氮负荷波动对厌氧氨氧化/反硝化协同脱氮效能影响

王弄潮，王建芳，2，3，骆子琛，胡俊彤

（1.苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏苏州 215009；2.城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室，江苏苏州 215009；3.江苏高校水处理技术与材料协同创新中心，江苏苏州 215009）

厌氧氨氧化工艺以亚硝酸盐为电子受体，在厌氧条件下将氨氮转化为氮气，无需曝气和外加有机碳源，污泥产率低，运行操作简单〔1−2〕，是最有前景的可持续低碳生物脱氮技术，也是实现碳中和、污水处理产能的重要环节〔3〕。近些年，基于厌氧氨氧化的自养脱氮技术在全球被广泛应用于工业废水和城市污水处理〔4−5〕。

厌氧氨氧化工艺也存在局限性，如亚硝酸盐与氨氮的比例需严格控制在合理范围内，厌氧氨氧化菌世代周期长，应对负荷冲击的能力相对较弱，反应产生的硝酸盐无法满足日益严格的排放标准，需要进一步反硝化脱氮〔6〕。因此，研究者致力于将部分反硝化或反硝化与厌氧氨氧化耦合，实现彻底脱氮〔7−8〕。有研究表明〔9−10〕，厌氧氨氧化菌与反硝化菌共生于同一个反应器内时，若COD浓度过高，异养反硝化菌菌群竞争优势显著强于厌氧氨氧化菌，会与厌氧氨氧化菌竞争底物亚硝酸盐，出现竞争性抑制；所以只有COD处于相对较低的浓度，异养反硝化菌与厌氧氨氧化菌才可能产生协同作用，从而有效提高系统的总氮去除率〔11−12〕。由于厌氧氨氧化菌生长速率远低于反硝化菌，维持厌氧氨氧化菌在底物竞争中的优势地位至关重要〔13−15〕。两类微生物间的协同培养以及负荷冲击对协同体系效能的影响尚不明确。尤其是在实际废水处理工程中，进水基质浓度波动的情况非常普遍〔16〕，对反应器的运行调控提出了挑战。

基于此，本研究采用厌氧氨氧化菌和反硝化菌分步培养法，使同一反应器中两类功能微生物协同生长，探究进水总氮负荷（NLR）波动对系统脱氮性能以及厌氧氨氧化菌与反硝化菌活性的影响，及胞外聚合物（EPS）对系统反应活性的响应规律，以期为该工艺的实际工程应用提供技术理论支撑和运行参数。

1 实验材料与方法

1.1 实验装置

本实验采用有机玻璃制成的厌氧折流板反应器，无需大规模改变污水处理厂的构造，有利于工程推广应用。实验装置如图1所示，A1～A3为反应区，内设机械搅拌，使泥水充分混合，A4为污泥沉淀区，污泥回流比为1∶2。反应器置于室温环境下，外部用黑色塑料袋全包裹。

图1 实验装置示意Fig. 1 Schematic of the experimental reactor

为了给异养反硝化提供稳定的底物，同时防止反硝化对厌氧氨氧化活性产生抑制，本研究采用分步法，先启动厌氧氨氧化，待性能稳定后，进一步实现异养反硝化。反应器启动时，室温为23.6 ℃左右，反应器水温度为18.2 ℃，水力停留时间（HRT）为10 h，进水NLR为0.24 kg/（m3·d）。

1.2 接种污泥及配水

厌氧氨氧化污泥和反硝化污泥按照体积比2∶1的比例混合接种，分别取自实验室−4 ℃条件长期储存的厌氧污泥。接种后混合污泥质量浓度为5 300 mg/L，颜色呈黑色，SVI为103.8 mL/g，沉降性能较差。

本实验采用人工配水，以氯化铵和亚硝酸钠作为氮源，以葡萄糖作为有机碳源，通过投加NaHCO3调节进水pH，并添加适量的磷酸盐和微量元素〔17〕。

1.3 实验方案

本研究分为3个部分，具体实验方案如下：

第1部分为厌氧氨氧化启动，无外加有机碳源。第2部分探究厌氧氨氧化性能提升以及与反硝化协同，进水投加葡萄糖控制C/N为0.65，进水氨氮和亚硝酸盐质量浓度分别逐步提高到235 mg/L和320 mg/L左右，NLR逐渐提高到2.20 kg/（m3·d）左右。两部分实验进水pH始终保持在7.7左右，具体工况见表1。

表1 第1、2部分实验运行工况Table 1 Operating conditions in part I and Ⅱ

第3部分重点考察进水NLR波动对系统脱氮效能以及功能微生物活性的影响。实验过程中，进水C/N维 持 在0.65，HRT维 持 在6 h，pH稳 定 在7.7左右。该部分分为4个阶段，探讨了4个工况条件下NLR的波动情况，具体工况见表2。

表2 第3部分反应器的运行工况Table 2 Reactor operating conditions in partⅢ

以24 h为周期，进水NLR以2.20 kg/（m3·d）为基准，改变进水基质浓度。其中前12 h进水NLR降至较低水平，分别为1.80、1.16、0.56、0.10 kg/（m3·d），后12 h进水NLR恢复至2.20 kg/（m3·d）。每种进水负荷波动的工况连续运行28 d，并在每个进水负荷波动工况结束后，反应器在稳定条件下〔NLR稳定在2.20 kg/（m3·d）〕运行，以探讨进水负荷波动后的系统恢复情况。

1.4 分析方法

NH4+−N采用纳氏试剂法；NO2−−N采用N−（1−萘基）−乙二胺分光光度法；NO3−−N采用紫外分光光度法；pH采用雷磁PHB−4便携式pH计测定；MLSS和MLVSS采 用重 量 法；EPS提 取 采 用甲 醇−NaOH法，其中蛋白质（PN）和多糖（PS）组分分别采用Lowry法和改进苯酚−硫酸法测定〔18〕。

1.5 批次实验

为了考察氮负荷波动对污泥中功能微生物活性的影响，在每个进水负荷波动工况末期取出泥样进行批次实验。取一定量污泥，清洗后加入250 mL蓝盖瓶中，加入基质溶液定容至250 mL，经氮气吹脱后密封，置于转速180 r/min的30 ℃恒温摇床中，使泥水充分混合。间隔一定时间，取上清液测定各态氮素浓度，计算相应物质的转化速率。

1.6 计算方法

系统内厌氧氨氧化菌和反硝化菌对氮的去除贡献分别为CA和CD，具体计算参照公式（1）～（2）。批次实验中厌氧氨氧化脱氮速率和反硝化脱氮速率分别用q（TN−AMX）和q（TN−DEN）表示，见公式（3）～（4）。

其 中，ΔNO2−−N、ΔNH4+−N和ΔNO3−−N分 别 为NO2−−N、NH4+−N和NO3−−N变 化 质 量 浓 度（mg/L），t为反应时间（h），MLVSS表示混合液挥发性悬浮固体质量浓度（mg/L）。

2 结果与讨论

2.1 厌氧氨氧化性能启动

NO2−−N是厌氧氨氧化菌的抑制性底物，当体系中厌氧氨氧化活性相对较低时，过高的NO2−−N浓度会抑制厌氧氨氧化菌活性〔19〕，采用较低的进水NLR启动有利于厌氧氨氧化污泥驯化〔20〕。第1部分为厌氧氨氧化启动，期间反应器性能变化见图2。

图2 第1部分实验反应器性能变化Fig. 2 Reactor performance changes of the part I

由图2可知，第6天出现总氮损失，随着反应器的运行，出水NH4+−N和NO2−−N的浓度不断下降，总氮去除率逐渐提升，表明反应器内发生厌氧氨氧化反应。第38天，出水NH4+−N、NO2−−N质量浓度分别降至3.2、2.0 mg/L，总氮去除率达到80.5%，表明厌氧氨氧化性能启动成功。

f值 为 氮 素 转 化 比例（即ΔNO2−−N/ΔNH4+−N和ΔNO3−−N/ΔNH4+−N），启动过程中，ΔNO2−−N/ΔNH4+−N和ΔNO3−−N/ΔNH4+−N分 别 在1.32和0.26附近 波 动，符合厌氧氨氧化反应计量关系，表明系统内以厌氧氨氧化脱氮为主〔21〕。厌氧氨氧化是嗜酸反应，本研究进水pH控制在7.7左右。随着厌氧氨氧化性能的提升，出水pH逐渐升高，稳定在8.2左右。相对于进水，反应器出水pH提升了0.5左右，这与Huosheng LI等〔22〕报道的结果类似。待系统性能稳定后，第45天将HRT调至8 h，系统性能并未出现明显波动，表明系统稳定性较强。

2.2 反应器厌氧氨氧化与反硝化协同效能研究

反硝化菌和厌氧氨氧化菌的生态位不完全一致，过高的有机碳源会导致反硝化菌与厌氧氨氧化菌竞争底物，抑制厌氧氨氧化菌的生长〔23〕。王振毅等〔24〕认为在上流式厌氧生物滤池反应器中控制C/N为0.5，厌氧氨氧化耦合反硝化的脱氮效果最佳，张诗颖等〔25〕认为C/N为1时，采用ABR反应器的系统处理效果最佳。由此可得，较低的C/N并不会影响厌氧氨氧化与反硝化的协同作用，本实验采用介于两者之间的C/N（0.65）促进厌氧氨氧化与反硝化耦合的实现。提高微生物富集度是生物反应器提高负荷冲击耐受度的重要因素，本研究在固定C/N的条件下，通过同比例提高进水氨氮和亚硝酸盐的浓度来提升NLR，促进厌氧氨氧化菌富集的同时，拟探讨厌氧氨氧化与反硝化协同脱氮效能。

提高进水负荷的过程中，氮的转化和COD的变化见图3。

图3 第2部分反应器性能变化Fig. 3 Reactor performance changes of the Part Ⅱ

由图3可知，第10天，进水COD为125 mg/L左右，COD去除率85.1%，但此时ΔNO3−−N/ΔNH4+−N比值仍在0.26周围波动，说明反应器中尚未出现显著的反硝化，COD的消耗主要由于体系中异养微生物生长〔26〕。随着反应器运行，去除率逐渐升高并稳定在90%左右。第16天，总氮去除率达到90.6%，高于厌氧氨氧化反应的理论值89%。同时ΔNO3−−N/ΔNH4+−N下降至0.1左右，远低于0.26，表明系统中有反硝化反应发生。ΔNO2−−N/ΔNH4+−N仍趋近于1.32，且NH4+−N和NO2−−N的去除率分别为95.0%和96.3%，说明反硝化菌的生长基本未对厌氧氨氧化菌活性造成竞争性抑制。

为了抑制亚硝酸盐的毒性，待进水NO2−−N质量浓度提高至320 mg/L后，在第37天，通过降低HRT至6 h，提升NLR至2.20 kg/（m3·d）。反应器运行一周后，系统脱氮效率达到95.5%。如图3（d）所示，在提升NLR过程中，反硝化对氮的去除贡献由2.6%（第1天）逐渐升高到11.0%（第45天），厌氧氨氧化菌与反硝化菌协同作用，有效地提高了总氮去除效能。此时，系统内的NRR几乎与NLR一致。

2.3 进水负荷波动对系统效能影响研究

2.3.1 进水负荷波动对系统脱氮效能影响

进水水质波动易导致污水处理系统性能不稳定，负荷波动对厌氧氨氧化/反硝化协同系统稳定性的影响尚不太明确。本研究考察不同NLR波动对脱氮效能的影响，具体性能变化见图4。

图4 负荷波动对系统运行效能影响Fig. 4 Impact of load fluctuations on system operating efficiency

由图4可知，A和B阶段，总氮负荷波动幅度分别 为0.40 kg（/m3·d）和1.04 kg（/m3·d），经 历28 d的水质波动过程，期间反应器性能并未发生明显变化。NH4+−N、NO2−−N和总氮的平均去除率分别为97.2%、99.2%和97.1%。ΔNO3−−N/ΔNH4+−N一 直 处于较低水平（＜0.1），ΔNH4+−N/ΔNH4+−N处于1.32附近，表明A和B阶段负荷波动幅度对厌氧氨氧化和反硝化协同作用的影响较小。

C和D阶段，NLR波动幅度分别达到1.64 kg/（m3·d）和2.10 kg/（m3·d），系统脱氮性能出现较大幅度的变化。C阶段，进水负荷波动初期，总氮去除率最高下降15.8%。图4（c）显示，出水NO3−−N浓度未出现上升，但NH4+−N和NO2−−N去除率均出现较为明显的下降〔图4（a）和图4（b）〕，系统性能下降可能是由于厌氧氨氧化活性降低引起的。随着反应器的运行，系统逐渐适应该工况，NH4+−N和NO2−−N去除率 出现上升趋势，第85天，总氮去除率恢复至94.5%左右，但相较于A和B阶段（均值为97.1%）略有下降。系统在恢复期运行10 d后回到负荷波动前水平，脱氮效能恢复至98.4%左右。

D阶段，系统性能表现出与C阶段相同的趋势，但本阶段系统性能受到的抑制更为显著。各形态氮素的去除率较C阶段下降更多，负荷波动初期总氮去除率下降至70%以下，系统适应该工况耗时19 d，长于C阶段（11 d），在适应该工况后总氮去除率仅能达到85.7%左右，远低于前3个阶段，意味着负荷波动幅度越大，系统活性下降越明显，系统性能也越难以恢复。同时由图4（d）可以看出，第115天，本阶段厌氧氨氧化对氮的去除贡献下降至54.8%，进一步证实了系统性能的下降主要源于厌氧氨氧化的性能受到抑制。ΔNO2

−−N/ΔNH4+−N比值远高于1.32，这是由于NO2−−N可作为异养反硝化的底物，所以NO2

−−N消耗量略高于NH4+−N〔27−29〕，在厌氧氨氧化活性受到抑制时表现更甚。出水硝酸盐浓度一直处于较低水平（＜2 mg/L），ΔNO3

−−N/ΔNH4+−N比值也趋近于0，表明系统负荷波动对反硝化性能无显著影响，有效缓解了负荷波动对系统性能的抑制。反硝化性能的稳定性有利于耦合系统应对负荷变化〔30−31〕，有利于提高协同脱氮效能和系统的稳定性。本阶段，系统在恢复期运行18 d，总氮去除率恢复到96.0%，耗时最长。

2.3.2 功能微生物活性及EPS变化特征

反应器的运行效能表明，进水氮负荷波动对厌氧氨氧化菌与反硝化菌两类微生物产生了不同的影响。本研究通过批次实验探究氮负荷波动对功能微生物活性的影响，结果见图5。

图5 负荷波动工况下厌氧氨氧化和反硝化比降解速率的变化Fig. 5 Variation of anammox and denitrification ratio degradation rates under fluctuating load conditions

由图5可知，在不同的负荷波动阶段，厌氧氨氧化 和 反 硝 化 活 性 的 变 化 有 着 明 显 差 异。q（TN−AMX）从35.57 mg/（g·h）降 低 至24.11 mg/（g·h），q（TN−DEN）从12.62 mg/（g·h）增加到16.76 mg/（g·h），厌氧氨氧化菌和反硝化菌活性变化呈现完全相反的趋势，较高的负荷波动可能导致厌氧氨氧化菌活性被抑制，且负荷波动幅度越大抑制作用越明显。充足的底物浓度促进了反硝化菌的增长，反硝化菌表现出更强的适应性，因此q（TN−DEN）是不断升高的，与Shun ZHOU等〔8〕的研究结果类似。每个负荷波动阶段，q（TN−AMX）总是高 于q（TN−DEN），即厌 氧 氨 氧 化菌始终处于优 势 地 位，所以在日常出水中，厌氧氨氧化菌对氮的去除贡献一直高于反硝化菌。简而言之，负荷波动会抑制厌氧氨氧化菌活性，从而导致系统性能受损，反硝化菌的高增长率和强适应性有利于加强厌氧氨氧化耦合反硝化系统的稳定性。

EPS是微生物在生长过程中分泌的附着在其表面，用于自我保护和互相黏附的一种黏性物质，其与污泥颗粒化程度有着相关性〔32〕。NLR冲击过程中，EPS的变化可以有效反映系统对外界环境变化的适应性。蛋白质（PN）和多糖（PS）是EPS的主要组成部分〔33〕，两者占EPS总量的90%以上。本研究测定PN和PS，以两者总和代表EPS，结果见表3。

表3 EPS组分的变化Table 3 Changes in the content of extracellular polymer fractions

由表3可知，微生物通过分泌更多的EPS对抗环境变化带来的负面影响，第145天污泥EPS为88.3 mg/g，约是第1天的2.2倍。同时PN的增长速度相对较快，所以PN/PS从1.6增加到3.4，污泥表面疏水性增强，有利于污泥颗粒化。宋成康等〔34〕认为，当受到环境胁迫时，微生物能够通过分泌PN来应对。可以推测，EPS的增长，尤其是PN的增长对耦合系统中菌群的生长及活性维持有重要影响。

3 结论

（1）维持C/N为0.65，通过调控进水基质浓度和HRT的方式，不断提升负荷，有利于在ABR反应器分步实现厌氧氨氧化菌和反硝化菌的培养，50 d左右可实现厌氧氨氧化与反硝化协同脱氮，总氮去除率可达95.8%。

（2）该系统稳定性良好，NLR波动值低于1.04 kg/（m3·d）时，对工艺脱氮性能无显著影响。负荷变化幅度越大，系统性能下降越显著，主要是厌氧氨氧化菌活性受损，反硝化菌活性基本不受影响，反硝化耦合厌氧氨氧化协同脱氮可有效提升系统的稳定性。

（3）系统经历进水负荷波动冲击后可恢复，负荷波动幅度越大，系统性能恢复时间越长。EPS和PN/PS对系统负荷冲击有较好的响应规律，氮负荷波动时，微生物分泌EPS，有助于其应对氮负荷波动。