氮負荷及真空脫氣對厭氧氨氧化顆粒污泥脫氮影響

中圖分類號：X703 文獻標志碼：A 文章編號：1673-9655（2025）04-0073-07

0 引言

贛南離子型稀土礦山在開采過程中會產生大量酸性無機高氨氮尾水[1-3]，導致流域水環境氨氮污染問題日漸突出。通過流域水環境調查發現：贛南離子型稀土礦山已建造了數座尾水處理站，采用的工藝主要是生物膜法，存在的主要問題是需要連續外投機碳源導致運行成本居高不下[4]。通常，物化法更適宜于無機高氨氮廢水的處理，但存在操控復雜、運行成本高昂等不足[4]。生化法是目前的主流脫氮技術，但主要適用于有機廢水處理，處理無機高氨氮廢水時存在微生物增殖緩慢、缺乏有機碳源導致對總氮去除效果十分有限等不足[5-6。實踐證實：常規生化法、生態法等在處理離子型稀土礦山尾水時分別存在運行成本高、脫氮效果不穩定等問題。因此，新型脫氮工藝的引進已迫在眉睫。

厭氧氨氧化顆粒污泥（AnGS）是厭氧氨氧化細菌（AnAOB）等自凝聚形成的顆粒狀聚合體。它能在缺/厭氧條件下以氨氮（ NH₄⁺-N ）為電子供體、亞硝態氮（ NO₂^--N ）為電子受體，將NH₄⁺. -N轉化為氮氣[5]，從而實現無機廢水或低碳氮比污水脫氮，具有沉降性能好、脫氮效率高、對有機碳源需求低[67]等優勢，這些優點為離子型稀土礦山尾水高效脫氮提供了一種新選擇。陳國燕等構建DAMO-anammox耦合系統并在低氨氮濃度下（ 20～30mg/L ）獲得了穩定的脫氮效果， NH₄⁺ -N、 NO₃^--N 和TN的平均去除率分別為86.5% 、 95.2% 和 94.88% 。 Du 等在上流式厭氧反應器中運行連續流DEMON工藝，進水 .NH₄⁺. -N和硝態氮均為 30mg/L ，通過一種氣體混合策略使得最大氮去除負荷達到 2.42kg/Ω （ m³?d ），付昆明等[10]在連續流CANON工藝中實現Anammox的穩定運行，進水 .NH₄⁺. -N為 300～500mg/L ，平均氮去除負荷為 1.8kg/Ω（m³?d） 。雖然Anammox工藝在處理無機高氨氮廢水領域擁有巨大潛力，但將其應用于離子型稀土礦山尾水處理的研究可謂是鳳毛麟角。

高脫氮效率意味著AnGS更大的氮氣產生量，常會導致顆粒污泥上浮[11，12]。漂浮在水面的顆粒不斷聚集后易堵塞出水管道，且大量“跑泥”會導致反應性能惡化[13]。為降低污泥上浮對反應器脫氮性能的影響，學者們[11，14]提出將上浮顆粒破碎釋放氣泡、再返回到反應器策略。然而，該策略會破壞AnGS結構，且可能涉及二次顆粒化過程[]。除此之外，其他控制AnGS上浮策略鮮有報道。抽真空是工業中常見的排除空氣的方法，具有效率高、不影響AnGS結構等優點，目前鮮有其用于AnGS脫氣的研究報道。

在通過限氧曝氣實現半量短程硝化研究基礎上[15]，本文采用真空泵定期對反應器中上浮顆粒污泥抽真空脫氣，研究了真空脫氣及氮負荷的增大對AnGS的理化特性、菌群結構變化及其對氮去除率的影響，以實現離子型稀土礦山尾水經濟高效脫氮。

1材料與方法

1.1 試驗裝置

膨脹顆粒污泥床（EGSB，圖1）主體部分內徑為 7cm ，有效高度 110cm ，高徑比（H/D）為16，有效容積為 4.2L ，外部通過避光保溫膜覆蓋，通過進水泵（雷弗，BT100F-1）將模擬污水從進水池抽出（進水流速為 20mL/min ）與回流泵（雷弗，BT100F-1）抽出的回流液（回流比例為 600% ，回流流速為 120mL/min ）混合后由底部進水口進入顆粒床，水力停留時間（HRT）為 4.5h 。運行期間內反應器水溫維持在 20～25^°C 。從第16d開始每天早晚8：00將反應器中的上浮污泥用藥勺取出后使用無油隔膜真空泵對污泥樣品抽真空脫氣，脫氣后的污泥經過濾后從反應器頂部倒回反應器中。

圖1試驗裝置

表1氮負荷提升方案

1.2 接種污泥

接種實驗室內成熟AnGS啟動EGSB，HRT為8h 接種前AnGS呈現紅色顆粒狀，初始污泥30min沉降比（ SV₃₀ ）與污泥5min沉降比（ SV₅ ）之比 SV₃₀/SV₅ 為0.92，污泥容積指數（SVI）為 55.39mL/g ，平均粒徑約為 2.00mm ，顆粒化率為 97.88% ，混合液懸浮固體濃度（MLSS）為 3.47g/L ，混合液揮發性懸浮固體濃度（MLVSS）與MLSS之比（MLVSS/MLSS）約為 0.53 。

1.3模擬廢水

實際礦山尾水pH約為5，為提供AnAOB生長所需的無機碳源，實驗前將pH調至7.6，系統進水為模擬離子型稀土礦山尾水，主要成分包括NH₄Cl 、 NaNO₂ 、 NaHCO₃ ，微量元素見文獻所推薦的配方。不同階段進水水質見表1所示。

1.4分析項目及測試方法

污泥沉降比（SV）、SVI、MLSS、MLVSS、NH₄⁺ -N、 NO₂^--N 、硝態氮（ NO₃^--N ）、游離氨（FA）、游離亞硝酸（FNA）等均采用標準方法測定[17]，總無機氮（TIN）為 NH₄⁺ -N、 NO₂^- -N及NO3-N三者之和。使用數碼相機拍攝記錄污泥形態。采用龍焙等[18推薦的方法測定平均粒徑和顆粒化率。胞外聚合物（EPS）測量采用超聲熱提取方法[19]，其中蛋白質（PN）測定采用考馬斯亮藍試劑法，多糖（PS）測定采用硫酸-苯酚法。采用掃描電子顯微鏡（SEM，ZEISSGemini300）觀察AnGS微觀形貌，采用冷凍干燥法進行樣品制作[20]

高通量測序樣品：將完全混合的AnGS混合物（ 2mL ）收集到 2mL 離心管中，并在室溫下以10000r/min 離心 3min ，排出上清液并用蒸餾水清洗三次后獲得AnGS樣品。脫氧核糖核酸（DNA）由E.Z.N.ATM Mag-Bind Soil DNA試劑盒（Omega，M5635-02，USA）提取。然后，使用 2× Hieff RobustPCRMasterMix（Yeasen，10105ES03，China）進行16SrRNA擴增。細菌擴增區域為V3-V4，細菌的16SrRNA擴增用探針為：341F（CCTACGGGNGGCWGCAG）和805R（GACTACHVGGGTATCTAATCC）。按Chen等人[21]描述的進行第一和第二擴增過程。最后，將提取的DNA通過Miseq測序平臺（Illumina，Inc.，SanDiego，CA，USA）對16SrRNA基因的V3-V4區域進行測序分析（生工生物工程股份有限公司，上海，中國）。

取 100mL 泥水混合物，靜置 10min 用去離子水清洗3次，去上清液后置于避光厭氧瓶中，往瓶中投加底物（ NH₄⁺. -N： 100mg/L. ， NO₂^- -N： 100mg/L ），通過碳酸氫鈉調節pH為 7.5±0.1 后，利用高純度氮氣（純度： 99.9% 、通氣時長： 10min ）去除水中的溶解氧后，通過恒溫搖床（避光、 35°C 、 150r/ min）反應 1h 。比厭氧氨氧化速率（SAA）計算見式（1）、Anammox活性22計算見式（2），反硝化活性[22]計算見式（3）。游離氨（FA）計算公式[23]見式（4），游離亞硝酸鹽氮（FNA）計算公式[24]見式（5）：

式中： 一反應階段 NH₄⁺ -N降解量，mg/L ; Δ（NO₂^--N）. 一反應階段 NO₂^- -N降解量，mg/L ；MLSS一污泥濃度， mg/L ； Δ（t） 一反應時間，h。 FA 一游離氨的質量濃度， mg/L ；FNA一游離亞硝酸鹽氮的質量濃度， mg/L ; ρ（NH₄⁺-N） 一反應器內氨氮濃度， mg/L ： ρ（NO₂^--N） 一反應器內亞硝態氮濃度， mg/L ： T 一水溫， C 。

2結果與討論

2.1 污泥上浮

反應器啟動后即可觀察到少量AnGS漂浮在液面。隨著氮負荷的逐步提升，上浮AnGS的數量不斷增多，16d時三相分離器液面漂浮了一層AnGS，檢測粒徑發現其中 1.0～1.4mm 、 1.4～2.0mm 及 gt;2.0mm 的顆粒占比分別為 24.59% 、 20.07% 和 55.34% 。厭氧氨氧化（Anammox）反應生成的大量氮氣在顆粒污泥內部形成氣囊或附著在污泥表面，從而降低顆粒污泥的密度，引發污泥上浮[25]。Chen等[]發現AnGS中均含有微型氣囊，其中沉淀性能良好的顆粒污泥中存在釋放氣體的通道，相反部分顆粒污泥由于沒有釋放氣體的通道從而發生上浮甚至污泥解體。觀察發現上浮污泥仍然呈現紅棕色，且粒徑較大，但顆粒內部已經變成黑色。隨后，使用無油隔膜真空泵對上浮AnGS抽真空脫氣。排氣后的AnGS全部沉入水底（圖2）。經過每天兩次真空排氣后，EGSB中雖然仍有上浮顆粒，但反應器內上浮顆粒數量及出水中排出的顆粒數量均明顯減少。

2.2 污泥形態變化

接種后的AnGS呈亮紅色，顆粒較為飽滿（圖3a）；第20d顆粒明顯增大且結構更加飽滿規則，表面光滑，顏色呈鮮紅色（圖3b），這是因為AnGS中存在的羥胺氧化還原酶（HAO）和肼氧化還原酶（HZO）等酶富含血紅素[2，高含量的血紅素使AnGS呈現鮮紅色[27]；隨后30d顆粒粒徑變化不明顯，但顆粒污泥表面逐漸變得粗糙（圖3c、d）。通過SEM觀察AnGS的微觀結構，發現第50d時顆粒表面凹凸不平，內部分布著短桿菌與球菌（圖3e）。

圖2AnGS真空脫氣

2.3 理化性質變化

2.3.1 污泥性質性能

運行過程中AnGS的SVI基本維持在 50～60mL/g SV₃₀/SV₅ 由0.84逐漸提升至1（表2）。AnGS表現出較好的沉降性能，數據表明在一定范圍內提高氮負荷能使顆粒污泥結構致密，從而緩解氮負荷的沖擊對系統帶來的不利影響。MLSS不斷增大（ 5000～5514mg/L ），可見氮負荷的提高能夠使污泥獲取更多的基質從而促進自身生長。在1～25dMLVSS/MLSS驟降，由初始的0.53降低至0.32，隨后的25～50d下降速度減緩并最終降低至0.3，推測有機成分的減少一方面由無機鹽積累所致，另一方面因氣泡積累導致顆粒內部蓬松所致。50d內反應器中AnGS顆粒化率隨著氮負荷的增加呈現出緩慢提升的趨勢（ 94%～99% ），平均粒徑變化趨勢與顆粒化率變化趨勢基本保持一致，由初始的 |2mm 增加至 2.35mm ，可見在進水氮負荷的波動下，AnGS仍保持著逐漸生長的趨勢，具有一定抵抗外界環境條件沖擊的潛力。

EPS含量和PN/PS先減小后增大，其中PN含量的波動尤為明顯。EPS對維持顆粒污泥穩定性有重要作用，但過量EPS產生可能導致污泥上浮甚至解體，反應器脫氮效果減弱[1]。結果表明較高的氮負荷沖擊會對微生物分泌EPS產生抑制作用。由于EPS中的PS始終占據主導，說明PS對維持顆粒污泥結構的穩定起著非常關鍵的作用[28]。

2.3.2 粒徑分布

50d時除 2.40～3.50mm 粒徑區間外其他區間顆粒占比均有一定程度減小，而粒徑為 2.40～3.00mm 的顆粒增加尤為明顯（ 23.63%～34.31% ，圖4），表明該粒徑區間的顆粒更能適應氮負荷變化，有益于維持反應器的穩定性。

圖3污泥形態變化（a）：接種污泥；（b）：第 20d （c）：第35d；（d）：第50d；（e）：第50d的SEM

表2污泥理化性質變化

2.3.3厭氧氨氧化速率、Anammox活性及反硝化菌活性

運行過程中厭氧氨氧化速率不斷增大（ 52.07～117.24mgN/gVSS^.d ，圖5）。Anammox活性前40d變化不大，在氮負荷回落后突然增大（ 28.43～67.19mgN/gVSS?d ）。有研究表明[29]，氮負荷最佳閾值為 0.46kg/Ω （ m³?d ），過高氮負荷會對厭氧氨氧化活性產生抑制作用，推測氮負荷的大幅度降低使得AnAOB的活性突然增大。反硝化活性整體呈減小趨勢（ 35.56～10.69mg/L?h， ），推測是反應器內缺少反硝化碳源所致。

2.4除污性能變化

2.4.1 脫氮性能

前15d內出水氨氮基本維持在 0～17mg/L ，第16～30d出水氨氮呈現明顯增大的趨勢（ 29～ 106mg/L ），前30d內出水亞硝態氮（ 0～183mg/L ）和硝態氮（ 0～39mg/L ）隨進水氮負荷的階梯式遞增呈現出逐步積累的趨勢，此后因氮負荷的降低出水氨氮、亞硝態氮和硝態氮逐漸減小并最終接近0（圖6）。出水氨氮與亞硝態氮貢獻絕大部分出水TIN，且三者變化趨勢基本保持一致，呈現出先增加后減少的趨勢（ 2～315～3mg/L ）。

圖4氮負荷對AnGS粒徑分布的影響

前11d內氨氮去除率基本維持在 95% 以上，隨后的第12～33d氨氮去除率整體呈減小趨勢（ 98%～43% ），通過降低氮負荷后氨氮去除率逐漸上升并維持在 98% 左右。TIN去除率變化趨勢與氨氮去除率變化趨勢基本一致，前9d內TIN去除率維持在 80% 以上，隨后TIN去除率逐漸減少至第32d的 18% ，由于氮負荷減少，TIN去除率很快恢復并維持在 95% 左右，高于Anammox理論總氮去除率 89% ，且反應器中出水硝態氮濃度降至接近0，推測反應器中同時發生了反硝化反應，反硝化菌貢獻了一部分TIN的去除。

數據表明一定范圍內提高氮負荷對污泥脫氮效率影響不大，當氮負荷超過 0.9kg/（m³?d） 會嚴重抑制厭氧氨氧化菌脫氮效果，但這種抑制作用是可逆的，隨著氮負荷的回落氨氮和TIN去除率幾乎又恢復到最初水平。厭氧氨氧化菌更易于在 0.3～0.9kg/（m³?d） 氮負荷范圍內實現高效脫氮，明顯高于傳統活性污泥法（ lt;0.2kg/（m³?d） ）[30]，優于要求 CNgt;20 的生物膜法[31]。可見，真空脫氣有利于反應器內AnGS污泥量的維持，且不會破壞顆粒結構，實際運行中可以根據上浮流失的污泥量確定脫氣頻次，并進一步探索真空度對脫氣后AnGS沉降性能的影響，以期實現脫氣效果及抽真空運行能耗之間平衡。

圖6進水氮負荷對AnGS脫氮效能的影響

2.4.2 FA與FNA

反應器中FA在前11d基本維持在 0～0.1mg/L ，而后隨著氮負荷的提升增加至第29d的 8.12mg/L ，并在進水氮負荷降低后逐漸降回至 0～0.1mg/L_? 。FNA在1～15d基本維持在 0.002mg/L ，隨后增加至第25d的0.0119mg/L 后又逐漸降回至 0.001mg/L 左右（圖7）。研究表明[32]反應器中的FA（ 3～190mg/L ）和FNA（ 0.011～0.11mg/L ）作為基質性毒物會明顯抑制AnAOB的脫氮效能。15～45d時反應器脫氮效能較差，分析原因可能是FA和FNA的積累對AnAOB產生了一定毒害作用進而影響反應器脫氮效果[33]

圖7FA與FNA變化趨勢

2.5 菌群分析

2.5.1 細菌豐富度和多樣性分析

通過高通量測序分析了50d時AnGS的菌群組成。樣品覆蓋率為1，可以充分反映微生物群落變化情況。菌群數量為105842.0，微生物的 Γ_OTUs （操作性分類單元）為1195.0，豐度指數Chao與Ace分別為1204.56和1232.28，表明厭氧氨氧化系統在結束時微生物群落豐富度較高，而在多樣性指數Simpson和Shannon分別為0.06與4.14，說明了系統內部微生物存在較高的多樣性水平。

2.5.2 菌群結構

在“門”水平上主要包括14種菌門（相對豐度 gt;0.01% ，圖8），共占菌群總數的 99% 以上，其中Planctomycetes（ 27.75% ）、Proteobacteria（ 27.05% ）、unclassified_Bacteria（ 14.59% ）、Bacteroidetes（ 7.43% ）、Chloroflexi（ 7.03% ）、Acidobacteria（ 6.26% ）、Verrucomicrobia（ 3.76% ）和Ignavibacteriae（ 3.02% ）等共同構成了反應系統中微生物群落結構組成。

圖850d時菌群組成

在“屬”水平上，反應器中存在14個菌屬，共分為四類：硝化細菌屬為Nitrosomonas，相對豐度為 4.85% ；厭氧氨氧化細菌屬相對豐度為 25.5% 包括Candidatus_Kuenenia 21.05% ）、Candidatus_Anammoxoglobus （ 3.43% ）、Candidatus_Brocadia（ 1.02% ）；反硝化細菌屬相對豐度為45.6% ，包括unclassified_Bacteria（ 14.59% ）、unclassified_Betaproteobacteria（ 11.46% ）、unclassified_Anaerolineaceae（ 6.34% ）、unclassifiedAcidobacteria_Gp4（ 5.33% ）、Ignavibacterium（ 2.96% ）、unclassified_Gammaproteobacteria（ 2.09% ）、Thauera（ 1.69% ）、Subdivision3genera_incertae_sedis（ 1.14% ）、等；其他異養菌屬為unclassified_Bacteroidetes（ 5.76% ）、unclassified_Subdivision3（ 1.99% ）等。其中，Subdivision3_genera_incertae_sedis是一類嚴格厭氧微生物，在厭氧環境下可將硝酸鹽和亞硝酸鹽直接還原為銨[34]，其在反應器中相對豐度達到 1.14% ，說明反應器達到嚴格厭氧條件。

3結論

（1）EGSB反應器中提升氮負荷易造成污泥上浮進而導致污泥流失，通過真空脫氣對上浮污泥進行截留以此增大顆粒污泥密度，可顯著改善反應器中AnGS的沉降性能，從而緩解氮負荷沖擊對反應系統帶來的不利影響。

（2）進水氮負荷的波動對AnGS結構穩定性沒有明顯負面影響，污泥量、顆粒化率及平均粒徑甚至增大。

（3）進水氮負荷低于 0.6kg/ （ m³?d ）時AnGS能夠實現高效脫氮，高于 0.9kg/ （ m³?d ）時會對AnGS產生毒害作用，嚴重抑制AnGS的脫氮性能，降低除污效果，但這種抑制效果是可逆的。

（4）反應器經過50d的運行實現了AOB、厭氧氨氧化細菌及反硝化細菌的共存，優勢菌屬分別為Nitrosomonas（ 4.85% ）、Candidatus_Kuenenia（ 21.05% ）和unclassified_Bacteria（ 14.59% ）。

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Impact of Nitrogen Loading Rate and Vacuum Degassing on Retention and Nitrogen Removal of Anaerobic Ammonia-oxidizing Granular Sludge

LI Shao-qing，ZENGLing-cong，LUO Yi，CHENG Yuan-yuan，KANGJian-lin，LONGBei （SchoolofCivilandSurveyingamp;MappingEngineering，JangxiUniversityofScienceandTechnology，Ganzhou Jiangxi341000，China）

Abstract：Thisstudyexploredtheinfluenceoffluctuatingnitrogenloadingrateonthestabilityanddenitrificationperformance ofAnGSandexaminedtheeffcacyofvacuumdegassingincontrolingsludgeflotation.Microbialcommunityanalysis indicated Nitrosomonas as the predominant nitrifying bacteria with arelative abundance of 4.85% ，Candidatus_Kueneniaasthemain anaerobic ammonia-oxidizing bacteria with arelative abundance of 21.05% ，andunclassified_Bacteriaas the dominant denitrifying bacteria with arelative abundance of 14.59% .Overall，this study demonstrated the successful enrichment and symbiosis of ammonia oxidizing bacteria，anaerobic ammonia oxidizing bacteria，and denitrifying bacteria within the reactor.

Keywords：anaerobicammoniaoxidation;granularsludge;vacuumdegassing;nitrogenloadingrate;nitrogenremoval