亚硝化-厌氧氨氧化工艺以其耗氧量低、无需外加有机碳源及运行费用低等优点^[1-2]成为污水生物脱氮的研究热点.然而，厌氧氨氧化技术中厌氧氨氧化菌(AnAOB)生长速率缓慢，世代时间长^[3-4]，如何实现AnAOB的有效持留及快速富集成为制约其工程应用的关键^[5].颗粒污泥以其沉降性能优良，抗冲击性强，可持留大量生物体，能够有效解决污泥流失的难题等优点成为厌氧氨氧化研究应用的主要形式^[6-7].范丹等^[8]研究发现，较低的有机物质量浓度使得反应器内微生物更易于相互聚集黏附, 从而加快污泥快速颗粒化, 增大颗粒粒径. Ni等^[9]研究发现，高浓度的有机物不利于Anammox污泥颗粒化. Li等^[10]研究表明，适量有机物的存在可以提高厌氧氨氧化菌的脱氮效率，促进EPS的分泌从而加速颗粒化.但是有机物对厌氧氨氧化污泥颗粒化的进程，粒径大小的变化及颗粒污泥沉降性能等的具体影响尚不清楚.由于污水中总是存在有机物，故研究有机物存在下厌氧氨氧化颗粒化的过程对该技术的推广应用有重要的现实意义.

本实验以厌氧氨氧化絮状污泥为基础，采用两组相同的SBR，以投加有机碳源和不投加有机碳源做对比，探究有机碳源对厌氧氨氧化絮状污泥颗粒化的影响.

1 实验 1.1 实验装置

实验采用两组有机玻璃SBR，分别为R1、R2，有效容积4 L，高35 cm，内径13 cm.在反应器垂直方向设置一排间距为5 cm的取样口，用以排水和取样.反应器安装有搅拌机，使泥水混合均匀，搅拌机转速150 r/min.反应器内部装有pH、温度在线监测探头.

1.2 实验水质与污泥

接种污泥为厌氧氨氧化絮状污泥，初始污泥质量浓度2 000 mg/L, 分别接入R1和R2.进水采用人工配水，其中R1添加葡萄糖作为有机碳源，分别以(NH₄)₂ SO₄、NaNO₂和NaHCO₃作为NH₄⁺-N、NO₂^--N和碱度的来源，营养液Ⅰ、Ⅱ作为微量元素溶液^[11]，营养液Ⅰ包括EDTA 5 000 mg/L和FeSO₄ 5 000 mg/L.营养液Ⅱ包括EDTA 15 000 mg/L、ZnSO₄·7H₂O 430 mg/L、CoCl₂·6H₂O 240 mg/L、MnCl₂·4H₂O 990 mg/L、CuSO₄·5H₂O 250 mg/L、Na₂MoO₄·2H₂O 220 mg/L、NiCl₂·6H₂O 190 mg/L、Na₂SeO₄·10H₂O 210 mg/L和H₃BO₄ 14 mg/L.配水中另加适量Na₂SO₃和微量CoCl₂用以控制实验处于厌氧条件下.实验用水水质见表 1.

1.3 实验方法

反应器运行包括进水阶段(15 min)、反应阶段(反应时间根据周期实验结果确定)、沉淀时间(30 min—20 min—15 min—5 min—3 min)、排水(3 min).温度控制在25 ℃左右，pH为7.6左右，换水比2/3. R1添加有机碳源，初始有机物质量浓度为50 mg/L, 每周递增20 mg/L；R2不添加有机碳源，两个反应器的其他进水条件相同.对比R1、R2二者在颗粒形成进程及脱氮效果的差异.

1.4 检测项目及分析方法

NH₄⁺-N：纳氏试剂分光光度法；NO₂^--N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO₃^--N：紫外分光光度法；粒径：Mastersize2000型激光粒度仪测定；MLSS：重量法；pH、T：WTW在线测定仪；EPS中PS:苯酚-硫酸比色法；PN:考马斯亮蓝法；EPS的提取方法为首先取泥水混合样品于10 mL离心管中，室温下用离心机以8 000 r/min离心15 min，倒掉上清液，加入适量磷酸盐缓冲溶液，将污泥稀释至原体积，之后将污泥摇散后超声处理3 min，接着80 ℃水浴30 min(每隔10 min左右将泥摇匀1次)，最后用离心机8 000 r/min离心15 min，取上清液测定多糖、蛋白质含量，剩余污泥测定MLSS.

反应速率的测定：实验期间每周从稳定运行的R1和R2中各取出1 L泥水混合液，放入2个相同的烧杯内，设机械搅拌.分别测定Anammox反应速率及反硝化反应速率，用来表征AnAOB和反硝化菌的协同性、AnAOB的活性以及反硝化菌的活性.测定2种速率时，烧杯内温度均为25 ℃，pH为7.6左右.测定Anammox速率时，进水配亚硝酸盐氮(45.5 mg/L)与氨氮(34.5 mg/L)，每隔1 h取出水测定氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮，待出水中三氮质量浓度不再发生变化时停止反应.测定反硝化反应速率时，进水只配亚硝酸盐氮(80 mg/L)和COD(随反应阶段不同)，每隔1 h取出水测定亚硝酸盐氮，待出水中氮素质量浓度不再发生变化时停止反应.单位MLSS Anammox反应速率按式(1)计算，反硝化反应速率按式(2)计算：

$ {{ v }_{\text{Anammox}}}=\frac{{{\rho }_{始}}\left( \text{TN} \right)-{{\rho }_{末}}\left( \text{TN} \right)}{t\cdot {{\rho }_{\text{MLSS}}}}, $

(1)

$ {{ v }_{反硝化}}=\frac{{{\rho }_{始}}\left( \text{NO}_{2}^{-}-\text{N} \right)-{{\rho }_{末}}\left( \text{NO}_{2}^{-}-\text{N} \right)}{t\cdot {{\rho }_{\text{MLSS}}}}. $

(2)

氨氮去除主要由于厌氧氨氧化过程^[10]，ρ(NH₄⁺-N): ρ(NO₂^--N)=1: 1.02，反硝化去除的氮含量为

$ \begin{align} &{{E}_\text{DN}}=\frac{{{\rho }_{去除}}\left( \text{NO}_{\text{2}}^{\text{-}}\text{-N} \right)-1.02\times {{\rho }_{去除}}\left( \text{NH}_{\text{4}}^{\text{+}}\text{-N} \right)}{{{\rho }_{去除}}\left( \text{NO}_{\text{2}}^{\text{-}}\text{-N} \right)}\times \\ &\ \ \ \ \ \ \ \ \ \ \ 100\%. \\ \end{align} $

(3)

厌氧氨氧化对总氮去除的贡献为

$ {{E}_\text{AN}}={{E}_{\text{TN}}}-{{E}_{\text{DN}}}. $

(4)

式中:TN，mg/L; NH₄⁺-N，mg/L; NO₂^--N，mg/L; NO₃^--N，mg/L; t，h; ρ_MLSS，mg/L; v_Anammox，mg/(h·g); v_反硝化，mg/(h·g).

2 结果与讨论 2.1 有机碳源对厌氧氨氧化颗粒污泥形成的影响

如图 1所示，R1、R2中接种的污泥初始平均粒径约为130 μm. R1在第28天时平均粒径达450 μm，而R2中平均粒径仅为330 μm.杨麒^[12]的研究中，当污泥颗粒粒径达到400 μm时，表明颗粒启动成功.可见，反应器运行28 d时R1中颗粒污泥已经启动成功，而R2尚未成功，其运行了35 d后平均粒径达到409 μm, 颗粒污泥才启动成功.从岩等^[13]的研究中无机配水启动Anammox颗粒所需时间为34 d，而本实验R1的Anammox颗粒启动时间更短；同时，R1的Anammox颗粒平均粒径在60 d时为570 μm左右，大于唐晓雪等^[14] 60 d时培养的颗粒粒径(200 ~500 μm).

通过计算两个反应器中颗粒粒径平均增长速率可知，在前35 d(第35天时COD为130 mg/L)，R1的平均增长速率为11.2 μm/d，R2的为8.1 μm/d，R2明显低于R1；而从第35天到70天(第70天时COD为230 mg/L)，R1平均增长速率仅为2.5 μm/d，明显低于R2；R1在第70天时平均粒径达到最大，为620 μm，在第70天后平均粒径呈现减小趋势.分析是由于R1添加适量的COD(≤130 mg/L)促进了颗粒的形成及颗粒的增长；但当COD超过130 mg/L时，平均粒径增长速率开始减缓；当COD超过230 mg/L时，颗粒粒径开始减小，污泥出现解体现象.分析认为^{[10, 15]}，较低的有机物浓度可以使反应器内异养菌与Anammox菌处于良性竞争阶段，促进反应器内细胞菌群为保护自身生存而分泌更多的胞外聚合物，使得反应器内微生物更易于相互聚集黏附，从而加速污泥颗粒化，增大了颗粒粒径；而过高的有机物却破坏了Anammox细菌的组织结构.

为了进一步分析COD对Anammox颗粒形成的作用机理，通过定期测量两组反应器中污泥的EPS含量，分析在Anammox颗粒污泥形成过程中，COD对微生物分泌EPS的影响.

R1和R2的EPS含量如图 2所示.对于R1和R2前35 d内，R1单位MLSS的PN、PS分别由最初的63，45.1 mg/g增大到140，60 mg/g；R2的PN、PS则由最初的65.8，47 mg/g增大到112，54 mg/g；R1、R2的PN与PS比则由最初的1.4，1.41增大到2.33，1.9.对比R1、R2的PN、PS含量及PN与PS比值的变化，二者较大的差异是由于有机物存在的结果.李冬等^[5]研究发现少量有机物的存在可以提高EPS含量，且有研究表明EPS具有增进细胞絮凝、维持颗粒结构和提供能源等多种作用^[16]，不断增加的EPS有助于促进污泥颗粒化并且维持颗粒结构的稳定.吴昌永等^[17]研究发现PN与PS比值的大小与污泥表面的疏水性和带电性及颗粒污泥的形成直接相关，且随着颗粒污泥的形成，PN与PS的比值有较大幅度的增加.以上解释了R1中颗粒污泥启功时间比较短且粒径增长速率较快的原因.

而运行了35 d后，随着COD的继续增加，R1中PN、PS的含量以及PN与PS比都呈现下降趋势，李冬等^[5]研究发现过量有机物的存在会降低EPS含量，林志福等^[18]认为COD过高会使得部分厌氧颗粒污泥解体而带来EPS的释放. EPS含量及PN与PS比的持续下降都表明了颗粒污泥系统处于不稳定状态，这解释了R1在运行35 d后粒径增长速率逐渐减缓并最终粒径减小的原因.而R2中PN、PS的含量及PN与PS比保持增长并最终处于稳定，这反映出R2颗粒污泥处于稳定状态并且粒径逐渐增大.

综上，适量的有机物可以通过提高EPS的含量及PN与PS的比值来加速颗粒化及提高粒径增长速率.故对于Anammox颗粒污泥工艺，在实际运行中应控制有机物的浓度，以避免有机物质量浓度过高使Anammox颗粒污泥解体，不利于颗粒污泥系统稳定运行.

2.2 有机碳源对厌氧氨氧化颗粒污泥沉降性能的影响

本实验通过逐渐降低沉淀时间(30 min—20 min—15 min—5 min—3 min)，使结构松散、沉降性能不好的絮状污泥排出反应器，将沉降性能较好的污泥截留在反应器中.污泥容积指数(SVI)是指泥水混合液经过静置沉淀后，每克干污泥形成的沉淀污泥所占容积，能较好地反映出污泥的沉降性能^[19].如图 3所示，刚接种时R1的SVI₅(静止5 min)和SVI₃₀ (静止30 min)分别为112.1和90.5 mL/g；R2的SVI₅和SVI₃₀分别为114.3和92.1 mL/g.随着反应器的运行，两组的SVI₅和SVI₃₀值都在降低且SVI₅和SVI₃₀的差值在减小，这表明两组反应器的污泥凝聚性和沉降性能都在不断提高^[21]，说明R1、R2内的颗粒污泥在逐渐形成.两组反应器运行了35 d时，R1的SVI₅为75.2 mL/g，SVI₃₀为65.2 mL/g；而此时R2的SVI₃₀为72.9 mL/g，SVI₅为88.2 mL/g.在此阶段R1的SVI值都小于R2，说明少量有机物可以提高污泥的凝聚沉降性能.而此后，R1的SVI值逐渐大于R2的，并且R1在运行了70 d后，其SVI值逐渐增大，沉降性能变差.研究表明^[21-22]，过量的有机物会导致丝状菌增殖使污泥沉降效果变差.本实验中沉降性能变差也可能是丝状菌增殖的结果.

综上，当有机物质量浓度不超过130 mg/L时可以提高Anammox颗粒污泥的沉降性能，超过230 mg/L时则会导致污泥沉降效果变差.

2.3 有机碳源对厌氧氨氧化系统脱氮性能的影响

如图 4所示，R1和R2在经过2 d的适应后，氨氮、亚氮及总氮的去除率均开始提升. R1的COD初始添加质量浓度为50 mg/L，随着COD的提升，氨氮、亚氮、总氮的去除率稳定上升，并在第28天，COD为110 mg/L时，R1的氨氮、亚氮及总氮的去除率达到最高，分别为90.3%、91.0%和83.4%，R1的总氮去除污泥负荷为0.125 kg/(kg·d)；R2的氨氮、亚氮、总氮的去除率达到最大并稳定在85.6%，86.6%和78.4%左右，总氮去除污泥负荷为0.098 kg/(kg·d)左右. R1的最大去除效果明显优于R2，分析是因为适量有机物存在下，有利于反硝化菌的生长，但此时AnAOB仍占主导地位，反硝化菌将NO₃^--N还原为NO₂^--N，同时NO₂^--N与NH₄⁺-N被AnAOB利用，从而提高了脱氮效率.这与国内外针对有机物对厌氧氨氧化的影响研究一致^[23-25].但当R1中COD超过110 mg/L时，氨氮去除率开始下降，亚氮去除率较为稳定，保持在91.0%左右，总氮去除率缓慢下降，当COD为290 mg/L时，氨氮去除率下降到40.2%，总氮去除率下降到63.8%, 总氮去除污泥负荷下降为0.082 kg/(kg·d).研究表明^[10、25]，过多的有机物会抑制厌氧氨氧化作用，致使反应器性能下降.本实验中分析是由于过多的有机物使反硝化菌快速增长，与AnAOB竞争NO₂^--N，使得AnAOB缺乏基质，致使厌氧氨氧化反应受到抑制，从而降低了反应器的脱氮效果.

2.4 有机碳源下脱氮路径及功能菌活性分析

R1始终都在有机物存在下运行，COD由50 mg/L上升到110 mg/L时，总氮去除率由68.1%上升到83.4%，COD继续增加到290 mg/L时，总氮去除率又下降到63.8%.在COD为110 mg/L时，氮去除效果最佳. R1中总氮去除率是由厌氧氨氧化和反硝化共同作用的结果.本实验分析了在不同COD下，厌氧氨氧化与反硝化的各自贡献量，依据式(3)和(4)，并与之前的研究进行了对比，结果如表 2所示.可以看出，厌氧氨氧化对系统总氮去除的贡献率随着COD的提高也在逐渐提高，当COD为90 mg/L，其贡献率最大为79.0%.周少奇等^[26]研究Anammox与反硝化协同作用化学计量关系指出，Anammox过程需要消耗无机碳，而少量有机物的存在会刺激反硝化菌的生长，并通过反硝化作用产生无机碳，从而促进Anammox反应的进行.然而，随着COD的继续提高，厌氧氨氧化的贡献率逐步降低，而反硝化的贡献率逐步提升.当COD为290 mg/L时，反硝化的贡献率达到最大为56.4%，厌氧氨氧化的贡献率达到最小为7.4%.说明在过量有机物的刺激下，反硝化菌会抑制自养的AnAOB生长.但是，在适量的有机物存在下，可以建立一个稳定高效的Anammox和反硝化共存的系统从而加强生物脱氮.

为了比较两个反应器功能菌的活性，分别选择第7，28和63天对R1测定了Anammox反应速率及反硝化反应速率，由于R2没有有机碳源，反硝化作用较弱，故只表现了Anammox反应速率.由图 5可知，第7天时，R1、R2单位MLSS的Anammox反应速率分别为9.1和8.3 mg/(h·g).由于R1加入了50 mg/L的有机物，刺激了Anammox反应，AnAOB的活性优于R2.第28天时，R1、R2的Anammox反应速率分别为10.35和9.25 mg/(h·g).此时，R1中有机物质量浓度为110 mg/L，经过28 d的运行，R1内AnAOB的活性明显高于R2.第63天时，R1、R2的Anammox反应速率分别为6和9.25 mg/(h·g).此阶段由于添加过量的有机物，使得R1内AnAOB的活性明显低于R2.这是由于向培养成熟的自养厌氧氨氧化污泥中添加少量葡萄糖能促进厌氧氨氧化菌的活性, 但高质量浓度的葡萄糖则抑制了厌氧氨氧化菌的活性^[23].

而R1反硝化菌的反应速率在第7，28，63天时分别为0.36，0.82，4.8 mg/(h·g).其反硝化反应速率随着COD的增加(50—110—210 mg/L)逐渐增强, 这是由于有机物的存在促进了反硝化菌的生长并表现出逐渐增强的反硝化活性，从而反硝化反应速率逐渐增强.综上，适量的有机物可以增强AnAOB和反硝化菌的活性，并使二者产生协同作用，而过量的有机物会抑制AnAOB活性，极大地增强反硝化菌的活性，使得反硝化反应成为主导反应，不利于系统稳定.

3 结论

1) 当有机碳源小于130 mg/L时，微生物会分泌更多的EPS，促进Anammox颗粒污泥的快速形成.添加有机碳源的反应器28 d成功实现Anammox污泥颗粒化，粒径达到了450 μm.不添加有机碳源的反应器35 d方成功启动，Anammox颗粒污泥粒径仅为409 μm.

2) 污泥沉降性能受有机碳源影响较大.当有机碳源小于130 mg/L时，其污泥沉降性优于不添加有机碳源的反应器；当有机碳源大于230 mg/L时，Anammox污泥颗粒出现解体，其污泥沉降性明显劣于不添加有机碳源的反应器.

3) 有机碳源小于110 mg/L时可以提高系统的脱氮效率，但是当有机碳源大于110 mg/L时，Anammox反应会受到抑制，总氮去除率降低.