目前，厌氧氨氧化工艺在城市污水处理应用中越来越受到关注，其具有不消耗碳源、污泥产量小、不需要曝气等优点^[1]，同时存在启动时间长、不易稳定等缺点.厌氧氨氧化菌适合在高温高基质条件下生长，但其生长缓慢，尤其是在常温低氨氮下城市生活污水中难以富集.有研究^[2-3]表明，通过低基质高流量(缩短实验周期)启动厌氧氨氧化工艺，其系统内培养生物种群更丰富，同时，低基质浓度可防止系统出现自抑制现象.动力学模型可描述模拟生物反应过程.Grau P等的研究表明Grau second-orders模型可适用于厌氧氨氧化工艺启动过程的动力学行为^[4-5]，其可以反映微生物的脱氮性能，文献[6-8]将其应用于厌氧氨氧化絮状污泥、生物膜，本研究将其运用于启动AAOB颗粒污泥的过程分析.本研究在常温条件下采用低基质浓度逐渐缩短实验周期来启动AAOB颗粒污泥工艺，结合动力学公式分析反应器不同阶段的脱氮性能及颗粒污泥特性变化，以期为实际工程提供技术支持和理论指导.

1 实验 1.1 接种污泥和实验用水

研究接种污泥4 L，其组成为90%的北京某污水厂二沉池回流的活性污泥以及10%的实验室厌氧氨氧化活性良好的絮状污泥，最初MLSS为2 989 mg/L，MLVSS为2 348 mg/L.

研究前期采用人工配水，(NH₄)₂SO₄提供氨氮，NaNO₂提供亚硝态氮，浓度按需配制.NaHCO₃提供进水碱度，其碱度与N比为5: 1，KH₂PO₄为2.5 mg/L，CaCl₂为12. 5 mg/L以及1. 00 mL/L的微量元素；微量元素成分为: EDTA(15 g/L)，CoCl₂· 6H₂O(0. 25 g/L)，ZnSO₄·7H₂O(0. 42 g/L)，CuSO₄·5H₂O(0. 24 g/L)，MnCl₂·4H₂O(0. 98 g/L)，H₃BO₄(0. 015 g/L)，NiCl₂·2H₂O(0. 020 g/L)，NaWO₄·2H₂O(0. 060 g/L).进水不做除氧处理.

1.2 实验装置及运行参数

采用12 L的SBR反应器，直径15 cm，高65 cm，排水比为50%.在室温(14~20 ℃)条件下进行，pH为7.1~8.6.在室温条件下低基质浓度启动工艺，反应器进水、搅拌、排水工序由时控开关自动控制，内置搅拌机使泥水混合.反应进水时间5 min，沉淀时间10 min，排水时间5 min，反应时间随周期缩短而变化(见表 1).反应器装有pH、DO及温度在线监测探头.

1.3 分析方法

NH₄⁺-N的测定采用纳氏试剂分光光度法；NO₂^--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO₃^--N采用紫外分光光度法，污泥形态采用体式显微镜(Olympus SZX7)进行观察和记录.污泥的粒径分布采用激光粒度仪(Malvern Mastersizer 2000)进行测定.

EPS处理及测定方法：取30 mL污泥样品，配平，4 000g离心(常温)10 min，去掉上清液，加入缓冲液(常温)，恢复体积到30 mL，配平，4 000g离心(常温)15 min，去掉上清液，将剩余样品用缓冲液(常温)恢复体积至30 mL，涡旋1 min使离心管底部污泥完全散开，60 ℃水浴加热30 min，同时令离心机空转降温至4 ℃；样品冷却至接近室温时，配平，20 000g离心20 min，4 ℃，上清液即为待测样.采用苯酚硫酸法在490 nm波长下测定多糖含量，考马斯亮蓝法在595 nm波长下测定蛋白含量.

三维荧光测定：E_x(激发光谱)扫描范围为200~900 nm，E_m(发射光谱)扫描范围为200~900 nm，扫描步长均为10 nm，扫描速度15 000 nm/min.其中X轴代表发射波长，Y代表激发波长，等高线颜色深浅反映样品的荧光强度.

1.4 模型 1.4.1 Grau second-orders模型

Grau P等^[4-5]的研究表明，Grau second-orders模型适用厌氧氨氧化工艺的启动，本文采用Grau second-orders模型对研究的4个阶段随机选取5组数据进行模拟，并将4个阶段的平均值进行t检验.

1.4.2 平行因子模型

利用matlab2018b软件中的DOMFlour工具箱运行PARAFAC分析手段对厌氧氨氧化颗粒污泥EPS中DOM进行成分分析，并且对其组成以及荧光强度进行比较分析.通过一分为二法验证2~7个组分中的有效组分，经比较最终得到4个组分的位置和荧光强度.

2 结果与讨论 2.1 反应器脱氮性能

反应器三氮质量浓度及氮去除率变化见图 1.第Ⅰ阶段初期，出水NH₄⁺-N质量浓度仅高于进水NH₄⁺-N质量浓度5~10 mg/L，可能是由于接种污泥有10%活性良好的厌氧氨氧化污泥，虽然其他菌种因环境不适发生菌体自溶现象，但其中厌氧氨氧化菌具有活性，将NH₄⁺-N和NO₂^--N按一定比例进行反应，从而降低了出水的NH₄⁺-N质量浓度.在反应初期，由于反应环境不适于其他菌体的生长，菌体自溶所释放的有机物可被反硝化菌利用亚硝酸盐氮还原发生反硝化，但由于进水亚硝酸盐氮质量浓度较低，活性污泥的反硝化作用很弱，相比其他研究^{[2, 9]}菌体自溶阶段进出水NO₂^--N质量浓度差值较低.随着反应的进行，第5天，出水NH₄⁺-N质量浓度开始接近并略微低于进水NH₄⁺-N质量浓度.此后，出水质量浓度缓慢降低，此时已形成无机自养环境，产生微弱的厌氧氨氧化作用^[5].第7天，NH₄⁺-N去除率稳步增加，厌氧氨氧化性能逐渐增强.反硝化越来越弱，內源呼吸的微生物逐渐减少.第16天，NH₄⁺-N去除率由第7天的12.4%增加到90.01%，NO₂^--N去除率为95.2%，厌氧氨氧化反应成为反应器中的主导反应.接种少量的絮状厌氧氨氧化污泥可加快厌氧氨氧化反应的启动^[10].厌氧氨氧化启动过程实质上是功能菌活化、生物量扩增和反应器功能增强的过程^[2]，只有细胞密度达10¹⁰/mL时才能显现厌氧氨氧化活性.随着反应进行，AAOB菌的数量和活性进一步提高，出水NH₄⁺-N、NO₂^--N质量浓度进一步降低至3.91，2.08 mg/L，但所容纳的AAOB菌数量有一定限值，厌氧氨氧化功能达到最大值.在实验周期为24 h、进水NH₄⁺-N质量浓度为(40±10)mg/L条件下，稳定运行了20 d，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率接近100%，总氮去除率达77.16%，氮负荷达0.074 g/(L·d).反应器氮负荷及总氮去除率变化见图 2.

第Ⅱ阶段，实验周期由24 h调整到12 h，缩短实验周期，容积负荷突然增加，系统受到较大冲击，水力负荷提高，冲走大部分的絮状污泥，生物量减少，使密度较大的污泥积累在反应器中^[11]，出水NH₄⁺-N、NO₂^--N质量浓度升至14.06，15.83 mg/L，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率分别降到68.97%、68.64%，总氮去除率降低到50.31%，出水水质恶化.反应经历7 d后，出水NH₄⁺-N、NO₂^--N质量浓度为5.24，3.87 mg/L，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率上升到88.63%、92.23%，总氮去除率上升到69.87%，氮负荷上升到0.139 g/(L · d).此时，反应器污泥逐渐变为浅红褐色，由于细胞色素C所致^[12].

第Ⅲ阶段，实验周期为10 h，出水NH₄⁺-N、NO₂^--N质量浓度升高至8.72，8.67 mg/L，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率分别降到77.75%、78.85%，总氮去除率降低到52.23%.与上一阶段相比，脱氮性能受到的影响较小，可能是由于实验周期的变化小，污泥颗粒粒径变大，易于持留在反应器中，增加了生物量的浓度^[11]，污泥很快适应了新的反应周期.5 d后，出水NH₄⁺-N、NO₂^--N质量浓度降低到4.17，3.87 mg/L，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率上升到88.39%、90.24%，稳定后，总氮去除率为64.54%，氮负荷又上升到0.155 g/(L · d).

第Ⅳ阶段，实验周期为8 h，出水NH₄⁺-N、NO₂^--N质量浓度升高到9.78，10.45 mg/L，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率分别降到75.02%、75.87%.经历3 d后，NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率提高到83.68%、81.54%，最终NH₄⁺-N去除率、NO₂^--N去除率稳定在92.17%、92.47%左右，反应器总氮去除率稳定在66.34%左右.由于厌氧氨氧化菌世代周期较长，短时间内不能较快地提高生物量，在生物量一定的前提下，在一定程度上缩短实验周期，反应器总氮负荷提高.在实验周期为8 h的长期运行下，氮负荷达到了0.204 g/(L · d)，与鲍林林^[13]、吕玮等^[14]研究中总氮去除负荷相比较高，反应器呈现了较高的脱氮性能.常温条件下，可通过逐渐缩短实验周期方法，实现低基质厌氧氨氧化SBR反应器的启动.

2.2 动力学模型分析

目前，许多研究表明Grau second-orders模型更适用厌氧氨氧化工艺启动的过程^[6-7]，但研究对象多为絮状污泥和生物膜，对颗粒污泥研究较少.本文利用Grau second-orders模型对AAOB颗粒污泥进行拟合表征常温低基质启动AAOB颗粒污泥的过程.本研究采取低基质启动，不产生基质抑制现象.将4个阶段随机选取20个数据进行动力学模型模拟.模拟结果见图 3所示.

Grau second-orders动力学模型公式^[4-5]为

$ - \frac{{{\rm{d}}S}}{{{\rm{d}}t}} = {k_{\rm{2}}}X{\left( {\frac{{{S_{\rm{e}}}}}{{{S_{\rm{i}}}}}} \right)^n} \cdot $

(1)

通常情况下，n的值为1.公式可化为

$ \frac{{{S_{\rm{i}}}{\rm{HRT}}}}{{{S_{\rm{i}}} - {S_{\rm{e}}}}} = {\rm{HRT}} + \frac{{{S_{\rm{i}}}}}{{{k_2}X}}, $

(2)

式中$\frac{{{S_{\rm{i}}}}}{{{k_2}X}}$可看成常数，并且基质浓度$\frac{{{S_{\rm{i}}} - {S_{\rm{e}}}}}{{{S_{\rm{i}}}}}$可用总氮去除率代替，此时公式简化为

$ \frac{{{\rm{HRT}}}}{A} = b{\rm{HRT}} + a $

(3)

式中：a和b为常数; A为总氮去除率, %; k₂为Grau second-orders模型基质去除速率常数, 1/d; X为污泥质量浓度, g/L.

通过拟合数据得y=1.194 23x+0.246 18，R²=0.994 56，Grau second-orders模型同实测值数值拟合分析很好.此时，公式可以描述为$A = \frac{{{\rm{HRT}}}}{{{\rm{1}}{\rm{.194}}{\kern 1pt} {\kern 1pt} {\rm{23HRT + 0}}{\rm{.246}}{\kern 1pt} {\kern 1pt} {\rm{18}}}}$，通过公式验证反应器的进出水，总氮去除率A与实验周期相关.由此模型公式可看出，总氮去除率A与HRT相关，在生物量稳定在一定范围内，缩短实验周期，反应器氮负荷提高，与上一节脱氮性能分析结果一致.

将预测值与实测值平均值进行模拟分析，如图 4所示.采用t检验法对其进行动力学模型检验，H₀：μ=μ₀，$t = \frac{{\overline X - {\mu _0}}}{{\frac{S}{{\sqrt n }}}}$作为统计量，拒绝域的形式为$\left| t \right| = \left| {\frac{{\overline X - {\mu _0}}}{{\frac{S}{{\sqrt n }}}}} \right|{\rm{ }} \ge k$.当假设H₀为真时，$\frac{{\overline X - {\mu _0}}}{{\frac{S}{{\sqrt n }}}} \sim t\left( {n - 1} \right)$，故由P{当H₀为真拒绝H₀}= ${P_{\mu 0}} = \left\{ {\left| {\frac{{\overline X - {\mu _0}}}{{\frac{S}{{\sqrt n }}}}} \right|{\rm{ }} \ge k} \right\} = \alpha $，得k=t_α/2(n-1), 即得拒绝域$\left| t \right| = \left| {\frac{{\overline X - {\mu _0}}}{{\frac{S}{{\sqrt n }}}}} \right| \ge {t_{\alpha /2}}\left( {n - 1} \right)$，取α=0.2，$\left| t \right| = \left| {\frac{{\overline X - {\mu _0}}}{{\frac{S}{{\sqrt n }}}}} \right| = 1.{\kern 1pt} 342{\kern 1pt} 3 \times {10^{ - 5}}{\rm{ < 1}}{\rm{.637}}{\kern 1pt} {\rm{7}}$^[15]，不在拒绝域内，可得Grau second-orders动力学模型较好地模拟AAOB颗粒污泥的启动过程.

将应用不同厌氧氨氧化底物去除动力学模型进行总结和比较，结果见表 2.

由于反应器不同、污泥形态不同，本实验得到的参数a、b值与其他研究有一定差别.基质去除速率常数$a = \frac{{{S_{\rm{i}}}}}{{{k_2}X}}$，根据模拟结果得a为0.246 18，将4个阶段对应的X、S_i代入公式，得相应的基质去除速率k₂值，结果见表 3.可以看出，启动AAOB颗粒污泥过程中基质去除速率k₂由第Ⅰ阶段的0.15上升到第Ⅱ阶段的0.22，厌氧氨氧化脱氮性能提高，Ⅲ、Ⅳ阶段AAOB颗粒污泥逐渐形成，受外界环境影响较小，基质去除速率稳定在0.22左右.

2.3 污泥性能分析 2.3.1 MLSS、MLVSS变化

污泥性能变化见图 5.运行初期，反应器生物量较高，第5天，由于污泥生存环境骤变，微生物大量死亡，污泥流失现象严重.反应运行第14天，MLSS、MLVSS大幅下降，分别为2 499，1 721 mg/L，随着微生物对环境的适应，MLSS、MLVSS略微增长，MLVSS/MLSS增长，厌氧氨氧化菌活性稳定，厌氧氨氧化菌开始增殖^[16].在第40天，MLSS、MLVSS略下降，是由于实验周期的降低程度较大，微生物量略微受到冲击，但很快恢复到稳定值2 460，1 776 mg/L左右.第Ⅲ、Ⅳ阶段初期，虽然实验周期降低，反应器负荷提高，但此时系统中已形成厌氧氨氧化颗粒污泥，可以抵抗一定程度的负荷冲击，并且实验周期的降低幅度较低，系统中MLSS、MLVSS变化程度较低，系统达到相对稳定的状态.

2.3.2 污泥颗粒特性

污泥粒径及沉降性能变化见图 6所示，研究初期，由于环境改变对系统冲击，厌氧氨氧化污泥生长受到抑制，同时，系统将沉降性能差的污泥排出，污泥形成颗粒速度缓慢，沉降性能差.随着反应运行，污泥逐渐适应环境，厌氧氨氧化污泥充分利用基质，生长速度加快，平均粒径增大，SV₃₀开始降低，污泥沉降性能变好.到第55天，颗粒平均粒径达到241 μm，SV₃₀降到7，厌氧氨氧化性能逐渐稳定呈上升趋势.由图 7可以看出，此时厌氧氨氧化污泥含有细胞色素C而呈现红色, 厌氧氨氧化活性较好.厌氧氨氧化颗粒污泥是以厌氧氨氧化菌为主，多种菌混合的复合体^[17]，污泥粒径在基质传递方面对AAOB颗粒污泥活性具有重要影响.随着反应进行，较大粒径的颗粒污泥逐渐增多，第125天时，污泥平均粒径达到410 μm.

随着氮负荷的提高，反应器中观察到有颗粒污泥上浮现象，这是由于氮负荷升高使反应器中厌氧氨氧化菌的活性越来越高，反应产生大量N₂无法及时释放，在颗粒内部形成气囊或附于污泥表面，使颗粒污泥密度降低引发上浮^[18]，本研究颗粒上浮现象与Chongjian Tang等^[19]研究一致.由图 7可看出，颗粒污泥内部存在气囊，Chen等^[18]发现沉淀性能良好的颗粒污泥存在释放气体的通道，上浮的颗粒污泥没有释放气体的通道或者气体通道被大量的胞外聚合物EPS堵塞.

2.4 污泥EPS及三维荧光分析 2.4.1 污泥EPS变化

污泥胞外聚合物EPS变化见图 8所示，将污泥进行EPS提取，厌氧氨氧化污泥EPS主要成分为PN.研究初期，运行条件发生改变时，由于外界条件的变化，细菌产生胞外聚合物以抵抗外界的变化，PN质量分数由81 mg/g到160 mg/g呈明显上升趋势，PN与PS比由1.33到2.71明显升高.AAOB颗粒污泥EPS中PN与PS比与颗粒污泥的稳定性有关^[20].文献[21]表明，PN与PS比较高的颗粒可能具有较差的结构和性能，随着污泥逐渐适应环境，EPS处于缓慢增长，PN质量分数由170 mg/g降低到137 mg/g，PN与PS比恢复稳定水平.随着AAOB颗粒污泥逐渐形成，在Ⅱ~Ⅳ阶段，PN质量分数提高，PS质量分数稍微波动，PN与PS比由1.92变化到2.04呈上升趋势.Yunman Liu等^[22]研究发现EPS中存在AHLs(信号分子), AHL和EPS在促进活性污泥的活性和颗粒污泥形成方面具有一些共同的特征.当达到阈值时，它可以调节微生物的基因表达，例如，胞外酶、表面活性剂、胞外多糖的产生^[23].EPS质量分数和PN与PS比可能受AHLs的影响^[24], 从而调节颗粒污泥的形成.在Ⅱ~Ⅳ阶段，EPS质量分数提高，可解释污泥上浮现象有可能是与EPS质量分数提高有关，PN与PS比变高与杨明明等^[25]发现颗粒粒径越大，PN与PS比变高的结果一致.

2.4.2 三维荧光分析

三维荧光光谱技术是通过在不同的激发波长上扫描发射荧光谱以获得激发-发射矩阵(EEM), 基于EEM数据构建三维立体图或等高线(指纹图)描绘监测对象特性.本文取第0，78，125天的污泥进行三维荧光分析.

Hou等^[26]将有机物成分分成5个区域.酪氨酸蛋白(E_x/E_m =200~250/280~330 nm)、色氨酸蛋白(E_x/E_m=200~250/330~380 nm)、富里酸(E_x/E_m=200~250/>380 nm)、可溶性微生物产物(E_x/E_m=>250/ < 380 nm)、腐殖酸(E_x/E_m=>250/>380 nm).

由图 9可知，测得EPS主要有1~2个峰.根据五类分区可知，其为可溶性微生物产物和腐殖酸.随着粒径的增大，AAOB颗粒污泥EPS分泌的物质由可溶性微生物产物一种物质逐渐变为可溶性微生物产物和腐殖酸两种物质，且随着颗粒污泥逐渐形成，可溶性微生物产物峰的荧光值变大，说明可溶性微生物产物的产量变多.文献[25]也发现随着粒径的增大，EPS中蛋白组分增多，此结果与2.4.1节得出在后期厌氧氨氧化分泌的EPS质量分数呈上升趋势的结论一致.

利用matlab2018b软件，使用DOMFlour工具箱，采用PARAFAC法对厌氧氨氧化颗粒污泥的EPS有机成分进行分析，最终确定其有4种成分.

由于第0，78天的厌氧氨氧化污泥中EPS不全含有4种成分，第125天4种成分都有，将第125天AAOB颗粒污泥EPS中的成分进行展示，如图 10所示.

根据有机成分的5个分区，第1种成分(E_x/E_m=310/396 nm)、第4种成分(E_x/E_m=280~300/360~380 nm)都为腐殖酸.第2种成分(E_x/E_m=330~350/386~440 nm)、第3种成分E_x/E_m=438/530 nm，这两种成分与冯瑛等^[27]研究大致一致，分别为细菌代谢物辅酶NADH和核黄素.辅酶NADH和核黄素这两种成分是微生物代谢的重要电子传递体，其荧光程度会在一定程度上反映厌氧氨氧化的代谢情况，为其运行提供参考^[27-28].

3 结论

1) 常温低基质(NH₄⁺-N、NO₂^--N为(40±10)mg/L)环境下，采用逐渐缩短实验周期的方法，氮负荷由0.074 g/(L·d)提高到0.204 g/(L· d)，成功启动了AAOB颗粒污泥工艺.

2) 采用Grau second-orders模型较好地表征在不同实验周期条件下的总氮去除率变化，采用t检验法t值为1.342 3×10^-5 < 1.637 7，此动力学模型较好地表征AAOB颗粒污泥工艺的启动过程，基质去除速率常数k₂由0.24上升为0.38，厌氧氨氧化性能提高并趋于稳定.

3) 随着微生物对环境的适应，MLSS、MLVSS逐渐稳定在2 460，1 776 mg/L，沉降性能变好，污泥颜色逐渐趋于红褐色，最终平均粒径达到410 μm.

4) PN质量分数以及PN与PS比呈现先上升后趋于稳定的趋势，且PN质量分数以及PN与PS比随着粒径增大而变大，三维荧光峰的荧光值增大，有机成分变多，利用PARAFAC法分析可得有机成分由辅酶NADH、核黄素以及腐殖酸组成.