王超超，吳翼伶，陳嘉巧，蔡天寧，劉文如，2，3，李祥，2，3，吳鵬，2，3

（1 蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009；2 城市生活污水資源化利用技術(shù)國(guó)家地方聯(lián)合工程實(shí)驗(yàn)室（蘇州科技大學(xué)），江蘇 蘇州 215009；3 江蘇水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心（蘇州科技大學(xué)），江蘇 蘇州 215009）

氮素作為引起水體富營(yíng)養(yǎng)化的一類重要污染物而引起廣泛關(guān)注。傳統(tǒng)脫氮工藝作為城市污水廠主要氮素去除途徑，但能量和化學(xué)藥劑的大量投入使其難以適應(yīng)我國(guó)可持續(xù)戰(zhàn)略。近年來，厭氧氨氧化工藝（anaerobic ammonium oxidation，Anammox）憑借其經(jīng)濟(jì)、高效與可持續(xù)性而被公認(rèn)為時(shí)下最具有應(yīng)用前景的新型廢水生物脫氮技術(shù)，然而生活污水中Anammox 電子受體（NO-N）的匱乏極大阻礙了其工程應(yīng)用進(jìn)程。目前，短程硝化（partial nitrification）作為一種成熟的NO-N供給工藝而被廣泛研究，但受制于諸如有機(jī)物、基質(zhì)濃度等因素，PN/A 工藝在生活污水工程應(yīng)用中穩(wěn)定性、TN去除率等方面始終無法突破瓶頸。此外，污水廠二沉池出水、側(cè)流Anammox 工藝出水和工業(yè)園區(qū)化工企業(yè)生產(chǎn)廢水等含有大量NO-N，利用反硝化工藝處理含NO-N廢水時(shí)，往往需要額外投加碳源，增加了污水處理成本，與我國(guó)可持續(xù)發(fā)展理念相悖。近來，短程反硝化（partial denitrification，PD）作為一種新興的NO-N 供給工藝，能夠穩(wěn)定地將NO-N 還原成NO-N，同時(shí)大幅降低了對(duì)碳源的需求。故而有學(xué)者提出將PD 工藝和Anammox 工藝相結(jié)合，用以實(shí)現(xiàn)生活污水和硝酸鹽廢水的同步處理。

不同碳源驅(qū)動(dòng)下PD過程N(yùn)O-N積累情況存在明顯差異。以乙酸鈉等易生物利用碳源作為電子供體時(shí)，PD過程往往可實(shí)現(xiàn)較高的NO-N積累，相應(yīng)COD/NO-N通常介于2.5～3.5，而以葡萄糖作為碳源時(shí)，PD 過程N(yùn)O-N 積累能力下降，相應(yīng)COD/NO-N 明顯升高，甚至淀粉等緩慢可生物利用碳源驅(qū)動(dòng)下PD過程并無NO-N積累現(xiàn)象，這主要是由于不同碳源的可生物降解特性不同。生活污水中碳源大多以緩慢可生物利用碳源的形式存在（占30%～80%），利用PD/A工藝處理實(shí)際生活污水時(shí)，往往需要投加乙酸鈉，以促進(jìn)系統(tǒng)NO-N供給。

厭氧水解酸化（anaerobic hydrolysis acidification，AnHA）作為一種能夠充分利用污水中緩慢可生物利用碳源的潛在節(jié)能工藝，能夠?qū)⑽鬯写蟛糠志徛缮锢糜袡C(jī)物降解為乙酸、丙酸等揮發(fā)性脂肪酸（VFA），可有效彌補(bǔ)污水中易生物利用碳源的不足。該工藝在利用緩慢可生物利用有機(jī)物產(chǎn)生VFA的同時(shí)也會(huì)消耗VFA，研究表明通過調(diào)控AnHA反應(yīng)器水力停留時(shí)間（HRT），使得AnHA反應(yīng)器對(duì)VFA的消耗速率遠(yuǎn)低于其產(chǎn)生VFA的速率，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)AnHA反應(yīng)器出水中VFA積累。目前，該工藝已被廣泛應(yīng)用于反硝化電子供體（碳源）相關(guān)研究中。Shi 等以淀粉作為進(jìn)水碳源，基于序批式反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)了PD 工藝和AnHA 工藝的耦合，并在178 天長(zhǎng)期運(yùn)行中，實(shí)現(xiàn)81.30% NO-N 積累。Wang等將AnHA工藝與同步亞硝化、厭氧氨氧化和反硝化（SNAD）工藝相結(jié)合，實(shí)現(xiàn)了生活污水的經(jīng)濟(jì)和高效處理，TN 去除率為79.13%，相應(yīng)能耗僅為傳統(tǒng)脫氮工藝的53.21%。由上可知，建立AnHA-PD/A 高效耦合脫氮除碳系統(tǒng)，為生活污水和硝酸鹽廢水的同步和高效處理提供一種新的思路。

因此，本試驗(yàn)基于厭氧折流板反應(yīng)器（ABR）-連續(xù)流完全混合式反應(yīng)器（CSTR），采用分段進(jìn)水方式長(zhǎng)期運(yùn)行AnHA-PD/A 系統(tǒng)，探究了系統(tǒng)同步高效處理生活污水和含硝酸鹽廢水的可行性，明確了系統(tǒng)所涉及生物反應(yīng)活性，并利用氣相色譜明確了AnHA反應(yīng)器出水VFA構(gòu)成，最后從微生物學(xué)角度，探明了AnHA-PD/A 系統(tǒng)高效脫氮除碳機(jī)制，探索出了一種低碳高效脫氮的污水處理新思路。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行工況

試驗(yàn)裝置及原理如圖1 所示。試驗(yàn)采用ABRCSTR 組合裝置，共有2 個(gè)格室，依次編為A1 和A2。ABR 反應(yīng)器（A1）進(jìn)行AnHA 反應(yīng)，有效容積為1.5L；CSTR 反應(yīng)器（A2）主要進(jìn)行PD/A 反應(yīng)，有效容積為8L，采用機(jī)械攪拌且填充生物填料（30%填充比），生物填料由束式填料穿過鮑爾環(huán)內(nèi)外孔徑環(huán)繞構(gòu)成。裝置采用蠕動(dòng)泵分段進(jìn)水，溢流出水方式運(yùn)行，反應(yīng)裝置均置于水浴缸中，溫度控制在(32±1)℃，CSTR反應(yīng)器外部使用黑色遮光布包裹，避免光照抑制Anammox菌活性。

試驗(yàn)連續(xù)運(yùn)行170天，分為兩個(gè)階段。階段Ⅰ為PD/A 反應(yīng)器同步處理生活污水和硝酸鹽廢水；階段Ⅱ引入前置AnHA反應(yīng)器，并通過調(diào)控模擬生活污水分段進(jìn)水比例（圖1中a∶b），來調(diào)節(jié)AnHA反應(yīng)器HRT，進(jìn)而探究AnHA反應(yīng)器出水中有機(jī)成分變化對(duì)PD/A 反應(yīng)器脫氮效能的影響。各階段具體運(yùn)行工況見表1。

表1 AnHA-PD/A系統(tǒng)運(yùn)行工況

圖1 AnHA-PD/A工藝原理及試驗(yàn)裝置

1.2 接種污泥與試驗(yàn)用水

ABR 反應(yīng)器接種污泥來源于實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行2 年以上的AnHA 反應(yīng)器，MLSS 為3.57g/L；CSTR反應(yīng)器接種污泥和生物填料來源于實(shí)驗(yàn)室長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行的生物膜-活性污泥PD/A 反應(yīng)器，MLSS 為3.05g/L。試驗(yàn)用水以葡萄糖、蔗糖、淀粉、NHCl、NaNO等為藥劑制備，模擬某城市預(yù)處理后生活污水和含硝酸鹽廢水，其中葡萄糖、蔗糖和淀粉三種有機(jī)物供應(yīng)物比例為15%∶20%∶65%，兩類模擬廢水主要水質(zhì)特征見表2。

表2 兩類模擬污水主要水質(zhì)特征

1.3 分析方法

試驗(yàn)過程中每?jī)扇詹杉M(jìn)、出水樣檢測(cè)。采用-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、納氏試劑分光光度法、紫外分光光度法分別測(cè)定NO-N、NH-N和NO-N；濾紙稱重法測(cè)定MLSS；COD 由DRB 200 COD 快速消解儀測(cè)定；溫度、DO和pH采用多參數(shù)水質(zhì)分析儀（WTW 340i，德國(guó)）測(cè)定；采用氣相色譜法測(cè)定VFA，具體操作可見文獻(xiàn)[14]，此外VFA由乙酸、丙酸、丁酸、異丁酸、戊酸和異戊酸組成，分別相當(dāng)于1.07g COD/g、1.51g COD/g、1.82g COD/g、1.82g COD/g、2.04g COD/g和2.04g COD/g。

1.4 活性測(cè)定

為闡明AnHA-PD/A 系統(tǒng)所涉及生物反應(yīng)活性，于Ⅱ-2階段穩(wěn)定期內(nèi)（第127天）進(jìn)行異位批次實(shí)驗(yàn)。

系統(tǒng)中PD/A 污泥活性：取出300mL PD/A 污泥，磷酸緩沖液洗滌三次，去除殘留反應(yīng)基質(zhì)而后轉(zhuǎn)移至封閉血清瓶?jī)?nèi)（800mL），氮?dú)庀疵撈績(jī)?nèi)液相和氣相空氣，維持血清瓶中厭氧條件，向血清瓶?jī)?nèi)加入150mL生活污水和350mL厭氧水解（A1）出水，并投加少量硝酸鈉固體，調(diào)控其初始NO-N/NH-N=1.20，以接近PD/A 反應(yīng)器長(zhǎng)期運(yùn)行條件，而后將血清瓶置于(34±1)℃恒溫?fù)u床內(nèi)開始實(shí)驗(yàn)，每隔15～120min，從血清瓶取樣口取樣，用以測(cè)定氮素和COD，每次取三份樣品并以三份樣品平均值作為有效數(shù)據(jù)。

系統(tǒng)中AnHA 污泥活性：取出300mL AnHA 污泥，重復(fù)上述操作，向血清瓶?jī)?nèi)加入500mL 生活污水，同樣置于(32±1)℃恒溫?fù)u床內(nèi)進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，每隔2～6h 從血清瓶取樣口收集液體樣品，用以測(cè)定NH-N、VFA 和COD，每次收集三份樣品并以三份樣品平均值作為有效數(shù)據(jù)。

1.5 計(jì)算

忽略同化等微生物代謝途徑，AnHA-PD/A 系統(tǒng)內(nèi)氮素僅通過PD-Anammox過程和反硝化過程去除?；贏nHA-PD/A 系統(tǒng)進(jìn)出水氮濃度化學(xué)計(jì)量氮平衡，計(jì)算PD-Anammox過程和反硝化過程對(duì)系統(tǒng)TN去除貢獻(xiàn)比，如式(1)、式(2)。

式中，NH-N、NH-N和TN、TN分別為AnHA-PD/A系統(tǒng)進(jìn)出水NH-N、TN濃度。

1.6 微生物高通量測(cè)序

采集ABR 和CSTR 反應(yīng)器內(nèi)運(yùn)行第165 天的污泥樣品，送至美吉生物公司進(jìn)行微生物高通量測(cè)序。

2 結(jié)果與討論

2.1 AnHA-PD/A系統(tǒng)脫氮除碳性能

圖2 反映了不同階段AnHA-PD/A 系統(tǒng)運(yùn)行特性。在Ⅰ-1 階段（1～30 天），調(diào)控PD/A 反應(yīng)器進(jìn)水NO-N/NH-N 為1，如圖2(c)和(f)所示，第7 天PD/A系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定，TN去除率達(dá)到73.82%，相應(yīng)ΔNO-N/ΔNH-N=1.82，遠(yuǎn)高于PD/A工藝?yán)碚摶|(zhì)消耗比（1.06），表明此時(shí)反硝化菌對(duì)Anammox電子受體（NO-N）的競(jìng)爭(zhēng)作用不可忽略。為提升系統(tǒng)NO-N 供給能力，在Ⅰ-2 階段（31～62 天），將進(jìn)水NO-N 濃度提升至60mg/L，相應(yīng)進(jìn)水NO-N/NH-N=1.2，運(yùn)行一段時(shí)間[圖2(c)]，PD/A 系統(tǒng)TN 去除率并無明顯變化（74.13%），ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.52，反硝化菌對(duì)Anammox電子受體的競(jìng)爭(zhēng)受到遏制，系統(tǒng)耦合脫氮效果得以增強(qiáng)，相應(yīng)PD-Anammox 過程對(duì)系統(tǒng)TN 去除貢獻(xiàn)率上升至81.27%，與Han等研究結(jié)論相符，主要是由于優(yōu)化進(jìn)水NO-N/NH-N，強(qiáng)化了PD/A 系統(tǒng)內(nèi)PD菌與Anammox菌之間的協(xié)同脫氮能力。另外，如圖2(c)所示，PD/A 系統(tǒng)出水TN 濃度為27.13mg/L，COD 濃度為59.73mg/L，高于已有相關(guān)研究，說明生活污水碳源可利用率不足限制了PD/A系統(tǒng)對(duì)氮素的進(jìn)一步去除。

圖2 AnHA-PD/A系統(tǒng)脫氮除碳性能

為提升生活污水碳源可利用率，在Ⅱ-1 階段（63～90 天），引入前置AnHA 反應(yīng)器，并通過改變生活污水分段進(jìn)水比來調(diào)節(jié)AnHA反應(yīng)器HRT，以此探究AnHA-PD/A 系統(tǒng)高效運(yùn)行條件。初始調(diào)控生活污水分段進(jìn)水比例為5∶5，相應(yīng)AnHA反應(yīng)器HRT 為4.5h（表1），由圖2(c)、(d)和(f)可知，運(yùn)行一段時(shí)間，AnHA 系統(tǒng)于第71 天達(dá)到35.62%COD去除并實(shí)現(xiàn)穩(wěn)態(tài)運(yùn)行。與此同時(shí)，PD/A系統(tǒng)TN去除率提升至85.31%，出水COD濃度降至42.17mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.34，PD-Anammox 過程對(duì)系統(tǒng)TN去除貢獻(xiàn)率進(jìn)一步提升至87.73%，說明引入AnHA反應(yīng)器能夠有效提升生活污水碳源可利用率，有助于降低PD/A 系統(tǒng)反硝化脫氮貢獻(xiàn)和提升PD/A 系統(tǒng)脫氮效能，這主要是由于HRT=4.5h 時(shí)，AnHA 反應(yīng)器對(duì)大分子有機(jī)物的降解產(chǎn)酸（COD→VFA）速率遠(yuǎn)大于其對(duì)VFA 的消耗，反應(yīng)器出水中存在一定量的VFA，即有利于實(shí)現(xiàn)NO-N 積累的優(yōu)質(zhì)電子供體。

在Ⅱ-2階段（91～132天），將分段進(jìn)水比例調(diào)整為3∶7，AnHA系統(tǒng)HRT降為3.2h，相應(yīng)地，AnHA系統(tǒng)COD 去除率降至27.62%，此時(shí)PD/A 系統(tǒng)TN去除率進(jìn)一步提升至94.78%，出水COD 濃度僅為30.15mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.13，相應(yīng)PDAnammox 過程對(duì)TN 去除貢獻(xiàn)高達(dá)95.87%[(圖2(c)～(f)]。在Ⅱ-3 階段（133～170 天），調(diào)整分段進(jìn)水比為1∶9，由于HRT 進(jìn)一步降至2.5h，AnHA 系統(tǒng)COD 去除率僅為20.17%，此時(shí)PD/A 系統(tǒng)TN 去除率明顯下降（87.21%），出水COD 濃度升至38.17mg/L[圖2(c)～(e)]。不難看出，相較于Ⅱ-1 和Ⅱ-3階段，在Ⅱ-2階段PD/A系統(tǒng)脫氮除碳效能最佳，這主要與AnHA系統(tǒng)對(duì)有機(jī)物的降解產(chǎn)酸特性有關(guān)，HRT 過長(zhǎng)或過短均不利于厭氧微生物將大多數(shù)有機(jī)物的降解終點(diǎn)控制在產(chǎn)酸階段。簡(jiǎn)而言之，HRT=3.2h 時(shí)（Ⅱ-2 階段），AnHA 系統(tǒng)對(duì)碳源的降解產(chǎn)酸效果最佳，相應(yīng)出水中易于實(shí)現(xiàn)NO-N積累的優(yōu)質(zhì)電子供體（VFA 等小分子有機(jī)物）最多。

總的來說，本研究證實(shí)了AnHA-PD/A 耦合脫氮除碳系統(tǒng)同步和高效處理生活污水和硝酸鹽廢水的可行性。通過控制進(jìn)水NO-N/NH-N=1.20，并調(diào)控分段進(jìn)水比為3∶7，使得前置AnHA 反應(yīng)器HRT=3.2h，AnHA-PD/A 系統(tǒng)出水TN、NH-N 和COD 濃度分別為5.47mg/L、2.13mg/L 和30.15mg/L，完全符合城鎮(zhèn)污水處理廠一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)。

2.2 AnHA-PD/A系統(tǒng)活性

2.2.1 AnHA污泥活性

為說明AnHA反應(yīng)器降解產(chǎn)酸特性，于第127天進(jìn)行異位批次實(shí)驗(yàn)，結(jié)果如圖3(a)所示。0～3h主要為產(chǎn)酸階段，部分有機(jī)物被厭氧微生物消耗，COD濃度降至104.35mg/L，同時(shí)伴隨VFA 產(chǎn)生，相應(yīng)VFA=39.42mg/L，說明此階段必然發(fā)生了AnHA反應(yīng)，3～24h 主要為產(chǎn)甲烷階段，隨HRT 增加，有機(jī)物被大量消耗，AnHA系統(tǒng)對(duì)VFA的消耗速率大于其產(chǎn)生VFA 速率，厭氧微生物對(duì)有機(jī)物的降解終點(diǎn)不再停留在產(chǎn)酸階段，最終COD 濃度穩(wěn)定在20mg/L 以下，此時(shí)反應(yīng)體系進(jìn)入產(chǎn)甲烷階段。值得注意的是，試驗(yàn)期間（0～24h），反應(yīng)體系NH-N濃度降低了2.14mg/L，與AnHA系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行結(jié)果相符[圖2(d)]，這主要是由于厭氧微生物同化作用需要消耗少量NH-N。

圖3 AnHA-PD/A系統(tǒng)內(nèi)生物反應(yīng)活性

2.2.2 PD/A污泥活性

PD/A反應(yīng)器內(nèi)所涉及生物反應(yīng)活性如圖3(b)所示。0～30min，主要為PD 氮轉(zhuǎn)化階段，此階段COD 和NO-N 被大量消耗，同時(shí)伴隨NO-N 積累，相應(yīng)NO-N=13.51mg/L，說明此階段必然發(fā)生了PD 反應(yīng)。30～180min，主要為Anammox 氮代謝階段，厭氧環(huán)境下大量NO-N 和NH-N 被同步去除，去除量分別為24.17mg/L 和20.74mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N=1.17，接近PD/A 工藝?yán)碚摶|(zhì)消耗比，與Du等研究結(jié)果類似，說明此階段發(fā)生了以Anammox 過程為主的氮素去除反應(yīng)。180～360min，由于缺少有機(jī)物，系統(tǒng)對(duì)氮素的去除速率降至30～180min 相應(yīng)速率值的14.73%，另外，ΔNO-N/ΔNH-N=1.73，高于PD/A 工藝?yán)碚摶|(zhì)消耗比，此時(shí)反硝化過程在PD/A 系統(tǒng)氮素去除中發(fā)揮重要作用，考慮到淀粉等緩慢可生物利用碳源作為反硝化電子供體時(shí)，耦合系統(tǒng)內(nèi)并無NO-N積累這一特性，說明少量剩余有機(jī)物以大分子有機(jī)物為主。

2.3 氣相色譜分析

為揭示AnHA 反應(yīng)器出水有機(jī)物中VFA 構(gòu)成，于第125 天進(jìn)行氣相色譜分析，結(jié)果如圖4 所示。AnHA反應(yīng)器出水COD濃度為189.74mg/L，VFA為98.47mg/L，出水有機(jī)物中VFA 包括乙酸、丙酸、丁酸、異丁酸和戊酸，相應(yīng)濃度分別為78.14mg/L、13.27mg/L、3.26mg/L、2.17mg/L 和1.63mg/L。乙酸鹽作為實(shí)現(xiàn)PD過程高NO-N積累的優(yōu)質(zhì)碳源而被廣泛報(bào)道，張星星等通過向活性污泥中投加乙酸鈉，控制COD/NO-N=3.0，于室溫下實(shí)現(xiàn)了高效PD 工藝的快速啟動(dòng)，相應(yīng)NO-N 積累率為75.92%。Du 等以乙酸鈉作為進(jìn)水碳源，通過控制進(jìn)水NO-N/NH-N=1.0、=17.5℃，于上流式反應(yīng)器中成功啟動(dòng)了PD/A 工藝，批次試驗(yàn)結(jié)果表明相應(yīng)PD 過程中NO-N 轉(zhuǎn)化率高達(dá)90%。與Xu等研究相似，本研究中乙酸作為AnHA 系統(tǒng)出水主要有機(jī)成分（43.65%），易于實(shí)現(xiàn)較高NO-N積累的優(yōu)質(zhì)碳源，在PD/A 系統(tǒng)高效耦合脫氮過程中發(fā)揮著重要作用。

此外，酸化度（VFA/COD）作為衡量AnHA系統(tǒng)產(chǎn)酸性能的一項(xiàng)重要指標(biāo)，本研究AnHA反應(yīng)器出水VFA/COD僅為0.61[圖4(b)]，低于Wang等研究中VFA/COD（0.87）。鑒于Ⅱ-2 階段PD/A 系統(tǒng)良好的脫氮除碳性能（圖2），同時(shí)考慮到大分子有機(jī)物水解酸化中間產(chǎn)物（葡萄糖等單糖），有助于反硝化過程中NO-N積累，分析認(rèn)為AnHA反應(yīng)器出水中相當(dāng)一部分有機(jī)物是以葡萄糖等單糖形式存在，即VFA和葡萄糖等單糖構(gòu)成了AnHA反應(yīng)器出水主要有機(jī)成分，而關(guān)于AnHA出水中葡萄糖等單糖的占比仍有待進(jìn)一步測(cè)定。Shi 等基于淀粉水解酸化出水成功啟動(dòng)了PD 工藝，并在長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行中實(shí)現(xiàn)了81.30%NO-N積累，氣相色譜結(jié)果表明，淀粉水解酸化出水的主要有機(jī)成分為VFA 和葡萄糖等單糖，相應(yīng)占比分別為33.91%和19.29%。

圖4 AnHA出水有機(jī)物中VFA主要成分及相應(yīng)占比

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)

2.4.1 AnHA系統(tǒng)

圖5(a)和(c)反映了AnHA 污泥樣品門、屬水平微生物相對(duì)豐度。由圖5(a)可知，AnHA 污泥樣品中功能菌群多樣性較低，僅檢測(cè)到6種主要菌門（相對(duì)豐度大于1%），其中變形菌門（）、綠彎菌門（）和擬桿菌門（）作為系統(tǒng)內(nèi)優(yōu)勢(shì)菌門，相對(duì)豐度分別為43.76%、15.62%和12.43%。在先前AnHA工藝研究中，綠彎菌門和擬桿菌門通常作為優(yōu)勢(shì)菌門，在有機(jī)物降解過程中發(fā)揮著重要作用。與本研究類似，說明優(yōu)勢(shì)綠彎菌門和擬桿菌門是AnHA系統(tǒng)良好降解產(chǎn)酸性能的保證。由圖5(c)可知，AnHA 系統(tǒng)屬水平功能微生物可分為三類：水解菌（8.46%）、酸化菌（8.07%）和產(chǎn)甲烷菌（0.54%），其中水解菌和酸化菌中相對(duì)豐度最高的菌屬分別是（2.97%） 和（3.47%），而作為唯一檢測(cè)出的產(chǎn)甲烷菌屬，相對(duì)豐度僅為0.54%，這主要是由于AnHA系統(tǒng)運(yùn)行條件（HRT）對(duì)微生物的富集和篩選，此外相關(guān)研究表明VFA 的積累可有效抑制產(chǎn)甲烷菌的活性?？偟膩碚f，通過調(diào)控系統(tǒng)HRT，實(shí)現(xiàn)水解和酸化菌屬的有效富集，同時(shí)淘洗產(chǎn)甲烷菌，是AnHA系統(tǒng)具備高效產(chǎn)酸性能的保障。

2.4.2 PD/A系統(tǒng)

PD/A 系統(tǒng)在門、屬水平的微生物群落結(jié)構(gòu)如圖5(b)和(d)所示。PD/A 系統(tǒng)有著較為豐富的微生物群落結(jié)構(gòu)，按照門水平相對(duì)豐度由高到低依次為變形菌門（）、擬桿菌門（）、綠彎菌門（）、浮霉菌門（）等，相應(yīng)豐度分別為52.37%、15.83%、7.17%、6.34%等。與Wu 等研究結(jié)果類似，本研究中變形菌門作為PD/A 系統(tǒng)內(nèi)絕對(duì)優(yōu)勢(shì)菌門（50%以上的相對(duì)豐度），在氮素循環(huán)和有機(jī)物利用過程中發(fā)揮重要作用。

為進(jìn)一步明確PD/A 系統(tǒng)內(nèi)氮素去除機(jī)制，對(duì)其微生物屬水平分布情況進(jìn)行分析[圖5(d)]。作為實(shí)現(xiàn)高NO-N積累的功能菌屬而被廣泛報(bào)道，其作為PD/A 系統(tǒng)內(nèi)NO-N 供給的主要菌屬，在本研究中相對(duì)豐度高達(dá)7.37%。（4.57%）作為典型的反硝化菌屬，其對(duì)PD/A系統(tǒng)NO-N供給具有一定促進(jìn)作用，這主要是由于流動(dòng)狀態(tài)下少量反硝化中間產(chǎn)物（NO-N）被Anammox菌屬利用。、和作為常見的Anammox菌屬，在本次試驗(yàn)中均被檢測(cè)到，相應(yīng)豐度分別為2.93%、0.37%和0.26%。與Ji等研究結(jié)果相似，作為PD/A系統(tǒng)內(nèi)唯一優(yōu)勢(shì)Anammox 菌屬，在本研究氮素去除過程中發(fā)揮決定性作用，這主要與AnHA出水中乙酸等小分子有機(jī)物的富集和篩選作用有關(guān)。Wang 等研究發(fā)現(xiàn)乙酸鈉等小分子有機(jī)物能夠有效刺激屬的有機(jī)代謝特性，有利于提升Anammox系統(tǒng)的穩(wěn)定性和脫氮能力。綜上所述，優(yōu)勢(shì)Anammox 菌屬和普通異養(yǎng)（OHB）菌屬等多種功能微生物協(xié)同代謝，是PD/A 系統(tǒng)高效耦合脫氮主要途徑。

圖5 AnHA-PD/A系統(tǒng)在門、屬水平的微生物分布情況

3 結(jié)論

（1）在COD/TN=2.36、NO-N/NH-N=1.20 和分段進(jìn)水比為3∶7條件下，AnHA-PD/A 系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)了對(duì)廢水中碳和氮的同步高效去除，TN 去除率為94.78%，出水COD 濃度為30.15mg/L。其中，PDAnammox 過程作為系統(tǒng)內(nèi)最為主要的氮素去除過程，貢獻(xiàn)了95.87%TN去除。

（2）HRT=3.2h時(shí)，AnHA系統(tǒng)水解酸化效果最佳，COD 去除率為27.62%，出水VFA=98.47mg/L，相應(yīng)VFA/COD=0.61，此時(shí)乙酸和葡萄糖等單糖作為AnHA系統(tǒng)出水主要有機(jī)成分，優(yōu)質(zhì)碳源高效供給在耦合系統(tǒng)NO-N供給過程中發(fā)揮著顯著作用。

（3）優(yōu)勢(shì)水解（8.46%）和酸化（8.07%）菌屬協(xié)同代謝，是AnHA系統(tǒng)具備良好產(chǎn)酸性能的重要原因。和作為實(shí)現(xiàn)PD/A 系統(tǒng)高效耦合脫氮的關(guān)鍵優(yōu)勢(shì)菌屬，相對(duì)豐度分別為2.93%和7.37%。