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 ?-1，實驗室規模的ANAMMOX反應器的最高氮去除速率可達76.5kg ?-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(chǔ lǐ)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、 對環境條件的敏感度高、 體積小易流失，導致啟動ANAMMOX過程(guò chéng)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、 HR
T、 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(chǔ lǐ)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（fungus)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/ρ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(guī dìng)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（temperature)為℃，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/ρ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 ?-1升高到0.290kg ?-
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，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℃，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篩除率的影響
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 ?-1升高到0.139kg ?-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/m=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(cause)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℃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，這可能是因為在比較高溫度條件下，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菌是一種嗜溫型特殊結構：莢膜、鞭毛、菌毛，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℃，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(influence)
由圖 9可以看出，當氫離子濃度指數小于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(fàn wéi)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濃度和游離亞硝酸濃度. 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℃，HRT=24 h，pH值為7.5~8.
5. 以葡萄糖作為有機碳源，控制m/m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篩除量/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生成量的最大化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，氫離子濃度指數為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 ?-1.具體參見污水寶商城資料或
4 結論
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.
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.
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（fán zhí）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℃.
氫離子濃度指數一方面通過對ANAMMOX菌活性的影響
