董景，陳瀅，文林，劉敏

(四川大學 建筑與環(huán)境學院，四川 成都，610065)

厭氧氨氧化技術(shù)是目前廢水處理領(lǐng)域最經(jīng)濟、最簡潔的生物脫氮技術(shù)[1]。與傳統(tǒng)生物脫氮技術(shù)相比，厭氧氨氧化具有更好的經(jīng)濟效益和可持續(xù)性[2]。它在厭氧或缺氧條件下，微生物以CO2或CO3-為碳源，以NH4+為電子供體，以NO2-或NO3-為電子受體，將NH4+，NO2-或NO3-轉(zhuǎn)變?yōu)榈獨?，無需供氧，也不需外加有機碳源，可以大幅度降低能耗成本，同時污泥量小，不會產(chǎn)生二次污染，獨特的優(yōu)勢使其成為近年來國內(nèi)外的研究熱點。目前，已有一些厭氧氨氧化的實際工程投入運行，其主要用于處理生活污水、養(yǎng)豬廢水、污泥消化液以及垃圾滲濾液等[3]。厭氧氨氧化反應(yīng)最初是在污水處理工藝(反硝化流化床)中發(fā)現(xiàn)的[4]，而目前已被廣泛發(fā)現(xiàn)于各種自然生態(tài)系統(tǒng)中，如人工濕地[5]、河口[6-7]、湖底[8]、海洋沉積物[9-11]等。海洋中33%～65%的氮氣產(chǎn)生自大陸架和斜坡底泥中的厭氧氨氧化反應(yīng)[12]。厭氧氨氧化菌屬于嚴格自養(yǎng)菌，生長速度緩慢，倍增時間長，易受外界環(huán)境因子影響，富集培養(yǎng)較困難。厭氧氨氧化反應(yīng)器一般啟動較慢，第1 個生產(chǎn)性厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動時間長達1 250 d[13]，唐崇儉等[14]經(jīng)過255 d 才成功啟動中試Anammox 反應(yīng)器。李祥等[15]經(jīng)研究發(fā)現(xiàn)：接種厭氧氨氧化污泥后，可以加速反應(yīng)器的啟動，在第72 天啟動成功。但是，厭氧氨氧化技術(shù)在實踐中受到種泥來源的限制，獲得經(jīng)濟、易得的種泥有助于厭氧氨氧化技術(shù)的推廣和應(yīng)用。本文作者采用不同種泥、不同運行方式啟動厭氧氨氧化反應(yīng)器，以便為厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動提供借鑒。

1 實驗材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用6 個相同的SBR 反應(yīng)器(如圖1)，反應(yīng)器由遮光紙包裹，有效容積為2.2 L。運行周期為24 h，其中進水10 min，生化反應(yīng)23 h，靜止40 min，排水10 min，排水比為50%。

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of experimental system

1.2 接種污泥與實驗進水

分別以河岸帶污泥、好氧污泥和厭氧污泥作為接種污泥培養(yǎng)厭氧氨氧化菌。河岸帶污泥取自成都市某河流的岸邊帶污泥，其混合液懸浮固體(MLSS)質(zhì)量濃度為64.58 g/L，混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)質(zhì)量濃度為18.43 g/L，揮發(fā)份物質(zhì)含量w(VSS)/w(SS)為0.13，該污泥無機物含量較高；好氧污泥取自成都某污水處理廠好氧曝氣池，接種的污泥量MLSS 為21.01 g/L，MLVSS 為13.31 g/L，w(VSS)/w(SS)為0.63；厭氧污泥取于同一污水處理廠，接種的污泥量MLSS 為19.39 g/L，MLVSS 為12.23 g/L，w(VSS)/w(SS)為0.63。

實驗用水為人工配水，用NH4Cl 模擬含氮廢水，好氧階段進水氨氮質(zhì)量濃度為70～140 mg/L；厭氧階段進水氨氮質(zhì)量濃度為70 mg/L，同時投加NaNO2模擬亞硝酸鹽，質(zhì)量濃度為70 mg/L。另外，還投加微量元素，如KH2PO4，KHCO3，MgSO4·7H2O，CaCl2，CoC12·6H2O，CuSO4·5H2O，NiC12·6H2O，Na2SeO4·10H2O，H3BO3和EDTA。

1.3 測定項目與方法

氨氮采用納氏試劑光度法，亞硝酸鹽氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，硝酸鹽氮采用麝香草酚分光光度法，COD 采用5B-3(D)型COD 快速測定儀測定，MLSS 和MLVSS 采用標準重量法[16]。pH，DO 和氧化還原電位采用WTW-pH/oxi340i 型便攜式測量儀測定。微生物相采用Olympus Dp70 型光學顯微鏡和四川大學分析測試中心的JSM-5900LV 型電子顯微鏡觀察。

1.4 實驗方案

實驗采用6 個完全一樣的SBR 反應(yīng)器，分別記為R1～R6。其中R1 和R4 接種河岸帶污泥，R2 和R5 接種好氧污泥，R3 和R6 接種厭氧污泥。R1，R2 和R3采用好氧硝化-厭氧氨氧化的運行方式，其運行過程分為好氧硝化階段、厭氧階段Ⅰ和厭氧階段Ⅱ 3 個階段；R4、R5 和R6 采用直接厭氧氨氧化的運行方式，運行過程分為厭氧階段Ⅰ和厭氧階段Ⅱ。好氧階段反應(yīng)器敞口，由恒溫振蕩器低速振蕩供氧以維持溶解氧質(zhì)量濃度(DO)在2～2.5 mg/L 之間，并保持污泥處于完全混合狀態(tài)，溫度控制為30 ℃；厭氧階段反應(yīng)器密閉，溫度控制為35 ℃，厭氧階段Ⅰ反應(yīng)前用氮氣(＞99.9%)以0.2 L/min 的流速對反應(yīng)器充氣排氧3 min；厭氧階段Ⅱ不再開蓋換水，當氨氮或亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度降低到20 mg/L 時，用進樣器少量高濃度進藥。

2 結(jié)果與討論

2.1 以好氧硝化-厭氧氨氧化方式啟動反應(yīng)器

2.1.1 好氧硝化階段

好氧硝化階段的運行情況如圖2 所示。從圖2 可以看出，3 個反應(yīng)器進水氨氮質(zhì)量濃度均從70 mg/L逐漸提高至140 mg/L。當進水氨氮質(zhì)量濃度為70 mg/L，運行14 d 后，3 個反應(yīng)器的氨氮去除率均可接近100%。進一步提高氨氮質(zhì)量濃度至140 mg/L，氨氮去除率并未受到明顯影響。與R2 和R3 反應(yīng)器相比，R1 達到高效脫氮的時間較短，第9 天的氨氮去除率就已接近100%，而此時R2 和R3 的氨氮去除率只有60%左右。

接種河岸帶污泥的反應(yīng)器R1 抗沖擊能力較強。在第12 天受到環(huán)境條件的沖擊后，R2 和R3 的氨氮去除率迅速降低到20%左右，至少需要3 d 才能恢復(fù)。R1 受到?jīng)_擊后，氨氮去除率只降低到80%左右，而且在第2 天即恢復(fù)至原來水平。

圖2 3 個反應(yīng)器好氧硝化階段的運行情況Fig.2 Operation of three reactors during aerobic nitration phase

在硝化培養(yǎng)初期，R2 和R3 反應(yīng)器中便發(fā)生了硝化反應(yīng)，而R1 中并未發(fā)現(xiàn)亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的積累，但氨氮卻得到了去除，這可能是因為河岸帶污泥中的某些自然物質(zhì)，對其發(fā)生了物理吸附作用。

2.1.2 厭氧氨氧化階段

當反應(yīng)器R1，R2和R3的氨氮去除率穩(wěn)定在100%左右時，在第29 天對其進行厭氧階段Ⅰ的培養(yǎng)，控制進水氨氮和亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度為70 mg/L，并對進水進行脫氧處理。3 個反應(yīng)器厭氧階段氨氮和亞硝酸鹽氮的去除率如圖3 所示。氨氮與亞硝酸鹽氮同時得到去除是厭氧氨氧化反應(yīng)的特征之一[17]。但是R1，R2 和R3 反應(yīng)器并未出現(xiàn)出水氨氮與亞硝酸鹽氮濃度都明顯降低的時期，說明該時期內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)并未成為3 個反應(yīng)器中的主導反應(yīng)。

圖3 3 個反應(yīng)器厭氧階段的運行情況Fig.3 Operation of three reactors during anaerobic phase

R1，R2 和R3 反應(yīng)器中的種泥均先經(jīng)過好氧硝化培養(yǎng)，再轉(zhuǎn)為厭氧環(huán)境。條件改變導致有些細菌無法適應(yīng)而死亡。3 個反應(yīng)器中的亞硝酸鹽氮在厭氧階段Ⅰ初期都有所去除，這是因為異養(yǎng)菌以死亡細菌為有機碳源進行了厭氧反硝化反應(yīng)。從R1 反應(yīng)器中的亞硝酸鹽氮去除率比R2 和R3 反應(yīng)器中的低，可看出R1 反應(yīng)器中發(fā)生的反硝化反應(yīng)強度較弱，說明從好氧轉(zhuǎn)為厭氧條件時R1 反應(yīng)器中死亡的細菌較少，即用河岸帶污泥培養(yǎng)的細菌對環(huán)境的適應(yīng)能力更強。

在第81 天和第82 天，對3 個反應(yīng)器進行基質(zhì)刺激實驗，保持進水氨氮質(zhì)量濃度70 mg/L 不變，將進水亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度提高至140 mg/L。在受到基質(zhì)沖擊后，R1 反應(yīng)器中的氨氮和亞硝酸鹽氮均得到了去除，且其去除率均呈上升趨勢，在第89 天分別達到了58%和97%，但其氨氮去除量、亞硝酸鹽氮去除量和硝酸鹽氮生成量之比并不符合厭氧氨氧化反應(yīng)的經(jīng)驗值1:1.32:0.26[18]。R2 和R3 反應(yīng)器的氨氮去除率均大幅度上升，分別達到75%和91%，而亞硝酸鹽氮卻并沒有得到去除，R2 反應(yīng)器中的亞硝酸鹽氮去除率降為負值。在第83 天，將進水亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度恢復(fù)到70 mg/L。

由于在厭氧階段Ⅰ沒有成功實現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)，因此，為了嚴格控制系統(tǒng)為厭氧條件，在第90天對3 個反應(yīng)器采用厭氧階段Ⅱ的培養(yǎng)方式。不再開蓋換水，當氨氮或亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度降低到20 mg/L 時，用進樣器投加少量高濃度進水，使反應(yīng)初始氨氮和亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度為70 mg/L 左右。R1 反應(yīng)器在采用厭氧階段Ⅱ的培養(yǎng)方式后，立即觀察到明顯的厭氧氨氧化反應(yīng)特性，氨氮去除量、亞硝酸鹽氮去除量和硝酸鹽氮生成量之比在第110 天就達到穩(wěn)定，其平均值為1:1.29:0.17，基本符合1:1.32:0.26。R2 反應(yīng)器在厭氧階段Ⅱ初期，氨氮和亞硝酸鹽氮基本沒有得到去除，其出水濃度大致等于進水濃度。直到第165天，R2 反應(yīng)器開始出現(xiàn)氨氮與亞硝酸鹽氮同時脫除，硝酸鹽氮升高的現(xiàn)象。其氨氮去除量、亞硝酸鹽氮去除量和硝酸鹽氮生成量之比平均值為1:1.6:0.15，因此，可以斷定，R2 反應(yīng)器中發(fā)生了明顯的厭氧氨氧化反應(yīng)。在該階段，R3 反應(yīng)器中的亞硝酸鹽氮雖有所去除，但是，氨氮卻基本沒有得到去除，同時，其三態(tài)氮的變化量比值也不符合厭氧氨氧化反應(yīng)的特征值，說明接種厭氧污泥的R3 反應(yīng)器并沒有成功啟動。

為了更好地檢測厭氧氨氧化過程中各參數(shù)的動態(tài)變化，在第131 天將R1 反應(yīng)器中的污泥轉(zhuǎn)接到可以在線監(jiān)測并記錄的SBR 中，轉(zhuǎn)接過程中因少量溶解氧的混入，物質(zhì)變化波動變大。經(jīng)過34 d，運行趨于穩(wěn)定。接種河岸帶污泥的反應(yīng)器中再次觀察到明顯的厭氧氨氧化反應(yīng)。系統(tǒng)氨氮和亞硝酸鹽氮初始質(zhì)量濃度在70 mg/L 左右時，R1 反應(yīng)器的氨氮和亞硝酸鹽氮去除率分別可達94%和99%，而R2 反應(yīng)器的氨氮和亞硝酸鹽氮去除率的最高值僅為53%和67%。由此可以說明，河岸帶污泥和好氧污泥都可作為接種污泥啟動厭氧氨氧化反應(yīng)器，而接種河岸帶污泥的反應(yīng)器脫氮效果更好。這是因為河岸帶是陸地和水層的交匯處，厭氧好氧條件交替變化，在較高濃度氨氮存在時，會發(fā)生部分硝化和不完全反硝化反應(yīng)，成為亞硝酸鹽的積累 區(qū)，為厭氧氨氧化反應(yīng)提供了充足的基質(zhì)NH4+和NO2-。因為河岸帶污泥具有適合厭氧氨氧化菌生活的環(huán)境條件，所以，其中的厭氧氨氧化細菌數(shù)量大且種類繁多[19]。因此，接種河岸帶污泥的反應(yīng)器更易培養(yǎng)出厭氧氨氧化菌。

2.2 以直接厭氧氨氧化方式啟動反應(yīng)器

R4，R5 和R6 反應(yīng)器采用直接厭氧氨氧化的培養(yǎng)方式，共歷時190 d，其中厭氧階段Ⅰ89 d，厭氧階段Ⅱ101 d。在厭氧階段Ⅰ，3 個反應(yīng)器的氨氮出水濃度大于進水濃度，且部分亞硝酸鹽氮通過反硝化作用得到去除，這是因為死亡細菌蛋白質(zhì)水解，導致氨氮濃度升高，同時為反硝化反應(yīng)提供碳源。在轉(zhuǎn)入?yún)捬蹼A段Ⅱ的運行條件后，3 個反應(yīng)器立即觀察到氨氮和亞硝酸鹽氮同時去除的現(xiàn)象，推測其發(fā)生了微弱的厭氧氨氧化反應(yīng)。但是補充反應(yīng)基質(zhì)后，厭氧氨氧化反應(yīng)跡象均立即消失，長時間無法恢復(fù)。本實驗采用該方法并未成功啟動厭氧氨氧化反應(yīng)器，與曹雨佳等[20]的研究結(jié)果不同，可能是因為其運行時間不夠或?qū)嶒灄l件不同。

2.3 微生物相觀察

在接種前和好氧硝化-厭氧氨氧化方式的厭氧階段Ⅱ，對河岸帶污泥和好氧污泥進行光學顯微鏡和電子顯微鏡觀察，結(jié)果如圖4 和圖5 所示。

河岸帶污泥接種時為黑色，微生物量和種類都較少，還含有透明的晶體狀物質(zhì)，無機成分較多。經(jīng)過好氧培養(yǎng)，污泥顏色由黑色轉(zhuǎn)為土黃色，出現(xiàn)密實菌膠團。進入?yún)捬蹼A段Ⅰ后，菌膠團開始解體。厭氧階段Ⅱ出現(xiàn)大量圓形或橢圓形的細菌，成簇聚生。

好氧污泥接種時為土黃色，菌膠團較密實，微生物種類豐富；厭氧階段Ⅰ，菌膠團開始解體，原型動物消失；厭氧階段Ⅱ同時觀察到大量成蔟生長的細菌，呈圓形或橢圓形。

圖4 河岸帶污泥接種前及厭氧階段Ⅱ微生物相Fig.4 Microbial morphology of riparian sediments before inoculation and during anaerobic phaseⅡ

圖5 好氧污泥接種前及厭氧階段Ⅱ微生物相Fig.5 Microbial morphology of aerobic sludge before inoculation and during anaerobic phaseⅡ

3 結(jié)論

(1) 采用好氧硝化-厭氧氨氧化運行方式，接種河岸帶污泥和好氧污泥的反應(yīng)器分別在第110 天和第165 天培養(yǎng)出具有厭氧氨氧化活性的污泥。接種厭氧污泥和采用直接厭氧氨氧化方式的反應(yīng)器沒有培養(yǎng)出厭氧氨氧化污泥。

(2) 接種河岸帶污泥的反應(yīng)器能更快地實現(xiàn)厭氧氨氧化反應(yīng)，培養(yǎng)的厭氧氨氧化菌活性更好，氨氮與亞硝酸鹽氮的去除率分別可達94%和99%；而接種好氧污泥的反應(yīng)器對氨氮和亞硝酸鹽氮的去除率最高值僅為53%和67%。

(3) 接種價廉、易得的河岸帶污泥，采用好氧硝化-厭氧氨氧化方式啟動厭氧氨氧化反應(yīng)器，啟動相對較快，處理效果好，有利于最經(jīng)濟、最簡潔的生物脫氮技術(shù)——厭氧氨氧化工藝的廣泛推廣。

[1] 劉杰, 楊洋, 左劍惡, 等. 亞硝化與厭氧氨氧化串聯(lián)工藝處理高氮低碳廢水的研究進展[J]. 中國沼氣, 2009, 27(3): 13-18.LIU Jie, YNAG Yang, ZUO Jiane, et al. A review on process of anaerobic ammonium oxidation (anammox) combined with short-cut nitrification for treating wastewater containing high strength ammonium[J]. China Biogas, 2009, 27(3): 13-18.

[2] Kartal B, Kuenen J G, Van Loosdrecht M C M. Sewage treatment with anammox[J]. Science, 2010, 328(5979):702-703.

[3] 丁英翠. 利用序批式生物膜反應(yīng)器實現(xiàn)厭氧氨氧化脫氮的研究[D]. 哈爾濱: 哈爾濱工業(yè)大學市政環(huán)境工程學院, 2011:3-10.DING Yingcui. Anerobic ammonium oxidation in a sequencing batch biofilm reactor[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology.School of Municipal and Environmental Engineering, 2011:3-10.

[4] Mulder A, Van de Graaf A A, Robertson L A, et al. Anaerobic ammonium oxidation oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1995,16(3): 177-183.

[5] Zhu G B, Jetten M S M, Kuschk P, et al. Potential roles of anaerobic ammonium and methane oxidation in the nitrogen cycle of wetland ecosystems[J]. Appl Microbiol Biotechnol,2010, 86(4): 1043-1055.

[6] Dale O R, Tobias C R, Song B. Biogeographical distribution of diverse anaerobic ammonium oxidizing (anammox) bacteria in CapeFear River Estuary[J]. Environ Microbiol, 2009, 11(5):1194-1207.

[7] 鄭艷玲, 侯立軍, 陸敏, 等. 崇明東灘夏季沉積物厭氧氨氧化菌群落結(jié)構(gòu)與空間分布特征[J]. 環(huán)境科學, 2012, 33(3):992-998.ZHENG Yanling, HOU Lijun, LU Min, et al. Community structure and spatial distribution of anaerobic ammonium oxidation bacteria in the sediments of Chongqing Eastern Tidal Flat in summer[J]. Environmental Science, 2012, 33(3):992-998.

[8] 沈李東, 胡寶蘭, 鄭平, 等. 西湖底泥中厭氧氨氧化菌的分子生物學檢測[J]. 環(huán)境科學學報, 2011, 31(8): 1609-1615.SHEN Lidong, HU Baolan, ZHENG Ping, et al. Molecular detection of anammox bacteria in the sediment of West Lake,Hangzhou[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2011, 31(8):1609-1615.

[9] Ward B B. Significance of anaerobic ammonium oxidation in the ocean[J]. Trends in Microbiology, 2003, 11(9): 408-410.

[10] Molina V, Farias L. Aerobic ammonium oxidation in the oxycline and oxygen minimum zone of the eastern tropical South Pacific off morthern Chile(～20°S)[J]. Deep-Sea Research, 2009,56(16): 1032-1041.

[11] Kawagoshi Y, Nakamura Y, Kawashima H, et al. Enrichment culture of marine anaerobic ammonium oxidation (anammox)bacteria from sediment of sea-based waste disposal site[J].Journal of Bioscience and Bioengineering, 2009, 107(1): 61-63.

[12] Trimmer M, Nicholls J C. Production of nitrogen gas via anammox and denitrification in intact sediment cores along a continental shelf to slope transect in the North Atlantic[J].Limnol Oceanogr, 2009, 54(2): 577-589.

[13] van der Star W R L, Abma W R, Blommers D, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation: Experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam[J]. Water Research,2007, 41(18): 4149-4163.

[14] 唐崇儉, 鄭平, 陳建偉, 等. 中試厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動與調(diào)控[J]. 生物工程學報, 2009, 25(3): 406-412.TANG Chongjian, ZHENG Ping, CHEN Jianwei, et al. Start-up and process control of a pilot-scale Anammox bioreactor at ambient temperature[J]. Chinese Journal of Biotechnology, 2009,25(3): 406-412.

[15] 李祥, 黃勇, 袁怡, 等. 不同泥源對厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動的影響[J]. 環(huán)境工程學報, 2012, 6(7): 2143-2148.LI Xiang, HUANG Yong, YUAN Yi, et al. Effect of different sources of sludge on start-up of ANAMMOX reactor[J]. Chinese Journal Environmental Engineering, 2012, 6(7): 2143-2148.

[16] 國家環(huán)境保護總局. 水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 4 版. 北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002: 105-284.State Environmental Protection Administration. The water and wastewater monitoring method[M]. 4th ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2002: 105-284.

[17] Wang L, Li T. Anaerobic ammonium oxidation in constructed wetlands with bio-contactoxidation as pretreatment[J].Ecological Engineering, 2011, 37(8): 1225-1230.

[18] Strous M, Kuenen J G, Jetten S M S. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(7): 3248-3250.

[19] Wang S Y, Zhu G B, Peng Y Z, et al. Anammox bacterial abundance, activity, and contribution in riparian sediments of the Pearl River Estuary[J]. Environmental Science & Technology,2012, 46(16): 8834-8842.

[20] 曹雨佳, 胡翔, 王建龍. 接種污泥對厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動特性的影響[J]. 中國給水排水, 2008, 24(15): 7-14.CAO Yujia, HU Xiang, WANG Jianlong. Start-up performance of anaerobic ammonia oxidation reactors[J]. China water&wastewater, 2008, 24(15): 7-14.