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• 传统生物脱氮工艺是基于硝化-反硝化过程，最后转化为氮气，工艺流程太长，占地面积大，资金成本高，耐冲击负荷低，处理效果差。进一步探索高效率、低能耗的废水脱氮技术已成为废水脱氮领域的重要内容。厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌(AnAOB)以NO₂^--N为电子受体，氧化NH₄⁺-N为N₂的过程。该过程无需外加有机碳源，主要应用于高氨氮、低碳源废水处理，为实现自养低耗脱氮提供了新途径^[1]。然而，AnAOB繁殖速率低，倍增时间长^[2]，在实际应用中很容易随污泥流失导致难以快速培养。颗粒污泥因其具有优异的沉降性能，可以保留大量生物群体，抵抗冲击能力强，能有效解决污泥流失的难题，对复杂的环境条件具有更强的适应性，成为Anammox的主要选择形式^{[1, 3, 4]}。因此，Anammox颗粒污泥的研究可以为高效脱氮工艺提供新的理论参考。

  近年来，学者开展了大量关于Anammox颗粒污泥的研究。本文在阐明Anammox颗粒污泥如何快速启动反应器的基础上，深入分析了颗粒污泥的内部结构以及微生物动态特征，并对其影响因素进行了探讨，最后对Anammox颗粒污泥的研究进行了展望，旨在为Anammox颗粒污泥在实际应用中实现稳定高效脱氮提供理论依据和技术支持。

  1.   影响厌氧氨氧化颗粒污泥形成过程的因素

  由于AnAOB较长的倍增时间，导致了Anammox反应器普遍启动比较慢^[5]，严重限制了Anammox工艺的发展与推广^[6]。研究者发现，Anammox颗粒污泥具有非常好的沉降能力，有利于菌体的大量持留，同时具有较高的密度、机械强度以及耐负荷冲击能力^[7]。由于沉降性能好，持留时间久，实现了污泥停留时间和水力停留时间的有效分离，很大程度上增加了污泥龄，可使处理污水效果显著提高。因此，目前国内外学者研究的重点是如何经济快速地启动Anammox颗粒污泥反应器，这也是目前实际运用中需要解决的难题^[8]。

  不同种类的反应器和接种不同污泥对Anammox颗粒污泥反应器的启动过程产生的影响有所不同，因此，选取处理效果高效的反应器和接种合适的污泥源是快速启动Anammox颗粒污泥反应器的有效手段。研究表明，反应器的选取是能否快速启动Anammox颗粒污泥反应器的核心因素^[10]。随着对颗粒污泥研究的深入，研究者开发出了升流式厌氧污泥床反应器(Upflow Anaerobic Sludge Bed, UASB)^{[2, 8, 10, 15]}、膨胀颗粒污泥床反应器(Expanded Granular Sludge Bed, EGSB)^{[9, 10, 12]}等高效厌氧反应器，并得到了广泛的应用。相关研究结果表明，在使用污泥持留量高的UASB反应器、接种污泥为反硝化颗粒污泥和Anammox污泥时，启动时间相对较短，去除负荷相对较高，远高于传统的脱氮工艺(见表 1)。

  表 1

  

  表 1  各反应器接种不同污泥实现Anammox反应器快速启动实例

  Table 1.  Quick start of anammox reactor with different inoculating sludge in each reactor

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  反应器类型	接种污泥	运行时间/d	总氮负荷	去除负荷	参考文献
  UASB	Anammox颗粒污泥	68	200mg/L	氨氮90%	[2]
  UASB	厌氧颗粒污泥	185	氨氮224mg/L	3.76kg/(m3·d)	[8]
  EGSB	好氧硝化颗粒污泥与Anammox生物膜	80	4.76kgN·m3·d-1	4.758kg N·m-3·d-1	[9]
  UASB	反硝化颗粒污泥；Anammox污泥	60		5kg/(m3·d)	[10]
  EGSB	絮状硝化污泥；Anammox颗粒污泥	58		1.237kg·N/(m-3·d)	[11]
  EGSB				90.5%	[12]
  EGSB	厌氧颗粒污泥			0.77g·g-1·d-1	[12]
  上流式反应器	厌氧颗粒污泥			6.4kg·m-3·d-1	[13]
  气提反应器	含Anammox菌的颗粒污泥		2.0kg·m-3·d-1	88%	[14]
  UASB	厌氧颗粒污泥		1.25kg·m-3·d-1	95%(氨氮)	[15]
  推流式反应器	好氧絮状污泥		2.56kg·m-3·d-1	86%	[16]

  2.   厌氧氨氧化颗粒污泥的结构性质和微生态

  Anammox颗粒污泥是AnAOB的聚集体^[17]，是一种具有自我平衡能力和高活性的微生物系统。由于颗粒污泥中AnAOB含量较高，且AnAOB某些重要的酶富含亚铁血红素，因此一般处理效能比较好的颗粒污泥颜色呈鲜红色^[18]，也有学者认为因为AnAOB含有丰富的细胞色素c而造成Anammox颗粒污泥呈现出红色^[19]。另外，Anammox颗粒污泥的微观结构和微生态直接关系颗粒污泥的稳定及效能，在废水处理方面具有重要意义。

  2.1   污泥结构性质

  Anammox颗粒污泥结构比较复杂，在显微镜下观察发现颗粒污泥呈现微生物个体、菌胶团、菌胶团复合体(颗粒污泥亚单位)和颗粒污泥整体等结构层次。颗粒污泥的基本结构单元是由微生物个体组成，菌胶团和菌胶团复合体分别是颗粒污泥的初级结构单元和亚结构单元^{[9, 20]}。

  宋雨夏等^[9]在UASB反应器内启动Anammox颗粒污泥，发现Anammox颗粒污泥表面含有大量官能团，具有良好的吸附特性。也有研究人员发现Anammox颗粒污泥表面存在一些孔状洞口，有助于提高颗粒污泥的传质效率，颗粒污泥外部以球状菌为主，内部主要是锯齿状的细菌^[21]。有研究认为颗粒污泥表面的孔洞可能是由于一些微生物正常衰亡后产生的气体导致^[22]。也有人认为是由于反应过程中释放氮气所致^[23]。总之，这些孔洞的作用是为底物以及营养物质进入颗粒的内部提供通道，同时也为颗粒内部细菌产生的气体排出提供通道^[24]。

  Anammox颗粒污泥的稳定性和沉降性能主要取决于内部微观结构的变化，进而关乎污染物在颗粒污泥内部的传质能力和功能微生物的活性^[25]。McSwain等^[26]认为，Anammox颗粒污泥的主要结构由蛋白质和脂类组成。多重荧光染色结果显示，在颗粒污泥最外层主要是一些葡萄糖和微生物新陈代谢后产生的死细胞，而其他一些活的细胞、蛋白质、脂类等主要分布在颗粒污泥外侧，同时遍布整个颗粒污泥。AnAOB大多分布在蛋白质和一些脂类物质中间。集中在颗粒污泥外层多糖对颗粒污泥的结构稳定性起重要作用。也有研究人员发现颗粒污泥粒径大小对沉降速率和抗冲击能力等有影响。当厌氨氧化颗粒污泥粒径在合适的范围内增加时，颗粒污泥的活性成分和比平均密度以及沉积速率都分别增加，其沉降速率比好氧颗粒污泥更高^[27]。当外界对它产生不利影响时，Anammox颗粒污泥往往通过增加粒径来减缓对自身的影响且能够使系统迅速恢复正常，由此来增加自身的抵抗能力。一般而言，在颗粒粒径合适的范围内，粒径越大，对污染物的抵抗力越强，而且能较好地缓解氧气对AnAOB的抑制，从而提高AnAOB自身的活性^[21]。

  2.2   颗粒污泥的微生物动态

  研究者已对Anammox颗粒污泥的微生物群落结构进行了研究。与厌氧颗粒污泥相比，Anammox颗粒污泥中浮霉状菌门的相对丰度比较高。宋雨夏等在UASB中接种了厌氧颗粒污泥，反应器启动成功后，Anammox颗粒污泥中的菌落结构发生了显著变化，浮霉状菌门的丰度提高到23.24%，可以推断，作为浮霉状菌门下的AnAOB已经成为颗粒污泥中的优势菌群^[9]。刘寅等^[14]成功培养出具有Anammox活性的颗粒污泥，发现有3种具有特殊形态(球状、丝状、短杆状微生物)的物质存在于污泥中。高大文等^[28]用扫描电镜发现成熟的Anammox颗粒污泥大小在0.9~1.0 mm，形状规则，表面平坦，轮廓清晰，主要以球状菌和杆状菌聚合而成，推测紧密排列在颗粒污泥表面的为氨氧化菌，在颗粒污泥内部则主要为AnAOB。Cho等^[29]利用荧光原位杂交(Fluorescence in situ hybridization)技术研究发现，AnAOB分布于Anammox颗粒污泥整个区域，但高活性区主要在颗粒表面到内部800μm区域内。由此可得出结论，Anammox颗粒污泥内主要存在的微生物为AnAOB。AnAOB是平均直径0.8~1.1 μm的不规则球状生物^[9]，具有特殊的细胞结构。AnAOB细胞质被一种特殊的细胞质膜分为3个部分：外室细胞质(Paryphopiasm)、核糖细胞质(Ribopiasm)以及厌氧氨氧化体(Anammoxosome)^[30]。AnAOB的丰度与Anammox颗粒污泥粒径大小相关，颗粒粒径越大，AnAOB的多样性越丰富^[31]。也有研究人员发现，在Anammox反应器中，一种名叫Chloroflexi的微生物以细胞裂解的有机化合物为基质，也为污泥颗粒化过程提供核心和载体作用，促进Anammox污泥颗粒化过程^[32]。当外界溶解氧浓度比较低时，在颗粒污泥外部发现有好氧氨氧化菌，它的作用是缓解溶解氧抑制AnAOB^[33]。有研究表明，厌氧氨氧化活性最大的部位位于颗粒污泥表面1mm深度范围内^[21]，颗粒粒径大的污泥，生物活性主要存在于表面浅层的生物膜层内^[34]。

  3.   影响厌氧氨氧化颗粒污泥形成的因素

  影响Anammox颗粒污泥形成的因素有很多，如有机物、盐度、温度、金属离子、信号分子等。

  3.1   有机物浓度

  Anammox颗粒污泥对较高的进水浓度具有较强的抵抗力^[35]。和絮状污泥相比，Anammox颗粒污泥具有很强的抵抗高负荷冲击的能力^[36]。研究者对有机碳源胁迫下Anammox颗粒污泥的表观结构和脱氮性能进行了研究。结果表明，Anammox颗粒污泥特有的多层并且排列比较紧密的结构为有机物的分布、降解提供了场所，一定程度上保护了AnAOB的活性^[37]。适量有机物可使Anammox颗粒污泥分泌更多的胞外聚合物，为细胞絮凝和稳定颗粒化提供保障，使得异养菌与AnAOB处于良性竞争阶段并提高脱氮效率^{[37, 38]}。然而，有机碳源如果过量将会使颗粒污泥出现颗粒直径变小，颗粒裂解，絮状颗粒增加，AnAOB的活性会降低甚至死亡。康晶等^[39]研究了化学需氧量(COD)对颗粒污泥厌氧氨氧化反应的影响。在反应的初始阶段，NH₄⁺的去除主要是利用厌氧氨氧化反应来完成，颗粒污泥中的AnAOB以氨氮作为电子供体、亚硝酸盐氮作为电子受体，生成气态氮。因为有机物的存在，使得颗粒污泥中异养菌开始增多，逐渐抑制AnAOB的生长。在反应末期，亚硝酸盐异养细菌以亚硝酸盐氮和硝酸盐氮为电子受体，以有机物作为电子供体来进行脱氮。由此看来，COD浓度对于厌氧氨氧化反应具有重要影响，需要进一步研究。

  适量的有机物对Anammox颗粒污泥的形成有促进作用，因此，对于Anammox颗粒污泥工艺而言，应控制有机物浓度不要太高，否则容易使Anammox颗粒污泥解体，不利于颗粒污泥的形成以及其系统的稳定长期运行。

  3.2   盐度

  含盐废水属于工业中常见的废水，盐度过高会对环境产生许多影响。已有研究人员从微生物角度研究了盐度对Anammox颗粒污泥形成的影响。王晗等^[40]考察了不同浓度盐度条件下稳定运行Anammox颗粒污泥的微生物群落变化。结果表明，当盐度增加到15g/L及30g/L之后，反应器的脱氮性能略有下降。含盐废水对生物的不利之处在于通过增加环境渗透压来破坏细胞膜中的酶，从而影响微生物的生命活动。由扫描电镜观察发现，在高盐度时Anammox颗粒污泥表面存在许多丝状的细菌和胞外聚合物。盐度条件下反硝化菌属丰度提高，增强了反硝化协同脱氮。绿弯菌门和拟杆菌门丰度的提高有利于维持颗粒污泥结构的稳定。盐度条件下好氧微生物和反硝化菌存在也有利于维持反应器内部厌氧水平。因此，盐度条件下伴生菌对厌氧氨氧化菌功能的发挥提供了支撑，但是高盐度会限制AnAOB的活性和生长，而且降低了Anammox颗粒污泥的强度和粒径^{[41, 42]}。

  3.3   其他

  研究者对于温度、金属离子、抗生素、信号分子及氮负荷对Anammox颗粒污泥的影响进行了研究。邢保山等^[7]分别在几种不同的温度条件下避光保存Anammox颗粒污泥，结果发现，4℃为微生物生存的最佳环境，能够很好的维持生物的数量及其活性，同时也能够保持良好的沉降性能和细胞结构完整性。有研究人员发现添加金属离子也可以对Anammox颗粒污泥的形成有积极影响。苏杨等^[43]发现，当适量投加Ca²⁺、Mg²⁺、Fe³⁺等离子后，形成了外形紧凑、结构光滑的Anammox颗粒污泥。其中，投加Ca²⁺时颗粒污泥形成时间最快，为64d，投加Mg²⁺和Fe³⁺时颗粒污泥形成时间分别为72d和69d。马静等^[44]研究了青霉素G钠、土霉素盐酸盐和硫酸多粘菌素E对Anammox颗粒污泥脱氮性能的抑制作用。发现硫酸多粘菌素E对Anammox颗粒污泥形成的抑制作用最强，青霉素G钠和土霉素盐酸盐对其抑制作用依次减弱。

  当反应器在高负荷条件下运行时，颗粒污泥会漂浮起来，容易流失。张晶等^[45]研究了添加酰基高丝氨酸内酯信号分子(AHLs)对颗粒污泥形成特性的影响。结果表明，当添加的辛酰基高丝氨酸内酯(C8-HSL)浓度为30mg/L时，能有效地解决Anammox颗粒污泥在高负荷反应器中的漂浮的问题。于鹏飞等^[35]研究了Anammox颗粒污泥形成过程中氮负荷对其的影响，发现提高进水氮浓度对Anammox颗粒污泥形成既有好的影响也有坏的影响，当进水NH₄⁺-N、NO₂^--N的质量浓度低于170、187 mg/L时，对Anammox颗粒污泥的形成有促进作用；进水NH₄⁺-N、NO₂^--N的质量浓度高于170、187 mg/L时，它的混合液悬浮固体浓度(MLSS)含量、ρ_{混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)}/ρ_(MLSS)以及活性都出现下降。过高的亚硝酸盐氮质量浓度会对Anammox颗粒污泥造成不利影响，其会降低AnAOB的活性，而微生物活性降低不利于颗粒污泥的形成与结构稳定性的维持。对于Anammox颗粒污泥工艺，在实际运行过程中要控制COD和总氮的比值小于0.5，否则有机物浓度过高会对Anammox的活性产生抑制作用^[46]。

  综上，适量有机物、盐度、金属离子和氮负荷可促进Anammox颗粒的形成。温度一般控制在4℃左右能较好地维持颗粒污泥的沉降性能；适量信号分子能够有效控制高负荷反应器中Anammox颗粒污泥上浮的问题。

  4.   结语

  Anammox颗粒污泥在高氨氮低碳源废水处理方面具有重大应用价值，研究者们已对Anammox颗粒污泥反应器的快速启动方式、颗粒污泥的结构性质、微生态以及影响因素等进行了研究，为Anammox快速颗粒化和稳定运行提供了基础。然而，在有机碳源胁迫下Anammox颗粒污泥的稳定性和微观结构联动机制、强化环境条件波动下Anammox颗粒污泥的稳定运行、Anammox颗粒污泥微生物动态变化与机制及代谢响应机制等还需进一步研究。

  
  
• 1. [1]

     Jetten M S M, Wagner M, Fuerst J, et al. Curr. Opin. Biotechnol., 2001, 12(3):283~288. 
     

  2. [2]

     Kuenen J G. Nat. Rev. Microbiol., 2008, 6(4):320~326. 
     

  3. [3]

     Hendrickx T L G, Yang W, Christel K, et al. Water Res., 2012, 46(7):2187~2193. 
     

  4. [4]

     Wang Z, Zheng P. Water Res., 2017, 120:222~228. 
     

  5. [5]

     李媛, 阮文权, 任洪艳. 食品与生物技术学报, 2013, 32(4):388~392. 
     

  6. [6]

     Li Z, Xu X, Bing S, et al. Chem. Eng. J., 2014, 254(7):9~16. 
     

  7. [7]

     邢保山, 郭琼, 张珏, 等. 生物工程学报, 2014, 30(12):1876~1888. 
     

  8. [8]

     沈平, 左剑恶. 中国给水排水, 2005, 31(2):115. 
     

  9. [9]

     宋雨夏, 熊蕾, 柴立元, 等. 生物工程学报, 2014, 30(12):1854~1864. 
     

  10. [10]

      高大文, 窦元, 王小龙. 北京工业大学学报, 2015(10):1462~1468. 
      

  11. [11]

      Ahn Y H, Kim H C. Water Sci. Technol., 2004, 50(6):207~215. 
      

  12. [12]

      Imajo U, Tokutomi T, Furukawa K. Water Sci. Technol., 2004, 49(5-6):155. 
      

  13. [13]

      Dapena-Mora A, Campos J L, Mosquera-Corral A, et al. J. Biotechnol., 2004, 110(2):159~170. 
      

  14. [14]

      刘寅, 杜兵, 司亚安, 等. 环境科学, 2005, 26(2):137~141. 
      

  15. [15]

      康达, 郑平, 胡倩怡. 化工学报, 2016, 67(10):4040~4046. 
      

  16. [16]

      Schalk J, Vries S D, Kuenen J G, et al. Biochemistry, 2000, 39(18):5405~5412. 
      

  17. [17]

      陈建伟, 郑平, 丁爽, 等. 环境科学学报, 2010, 30(5):947~953. 
      

  18. [18]

      陆慧锋. 耐盐厌氧氨氧化工艺性能及其机理研究. 浙江大学博士学位论文, 2015. 
      

  19. [19]

      邢雅娟. 生物除碳脱氮污泥组成、结构和性能研究. 浙江大学博士学位论文, 2015. 
      

  20. [20]

      郑照明. 中国环境科学, 2014, 34(12):3078~3085. 
      

  21. [21]

      Puspendu B, Ghangrekar M M. Bioresource Technol., 2007, 98(5):994~999. 
      

  22. [22]

      Peng A, Xu X, Yang F, et al. Biotechnol. Bioproc. Eng., 2013, 18(3):446~454. 
      

  23. [23]

      李宗义, 王海磊, 程彦伟, 等. 微生物学通报, 2003, 30(3):56~59. 
      

  24. [24]

      王志尧, 陈伟锋, 郑平. 科技通报, 2016, 32(12):216~220. 
      

  25. [25]

      李惠娟, 彭党聪, 陈国燕, 等. 环境科学, 2017, 38(7):2931~2940. 
      

  26. [26]

      McSwain B S, Irvine R L, Hausner M, et al. Appl. Environ. Microbiol., 2005, 71(2):1051~1057. 
      

  27. [27]

      王姣. 工业水处理, 2014, 34(10):59~62. 
      

  28. [28]

      高大文, 窦元, 王小龙. 北京工业大学学报, 2015(10):1462~1468. 
      

  29. [29]

      Cho S, Takahashi Y, Fujii N, et al. Chemosphere, 2010, 78(9):1129~1135. 
      

  30. [30]

      Luo J, Chen H, Han X, et al. FEMS Microbiol. Ecol., 2017, 93(6):fix021. 
      

  31. [31]

      Pereira A D, Cabezas A, Etchebehere C, et al. Environ.l Technol. Rev., 2017, 6(1):74~93. 
      

  32. [32]

      Vázquez-Padín J R, Pozo M J, Jarpa M, et al. J. Hazard. Mater., 2009, 166(1):336~341. 
      

  33. [33]

      Tomonori K, Ikuo T, Yuji O, et al. Appl. Environ. Microbiol., 2007, 73(15):4931. 
      

  34. [34]

      李祥, 黄勇, 袁怡, 等. 高校化学工程学报, 2013, (6):1078~1083. 
      

  35. [35]

      于鹏飞, 周明俊, 孙明, 等. 水处理技术, 2016, (7):25~29. 
      

  36. [36]

      Yuan L, Huang Z, Ruan W, et al. J. Chem. Technol. Biotechnol.,2015, 90(1):139~148. 
      

  37. [37]

      Molinuevo B, García M C, Karakashev D, et al. Bioresource Technol., 2009, 99(7):2171~2175. 
      

  38. [38]

      Ni S Q, Ni J Y, Hu D L, et al. Bioresource Technol., 2012, 110(110):701~705. 
      

  39. [39]

      康晶, 王建龙. 应用与环境生物学报, 2005, 11(5):604~607. 
      

  40. [40]

      王晗, 李瀚翔, 陈猷鹏, 等. 环境科学, 2019, (04):1~12. 
      

  41. [41]

      于保同, 郭瑞莉, 张金诚. 中小企业管理与科技, 2017, (13):194~196. 
      

  42. [42]

      Xing B S, Guo Q, Yang G F, et al. Sep. Purif. Technol., 2015, 147:311~318. 
      

  43. [43]

      苏杨, 于鹏飞, 傅金祥, 等. 工业水处理, 2016, 36(3):74~77. 
      

  44. [44]

      马静. 中国环境科学, 2017, 37(4):1315~1321. 
      

  45. [45]

      张晶, 张林华, 姜冬冬, 等. 中国环境科学, 2018(2):532~541. 
      

  46. [46]

      李冬, 田海成, 梁瑜海, 等. 哈尔滨工业大学学报, 2017, 49(2):6~12. 
      

• 表 1  各反应器接种不同污泥实现Anammox反应器快速启动实例

  Table 1.  Quick start of anammox reactor with different inoculating sludge in each reactor

  反应器类型	接种污泥	运行时间/d	总氮负荷	去除负荷	参考文献
  UASB	Anammox颗粒污泥	68	200mg/L	氨氮90%	[2]
  UASB	厌氧颗粒污泥	185	氨氮224mg/L	3.76kg/(m3·d)	[8]
  EGSB	好氧硝化颗粒污泥与Anammox生物膜	80	4.76kgN·m3·d-1	4.758kg N·m-3·d-1	[9]
  UASB	反硝化颗粒污泥；Anammox污泥	60		5kg/(m3·d)	[10]
  EGSB	絮状硝化污泥；Anammox颗粒污泥	58		1.237kg·N/(m-3·d)	[11]
  EGSB				90.5%	[12]
  EGSB	厌氧颗粒污泥			0.77g·g-1·d-1	[12]
  上流式反应器	厌氧颗粒污泥			6.4kg·m-3·d-1	[13]
  气提反应器	含Anammox菌的颗粒污泥		2.0kg·m-3·d-1	88%	[14]
  UASB	厌氧颗粒污泥		1.25kg·m-3·d-1	95%(氨氮)	[15]
  推流式反应器	好氧絮状污泥		2.56kg·m-3·d-1	86%	[16]

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