亚硝化快速启动方法及应用

（一）饥饿调控

1.饥饿对硝化效果的影响

采用4组相同条件下启动的CRI系统，编号C1～C4，分别运行3个阶段：稳定期（阶段Ⅰ）、饥饿期（阶段Ⅱ）和恢复期（阶段Ⅲ）。稳定期运行20 d后，停止进水，进入饥饿期；C1、C2、C3、C4的饥饿时间分别为5、10、15、20 d；饥饿期结束后，重新进水，进入恢复期，进水水质、运行参数等均与稳定期相同。稳定期和恢复期每天取水检测出水水质，考察饥饿前后出水中氮素污染物的变化情况，筛选出能获得最优部分亚硝化效果的饥饿调控模式。

1）NH4+-N浓度的变化

饥饿前后各系统对污水中NH4+-N的去除情况如图2-2所示。由图2-2可见，C1～C4在前20 d均处于较稳定的运行状态，各反应器出水NH4+-N的浓度维持在20 mg·L-1左右，NH4+-N去除率稳定在60%左右。

图2-2　饥饿前后NH4+-N去除性能的变化

分别经历5、10、15、20 d的饥饿期（阶段Ⅱ）后，恢复污水供应，各系统进入恢复期。可以看到，各系统在恢复初期对NH4+-N的去除趋势较为相似，在恢复期的第1天，C1、C2、C3、C4的NH4+-N去除率分别升高至81.3%、91.4%、97.3%、99.6%，相比各自饥饿前分别提高了19.9%、30.8%、35.3%、39.5%。分析认为，由于饥饿期未给系统提供任何的营养基质，微生物将更加彻底地分解系统内残存的污染物以维持新陈代谢活动，同时部分微生物由于营养物质的缺乏而被逐渐淘汰，使得滤料表面可用于污染物吸附的点位增多。当初次恢复进水时，污水中的大部分NH4+-N被迅速地吸附在滤料表面生物膜上，导致出水NH4+-N浓度降低，NH4+-N去除率相比阶段Ⅰ有明显提高，且随着饥饿时间的延长，滤料上的空余吸附点位增多，吸附NH4+-N的能力也越强，NH4+-N去除率的提升效果也越显著。

然而，在恢复期的第2天，C1、C2、C3、C4的NH4+-N去除率又分别降低至70.7%、43.7%、41.7%、58.6%，这表明恢复进水后大部分NH4+-N只是吸附在滤料表面而并未得到高效的转化，随着进水次数的增加，吸附逐渐达到饱和，出水中NH4+-N的浓度升高。C1、C2、C3分别经过3、7、10 d的恢复期后，NH4+-N去除率恢复至饥饿前水平，而C4经过24 d的恢复期后NH+4-N去除率仍为40%左右，难以恢复至饥饿前的水平。由此可见，经历饥饿后，系统内的硝化细菌受到了不同程度的冲击，因而硝化性能有所下降；饥饿时间越长，硝化性能下降得越明显，恢复原有状态所需要的时间也更长，而饥饿时间过长将导致硝化性能无法完全恢复。

2）NO-x-N浓度的变化

图2-3显示了饥饿前后各系统内NO-2-N和NO3--N浓度的变化情况。由图2-3可知，稳定运行期间各系统的出水中NO3--N浓度较高、NO-2-N浓度较低，NAR仅为1%左右。这表明饥饿前稳定运行的CRI系统以全程硝化为主，即大部分NH+4-N被AOB转化成NO-2-N后，又被NOB进一步转化为NO3--N。

图2-3　饥饿前后NO2--N和NO3--N的浓度变化

恢复初期，各系统均表现出明显的NO-2-N积累现象。在恢复期的第1天，C1、C2、C3、C4的NO-3-N浓度分别下降至10.5、3.5、1.2、0.7 mg·L-1，相应的NAR分别升高至33.1%、80.5%、87.6%、68.2%，这表明在5～15 d的饥饿时间内，饥饿时间越长，NO-2-N转化为NO3--N的过程受阻越明显，因而NO2--N的积累现象就越显著。Morgenroth等[112]和Pijuan等[113]在进行活性污泥的饥饿研究时，同样也发现了在恢复阶段存在NO2--N的积累现象；而经过20 d的饥饿后，出水NO2--N浓度仅为1.5 mg·L-1，NAR相比15 d饥饿后反而有所降低，这说明较长时间的饥饿将导致NH4+-N转化为NO-2-N、NO-2-N转化为NO3--N这两个过程均受到阻碍。

随着运行时间的延长，各系统的NAR出现明显差异。其中，C1从恢复期的第2 d起NAR开始下降，到恢复期的第3 d时NAR仅为1.1%，基本恢复至饥饿前水平，可见饥饿5 d后，系统的硝化性能可以在较短的时间内得到良好的恢复。C2在恢复期的前3 d，出水NO2--N的浓度均高于NO3--N，但从第4 d起出水NO3--N的浓度逐渐超过NO-2-N浓度，最终NAR稳定在25%左右。C3在恢复期的前7 d，NAR均高于75%，从第8 d起稳定在65%左右，其硝化反应已经转变为以短程硝化的形式为主，出水中NO-2-N的浓度一直高于NO-3-N。C4在经过23 d的恢复期后NAR升高至80%以上。结合图2-2中NH+4-N浓度的变化可知，结束10、15 d的饥饿期后，系统将NH+4-N氧化为NO-2-N的能力逐渐得到恢复，而将NO-2-N氧化为NO-3-N的能力难以完全恢复，因而在NH+4-N去除率恢复的同时出现NO-2-N积累现象。饥饿时间为20 d时，系统将NH+4-N氧化为NO-2-N的能力难以完全恢复，因此C4在表现出NO-2-N积累的同时，NH+4-N去除率却比阶段Ⅰ时有所降低。

2.饥饿对硝化菌活性的影响

为解析饥饿调控下CRI系统部分亚硝化的发生机制提供理论依据，在稳定期、饥饿期、恢复期3个运行阶段分别定期检测滤料中硝化菌（AOB和NOB）的活性变化，考察不同饥饿时间下硝化菌活性的衰减与恢复情况。

1）活性衰减情况

不同饥饿时间下硝化菌（AOB和NOB）的活性变化情况如图2-4所示，经计算得到的硝化菌衰减速率如表2-3所示。可以看到，饥饿前NOB的活性均高于AOB，因而系统在稳定期的硝化反应以全程硝化为主。进入饥饿期后，AOB和NOB的活性均呈现衰减趋势，但是其衰减规律表现出较大的差异。

由图2-4（b）可知，C2在饥饿至第10 d时，AOB的活性开始高于NOB，结合表2-3可知，该阶段NOB的活性衰减速率［（0.105±0.005）d-1］高于AOB的活性衰减速率［（0.094±0.006） d-1］，这也是恢复期出现NO2--N积累的原因。随着饥饿时间的延长，系统内可供AOB利用的氮源物质逐渐减少，AOB快速做出响应而进入内源呼吸期，该阶段AOB产生的NO2--N浓度极低，无法满足NOB的需求，导致NOB活性衰减速率加快。Bollmann等[114]的研究表明，AOB能在饥饿条件下利用自身核糖体供给生长代谢，这种特有的代谢过程使其能够更好地应对饥饿环境，因而AOB的活性衰减速率相对较慢。Hao等[115]利用富集的硝化菌进行实验时发现，7 d的好氧饥饿后NOB的衰减速率［（0.306±0.026）d-1］高于AOB［（0.144±0.009） d-1］，与本研究的结果相一致。

图2-4　AOB和NOB活性随饥饿时间的衰减

表2-3　AOB和NOB在不同饥饿时间下的衰减速率

由图2-4（c）可以看到，继续延长饥饿时间至15 d，AOB和NOB的活性进一步降低，该阶段结束时AOB的活性［0.35 mg·（L·h）-1］是NOB的2.5倍，NOB的活性衰减速率是AOB的1.24倍。由图2-4（d）可知，饥饿20 d后AOB和NOB的活性均降至较低水平，NOB的活性衰减速率是AOB的1.4倍。硝化菌活性的降低，与不能适应饥饿环境的AOB和NOB逐渐失去活性有关；AOB与NOB的衰减速率之差随着饥饿时间的延长而进一步增大，说明饥饿对NOB的活性抑制更加明显。(www.xing528.com)

2）活性恢复情况

饥饿期结束后，各CRI系统内硝化菌的活性恢复情况如图2-5所示，经计算得到的硝化菌恢复速率如表2-4所示。由图2-5（a）可以看到，C1在恢复期的第1 d时AOB活性高于NOB，可见恢复进水后，AOB能更快地从饥饿环境中复苏，进入正常生长状态。Bollmann等[114]研究发现AOB特有的代谢机制使其能更好地应对营养物质短缺的饥饿环境，从而使细胞在不利生长环境下处于预备状态，停止细胞分化等行为，当重新恢复营养物质供给时，AOB能迅速做出反应并提供细胞生长所需的酶，进而使细胞得到激活；NOB因无法快速适应环境的变化，致使其活性恢复速率滞后于AOB，从而导致了NO2--N的积累。由图2-5（b）（c）（d）可以看到，C2、C3、C4内AOB的活性一直高于NOB，这合理解释了这三个系统内一直存在的NO2--N积累现象。

表2-4　AOB和NOB在不同恢复时间下的恢复速率

图2-5　AOB和NOB活性随时间的恢复

同时，从活性恢复速率来看，饥饿时间越长，AOB和NOB的活性恢复速率就越低，恢复至某一水平所需的时间也就越长。从活性恢复水平来看，C1、C2、C3、C4分别经过3、7、10、24 d的恢复期后，AOB和NOB的活性开始趋于稳定。其中C1、C2、C3内AOB的活性能基本恢复至饥饿前水平，因而系统对NH4+-N的去除率均能回升至60%左右，而C4内AOB的活性仅能恢复至饥饿前的53.3%，因而该系统对NH4+-N的去除率难以完全恢复。NOB的活性恢复水平取决于饥饿时间的长短，其中C1从恢复期的第2 d起NOB活性再次超过AOB，因而NO2--N的积累率变低，系统再次转变为全程硝化，可见5 d饥饿期对NOB活性的影响相对较小，其活性能够逐渐恢复至饥饿前水平；而C2、C3、C4内NOB在稳定后的活性水平仅能达到饥饿前的74.7%、29.1%、7.4%，可见较长时间的饥饿（10～20 d）可选择性地淘汰NOB，使AOB在硝化菌群中占据优势，因而会出现稳定的NO-2-N积累现象，且饥饿时间越长，不能适应饥饿环境而被淘汰的NOB就越多，AOB所占优势就越显著，NAR就越高。

综合考虑不同饥饿时间后各系统的NH+4-N去除率、NO-2-N积累率，选择15 d作为快速启动CRI系统部分亚硝化的最佳饥饿时间，当恢复进水至第10 d时，NH+4-N去除率为60.7%，NO-2-N积累率为66.1%，出水NO-2-N/NH+4-N为0.91。为满足耦合厌氧氨氧化的进水需求，将在此基础上通过调控进水pH进一步提高NO-2-N积累率。

（二）进水pH调控

AOB和NOB对环境的酸碱性十分敏感，进水pH是影响系统硝化性能的一个关键因素。因此，本节实验选择经饥饿调控后稳定运行的C3反应器，调节进水pH分别至7.2、7.5、7.8、8.1、8.4、8.7、9.0，各运行14个周期，分析进水pH对氮素污染物转化的影响，探讨能实现NO2--N高效积累的进水pH条件。

图2-6反映了进水pH对CRI系统内COD去除性能的影响。可以看到，进水COD浓度为120～140 mg·L-1，进水pH为7.2～9.0时，出水COD浓度均低于30 mg·L-1，平均去除率为82.5%。可见CRI系统内异养菌对进水pH的适应范围较宽，对pH变化的抗冲击能力较强，该系统在COD去除方面具有其显著的优势。

图2-6　不同进水pH下COD的去除情况

图2-7（a）反映的是不同进水pH条件下系统内NH4+-N、NO3--N、NO2--N及FA的浓度变化规律；图2-7（b）反映的是相对应的ARR、NAR和NNR。

从图2-7可以看到，进水pH为7.2～8.7时，出水NH4+-N浓度维持在18 mg·L-1左右，NH4+-N去除率稳定在60%左右；而当进水pH升高到9.0时，出水NH4+-N浓度增加到30 mg·L-1左右，NH4+-N去除率出现“落点”（B），骤然降至40%左右。进水pH为7.2～7.5时，出水NO2--N、NO3--N浓度波动较小，NO2--N积累率维持在65%左右；当进水pH上升至7.8～8.4时，出水NO3--N浓度缓慢减小，NO2--N积累率逐渐升高。

图2-7　不同进水pH下CRI系统内氮素污染物的变化

当进水pH继续升高至8.7时，出水NO2--N浓度明显升高、NO3--N浓度明显下降，NO2--N积累率出现“跃点”（A），骤然升至93.9%，该“跃点”反映出进水pH为8.2时，NOB的活性开始受到严重抑制，NO2--N向NO3--N的转化过程受阻，因而NO2--N积累率出现大幅提升；当进水pH为9.0时，出水NO2--N浓度大幅下降，结合NH4+-N去除率出现的“落点”可知，进水pH为9.0时，AOB的活性也开始受到抑制，NH4+-N向NO2--N的转化过程受阻，因而NH4+-N去除率大幅降低，NNR降至0.5左右，同时在该进水pH条件下NOB的活性也受到进一步抑制，出水中NO3--N的浓度变得更低，平均浓度仅为0.9 mg·L-1，这使得该阶段的NO2--N积累率仍能维持在90%以上。

目前，关于AOB和NOB最适pH范围的报道差异较大。Claros J等[116]研究了pH对部分亚硝化反应器内AOB活性的影响，结果表明AOB生存的最佳pH为7.4～7.8；高大文等[117]控制SBR反应器内初始pH为7.8～8.7，运行25 d后NO2--N积累率超过90%；徐婷等[118]采用SBR工艺处理人工模拟氨氮废水发现，pH大于7.3时会对NOB产生抑制，pH在7.3～8.0内较有利于NO2--N的积累。这些报道中关于硝化菌的适宜pH范围虽然有所差异，但基本上可以认为，混合体系中AOB和NOB的最适pH分别在8.0和7.0附近。本研究中当进水pH为8.7时，NO2--N积累率在90%以上，说明AOB在该pH范围内生长最好，而NOB的最适pH不在该范围内，因而AOB成为优势菌群，NO2--N积累效果最佳。

pH对AOB和NOB的影响主要体现在两个方面：① 不同的微生物都有其最适pH或适宜的pH范围，pH过高或过低可能引发细胞膜电荷的变化或影响代谢过程中酶的活性，进而影响微生物对营养物质的吸收效率，因此可以利用AOB和NOB的最适pH的不同，通过调控进水pH进一步稳定控制硝化类型及硝化产物；② 根据反应式NH3+H2O NH+4+OH-，pH的变化会对溶液中游离氨（FA，以NH3计）的浓度产生影响，由于亚硝化过程中AOB利用的真正底物是NH3而不是NH4+，因此pH的变化将会影响亚硝化的进程及硝化菌群的组成。FA的计算公式如下[29]：

当FA浓度适宜时，可作为AOB的氨氧化基质；而当FA浓度达到某一阈值时，又会不同程度地抑制AOB和NOB的活性。目前，国内外关于FA对AOB和NOB抑制浓度的研究结论存在差异，Rongsayamanont等[119]认为FA对AOB和NOB产生抑制的起始浓度范围分别为60～120、0.6～60 mg·L-1；Anthonisen等[120]研究发现，FA浓度为10～150 mg·L-1时会对AOB产生抑制，而对NOB的抑制浓度为0.1～1.0 mg·L-1；Kim等[121]发现FA浓度为0.7 mg·L-1时，NOB在活性下降了约50%；Fux等[122]认为FA浓度大于5 mg·L-1时可对AOB产生抑制，FA浓度为40 mg·L-1时产生严重抑制，而对NOB产生完全抑制的FA浓度仅为0.6 mg·L-1；吴莉娜等[123]的研究表明，FA浓度为40～70 mg·L-1时可实现稳定的亚硝化，但FA浓度为160 mg·L-1左右时会抑制全部的硝化反应；孙洪伟等[124]的研究表明，当FA浓度为2.5～197.2 mg·L-1时，AOB的活性并未受到影响，而　FA浓度为137.6～168.4 mg·L-1时，NOB的活性被完全抑制。虽然这些研究得到的FA抑制浓度结论不一致，但均反映出NOB对FA的敏感性要高于AOB。

本研究中FA浓度随着pH的提高而增大，pH为7.2、7.5、7.8、8.1、8.4、8.7、9.0时对应的FA浓度均值分别为0.54、1.03、2.11、3.97、7.52、13.15、21.68 mg·L-1。当FA浓度为2.11～7.52 mg·L-1时，出水NO2--N平浓度随着FA的升高而增加，而NO3--N平均浓度逐渐减小，这说明AOB在该FA浓度范围内比NOB表现出更强的适应性。当FA浓度为13.15 mg·L-1时，NO2--N积累出现“跃点”，可认为是NOB活性在继饥饿抑制后再度受到严重抑制的开始。但这并不意味着FA浓度越高，CRI系统的NO2--N积累效果越好，当FA浓度达到21.68 mg·L-1时，NH4+-N去除率出现“落点”，这说明该FA浓度会对AOB和NOB同时产生严重的抑制，从而导致系统出水NH4+-N浓度增加，NO2--N和NO3--N浓度减小。

综上所述，在饥饿调控的基础上，调节进水pH至8.7时可对NOB产生选择性抑制，同时不会影响AOB的活性，系统的NH4+-N去除率稳定在60%左右，NO2--N积累率稳定在93%左右，出水NO2--N/NH4+-N为1.21～1.33。由此可见，通过“饥饿-pH”协同调控已实现较好地耦合厌氧氨氧化进水要求的部分亚硝化。