—200 d，制约了厌氧氨氧化工艺的实际应用。其中唐崇俭等以硝化反硝化污泥、短程硝化污泥、厌氧絮体污泥和厌氧颗粒污泥混合后作为接种污泥，历时255 d启动中试厌氧氨氧化反应器；宋雨夏等以某造纸厂的废水处理站的厌氧颗粒污泥作为接种物，通过185 d的运行，成功启动了上流式厌氧氨氧化污泥床反应器；唐晓雪等㈣以实验室的硝化反硝化污泥、厌氧硝化污泥和厌氧氨氧化颗粒污泥经粉碎混合后作为接种污泥，历时100 d启动了上流式厌氧氨氧化污泥床反应器。因此如何快速启动厌氧氨氧化反应器且达到较好的脱氮性能是迫切需要解决的问题。因此本实验通过保持氨氮、亚氮的进水浓度不变，不断缩短HRT启动厌氧氨氧化，并研究启动过程中氮的去除性能、厌氧氨氧化反应的化学计量关系及厌氧氨氧化颗粒污泥的特性，以期为厌氧氨氧化工艺的理论研究及实际应用提供参考。
1材料与方法
1.1 实验装置
实验装置采用方形结构（如图1所示），由UASB反应器、预热内胆、热水夹套、气体收集与测量装置、温度传感器和温控仪组成；UASB反应器及预热内胆和热水夹套均采用厚8 mm的有机玻璃制成，高度150 cm，有效容积10 L；热水夹套使UASB反应区保温(32+1)℃，内胆出水管上部气柱产生的压差，使反应器底部布水更加均匀。
1.2 接种污泥与实验废水
实验接种污泥取自本实验室长期低负荷运行的厌氧氨氧化反应器，MLSS=78.47 g/L，MLVSS=60.95g/L，MLVSS/MLSS=0.78，
实验进水为人工配制的模拟废水，主要由NH4C1和NaN02按需配制，分别提供NH4+-N和N02．-N，KHC03 1 250 mg/L,MgS04-7H20 300 mg/L,KH2P0410 mg/L，CaCI2·2H20 5.6 mg/L，微量元素浓缩液1.0ml/L。微量元素浓缩液的组分见表1，进水pH在7.8~8.0之间。
1.3 实验方法
在整个实验期间，保持反应器进水氨氮、亚氮浓度不变，通过逐步缩短水力停留时间(HRT)启动厌氧氨氧化。在启动过程中，进水亚氮浓度保持相对过量以提高氨氮的转化效率。在整个实验期间，反应器的运行参数为：反应器的运行温度为33℃，进水pH调节在7.8—8.0之间，进水NH4+-N为200 mg/L，NO。--N为300 mg/L，其摩尔比为1:1.5，平均3d测1次指标。具体操作过程如表2所示。
1.4 测定项目及方法
NH4+-N：纳氏试剂分光光度法；N02．_N：N一（1一萘基）一乙二胺分光光度法；N03一-N:紫外分光光度法； MLSS和MLVSS:重量法; pH:pHS_3B型酸度计测定。
2 实验结果与分析
2.1 启动过程中NH4+-N、N02．-N、N03 -N的变化情况
在整个启动过程中厌氧氨氧化的NH4+-N、N02_ -N、N03一-N变化情况见图2、3。
第Ⅰ阶段（1～16 d），NH4+-N和N02- -N的理论进水浓度分别为200 mg/L和300 mg/L，水力停留时间为12 h，理论总氮负荷为1.0 kg/(m3.d)，反应器经过一段时间的适应后，逐步稳定，至16 d时，NH4+-N的出水浓度为3.18 mg/L，去除率达到98.40%，去除速率为393 mg/(L -d)；N02- -N的出水浓度为60.0 mg/L，去除率达到80.80%，去除速率为505 mg/(L．d)；N03 -N的出水浓度为45.68 mg/L，总氮去除速率达到0.90 kg/(m'3.d)。值得注意的是，由于此阶段存在配水偏差，故实际NH4+-N和N02一-N进水浓度呈现逐渐增加的状况（NH4+-N由234 mg/L增至312 mg/L，N02．。-N由163 mg/L增至206 mg/L）。
第Ⅱ阶段(17～34 d)，保持NH4+-N和N02．-N的进水浓度分别为200 mg/L和300 mg/L不变，缩短水力停留时间至8h，理论总氮负荷为1.5 kg/(m3．d)，相比于第Ⅰ阶段，该阶段NH4+-N的去除量和N03一-N的生成量较稳定，N02- -N的去除量则经过一段时间的波动后趋于稳定，至34 d时，NH4+-N的出水浓度为3.36 mg/L，去除率达到98.28%，去除速率升高至576 mg/(L -d)；N02_ -N的出水浓度为63.81 mg/L，去除率达到78.73%，去除速率升高至709 mg/(L．d);N03一-N的出水浓度为44.78 mg/L，总氮去除速率由第Ⅰ阶段的0.90 kg/(m3．d)升高至1.28 kg/(m'3.d)。
第Ⅲ阶段(35—58 d)，保持NH4+-N和N02- -N的进水浓度不变，缩短水力停留时间至6h，理论总氮负荷为2.0 kg/(m3.d)，该阶段NH4+-N和NOz_ -N的去除量经过一段时间的波动后趋于稳定，N03- -N的生成量则一直保持稳定。至58 d时，NH4+-N的出水浓度为6.51 mg/L，去除率为96.62%，去除速率升高至744mg/(L -d)，NO：--N的出水浓度为74.43 mg/L，去除率为76.37%，去除速率升高至962 mg/(L．d)，N03- -N的出水浓度为48.59 mg/L，总氮去除速率已由第Ⅱ阶段的1.28 kg/(m3.d)升高至1.71 kg/(m3．d)。
综上所述，本实验总氮去除速率高于文献已报道的厌氧氨氧化反应启动成功的标准0.5 kg/(m3.d)，并且脱氮性能显著。因此初步推测历时58 d成功启动了厌氧氨氧化反应。
值得注意的是，在整个启动过程中，随着HRT由12 h逐步缩短为6h，NH4+-N、N02--N的去除量及N03．-N的生成量未出现明显波动，NH4+-N和N02- -N的去除率分别在96%和76%以上，总氮的去除速率则由0.90 kg/(m3.d)升高至1.71 kg/(m3.d)，因此HRT的缩短并未对反应器的脱氮性能产生显著不良影响。有研究表明缩短HRT反而容易获得高的脱氮速率其原因主要有两方面：一方面HRT缩短后，可使基质加速混合，既能满足厌氧氨氧化菌对基质的需求，又能避免因基质浓度过高抑制厌氧氨氧化菌；另一方面HRT缩短后，整个反应体系中的水力剪切力变大，有利于厌氧氨氧化菌分泌胞外多聚物(ECP)，ECP的形成有助于厌氧氨氧化颗粒污泥的形成。也有研究提及HRT的过度缩短，会使反应器过载，使整个系统的脱氮性能恶化。然而他们对厌氧氨氧化反应所能承受的最短HRT有不同的研究结果。马朝阳等认为厌氧氨氧化反应的HRT以6h为宜，当HRT降低为4h时，系统的脱氮效能恶化。唐崇俭等则认为当HRT< 3.43 h时，反应器的脱氮性能恶化。李祥等通过污泥回流的方式将HRT缩短为1.66 h时，出现了脱氮性能恶化的现象。因此厌氧氨氧化反应所能承受的最短HRT还有待于进一步研究，这也是本课题组下一步将研究的内容。
2.2 启动过程中pH及化学计量关系变化
厌氧氨氧化菌为自养菌，可通过固定污水中的C02为其生长提供所需的无机碳源，使得系统的出水pH值升高，固定CO。的能量来自N02一-N转化为NO。--N的过程，N03- -N生成量与N02．-N的去除量成正比。同时NH4+-N和N02 -N以一定的比例去除是厌氧氨氧化启动成功的重要特征，NH4+-N的去除量、N02- -N的去除量及N03一-N的生成量三者之间的比例是表征厌氧氨氧化反应氮素的去除情况，稳定运行的厌氧氨氧化，NH4+-N和N02一-N的去除量之比为1:1.32，NH4+-N的去除量和N03- -N的生成量之比为1:0.26，其反应式如下：lNH4++1.32N02-+0.066HC03-+0.13H+斗l.02N2 +0.26N03-+ 0.066CH200.5N0.5+2.03H20
在厌氧氨氧化的整个启动期间，pH与厌氧氨氧化反应的化学计量关系变化情况如图4所示。由图4可见：第1阶段(1—16 d)，本实验的进水pH值控制在7.8—8.0之间，至16 d时，出水pH值达到9.17，平均比进水pH值高1.1，同时N02- -N去除量／NH4+-N去除量的值波动相对较大，N03 -N生成量/NH4+-N去除量的值则波动相对较小，前7d，N02 --N去除量／NH4+-N去除量在1.4左右，大于理论值1.32，N03- -N生成量/NH4+-N去除量在0.2左右，小于理论值0.26，说明接种的污泥巾含有反硝化细菌，而N03 -N生成量低则与反硝化细菌利用污泥水解酸化作用产生的碳源进行反硝化相关。随着反应系统的逐步启动，在7～16 d时，N02一-N去除量/NH。+-N去除量逐步降低至1.29，N03- -N生成量/NH4+-N去除量则逐步升高至0.23，同步接近理论值。
第Ⅱ阶段(17—34 d)，pH值和N03--N生成量／NH4+-N去除量的变化趋于平稳，N02一-N的去除量／NH4+-N去除量则波动相对较大。出水pH值达到9.0左右，平均比进水pH值高1.2，N03 -N生成量/NH4+-N去除量则稳定在0.26左右，N02一-N的去除量/NH4+-N去除量在34 d时为1.23．低于理论值。
第Ⅲ阶段(35—58 d)，pH值、N02 --N去除量／NH4+-N去除量和N03- -N生成量／NH4+-N去除量的变化在第Ⅲ阶段相对较稳定，至58 d时，出水pH值为8.98，比进水高1.2,N02一-N去除量/NH4+-N去除量稳定至1.29，与其他研究者的研究结果相似，略低于理论值(1.32)，N03一-N生成量／NH。+_N去除量达到0.26，与理论值(1：0.26)相符。本实验后期N02一-N去除量/NH4+-N去除量略低于理论值(1.32)，其主要原因是该反应体系中存在其他反应计量关系，可能是由于实验进水未去除溶解氧，因此在厌氧氨氧化反应器内可能存在少量的氨氧化菌，该菌可以利用溶解氧，将氨氮转化为亚硝酸盐氮，避免了溶解氧抑制厌氧氨氧化菌的生长，但积累了亚硝酸盐氮，因此二者的比值偏低。同时也不排除体系中仍存在反硝化细菌，反硝化细菌以菌体分解所产生的有机物为碳源，将硝酸盐氮转化为亚硝酸盐氮，造成亚硝酸盐氮的积累，使得比值偏低。
有研究结果表明，pH的变化可指示反应器中厌氧氨氧化细菌的活性变化趋势。本实验后期出水pH明显高于进水pH、NH。+-N和N02- -N去除情况稳定、高脱氮性能和接近理论值的化学计量关系均证明历时58 d成功启动了厌氧氨氧化反应，且厌氧氨氧化菌具有较高的活性。
2.3 厌氧氨氧化颗粒污泥性状
运行后期从反应器中取污泥进行观察，发现反应器内形成大量红棕色的颗粒污泥，粒径约为1.0—2.0mm，形状不规则，因厌氧氨氧化菌富含血红素，本实验运行58 d后的厌氧氨氧化颗粒污泥呈现典型的红色特征（见图5所示），与Mulder等报道的厌氧氨氧化颗粒污泥相似。
为了进一步地了解污泥的微生物形态，对污泥进行扫描电镜观察，见图6(a)、(b)所示。从图6(a)可以看出反应器巾的颗粒污泥结构较紧密，表面粗糙，凹凸不平，且表面可看到明显的孔洞，有研究者认为由于底物限制导致颗粒污泥内部的微生物衰亡，内部气体的释放都有助于孔洞的形成，郑照明等的研究则表明这些孔洞的形成并不是由于微生物受底物传质限制而衰亡所形成的，而是由于反应过程中产生的氮气释放形成的，孔洞的形成有助于提高污泥的传质效率，因此孔洞的形成对厌氧氨氧化是否有利还有待于进一步研究。
后期对污泥进一步放大发现，颗粒污泥表面以球菌为主(图6(b))，推测主要为厌氧氨氧化菌。另外，从图6(b)还可以看出，球菌单个或成对存在，且其表面存在火山口状的凹陷结构，与其他研究者观察的结果相似，该凹陷结构的具体功能，还需要在以后的研究中进一步确定。但许多研究者在研究厌氧氨氧化的过程中还观察到丝状菌，本实验并未观察到丝状菌，充分说明本实验驯化的厌氧氨氧化菌的菌种纯度较高。
3 结论
(1)在整个启动期间，保持反应器进水氨氮浓度200 mg/L、亚氮浓度300 mg/L不变，通过逐步缩短水力停留时间，历时58 d成功启动了厌氧氨氧化反应。
(2)反应器运行后期，NH4+-N和N02一-N的去除率分别达到96.62%、76.37%，二者的去除速率分别升高至744 mg/(L-d)、962 mg/(L-d)，总氮负荷达到2.0kg/(m3.d)，总氮去除速率升高至1.71 kg/(m3.d)，达到较好的脱氮性能。
(3)实验后期NH4+-N的去除量、N02_ -N的去除量及N03 --N的生成量三者之间的比值为1:1.29:0.26，表现出典型的厌氧氨氧化反应特征。
(4)反应器内的厌氧氨氧化颗粒污泥红棕色，结构紧密，表面粗糙，凹凸不平，表面可见明显的孔洞，且其表面分布着大量单个或成对生长的球菌，具有火山口状的凹陷结构，为典型的厌氧氨氧化菌。
