傳統(tǒng)的硝化和反硝化工藝處理低氨氮廢水時需要大量的能源和碳源，而近年來在生物自養(yǎng)脫氮領(lǐng)域受到廣泛關(guān)注的部分亞硝化（PN）和厭氧氨氧化（anammox，簡稱A）組合工藝具有節(jié)省能耗和污泥產(chǎn)量低等優(yōu)點。兩段式PN/A工藝，即按PN段與A段適宜的環(huán)境條件將其分置于不同反應(yīng)器，耦合完成從廢水中脫除氨氮的過程，其中PN段將NH4+-N部分氧化成NO2--N，當(dāng)出水NO2--N/NH4+-N值為1.0~1.32時即可作為A段反應(yīng)器進水。已有的研究表明，無論高氮還是低氮進水，A段均可獲得較好的脫氮效果；但是對于PN段，目前只有高氨氮廢水可以通過控制游離氨（FA）和游離亞硝酸來實現(xiàn)和維持，低氨氮廢水由于FA不足往往不能穩(wěn)定維持。盡管有學(xué)者提出氯酸鉀可以作為NOB抑制劑來實現(xiàn)PN，但目前缺乏其對微生物群落影響及出水對后續(xù)A段脫氮性能影響的研究。由于亞硝酸鹽氧化菌（NOB）在20~28℃溫度區(qū)間的生長速率高于氨氧化菌（AOB），所以探討溫度對PN過程的影響也至關(guān)重要。為此，筆者以兩段式PN/A反應(yīng)器為研究對象，探討添加氯酸鉀條件下溫度變化對PN段穩(wěn)定性的影響，并考察PN段出水對A段的影響，以期為兩段式PN/A工藝處理低氨氮廢水提供參考。
1、材料與方法
1.1 試驗裝置
部分亞硝化采用實驗室規(guī)模的連續(xù)流生物濾柱反應(yīng)器，該裝置由內(nèi)徑為5cm、總高度為50cm（包括8cm的錐體高度和42cm的柱體高度）的有機玻璃制成，總有效容積為0.75L。反應(yīng)器內(nèi)部填充直徑為10mm、高為10mm、孔隙率為82%的有機填料，由底部進水、頂部出水，并在柱體距離進水口20cm和32cm處設(shè)置兩個取樣口。反應(yīng)器底部設(shè)置曝氣頭，外連氣泵并由流量計控制氣量。反應(yīng)器外部設(shè)有加熱系統(tǒng)，確保內(nèi)部水溫可以調(diào)節(jié)。
厭氧氨氧化采用與PN相同的連續(xù)流生物濾柱反應(yīng)器，外部設(shè)有加熱系統(tǒng)，控制內(nèi)部水溫為（30±1）℃，整個反應(yīng)器完全避光。
1.2 試驗用水和接種污泥
兩個反應(yīng)器均采用模擬廢水。其中，PN段反應(yīng)器進水由NH4Cl提供唯一氮源，啟動階段保持進水NH4+-N濃度為105mg/L，之后維持在60mg/L；其他組分包括：KH2PO4·2H2O（0.08g/L）、CaCl2·2H2O（0.10g/L）、MgSO4·7H2O（0.10g/L）、KHCO（31.25g/L）、微量元素Ⅰ和Ⅱ（各1mL/L）；進水pH保持在7.8~8.2之間。A段反應(yīng)器啟動階段進水NH4+-N和NO2--N濃度均為25mg/L，分別由NH4Cl和NaNO2配制；其他組分包括：KH2PO4·2H2O（0.01g/L）、CaCl2·2H2O（0.01g/L）、MgSO4·7H2O（0.10g/L）、KHCO3（0.4g/L）、微量元素Ⅰ和Ⅱ（各1mL/L）。
PN段反應(yīng)器的接種污泥取自西安市某污水處理廠好氧段，其MLVSS/MLSS為0.62。A段反應(yīng)器接種污泥的厭氧氨氧化活性為0.10gN/（gVSS·d），氮去除負荷（NRR）為1.44kgN/（m3·d）。
1.3 試驗設(shè)計
PN段反應(yīng)器分為啟動期（Ⅰ）、低氨氮運行期（Ⅱ）、負荷提升期（Ⅲ）、氯酸鉀強化期（Ⅳ）和氯酸鉀強化降溫期（Ⅴ和Ⅵ），具體運行參數(shù)如表1所示。根據(jù)進水氨氮濃度和有關(guān)文獻確定氯酸鉀添加量為1mmol/L。
A段反應(yīng)器的HRT為1h，啟動成功后，在PN段反應(yīng)器運行200d時，將兩個穩(wěn)定運行的反應(yīng)器串聯(lián)耦合，PN段出水經(jīng)沉淀后進入A段反應(yīng)器。
1.4 采樣與測定
水樣的采集與測定：每天采集PN和A段反應(yīng)器的進出水水樣，并在PN段反應(yīng)器的氯酸鉀強化期結(jié)束時取沿程20cm和32cm處的水樣。水樣分析前過0.45μm濾膜，按國家標準方法測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度。溫度使用水銀溫度計測定，pH采用雷磁pH計測定。
污泥采集與測定：MLSS和MLVSS采用重量法測定。試驗結(jié)束后，分別采集PN段反應(yīng)器0~20、20~47cm處的生物膜和活性污泥，根據(jù)Kristensen等的方法測定氨氧化速率（AUR）和亞硝酸鹽氧化速率（NUR）。
高通量測序：運行206d后，通過高通量測序技術(shù)分析PN段反應(yīng)器0~20cm處活性污泥和生物膜中的微生物群落。使用試劑盒OMEGAKit（Life，USA）提取DNA，并通過瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的完整性。采用Qubit2.0DNA檢測試劑盒（Life，USA）準確定量基因組DNA，利用341F和806R引物進行PCR擴增。
1.5 計算方法
亞硝酸鹽氮積累率（NAR）按照式（1）計算，氮負荷（NLR）按照式（2）計算。
式中：NO2--Neff為PN段出水NO2--N濃度，mg/L；NO3--Neff為PN段出水NO3--N濃度，mg/L；TNinf為PN段進水TN濃度，mg/L；HRT為水力停留時間，h。
2、結(jié)果與討論
2.1 PN段反應(yīng)器的啟動及運行
2.1.1 反應(yīng)器啟動及運行效果
PN段反應(yīng)器在整個試驗期間的運行效果如圖1所示。階段Ⅰ進水NH4+-N濃度為105mg/L，曝氣量逐步提高，第13天時NH4+-N去除率為59.65%，NAR達到99%，認為PN段反應(yīng)器啟動成功。階段Ⅱ降低進水NH4+-N濃度至60mg/L，維持曝氣量在20mL/min，當(dāng)NLR平均為0.75kgN/（m3·d）時，NAR高達100%，出水NO2--N/NH4+-N值維持在1.0~1.32之間，可滿足A段進水水質(zhì)要求，認為PN段反應(yīng)器在低氨氮濃度下實現(xiàn)了穩(wěn)定運行。
階段Ⅲ增加曝氣量以應(yīng)對提高的NLR，此時出水NO3--N濃度逐漸上升，NAR逐漸降至12.31%。為此在第63天和第116天再次接種經(jīng)33℃馴化后AUR/NUR分別為4.34和3.52的污泥各120mL進行生物強化，并降低曝氣量，結(jié)果表明部分亞硝化并未恢復(fù)。
階段Ⅳ，在進水加入1mmol/L氯酸鉀，NH4+-N去除率驟降至24.27%，表明氯酸鉀抑制了系統(tǒng)中AOB活性，這與李培根等的研究結(jié)果相似。逐漸增大曝氣量至80mL/min，NAR逐漸升至76.07%，NH4+-N平均去除率為56.97%，出水NO2--N/NH4+-N可維持在1.0~1.32之間，而TN損失率由39.38%驟降至3.14%。在階段Ⅴ，將溫度降至25℃，NH4+-N去除率、NAR以及出水NO2--N/NH4+-N值均有所降低，提高曝氣量至85mL/min后，NAR能夠達到83%以上，且出水NO2--N/NH4+-N值穩(wěn)定維持在1.0~1.32之間。在階段Ⅵ，繼續(xù)降溫至20℃，類似上述現(xiàn)象出現(xiàn)，提高曝氣量至90mL/min運行21d后，NH4+-N平均去除率和NAR分別為57.20%和85.93%，出水NO2--N/NH4+-N值穩(wěn)定維持在1.0~1.32之間。由此可知，本試驗通過持續(xù)添加氯酸鉀可緩解溫度降低引起的不利影響，簡單方便且快速有效。
綜上，在30℃下當(dāng)進水氨氮濃度較高時可快速啟動PN段反應(yīng)器，進水氨氮濃度降低后可短期維持PN穩(wěn)定運行，通過縮短HRT來提高NLR會直接破壞PN的穩(wěn)定性，但是添加1mmol/L氯酸鉀可以維持PN的穩(wěn)定性，且提高曝氣量可減小PN受溫度的影響。
2.1.2 氯酸鉀強化期的沿程水質(zhì)變化
圖2為相同氮負荷下氯酸鉀強化期PN段反應(yīng)器沿程NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度及NAR變化。
由圖2可知，NH4+-N的轉(zhuǎn)化及NO2--N的積累主要發(fā)生在0~20cm區(qū)段。從階段Ⅳ到階段Ⅵ，濾柱沿程的NO2--N濃度逐漸增高，NO3--N濃度逐漸減少，表明氯酸鉀的持續(xù)添加更有利于NO2--N的積累，因此NAR持續(xù)增加。
2.1.3 活性污泥和生物膜活性
試驗結(jié)束時測定了PN段反應(yīng)器內(nèi)不同區(qū)段的活性污泥和生物膜硝化活性。在0~20cm處，活性污泥的AUR和NUR分別為717.36和83.28mgN/（gVSS·d），生物膜的AUR和NUR分別為528.96和117.12mgN/（gVSS·d）；在20~47cm處，活性污泥的AUR和NUR分別為348.72和105.36mgN/（gVSS·d），生物膜的AUR和NUR分別為319.68和150.96mgN/（gVSS·d）。由此可知，0~20cm區(qū)段的活性污泥具有最高的AUR和最低的NUR，AUR/NUR值為8.61，生物膜的AUR/NUR值為4.52，表明氯酸鉀強化對提高系統(tǒng)AUR/NUR值的效果顯著。與20~47cm區(qū)段相比，0~20cm區(qū)段活性污泥和生物膜的AUR均明顯較高，這與該區(qū)段氨氮負荷較高有關(guān)，也與沿程水質(zhì)監(jiān)測情況一致。
2.1.4 高通量測序結(jié)果分析
PN段反應(yīng)器0~20cm區(qū)段生物膜和活性污泥屬水平上的細菌相對豐度如圖3所示。
從圖3可以看出，生物膜和活性污泥中的菌種類型較為相似。主要的AOB功能菌屬Nitrosomonas的相對豐度位列第二，在生物膜中所占比例為7.70%，而在活性污泥中達到9.60%，這歸因于氧氣在活性污泥中的傳質(zhì)阻力小于生物膜。檢測出的NOB菌屬unidentified_Nitrospiraceae在生物膜中的占比為1.07%，而在活性污泥中的占比為0.79%，表明添加氯酸鉀能夠顯著抑制NOB菌屬。此外，Denitratisoma、Lactobacillus、Pseudomonas、Rhodobacter等重要的反硝化菌屬在系統(tǒng)脫氮中也發(fā)揮著重要作用�？傊�，該反應(yīng)器中微生物群落結(jié)構(gòu)雖然較為復(fù)雜，但實現(xiàn)部分亞硝化的AOB菌群仍占據(jù)優(yōu)勢地位。
2.2 氯酸鉀強化部分亞硝化耦合厭氧氨氧化
如前所述，氯酸鉀強化PN出水NO2--N/NH4+-N值穩(wěn)定維持在1.0~1.32之間，以該出水作為A段反應(yīng)器進水，運行性能如圖4所示（此時A段反應(yīng)器已啟動成功，TN去除率為73.19%）。
由圖4可知，進水氨氮和亞硝態(tài)氮濃度基本保持1∶1的比例，但在運行24h后TN去除率驟降為16.33%，此后維持在5.07%左右，NRR由初始的0.85kgN/（m3·d）降至0.07kgN/（m3·d）。氯酸鹽作為一種氧化劑，在PN段反應(yīng)器中可以為硝化菌提供一定的電子受體，但是其在PN段反應(yīng)器的還原產(chǎn)物及其殘留物質(zhì)對后續(xù)的A段產(chǎn)生了破壞性影響。盡管Xu等通過添加氯酸鉀能夠快速啟動好氧硝化顆粒污泥系統(tǒng)的短程硝化反硝化，但本研究表明，氯酸鉀并不適宜作為PN/A工藝中NOB的抑制劑。
3、結(jié)論
①部分亞硝化反應(yīng)器進水添加1mmo/L氯酸鉀，對AOB和NOB均有抑制作用，但是對AOB的抑制可以通過提高曝氣量消除，在溫度為20℃、NLR為1.44kgN/（m3·d）的條件下，出水NO2--N/NH4+-N值可穩(wěn)定保持在1.0~1.32之間，滿足后續(xù)厭氧氨氧化反應(yīng)的進水氮基質(zhì)要求。
②氯酸鉀強化對提高PN系統(tǒng)AUR/NUR值的效果顯著，高通量測序結(jié)果表明，0~20cm區(qū)段AOB的主導(dǎo)菌屬Nitrosomonas在生物膜及活性污泥中的占比分別為7.70%和9.60%，但NOB的主導(dǎo)菌屬unidentified_Nitrospiraceae在生物膜及活性污泥中的占比分別為1.07%和0.79%。
③兩段式部分亞硝化/厭氧氨氧化（PN/A）反應(yīng)器處理低氨氮廢水時，添加氯酸鉀雖然可以形成穩(wěn)定的PN出水，但該出水使anammox反應(yīng)器的NRR由0.85kgN/（m3·d）降至0.07kgN/（m3·d），表明氯酸鉀并不適宜作為PN/A工藝中NOB的抑制劑。（來源：西安建筑科技大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院，中國電建集團西北勘測設(shè)計研究院有限公司）
