厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox) 是厌氧氨氧化菌在厌氧条件下以NO₂^--N为电子受体、NH₄⁺-N为供体并将其还原为氮气的反应过程，反应效率高、运行能耗低，在脱氮方面具备巨大优势^[1-5]；反硝化除磷(denitrifying phosphorus removal，DPR)，是反硝化聚磷菌在厌氧状态时吸收有机碳源用于合成聚羟基脂肪酸酯(PHAs)，同时分解体内的聚合磷酸盐，释磷，缺氧时摄取NO₃^--N或NO₂^--N为电子受体，消耗厌氧段生成的PHAs供能，吸磷的同时也进行脱氮，具备一碳两用的优势^[6-8]。有学者将反硝化除磷与Anammox耦合，主要分为以下两种方式^[9]：1)将短程硝化、厌氧氨氧化、反硝化与反硝化除磷串联起来，即SNADPR(simulataneous partial nitrification，anammox，denitrification，and denitrifying phosphorus removal)，工艺流程为污水首先进入厌氧环境内化有机物进行释磷，然后出水进入SNAD反应器，进行短程硝化、厌氧氨氧化及反硝化，最后厌氧氨氧化产生的硝酸盐回流至DPR反应器进行脱氮除磷。难点是于SNAD实现稳定的短程硝化，抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)并避免溶解氧(DO)对Anammox的抑制效果。2)将厌氧氨氧化、反硝化除磷和内源性部分反硝化(endogenous partial-denitrification，EPD)相耦合^[10-12]，利用聚糖菌(GAOs)对碳源的代谢作用，产生亚硝酸盐供给厌氧氨氧化，Anammox-EPDPR(Anammox，endogenous partial-denitrification and phosphorus removal)，工艺流程为污水首先进入厌氧环境内化有机物进行释磷，然后进行好氧全程硝化，将NH₄⁺-N转为NO₃^--N，最后于缺氧态下，由GAOs作用的内源反硝化为Anammox提供稳定的NO₂^--N，最终由DPAOs将NO_x^--N与PO₄^3--P去除。但实际生活污水中并不存在高质量浓度NO₃^--N，先将NH₄⁺-N进行全程硝化，最后再于缺氧下以内源反硝化的运行过程曝气能耗过高。

综合以上工艺现状，若将Anammox与DPR成功耦合，关键是保证氨氧化菌(AOB)、反硝化聚磷菌(DPAOs)、Anammox 3种功能菌的丰度与活性。AOB为自养菌，在好氧条件下生长富集，并将进水中的NH₄⁺-N氧化为NO₂^--N；聚磷菌均在厌氧段释磷，吸附同化水中的有机物于体内，并在后续好氧/缺氧阶段以O₂/NO₂^--N/NO₃^--N为电子受体，利用厌氧段所同化的有机物，进行过量吸磷；Anammox为自养菌，在厌氧条件下以进水中的NH₄⁺-N和NO₂^--N为基质，反应生成N₂与少量硝氮。以上功能菌，Anammox菌对环境最敏感，且世代繁殖时间最长，适合于单一反应器中富集培养。

综上，提出短程硝化反硝化除磷串联厌氧氨氧化的新型工艺(partial nitrification，denitrifying phosphorus removal and anammox)，即PNDPR-A工艺，污水首先进入PNDPR单元，于厌氧段利用聚磷菌实现COD的去除，于好氧段利用AOB实现NH₄⁺-N转化为NO₂^--N，此后其部分出水与污水相混合再进入Anammox单元，同时，PNDPR单元继续于缺氧态进行反硝化吸磷，待反应结束后两个处理单元的出水混合排放，具有低曝气、低产泥、无需外加碳源即可高效脱氮除磷等优势。为进一步实现PNDPR-A实际应用，基于之前的实验基础，逐渐改变PNDPR-A进水为实际生活污水，逐步驯化PNDPR-A处理实际生活污水，并通过分析各项污染物的去除效果优化工艺，以期为PNDPR-A的实际应用提供理论支撑和数据依据。

1 实验 1.1 实验装置与运行方法

系统包含两种SBR反应器，即PNDPR -SBR和Anammox-SBR。PNDPR单元中通过控制周期和曝气方式，厌氧段聚磷菌吸收水中碳源进行释磷反应，去除大量有机物；好氧1段，主要反应一为AOB将污水中NH₄⁺-N转化为NO₂^--N，实现短程硝化，二为聚磷菌以O₂为电子受体从外部摄取磷；好氧2段，主要为DPAOs利用残存的氮素于缺氧态进行反硝化吸磷。

PNDPR单元在好氧1段后部分出水与生活污水相混合再进入Anammox单元，始终进行厌氧氨氧化反应，待反应结束后两个处理单元的出水混合排放。值得注意的是，两个单元的进出水时间上并不同步，以达到整个工艺系统连续运行的效果。

反应器材质均为有机玻璃，有效容积为6 L，换水比为80%，1 d运转3个周期，耦合系统的运行周期和反应器构造见图 1。其中，PNDPR-SBR设有曝气装置，曝气模式为高频间歇梯度曝气，设立两个梯度，好氧1段和好氧2段的曝气/停曝时间分别为3 min/2 min和2 min/3 min，曝气量分别为5和2.5 L/(h · L)。Anammox-SBR保持全程厌氧状态。

实验分为3个阶段，通过逐渐提高生活污水的比例，将生活污水与原有配水相混合，逐步驯化PNDPR-A耦合工艺系统处理实际生活污水，混入生活污水的同时，考虑到生活污水中携带一定的好氧异养菌，提高曝气强度，具体参数见表 1。

1.2 接种污泥与实验用水

PNDPR-SBR接种实验室前期培养的短程硝化反硝化除磷颗粒，MLSS为5 201 mg/L，控制泥龄25 d；Anammox-SBR同样接种实验室内稳定运行的厌氧氨氧化污泥，MLSS为3 640 mg/L，为保证厌氧氨氧化菌留存，不控制泥龄。人工配水，以自来水、CH₃CH₂COONa、NH₄Cl、NaHCO₃、KH₂PO₄、MgSO₄ · 7H₂O和CaCl₂配成，以NaHCO₃模拟生活污水碱度兼调节pH。实际生活污水来自北京某大学家属区化粪池，详细水质指标见表 2。

1.3 分析项目与检测方法

依据国家标准方法^[13]测量NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、总磷(TP)和化学需氧量(COD)，每2 d取样测量上述参数。使用WTW-pH/Oxi 340i便携式多参数测定仪检测DO和pH的变化。胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)中，以lowry法^[14]测定蛋白质(PN)，采用蒽酮硫酸法测定多糖(PS)。以激光粒度仪(Malvern Mastersizer2000)观测污泥的粒径分布情况，以光学显微镜(Olympus BX51)观察并记录污泥形态变化。SVI、MLSS和MLVSS等其他观测指标均采用国家规定的标准方法。

1.4 计算方法

PNDPR单元通入实际生活污水后，调整了曝气，这可能会影响聚磷菌所占比例，依据Hu等^[15]的方法测定污泥中不同电子受体聚磷菌比例变化；Anammox单元进水含有机物，会促使异养反硝化菌的生长，依据Li等^[16]的方法测定反硝化和厌氧氨氧化的脱氮贡献率。

2 结果与讨论 2.1 部分污水启动PNDPR-A性能分析 2.1.1 PNDPR单元短程硝化及除磷性能

观察图 2(a)和(b)，阶段Ⅰ通入25%的生活污水，PNDPR在厌氧段吸收的COD占比逐渐升高，因为进水中只包含25%的生活污水，PAOs很快就适应水质变化，在厌氧段吸收储存的有机物不断增加，厌氧段COD去除率最高可达85.58%；P的变化趋势与COD相似，厌氧释磷量也在逐渐上升，随着PAOs对水质的适应，出水P也在不断降低。因生活污水中含有部分好氧异养菌，在好氧1段同PAOs和AOB竞争O₂，PNDPR前3 d的氨氮氧化率有所下降，在70%左右。

为保证给后续Anammox提供充足的NO₂^--N基质，通过调节气体流量计提升约10%曝气强度，调整后NH₄⁺-N氧化率得到明显提高。NO₂^--N积累也有相似的趋势，刚混入生活污水时，NO₂^--N积累程度下降约35.9%，第4天调整曝气后，NO₂^--N积累也得到改善，质量浓度逐渐上升。实验阶段，PNDPR单元中NO₃^--N一直处于较低水平，一方面因为初期的NH₄⁺-N氧化率较低，反应器内存有较高余氨，对NOB产生抑制^[17]，另一方面是生活污水的混入会携带部分好氧异养菌同NOB竞争O₂。

阶段Ⅱ通入更高比例的生活污水后，厌氧段COD去除效果整体是先下降再上升的趋势，经过上一阶段的驯化，聚磷菌能更快适应生活污水的水质。在第20天，厌氧段COD去除率达92.1%，COD仅为20 mg/L，相应的厌氧段释磷质量浓度可达20.5 mg/L，接近人工配水时的处理效果，这进一步保证了后续好氧段对聚-β-羟基丁酸脂(poly-β-hydroxybutyrate，PHB)的充分氧化分解以释放能量进行P的过量摄取，此时P质量浓度为0.4 mg/L，达到GB18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》^[18]一级A标准。基于阶段Ⅰ的经验，第Ⅱ阶段混入50%生活污水的同时提高15%的曝气强度，观察图 2(b)，好氧1段结束后的NH₄⁺-N质量浓度逐渐降低，NH₄⁺-N氧化率逐渐升高，一直维持在80%以上，余氨也可继续在好氧段2发挥作用，抑制NOB。NO₂^--N积累在30~40 mg/L波动，平均值为34.5 mg/L，可稳定供给后续Anammox单元。NOB在整个阶段Ⅱ活性均较低，NO₃^--N全程低于1 mg/L。

2.1.2 Anammox单元脱氮性能

由图 2(c)和图 3可以看出，阶段Ⅰ通入生活污水后，受PNDPR初期好氧段1较低NH₄⁺-N氧化率和NO₂^--N积累影响，Anammox单元前3 d进水NO₂^--N与NH₄⁺-N比为0.71，远低于1.32，进水碳氮比为4.52，初期Anammox活性受到很大抑制，氨氮去除率仅为42.72%，Anammox脱氮贡献由83.41%降至70.36%，Δρ(NO₂^--N)/Δρ(NH₄⁺-N)和Δρ(NO₃^--N)/Δρ(NH₄⁺-N)分别为1.52和0.06，说明进水高浓度的有机物使反硝化菌活性得到极大提高。PNDPR单元提升曝气强度后，Anammox单元进水基质浓度也得到优化，进水平均ρ(NO₂^--N)/ρ(NH₄⁺-N) 为1.10，虽然仍低于理论值1.32，NH₄⁺-N去除率已经由39.39%升至61.89%，说明Anammox活性已得到部分恢复。

阶段Ⅱ前期进水NO₂^--N与NH₄⁺-N基质比在1左右，后期随着PNDPR亚硝氮积累程度的升高，进水基质比约为1.3，接近1.32。相应的NH₄⁺-N去除率也随进水基质比的提高而变化，由50.42%升至81.5%。相较第Ⅰ阶段，进水碳氮比大幅下降，平均值由3.62降至2.71，有机物对Anammox的抑制效果明显减弱，Anammox贡献率由阶段Ⅰ的65.81%升至76%，一方面得益于渐进通入生活污水的策略，Anammox菌可以很快适应生活污水的复杂水质，另一方面是逐渐稳定的进水基质比有利于Anammox菌的富集。此外，虽然进水碳氮比较高，但因为生活污水中含有更多的难降解有机物，其对Anammox菌影响较小。阶段Ⅱ的Δρ(NO₂^--N)/ Δρ(NH₄⁺-N)平均值为1.56，略高于1.32，Δρ(NO₃^--N) /Δρ(NH₄⁺-N)平均值为0.07，低于0.26，虽然反硝化菌在有机物的促使下活性较强，但处理单元内仍是Anammox反应占主导地位。

2.1.3 耦合工艺系统脱氨除磷性能

图 2(d)中, 阶段Ⅰ平均出水COD、P、NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N质量浓度分别为40.88、1.29、10.61、2.17和0.2 mg/L，生活污水的混入对系统产生一定冲击，氨氮残余质量浓度较高，原因是Anammox菌受到基质不足和复杂水质等因素的多重抑制，活性较弱，但提高PNDPR单元的曝气强度后，Anammox单元进水碳氮比下降，ρ(NO₂^--N)/ ρ(NH₄⁺-N)升高，不利因素均得到改善。经过7 d的快速适应，Anammox单元氨氮去除率大于60%，总氮去除率大于80%。因此，将调整系统进水生活污水的比例，由25%提升至50%。

经过两周驯化，阶段Ⅱ出水COD、P、NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N呈不断下降的趋势，两处理单元的耦合度不断升高，第22天各项污染物出水质量浓度分别为27、0.8、3.0、2.3和1.5 mg/L，TN去除率达90.39%，系统整体各项污染物去除性能良好。结合图 5可知，随着PNDPR单元NH₄⁺-N氧化率和NO₂^--N积累的提升，Anammox单元进水基质比逐渐得到优化，处理效果日趋稳定，可见耦合工艺系统运行的关键在于实现良好的NO₂^--N积累，是连接两处理单元的枢纽。

2.2 全部污水运行PNDPR-A性能分析 2.2.1 PNDPR单元短程硝化及除磷性能

观察图 4(a)和(b)，经两个阶段的驯化，虽然系统内功能微生物对复杂的生活污水水质具备一定的耐受性，但全部通入生活污水后，在阶段Ⅲ前期(第23~38天)，PNDPR单元厌氧段COD的吸收率仍先呈下降趋势，稳定一段时间后，呈波动上升趋势，说明聚磷菌已经适应生活污水水质，逐渐恢复活性。

厌氧段的释磷量与COD去除有一定相关性，整体亦呈波动上升趋势。可以看到好氧1段结束后，COD的变化值逐渐变小，说明大部分COD均在厌氧段被聚磷菌吸收利用；P质量浓度不断下降，于第34天(阶段Ⅲ的第11天)降到0.3 mg/L，经过短暂的波动后，稳定在0.5 mg/L以下，满足一级A标准。基于前两阶段的经验，全部通入生活污水后，提升约25%的曝气强度。曝气得到强化后，好氧1段的NH₄⁺-N氧化率不断提升，在第45天升至最大，达97.31%，此时NH₄⁺-N质量浓度仅为2.1 mg/L，导致在后续好氧2段，无法通过余氨胁迫抑制NOB，测得此时出水NO₃^--N质量浓度为2.4 mg/L，说明NOB菌活性得到部分恢复，这将不利于NO₂^--N积累，因此，曝气强度由25%降至20%。调整曝气后，NH₄⁺-N氧化率逐渐降至88%左右，出水余氨约为10 mg/L，保证了在好氧Ⅱ段对NOB的持续抑制。NO₂^--N平均积累为34.9 mg/L，可为Anammox单元提供稳定的氮素基质。调整曝气前后P的去除效果一直稳定，通过批次实验测定聚磷菌所占比例，对比配水阶段，发现反应器内亚硝酸型的反硝化聚磷菌比例在总聚磷菌种中有所下降，由51.13%降至42.37%，仅以O₂为电子受体的聚磷菌比例由32.19%升至38.23%，曝气强度的提升使好氧吸磷得到强化，进而降低以NO_x^--N为电子受体进行的吸磷，好氧1段的氮损下降，这可能也是NO₂^--N积累程度较高的原因之一。

2.2.2 Anammox单元脱氮性能

考虑到生活污水特性，PNDPR单元可能受生活污水的水质影响，NO₂^--N积累较低，从而导致Anammox单元的进水基质不足，进而限制Anammox的活性。通过以往实验^[19]推论得知氮素基质不足是限制Anammox处理高碳氮比污水的主要因素，同时，为避免完全通入生活污水后高碳氮比的混合进水影响，于阶段Ⅲ前期人为添加10~20 mg/L NO₂^--N基质，缓解生活污水对Anammox菌的抑制效果，待PNDPR单元好氧1段氨氮氧化率稳定恢复至80%左右时，停止投加NO₂^--N。观察图 4(c)和图 3，阶段Ⅲ前期，Anammox出水单元NO₂^--N质量浓度较高，但可以看到NH₄⁺-N的去除率不断上升，由初始的54.31%升至81.11%，通过计算得知，Anammox的脱氮贡献率也由74.13%升至90.52%，NO₂^--N的添加保证了Anammox菌的活性。随着PNDPR单元适应了生活污水水质，停止添加NO₂^--N后，并未对Anammox单元产生过大影响，此时Anammox单元进水ρ(NO₂^--N)/ρ(NH₄⁺-N)为1.56，并不存在氮素基质不足的情况。随着周期的进行，耦合工艺系统逐渐稳定，Anammox单元氨氮、亚硝氮去除率均呈上升趋势，Δρ(NO₂^--N)/Δρ(NH₄⁺-N)平均值为1.36，Δρ(NO₃^--N)/Δρ(NH₄⁺-N)平均值为0.04，Anammox脱氮贡献最大达90.39%，所有数据均说明Anammox与反硝化耦合良好，实现了更高的脱氮处理率。

2.2.3 耦合工艺系统脱氮除磷性能

图 4(d)全部通入生活污水时，耦合工艺系统出水COD、NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N分别为50、8.6、15.2和1.0 mg/L，经10 d的驯化后，系统各项污染物处理达一级A标准，分别为42.92、3.42、6.81、1.07 mg/L，于生活污水中快速实现了PNDPR-A的启动。在随后的20 d运行中，系统平均出水COD、NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N分别为36、3.4、5.2和1.1 mg/L。出水P可达一级B标准，P的去除效果相对较低。原因如下：Anammox单元无法进行深度除磷，而两处理单元混合出水的排放方式势必导致出水P质量浓度相对较高，如果实际应用中对P处理标准要求较高，可以将Anammox单元出水回流至PNDPR单元进行二次吸磷，或直接于出水投加少量絮凝剂等化学物质辅以化学吸磷，进一步降低P质量浓度。

2.3 启动和运行期间各处理单元污泥特性分析 2.3.1 污泥物理特性

图 5显示了PNDPR-A耦合工艺在启动过程中颗粒粒径、SVI和f的变化。可以看出，通入生活污水前，PNDPR单元中颗粒污泥的粒径、SVI和f分别为971.99 μm、31.46 mL/g和0.78左右，此时颗粒污泥具备优良的沉降性和生物量。Anammox单元中污泥的粒径、SVI和f分别为394.82 μm、58.7 mL/g和0.79左右，此时Anammox污泥具备较好的沉降性和高生物量。

在阶段Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ依次提高生活污水的比例时，PNDPR单元中的颗粒污泥粒径均出现下降趋势，但PNDPR单元内微生物适应速度很快，粒径随即呈上升趋势，在第43天稳定在911.63 μm左右；SVI在阶段Ⅰ下降，在阶段Ⅱ和Ⅲ呈上升趋势，在第43天达40.5 mL/g，后续略有下降，稳定在37.8 mL/g左右；f变化较小，略有降低，阶段Ⅲ后期稳定在0.75左右。上述数据表明，随着生活污水的通入，PNDPR单元中颗粒的沉降性和生物量有所下降，原因是生活污水成分复杂，难降解有机物浓度较高，不利于颗粒污泥中功能菌的同化和代谢，同时，生活污水中无机物浓度较高，反应器运行过程中颗粒污泥吸收并吸附部分无机物，导致颗粒污泥沉降性和生物量下降。

Anammox单元中污泥的粒径整体呈波动上升趋势，在第43天稳定在420.56 μm左右；SVI逐渐下降，在第36天达到48.5 mL/g，后续略有下降，稳定在47.1 mL/g左右；f略有上升，在第36天稳定在0.81左右。上述数据表明，Anammox单元内活性污泥沉降性能和微生物量均有所上升。原因是Anammox单元进水碳氮比一直较高，较高的有机物促使反应器中厌氧异养菌的生长和富集，使得污泥粒径及f均增大。

图 6(a)和(b)分别为Anammox单元在实验初期与末期的显微镜图片。相较人工配水，实际生活污水成分复杂，波动较大，会对系统内的微生物产生胁迫影响。图 6(b)大致可分为两种形态：一是粒径较大的厌氧氨氧化颗粒污泥，较为分明；二是粒径较小的厌氧氨氧化颗粒与絮状反硝化污泥相互联结糅杂形成的混合体，反硝化污泥覆盖在厌氧氨氧化颗粒上，此时颗粒污泥整体呈红黑色，内部为暗红色，外层呈灰黑色，该结构也为内部的厌氧氨氧化菌提供了一层保障^[20]，这也是实际生活污水下Anammox脱氮效率较高的原因之一。

2.3.2 EPS质量分数

EPS作为一种由细菌分泌的高分子有机物^[21]，可以丰富生物体周围环境的营养^[22]，形成多层多孔结构^[23]，促使微生物间相互聚集以抵抗实际污水携带的复杂物质^[24]。图 7(a)和(b)分别反映了PNDPR和Anammox单元在启动过程中PN、PS及PN与PS比的变化。可以看出，通入生活污水前，PNDPR中的PN和PS(以MLSS计)分别为96.6和14.7 mg/g，PN与PS比为6.58，颗粒污泥结构良好；Anammox单元中的PN和PS分别为74.1和28.8 mg/g，PN与PS比为2.57，微粒结构及沉降性能良好。

主要观察阶段Ⅲ完全通入生活污水时各单元的EPS分泌情况。PNPDR单元内的PN质量分数呈先升高后稳定趋势，于第43天升至最高，为102.7 mg/g，随后PN质量分数略有下降，在第50天达98.4 mg/g；PS整体呈先上升后稳定趋势，在第36天升至最高，为28.7 mg/g，随后基本稳定在27.6 mg/g；PN与PS比呈先下降后稳定趋势，第50天时为3.56。此时颗粒污泥具备良好的结构和性能。原因是曝气强度的提升提高了微生物的PN和PS分泌量，随后曝气强度略有降低致使PN分泌量变少，而为完全适应生活污水水质，聚磷菌也会分泌大量PS来维持颗粒的稳定。

Anammox单元内的PN质量分数呈先下降后上升趋势，于第36天降至最低，为56.8 mg/g，随后PN质量分数逐渐上升，在第57天达70.2 mg/g；PS质量分数与PNDPR单元类似，呈先上升后稳定趋势，在第43天达36.1 mg/g，随后基本稳定在(36.1±2) mg/g。原因是生活污水这种复杂的外部环境能够促使一些特定的微生物进行富集，加速反硝化与Anammox颗粒的形成，多分泌的PS起到了重要架桥作用，提高了微生物抵抗生活污水复杂环境的能力，加速了颗粒形成，可能这也是Anammox单元内粒径上升的原因。

2.4 PNDPR-A工艺处理污水可行性

表 3比较了PNDPR-A系统与文献报道的其他系统的脱氮除磷性能。可以看出，对于低碳氮比污水，不添加外部碳源的硝化反硝化工艺^[25]，即使通过亚硝酸盐途径，脱氮效率也较低(73.9%)。而基于Anammox的CANON(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON)、SNAD等工艺^[26-27]具有一定水平的脱氮性能(81%~86.1%)，却无法实现磷的去除。另一方面，与DPR相耦合的Anammox-EPDBR和SNADPR等工艺^{[12, 28-29]}脱氮除磷性能差别较大。Wang的研究^[12]除磷性能优于本研究，原因为：1)其厌氧段的释磷量偏低，仅为进水磷的1.71倍，PAOs在储存碳源方面处于劣势，除磷效率虽然高，但磷吸收率较低；2)存在其他途径实现磷的去除，其系统内颗粒污泥中出现大量白色结晶沉淀物核，可能是由羟基磷灰石引起形成的Ca-P沉淀物；3)本研究因Anammox单元无法以生物方式吸收生活污水内的磷，主要靠PNDPR单元实现除磷，PNDPR-A系统除磷率相对较低。

PNDPR-A工艺在保证脱氮率的同时具备除磷的优势，在PNDPR单元通过采用高频间歇梯度曝气策略实现稳定的亚硝化，随后调整混合进水比，控制PNDPR单元于缺氧段继续进行反硝化除磷，Anammox单元于厌氧态下自养脱氮，脱氮除磷功能分别于两单元内实现，避免同一单元内功能菌因NO_x^--N的底物竞争而产生抑制，因此，保证了脱氮除磷功能菌的良好活性。总体而言，该工艺的氮磷去除效率高效稳定(分别为94%和89%)，在主流污水处理上具备低能耗和高性能的优势。

3 结论

1) 在第40天成功于生活污水下启动PNDPR-A耦合工艺系统，系统稳定运行后出水COD、NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N质量浓度分别为36、3.4、5.2和1.1 mg/L，TN去除率为88.28%，PNDPR-A耦合工艺成功实现实际生活污水的高效处理，可在未来进行更细致的深入研究。

2) 通入实际生活污水后，因其复杂水质和好氧异养菌的混入，应通过检测NH₄⁺-N氧化率、NO₂^--N积累量等实际数据来调整曝气强度。本实验每增加25%生活污水，在原有曝气基础上提高5%，可获得良好短程硝化效果，并应据此调整进水混合比，以保证Anammox单元获得适宜的碳氮比和NO₂^--N与NH₄⁺-N进水基质比，确保Anammox菌适宜的生长环境。

3) 受生活污水影响，工艺运行初期NH₄⁺-N氧化率较低，致使后续Anammox单元处理效果差。可在工艺运行初期，通过人为添加NO₂^--N加速缓解Anammox的抑制效果，待NH₄⁺-N氧化率高于80%时，即可停止添加基质。