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 ?-1，实验室规模的ANAMMOX反应器的最高氮去除速率可达76.5kg ?-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(chǔ lǐ)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、 对环境条件的敏感度高、 体积小易流失，导致启动ANAMMOX过程(guò chéng)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、 HR
T、 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(chǔ lǐ)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（fungus)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/ρ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(guī dìng)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（temperature)为℃，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/ρ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 ?-1升高到0.290kg ?-
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，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℃，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筛除率的影响
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 ?-1升高到0.139kg ?-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/m=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(cause)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℃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，这可能是因为在比较高温度条件下，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菌是一种嗜温型特殊结构：荚膜、鞭毛、菌毛，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℃，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(influence)
由图 9可以看出，当氢离子浓度指数小于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(fàn wéi)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浓度和游离亚硝酸浓度. 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℃，HRT=24 h，pH值为7.5~8.
5. 以葡萄糖作为有机碳源，控制m/m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筛除量/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生成量的最大化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，氢离子浓度指数为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 ?-1.具体参见污水宝商城资料或
4 结论
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.
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.
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（fán zhí）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℃.
氢离子浓度指数一方面通过对ANAMMOX菌活性的影响
