厌氧膜反应器处理食物废物产生的高氨渗透液时的高速率部分亚硝化反应：动力学特征、富集的亚硝单胞菌以及对游离氨和游离亚硝酸盐的增强耐受性

《Journal of Water Process Engineering》：High-rate partial nitritation of high ammonia permeate from anaerobic membrane reactor treating food waste: Kinetics, enriched Nitrosomonas and enhanced tolerance to free ammonia and free nitrous acid

　　应松|赵文肇|崔申|钱莉|于秦|张远凡|王美珍|李宇宇
中国浙江省工商大学环境科学与工程学院固体废物污染控制与资源化利用重点实验室，杭州，310012

**摘要**
部分亚硝化（PN）通常被认为是两阶段部分亚硝化/厌氧氨氧化（PN/A）过程中决定反应速率的步骤。本研究探讨了将PN应用于消化食物废物的厌氧膜生物反应器（AnMBR）未稀释渗透液的潜力。在保持约54%的铵转化率的同时，实现了高达9 gN/L/d的高氮负荷率（NLR）。当进水铵浓度约为4500 mgN/L时，系统对游离氨和游离亚硝酸具有很强的耐受性，特定的铵氧化速率达到了2.3 gN/gMLVSS/d。通过“氨与亚硝酸”（AvN）控制实现了选择性亚硝酸积累，从而在缺氧条件下对铵浓度波动作出可控响应。系统保持了较高的污泥浓度和良好的沉淀性能，微生物分析证实Nitrosomonas菌占据主导地位，其相对丰度超过30%，而未检测到亚硝酸氧化菌（NOB）。这些结果表明，PN可以作为高效且高速率的预处理方法，直接处理高浓度AnMBR出水，并同时为下游厌氧氨氧化过程提供稳定且富含亚硝酸的进水。

**1. 引言**
废水处理系统通常采用生物氮去除技术来减少氮污染对环境的影响。然而，传统的硝化-反硝化过程由于需要大量能量进行曝气以及需要大量的有机碳进行反硝化，因此在处理含铵废水时可持续性较低[1][2]。这些限制促使人们对基于厌氧氨氧化（anammox）的技术产生了越来越大的兴趣，因为这些技术可以直接将铵和亚硝酸转化为氮气，而无需氧气或有机碳[3][4]。
与单阶段系统相比，两阶段部分亚硝化（PN）/厌氧氨氧化（A）过程可以分别进行优化，这有助于更好地控制中间产物亚硝酸的产生，并防止抑制性化合物在厌氧氨氧化反应器中积累[5][6]。该技术已广泛应用于高浓度铵废水的处理，尤其是在有机物含量高和盐度高的复杂条件下，显示出对水质波动的更强适应性和更高的运行灵活性[7][8]。尽管PN/A技术在各种工程化系统中的可行性已经得到验证，但它仍然受到亚硝酸氧化菌（NOB）选择性抑制以及游离氨（FA）/游离亚硝酸（FNA）抑制的影响，因此仍处于速率限制阶段。相比之下，使用膨胀颗粒污泥床（EGSB）或上流式厌氧生物反应器（UASB）的下游厌氧氨氧化过程能够轻松富集厌氧氨氧化菌，其相对丰度可达40–60%[9][10]，并实现高达20 kgN/m3/d的高氮去除率[3]。这些对比结果表明，优化PN步骤对于充分发挥厌氧氨氧化阶段的处理能力至关重要。
除了PN过程控制本身的限制外，进水组成也会对系统性能产生严重影响[11][12]。在处理来自厌氧消化过程的废水时，这一问题尤为突出，因为这类废水通常含有大量悬浮固体（SS）和有机物[13][14]。厌氧膜生物反应器（AnMBR）是一种结合了膜分离和传统厌氧生物处理技术的新一代技术，即使在高有机负荷率下也能实现SS的完全去除，并显著降低出水波动[15][16]。通过将AnMBR技术作为碳捕获的预处理步骤，PN过程可以避免进水SS的干扰，减轻有机负荷冲击，从而实现更稳定的运行和高效率的处理[9]。因此，在本研究中，我们使用了处理食物废物的AnMBR出水作为PN过程的进水，目标是实现高效且稳定的PN性能：（i）评估PN反应器在保持稳定且有利于硝酸盐-铵（NO??-NH??）比例的情况下承受高铵负荷的能力；（ii）评估抑制NOB以实现选择性亚硝化的效果；（iii）研究微生物群落动态和污泥特性在运行过程中的变化及其对整个过程稳定性和功能弹性的影响。这些研究结果有望为开发适用于高浓度氮废水处理的可靠PN控制策略提供依据。

**2. 材料与方法**
**2.1. 实验系统设置**
如图1所示，渗透液是从日本新潟县长冈市的一个食物废物发酵中心运行的中试规模AnMBR定期收集的。渗透液储存在一个基质 tank 中，然后通过蠕动泵（FP100–1515；AS ONE Corporation，日本）连续输送到实验室规模的气升式反应器（工作体积：10 L）中进行部分亚硝化处理。PN反应器的出水被排入一个中间 tank，作为后续EGSB反应器的进水储罐。对于PN反应器，气体供应由三个气体流量计（MODEL RK1250；KOFLOC，京都，日本）手动控制，其中一个用于混合，另外两个配备刚玉扩散器用于补充氧气。所有三条气体管路都用于曝气，其中两条连接刚玉扩散器以产生更细小的气泡以增强氧气传递效果，另一条通过直径约5 mm的普通管输送空气以产生较大气泡，因为仅靠细小气泡不足以实现充分的混合。对于本研究中使用的10 L反应器，通过普通管的曝气速率（AR）约为3 L/min，通过观察污泥运动确认了这种曝气速率足以实现反应区的完全混合。总曝气速率（AR）范围在3至7 L/min之间（见图2）。在初始阶段，主要使用普通管曝气以确保混合，随后随着氮负荷率（NLR）的增加，通过调整配备刚玉扩散器的两条管路来增加曝气速率。由于在整个运行过程中没有观察到硝化作用，因此没有直接使用溶解氧（DO）作为控制参数。曝气速率根据出水中铵和亚硝酸的测量浓度进行调节，操作目标是将出水中的硝酸盐-铵比（NO??-NH??）保持在约1.2。当氮负荷率增加时，曝气速率也相应增加，并在接下来的1–2天内进一步监测反应器性能以调整曝气强度（如需要）。尽管由于气体传递效率和剩余溶解氧等因素可能观察到轻微偏差，但总体曝气速率趋势与氮负荷率的增加是一致的（见图2）。操作温度维持在25°C。
**2.2. 水质与污泥特性分析**
在长期运行过程中，液体样品通过0.45-μm过滤器（Merck Millipore，都柏林，爱尔兰）过滤后储存在4°C。所有样品中的铵、亚硝酸和硝酸盐通过毛细管电泳（CE）进行定量分析，总氮（TN）为这些物质的总和。COD、碱度和出水悬浮固体（SS）的参数采用标准方法测量。pH值和溶解氧（DO）由便携式DO计和pH计监测。总有机碳（TOC）和无机碳（IC）浓度由TOC分析仪测定。
种子污泥来自一段式PN/厌氧氨氧化反应器。混合液悬浮固体（MLSS）和混合液挥发性悬浮固体（MLVSS）的浓度通过重量法测定。30分钟污泥体积（SV??）和污泥体积指数（SVI）根据标准方法（APHA, AWWA, 1995）进行测量。污泥粒径通过粒度分析仪（Mastersizer 3000；Malvern Panalytical，英国）测定。
**2.3. 特异性活性测试**
通过测量特定的铵氧化活性（SAOA）和特定的亚硝酸氧化活性（SNOA）来跟踪PN反应器性能的变化。实验方案和基质组成参考了之前的研究[13]。不同无机氮物种的浓度通过CE测定，烧瓶中的污泥浓度也用于后续计算（见第2.4节）。反应器潜力使用与之前研究相同的计算方法[18]。所有实验均进行了三次独立重复。
**2.4. 计算**
亚硝酸与铵的比例（[ΔNO??-N]/[ΔNH??]通过公式（1）计算。气体/水比和曝气比也通过公式（2）、（3）计算，其中inf、eff分别代表进水和支持液。AR表示曝气速率。HRT表示水力停留时间，Vreactor表示反应器的工作体积（10 L）。
**(1) ΔNO??-N / ΔNH?? = (NO??-Neff / NH??-Ninf)**
**(2) 气体/水比 = AR × 60 × 24 × HRT / Vreactor**
**(3) 曝气比 = L_air / (gN × Vreactor × NH??-Ninf)**
游离氨（FA）和游离亚硝酸（FNA）的计算基于公式（4）和（5），其中TAN表示以mgN/L为单位的总铵浓度，TNN表示以mgN/L为单位的总亚硝酸浓度。
**(4) FA = mgNH?/L = 1714 × TAN × 10^(pHexp - 6.334273 + T°C + 10)^(-1)**
**(5) FNA = μgHNO?/L = 4714 × TNN × 10^(pHexp - 2.300273 + T°C + 10)^(-1)**
污泥产率和污泥降解率的计算基于公式（6）和（7），其中ΔVSS（gVSS/L）是净生物量增加量，ΔNH??-N（gNH??-N/L）是去除的铵氮量，Kdis是污泥降解系数，t（d）是经过的时间，VSS?和VSSt（gVSS/L）分别是开始和t时刻的VSS浓度。
**(6) 污泥产率 = γVSS / (gNH??-N) = ?VSS / ?NH??-N**
**(7) K_d = 1 / (t * ln(VSS? / VSSt)**
**2.5. 16S rRNA基因扩增子测序**
PN反应器的污泥样本分别在运行第40天、150天、240天、330天和380天收集并储存于-20°C。16S rRNA测序在生物工程实验室有限公司（日本神奈川）进行。DNA提取采用两步PCR方法，使用了341F和805R引物，数据处理参考了之前的研究[19]。

**3. 结果与讨论**
**3.1. 气升式反应器的运行和长期性能**
**3.1.1. 中试规模AnMBR出水的的高效亚硝化**
根据中试规模AnMBR出水中NH??-N的浓度，运行期分为阶段1（第1–210天）和阶段2（第211–385天）。每个阶段进一步分为几个负荷率逐渐增加的子阶段（见表1）。反应器起始时的氮负荷率为1.5 gN/L/d，NH??-N浓度约为1500 mg/L（见图2）。在此阶段，出水中硝酸盐-铵比（NO??-NH??）低于1.2，这是满足下游厌氧氨氧化过程所需的运行基准值[9][20][21]。从第2阶段开始，出水中NH??-N浓度增加到约2000 mg/L，氮负荷率增加到2.0 gN/L/d。相应地，曝气速率（AR）从3.7 L/min增加到4.5 L/min以加强氧气供应。在此阶段，硝酸盐-铵比（NO??-NH??）在1.2的基准值附近波动。之后，水力停留时间（HRT）逐渐缩短至10.8小时，以将氮负荷率从2.0 gN/L/d增加到4.5 gN/L/d。相应地，曝气速率也增加到4.5 L/min以维持硝酸盐-铵比（NO??-NH??）的基准值。进水和出水的pH值稳定在8.3–8.5之间。从第2阶段开始，出水中NH??-N浓度显著增加到约3000 mg/L，氮负荷率进一步提高到5 gN/L/d。曝气速率调整至10.0 L/min以满足铵的氧化需求。随着运行继续，NH??-N浓度进一步上升至4000 mg/L和4500 mg/L，曝气速率逐步提高到18 L/min。最终氮负荷率达到9 gN/L/d，这是迄今为止文献中报道的最高负荷率（见表2）。这一优异性能远超过之前使用侧流或合成废水的研究中报道的典型氮负荷率范围（1.5–6.0 gN/L/d[22][23][24]。同时，NH??-N浓度也增加到约4500 mg/L，表明该反应器具有在不降低亚硝化性能的情况下承受极高氮浓度的显著能力。

**表1. 长期运行参数和氮去除性能**
| 运行阶段 | 运行时间（d） | 进水NH??-N（mg/L） | HRT（h） | 氮负荷率（gN/L/d） | 铵转化率（%） |
| --- | --- | --- | --- | --- | --- |
| 阶段1 | 1–28 | 1454 ± 94 | 24.0 | 1.5 | 49.7 |
| 阶段2 | 29–50 | 1691 ± 67 | 24.0 | 2.0 | 53.2 |
| 阶段3 | 51–72 | 1771 ± 14 | 21.9 | 2.5 | 53.1 |
| 阶段4 | 73–105 | 1586 ± 94 | 16.1 | 3.0 | 56.4 |
| 阶段5 | 106–134 | 1992 ± 51 | 14.4 | 3.3 | 51.6 |
| 阶段6 | 135–170 | 1960 ± 195 | 12.0 | 4.0 | 48.7 |
| 阶段7 | 171–210 | 2049 ± 32 | 51 | 10.8 | 4.5 | 53.2 |部分亚硝化过程中氮负荷率的比较

反应器类型 | 废水 | 运行时间（天） | 温度（℃） | 最高进水浓度（mgN/L） | 最高NLR（gN/L/d） | 钠转化率（%）
--------------------------------<----------------------------|----------------------------------|-----------------------|----------------------|----------------------------------|---------------------|
空气提升反应器 | 发酵渗透液 | 38 | 5 | 450 | 0 | 95 | 6.1 | 本研究
空气提升反应器 | 发酵渗透液 | 50 | 25 | 1260 | 1.55 | 4.3 | [9]
SBR | 热水解预处理和污泥厌氧消化液 | 77 | 83 | 0 | 2100 | 4.85 | 1.5 | [61]
SBR | 排水 | 160 | 30 | 800 | 2.45 | 0.5 | [54]
悬浮生物量反应器 | 屠宰废水 | 143 | 37 | 200 | 0.54 | 9.0 | [62]
SBR | 热水解预处理和污泥厌氧消化液 | 158 | 34 | 1600 | 2.55 | 8.5 | [8] | 不适用

COD去除效率为23.4±11.5%（图2），显著低于文献记载的50%-70%的范围[25]，表明AnMBR出水中可生物降解的COD比例较低。去除效率的差异可能是由于进水有机物组成和浓度的不同所致。之前通过三维激发-发射矩阵（EEM）荧光光谱分析了有机成分，发现腐殖酸类化合物是溶解有机物的主要形式[9]。

PN出水适用于下游anammox处理的适用性还通过耦合系统的性能得到了进一步证明。下游的EGSB-anammox反应器能够长期稳定处理来自食品废物AnMBR渗透液的高浓度含氮废水：NLR从1.2 gN/L/d增加到15.4 gN/L/d，TN去除效率从81.1%提高到88.7%[17]。在系统层面，集成PN/A工艺的NLR达到约6 gN/L/d，同时保持TN去除效率在80%以上，最高可达94%（图S1）。

3.1.2. 在缺氧状态下通过精细调节曝气来控制部分亚硝化过程
在大多数亚硝化过程中，曝气控制依赖于溶解氧（DO），通过间歇曝气或连续曝气实现[26]。然而，基于DO的策略并不可靠，因为波动的COD可能会干扰DO的需求[27]。还采用了利用ORP和pH信号来调节曝气频率和持续时间的控制策略[28]。在亚硝化过程中，pH值下降而ORP值上升，它们的拐点（例如，ΔpH, dpH/dt）是亚硝化完成和停止曝气的关键指标。然而，这些指标的检测经常受到进料模式、入口变化和测量噪声的影响[28]。氨与亚硝酸盐（AvN）控制已被证明是一种有效的策略，通过调整曝气速率（AR）来维持anammox所需的化学计量平衡[29]。在这种方法中，中间反应步骤被跳过，过程控制直接基于出水结果进行。本研究也采用了AvN控制方法。更重要的是，在本研究条件下，由于总体DO接近零且反硝化杆菌（NOB）被完全抑制（图2），这种方法被证明非常有效，表明仅凭出水中的NO2?-N/NH4+-N比例就可以作为调整曝气速率的唯一参考。这种接近零的总体DO可能是由曝气模式、污泥特性以及反硝化氧化菌（AOB）的高丰度和活性共同作用的结果，后者迅速消耗了传递的氧气[30],[31]。这种条件通过限制NOB的氧气可用性而促进了部分亚硝化，从而抑制了硝酸盐的形成[32]。

在零DO条件下，进一步研究了进水体积、氮转化率和曝气速率之间的关系，以作为后续曝气调节的基础（图3）。由于在整个运行期间进水和出水COD浓度及去除率没有显著变化（图2），因此没有考虑COD消耗的DO。为了满足由于NH?+-N浓度和NLR升高而增加的氧气需求，气水比例从500 L_air/L_water逐步增加到1200 L_air/L_water。随着NLR的增加，归一化曝气速率（L_air/gN）从400降至300 L_air/gN。这一趋势揭示了一个关键的操作规律：尽管绝对曝气量随NLR增加，但氧气利用率显著提高。

下载：下载高分辨率图像（151KB）
下载：下载全尺寸图像

图3. 不同NLR下的关键操作参数：(a) NO??-N/NH?+-N比例，(b) 进水总氮（TN）浓度，(c) 气水比例，(d) 曝气速率

3.1.3. 对高FA和FNA的增强耐受性
由于整个运行过程都在高铵浓度条件下进行，因此控制和调节FA和FNA变得更为重要[33],[34]。当NLR低于5 gN/L/d时，进水TN逐渐增加到约2000 mg/L，导致FA浓度相应增加（图4），超过了通常报道的AOB抑制的参考值（约150 mg NH3-N/L）[35],[36],[37]。同时，这一阶段的FNA浓度相对较低。尽管亚硝化活性保持稳定，但由于进水TN的持续增加，反应器pH值略微降至7.8–8.0，以降低过量FA积累的潜在风险。这种pH调节有效降低了FA浓度，而FNA浓度相应增加，但仍低于通常报道的与显著AOB抑制相关的范围（0.015–0.2 mg HNO?-N/L）[35],[36],[37]。与主流PN系统相比，其中FA通常较低且FNA更常作为抑制因素，侧流PN系统暴露于更高的铵浓度，因此FA/FNA水平也更高[38],[39]。结果，侧流AOB通常面临更强的长期选择压力，通常表现出更高的耐受性，尤其是对FA[40]。在侧流系统中，已经报道FNA为0.19 mgHNO?-N/L时会影响AOB相关的代谢，而FA浓度可高达数百mgNH?-N/L而不会导致氨氧化完全丧失，表明AOB的表观耐受性显著更高[24]。在本研究中，选定的FA和FNA水平分别为约150 mg NH?-N/L和0.2 mg HNO?-N/L，仍在能够维持AOB活性的报道范围内。值得注意的是，选定的FNA水平0.2 mg HNO?-N/L已经是一个相对较高且保守的值。此外，在运行期间FA浓度偶尔可达到约600 mgNH?-N/L，而没有导致PN性能的明显下降，表明该系统对FA的耐受性可能比通常报道的值要高得多。然而，由于本研究并非旨在系统地确定FA和FNA的上限耐受性，这些值不应被视为确定的抑制阈值。仍需进一步研究以明确该系统在连续运行条件下的长期FA和FNA耐受性阈值。

下载：下载高分辨率图像（365KB）
下载：下载全尺寸图像

图4. 不同NLR下的FA浓度变化（a）以及随运行时间的变化；不同NLR下的FNA浓度变化（c）以及随运行时间的变化

在高进水TN浓度下，精确的pH控制对于维持FA和FNA之间的有利平衡至关重要，从而最小化对AOB的潜在抑制。作为对pH调整措施的响应，随后监测和分析了IC（碳酸氢根）和碱度浓度，以评估其在缓冲能力和氮转化中的作用。在本研究中，未向AnMBR渗透液中添加外部碱度。尽管如此，反应器出水的pH值始终保持在7.8以上。随着NLR的增加，碱度和IC消耗都呈现上升趋势，碱度浓度在5000至12,500 mg/L之间，IC浓度在1000至2200 mg/L之间（图5a, b）。然而，当按产生的亚硝酸盐量标准化时，单位氮转化的碱度和IC消耗量随NLR的增加而略有下降（图5c, d）。观察到的碱度消耗量始终低于理论值7.14 gCaCO?/gN，且在较高进水铵浓度下差异更大。碱度需求的不足可能与高NH?+-N条件下的FA和FNA增加有关，这可能会对微生物细胞造成生理压力[41]。据报道，这种压力会改变EPS（胞外聚合物）的特性，在FNA的情况下，甚至会导致细胞裂解和细胞泄漏，从而可能增加内源性有机碳的可用性[42]。在接近零的总体DO条件下，FA/FNA诱导的有机物释放可能促进了亚硝酸盐/硝酸盐的反硝化作用，从而产生碱度并减少净碱度需求[35]。

下载：下载高分辨率图像（236KB）
下载：下载全尺寸图像

图5. 碱度和无机碳（IC）消耗与NLR的关系：(a) 消耗的碱度（mg/L）；(b) 消耗的IC（mg/L）；(c) 每克转化氨的归一化碱度消耗（gCaCO?/gN）；(d) 每克转化氨的归一化IC消耗（g/gN）

3.2. 污泥的物理化学特性
在整个运行期间，污泥浓度随着NLR、进水组成和反应器条件的变化而显示出动态趋势。这一趋势反映了在高负荷条件下生物量生长与可能的污泥冲洗之间的平衡，并提供了关于反应器稳定性和性能的重要见解。从四个方面评估了污泥特性。首先，随时间监测污泥浓度以明确不同操作条件下的生物量动态。其次，分析沉降能力和颗粒大小分布以评估物理稳定性和固液分离效率。第三，测量特定活性以评估污泥性能。第四，确定亚硝化潜力以评估在高氮负荷率下的污泥功能能力。

3.2.1. 随着NLR的增加，稳定的生物量积累和污泥产量得到保持
MLSS（混合液污泥固体浓度）和MLVSS（悬浮液污泥固体浓度）在运行过程中均呈现逐渐增加的趋势，特别是在第150天后。具体来说，MLSS从约9 g/L增加到超过12 g/L，而MLVSS从4.7 g/L上升到5.0 g/L。相比之下，MLVSS/MLSS比率随时间略有下降，从早期的约55%下降到后期的约45%，表明污泥中无机物的逐渐积累（表3和图S2）。一致地，MLSS为14.6 g/L、SVI（污泥体积指数）为25 mL/g的颗粒污泥系统实现了长期稳定的亚硝化，效率达到87.8%[36]。然而，过高的污泥浓度可能会降低基于FNA的NOB抑制效果。正如Wang等人[43]所报道的，当MLVSS超过16.8 g/L时，FNA对NOB的抑制效果和亚硝酸盐积累潜力都显著下降。在本研究中，反应器在这个工作阈值以下运行，未观察到硝酸盐的产生，表明通过控制生物量浓度和提高的FA/FNA水平的协同作用有效地抑制了NOB活性。

表3. 不同运行天数下的污泥浓度和大小

表3. 不同运行天数下的污泥浓度和大小
运行负荷（gN/L/d） | 污泥浓度（g/L） | 平均大小（μm）
---------------|---------------|--------------|
15 | 1.8 | 9.0 |
20 | 4.0 | 2.2 |
30 | 9.0 | 2.7 |
40 | 4.0 | 7.9 |
50 | 6.1 | 8.0 |
60 | 4.5 | 10.2 |
70 | 7.9 | 10.2 |
80 | 5.4 | 10.3 |
90 | 6.2 | 10.2 |
100 | 4.5 | 10.3 |
120 | 5.4 | 10.7 |
130 | 6.2 | 10.2 |
140 | 7.9 | 10.7 |
150 | 8.5 | 10.3 |

如表3和图S3所示，平均污泥颗粒大小从低NLR下的120 μm增加到中等NLR下的最大659 μm。当NLR进一步增加时，颗粒大小降至226 μm。在较高NLR下观察到的污泥颗粒大小减小并未导致PN性能明显恶化。尽管先前的研究表明较大的颗粒尺寸通常有利于亚硝酸盐积累和稳定的部分亚硝化[44]，但此处观察到的最小颗粒尺寸仍约为200 μm，与类似系统中报道的范围相比仍然较大[45]。值得注意的是，通常随着颗粒尺寸的减小，反应器性能会下降[19]。然而，在本研究中，污泥浓度得到保持，无机物比例增加，污泥的沉降行为在3.2.2节中进一步描述。此外，AOB的丰度在运行过程中持续增加。这些结果共同表明，颗粒大小的减小并未损害生物量的保留或功能，因此仍能保持稳定的PN活性。此外，结合实验和建模研究也表明，大于200 μm的颗粒可以限制氧气渗透，从而抑制NOB并提高亚硝酸盐积累效率[25]。

根据亚硝化反应[46]：
55NH?? + 76O? + 109HCO?? → C?H?NO? + 54NO?? + 57H?O + 104H?CO?
AOB的理论污泥产量估计约为0.146 gVSS/gNH??-N。这个值与低氮负荷率下观察到的污泥产量（0.15–0.17 gVSS/gN）非常接近，表明在这些条件下自养AOB生长占主导[表4]。在较高NLR（≥7 gN/L/d）下，观察到的产量超过了理论值，达到0.23 gVSS/gN。这种偏差可能归因于微生物周转率的增加、异养生物的贡献或在高生物量浓度下EPS产生的增强[47]。

表4. 不同NLR下的污泥浓度、SRT（污泥停留时间）、污泥产量和衰减系数（Kd）总结

NLR（gN/L/d） | MLSS（g/L） | MLVSS（g/L） | SRT（d） | 污泥产量（gVSS/gNH??-N） | Kd（d?1）
-----------|---------------|----------------|-----------------|----------------------|
29.0 | 4.7 | 0.15 | 0.05 |
30 | 4.1 | 0.05 |
40 | 5.4 | 0.17 | 0.06 |
50 | 11.0 | 0.05 |
60 | 12.0 | 0.16 | 0.08 |
70 | 10.3 | 0.20 | 0.09 |
80 | 11.8 | 0.05 |
90 | 10.0 | 0.23 | 0.08 |

3.2.2. 充分的污泥保留能力使生物量富集
通过测量SV30和SVI来评估不同NLR下污泥的沉降能力，如图6所示。本研究中SVI值始终保持在25–35 mL/g，SV??范围在25%到40%之间，表明在高氮负荷下污泥沉降能力稳定。这些值与颗粒或微颗粒系统中报告的值相当[36]。在中间负荷阶段，SVI和SV30暂时增加，表明污泥沉降能力暂时恶化。这种波动可能归因于这一阶段FA和FNA浓度的同时升高（见图4），因为这两种物质都被报道会对微生物絮体结构产生负面影响[35]。过量的FA会干扰细胞表面的疏水性以及细胞间的粘合，而高浓度的FNA可能会破坏EPS的完整性并使絮体不稳定[48]。在后期阶段，SVI和SV30逐渐下降并稳定在30 mL/g和20%以下。这种恢复可能是由于FA水平的降低以及MLVSS/MLSS比的改善，这有利于絮体的紧凑和沉淀。这些结果表明，在物理条件适宜的情况下，化学抑制（FA/FNA）可能会暂时影响污泥的沉降性能，但随着抑制条件的缓解，系统的韧性和生物适应性可以恢复其功能。

下载：下载高分辨率图片（97KB）
下载：下载全尺寸图片
图6. (a) 随着氮负荷率（NLR）增加，污泥的30分钟沉降体积（SV30）和污泥体积指数（SVI）；(b) 出水中 SS 的浓度随着氮负荷率的增加。

出水中污泥的情况也在图6中进行了监测。氮负荷率的增加伴随着出水中SS浓度的相应升高，从大约10 mg/L上升到300 mg/L。尽管在较高负荷条件下污泥的流失量增加，但反应器仍保持了足够的污泥浓度，表明新生成的生物量有效抵消了污泥的损失。这种污泥产生与流失之间的动态平衡突显了反应器在较高负荷率下实现长期稳定运行的能力。此外，由于污泥中无机物的积累，出水中SS的增加不是由于核心生物量的流失，而可能是由于表面絮体的破坏、小颗粒的侵蚀或在高曝气强度下的水流剪切应力[49][50]。

3.3. 随着氮负荷率的增加，特定氨氧化活性增强和Nitrosomonas富集

为了评估过度曝气条件下最大亚硝酸盐生成活性和硝酸盐形成的潜力，我们在不同的操作阶段进行了批次测试。如图7b所示，PN污泥的SAOA持续超过1.3 gN/gVSS/d，并达到了最大值2.35 gN/gVSS/d。与其他类似研究相比，本研究中的高FA和FNA为AOB创造了一个极其恶劣的环境，在这种环境中，污泥活性持续增长，并超过了低浓度废水处理过程中亚硝酸盐生成阶段的活性：在7000 mgN/L时为0.35 gN/gVSS/d[51]，在1200 mgN/L时为1.5 gN/gVSS/d[13]。根据批次实验中观察到的最大亚硝酸盐生成活性，通过将污泥活性与反应器的污泥浓度相关联来计算反应器的最大亚硝酸盐生成潜力（见图7c）。随着负荷率的增加，最大亚硝酸盐生成潜力也呈现出上升趋势。值得注意的是，实际操作负荷与最大亚硝酸盐生成潜力之间的差距逐渐缩小，表明操作负荷接近反应器的最大容量。除了评估AOB活性外，还评估了NOB活性，结果显示即使在强曝气条件下也没有产生硝酸盐。

下载：下载高分辨率图片（581KB）
下载：下载全尺寸图片
图7. (a) 污泥浓度（MLSS和MLVSS）及MLSS/MLVSS比值，(b) 特定氨氧化活性（SAOA），(c) 不同氮负荷率下的反应器潜力和性能，(d) 微生物门的相对丰度，(e) 随着氮负荷率增加的微生物属的相对丰度热图。

观察到的特定氨氧化活性的增强与微生物群落的变化密切相关。如图7d所示，Proteobacteria、Actinobacteriota、Chloroflexi和Bacteroidota是PN反应器中的四个主要门类（占比超过80%）。Proteobacteria是最主导的细菌门类，其相对丰度从33.2%增加到55.7%。这类细菌通常与废水处理系统中的有机污染物去除和反硝化过程相关，因此可能促进了本反应器中的辅助异养代谢和氮转化过程[52]。此外，当氮负荷率达到9 gN/L/d时，Bacteroidota的丰度也增加并超过了30%。Bacteroidota以其降解复杂生物聚合物（尤其是多糖）的能力而广受认可，在活性污泥中它们也被认为具有很强的蛋白质和核酸消化潜力[53][54]。然而，随着操作负荷的增加，Chloroflexi的比例从11.2%下降到不到1.0%。在属的水平上（见图7e），观察到Nitrosomonas的明显富集——从氮负荷率为2 gN/L/d时的10.5%增加到9 gN/L/d时的超过30%，超过了以往研究中的记录[55][56]。这一趋势与SAOA的增加（见图7b）密切相关，证实了Nitrosomonas是该系统中部分亚硝酸盐生成的主要贡献者。其他属如Methylotenera、Gelidibacter和Aquanella也在较低相对丰度下被检测到，表明它们可能参与了有机物的降解或交叉喂养等辅助功能[57]。然而，它们的比例保持稳定或下降，表明来自高浓度铵盐和受控曝气的选择压力主要促进了AOB的富集，而非多样化的异养群落[58][59][60]。随着氮负荷率的增加，微生物多样性下降，这体现在丰富度（ACE、Chao1）、均匀度（Pielou）和系统发育多样性（Faith-pd）的降低（表S1）。这与Nitrosomonas的富集趋势一致，表明高浓度铵盐、FA/FNA压力和低溶解氧条件起到了强烈的选择压力作用，使群落向功能更加专化的方向发展。值得注意的是，在微生物群落分析中没有检测到NOB，且在连续运行和批次测试中均未检测到硝酸盐，这证实了NOB的有效抑制。

4. 结论

本研究展示了高负荷硝化反应器处理高浓度氨负荷反硝化生物滤池（AnMBR）渗透液（高达4500 mgN/L）的高效和稳定性能，氮负荷率（NLR）达到9 gN/L/d，且未检测到硝酸盐。本研究中实现的超高额氮负荷率很可能是由于反应器配置、操作控制和污泥特性的共同作用。具体来说，气升式反应器提供了有效的水力混合和生物量保留，而基于AvN的曝气控制在接近零溶解氧条件下促进了稳定的亚硝酸盐积累（>54%）并抑制了亚硝酸盐的氧化。此外，保持的污泥浓度（MLSS >12 g/L）、良好的沉降行为（SVI <35 mL/g；SV?? <25%）以及Nitrosomonas的富集（30%）有助于在不断增加的铵负荷下维持PN活性。这些结果表明，反应器设计、过程调节和生物量特性的协同作用使得在高铵负荷下实现高容量和稳健的部分亚硝酸盐生成成为可能，为高浓度氮废水提供了可靠的预处理策略。

致谢
宋颖：撰写——审阅与编辑，撰写——初稿，数据管理，概念构思。
赵文昭：形式分析，数据管理。
崔森：调查，数据管理。
李倩：撰写——审阅与编辑。
秦玉：撰写——审阅与编辑。
张远凡：撰写——审阅与编辑。
王美珍：撰写——审阅与编辑。
李玉友：监督，项目管理，资金获取，概念构思。