隨著水體富營養化日益嚴重，氮素污染防治已成為當今水污染>控制領域的一個熱點話題，盡管傳統的生物脫氮工藝可以達到良好的脫氮效果，但是其仍然存在著很多弊端，例如：工藝流程長、能耗高、碳源消耗量大等。因此開發和推廣新型脫氮技術已成為必然。其中，厭氧氨氧化生物脫氮技術具有耗能低、占地面積小、節省碳源、污泥產量少等優點〔1, 2〕，成為近年來國內外學者的研究熱點。

　　目前，對厭氧氨氧化技術的研究國內外差距較大，國外起步較早，主要集中在對脫氮機理的深入研究以及實際工程的應用研究;而國內對厭氧氨氧化技術的研究絕大多數處于實驗室研究階段，主要集中在以下三點：厭氧氨氧化反應器的啟動、影響因素的研究和微生物特性的研究〔3〕。啟動成功的厭氧氨氧化反應器具有良好的脫氮效果，如：唐崇檢等〔4〕研究了高負荷厭氧氨氧化EGSB反應器的運行狀況，該反應器經過230 d的連續運行之后，獲得容積基質氮物去除速率為50.75 kg/(m3·d);王凱等〔5〕采用短程SBR聯合厭氧氨氧化處理晚期垃圾滲濾液，在運行穩定后總氮去除率達90%以上。

　　雖然厭氧氨氧化技術有著很廣闊的應用前景，但到目前為止，國內此項技術還沒有完全應用到實際工程中去，原因是厭氧氨氧化菌代謝十分緩慢，大概2～3個星期才增殖1次〔6〕，導致反應器啟動時間過長;同時，厭氧氨氧化菌對溫度、pH、溶解氧等環境因素要求苛刻，實際工程中很難控制。筆者通過接種好氧絮狀污泥和厭氧顆粒污泥來培養馴化厭氧氨氧化污泥，對厭氧氨氧化反應器的啟動情況作了探究。

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗裝置

　　試驗采用3個相同的自制玻璃反應器模擬厭氧序批式反應器(ASBR)，如圖 1所示。

圖 1 實驗裝置
1—進水池；2—恒溫水浴槽；3、4、5—ASBR；6、7、8—出水集水瓶；9—溫控儀

　　反應器內徑124 mm、外徑140 mm、壁厚8 mm、高度260 mm，總容積2.8 L，有效液體容積為2.5 L，其中接種污泥1 L，模擬廢水1.5 L，反應器置于恒溫水槽中，水槽溫度控制在34~36 ℃。

　　1.2 接種污泥與模擬廢水

　　試驗接種污泥分別為好氧絮狀污泥和厭氧顆粒污泥，其中好氧污泥取自某市A2O工藝污水處理廠二沉池進水，厭氧污泥為本課題組實驗室原有的ASBR中的厭氧顆粒污泥。模擬廢水為人工配制，其具體組成： KH2PO4 0.027 g/L、CaCl2 0.136 g/L、MgSO4·7H2O 0.300 g/L、NaHCO3 1.000 g/L、微量元素濃縮液Ⅰ1 ml/L、微量元素濃縮液Ⅱ1 ml/L，NH4Cl、NaNO2按需投加。其中微量元素濃縮液Ⅰ的組成為：EDTA 5 g/L、FeSO4 5 g/L。微量元素濃縮液Ⅱ的組成為：EDTA 15 g/L、ZnSO4·7H2O 0.43 g/L、CoCl2·6H2O 0.24 g/L、MnCl2·4H2O 0.99 g/L、CuSO4·5H2O 0.25 g/L、NaMoO4·2H2O 0.22 g/L、NiCl2·6H2O 0.19 g/L、NaSeO4·10H2O 0.21 g/L、H3BO4 0.014 g/L〔7, 8〕。

　　1.3 分析項目與方法

　　氨氮：納氏試劑分光光度法;亞硝氮：N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;硝氮：紫外分光光度法;pH：pH計;污泥粒徑：激光粒度分析儀;混合液懸浮固體濃度(MLSS)和混合液揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)：標準重量法。

　　1.4 試驗方法

　　將3個反應器進行編號，其中1號反應器不接種污泥，只注入模擬廢水，在相同條件下檢測在30 d內NH4+ 與NO2-濃度的變化，驗證NH4+ 與NO2-的厭氧氨氧化反應是否存在化學作用;2號反應器接種好氧污泥;3號反應器接種厭氧顆粒污泥。2號、3號反應器中的MLSS分別為4.46、7.39 g/L，MLVSS分別為2.72、5.00 g/L，起始污泥體積平均粒徑分別為89.92、600.21 μm。在實驗過程中，對反應器進行嚴格密封，對進水未進行脫氧處理，反應器內pH在7.0～8.5。反應器進水5 min、出水5 min，進出水量均為1 L，反應器內未設攪拌裝置，每隔2 h搖晃1次。

　　實驗過程分為兩個階段，即污泥適應期和污泥活性提升期。在污泥適應期，進水氨氮與亞硝氮質量濃度控制為50~80 mg/L，水力停留時間為3 d;當出現厭氧氨氧化現象后進入污泥活性提升期，在污泥活性提升期，進水氨氮與亞硝氮質量濃度控制為80~150 mg/L左右，水力停留時間為3 d。定期檢測出水氮素的濃度，分析氮素去除情況，并每隔1個月檢測污泥粒徑的變化。

　　2 結果與討論

　　2.1 空白實驗

　　檢測30 d內1號反應器內氮素濃度的變化，結果如圖 2所示。

圖 2 空白實驗中氮素濃度的變化

　　從圖 2可以看出，在純基質條件下，氮素濃度沒有減小的趨勢，說明NH4+ 與NO2-在本實驗條件下，不會發生化學反應。因此，在2號、3號反應器中，若氨氮與亞硝氮濃度同時減少則不會是由化學作用引起的。

　　2.2 反應器的啟動

　　2號反應器的啟動情況如圖 3所示。

　　從圖 3可以看出，在第70天以前(污泥適應期)，出水氨氮濃度不穩定，幾乎沒有去除，甚至有升高的現象，原因是微生物不適應新環境，部分微生物死亡，細胞破裂，細胞內的氨氮物質釋放出來，導致出水氨氮濃度升高。這一點與劉守勇等結論一致〔9〕。而亞硝氮一開始去除率就達到了90%以上，這是因為接種污泥中有大量的異養反硝化菌，進入新的厭氧環境后利用污泥中剩余的有機質作為電子供體，亞硝氮為電子受體發生了異養反硝化反應。在第13天，出水亞硝氮濃度突然急劇升高，而氨氮出水濃度突然降低，通過檢測發現體系中溶解氧高于0.5 mg/L。由此可以判斷體系中有好氧氨氧化菌，當溶解氧濃度達到一定范圍后，好氧氨氧化菌將氨氮氧化為亞硝氮或硝態氮，而35 ℃正好利于亞硝氮的積累，所以氨氮濃度降低而亞硝氮濃度升高。通過對反應器的密封性進行完善，到第30天時恢復正常。隨著體系中有機質的量越來越少，異養反硝化作用越來越弱，表現為亞硝氮的去除率逐漸降低。在第70天以后，通過檢測發現氨氮和亞硝氮出水濃度均出現降低現象，氨氮與亞硝氮得以同時去除，說明體系中出現了厭氧氨氧化反應，故實驗進入第二階段，即污泥活性提升期。在第70天—第87天，氨氮的去除率逐漸上升，亞硝氮的去除率逐漸降低，亞硝氮與氨氮的去除量之比(物質的量之比，下同)大于理論的1.32〔9〕。這段時間內體系中既有反硝化反應也有厭氧氨氧化反應。在第87天以后，氨氮與亞硝氮去除率均呈逐漸上升趨勢。此時，體系內的反硝化反應已停止，厭氧氨氧化反應為主要脫氮途徑。到第120天的時候，氨氮、亞硝氮的去除率分別達到44.6%、57.5%，且氨氮去除量和亞硝氮去除量、硝態氮生成量之比平均為1∶1.28∶0.23，接近理論比值1∶1.32∶0.26〔10〕。污泥顏色由起初的土黃色變成褐色。根據厭氧氨氧化反應器啟動成功的特點，即氨氮去除量和亞硝氮去除量、硝態氮生成量之比接近1∶1.32∶0.26，厭氧氨氧化污泥為褐色、紅褐色、暗紅色〔3〕，能夠說明2號厭氧氨氧化反應器啟動成功。

圖 3 2號反應器的啟動

　　2.3 3號反應器的啟動

　　3號反應器的啟動情況如圖 4所示。

圖 4 3號反應器的啟動

　　從圖 3(a)可以看出，第1天—第40天為污泥適應期，氮素出水濃度的變化跟2號反應器的情況類似。40 d以后，氨氮、亞硝氮開始得以同時去除，實驗進入污泥活性提升期，第40天—第80天期間體系中存在異氧反硝化和厭氧氨氧化兩種脫氮途徑。從第80天開始反硝化反應結束，厭氧氨氧化反應成為主要的脫氮途徑，且脫氮效果逐漸上升，到第120天時，3號反應器中氨氮與亞硝氮的去除率分別達到了64.2%和71.7%，且氨氮去除量和亞硝氮去除量、硝態氮生成量之比平均為1∶1.23∶0.23，接近理論值(1∶1.32∶0.26)。觀察反應器內污泥外觀可以看到污泥表面成暗紅色。說明3號反應器中厭氧氨氧化反應啟動成功，且效果優于2號反應器。

　　2.4 污泥粒徑的變化

　　每隔一個月對污泥粒徑的大小進行檢測，4個月來污泥粒徑的變化如表 1所示。

　　從表 1可以看出，2號反應器內污泥粒徑逐漸變大，而3號反應器內污泥粒徑先是變小，然后隨著時間的推移逐漸變大，這是因為2號反應器接種的污泥本身是絮狀的，進入新的厭氧環境后，受環境的影響，污泥形態逐漸顆粒化，故可檢測出粒徑逐漸變大。而3號反應器接種的是在厭氧異養環境中已經形成的顆粒污泥，當其進入新的自養環境后，起初不適應環境導致顆粒變小〔11〕，隨著培養時間的進行，污泥粒徑逐漸增大。具體參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1)在35 ℃的恒溫條件下不論接種好氧絮狀污泥還是厭氧顆粒污泥，經過一段時間的培養都可成功啟動厭氧氨氧化反應，且經過120 d的培養，二者對氨氮和亞硝氮的去除率分別達到了44.6%、57.5%和64.2%、71.7%。

　　(2)經過120 d的培養，2、3號反應器內氨氮去除量與亞硝氮去除量、硝態氮生成量之比分別為1∶1.28∶0.23和1∶1.23∶0.23，接近理論值(1∶1.32∶0.26)。2號反應器內污泥顏色由土黃色變為褐色，3號反應器內污泥顏色由純黑色變為黑色中夾雜著暗紅色。

　　(3)不論是啟動時間還是氮素去除率，3號反應器均優于2號反應器，說明以厭氧顆粒污泥為接種污泥來啟動厭氧氨氧化反應效果更好。