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厌氧氨氧化(Anammox)是一种高效节能的新型脱氮水处理工艺，主要通过将
NO−2 -N和NH+4 -N在厌氧条件下转化为氮气来减少废水中氮的含量。但厌氧氨氧化菌长达11~19 d的倍增时间使得厌氧氨氧化反应器启动时间过长，限制了其实现工程化应用。有研究表明，用传统的硝化污泥启动，整个周期过程长达6~24个月[1-2]，而部分或全部使用厌氧氨氧化污泥接种可以使启动时间缩短到1~6个月[3-4]，是快速启动Anammox工艺的首要选择。因此，Anammox工艺工程化需要重视厌氧氨氧化污泥种泥的保存问题，但长期保存会使污泥处于饥饿状态，从而对接种污泥的活性产生一定影响。饥饿状态下厌氧氨氧化污泥的活性和形态变化已有较多研究。黄佳路[5]发现，室温是污泥贮存的最佳温度，在室温无外源基质添加的存储条件下，厌氧氨氧化菌活性随保藏时间的延长而直线下降，储存到180 d的饥饿污泥恢复后，其比厌氧氨氧化活性仅为存储前的82.7%。汪彩华等[6]对4 ℃保存下的厌氧氨氧化污泥进行了研究，发现随保存时间的延长，污泥的颗粒结构会逐渐解体，保存到5个月时，混培物颜色变黑。由此可见，污泥形态和污泥储存有一定的相关性。颗粒污泥和絮状污泥的活性和其他特性均有较大差别，且这2种不同形态的厌氧氨氧化污泥在饥饿期后重新补加营养基质时的响应如何？饥饿后形态解体的污泥是否可以用作接种污泥启动厌氧氨氧化反应器？基于此，关于不同形态的厌氧氨氧化污泥对饥饿的响应问题还须进一步研究。
本研究将饥饿后的厌氧氨氧化絮状污泥接种到发酵罐，观察了启动所需时间及期间的活性和形态变化，同时通过批式实验考察了絮状和颗粒状厌氧氨氧化污泥对饥饿的响应规律，以期为长期保存下的厌氧氨氧化接种污泥的活性恢复和应用提供技术参考。
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用5 L发酵罐(SBJX，上海连环生物工程设备有限公司)作为反应器，接种厌氧氨氧化污泥(来自柠檬酸厂的厌氧氨氧污泥，接种前在室温环境下保持饥饿状态15 d)。培养过程中进水
NH+4 -N、NO−2 -N初始浓度均为25 mg·L−1，逐步分别提高到200 mg·L−1和260 mg·L−1。其他营养物添加量为500 mg·L−1 KHCO3、27.2 mg·L−1 KH2PO4、300 mg·L−1 MgSO4·7H2O、155 mg·L−1 CaCl2。微量元素添加量为1 mL·L−1，组成为15 g·L−1 EDTA、9 g·L−1 FeSO4·7H2O、0.43 g·L−1 ZnSO4·7H2O、0.25 g·L−1 CuSO4·5H2O、0.19 g·L−1 NiCl·6H2O、0.014 g·L−1 H3BO4、0.24 g·L−1 CoCl2·6H2O、0.99 g·L−1 MnCl2·4H2O、0.22 g·L−1 NaMoO4·2H2O、0.21 g·L−1 NaSeO4·10H2O。 -
为了考察不同形态污泥对饥饿的耐受能力，首先进行常规培养(批次1)：取反应器泥水混合液静置，弃去上清液后，分别收集絮状污泥和颗粒污泥，去离子水洗涤后制备成50 mL的污泥悬液备用；以50 mL血清瓶作为反应瓶，装入40 mL营养液并分别接种10 mL上述絮状/颗粒污泥悬液，再用氩气曝气2 min后封瓶，置于35 ℃恒温箱避光培养8 d；以不接种污泥的空白液作为对照，每组设置3个平行。批式实验培养基中NH4Cl 60 mg·L−1、NaNO2 60 mg·L−1，其余常量和微量元素配方同上。
反应结束后，设置10 d不加营养液的饥饿期，最后再次进行常规培养，重复3个批次(批次2~批次4)，考察不同形态污泥的活性恢复情况。
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利用纳氏试剂分光光度法测定
NH+4 -N[7]；离子色谱仪(ICS 900，美国戴安)测量NO−2 -N和NO−3 -N；利用重量法测定污泥VSS浓度[7]；比厌氧氨氧化活性(specific anammox activities，SAA)根据文献中的方法[6]测定；利用体式显微镜(LEICA S8AP0，徕卡仪器有限公司)观察污泥形态[8]。 -
1)絮状污泥反应器颗粒化过程。图1为反应器启动运行50 d内
NH+4 -N和NO−2 -N浓度的变化过程。初始培养时，进水NH+4 -N、NO−2 -N均为25 mg·L−1，到50 d时已逐步分别提高至80 mg·L−1和104 mg·L−1。接种的厌氧氨氧化污泥为饥饿后解体的絮状污泥，初期反应器的基质消耗速率较低，总氮去除速率仅为14.39 g·(m3·d)−1；随着基质浓度的提高，基质消耗速率也逐步增加(如图1中标识线段斜率所示)，反应器总氮的消耗速率逐步增加至51.88 g·(m3·d)−1。运行前期，NO−2 -N的去除速率比NH+4 -N的去除速率要高，这表明反应器前期仍然发生了反硝化过程。反应器启动未添加有机碳源，部分异养菌死亡裂解释放的有机物可供反硝化菌利用[9]。而随着时间的延长，NO−2 -N和NH+4 -N消耗比率逐渐增大，这说明厌氧氨氧化菌群浓度逐步增加。随着反应器的长期运行，污泥逐渐发生了颗粒化，
NH+4 -N和NO−2 -N去除率稳步提升(见图2(a))。图2(b)为反应器启动及颗粒化过程中ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N的变化。反应器启动时厌氧氨氧化现象不明显，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N比值高于1. 32，而ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N低于0. 26，这说明有反硝化菌参与反应。此阶段反应器内部厌氧氨氧化作用弱于反硝化作用。反应器内脱氮功能微生物种类较多，可能有Anammox菌、氨氧化细菌(ammonium-oxidising bacteria, AOB)、亚硝酸盐氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria, NOB)、反硝化细菌(denitrifying bacteria, DNB)等。因此，运行前期50 d内的ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N与ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N的比值没有规律性变化。随着反应器运行时间的延长，厌氧氨氧化菌逐渐成为优势菌种，但依然存在氨氧化细菌，从而导致氨的额外消耗，此时，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N略低于理论值1.32，ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N略低于理论值0.26。但在80 d后，两者的实际值已经非常接近理论值，且此时基质去除率稳定达到100%左右，故可认定厌氧氨氧化反应器启动成功[10]。反应器运行160 d后，进水NH+4 -N和NO−2 -N分别达到200 mg·L−1和260 mg·L−1，总氮容积去除速率为150.90 g·(m3·d)−1，此时污泥以颗粒态形式存在，活性显著高于启动阶段的絮体状态污泥。对比张龙等[11]的研究，直接用厌氧氨氧化混培菌接种反应器在60 d左右即完成启动，比本研究的启动时间提前了约20 d，这说明饥饿后的厌氧氨氧化种泥会在一定程度上延迟反应器的启动。2)絮状污泥颗粒化过程表征。图3为污泥颗粒化过程中不同阶段的形貌。经过约160 d的培养，污泥颗粒粒径由最初的0.2 mm左右生长到1 mm左右。接种污泥逐渐由棕黄色絮状污泥转变成暗红色颗粒污泥和棕色颗粒污泥的混合絮状污泥。接种污泥中仅存在少量的红色厌氧氨氧化菌，被包裹于透明絮体内(图3(a))。而随着颗粒化的进行，逐渐聚集形成颗粒污泥(图3(b))。反应器持续运行200 d后，形成以红色厌氧氨氧化菌为主的颗粒污泥。通常颗粒粒径不会无限制增加，主要是因为颗粒内部通常存在空腔。这是由于基质不足引起颗粒内部细胞自溶造成的，此类颗粒污泥容易被反应器内的紊动水流破碎，这些碎片成为新颗粒污泥的内核[12]。絮状周围包裹的物质可能是胞外多聚物(图3(c))，这是絮状污泥实现颗粒化的重要原因之一[5, 13]；图3中厌氧氨氧化颗粒形状不规则，表面不平坦，主要表现为包裹在薄膜内的簇状粒子团的积聚形态，与ARROJO等[14]和TANG等[15]研究结果相似，同时符合已有研究[16]报道的厌氧氨氧化菌的形态。这些均表明成功培养出了厌氧氨氧化颗粒污泥。
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不同形态污泥对饥饿的耐受能力的研究结果如图4所示。在批次1的正常培养中，颗粒污泥的SAA、去除率和平均反应速率明显好于絮状污泥。进行饥饿实验之前的絮状和颗粒状污泥的SAA分别为8.31 mg·(g·d)−1和17.71 mg·(g·d)−1，而饥饿期结束后，第1批的絮状和颗粒状的SAA分别达到了21.56 mg·(g·d)−1和24.38 mg·(g·d)−1，
NH+4 -N和NO−2 -N的去除率也由44.3%和44.5%分别上升到95.9%和92%，絮状污泥的反应速率上升速度高于颗粒污泥(图4(a)~(c))。这可能是由于絮状污泥对基质消耗速率较慢，因此，相同饥饿时间下活性保存时间比颗粒污泥更长，使得在第1次恢复培养时，絮状污泥的反应速率要高于颗粒污泥。批式实验中的ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N和ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N远低于连续运行的结果(图4(d))，这可能是由于基质浓度较低、微生物接种量较少以及传质性能不佳等因素所致。相对较高的NH+4 -N消耗量可能是由于其他氨氧化微生物的参与造成的。2015年，DAIMS等[17]和KESSEL等[18]同时发现了全程硝化菌(complete ammonia oxidizer, Comammox)，且提出了氮循环的新路径。Comammox拥有氨氧化功能和亚硝酸氧化功能全套编码基因，能够进行从铵到硝态氮的单步完全硝化过程。而Anammox菌可以与Comammox共生，并且在低浓度下更容易生长[19]。本研究使用的絮状和颗粒状Anammox污泥中很可能也存在Comammox。此外，由于Anammox菌活性的衰减，死亡的菌体水解后可以作为碳源提供给反硝化菌，导致ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N低于理论值。结合图4(a)和图4(c)，批次2的SAA和平均反应速率迅速上升，但批次3均有所下降，这说明在饥饿期，适应低营养环境的Comammox得到富集。因此，添加基质后，显示了较高的
NH+4 -N和NO−2 -N去除率。此时Anammox菌在饥饿期受到的损伤尚未恢复。批次3中NH+4 -N和NO−2 -N的去除速率下降是由于Comammox不适应较高基质培养的环境，Anammox菌低活性状态显现出来。此外，絮状污泥的SAA高于批次1结果，而颗粒污泥整体SAA甚至低于第1批絮状污泥。这可能是因为颗粒污泥活性较高，相等浓度初始基质下更早进入饥饿状态，使得颗粒中Anammox菌活性损伤高于絮状污泥。由批次4可以观察到，颗粒污泥的SAA开始回升到第1批状态，说明颗粒污泥的Anammox菌在第4批开始恢复，而絮状污泥Anammox菌活性较差，饥饿后恢复较慢，使得絮状污泥SAA依旧处于下滑趋势。因此，短期的饥饿条件下颗粒污泥的厌氧氨氧化菌恢复较强，而长时间的贮存可能会对厌氧氨氧化菌产生不可逆转的损伤，使得接种后反应器启动效率不高。有研究[20]表明，8个月长期存储下的颗粒污泥中微生物长期处于内源呼吸阶段，由于无法获得基质而死亡，颗粒污泥系统内整体活性降低并会部分解体，厌氧发酵产生了硫酸盐、甲烷、硫化氢等，使得污泥颜色变黑并产生臭鸡蛋味的刺激性气体。
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1)用饥饿后解体成絮状的厌氧氨氧化污泥接种反应器可以在80 d内完成启动，160 d培养后，反应器完成颗粒化，总氮容积去除速率从初始的14.39 g·(m3·d)−1逐步提高到150.90 g·(m3·d)−1。颗粒化过程中，接种污泥由棕黄色絮状污泥转变成暗红色颗粒污泥和棕色颗粒污泥的混合，粒径由0.2 mm生长到1 mm左右，成功形成厌氧氨氧化颗粒污泥。
2)批式实验结果表明，厌氧氨氧化污泥颗粒的除氮效果优于絮状污泥，且经历10 d短期饥饿后，饥饿期污泥优势菌群可能会发生改变，但经过连续培养，可以在一定程度上恢复，恢复后颗粒污泥的活性要比絮状污泥更好。
饥饿对厌氧氨氧化污泥颗粒化及污泥形态的影响
Effects of starvation on granulation and morphology of Anammox sludge
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摘要: 厌氧氨氧化颗粒污泥经过长期保存会逐渐解体成絮状，但目前关于保存后期的饥饿环境对不同形态污泥的影响尚缺乏深入研究。针对该问题，以饥饿15 d颗粒解体后的厌氧氨氧化絮状污泥作为接种污泥，考察了其颗粒化过程及其对于反应器启动和运行的影响，同时对比研究了絮状和颗粒状厌氧氨氧化污泥对于饥饿的响应及其活性恢复情况。结果表明：饥饿10 d后补料继续培养3个批次，厌氧氨氧化颗粒污泥反应活性的恢复速率高于絮状污泥；接种厌氧氨氧化絮状污泥80 d左右，反应器中
NH+4 -N和NO−2 -N的去除率均达到100%，160 d可以实现污泥的颗粒化。此研究结果可为利用长期保存下的种泥启动厌氧氨氧化反应器提供参考。Abstract: Anammox granular sludge will gradually disintegrate into floccus structure after long-term preservation, but the research on the effect of starvation on sludge with different forms at late stage of preservation is not sufficient at present. To solve this problem, this study focused on the start-up and granulation process of the reactor when Anammox floc sludge after 15 days starvation and granular disintegration was taken as inoculum, the responses of floc and granular Anammox sludge to starvation and their activity recovery were investigated. The experiment results showed that the reactivity recovery rate of Anammox granular sludge was higher than that of floc sludge after 10 days of starvation and continuous cultivation of three batches with addition of substrates. After about 80 days of Anammox floc sludge inoculation, the removal rates of both ammonia nitrogen and nitrous acid state reached 100%, and the sludge granulation could be realized within 160 days. The study provides reference for Anammox reactor start-up by using long-term preserved sludge.-
Key words:
- Anammox /
- granular sludge /
- floc sludge /
- granulation /
- starvation
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城市污水中的有机物、氮和磷等物质是污水处理厂需要去除的主要污染物[1]。实际上，这些物质亦是能源和资源，若能实现资源化利用，则可解决污水处理厂能耗和成本较高的问题，确保其可持续性发展。因此，城市污水处理需由达标处理向能源回收、资源回收和低碳处理方向转型[2]。大量有机物、氮磷等物质在污水处理过程中进入污泥，故污泥的资源化处理亦成为研究热点[3]。利用厌氧消化技术对其中的有机物进行能源高效回收，再利用厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, anammox)技术对污泥厌氧消化液进行低碳脱氮处理被认为是较为有效的方法[4]。
污泥厌氧消化过程会释放高浓度的磷，产生高含磷的污泥厌氧消化液。LIN等[5]成功开发了厌氧氨氧化-羟基磷酸钙(anammox-hydroxyapatite, anammox-HAP)颗粒污泥技术，实现了高负荷厌氧氨氧化脱氮同步高效磷回收[6]。污泥厌氧消化液的磷酸盐浓度与污水处理厂的除磷工艺密切相关。对于采用化学除磷方法的污水处理厂，其出水中磷酸盐质量浓度一般低于10 mg·L−1；而采用生物除磷方法的污水处理厂，则出水中磷酸盐的质量浓度相对较高[7]。anammox-HAP颗粒污泥技术可实现污泥厌氧消化液的高效脱氮和磷回收[8]。然而，污泥消化液水质差异对anammox-HAP系统磷回收效率会产生影响。MA等[9]通过批次实验研究发现，对于不同磷含量的废水，最适宜的钙投加量是不同的，磷的回收效率亦不相同。
现有研究在探索anammox-HAP系统的脱氮性能和磷回收效率时，主要集中在磷质量浓度较低时(<100 mg·L−1)的性能与表现，而实际污泥厌氧消化液中，磷的质量浓度可超过200 mg ·L−1[8]。本课题组在连续流膨胀颗粒污泥床(expanded granular sludge bed，EGSB)反应器中建立anammox-HAP系统并观察其长期运行特征，考察不同进水磷质量浓度、反应器pH、进水钙磷比(Ca/P)对反应器磷回收效率及污泥特性的影响，以期实现高效脱氮和磷回收，为anammox-HAP工艺应用于污泥厌氧消化液的低碳处理和资源回收提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
实验反应器为EGSB反应器，结构如图1所示。反应器由有机玻璃制成，有效容积为6 L。在反应器的顶端设有三相分离器，用于固液气三相的分离，从而防止反应器运行过程中絮状污泥的流失。
1.2 接种污泥与实验用水
接种污泥取自实验室长期稳定运行的anammox反应器。anammox-HAP颗粒污泥的质量浓度为51.5 g·L−1，接种体积为1 L。
反应器的进水均为人工配水。氯化铵(NH4Cl)与亚硝酸钠(NaNO2)为进水中的基质。配水中用1.25 g·L−1的KHCO3提供无机碳源和碱度，并添加质量浓度为0.1 g·L−1的MgSO4·7H2O、0.017 g·L−1的FeSO4·7H2O、0.024 g·L−1的Na2EDTA和0.4 mL·L−1等微量元素。EGSB反应器中磷质量浓度的控制通过投加不同浓度的KH2PO4来实现，Ca2+的质量浓度根据磷变化而变化。另外，为避免过高的游离氨(free ammonia, FA)或者游离亚硝酸硝酸盐(free nitrous acid, FNA)对厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidizing bacterium, AnAOB)产生抑制作用，向反应器中添加HCl和NaOH以调节系统pH，从而保证反应器的正常运行。
1.3 水质指标和颗粒污泥特性的分析方法
每天定时取反应器出水水样进行分析。水样先经过0.45 μm滤膜过滤后，再进行水质分析。水质分析指标包括氨氮、亚硝态氮、硝态氮、正磷酸盐和pH。分析方法按照《水和废水分析监测方法》(第4版)[10]进行。
颗粒污泥的特性分析方法包括：颗粒污泥粒径分布(筛分法)、颗粒污泥沉降速度(重量沉降法)、颗粒污泥VSS和TSS含量(重量法)、颗粒污泥固相总磷(钼酸铵分光光度法)。
1.4 实验方案
通过逐步提高总氮(由50 mg·L−1升至1 000 mg·L−1)和降低HRT(由4.8 h降至3.2 h)，调节反应器的氮负荷(nitrogen loading rate, NLR)(由0.3 g·(L·d)−1提升至7.5 g·(L·d)−1)。为避免因出水中基质的质量浓度过高而影响回流的稀释效果，反应器进水[
NO−2 NH+4 表1为反应器的运行条件。初始阶段设置的进水磷质量浓度为40 mg·L−1，反应器稳定运行过程中，进水磷的质量浓度逐步升至250 mg·L−1。此外，通过调节反应器内pH与Ca/P，以考察磷回收效率的变化。
表 1 反应器运行条件Table 1. Operational conditions of the reactor时间/d P/(mg·L-1) Ca/(mg·L-1) Ca/P pH 1~42 40 60 1.5 7.2~8.2 43~87 100 150 1.5 7.3~7.7 88~91 100 200 2 7.4~7.7 92~95 100 250 2.5 7.3~7.4 96~108 100 300 3 7.2~7.4 109~126 150 225 1.5 7.1~7.4 127~141 200 300 1.5 7.0~7.7 170~179 250 375 1.5 7.0~7.3 | Show Table
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2. 结果与讨论
2.1 反应器的脱氮性能
不同磷质量浓度对anammox-HAP系统的进、出水氮质量浓度及去除率的影响如图2所示。磷的质量浓度变化对anammox-HAP系统脱氮性能并没有明显影响。反应器运行前5 d，出水的氮质量浓度较高，主要是由于反应器刚启动时污泥的状态不太稳定。在第6~108天，进水磷的质量浓度提升至150 mg·L−1，反应器稳定运行，出水氨氮和亚硝态氮均小于5 mg·L−1。在第109天，反应器回流管出现破裂导致反应器直接进入高浓度基质状态，此时AnAOB受FA和FNA的抑制，且回流泵一直处于工作状态，较多空气被带入反应器中，从而使得AnAOB被进一步抑制。为恢复系统正常运行，降低了进水总氮。7 d后，反应器恢复正常运行。在第118~133天，磷的质量浓度提升至200 mg·L−1，反应器仍然保持稳定运行，出水氨氮和亚硝态氮均小于5 mg·L−1。从第134 天开始，反应器出水氮的质量浓度逐渐升高。其原因有2个：1)磷浓度的提升导致更多HAP生成，消耗更多碱[11]，反应器内pH出于较低水平，导致FNA抑制AnAOB，反应系统失稳；2)从反应器长期运行条件来看，由于回流使得颗粒污泥的多次被取出导致反应器内无机组分含量占比较大，此时反应器内微生物含量无法使反应器维持之前的运行负荷。在第161天后，总氮最终稳定在800 mg·L−1。当磷的质量浓度提升至250 mg·L−1后，向进水桶中添加NaOH调节合适的pH，以维持反应器稳定运行。
图 2 EGSB反应器长期脱氮性能Figure 2. Long-term denitrification performances of the EGSB reactor反应器进水的磷质量浓度为40~250 mg·L−1。在整个运行过程中，发生过一次由于回流泵的蠕动管未及时更换，导致回流管破裂，AnAOB被抑制的意外状况。除此之外，反应器运行均很稳定，反应器总氮的平均去除率达到88.5%。反应器的氮去除负荷(nitrogen removal rate, NRR)最高达到6.8 g·(L·d)−1。因此，此反应过程对应的磷质量浓度范围对anammox-HAP系统的脱氮性能并无明显影响。然而，周正等[12]发现，在长期研究获得的结果中，磷酸盐质量浓度在70~90 mg·L−1时，SAA开始受到明显影响。不同研究得到的抑制浓度差异较大，这可能是由于在高负荷水平下培养的anammox-HAP颗粒污泥具有较高活性，抗冲击能力更强，故磷质量浓度对anammox的抑制阈值也会更高。此外，反应器的类型及操作条件也会影响AnAOB，导致抑制浓度存在差异。综上所述，污泥厌氧消化液中磷质量浓度对EGSB反应器中anammox-HAP系统的脱氮性能无明显的不利影响。
2.2 反应器的磷回收效率
2.2.1 进水磷浓度对anammox-HAP系统的磷回收效率的影响
EGSB反应器长期进出水磷质量浓度及anammox-HAP系统磷回收效率的变化如图3所示。在反应器运行的第55~73 天和第169~178天，磷的质量浓度分别为100 mg·L−1和250 mg·L−1。维持反应器中pH和Ca/P不变，磷的回收效率会随着进水磷质量浓度的升高而升高，分别为69%和80%。因此，在未改变其他影响因素的条件下，进水磷的质量浓度越高，anammox-HAP系统的磷回收效率越高。这与LIN等[13]的研究结果一致。
图 3 EGSB反应器长期运行期间进、出水磷浓度和磷回收效率Figure 3. Phosphorus concentration in influent and effluent and phosphorus recovery efficiency during long-term operation of the EGSB reactor2.2.2 pH和Ca/P对anammox-HAP系统的磷回收效率的影响
pH是影响anammox-HAP系统磷回收效率的关键因素。在反应器运行的第133~140天，通过向基质桶里加NaOH将pH从6.7调节至8.0~8.1。此时，氮和磷的质量浓度不变，磷的平均回收效率明显从70.9%提高至75.5%，结果如图3所示。此外，在第20~40天，将氮的质量浓度从600 mg·L−1升至700 mg·L−1，磷的平均回收效率从69.3%提升至73.2%。这是由于anammox过程是个消耗H+的过程，氮质量浓度的提升导致pH升高。因此，在HAP结晶过程中，pH会对磷酸钙的沉淀起到重要作用，pH的升高促进了结晶的形成[14]。在第141~168 天，由于反应器中FNA抑制AnAOB，脱氮效率降低。同时，磷的回收效率也明显降低，最低时降至51.8%。anammox的高效脱氮特性可为HAP的形成提供较好的pH条件[15]。因此，AnAOB被FNA或FA抑制也会减弱生物诱导HAP矿化作用，进而影响磷的回收效率。
在第80 ~106天，反应器进水总氮维持在1 000 mg·L−1，进水磷的质量浓度约为100 mg·L−1，pH不变。当进水Ca/P从1.5提升至3，anammox-HAP系统磷的回收效率明显提升，从70.6%提高到89.7%。在运行过程中，反应器内极易出现白色沉淀导致管道堵塞。而对于不同的磷质量浓度，最佳Ca/P也不一样[9]。因此，在实际污泥厌氧消化液处理中，可通过控制anammox-HAP系统的最佳Ca/P，以提高污泥厌氧消化液中磷的回收效率。
2.3 高磷浓度下厌氧氨氧化-羟基磷灰石颗粒污泥特性
2.3.1 高磷浓度下形成的颗粒污泥组成
高磷浓度下形成高度矿化的颗粒污泥有助于实现系统对污泥厌氧消化液中磷的回收。不同时期EGSB反应器内VSS和HAP的分布如图4所示。反应器启动初期，接种污泥的泥层高度为12 cm，生物量质量浓度为51.5 g·L−1。运行至第103天，反应器内泥层高度为80 cm。此后，不定期的排泥使得反应器内泥层高度保持在约80 cm。随着反应器的运行，反应器内颗粒污泥的平均污泥浓度变化不大，为281.1~314.1 g·L−1。然而，污泥中平均VSS在明显减小，从51.5 g·L−1减至36.4 g·L−1；而反应器内平均HAP的含量在逐渐增大，从229.6 g·L−1增至277.8 g·L−1；VSS占TSS的比值从18%降至12%。由于EGSB反应器的升流式特性，反应器中形成的颗粒污泥无机组分含量从底部到上部逐渐减少。因此，需要不定期地从反应器底部取泥，以保证反应器中微生物量的充足，维持反应器的稳定运行。如表2和图5所示，反应器底部的颗粒污泥生物量占比较低，无机组分占比较高，且底部颗粒污泥的磷质量浓度高，因此，从反应器底部取出的高度矿化的颗粒污泥可成为有利用价值的磷资源。
图 4 不同时期EGSB反应器内VSS和HAP的分布Figure 4. Distribution of VSS and HAP in the EGSB reactor at different stages表 2 不同高度EGSB反应器内颗粒污泥的组分特征（第178天）Table 2. Distribution of VSS and HAP in the EGSB reactor at different heights (178th day)反应器高度/cm TSS/(g·L-1) VSS /(g·L-1) VSS/TSS 2 350.3 38.17 0.11 12 272.34 35.35 0.13 22 253.71 32.29 0.13 32 237.96 31.74 0.13 42 259.5 32.73 0.13 52 240.91 25.76 0.11 62 220.83 31 0.14 72 209.87 28.59 0.14 | Show TableDownLoad:
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图 5 不同高度EGSB反应器内颗粒污泥的磷质量分数Figure 5. Phosphorus concentration of granular sludge in the EGSB reactor at different heights2.3.2 高磷浓度形成的颗粒污泥特性
颗粒污泥的粒径分布和沉降速度分别体现了anammox-HAP颗粒污泥的生长情况和颗粒污泥的沉降性能。根据粒径大小，本研究将颗粒污泥分为5类：<1 、1~2、2~3、3~4 和>4 mm。由图6(a)可知，反应器运行至第20 天时，反应器内颗粒污泥主要以粒径<2 mm的为主；运行至第178 天时，颗粒污泥的粒径明显增大，大于2 mm的颗粒污泥的占比明显提高，占到50%以上。这也映证了反应器内的颗粒污泥会由小颗粒变成大颗粒。大粒径的颗粒污泥具有发育更为成熟的外膜内核结构[16]。然而，在本系统内磷质量浓度较高的条件下，形成的大颗粒污泥结构松散且不稳定，这可能是由于之前AnAOB活性受抑制，使得微生物新陈代谢能力下降，在不利于其凝聚的条件下形成了颗粒污泥。这也解释了在第178天反应器内小于1 mm的颗粒污泥占比仍达到27.2%。
图 6 颗粒污泥的粒径分布及沉降速度Figure 6. Particle size distribution and settling rate of granular sludgeHAP作为内核时anammox-HAP颗粒污泥具有较好的沉降性能[17]。由图(b)可知，反应器运行期间，颗粒污泥的沉降速度整体呈变大趋势。反应器内产生的高度矿化的污泥有利于污泥的沉降。在较高磷浓度下形成的颗粒污泥沉降速度为262.5~445.5 m·h−1，明显高于刚接种时anammox-HAP颗粒污泥的沉降速度。Anammox-HAP颗粒污泥的沉降速度明显高于其他研究中颗粒污泥的沉降速度[18-19]，使其更易实现反应器内厌氧氨氧化菌的有效持留。然而，AnAOB的抑制会影响颗粒污泥的形成，导致反应器内存在一定的絮状污泥。反应器内的絮状污泥仍会因较大的上升流速随出水一起流出反应器。因此，在实验研究或者工程应用的过程中，应保证反应器的稳定运行，促进颗粒污泥形成较紧密的结构，以维持反应器内充足的生物量。
3. 结论
1)进水磷浓度在40~250 mg·L−1时，基于anammox-HAP工艺的EGSB反应器脱氮性能稳定，平均总氮去除率为88.5%，氮去除负荷为6.8 g·(L·d)−1。
2) Anammox-HAP系统磷回收效率与进水磷质量浓度、反应器pH及进水Ca/P密切相关。在保证反应器稳定运行的前提下，进水磷质量浓度、pH和Ca/P越高，越有利于磷的回收。磷回收效率最高可达89.7%。
3)由于EGSB反应器的升流式特性，反应器中形成的anammox-HAP颗粒污泥无机组分含量会沿反应器高度从上到下逐渐增大。通过定期从反应器底部排泥，既可实现高效优质的磷回收，又能保证anammox-HAP系统颗粒污泥的厌氧氨氧化活性，保持反应器的高效脱氮性能。
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图 1 颗粒化培养过程中初期NH4+-N和NO2--N浓度变化
Figure 1. Variation of ammonia nitrogen and nitrite concentration at initial stage in the granulation process.
图 3 厌氧氨氧化污泥颗粒化过程中不同时期形貌
Figure 3. Morphology of Anammox sludge granulation at different stages
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