高氨氮废水对水源和人类健康构成巨大威胁，一直是废水处理技术中亟待解决的难题。而传统处理方法成本较高，为应对这一挑战，短程硝化-厌氧氨氧化（PN-Anammox）耦合工艺作为一种新型的生物脱氮技术受到广泛关注。该工艺首先通过硝化细菌中的氨氧化菌（AOB）将一部分NH4+-N转化为NO2--N，然后厌氧氨氧化菌（AnAOB）利用剩余的NH4+-N将NO2--N还原为N2，实现全程自养生物脱氮[1]。相较于传统生物脱氮工艺，PN-Anammox在处理氨氮浓度高、C/N低的废水时，不需要外源有机碳，减少60%的耗氧量，减少反应过程中90%的污泥产生，降低90%处置运行成本，具有显著的经济优势[2-3]，因此在高氨氮废水处理中得到广泛研究，是当前水处理领域的研究热点之一。

尽管PN-Anammox工艺具有显著优势，但其在实际应用中仍面临工艺启动困难和运行稳定性差等挑战。该工艺启动的关键是通过AOB实现NO2-稳定积累，并抑制亚硝酸盐氧化菌（NOB）的产生，防止NO2-进一步被氧化生成NO3-。同时，AOB与AnAOB之间的耦合效果决定了PN-Anammox耦合工艺的性能。而在反应器运行过程中，AOB氧化NH4+需要消耗氧气，因此应控制供氧量满足AOB的需求，在抑制NOB生长的同时维持AnAOB的活性[4]。

曝气量（AR）控制与溶解氧（DO）控制是调节供氧量的2种基本途径[5-6]。然而，单独依赖AR或DO控制启动PN-Anammox工艺，往往难以实现供氧量的精确调控。虽然DO在一定范围内与AR成正比，但是由于微生物活动利用或底物消耗，体系中的DO会与AR存在不同程度的偏差，仅依靠其中一种途径无法实现供氧量的精确调控[6]，因此需要联合使用AR和DO控制来提高供氧精度。左富民等[7]通过在序批式间歇反应器（SBR）中调控DO和曝气方式，结合外加NaNO2的调控策略，在第77天成功启动PN-Anammox工艺。Qian等[8]通过增加氨氮负荷和限氧运行，在100 d后实现PN-Anammox反应器的启动。维持体系中低DO环境是上述调控策略成功的关键之一。研究表明，与AOB相比，NOB的半饱和常数更大[9-10]，因此在低DO环境下（ρ（DO)<0.2 mg/L）处于不利竞争地位；而且AnAOB作为厌氧菌，在低DO环境下由DO产生的抑制作用是可恢复的[11]。因此，控制反应器维持低DO环境是实现PN-Anammox耦合工艺启动的关键之一。在PN-Anammox耦合工艺启动过程中由于体系中基质消耗等，虽然维持低DO环境，但是工艺处理性能随着AR的不同将有所不同。

基于此，本研究提出了一种基于AR与DO联合控制的快速启动策略，通过在低DO环境下逐步调节AR，旨在快速启动PN-Anammox耦合工艺，并探讨这一策略对反应器性能的影响，为高浓度氨氮废水的生物脱氮提供新的参考与方向。

1、材料与方法

1.1试验装置

试验采用总容积为12.0 L的SBR，装置示意如图1所示。反应器由透明亚克力塑料制成，内径为16 cm，高度为55 cm，设有水浴保温层，有效容积为9 L。反应器底部设有进水口，顶部到底部有5个等间距的取样口，并配备了搅拌与曝气装置。为确保试验过程中反应器内部保持避光条件，反应器表面完全覆盖铝箔，并通过水浴控制的方式将SBR内部温度维持在（35±2）℃。

图1试验装置示意

SBR设定的运行周期为6 h，包括进水30 min、反应270 min、沉淀30 min和出水30 min，体积交换比为33%，海绵载体填充率为25%，试验运行期间不排泥。连续试验运行参数详见表1。

1.2试验用水及接种污泥

试验用水采用人工配制的模拟废水，其成分如下：1.89 g/L (NH4)2SO4、0.57 g/L KCl、0.41 g/L NaHCO3、0.10 g/L CaCl2·2H2O、0.06 g/L MgSO4、0.10 g/L FeSO4·7H2O、0.20 g/L KH2PO4;5 mL微量元素。

表1连续试验运行参数

接种污泥取自实验室运行的PN-Anammox反应器。初始混合液悬浮固体浓度为2 500 mg/L，确保反应器在试验开始时具备足够的微生物量和活性。

1.3试验方法

(1）试验设计的总体思路。

通过逐步调节AR(100～175 L/h），在维持低DO环境下（DO<0.2mg/L），精准调控反应体系的供氧量。研究设计了3个连续阶段的试验，通过逐步增加AR，优化AOB和Anammox菌的活性，同时抑制NOB，以达到快速启动PN-Anammox工艺的目的。

(2）反应器监测与调控。

每天测定反应器进水和出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度，记录DO浓度和pH值变化。对反应器的脱氮性能进行持续评估，特别是在不同AR条件下AOB、NOB和AnAOB的活性变化。在阶段Ⅲ的第29天，由于NO2--N积累及pH值下降导致Anammox过程受到抑制，采取了关闭曝气并停止进水的措施以缓解抑制。

(3）数据采集与分析。

采集水样经过滤后分析NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度，实时监测反应器内DO浓度和p H值变化。通过基质消耗速率法测定AnAOB活性，结合试验数据，计算氨氧化、亚硝酸盐氧化及Anammox反应的速率，评估PN-Anammox工艺的启动效率。

1.4分析方法

所取进出水水样均通过0.45μm的滤膜过滤，NH4+-N浓度采用纳氏试剂比色法，NO2--N浓度采用N-(1-萘基）-乙二胺分光光度法，NO3--N浓度采用紫外分光光度法，pH值和DO浓度均采用WTW Multi 3620 IDS多参数水质测定仪。

根据文献[12]方法提取反应器中絮体和载体污泥的粗酶液，分别从反应器中取出10 mL絮状污泥和1个载体（3组平行样），使用磷酸盐缓冲液（1×，7.0）清洗3遍，置于细胞破碎仪中细胞破碎，然后在12 000 r/min、4℃条件下离心10 min，倾倒出上清液即为粗酶液。依据Lowry法[13]测定粗酶液中的蛋白质浓度，根据文献[14]方法测定粗酶液中亚铁血红素C(Heme C）的含量，根据文献[15]方法测定联氨脱氢酶（HDH）的活性。

采用扫描电镜（SEM）对载体上负载的微生物进行观察。将载体从反应器中取出并置于50 mL离心管中，添加4%的多聚甲醛于4℃冰箱中固定14 h。再用50%、60%、70%、80%、90%、100%乙醇进行梯度脱水，每次20 min。脱水完成后，进行冻干处理，随后喷金，最终将样品放置于电镜中观察。

AnAOB活性测定采用基质消耗速率法。反应器内基质含有90 mg/L NH4+-N和110 mg/L NO2--N。关闭反应器曝气装置，提供厌氧环境。连续监测420 min，每30 min取样1次。所取水样用0.45μm的滤膜过滤后测定其NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度，并记录过程中反应器pH值和DO浓度变化。以脱氮速率（mg/（L·d））表征AnAOB活性。

2、结果与讨论

2.1启动阶段的脱氮性能

反应器连续运行脱氮性能以及pH值、DO、NH4+-N、NO2--N浓度变化分别如图2、图3所示。

在阶段Ⅰ（第1～17天），控制AR为100 L/h，反应器内部DO质量浓度从阶段初的0.25～0.56 mg/L降低至阶段末的0.04～0.07 mg/L。反应器初始进水NH4+-N质量浓度为400 mg/L,TN负荷为533.3mg/（L·d），出水NH4+-N质量浓度从阶段初的187.0 mg/L降低到阶段末的136.4 mg/L，反应器阶段Ⅰ的NH4+-N去除率从51.1%提升到65.9%,TN去除率从36.1%提升到50.2%,TN去除负荷从177.4 mg/（L·d）提升到274.0 mg/（L·d）；阶段Ⅰ末的硝酸盐生成率为11.4%，接近PN-Anammox的硝酸盐生成率理论值（11.2%)[16]，结果表明阶段Ⅰ成功实现对NOB的抑制。研究表明，AOB相对于NOB对DO具有更强的亲和力[17]，因此在低DO反应体系中，NOB会逐步被淘汰，使AOB成为优势菌落。此外，由于阶段Ⅰ控制的AR较低，不足以给AOB提供充足的氧气，只有168.1 mg/L NH4+-N氧化为NO2-，同时NO2-的不足导致AnAOB消耗的反应底物NH4+-N较少。这使得体系中剩余NH4+-N浓度较高，游离氨质量浓度维持在10.0 mg/L左右。而游离氨的存在对AOB与NOB均有一定程度的抑制，但二者的抑制浓度并不相同。NOB的游离氨抑制质量浓度为0.1～1.0 mg/L,AOB的游离氨抑制质量浓度为10～150 mg/L[18]。因此，低AR条件下体系中游离氨对NOB产生抑制作用，有利于AOB成为反应体系中的优势菌落。

阶段Ⅰ末Δρ（NO3--N）/Δρ（NH4+-N）说明通过低浓度DO环境与低AR已经实现了NOB的成功抑制，但是NH4+-N去除率与TN去除率分别稳定在65.9%与50.2%，限制反应器性能的主要原因在于AOB活性不足。因此，在阶段Ⅱ（第17～25天），为了增加AOB反应活性，实现PN-Anammox耦合工艺的快速启动，将AR从100 L/h提高至150 L/h，此阶段DO质量浓度维持在0.02～0.11mg/L，出水NH4+-N质量浓度进一步降低至63.9mg/L,NH4+-N去除率稳定在84.0%,TN去除率提高至73.9%,TN去除负荷提升至398.8 mg/（L·d），脱氮性能明显增强。

图2反应器连续运行脱氮性能变化

图3反应器连续运行参数pH值、DO、游离氨和游离HNO2浓度变化

在阶段Ⅲ（第25～39天），AR进一步提升至175 L/h。该阶段初NH4+-N浓度进一步降低，但在第29天时，出水NH4+-N浓度和NO2--N浓度开始升高（图2(a）），出水pH值从7.7逐渐降低至6.9（图3(a)),TN去除率降低，说明系统Anammox过程受到抑制，导致NH4+-N和NO2--N积累。由于在该阶段运行过程中DO的质量浓度维持在0.04～0.15 mg/L，而在低DO环境下（ρ（DO)<0.2 mg/L),DO不会对Anammox过程造成不可逆的抑制作用[19]，因此Anammox过程的抑制可能是其他原因导致的。

一方面，由于该阶段提高了AR(175 L/h），可能会对一些不稳定的细菌团聚体产生冲击，使团聚体内部的AnAOB直接接触氧气，导致AnAOB活性降低。另一方面，AR给AOB提供充足氧气，将NH4+-N氧化为NO2--N，同时该过程会释放H+，而已经受到影响的AnAOB无法及时消耗NO2--N与H+，导致系统中NO2--N剩余浓度增加，pH值大幅度下降，游离HNO2质量浓度从5.8μg/L迅速增加到82.8μg/L。而游离HNO2对Anammox的半抑制浓度（IC50）只有11μg/L[20]，远远低于反应器抑制时的实际浓度，导致Anammox受到游离HNO2的严重抑制，PN-Anammox反应器脱氮性能进一步恶化。为了缓解这种抑制，采取关闭曝气同时停止进水措施，2 d内，游离HNO2质量浓度从82.8μg/L降低至4.5μg/L，低于Anammox的IC50，抑制作用缓解，反应器脱氮性能逐渐恢复。最终，反应器出水NH4+-N质量浓度降低至22.1 mg/L,NH4+-N去除率稳定在94.5%,TN去除率稳定在77.6%,TN去除负荷达到423.5 mg/（L·d），在39 d内成功实现了PN-Anammox反应器的快速启动。

2.2功能菌活性变化

AOB、NOB与AnAOB原位活性历时变化和活性试验结果如图4所示。

由图4(a）可知，随着AR的提升，AnAOB与AOB原位活性均明显增加，而且AnAOB与AOB原位活性变化存在明显的正相关关系，表明系统脱氮性能受限于AOB活性的判断正确。对于系统被抑制期间（第29～34天），AOB的原位活性基本没有变化，维持在312.5 mg/（L·d）。虽然AnAOB的原位活性出现明显下降，4 d内从466.6 mg/（L·d）下降到232.3 mg/（L·d），但在解除抑制操作之后，AnAOB的原位活性又迅速恢复到原来的水平。因此系统脱氮性能恶化，主要是因为AnAOB受到抑制，而且由于解除抑制操作较为及时，也并未对AnAOB的原位活性产生影响，系统脱氮性能快速恢复。在PN-Anammox耦合工艺成功启动后，根据化学计量关系估算得出AOB、NOB和AnAOB的原位活性分别为312.5、25.6和477.0 mg/（L·d），此时NH4+-N去除率达到94.5%,TN去除率达到77.6%。与此同时，如图4(b）所示，由活性试验可以得出AnAOB的最大活性达到929.3 mg/（L·d),AnAOB仅发挥出最大活性的51.3%，表明系统仍有较强的脱氮潜力，具备一定的抗负荷冲击能力。

图4 AOB、NOB与AnAOB原位活性历时变化和活性试验结果

2.3载体上AnAOB的富集

AnAOB属于革兰氏阴性菌，大多呈不规则球状[21]。由于AnAOB生长缓慢，世代周期长，维持AnAOB在反应器中的生物量至关重要[22]。海绵载体可以作为生物膜附着生长的载体，有助于减少污泥流失，并且促进AnAOB的富集[21]。向SBR中添加海绵载体，填充率为25%，在反应器运行至第37天，通过SEM观察到载体上的部分区域已成功附着微生物，载体成功挂膜，结果如图5所示。

Heme C是AnAOB功能酶的重要辅酶[23]，而HDH则是AnAOB特有的功能酶[24]。絮体与载体污泥上的Heme C含量和HDH活性的试验测定结果如图6所示。絮体污泥的Heme C含量与HDH活性分别为0.92 mmol/g与0.02μmol/（g·min），而载体污泥的Heme C含量与HDH活性分别为1.21mmol/g与0.09μmol/（g·min），分别是絮体污泥的1.3倍与4.5倍，这表明载体污泥中AnAOB的相对含量更高。对于成熟的PN-Anammox载体来说，AOB主要分布于载体外层消耗氧气，维持载体内部缺氧或无氧环境，有利于AnAOB生长富集[25]，因此，载体上的生物膜在面对曝气等环境冲击时具备更好的抗冲击能力[26]，有利于反应器稳定运行。

图5载体上厌氧氨氧化细菌的SEM图片

图6絮体污泥与载体污泥中Heme C含量与HDH活性

3、结论

(1）通过AR与DO联合控制启动策略，在维持低浓度DO(<0.2 mg/L）环境下，通过逐步调节AR(100～175 L/h）仅用时39 d即在SBR中成功启动PN-Anammox耦合工艺。在进水TN负荷为533.3 mg/（L·d),DO的质量浓度为0.04～0.15 mg/L,AR为175 L/h的条件下，PN-Anammox耦合工艺表现出最佳的脱氮性能，NH4+-N去除率达到94.5%,TN去除率达到77.6%,TN去除负荷达到423.5 mg/（L·d）。相较于其他研究中较长的启动时间，本研究大幅缩短了启动时间，表明该策略在快速启动PN-Anammox工艺中具有显著优势。此外，该工艺在特定条件下表现出较高的脱氮性能，表明其在高氨氮废水处理中具有良好的应用前景。

(2）在低DO环境下，AOB与AnAOB原位活性均随着AR的提升明显增强，这进一步验证了联合控制策略在优化微生物活性方面的有效性。在PN-Anammox耦合工艺成功启动后，AOB、NOB和AnAOB的原位活性分别为312.5、25.6和477.0 mg/（L·d），而且AnAOB仅发挥出最大活性（929.3 mg/（L·d））的51.3%，表明系统仍有较强的脱氮潜力，具备一定的抗负荷冲击能力。

(3）载体污泥中AnAOB的相对含量更高，其Heme C含量与HDH活性分别为1.21 mmol/g与0.09μmol/（g·min），分别是絮体污泥的1.3倍与4.5倍。投加载体有利于AnAOB生长富集。此外，载体上的生物膜在面对曝气等环境冲击时具备更好的抗冲击能力，有利于反应器稳定运行。

(4）本研究通过联合控制AR与DO，实现了PN-Anammox耦合工艺的快速启动，并提升了工艺的脱氮性能。未来研究仍需进一步探讨如何在复杂环境条件下保持工艺的长期稳定性，尤其是在面对不同负荷冲击和多样化废水类型时的适应性问题。

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文章来源:李林曦,张子锟,李晓,等.短程硝化-厌氧氨氧化工艺的快速启动策略研究[J].工业用水与废水,2024,55(06):40-46.