全程自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON)工艺已被证明是一种经济高效的方法^[1]。CANON工艺依赖于好氧氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)和厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)这两种细菌^[2]，而亚硝酸盐氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)的生长严重影响了工艺性能^[3]。有研究表明^[4]大部分NOB生长于直径为2.5~22.5 μm的微生物聚集体中，这说明NOB在较小尺寸的污泥中更容易生长^[5]。Li等^[6]基于这一发现，通过排出老化的絮状污泥来抑制部分亚硝化- 厌氧氨氧化(partial nitritation-Anammox，PNA)工艺中的NOB，结果显示，当絮状污泥的污泥停留时间(sludge retention time，SRT)为20 d时，选择性排放絮状污泥可以有效清除NOB，但同时AOB和厌氧菌的流失也十分严重，导致PNA工艺恶化。另有研究者使用振动筛分的方法分离颗粒污泥^[7]，结果表明，通过212 μm的振动筛网可以保留颗粒污泥VSS的73%，同时保留了92%的ANAMMOX活性，87%的NOB被洗出，但同时失去了77%的AOB活性。

直接排掉絮状污泥的方式易于失去相关功能菌的活性，影响了CANON工艺的运行稳定性，震动筛分的方式在实际工程中又难以运用。在之前的研究中提出了水力筛分间歇饥饿方式，这一方式依赖于在水力筛分阶段将NOB排出反应器外，之后通过饥饿的方式抑制其中NOB的活性。为了实现这一目标需要在水力筛分阶段不影响系统稳定性的情况下尽可能多地将NOB排出反应器外，并合理控制饥饿和恢复阶段的时长。基于此，本研究希望调控这一方法在实施过程中的相关参数，更具针对性地筛分出NOB菌并抑制其活性，尽可能减少对于ANAMMOX和AOB的影响。

实验采用序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)运行CANON工艺，探究沉降时长和饥饿周期对于水力筛分间歇饥饿运行方式相关功能菌活性和系统整体脱氮性能等方面的影响，以期抑制NOB活性并逐渐将其淘汰出系统，实现CANON工艺在水力筛分间歇饥饿条件下处理低氨氮污水的稳定运行。

反应器接种实验室启动成功的CANON污泥，平均体积粒径为333 μm，初始污泥质量浓度为2 712 mg/L。

实验采用人工配水，在进水中添加(NH₄)₂SO₄提供80 mg/L的NH₄⁺-N，投加NaHCO₃提供无机碳源及调整碱度为960，保持pH为7.0~8.0。同时添加MgSO₄·7H₂O 25 mg/L、K₂HPO₄ 20 mg/L、CaCl₂·2H₂O 20 mg/L，微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ各1.0 mg/L。微量元素浓缩液Ⅰ的组成：EDTA 5 g/L、FeSO₄5 g/L；微量元素浓缩液Ⅱ的组成：EDTA 15 g/L、H₃BO₄ 0.014 g/L、MnCl₂·4H₂O 0.99 g/L、CuSO₄·5H₂O 0.25 g/L、ZnSO₄·7H₂O 0.43 g/L、NaSeO₄·10H₂O 0.21 g/L、NaMoO₄·2H₂O 0.22 g/L、CoC1₂·6H₂O 0.24 g/L、NiCl₂·6H₂O 0.19 g/L。

连续动态实验中采用SBR反应器，反应器由有机玻璃制成，有效容积为2 L，容积交换率为70%。反应器壁的垂直方向每隔5 cm设置一个取样口，反应器的进水通过蠕动泵泵入，排水由蠕动泵排出，采用机械搅拌，反应器底部安装曝气盘进行微孔曝气，通过气体流量计控制曝气量。反应器的运行通过时控开关进行自动控制。

在S1和S2阶段的批次实验中，SBR反应器在水力筛分阶段排出反应器的污泥储存在厌氧瓶中，厌氧瓶由玻璃制成，有效容积500 mL，具塞，不对于温度进行控制，将厌氧瓶放置于室温下。

本实验分为4个阶段，SBR反应器运行温度为28~31 ℃，采用间歇曝气方式，曝气速率为30 mL/min。各阶段运行情况如表 1所示。

表 1

表 1 各阶段运行情况 Tab. 1 Operation status of each stage 阶段 时间段 饥饿周期 S1 第1~20天 — S2 第21~30天 — S3 第31~55天 4 d饥饿+3 d恢复 S4 第56~90天 4 d饥饿+5 d恢复

表 1 各阶段运行情况 Tab. 1 Operation status of each stage

在连续动态实验中，每个饥饿周期首先进行水力筛分，反应器停止搅拌和曝气，静置沉淀并计时，之后从SBR反应器的出水口排出絮状污泥，洗涤后放于厌氧瓶中，置于室温下进行间歇饥饿，此时SBR反应器仍保持运行状态。在饥饿期结束后，将排出的这部分污泥回流至SBR反应器，进行活性恢复。

NH₄⁺-N采用纳氏试剂光度法测定；NO₂^--N采用N-(1-萘基) -乙二胺光度法测定；NO₃^--N采用紫外分光光度法；pH、DO及温度采用便携式WTWpH/Oxi 340i测定仪测定；颗粒污泥的粒径分布采用激光粒度仪(Malvern Mastersizer2000)测定；混合液悬浮固体(MLSS)和挥发性悬浮固体(MLVSS)采用标准重量法测定；其余水质指标均采用国标方法。

在批次试验中，比氨氧化速率(specific ammonia nitrogen oxidation rate，R_SAO)、比亚硝酸盐氧化速率(specific nitrite oxidation rate，R_SNO)和比厌氧氨氧化速率(specific ANAMMOX rate，R_SA)的测定方法参照文献[8]，配水组分见表 2，每个样品设置3个平行样。

表 2

表 2 活性测定配水组分 Tab. 2 Characteristics of water used in the batch tests   mg·L-1 测定项目 NH4+-N NO2--N RSAO 50 0 RSNO 0 50 RSA 50 60

表 2 活性测定配水组分 Tab. 2 Characteristics of water used in the batch tests

硝化细菌活性采用指数函数进行拟合，式(1)为衰减速率拟合方程^[9-10]，式(2)为活性恢复拟合方程^[8]:

式中：b为活性衰减速率，r为活性恢复速率，R₀和R_t分别代表饥饿前后的底物消耗速率，F₀和F_t则分别为恢复前后的底物消耗速率，t_d为饥饿和活性恢复的时间。

S1阶段探究在水力筛分阶段，沉降时间对于排出的絮状污泥中相关功能菌活性的影响。这里所说的水力筛分是指利用浮力和重力将粒径不同的污泥分离。相比使用水力旋流器，该方法无需额外设备，节省能源和占地，且不会造成颗粒污泥破碎的情况，在实际工程中是一种简单易行的方式。沉降时间优化研究的目的是希望通过水力筛分将更多的NOB排出反应器，同时尽可能将AOB和ANAMMOX留存在反应器中。S1阶段进行批次实验，设定不同的沉降时间，比较研究不同沉降时间时排泥的粒径及细菌活性。

根据反应器运行情况，设置的沉降时间为0.5、1、1.5和2 min，分别测定并统计其排出污泥的粒径分布情况。由图 1可知，沉降时间为0.5 min时，排出污泥的体积平均粒径为230 μm，相比反应器内全部污泥的体积平均粒径下降了103 μm；沉降2 min时，体积平均粒径达到154 μm，仅为原先的46%。就SBR反应器而言，其水力筛分过程为均匀沉降，是指反应器内粗细颗粒在各部分均匀分布，停止搅拌和曝气并静置时，不同大小的颗粒分别以不同的沉速下降^[11]，原本存在于反应器底部的絮状污泥可能无法排出，因此, 无法根据斯托克斯公式通过沉降时间将全部絮状污泥精确地筛分出来。在测定体积平均粒径的基础上，还测定了用以表征污泥粒径分布的d₁₀、d₅₀和d₉₀，d₁₀表示所测定的样品中，有10%的污泥直径小于或等于该值，d₅₀和d₉₀同理^[12]。由图 1可知，在不同沉降时间下，d₁₀略有下降，基本保持稳定，这说明沉降时间对于小颗粒絮状污泥的影响很小，d₉₀则随着沉降时间的延长大幅度下降，沉降2 min时，d₉₀仅为不沉降时的37%，可见，沉降时间调控的关键在于对粒径较大的颗粒污泥的筛分。

Fig. 1

图 1 水力筛分阶段不同沉降时间粒径分布 Fig. 1 Particle size distribution with different sedimentation times in hydraulic screening

在之前的研究中曾提出了颗粒污泥粒径分布均匀性评价参数K₉₀。K₉₀是指污泥粒径分布参数d₉₀和d₁₀的比值，该数值越大，系统中颗粒污泥粒径分布的差异越大。如表 3所示，反应器内全部污泥的K₉₀为25.30，说明系统内颗粒污泥与絮状污泥均存在，属于颗粒污泥和絮状污泥的混合系统，有研究指出^[13]，CANON工艺中絮状物和颗粒污泥倾向于在单个反应器中共存。沉降0.5 min时，不均匀系数K₉₀大幅下降到17.51，之后随着沉降时间的延长，K₉₀均呈现下降趋势，这也表明较长的沉降时间可以将颗粒污泥留存在反应器中，沉降时间越长，排泥中的颗粒污泥越少，筛分出的污泥以絮状污泥为主。

表 3

表 3 不同沉降时间不均匀系数K90 Tab. 3 Uneven coefficient K90 with different sedimentation times 沉降时间/min K90 0 25.30 0.5 17.51 1.0 16.54 1.5 15.14 2.0 11.30

表 3 不同沉降时间不均匀系数K90 Tab. 3 Uneven coefficient K90 with different sedimentation times

同时在这一阶段，对于不同沉降时间排出反应器的污泥中细菌活性进行了测定，AOB、NOB和ANAMMOX的活性分别用R_SAO(以N与VSS比计，下同)、R_SNO和R_SA表征。如图 2所示，首先测定了反应器中全部污泥的AOB、NOB和ANAMMOX活性，分别为0.192、0.207和0.203 g/(g·d)，反应器中NOB活性较高，是阻碍CANON工艺稳定运行的原因。随着沉降时间的延长，排出反应器的污泥中厌氧氨氧化菌的活性呈现大幅度下降，在沉降1.5 min后的排泥中，ANAMMOX的活性仅为0.02 g/(g·d)，而在沉降2 min后，排出反应器的污泥中几乎无法检测到ANAMMOX的活性。有研究表明^[14]，ANAMMOX的活性和丰度随聚集体大小的增加而增加，同样，Chu等^[15]对于实验室规模的单级硝化- 厌氧氨氧化系统进行研究，发现颗粒主要由ANAMMOX菌占主导。因此，1.5 min以上的沉淀时间之后进行排泥，可以将大部分ANAMMOX留存在反应器中。

Fig. 2

图 2 水力筛分不同沉降时间细菌活性 Fig. 2 Hydraulic screening of bacterial activity at different sedimentation times

AOB的活性在沉降时间为0.5 min时与ANAMMOX相似，有较大幅度的下降，而在0.5~2 min这段时间中，AOB活性下降速度减慢，可以看出，AOB在颗粒污泥和絮状污泥中均有分布。有研究指出^[16]，颗粒污泥中AOB和ANAMMOX的丰度处于同一数量级，比絮状污泥高4个数量级。所以，在短时沉降时，附着在颗粒污泥上的AOB与ANAMMOX一样留存在反应器中，随着沉降时间的延长，存在于絮状污泥上的AOB被排出反应器。NOB活性的变化则明显不同，在0.5 min沉降时仅有小幅度下降，由粒径变化可知，此时排出污泥的粒径相比不沉降时有明显下降，而对于NOB活性的影响甚微，说明NOB在较大尺寸颗粒污泥上分布较少，更多地存在于絮状污泥中。Li等^[12]指出，随着颗粒中AOB的生长，NOB可能更喜欢在絮状污泥中进行生长和代谢，同样，Zhang等^[16]也提出NOB更有可能存在于无传质限制的絮状污泥中。

从尽可能多地排出NOB角度来说，沉降0.5 min是较为理想的选择，但此时排出污泥中ANAMMOX和AOB的活性也较高，说明排泥中有一定数量的功能菌存在，排泥有可能造成反应器运行不稳定。基于综合的考量，1.5 min的沉降时间较为合适，在该沉淀时间下，ANAMMOX菌基本上留存在反应器中未被排出，同时可以尽可能多地排出NOB菌。在工程中应用时，也应根据实际情况进行批次实验，对于沉降时间进行动态调整。

S2阶段探究水力筛分间歇饥饿方式在饥饿和恢复阶段，不同细菌活性衰减速率和恢复速率的差异，目的是找到最佳的饥饿周期，在抑制NOB活性的同时，尽可能保留CANON工艺相关功能菌的活性。在S1阶段的实验中，1.5 min的沉降时间被认为是较为合理的，在该沉降时间下排泥中ANAMMOX菌的活性很低，因此，在S2阶段仅考虑AOB和NOB的活性变化。

在第21天，将反应器1.5 min沉降时间后的排泥放置于厌氧瓶中进行缺氧饥饿，之后测定AOB和NOB活性随饥饿时长的变化，并进行函数拟合。图 3为饥饿过程中硝化细菌活性的变化，在饥饿之前，絮状污泥中AOB和NOB的底物降解速率分别为0.112和0.154 g/(g·d)，此时通过水力筛分排出了较高活性的NOB。饥饿2 d后，AOB的底物降解速率下降到0.091 g/(g·d)，AOB活性衰减了19%，NOB的底物降解速率则为0.109 g/(g·d)，活性衰减了29%。饥饿4 d时，AOB和NOB的活性分别为饥饿之前的63%和51%，饥饿使NOB的活性衰减了50%左右。此时AOB和NOB的活性衰减速率分别为(0.116±0.002)和(0.167±0.004)d^-1，相差较大。饥饿进行至第5天时，AOB和NOB的活性分别达0.061和0.073 g/(g·d)，NOB活性仅为饥饿前的47%。

Fig. 3

图 3 不同饥饿时间AOB和NOB的活性变化 Fig. 3 Variation of activity of AOB and NOB at different starvation times

对比饥饿期间AOB和NOB的活性衰减速率可以看出，AOB的活性衰减速率在饥饿第1天时较慢，随后略有升高，并基本保持稳定，而NOB的活性衰减速率基本呈现下降趋势，说明活性衰减速率先快后慢，但总体均大于AOB的活性衰减速率，这与Hao等^[10]观察到的趋势一致。Salem等^[9]也指出，NOB的衰减速率相对高于AOB衰减速率。由此可知，NOB在面对缺氧饥饿时活性降低更快，表现得更为敏感^[17]。

饥饿5 d的污泥随后进行活性恢复实验，恢复过程中的运行参数与原SBR反应器相同。图 4为活性恢复过程中AOB和NOB的活性变化。在恢复运行2 d之后，AOB的活性就达到了饥饿前的73%。有研究指出^[18]，AOB具有一种独特的机制来应对饥饿，能够将细胞保持在经历短时饥饿后立即以最大速率开始氧化NH₄⁺-N的状态，从而迅速响应环境条件的变化。如表 4所示，恢复3 d时，AOB的活性恢复速率达到最大，此时R_SAO为0.097 g/(g·d)，已恢复至饥饿前的86%，之后AOB的活性虽仍保持上升趋势，但恢复速率减慢。而NOB在恢复期的前2 d恢复速率较为缓慢，恢复3 d时，恢复速率开始提高，但因NOB无法快速适应环境的变化，其活性恢复速率滞后于AOB^[19]，此时NOB的底物降解速率恢复到了饥饿前的67%，恢复4 d时，NOB的恢复速率继续升高，恢复至第5天，AOB和NOB的活性恢复速率分别为(0.109±0.005)和(0.107±0.003)d^-1，基本达到相同。

Fig. 4

图 4 不同恢复时间AOB和NOB的活性变化 Fig. 4 Variation of activity of AOB and NOB at different recovery times

表 4

表 4 不同恢复时间活性恢复速率 Tab. 4 Activity recovery rate at different recovery times 恢复时间/d AOB活性恢复速率/d-1 NOB活性恢复速率/d-1 1 0.084±0.005 0.056±0.001 2 0.145±0.006 0.094±0.004 3 0.152±0.002 0.116±0.003 4 0.122±0.004 0.118±0.007 5 0.109±0.005 0.107±0.003

表 4 不同恢复时间活性恢复速率 Tab. 4 Activity recovery rate at different recovery times

在缺氧饥饿状态下，NOB的衰减速率呈现先快后慢的趋势，而AOB的衰减速率变化则呈现线性趋势。在活性恢复阶段，AOB的恢复速率明显大于NOB，这对于饥饿时长的选择具有参考价值。在饥饿时长的选择上，时间越长，NOB活性越低，但同时需要考虑AOB活性的保持，因此，饥饿4 d是较为合适的，原因在于这样的饥饿时长下，AOB和NOB的活性衰减速率相差较大，且此时NOB活性已降至饥饿前的一半左右。而在恢复时长的确定上，则以AOB活性基本恢复为参照，设定为3 d是较为合适的选择，此时AOB的恢复速率最大，且活性已基本恢复，而NOB刚刚适应环境的变化，恢复速率低于AOB。这样确定的饥饿周期虽然无法通过单次饥饿就抑制NOB活性，但可以尽可能保持CANON工艺主要功能菌AOB的活性受到较小损失。多次周期性间歇饥饿的目的也在于此，使得NOB在未能完全恢复活性时就经历下一次饥饿抑制，最终实现将NOB淘汰出反应器的目的。基于此，确定以4 d饥饿和3 d恢复为一个周期进行水力筛分间歇饥饿。

CANON工艺处理低氨氮废水(＜100 mg/L)是一大挑战^[20]，游离氨(FA)被认为对于硝化过程有抑制作用，且对于NOB的抑制浓度阈值比对AOB的低得多^[21-22]，但在低游离氨的环境中，失去这一抑制因素，NOB的过量增殖就会导致总氮去除率下降^[23]，系统运行不稳定。为了更好地模拟实际生活污水情况，进水NH₄⁺-N质量浓度设定为80 mg/L，图 5为反应器运行期间进出水氮质量浓度及处理性能。

Fig. 5

图 5 反应器脱氮性能 Fig. 5 Denitrification performance in the reactor

S1和S2阶段由于进行批次实验未能进行周期性的间歇饥饿，随着反应的进行，反应器脱氮性能呈现下降趋势。之前的研究指出^[24]，低氨氮会导致AOB活性降低，从而引发NOB生长等情况，最终导致系统内微生态受到破坏。这两阶段反应器出水几乎不含有NO₂^--N，但NH₄⁺-N和NO₃^--N质量浓度较高，平均总氮去除率仅为39%，平均氨氮去除率为66%，CANON工艺运行出现了不稳定的情况，此时NOB的过量增殖导致ANAMMOX菌可利用的NO₂^--N减少，厌氧氨氧化反应随之受到阻碍，氨氮去除率降低，与此同时，NOB的过度繁殖也使出水NO₃^--N质量浓度难以降低，影响总氮去除率，因此，CANON工艺稳定运行的关键是抑制NOB的活性^[25]。

S3阶段开始进行水力筛分间歇饥饿操作，结合S1和S2阶段的实验结果，水力筛分的沉降时间设定为1.5 min，间歇饥饿的饥饿周期设置为4 d饥饿和3 d恢复，探究在该参数设置下CANON工艺运行的稳定性。随着水力筛分间歇饥饿操作的运行，系统中的NOB被筛分和抑制，进行两个周期水力筛分间歇饥饿之后，反应器出水NO₃^--N从第30天的23.80 mg/L降至15.91 mg/L，总氮去除率也有了较为明显的提升。第55天时，出水NO₃^--N为11.97 mg/L，NOB活性明显受到了抑制，受此影响，反应器的总氮去除率和氨氮去除率均有所提升，分别达到了70%和85%。此时脱氮性能提升的阻碍一方面是NOB的存在，另一方面是间歇饥饿操作对于AOB活性的损失，因此，从第56天开始，反应进入S4阶段，在这一阶段中，水力筛分间歇饥饿的周期设置为4 d饥饿和5 d恢复，旨在让受饥饿胁迫的AOB在较长的恢复期尽可能恢复活性，根据S2阶段的实验结果，5 d的恢复期可使AOB活性恢复至饥饿前的95%。随着系统的运行，反应器脱氮性能稳步提升，第64天时，系统的氨氮去除率达到90%，进入稳定期，随后反应运行平稳，没有出现明显的处理性能下降。在稳定运行后期，出水NH₄⁺-N和NO₃^--N平均值分别为2.69和11.99 mg/L，出水总氮低于15 mg/L，满足城镇污水处理厂污染物排放一级A标准，氨氮去除率达到96%，总氮去除率也达到79%，CANON工艺处理性能稳定。

1) 在水力筛分过程中对于沉降时间的调控关键在于将粒径较大的颗粒污泥留存在反应器中，随着沉降时间的延长，排出的污泥以絮状污泥为主。1.5 min以上的沉淀时间，可以将大部分ANAMMOX菌留存在反应器中，NOB主要存在于絮状污泥中，AOB则在颗粒污泥和絮状污泥中均有分布。

2) 在缺氧饥饿期间，AOB的活性衰减速率基本保持稳定，而NOB的活性衰减速率呈现先快后慢的趋势，总体大于AOB的活性衰减速率。在恢复阶段，AOB在恢复3 d时活性恢复速率达到最大，活性已恢复至饥饿前的86%，而NOB无法快速适应环境的变化，其活性恢复速率小于AOB，恢复运行3 d的NOB活性仅为饥饿前的67%。

3) 反应器以4 d饥饿和3 d恢复为一个周期进行水力筛分间歇饥饿，NOB活性得到有效抑制，出水NO₃^--N下降，氮去除率稳步提升。之后调整饥饿周期为4 d饥饿和5 d恢复，进一步提升AOB的活性，系统进入稳定运行阶段，出水总氮低于15 mg/L，氨氮去除率达到96%，总氮去除率也达到79%，CANON工艺处理性能稳定。