ANAMMOX-UASB反应器启动过程中的生物特性

季军远; 林久淑; 朱晓桐; 张倩; 樊玉清

doi:10.12030/j.cjee.202106067

ANAMMOX-UASB反应器启动过程中的生物特性

1.
中国海洋大学，海洋环境与生态教育部重点实验室，青岛 266000
2.
中国海洋大学，山东省海洋环境地质工程重点实验室，青岛 266000
3.
南京万德斯环保科技股份有限公司，南京 211100

作者简介: 季军远(1980—)，男，博士，副教授。研究方向：废水生物处理，E-mail：tengfei_945@163.com

通讯作者: 樊玉清(1973—)，女，硕士，高级实验师。研究方向：废水生物处理技术，E-mail：yuqing@ouc.edu.cn

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51978636)；国家自然科学基金青年科学基金项目(51408570)；中央高校基本科研业务费专项(201964005)
中图分类号: X703.1

Biological characteristics of ANAMMOX-UASB reactor during startup process

1.
Key Laboratory of Marine Environment and Ecology of Ministry of Education, Ocean University of China, Qingdao 266000, China
2.
Shandong Key Laboratory of Marine Environmental Geology Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266000, China
3.
Nanjing Wondux Environmental Protection Technology Co. Ltd., Nanjing 211100, China

Corresponding author: FAN Yuqing, yuqing@ouc.edu.cn

摘要: 以絮状厌氧消化污泥为接种污泥，经过250 d运行后成功启动了ANAMMOX-UASB反应器。结果表明：在启动过程中，絮体污泥逐渐颗粒化并以不规则状的红色颗粒污泥和褐色絮状污泥为主；脱氢酶活性由启动前的3 909.51 μg·(h·g)⁻¹最终降至72.13 μg·(h·g)⁻¹；EPS含量在启动过程中先降后升，EPS组成中主要为TB-EPS，占比由54.4%升至75.7%；启动过程中LB-EPS和TB-EPS中均以PN为主，且PN占比逐步增大，分别由初始的88.7%和89.5%增至99.6%和94.7%；启动过程中EPS的结构与组成均发生变化。ANAMMOX-UASB启动过程中微生物Chao1、ACE、Shannon和Simpson指数均先升后降，启动成功后微生物多样性和丰富度均降低。污泥中微生物的优势菌门为变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、浮霉菌门(Planctomycetes)。浮霉菌门中Candidatus Anammoximicrobium丰度逐渐降低直至消失，而Candidatus Brocadia丰度最终增至12.15%。
- 厌氧氨氧化 /
- UASB /
- 脱氢酶 /
- 胞外聚合物 /
- 微生物群落
Abstract: The ANAMMOX-UASB reactor inoculated with flocculent anaerobic digestion sludge was successfully started up after 250 days operation. During the full startup process, floc sludge was gradually granulated, and mainly consists of irregular red granular sludge and brown flocculent sludge. The activity of dehydrogenase decreased from 3 909.51 μg·(h·g)⁻¹ to 72.13 μg·(h·g)⁻¹ during the entire startup process. Furthermore, the EPS content declined initially and then increased, and TB-EPS proportion increased from 54.4% to 75.7%, which was the main constituent of EPS. Meanwhile, PN was also the main component in both LB-EPS and TB-EPS, and the proportion of PN increased gradually from 88.7% and 89.5% to 99.6% and 94.7%, respectively. During the startup of ANAMMOX-UASB, both the composition and structure of EPS changed, the indexes of Chao1, ACE, Shannon and Simpson increased firstly and then declined, and the microbial diversity and richness decreased after successful startup. The dominant phyla of microorganisms were Proteobacteria, Chloroflexi, Firmicutes, Bacteroidetes and Planctomycetes. The abundance of Candidatus anammoximicrobium decreased gradually and vanished eventually, while the abundance of Candidatus brocadia increased ultimately to 12.15%.
- anammox /
- UASB /
- dehydrogenase /
- extracellular polymeric substance /
- microbial community

抗生素应用于多个领域，主要涉及医药和畜牧饲料行业。由于抗生素的滥用，导致环境中抗生素污染问题普遍存在^[1-3]，目前，在水环境^[4-6]、土壤^[7-9]、水产动物^[10]和植物^[11]中均检测到了多种抗生素。青霉素G(PCN)是由青霉菌产生的一种β-内酰胺类水溶性抗生素^[12]，其可阻止肽聚糖的产生从而破坏细菌细胞壁的合成^[13]，是最具抗菌活性的抗生素，现已被广泛用于治疗人类和动物的疾病中^[14]。PCN具有难以降解且含有生物毒性的特性，传统水处理方法难以完全对其产生作用，如果直接将其排放到水环境中，将会对生态环境以及人类构成较大威胁^[15-16]，因此，探索去除水环境中PCN的新方法十分必要。

O₃氧化是一种清洁的水处理技术，且具有无二次污染和经济可行等特点^[17]，可作为强氧化剂，对污水中的难降解有机物进行降解^[18]。有学者用O₃氧化降解垃圾渗滤液^[19]、有机氯农药^[20]和布洛芬^[21]等难降解有机物，结果表明，降解效果均十分明显。有研究^[22-24]表明，将H₂O₂与O₃联合时，H₂O₂会促进HO·的产生，从而使O₃的利用率以及降解效果均可得到显著提升。陈炜鸣等^[23]在采用O₃降解垃圾渗滤液浓缩液的过程中，发现添加0.13 mol·L⁻¹ H₂O₂能显著提升有机物的去除效果，且O₃利用率提升了22.29%，同时废水可生化性得到了明显改善，BOD₅/COD值由0.01提高到0.43。LI等^[25]采用O₃预处理氢化可的松制药废水，在H₂O₂/O₃的摩尔比为0.3的条件下，反应15 min后，COD去除率可达67%，COD去除率相对于单一O₃氧化体系提升了23%，证明添加适量H₂O₂可显著提高降解效果。虽然众多研究已经证明了O₃和O₃/H₂O₂法对难降解有机物的降解效果显著，但目前许多研究倾向于对工艺条件的优化，而对降解过程中的中间产物分析和降解规律的研究却相对较少。

基于此，本研究以难降解有机物PCN为目标，对其在O₃/H₂O₂体系中的降解规律及其相关的机理进行研究，对降解过程中的中间产物及可能的降解路径进行探讨，并根据实验数据对降解动力学过程进行分析，为该法处理水中PCN的工程应用提供参考。

1. 实验材料与方法

1.1 实验试剂

实验试剂包括PCN(1 650 U·mg⁻¹，阿拉丁)、H₂O₂(分析纯)、淀粉(分析纯)、甲酸(色谱级)、乙腈(色谱级)、NaOH(分析纯)、Na₂S₂O₃(分析纯)、KI(分析纯)。

1.2 实验设备与仪器

自制反应器、微波快速消解COD测定仪(GZ-WXJ-Ⅲ)、pH计(pHS-3C)、液相色谱仪(Agilent-1200，美国Agilent公司)、液质联用色谱仪(WATERS TQD,美国waters公司)、精密分析天平(FA1004)、傅里叶红外光谱仪器(Nicolet Nexus 410，美国Nicolet公司)、真空冷冻干燥机(LFD-56D10S)等。

自制有机玻璃材质反应器高度为200 mm，内径为90 mm，O₃由臭氧发生器(JZ110B-SJG)供给，采用微孔石英砂芯底层曝气，通过转子流量计控制流量，同时O₃产量使用碘量法进行测量。利用2个串联的吸收瓶组成尾气收集装置，对溢出尾气进行收集，定时在反应器中部取样。

1.3 实验方法

将PCN溶液加入反应器中均匀混合，在通入O₃前，加入适量H₂O₂并控制反应温度和pH，待臭氧发生器稳定工作后，调节气体流量为1.2 L·min⁻¹(臭氧产量为492 mg·h⁻¹)，反应开始后按时取样，然后用Na₂S₂O₃终止反应。样品经0.22 μm滤膜过滤后，测定其COD和ρ(PCN)。每次均设计重复实验，每个样品都进行平行测定，然后取其均值。

1.4 分析方法

使用HPLC对PCN的降解产物进行检测。具体实验条件为：Hypersil BDS C18色谱柱；流动相为超纯水(含0.1%甲酸)∶乙腈=50∶50(体积比)；流速为1.0 mL·min⁻¹；柱温为30 ℃；进样量为20 μL^[26]。质谱检测采用电喷雾电离源，在负离子模式下进行检测，扫描的质荷比m/z为100~700。O₃气相浓度采用碘量法(CJ/T 3028.2-1994)测定，COD采用重铬酸钾快速消解法进行测定。

2. 结果与讨论

2.1 pH对PCN和COD去除率的影响

在温度为20 ℃、ρ(PCN)为25 mg·L⁻¹、O₃气体流量为1.2 L·min⁻¹、H₂O₂投加量为7.84 mmol·L⁻¹的反应条件下，考察pH对PCN和COD去除效果的影响，结果如图1所示。由图1可知，在不同pH下，COD和PCN的去除效果差异明显，在酸性和中性条件下，COD去除效果相对较差，PCN去除速率缓慢，当pH升高时，反应去除速率也相应加快；在碱性反应环境下，去除效果显著提升，在反应5 min后，PCN去除率为92.5%，在反应3 h后，COD去除率为71.9%。这是因为pH会影响O₃/H₂O₂体系中HO·的产生效率，在酸性条件下，主要是O₃分子的氧化，而在碱性情况下，溶液中OH-会促进HO·的生成，此时主要以HO·氧化为主，反应速率得到了提升，具体反应如式(1)~式(3)所示。

图 1 pH对PCN、COD去除率的影响

Figure 1. Effect of pH on the removal rates of PCN and COD

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${{\rm{O}}_3} + {\rm{O}}{{\rm{H}}^ - } \to {\rm{HO}}_2^ - + {{\rm{O}}_2}$

$(1)$

${{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2} \leftrightarrow {\rm{HO}}_2^ - + {{\rm{H}}^ + }$

$(2)$

${{\rm{O}}_3} + {\rm{HO}}_2^ - \to {\rm{HO}} \cdot + {\rm{O}}_2^ - + {{\rm{O}}_2}$

$(3)$

此外，在碱性环境中，H₂O₂更容易离解生成 ${\rm{HO}}_2^ -$ ，而 ${\rm{HO}}_2^ -$ 又是HO·的诱发剂，所以可促进HO·的生成，进而加快氧化速率^[23]。

2.2 O₃投加量对PCN和COD去除率的影响

在温度为20 ℃、ρ(PCN)为25 mg·L⁻¹、pH=10，H₂O₂投加量为7.84 mmol·L⁻¹的反应条件下，考察O₃投加量对PCN和COD去除效果的影响，结果如图2示。由图2可知，O₃投加量对去除PCN和COD的影响较大，当流量由0.3 L·min⁻¹(O₃产量为123 mg·h⁻¹)升至1.5L·min⁻¹(O₃产量为615 mg·h⁻¹)时，随着O₃投加量的不断增加，PCN和COD的去除率也不断提升，当O₃流量为1.5 L·min⁻¹时，PCN和COD去除效果达到最佳。在反应5 min后，PCN去除率为95.83%，在反应3 h后，COD去除率为72.8%。由图2还可看出，在1.2 L·min⁻¹(O₃产量为492 mg·h⁻¹)和1.5 L·min⁻¹反应条件下，PCN和COD的去除效果无明显差异，PCN和COD的去除率增幅明显降低，原因可能是，当水中O₃溶解度达到最大时，O₃的利用率将会降低，未参加反应的O₃分子将会直接从液相转移至气相中，故导致无法继续提高降解效能。所以本实验最佳O₃流量设定为1.2 L·min⁻¹，以避免造成O₃的浪费。

图 2 O₃投加量对PCN、COD去除率的影响

Figure 2. Effect of O₃ on the removal rates of PCN and COD

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2.3 H₂O₂投加量对PCN和COD去除率的影响

在温度为20 ℃、ρ(PCN)为25 mg·L⁻¹、pH=10、O₃气体流量为1.2 L·min⁻¹的条件下，考察H₂O₂投加量对PCN和COD去除效果的影响，结果如图3所示。由图3可知，在O₃/H₂O₂体系氧化PCN的过程中，PCN能在较短时间内快速被氧化成中间产物，而中间产物的氧化速率则较为缓慢，但H₂O₂的促进效果明显。当H₂O₂的投加量由0升至7.84 mmol·L⁻¹时，PCN和COD的去除率也相应随之升高。在反应5 min后，PCN去除率为100%，增幅为37.4%；在反应3 h后，COD去除率为71.9%，增幅为26.3%。相比于单独的O₃体系，添加双氧水能显著提升COD和PCN的去除率，这是由于O₃和H₂O₂之间存在协同机制，适量双氧水可促进氧化过程中HO·的生成，从而提升反应效果^[3]。具体反应如式(4)所示。

图 3 H₂O₂投加量对PCN、COD去除率的影响

Figure 3. Effect of H₂O₂ dosage on the removal rates of PCN and COD

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${{\rm{O}}_3} + 2{{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2} \to 2{\rm{HO}} \cdot + 2{{\rm{O}}_2}$

$(4)$

由图3可看出，当H₂O₂投加量大于7.84 mmol·L⁻¹时，COD去除率略微下降。这可能是由于反应体系中多余的H₂O₂成为了HO·的捕获剂，从而降低了HO·氧化有机物的效率^[22-23]。具体反应机理如式(5)所示。

${{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2} + 2{\rm{HO}} \cdot \to 2{{\rm{H}}_2}{\rm{O}} + {{\rm{O}}_2}$

$(5)$

2.4 温度对PCN去除率的影响

在ρ(PCN)为25 mg·L⁻¹、pH为10、H₂O₂投加量为7.84 mmol·L⁻¹、O₃气体流量为1.2 L·min⁻¹的条件下，考察温度对PCN去除效果的影响，结果如图4所示。由图4可知：在10~30 ℃时，随着温度的上升，PCN去除速率也逐渐加快，去除速率由8.11 mg·(L·min)⁻¹增至17.34 mg·(L·min)⁻¹；但当温度为40 ℃时，PCN去除速率明显降低。原因可能是：当反应温度升高时，加快了分子之间的运动，加速了HO·的生成和O₃在水中的扩散速率，从而提升了PCN去除速率。但当温度继续升高时，H₂O₂的自分解效果加剧，且O₃在溶液中的溶解度也有所降低，导致去除速率明显减缓。

图 4 不同温度对PCN去除率的影响

Figure 4. Effect of different temperature on the removal rate of PCN

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2.5 反应体系中pH的变化

在温度为20 ℃、ρ(PCN)为25 mg·L⁻¹、pH为10，O₃气体流量为1.2 L·min⁻¹、H₂O₂投加量为7.84 mmol·L⁻¹的条件下，考察O₃/H₂O₂反应体系中pH的变化趋势，结果如图5所示。由图5可知，在O₃氧化PCN的过程中，反应体系pH随反应时间的延长呈下降趋势，在反应3 h后，pH由10下降至6.8，最终反应溶液呈弱酸性，这可能是由于在降解过程中产生了酸性中间产物，从而导致pH的下降。这与红外光谱和LC-MS的分析结论相一致。体系pH的降低不利于反应的进行，这可能也是反应过程中反应速率均呈先快后慢的变化趋势的原因。

图 5 反应体系中pH的变化

Figure 5. Changes of pH in the reaction system

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2.6 表观动力学方程的建立

通过大量的实验得出最优pH和温度，研究O₃、H₂O₂和PCN初始浓度对氧化过程中PCN浓度衰减的影响，结果如表1所示，降解动力学方程见式(6)。

表 1 不同反应物的初始浓度对反应速率的影响

Table 1. Effect of initial concentration of different reactants on reaction rate

序号	反应物初始浓度/(mg·L⁻¹)			T/K	初始速率/(mg·(L·min)⁻¹)	拟合方程
序号	PCN	O₃	H₂O₂	T/K	初始速率/(mg·(L·min)⁻¹)	拟合方程
1	25	8.2	266.4	303.15	13.87	y=0.358 9x−2.901 9R²=0.996 1
2	50	8.2	266.4	303.15	17.76
3	75	8.2	266.4	303.15	20.22
4	100	8.2	266.4	303.15	23.29
5	25	2.05	266.4	303.15	5.31	y=0.697 9x−1.756 4R²=0.997 6
6	25	4.1	266.4	303.15	8.25
7	25	6.15	266.4	303.15	11.4
8	25	8.2	266.4	303.15	13.87
9	25	8.2	66.6	303.15	8.84	y=0.323 3x−3.701 1R²=0.999 8
10	25	8.2	133.2	303.15	11.12
11	25	8.2	199.8	303.15	12.6
12	25	8.2	266.4	303.15	13.87
13	25	8.2	266.4	283.15	8.11	—
14	25	8.2	266.4	293.15	13.87
15	25	8.2	266.4	303.15	17.34

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$- {\rm{d}}{C_{{\rm{PCN}}}}/{\rm{d}}t = {k_0}{\rm{exp}}\left( { - {E_{\rm{a}}}/RT} \right) \cdot C_{{\rm{PCN}}}^\alpha \cdot C_{{{\rm{O}}_3}}^\beta \cdot C_{{{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2}}^\gamma$

$(6)$

式中：α、β、γ分别为PCN、O₃、H₂O₂的反应级数；C_PCN、C_O₃、C_H₂O₂分别为PCN、O₃、H₂O₂的初始浓度，mol·L⁻¹；E_a为反应活化能，kJ·mol⁻¹；k₀为指前因子，mol·(L·s)⁻¹；R为气体常数，取值8.314 J·(mol·K)⁻¹；T为反应温度，℃。

根据表1的数据并结合表观动力学计算原理，可计算出PCN、O₃和H₂O₂反应物的反应级数，其数值分别为α=0.367、β=0.697 3、γ=0.323 3。

由于总反应速率常数k=k₀exp(-E_a/RT)，两侧一起取对数可得式(7)。据T和k相应值可得图6。计算得到E_a=27.59 kJ·mol⁻¹，k₀=0.052 mol·(L·s)⁻¹，因此，得出总动力学方程，见式(8)。

图 6 反应速率常数与温度的关系

Figure 6. Relationship between the rate constant and temperature

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${\rm{ln}}k = - \left( {{E_{\rm{a}}}/R} \right)\left( {1/T} \right) + {\rm{ln}}{k_0}$

$(7)$

$\begin{split} - {\rm{d}}{C_{{\rm{PCN}}}}/{\rm{d}}t = & 0.052{\rm{exp}}\left( { - 27{\rm{ }}594.9/RT} \right) \cdot \\ & C_{{\rm{PCN}}}^{0.367} \cdot C_{{{\rm{O}}_3}}^{0.697{\rm{ }}3} \cdot C_{{{\rm{H}}_2}{{\rm{O}}_2}}^{0.323{\rm{ }}3} \end{split}$

$(8)$

本动力学模型是依据反应物初始浓度对降解速率的影响而建立的，对于整个降解过程而言，模型可能会高估反应速率。由式(8)可知，O₃的反应级数为0.697 9，高于PCN (0.358 9)和H₂O₂ (0.335 4)的反应级数，说明降解过程中O₃初始浓度对反应速率的影响最大。原因可能是，在O₃氧化降解PCN的过程中，存在O₃分子直接氧化和HO·氧化2种氧化方式，反应过程中只要有O₃就能氧化有机物，而H₂O₂与O₃反应只能加快HO·的生成。此外，反应活化能 (E_a=27.59 kJ·mol⁻¹)较低，说明该反应容易发生。

2.7 PCN降解前后红外光谱分析

将PCN溶液及其氧化降解的最终产物进行冷冻干燥后进行红外光谱检测，结果如图7所示。在PCN红外光谱图中，1 773.7 cm⁻¹为—COOH中的C=O的伸缩振动峰，3 353.6 cm⁻¹为—COOH中的O—H的伸缩振动峰；1 495.5、1 617.9和2 959.7 cm⁻¹为苯环结构对应的吸收峰，650~1 000 cm⁻¹为苯环上的C—H取代伸缩振动峰；而1 697.5 cm⁻¹为酰胺结构的C=O的伸缩振动；1 307 cm⁻¹处为—(CH₃)₂的吸收峰。

图 7 PCN及其降解产物的红外光谱图

Figure 7. Infrared spectra of PCN and its degradation products

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由图7可知，PCN在氧化前后的谱图有着明显差异，在1 450~1 620 cm⁻¹和3 000 cm⁻¹处苯环骨架吸收峰消失，这说明氧化破坏了PCN的苯环结构。在2 421 cm⁻¹处出现了新的吸收峰，这说明在氧化过程中可能有含叁键或者累积双键的物质产生。在1 697.5 cm⁻¹处的酰胺结构吸收峰消失不见，说明氧化反应破坏了PCN的抑菌结构β-内酰胺环，从而使PCN的抑菌性减弱^[27-28]。在1 385.7 cm⁻¹处的峰强度有明显增大，这说明原—(CH₃)₂结构仍存在，吸收峰在3 449.5 cm⁻¹处出现，有可能是伯胺官能团的不对称伸缩振动与—COOH上O—H的伸缩振动，说明最终产物中可能含有胺类化合物。在1 789.5 cm⁻¹和833.2 cm⁻¹处分别出现羧酸的C=O的伸缩振动和O—H的弯曲振动，这表明最终产物中可能含有酸类化合物，这是导致反应中pH下降的原因。

2.8 PCN降解产物分析

对PCN的降解产物进行LC-MS检测，PCN及其降解产物的总离子流图如图8和图9所示。结果表明，PCN及其降解产物得到了较好的分离，降解后没有检测到PCN的出峰，说明PCN已被完全降解，离子流图显示了PCN降解产物的变化；综合FT-IR的表征结果，对降解产物进行了质谱分析，推测出PCN降解产物可能的分子结构(表2)。

表 2 PCN及其降解产物的质谱数据

Table 2. Mass spectrometry data of PCN and its degradation products

物质	分子式	保留时间/min	离子质荷比
青霉噻唑酸	C₁₆H₂₁N₂O₅S	0.841	352
青霉素钠	C₁₆H₁₈N₂O₄S	1.753	334
去羧青霉素噻唑酸	C₁₅H₂₀N₂O₃S	0.505	308
6-氨基青霉噻唑酸	C₈H₁₄N₂O₄S	0.407	234
青霉胺	C₅H₁₁NO₂S	0.488	149
化合物1	C₁₀H₁₁NO₃	0.515	193
化合物2	C₈H₁₆N₂O₆S	0.488	267
化合物3	C₇H₁₅NO₅S	0.339	225

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图 8 PCN的离子流图

Figure 8. PCN ion flow diagram

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图 9 PCN降解产物离子流图

Figure 9. Ion flow diagram of PCN degradation products

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在O₃降解PCN的过程中，可能有HO·氧化以及水解等非常复杂的反应存在。在碱性条件下，PCN的β-内酰胺环容易水解打开生成青霉噻唑酸；经脱酸反应后，可能生成去羧青霉噻唑酸；同时在HO·的强氧化能力下，青霉噻唑酸可能进一步被氧化降解成6-氨基青霉噻唑酸、青霉胺和其他未知产物；中间产物也可能最终矿化成为CO₂和H₂O。根据中间产物分析，推测PCN可能的降解路径如图10所示。

图 10 PCN可能的降解路径图

Figure 10. Possible degradation path of PCN

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根据LC-MS对产物的分析结果，并结合红外光谱表征结果可知，PCN降解前后的官能团结构发生了较大的变化，氧化使PCN的β-酰胺环被破坏，这也解释了PCN及其降解产物的抑菌性消失或者减弱的原因。

3. 结论

1) O₃和H₂O₂有显著的协同作用，能明显加快反应速率，显著提升COD和PCN的去除率。在初始ρ(PCN)：25 mg·L⁻¹，pH=10、O₃投加量为1.48 g·L⁻¹、H₂O₂投加量为7.84 mmol·L⁻¹、温度为20 ℃的条件下，反应10 min后，PCN被完全去除，反应3 h后，COD去除率为71.9%。这说明O₃/H₂O₂体系能有效氧化降解PCN和降解过程中产生的中间产物。

2)通过数据的拟合，得到了O₃/H₂O₂降解PCN的反应动力学方程，O₃的反应级数为0.697 3，高于PCN(0.367)和H₂O₂(0.323 3)的反应级数，说明在降解过程中，O₃初始浓度对反应速率的影响最大；此反应的活化能(E_a=27.59 kJ·mol⁻¹)较低，说明此反应容易发生。

3)根据LC-MS和红外光谱检测结果得出，PCN分子结构在降解前后发生了明显变化，PCN的抑菌结构β-内酰胺环被破坏。此外，降解产物中含有酸性物质，这会导致反应体系pH下降，从而不利于O₃反应的进行。

图 1 实验装置示意图

Figure 1. Schematic diagram of experimental equipment

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图 2 ANAMMOX-UASB启动过程的污泥表观形态

Figure 2. Sludge apparent morphology during ANAMMOX-UASB startup process

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图 3 ANAMMOX-UASB启动过程中的脱氢酶变化

Figure 3. Change in DHA activity during ANAMMOX-UASB startup process

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图 4 ANAMMOX-UASB启动过程中的EPS含量及组分变化

Figure 4. Changes of EPS contents and components during startup process of ANAMMOX-UASB

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图 5 启动过程中LB-EPS和TB-EPS的三维荧光光谱

Figure 5. Three-dimensional fluorescence spectra of LB-EPS and TB-EPS during startup

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图 6 ANAMMOX-UASB启动过程中微生物门水平组成

Figure 6. Composition of microorganisms at the phylum level during startup process of ANAMMOX-UASB

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图 7 ANAMMOX-UASB启动过程中浮霉菌门属水平组成

Figure 7. Composition of microorganisms of Planctomycetes at the genus level during startup process of ANAMMOX-UASB

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表 1 ANAMMOX-UASB启动过程中各阶段运行情况

Table 1. Performance of each stage during ANAMMOX-UASB startup process

阶段	运行时间/d	HRT/h	进水N质量浓度/(mg·L⁻¹)		出水N质量浓度/(mg·L⁻¹)			TN去除率/%
阶段	运行时间/d	HRT/h	${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}{\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{O}}_2^ -} {\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +} {\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{O}}_2^ -}{\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{O}}_3^ -}{\text{-N}}$	TN去除率/%
Ⅰ	1~13	24	50	50	152.36±85.15	1.22±1.16	4.07±1.76	−57.65±84.85
Ⅱ	14~53	24	50	50	4.68±7.92	7.91±6.31	3.4±1.73	84.19±10.6
Ⅲ	54~123	24	50~300	50~300	0.17±0.40	0.37±0.42	14.71±18.2	96.6±2.75
Ⅳ	124~160	24~12	300	300	1.86±2.62	0.83±0.77	56.21±0.77	90.18±2.49
Ⅴ	161~250	12~6	300	300	8.55±7.24	3.22±2.02	67.54±6.9	86.78±1.72

阶段	运行时间/d	HRT/h	进水N质量浓度/(mg·L⁻¹)		出水N质量浓度/(mg·L⁻¹)			TN去除率/%
阶段	运行时间/d	HRT/h	${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +}{\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{O}}_2^ -} {\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{H}}_4^ +} {\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{O}}_2^ -}{\text{-N}}$	${\rm{N}}{{\rm{O}}_3^ -}{\text{-N}}$	TN去除率/%
Ⅰ	1~13	24	50	50	152.36±85.15	1.22±1.16	4.07±1.76	−57.65±84.85
Ⅱ	14~53	24	50	50	4.68±7.92	7.91±6.31	3.4±1.73	84.19±10.6
Ⅲ	54~123	24	50~300	50~300	0.17±0.40	0.37±0.42	14.71±18.2	96.6±2.75
Ⅳ	124~160	24~12	300	300	1.86±2.62	0.83±0.77	56.21±0.77	90.18±2.49
Ⅴ	161~250	12~6	300	300	8.55±7.24	3.22±2.02	67.54±6.9	86.78±1.72

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表 2 ANAMMOX-UASB启动过程中LB-EPS和TB-EPS的荧光光谱参数

Table 2. Fluorescence spectral parameters of LB-EPS and TB-EPS during startup process of ANAMMOX-UASB

样品	时间/d	峰A		峰B		峰C		峰D		峰E
样品	时间/d	Ex/Em	强度	Ex/Em	强度	Ex/Em	强度	Ex/Em	强度	Ex/Em	强度
LB	0	225/330	274.5	275/335	175.1	—	—	—	—	—	—
	53	225/330	193.4	275/335	136.2	—	—	—	—	—	—
	123	220/335	51.0	260/340	65.3	—	—	—	—	—	—
TB	0	220/330	176.5	275/335	109.0	—	—	—	—	—	—
	53	220/340	296.4	275/340	210.0	—	—	220/310	260.0	—	—
	123	220/330	47.7	—	—	270/300	48.0	220/310	47.8	270/425	15.3

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表 3 ANAMMOX-UASB启动过程中微生物多样性和丰富度

Table 3. Microbial diversity and abundance during startup process of ANAMMOX-UASB

时间/d	Chao1	ACE	Shannon	Simpson	覆盖率/%
0	594.16	583.74	5.19	0.92	99.5
53	695.08	682.31	6.06	0.96	99.5
123	343.23	328.19	4.78	0.90	99.8
250	351.00	312.34	4.43	0.87	99.7

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[1]	MENG F, SU G, HU Y, et al. Improving nitrogen removal in an ANAMMOX reactor using a permeable reactive biobarrier[J]. Water Research, 2014, 58: 82-91. doi: 10.1016/j.watres.2014.03.049
[2]	ABMA W R, SCHULTZ C E, MULDER J W, et al. Full-scale granular sludge ANAMMOX process[J]. Water Science and Technology, 2007, 55(8/9): 27-33.
[3]	沈耀, 陈重军, 张海芹, 等. 基于高通量测序的ABR厌氧氨氧化反应器各隔室细菌群落特征分析[J]. 环境科学, 2016, 37(7): 2652-2658.
[4]	陈文静, 陈圣东, 梁佳茵, 等. Anammox脱氮工艺启动研究进展[J]. 环境科学与技术, 2019, 42(11): 130-140.
[5]	徐师, 张大超, 肖隆文, 等. 厌氧氨氧化反应快速启动方法的研究进展[J]. 环境工程, 2018, 36(6): 18-21.
[6]	吕玮, 张立秋, 黄奕亮, 等. 常温低基质下两种厌氧氨氧化反应器启动特性比较[J]. 中国给水排水, 2019, 35(3): 31-37.
[7]	GAO F, ZHANG H, YANG F, et al. The effects of zero-valent iron (ZVI) and ferroferric oxide (Fe₃O₄) on anammox activity and granulation in anaerobic continuously stirred tank reactors (CSTR)[J]. Process Biochemistry, 2014, 49(11): 1970-1978. doi: 10.1016/j.procbio.2014.07.019
[8]	WANG Y, HU X, JIANG B, et al. Symbiotic relationship analysis of predominant bacteria in a lab-scale anammox UASB bioreactor[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(8): 7615-7626. doi: 10.1007/s11356-015-6016-z
[9]	国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
[10]	朱南文, 闺航, 陈美慈, 等. TTC-脱氢酶测定方法的探讨[J]. 中国沼气, 1996, 14(2): 3-5.
[11]	WANG Z, GAO M, WANG Z, et al. Effect of salinity on extracellular polymeric substances of activated sludge from an anoxic-aerobic sequencing batch reactor[J]. Chemosphere, 2013, 93(11): 2789-2795. doi: 10.1016/j.chemosphere.2013.09.038
[12]	HOU J, MIAO L, WANG C, et al. Effect of CuO nanoparticles on the production and composition of extracellular polymeric substances and physicochemical stability of activated sludge flocs[J]. Bioresource Technology, 2015, 176: 65-70. doi: 10.1016/j.biortech.2014.11.020
[13]	FRØLUND B B K. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin[J]. Water Research, 1996, 8(30): 1749-1758.
[14]	杨明明, 刘子涵, 周杨, 等. 厌氧氨氧化颗粒污泥EPS及其对污泥表面特性的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2341-2348.
[15]	彭广生, 陆燕青, 曾鸿鹄, 等. 人工湿地β-六六六去除效果及细菌群落特征分析[J]. 水处理技术, 2020, 46(8): 34-38.
[16]	朱晓桐, 于冰洁, 林久淑, 等. ANAMMOX-UASB反应器启动特性[J]. 环境科学与技术, 2020, 43(12): 143-150.
[17]	郑平, 许冬冬, 康达, 等. 厌氧氨氧化颗粒污泥研究进展[J]. 微生物学通报, 2019, 46(8): 1988-1995.
[18]	BORAN K, JAN T K. Anammox biochemistry: A tale of heme c proteins[J]. Trends in Biochemical Science, 2016, 41(12): 998-1011. doi: 10.1016/j.tibs.2016.08.015
[19]	LIN Q, KANG D, ZHANG M, et al. The performance of anammox reactor during start-up: Enzymes tell the story[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2019, 121: 247-253. doi: 10.1016/j.psep.2018.10.029
[20]	KIM S, PARK J, CHO Y, et al. Growth rate, organic carbon and nutrient removal rates of Chlorella sorokiniana in autotrophic, heterotrophic and mixotrophic conditions[J]. Bioresource Technology, 2013, 144: 8-13. doi: 10.1016/j.biortech.2013.06.068
[21]	CHEN H, HU H, CHEN Q, et al. Successful start-up of the anammox process: Influence of the seeding strategy on performance and granule properties[J]. Bioresource Technology, 2016, 211: 594-602. doi: 10.1016/j.biortech.2016.03.139
[22]	杨敏, 胡学伟, 宁平, 等. 废水生物处理中胞外聚合物(EPS)的研究进展[J]. 工业水处理, 2011, 31(7): 7-12. doi: 10.3969/j.issn.1005-829X.2011.07.002
[23]	GUO J, WANG S, LIAN J, et al. Rapid start-up of the anammox process: Effects of five different sludge extracellular polymeric substances on the activity of anammox bacteria[J]. Bioresource Technology, 2016, 220: 641-646. doi: 10.1016/j.biortech.2016.08.084
[24]	MA B, LI Z, WANG S, et al. Insights into the effect of nickel (Ni(II)) on the performance, microbial enzymatic activity and extracellular polymeric substances of activated sludge[J]. Environmental Pollution, 2019, 251: 81-89. doi: 10.1016/j.envpol.2019.04.094
[25]	DONG J, ZHANG Z, YU Z, et al. Evolution and functional analysis of extracellular polymeric substances during the granulation of aerobic sludge used to treat p-chloroaniline wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 330: 596-604. doi: 10.1016/j.cej.2017.07.174
[26]	ZHU L, QI H, LV M, et al. Component analysis of extracellular polymeric substances (EPS) during aerobic sludge granulation using FTIR and 3D-EEM technologies[J]. Bioresource Technology, 2012, 124: 455-459. doi: 10.1016/j.biortech.2012.08.059
[27]	王子超. 盐度和重金属对序批式生物反应器性能及微生物群落结构影响的研究[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2014.
[28]	何承兴, 储昭瑞, 谭炳琰, 等. 厌氧氨氧化SBBR启动过程中菌群演替分析[J]. 水处理技术, 2019, 45(7): 93-96.
[29]	杨瑞丽, 王晓君, 吴俊斌, 等. 厌氧氨氧化工艺快速启动策略及其微生物特性[J]. 环境工程学报, 2018, 12(12): 3341-3350.
[30]	宋壮壮, 吕爽, 刘哲, 等. 厌氧氨氧化耦合反硝化工艺的启动及微生物群落变化特征[J]. 环境科学, 2019, 40(11): 5057-5065.
[31]	曹雁, 王桐屿, 秦玉洁, 等. 厌氧氨氧化反应器脱氮性能及细菌群落多样性分析[J]. 环境科学, 2017, 38(4): 1544-1550.
[32]	杨开亮, 廖德祥, 王莹, 等. 厌氧氨氧化快速启动及微生物群落演替研究[J]. 水处理技术, 2020, 46(5): 65-70.
[33]	沈耀良, 张海芹, 王翻翻, 等. 不同接种污泥ABR厌氧氨氧化的启动特征[J]. 环境科学, 2015, 36(6): 2216-2221.
[34]	CHEN C, HUANG X, LEI C, et al. Effect of organic matter strength on anammox for modified greenhouse turtle breeding wastewater treatment[J]. Bioresource Technology, 2013, 148: 172-179. doi: 10.1016/j.biortech.2013.08.132
[35]	MIAO Y, LIAO R, ZHANG X, et al. Metagenomic insights into Cr(VI) effect on microbial communities and functional genes of an expanded granular sludge bed reactor treating high-nitrate wastewater[J]. Water Research, 2015, 76: 43-52. doi: 10.1016/j.watres.2015.02.042
[36]	朱彤, 贾若坦, 梁启煜, 等. 厌氧氨氧化反应器运行过程微生物群落演替分析[J]. 东北大学学报(自然科学版), 2018, 39(5): 693-698. doi: 10.12068/j.issn.1005-3026.2018.05.018
[37]	VAN DER STAR W R L, MICLEA A I, VAN DONGEN U G J M, et al. The membrane bioreactor: A novel tool to grow anammox bacteria as free cells[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2008, 101(2): 286-294. doi: 10.1002/bit.21891
[38]	VAN DE VOSSENBERG J, RATTRAY J E, GEERTS W, et al. Enrichment and characterization of marine anammox bacteria associated with global nitrogen gas production[J]. Environmental Microbiology, 2008, 10(11): 3120-3129. doi: 10.1111/j.1462-2920.2008.01643.x

期刊类型引用(1)

1.	彭智昊，郭兴强，于双，黄光群，史苏安，何雪琴. 规模化好氧堆肥底部曝气系统管道内流场仿真与试验. 农业工程学报. 2024(08): 198-206 . 百度学术

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1. 实验材料与方法
1.1 实验试剂
1.2 实验设备与仪器
1.3 实验方法
1.4 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 pH对PCN和COD去除率的影响
2.2 O3投加量对PCN和COD去除率的影响
2.3 H2O2投加量对PCN和COD去除率的影响
2.4 温度对PCN去除率的影响
2.5 反应体系中pH的变化
2.6 表观动力学方程的建立
2.7 PCN降解前后红外光谱分析
2.8 PCN降解产物分析
3. 结论

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厌氧氨氧化工艺氮去除负荷高、无需外加有机碳源、污泥产量低、运行成本低，但因厌氧氨氧化菌生长速度慢、倍增时间长，且对环境条件变化较为敏感，使得厌氧氨氧化工艺启动耗时较长，这极大地限制了厌氧氨氧化技术的工程应用^[1]。Dokhaven污水厂的厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation，ANAMMOX)工艺耗时3.5 a成功启动^[2]。因此，厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonia oxidizing bacteria，AnAOB)的高效富集、ANAMMOX工艺的快速启动及稳定运行引起研究者的广泛关注。

ANAMMOX工艺的快速启动与接种污泥性质、反应器类型密切相关^[3]。不同类型的好氧、厌氧污泥均可用于ANAMMOX工艺启动。好氧污泥虽菌群丰富，但其所含厌氧菌属较少，启动期会相应较长；厌氧反硝化污泥中含有的反硝化菌与AnAOB同属厌氧菌，可省去好氧转向厌氧环境时的污泥适应阶段，完成AnAOB的富集，可缩短工艺启动市场，但其沉降性能较差，启动过程中易出现污泥流失^[4]；而经厌氧消化后的剩余污泥具有良好沉降性能，且来源广泛、易于获取，污泥碳氮比含量低、高氨氮适应性强、厌氧菌含量高且与AnAOB的代谢基质相近，较适合作为ANAMMOX工艺启动的接种污泥。反应器类型直接影响污泥固体停留时间(solid retention time，SRT)、水流上升流速等，进而影响AnAOB富集、工艺启动速度、工艺运行稳定性等；序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)、序批式生物膜反应器(sequencing batch biofilm reactor，SBBR)、膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)、生物滤池均可成功启动ANAMMOX工艺^[5-7]。上流式厌氧污泥床(upflow anaerobic sludge blanket，UASB)反应器作为第2代厌氧反应器的杰出代表，具有较好的污泥持留能力和基质传质效果，可为AnAOB的生长提供良好的环境，其在ANAMMOX工艺运行中的优势已逐步显现。WANG等^[8]将厌氧氨氧化颗粒污泥接种于UASB反应器(22 L)，经过178 d启动及稳定运行，氮容积负荷(nitrogen loading rate，NLR)和氮去除负荷(nitrogen removal rate，NRR)可高达8.25 kg ·(m³·d)⁻¹(以N计)和6.93 kg·(m³·d)⁻¹(以N计)。

因此，本研究以厌氧消化污泥为接种污泥，以UASB反应器为反应装置启动ANAMMMOX工艺，研究了ANAMMOX-UASB反应器启动过程的生物特性，考察了ANAMMOX- UASB启动运行过程中的污泥表观形态、脱氢酶及胞外聚合物的变化，分析了启动过程中胞外聚合物结构、组成的特征，解析了功能菌群动态演替规律，以期探明ANAMMOX-UASB启动过程中的生物特性，为厌氧氨氧化工艺的快速启动与工程应用提供参考。

3. 结论

1) ANAMMOX-UASB启动过程中絮状污泥逐渐颗粒化，最终以不规则状的红色颗粒污泥和褐色絮状污泥为主。微生物的脱氢酶活性由3 909.51 μg·(h·g)⁻¹持续降至72.13 μg·(h·g)⁻¹。EPS主要以TB-EPS为主，占比为75.7%；且LB-EPS和TB-EPS中PN占比稳步增大，分别增至99.6%和94.7%，PN在厌氧氨氧化工艺启动过程中起关键作用。

2)在ANAMMOX-UASB启动过程中，Chao1、ACE、Shannon和Simpson指数均呈现先升后降的趋势，启动过程中污泥的优势菌门为变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、厚壁菌门(Firmicutes)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、浮霉菌门(Planctomycetes)。浮霉菌门中Candidatus Anammoximicrobium丰度逐渐降低直至消失，而Candidatus Brocadia丰度最终增至12.15%。

参考文献 (38)

ANAMMOX-UASB反应器启动过程中的生物特性

作者简介: 季军远(1980—)，男，博士，副教授。研究方向：废水生物处理，E-mail：tengfei_945@163.com

通讯作者: 樊玉清(1973—)，女，硕士，高级实验师。研究方向：废水生物处理技术，E-mail：yuqing@ouc.edu.cn

Biological characteristics of ANAMMOX-UASB reactor during startup process

Corresponding author: FAN Yuqing, yuqing@ouc.edu.cn

1. 实验材料与方法

1.1 实验试剂

1.2 实验设备与仪器

1.3 实验方法

1.4 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 pH对PCN和COD去除率的影响

2.2 O3投加量对PCN和COD去除率的影响

2.3 H2O2投加量对PCN和COD去除率的影响

2.4 温度对PCN去除率的影响

2.5 反应体系中pH的变化

2.6 表观动力学方程的建立

2.7 PCN降解前后红外光谱分析

2.8 PCN降解产物分析

3. 结论

期刊类型引用(1)

其他类型引用(3)

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出版历程

ANAMMOX-UASB反应器启动过程中的生物特性

通讯作者: 樊玉清(1973—)，女，硕士，高级实验师。研究方向：废水生物处理技术，E-mail：yuqing@ouc.edu.cn

English Abstract

Biological characteristics of ANAMMOX-UASB reactor during startup process

Corresponding author: FAN Yuqing, yuqing@ouc.edu.cn

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 接种污泥

1.3. 实验废水

1.4. 分析测定方法

2.1. 污泥表观形态

2.2. 脱氢酶(DHA)活性

2.3. 胞外聚合物(EPS)

2.4. 微生物群落

目录

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 接种污泥

1.3. 实验废水

1.4. 分析测定方法

2.1. 污泥表观形态

2.2. 脱氢酶(DHA)活性

2.3. 胞外聚合物(EPS)

2.4. 微生物群落

2.2 O₃投加量对PCN和COD去除率的影响

2.3 H₂O₂投加量对PCN和COD去除率的影响