包埋菌啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器及其動(dòng)力學(xué)性能

陳光輝，李軍，鄧海亮，張彥灼，趙白航，鄭照明

（北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124）

引 言

厭氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是指在厭氧或缺氧條件下，一類浮霉菌屬細(xì)菌以亞硝酸鹽為電子受體，將銨鹽氧化產(chǎn)生氮?dú)夂蜕倭肯跛猁}的過程

[1]。與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比，厭氧氨氧化工藝經(jīng)濟(jì)高效，總氮去除負(fù)荷(nitrogen removal rate，NRR)達(dá)9.50 kg·m-3·d-1，遠(yuǎn)高于傳統(tǒng)工藝(＜0.50 kg·m-3·d-1)[2]，同時(shí)可節(jié)省約60%的曝氣量和100%的有機(jī)碳源[3-4]，受到研究者的高度關(guān)注[5-7]。但是，厭氧氨氧化菌作為自養(yǎng)型生物，生長緩慢，世代周期長，導(dǎo)致反應(yīng)器的啟動(dòng)時(shí)間很長[8-10]。

向反應(yīng)器中投加高效Anammox 菌種作為流加菌，可以加快厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)(即菌種流加技術(shù))[11-12]。對(duì)于流加菌種，一般選用高效的厭氧氨氧化顆粒污泥( high-rate Anammox granules，HAG)，但從絮狀厭氧氨氧化污泥(flocculent Anammox sludge，F(xiàn)AS)培養(yǎng)至HAG 的過程非常緩慢，Helio等[13]和Dapena-Mora 等[14]均采用序批式(sequencing batch reactor，SBR)反應(yīng)器培養(yǎng)厭氧氨氧化顆粒污泥，培養(yǎng)時(shí)間較長，大于200 d，且總氮去除負(fù)荷在2.0 kg·m-3·d-1以下；唐崇儉等[15]采用膨脹顆粒污泥床(expanded granular sludge bed，EGSB)反應(yīng)器，經(jīng)過230 d 的穩(wěn)定運(yùn)行，得到的厭氧氨氧化顆粒污泥，平均粒徑為(2.51±0.91)mm；從巖等[4]同樣以EGSB 反應(yīng)器，接種好氧顆粒污泥和厭氧氨氧化菌混合物，經(jīng)80 d 培養(yǎng)，總氮去除負(fù)荷達(dá)到4.758 kg·m-3·d-1，同時(shí)觀察到顆粒狀厭氧氨氧化污泥，但平均粒徑只有0.556 mm。這些研究表明，經(jīng)過一定時(shí)間的培養(yǎng)，可以實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化污泥的顆粒化，但耗時(shí)較長，不利于實(shí)際工程應(yīng)用。如何快速得到高效的厭氧氨氧化流加菌，是菌種流加技術(shù)面臨的主要問題。

包埋固定化技術(shù)是現(xiàn)代生物工程領(lǐng)域中一項(xiàng)新興的微生物固定化技術(shù)，它通過包埋材料將游離細(xì)胞或者酶定位于限定的區(qū)域，使其保持活性并可反復(fù)利用[16-17]。本研究將包埋固定化技術(shù)與厭氧氨氧化流加工藝相結(jié)合，用普通絮狀厭氧氨氧化污泥(FAS)制取固定化包埋顆粒，以包埋顆粒代替HAG作為流加菌加入?yún)捬醢毖趸磻?yīng)器，研究反應(yīng)器的啟動(dòng)過程，并對(duì)厭氧氨氧化包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特征進(jìn)行研究，以期為新的Anammox 菌種流加工藝提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

實(shí)驗(yàn)采用有機(jī)玻璃制造升流式厭氧污泥床反應(yīng)器(up-flow anaerobic sludge bed，UASB)，上部設(shè)有三相分離器，有效容積為17 L，如圖1所示，反應(yīng)器內(nèi)部填充塑料大孔球(直徑8 cm)，大孔球內(nèi)包裹了環(huán)狀辮帶式纖維填料。塑料大孔球的間隙有利于水的流動(dòng)和擴(kuò)散，纖維填料有利于減少污泥的流失。反應(yīng)器外部設(shè)有水浴層，通過水浴加熱保持反應(yīng)器內(nèi)溫度維持在32℃。

圖1 厭氧氨氧化UASB 反應(yīng)器Fig.1 Schematic diagram of Anammox UASB reactor system

1.2 接種污泥

啟動(dòng)反應(yīng)器的接種污泥取自北京某污水處理廠曝氣池活性污泥，其MLSS 為3480 mg·L-1，MLVSS 為2850 mg·L-1，MLVSS /MLSS 為83.9%，表現(xiàn)出良好硝化性能。

1.3 包埋顆粒的制備

實(shí)驗(yàn)用厭氧氨氧化包埋污泥取自實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行2年的UASB 反應(yīng)器[18]中部絮狀污泥(FAS；VSS 2817 mg·L-1；MLVSS /MLSS 81.4%)，取出的污泥經(jīng)PBS(0.1 mol·L-1，pH 7.4)沖洗干凈后，4000 r·min-1轉(zhuǎn)速離心濃縮10 min，棄清液，得濃縮污泥。以質(zhì)量百分比計(jì)，取10%的水性聚氨酯(WPU)溶液與等體積濃縮污泥混合，加入2%粉末活性炭(粒徑38～74 μm)，再加入0.24%N,N-亞甲基雙丙烯酰胺和1.5% KPS，并迅速攪拌均勻，約30 min后混合液凝膠成固態(tài)，將固態(tài)膠體切割成3 mm× 3 mm×3 mm 立方體，即得厭氧氨氧化包埋顆粒。制得的包埋顆粒為黑色，密度約為1.16 g·cm-3，在水中呈均相，具有良好的物理強(qiáng)度和化學(xué)穩(wěn)定性。包埋劑(WPU)和交聯(lián)劑/引發(fā)劑(N,N-亞甲基雙丙烯酰胺、KPS)均為分析純。

1.4 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)采用人工配水，主要成分組成見表1，NH+4-N 和NO-2-N 分別以NH4Cl 和NaNO2提供，濃度按需配制；微量元素Ⅰ和Ⅱ參照文獻(xiàn)[19]，各1 ml·L-1。

表1 人工模擬廢水成分組成Table 1 Compositions of artificial wastewater

1.5 反應(yīng)動(dòng)力學(xué)測定

取20 ml 厭氧氨氧化包埋顆粒（含0.4 g 厭氧氨氧化污泥）和180 ml 模擬廢水加入300 ml 血清瓶中，模擬廢水中NH+4-N 和NO-2-N 濃度根據(jù)要求配成相應(yīng)濃度，其余組分同表1厭氧氨氧化階段?；旌弦河酶呒僋2吹脫20 min 置換掉其中的溶解氧(DO)，之后血清瓶用丁基橡膠塞蓋緊，黑色反光紙包裹，放入32℃恒溫振蕩培養(yǎng)箱中，80 r·min-1振蕩培養(yǎng)。間隔6 h 取樣測定，計(jì)算NH+4-N 和NO-2-N去除速率，所有測試設(shè)3 個(gè)重復(fù)。

1.6 分析方法

NH+4-N：納氏試劑光度法；NO-2-N：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO-3-N：麝香草酚分光光度法；TN：過硫酸鉀氧化-紫外分光光度計(jì)法；MLSS、MLVSS：重量法[20]；pH/溫度：WTW/Multi 3420測定儀；掃描電鏡(SEM)分析：取出污泥清洗后，經(jīng)25%戊二醇固定1.5 h，PBS 清洗3 遍，隨后經(jīng)體積分?jǐn)?shù)為50%、70%、80%、90%、100%乙醇梯度脫水，每次10～15 min，最后用乙酸異戊酯置換，冷凍干燥24 h 后在樣品表面鍍上一層1500 nm 厚的金屬膜，采用Hitachi S-4300 型掃描電鏡進(jìn)行觀察。

2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

2.1 硝化反應(yīng)器的啟動(dòng)

厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)方式有多種，但實(shí)質(zhì)上都是微生物的活化和擴(kuò)增過程，對(duì)于厭氧氨氧化菌這類生長緩慢的微生物，關(guān)鍵是減少菌體流失，使生物量盡快達(dá)到要求，成為反應(yīng)器內(nèi)的優(yōu)勢菌種。本研究采用以硝化反應(yīng)器啟動(dòng)厭氧氨氧化的方式，接種硝化污泥，同時(shí)利用塑料大孔球上形成的好氧生物膜，以硝化污泥和硝化生物膜共同作用的方式，加快啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器。

在硝化反應(yīng)器的啟動(dòng)中，既可以利用生態(tài)學(xué)上的K 對(duì)策，通過對(duì)反應(yīng)器施加低負(fù)荷(即低負(fù)荷法)來富集培養(yǎng)對(duì)基質(zhì)親和力較高的微生物，也可以采用R 對(duì)策，通過對(duì)反應(yīng)器施加高負(fù)荷(即高負(fù)荷法)來富集培養(yǎng)生長較快的微生物，本研究采取R 對(duì)策(高負(fù)荷法)，進(jìn)水中添加NH4Cl 使ρ(NH+4-N)保持在200 mg·L-1，其余成分見表1。反應(yīng)器中用曝氣頭充分曝氣，使DO 保持在7 mg·L-1以上，水力停留時(shí)間(HRT)為6 h，到第14 天，反應(yīng)器對(duì)NH+4-N的去除率達(dá)到90.3%，塑料大孔球內(nèi)辮式填料上有污泥附著，并觀察到有生物膜形成，表明硝化反應(yīng)器啟動(dòng)成功，此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)MLSS 為4358 mg·L-1，MLVSS/MLSS=86.2%，將反應(yīng)器由好氧運(yùn)行轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬踹\(yùn)行。

2.2 厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)

反應(yīng)器由好氧運(yùn)行轉(zhuǎn)入?yún)捬踹\(yùn)行后，先采用低負(fù)荷，水力停留時(shí)間(HRT)8 h，控制進(jìn)水ρ(NH+4-N)為30～50 mg·L-1，隨著去除負(fù)荷的升高，逐漸提高進(jìn)水NH+4-N 質(zhì)量濃度(60～200 mg·L-1)，結(jié)果如圖2所示。圖2(a)是NH+4-N 濃度隨時(shí)間的變化。前3 天與其他厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)相似，出水NH+4-N 高于進(jìn)水，這主要是由于反應(yīng)器由好氧運(yùn)行轉(zhuǎn)變?yōu)閰捬踹\(yùn)行后，一部分菌體死亡水解，有機(jī)氨轉(zhuǎn)化為無機(jī)氨，使出水NH+4-N 升高[21]；之后由于厭氧氨氧化作用，出水NH+4-N 降低，但去除效果并不明顯，NH+4-N 去除率在1%以下，在第11 天 NH+4-N 的去除負(fù)荷只有0.0046 kg·m-3·d-1。在第12 天向反應(yīng)器中投加500 ml 厭氧氨氧化包埋顆粒，反應(yīng)器立刻顯現(xiàn)出厭氧氨氧化功能，之后NH+4-N 去負(fù)荷從 0.0489 kg·m-3·d-1升高到 0.3064 除率開始逐漸升高，在第20～50 天，NH+4-N 去除增加，厭氧氨氧化性能增強(qiáng)。到第65 天，NH+4-N kg·m-3·d-1，這表明反應(yīng)器內(nèi)參與反應(yīng)的生物量去除率達(dá)到 85.8%，相應(yīng)的去除負(fù)荷 0.4961 kg·m-3·d-1，反應(yīng)器表現(xiàn)出較強(qiáng)的厭氧氨氧化性能。NO-2-N 的變化與NH+4-N 基本相似，如圖2(b)所示，隨著包埋顆粒的加入，NO-2-N 去除率從第11天的2.1%增加到第65 天的88.7%，相應(yīng)的去除負(fù)荷也從0.0025 kg·m-3·d-1升高到0.4951 kg·m-3·d-1。Anammox 反應(yīng)的基質(zhì)為NH+4-N 和NO-2-N，基質(zhì)濃度決定反應(yīng)速度，因此為加快厭氧氨氧化啟動(dòng)，本研究一直通過增加進(jìn)水NH+4-N 和NO-2-N 濃度的方式提高進(jìn)水負(fù)荷，但NO-2-N 濃度過高同時(shí)也會(huì)對(duì)厭氧氨氧化過程產(chǎn)生抑制。Strous 等[22]在對(duì)SBR 反應(yīng)器內(nèi)的厭氧氨氧化菌研究時(shí)發(fā)現(xiàn)，當(dāng)ρ(NO-2-N)大于100 mg·L-1時(shí)，能完全抑制厭氧氨氧化反應(yīng)；Jetten等[23]的研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)ρ(NO-2-N)大于280 mg·L-1時(shí)厭氧氨氧化過程才會(huì)被抑制，但當(dāng)ρ(NO-2-N)大于140 mg·L-1時(shí)厭氧氨氧化反應(yīng)過程就會(huì)受到影響。由圖2(b)可以看出，隨著進(jìn)水亞硝酸鹽濃度的升高，反應(yīng)器對(duì)NO-2-N 的去除負(fù)荷也逐步提高，在第53～65 天，進(jìn)水ρ(NO-2-N)從146 mg·L-1升高到186 mg·L-1，反應(yīng)器在長時(shí)間內(nèi)保持著較高的亞硝酸鹽進(jìn)水濃度，但反應(yīng)器內(nèi)并沒有出現(xiàn)NO-2-N 的積累，出水ρ(NO-2-N)保持在20 mg·L-1左右，系統(tǒng)對(duì)NH+4-N 和NO-2-N 的去除負(fù)荷并沒有降低，說明反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化反應(yīng)沒有受到高進(jìn)水NO-2-N 濃度的影響。

圖2(c)是反應(yīng)器NO-3-N 的變化，厭氧氨氧化菌在將NO-2-N 轉(zhuǎn)化為NO-3-N 的過程中獲得還原力用于同化CO2，因此NO-3-N 的增量可以反映厭氧氨氧化菌的增殖情況。由圖中可以看出，隨著NH+4-N 和亞硝酸鹽去除負(fù)荷的升高，NO-3-N 的增量也逐漸升高，在第65 天高達(dá)44.32 mg·L-1，這也說明反應(yīng)器中厭氧氨氧化菌的活性是逐漸增加的。厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)成功的報(bào)道已經(jīng)有很多：Zhang 等[24]通過上流式生物膜反應(yīng)器(UBF)，接種反硝化污泥經(jīng)過100 d 的運(yùn)行，培育出具有厭氧氨氧化的生物膜，總氮去除負(fù)荷達(dá)0.14 kg·m-3·d-1，成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器；Yu 等[25]通過分別接種兩種不同類型的活性污泥，成功啟動(dòng)兩組序批式生物膜反應(yīng)器，總氮去除負(fù)荷分別為1.62 kg·m-3·d-1和1.43 kg·m-3·d-1；金仁村等[26]成功啟動(dòng)厭氧氨氧化固定床反應(yīng)器，總氮去除負(fù)荷達(dá)到0.915 kg·m-3·d-1。雖然上述厭氧氨氧化反應(yīng)器成功啟動(dòng)時(shí)的去除性能并不相同，但對(duì)于啟動(dòng)成功的標(biāo)志都是一致的，即當(dāng)反應(yīng)器以厭氧氨氧化反應(yīng)為主，進(jìn)行穩(wěn)定的生物脫氮時(shí)認(rèn)為反應(yīng)器啟動(dòng)成功。本研究反應(yīng)器內(nèi)，在第12 天添加厭氧氨氧化包埋顆粒后就開始顯現(xiàn)厭氧氨氧化性能，在第49 天，反應(yīng)器內(nèi)NH+4-N 和NO-2-N 的去除率都達(dá)到80%以上，總氮去除負(fù)荷0.505 kg·m-3·d-1，并且逐步提高，經(jīng)計(jì)算，第49天反應(yīng)過程計(jì)量比 NH+4-N:NO-2-N:NO-3-N 為1:1.11:0.28，接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論比值1:1.32:0.26，說明反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行著穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應(yīng)，因此可以認(rèn)為經(jīng)過49 d，厭氧氨氧化反應(yīng)器啟動(dòng)成功。

2.3 厭氧氨氧化反應(yīng)動(dòng)力學(xué)

圖2 NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N 濃度變化Fig.2 Time courses of NH+4-N，NO-2-N，NO-3-N

為研究包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性以及包埋后FAS 的變化，采用批次試驗(yàn)對(duì)包埋顆粒進(jìn)行動(dòng)力學(xué)測定。實(shí)驗(yàn)測得，包埋顆粒厭氧氨氧化速率與基質(zhì)濃度的對(duì)應(yīng)關(guān)系見表2。

表2 基質(zhì)濃度對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)影響Table 2 Effect of substrate concentration on Anammox

厭氧氨氧化動(dòng)力學(xué)過程受 NH+4-N 濃度和NO-2-N 濃度兩個(gè)因素的限制，假設(shè)在實(shí)驗(yàn)過程中厭氧氨氧化菌細(xì)胞數(shù)量不發(fā)生變化，且反應(yīng)器內(nèi)始終處于完全混合狀態(tài)，那么可以用Haldane 模型[27][式(1)]對(duì)厭氧氨氧化的反應(yīng)動(dòng)力學(xué)進(jìn)行描述

式中，v為反應(yīng)速率；S為基質(zhì)濃度；vmax為最大反應(yīng)速率；Km為半速率常數(shù)；Ki為半抑制常數(shù)。用Origin8.0，以Haldane 模型對(duì)表3中實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行非線性擬合，分別得包埋顆粒對(duì)NH+4-N[圖3(a)]和NO-2-N[圖3(b)]的動(dòng)力學(xué)方程，擬合常數(shù)R2分別為0.949 和0.983，表現(xiàn)出良好的相關(guān)性。

由圖3(a)可得包埋顆粒最大氨反應(yīng)速率(SAA-NH+4-N)為1.99 mg·mg-1·d-1，對(duì)氨的半速率常數(shù)為 1.57 mmol·L-1，氨的半抑制常數(shù)為 724.2 mmol·L-1；由圖3(b)得最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率為2.55 mg·mg-1·d-1，最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率(SAA-NO-2-N)為2.55 mg·mg-1·d-1，對(duì)亞硝酸鹽的半速率常數(shù)為1.505 mmol·L-1，亞硝酸鹽的半抑制常數(shù)為66.62 mmol·L-1。

圖3 包埋顆粒的厭氧氨氧化動(dòng)力學(xué)特性Fig.3 Anammox kinetics of immobilized granules

表3 不同厭氧氨氧化污泥動(dòng)力學(xué)特性Table 3 Comparison of kinetic parameters of different Anammox sludge

包埋顆粒與其他形式厭氧氨氧化污泥的動(dòng)力學(xué)特性相比見表3。鄭平等[28]和祖波等[29]分別對(duì)生物脫氮流化床反應(yīng)器和EGSB 反應(yīng)器內(nèi)的厭氧氨氧化混培物進(jìn)行動(dòng)力學(xué)研究，得到的動(dòng)力學(xué)特性參數(shù)差別較大，分析主要是由于混培污泥中的菌種成分較為復(fù)雜，除厭氧氨氧化菌外還存在大量的反硝化菌和厭氧甲烷菌，對(duì)動(dòng)力學(xué)性能測定產(chǎn)生一定影響。Tang 等[30-31]分別研究了UASB 反應(yīng)器中培養(yǎng)的HAG 和FAS，并對(duì)它們的動(dòng)力學(xué)性能進(jìn)行了測定。本研究通過對(duì)包埋顆粒動(dòng)力學(xué)性能分析發(fā)現(xiàn)，包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性與HAG 相似，最大反應(yīng)速率和半抑制常數(shù)大于(半速率常數(shù)小于)其他形式的厭氧氨氧化污泥，具有更好的厭氧氨氧化動(dòng)力學(xué)性能。

3 討 論

厭氧氨氧化細(xì)菌與好氧氨氧化細(xì)菌(Ammonia oxidation bacteria，AOB)具有很多通性，van de Graaf等[32]發(fā)現(xiàn)一些好氧氨氧化細(xì)菌是兼性菌，可以在無氧條件下進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)，將氨氮轉(zhuǎn)化為N2，從中獲得能量。一般硝化污泥中Anammox 菌的含量約為1.7×106拷貝/mg 干污泥[6]，因此以硝化污泥作為厭氧氨氧化接種污泥是可行的，但在本研究過程中發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過一段時(shí)間的培養(yǎng)，接種的硝化污泥并未顯現(xiàn)出厭氧氨氧化性能，如圖2所示，直到在第12 天加入500 ml 的厭氧氨氧化包埋顆粒(約10 g 厭氧氨氧化污泥)，反應(yīng)器中才出現(xiàn)NH+4-N 和NO-2-N 的同步去除，之后厭氧氨氧化功能逐漸增強(qiáng)，并在第65 天總氮去效率達(dá)到0.86 kg·m-3·d-1。相對(duì)于反應(yīng)器內(nèi)的污泥量，所投加的包埋厭氧氨氧化污泥并不多(污泥投加比約為7%)。Tang 等[33]在中試規(guī)模條件下，以硝化污泥啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器，發(fā)現(xiàn)了同樣現(xiàn)象，在反應(yīng)器運(yùn)行200 d 后仍沒有NH+4-N 去除現(xiàn)象，于是在第214 天向反應(yīng)器內(nèi)投加高效厭氧氨氧化顆粒污泥，成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器。這表明，雖然反應(yīng)器內(nèi)已經(jīng)積累了一定數(shù)量的厭氧氨氧化菌，但是由于某些因素的限制不能表現(xiàn)出厭氧氨氧化功能。有研究表明，厭氧氨氧化菌只有在細(xì)胞密度達(dá)到1010個(gè)·ml-1以上時(shí)，才能顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性[34]，而厭氧氨氧化菌本身生長緩慢，倍增時(shí)間長達(dá)11 d，最大比生長率僅為0.06 d-1[35]，因此，反應(yīng)器內(nèi)雖然富集了一定的厭氧氨氧化菌，但厭氧氨氧化菌的細(xì)胞密度很難提高，厭氧氨氧化活性無法體現(xiàn)。

圖4是第65 天在反應(yīng)器中取出的包埋顆粒和塑料大孔球，從圖4(a)可以看到，包埋顆粒表面形成了很多顆粒狀紅色污泥，并從圖4(b)中可以看到，大孔球內(nèi)的辮式填料上污泥也開始發(fā)紅，并且在離包埋顆粒較近的地方也有顆粒狀紅色污泥產(chǎn)生。將這一部分紅色污泥取出，進(jìn)行電鏡掃描，放大8000倍[圖4(c)]后，可以看到這些細(xì)菌為球形，兩面有凹陷，呈火山口型，是典型的厭氧氨氧化菌[36]。因此，向反應(yīng)器內(nèi)投加厭氧氨氧化包埋顆粒，可以在反應(yīng)器局部空間提高厭氧氨氧化菌細(xì)胞密度，從而顯現(xiàn)出厭氧氨氧化活性，進(jìn)而帶動(dòng)反應(yīng)器內(nèi)其他厭氧氨氧化菌的代謝作用，最終在較短的時(shí)間內(nèi)成功啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器，厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌效應(yīng)顯著。

在表3中，通過對(duì)比不同厭氧氨氧化污泥的動(dòng)力學(xué)特性，可以看出，通過將FAS 進(jìn)行包埋，制作成固定化顆粒，動(dòng)力學(xué)性能有了顯著提高。包埋顆粒最大氨反應(yīng)速率約為FAS 的2.8 倍，最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率約為FAS 的2.3 倍，較高的反應(yīng)速率可促使基質(zhì)快速轉(zhuǎn)化，緩解基質(zhì)的自抑制作用，也可提高Anammox 污泥的產(chǎn)量。實(shí)驗(yàn)還測得包埋顆粒對(duì)于氨和亞硝酸鹽的半速率常數(shù)均低于FAS，表明包埋顆粒對(duì)基質(zhì)的親和力也相對(duì)較大，更容易在競爭環(huán)境中競爭基質(zhì)，利于厭氧氨氧化的進(jìn)行。而一般認(rèn)為，由于包埋材料的存在會(huì)阻礙傳質(zhì)作用，其半速率常數(shù)會(huì)大于絮狀污泥，而本研究中的半速率常數(shù)較FAS 低，這可能是由于包埋后的厭氧氨氧化污泥擁有相對(duì)更集中的生物量，Anammox 菌含量更高。包埋顆粒的亞硝酸鹽半抑制常數(shù)為FAS 的5.2倍，并且高于HAG，為66.65 mmol·L-1(933.1 mg·L-1)，表明包埋后的厭氧氨氧化污泥能承受更高的亞硝酸鹽濃度，如果將式(1)進(jìn)行求導(dǎo)，并令一階導(dǎo)數(shù)為零，可得到求得最大反應(yīng)速率時(shí)的基質(zhì)濃度

圖4 反應(yīng)器內(nèi)包埋顆粒、辮式填料照片以及污泥SEM 圖片(×8000)Fig.4 Photograph of immobilized granules(a),Ribbon-type filler(b) and SEM image of sludge(c) in reactor(×8000)

利用式(2)求得，當(dāng)包埋顆粒達(dá)到最大亞硝酸鹽反應(yīng)速率時(shí)，ρ(NO-2-N)為140 mg·L-1，因此，當(dāng)?shù)?3天以后，進(jìn)水ρ(NO-2-N)濃度高于140 mg·L-1，反應(yīng)器中厭氧氨氧化反應(yīng)并沒有受到抑制，并且在后續(xù)實(shí)驗(yàn)中，去除負(fù)荷隨著進(jìn)水基質(zhì)濃度的升高而逐漸提高。因此包埋顆粒的加入能增強(qiáng)系統(tǒng)對(duì)亞硝酸鹽耐受能力，有助于厭氧氨氧化反應(yīng)器的高效、穩(wěn)定運(yùn)行。

4 結(jié) 論

本研究以厭氧氨氧化包埋顆粒代替HAG 作為流加菌，成功實(shí)現(xiàn)了厭氧氨氧化反應(yīng)器的快速啟動(dòng)，并對(duì)包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特征進(jìn)行了研究，為厭氧氨氧化菌種流加技術(shù)提供了新的思路和重要理論依據(jù)，并得出以下結(jié)論。

（1）以硝化膜和硝化污泥啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器，添加厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌，可以在49 d 內(nèi)啟動(dòng)厭氧氨氧化反應(yīng)器，并能維持穩(wěn)定運(yùn)行。此時(shí)反應(yīng)器對(duì)NH+4-N 和NO-2-N 的去除率分別為80.7%和 83.1%，相應(yīng)的去除負(fù)荷為 0.276 kg·m-3·d-1和0.306 kg·m-3·d-1。

（2）硝化污泥中的兼性菌會(huì)在包埋顆粒表面和附近形成厭氧氨氧化顆粒污泥，增加反應(yīng)器局部厭氧氨氧化菌濃度，進(jìn)而帶動(dòng)反應(yīng)器內(nèi)其他厭氧氨氧化菌的代謝作用，加快反應(yīng)器啟動(dòng)，厭氧氨氧化包埋顆粒作為流加菌效應(yīng)顯著。

（3）厭氧氨氧化包埋顆粒具有與HAG 相似的動(dòng)力學(xué)性能，對(duì)基質(zhì)氨和亞硝酸的半速率常數(shù)(Km) 分別為1.57 mmol·L-1(21.98 mg·L-1)和1.505 mmol·L-1(21.05 mg·L-1)，低于常規(guī)絮狀厭氧氨氧化污泥的對(duì)應(yīng)值，更容易在不利環(huán)境中獲得基質(zhì)；對(duì)氨和亞硝酸的抑制常數(shù)(Ki) 分別為 724.2 mmol·L-1(10138.8 mg·L-1)和66.65 mmol·L-1(933.1 mg·)，遠(yuǎn)高于常規(guī)絮狀厭氧氨氧化污泥的對(duì)應(yīng)值，能承受更高的基質(zhì)濃度，有利于緩解基質(zhì)的自抑制作用。

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