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全程自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite, CANON)工艺将短程硝化和厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)2个过程置于同一反应器内进行[1]。相对于传统生物脱氮技术，CANON工艺具有无需外部碳源、节省曝气量和污泥产率低的显著优势[2]。在CANON工艺中，氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)与ANAMMOX菌起主要作用，AOB以O2为电子受体，将NH4+-N氧化成NO2−-N；ANAMMOX菌以NO2−-N为电子受体，将剩余NH4+-N氧化成N2，并生成少量的NO3−-N[3]。由于ANAMMOX所需要的NO2−-N是由短程硝化提供的，因此，稳定的短程硝化是CANON工艺稳定运行的必要条件。然而，由于亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)与AOB生长所需的环境条件较为相似，系统中往往同时存在有AOB与NOB，若NOB过量增殖，NO2−-N被氧化为NO3−-N，则会导致短程硝化被破坏。
有诸多因素会对短程硝化造成影响，如pH、温度、溶解氧(dissolved oxygen, DO)和游离氨(free ammonia, FA)等[4]。其中，DO是控制CANON工艺中短程硝化和ANAMMOX稳定实现的关键参数。曝气过量使得DO质量浓度偏高，则会造成NOB的增殖和对ANAMMOX菌的抑制作用；曝气不足使得DO质量浓度偏低，则会使AOB活性受到抑制，氨氧化速率随之下降，ANAMMOX菌无法获得充足的NO2−-N基质进而导致脱氮效率降低[5-6]。李冬等[7]在序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)内构建了CANON工艺，结果表明，在DO为0.05~0.10 mg∙L−1的反应器中，ANAMMOX菌的活性不受影响，并在DO为0~0.40 mg∙L−1内通过增大曝气量提高总氮去除率；当DO达到0.5 mg∙L−1时，ANAMMOX菌的活性受到抑制，导致CANON工艺被破坏，但却实现了稳定的短程硝化，亚氮积累率达到93.35%。王会芳等[8]在以陶粒作为填料，研究了DO对生物膜CANON反应器的影响时发现，当DO超过1.75 mg∙L−1时，反应器中ΔNO3−-N/ΔTN值为0.239，严重偏离了理论值0.127，表明短程硝化遭到了严重破坏。JOSS等[9]在采用CANON工艺的污水处理厂中发现，由于2 h的过量曝气，DO质量浓度达到1 mg∙L−1以上，造成了对ANAMMOX菌活性的抑制，NO2−-N也开始积累，DO和NO2−-N质量浓度同时升高使得NOB在反应器内大量增殖，CANON反应器出水NO3−-N质量浓度从低于15 mg∙L−1升高到200 mg∙L−1以上，短程硝化和ANAMMOX均被破坏。
上述研究主要针对的是DO质量浓度对CANON工艺中短程硝化和ANAMMOX运行稳定性的破坏，但就CANON反应器中短程硝化运行失稳后调控恢复的相关报道较少。其中短程硝化过程的破坏主要表现为系统ΔNO3−-N/ΔTN值与理论值0.127的偏离，即系统中NOB开始发挥作用，ΔNO3−-N增加的同时，ΔTN也会由于NOB与ANAMMOX菌对NO2－-N底物的竞争而减少，导致ΔNO3−-N/ΔTN值偏大。且由于采用的反应器形式不同以及污泥特性等方面的差异，研究者们对于CANON工艺中最佳DO质量浓度以及DO对CANON工艺中功能菌活性的影响还并未形成统一认识。本研究以CANON工艺中遭破坏的短程硝化为主要研究对象，通过限氧的方式对NOB活性进行抑制，从而恢复短程硝化，同步考察了NOB与ANAMMOX菌活性的变化，探究了DO质量浓度对CANON工艺中短程硝化恢复过程的影响。
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实验的不同阶段在不同的反应器中进行。其中，在连续流反应器R1中进行抑制期短程硝化恢复实验，而后，为保证曝气阶段的活性污泥混合反应完全，并避免污泥流失，改用序批式反应器R2进行过渡期和好氧期的短程硝化恢复实验。
连续流反应器R1由圆柱状有机玻璃制成，其内径为10 cm，高度为1.2 m，有效容积为8 L。反应器采用底部进水，上部出水的形式；R2反应器由圆柱状有机玻璃制成，其内径和高度分别为20 cm和27 cm，有效容积为5 L。反应器内部设有曝气及搅拌装置，外部通过水浴放置加热棒维持温度恒定。反应器每日运行6个周期，每周期总时长为4 h，其中进水10 min，反应200 min，沉淀20 min，出水10 min，由定时器自动控制各个装置的开关运行。排水比为50%。装置如图1所示。
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各反应器进水均为无机人工配水，采用自来水进行配制，并采用NH4Cl、NaNO2或二者以一定比例混合作为主要氮源，添加适量的NaHCO3、NaH2PO4以及1 mL·L−1微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ[10]。
反应器R1、R2中污泥均接种自课题组现有中试MBBR中短程硝化遭破坏的CANON工艺污泥。中试MBBR运行期间的ΔNO3−-N/ΔTN平均值为0.274，该值反映的是CANON工艺中的短程硝化效果[11]，显著大于理论值，表明短程硝化性能较差。
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取课题组现有中试MBBR当中的絮状污泥至反应器R1中，1~73 d内按照1:1.32的比例在进水中添加NH4+-N与NO2−-N强化ANAMMOX菌活性，初始进水流量设定为0.22 L∙h−1，即水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)约为36 h，在实验初期采用较长的HRT有利于ANAMMOX菌的增长和持留[12]。同时采取密封措施，减少空气中的氧气进入，营造ANAMMOX菌的适宜生长环境，并对NOB的活性进行抑制。第74天时将反应器R1中污泥转移至反应器R2中，该过程中未对反应器中的污泥进行淘洗，尽量保持了污泥的原有形态和数量，避免了对实验的影响，并在此阶段逐步增加曝气量以及减少进水NO2−-N质量浓度以强化AOB的活性，使反应器由ANAMMOX工艺逐步转化为CANON工艺。反应器共连续运行130 d，运行工况如表1所示。
分别对连续运行第1天和第80天的污泥进行高通量测序，考察微生物群落结构的变化规律，并在连续运行的第1、28、36、48、58、90以及110天进行批次实验测定ANAMMOX菌以及NOB活性。
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1) NH4+-N使用纳氏试剂分光光度法检测；NO2−-N使用N-(1-萘基)-乙二铵光度法检测；NO3−-N使用紫外分光光度法检测；pH使用METTLER TOLEDO F2 基础型便携式pH计检测；温度和DO使用METTLER TOLEDO FG4基础型便携式溶氧仪检测。TN= NH4+-N+NO2−-N+NO3−-N [8]。FA质量浓度按式(1)计算。
式中：
CNH+4-N 为混合液中NH4+-N质量浓度，mg∙L−1；T为混合液温度，℃。2)活性测定。以TN比降解速率q作为ANAMMOX活性指标，根据式(2)进行计算。
式中：ΔTN为反应过程中TN质量浓度变化量，mg∙L−1；t为反应时间，h；M为混合液挥发性悬浮固体质量浓度，g∙m−3。
采用NOB的比耗氧速率(specific oxygen uptake rate, SOUR)r表征NOB活性[14]，根据式(3)进行计算。
式中：D1为不添加底物时单位实验时间的DO质量浓度差，mg·(L·h)−1；D2为添加NO2−-N底物时单位实验时间的DO质量浓度差，mg·(L·h) -1。
3)微生物分析。委托上海生工生物工程有限公司进行高通量测序，对污泥样品进行宏基因组16S rDNA测序，分析微生物群落结构[15]。
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1)抑制期。反应器共连续运行130 d。如图2(a)所示，在抑制初期0~3 d，NH4+-N去除率下降，NH4+-N的平均出水质量浓度为124.6 mg∙L−1。由图2(b)可见，NO2−-N去除率由74.3%降低至38.1%，ΔNO2−-N/ΔNH4+-N值大于ANAMMOX特征理论值1.32[8]。这表明此时ANAMMOX作用不明显。由于运行初期的进水流量相对较大，初始进水流量为0.22 L∙h−1，且未对进水中的DO进行吹脱，反应器内DO高于0.6 mg∙L−1，超过了ANAMMOX菌对DO的最适质量浓度0.15~0.30 mg∙L−1 [16]。此外，如图3所示，运行初期FA质量浓度接近10 mg∙L−1。有研究表明，该水平FA质量浓度会对ANAMMOX菌的活性存在一定的抑制作用[17]。如图2(c)和图2(d)所示，0~3 d内的ΔNO3−-N/ΔTN值均高于理论值0.127，出水NO3−-N质量浓度偏高，TN去除率由42.7%下降至24.5%。这表明此时短程硝化效果不理想，反应器内主要进行的是AOB以及NOB利用进水中的DO进行氨氧化以及亚硝酸盐氧化反应。
在第7天将进水流量减半至0.11 L∙h−1，由于AOB和NOB持续消耗进水中的DO进行硝化反应，导致DO质量浓度在第28天下降至0.33 mg∙L−1。在此阶段，由图2(a)和图2(b)可见，NH4+-N和NO2−-N虽均有不同程度的去除，但NH4+-N平均去除率仅为49.0%，NO2−-N去除率则稳定在95.0%以上，ΔNO2−-N/ΔNH4+-N平均值为2.02，远高于ANAMMOX反应计量理论值1.32。这表明ANAMMOX尚未成为反应器内的主要反应。此外，如图2(c)所示，ΔNO3−-N/ΔTN值小于0，远低于ANAMMOX反应计量理论值0.127。由图2(d)可见，TN去除率有所上升。由于本研究采用的是无机配水，排除了反硝化细菌利用外源有机物进行反硝化脱氮的因素。其原因可能为，DO缺乏导致部分好氧菌因底物匮乏死亡，之后转化为可降解有机物，反硝化菌利用其作为碳源进行内源呼吸代谢[18]。
在第30天，将进水流量还原至初始进水流量0.22 L∙h−1。如图2(a)~(d)所示，当反应器内DO质量浓度降低至0.19 mg∙L−1时，NH4+-N和NO2−-N去除率分别升高至98.7%和98.9%，ΔNO3−-N/ΔTN由负值开始升高，TN去除率达到93.1%，此时的ΔNO2−-N/ΔNH4+-N值为1.36，与理论值1.32相比稍有偏高。这表明NH4+-N与NO2−-N基本实现同步去除，ANAMMOX作用得到提升，但反应器内依然存在硝化反硝化作用。
在31~73 d，分别于第35天以及第49天将进水流量提高至初始进水流量的2倍(0.44 L∙h−1)和4倍(0.88 L∙h−1)。如图2(b)和图2(d)可知，ΔNO2−-N/ΔNH4+-N平均值为1.37，TN去除负荷升高至1.08 kg∙(m3∙d)−1。这表明ANAMMOX菌活性得到提升，ANAMMOX占主导作用，但偏高的ΔNO2−-N/ΔNH4+-N值说明系统中依旧存在NOB参与的亚硝酸盐氧化，本阶段较低的DO并不能完全抑制NOB，若要进一步淘汰系统中的NOB，可能需要更严格的限氧条件。同时，由图2(c)可以看出，ΔNO3−-N/ΔTN值继续升高向理论值趋近，但仍低于0.127。这表明仍有死亡微生物作为可生物降解有机物参与反硝化过程，异养菌同NOB对DO的竞争，使得NOB难以利用有限的DO进行亚硝酸盐氧化反应，有利于对短程硝化的进一步恢复。
2)过渡期。在此阶段，进水NH4+-N质量浓度由150 mg∙L−1降低至125 mg∙L−1；进水NO2−-N质量浓度由200 mg∙L−1降低至50 mg∙L−1。因ANAMMOX反应基质NO2−-N减少，第74天时，由图2(a)和图2(d)可见，NH4+-N和TN去除率偏低，分别为42.8%和39.9%。通过过渡期恢复曝气，AOB活性预期可逐步恢复，以保证NO2−-N来源，第91天时，NH4+-N和TN去除率分别上升至82.4%和70.0%。此外，由于ΔNH4+-N和ΔNO2−-N反映的是AOB与ANAMMOX菌共同作用的结果，不宜继续采用ΔNO2−-N/ΔNH4+-N作为衡量指标[11]。由图2(c)可见，过渡期的出水NO3−-N质量浓度增长量较抑制期减小，同时，ΔNO3−-N/ΔTN值由过渡初期时0.207下降至0.105。这说明，由于ANAMMOX菌的活性得到强化，NOB难以同ANAMMOX菌竞争NO2−-N，同时，由于DO限制，AOB较好的溶解氧亲和能力使其在与NOB竞争DO的过程中获得优势，短程硝化效果得到改善。
3)好氧期。在此阶段，进水NH4+-N质量浓度由125 mg∙L−1提高至200 mg∙L−1；进水NO2−-N质量浓度由50 mg∙L−1降低至0。由于NO2−-N质量浓度的进一步限制，在第92天时，由图2(a)和图2(d)可见，NH4+-N和TN去除率较前一阶段急剧下降。随后，NH4+-N和TN去除率逐渐得到提升。根据VAN DER STAR等[19]的研究结果，NOB对NO2−-N的半饱和常数为12~955 μmol∙L−1，而ANAMMOX菌对NO2−-N的半饱和常数为0.2~3 μmol∙L−1，即ANAMMOX菌对NO2−-N的亲和能力更强，从而在NO2−-N质量浓度较低时能够先于NOB将其利用。此外，随着AOB活性在好氧期的增强，氨氧化对系统中DO的消耗，进一步抑制了NOB的活性，并提升了ANAMMOX的脱氮效果。运行第130天，如图2(a)~(d)所示，NH4+-N去除率升高至75.0%，NO2−-N去除率维持较高水平，TN去除负荷达到0.86 kg∙(m3∙d)−1，ΔNO3−-N/ΔTN值为0.136，较理论值(0.127)偏高。此结果说明NOB仍有一定活性，系统中的NOB没有被完全淘汰。
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ANAMMOX菌活性批次实验进水NH4+-N和NO2−-N质量浓度分别为43 mg∙L−1和57 mg∙L−1；NOB活性批次实验进水NH4+-N和NO2−-N质量浓度分别为0和50 mg∙L−1。如图4所示，ANAMMOX菌在限氧抑制初期活性恢复较缓慢，此时，污泥处于对反应器内DO质量浓度波动式下降的适应阶段。此后，ANAMMOX菌活性迅速升高，由0.11 kg∙(kg∙d)−1(以VSS计)升高至0.34 kg∙(kg∙d)−1，但NOB的SOUR值自抑制期开始始终呈下降趋势，由第1天的1.68 kg∙(kg∙d)−1(以VSS计)降低至第110天的0.57 kg∙(kg∙d)−1，说明抑制效果显著。在本研究中，在污泥以絮状污泥为主且未形成明显颗粒污泥的条件下，ANAMMOX菌活性依然得到了强化，仅在当反应器进入过渡期恢复曝气后，由于好氧条件的限制，ANAMMOX菌活性开始下降，于第110天下降至0.26 kg∙(kg∙d)−1，但与反应初期的0.08 kg∙(kg∙d)−1相比，ANAMMOX菌活性仍有较大提升。若在后续长期运行中形成颗粒污泥，或许可进一步提升ANAMMOX菌的活性。此外，当解除限氧抑制恢复曝气后，NOB活性并未出现回升趋势，但直至反应运行的第110天，NOB活性也并未完全丧失，表明限氧条件虽然能够有效抑制NOB的活性，但不能彻底淘汰NOB，并且在后续长期运行过程中，存在NOB逐渐克服抑制作用进行增殖从而再次使短程硝化遭到破坏的风险。
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分别取连续运行第1天和第80天反应器中污泥进行高通量测序，抑制期前后系统中的微生物群落结构变化规律如图5所示。短程硝化恢复过程中，检测到的ANAMMOX菌有Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia。其中，Candidatus Kuenenia为优势菌属，其丰度由7.91%增长至13.12%。有研究表明，Candidatus Brocadia适于在严格厌氧环境下生长，而Candidatus Kuenenia则可以接受混合液中存在少量的溶解氧[16]，表明抑制期的低DO质量浓度可促进Candidatus Kuenenia的生长。同时，反应器中存在少量的Candidatus Brocadia，其丰度在抑制前的絮状污泥中为0.87%，经过过渡期的NO2−-N质量浓度波动后，丰度降至0.01%以下。有研究表明，在SBR中对Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia的选择可能是基于对限制性底物(如NO2−-N)的亲和力，Candidatus Kuenenia对NO2−-N的亲和性能较强[19]。因此，在本实验有限的进水NO2−-N质量浓度条件下，Candidatus Kuenenia占据了优势生长地位。AOB中的优势菌属为Nitrosomonas，由于抑制期的低DO质量浓度，导致AOB的生长受到抑制，相对丰度由27.43%降低至8.67%。NOB的主要菌属为Nitrospira，NOB在抑制期前后的特征较为一致，即在微生物群体中的相对丰度较低，平均低于AOB以及ANAMMOX菌一个数量级。其中，经抑制后的污泥中Nitrospira相对丰度由抑制前的0.01%以下升高至1.03%，即NOB相对丰度经过限氧抑制后反而上升。
此外，还检测到几种反硝化菌属，相对丰度均在抑制期后有所提高，如Thauera、Pseudomonas和Comamonas，均被证明具有利用有机物为碳源进行反硝化的能力[20-22]，由于进水中未添加有机物，因此，这进一步印证了抑制期间可能发生的内源反硝化过程。
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本研究中，Nitrospira为检测出的主要NOB菌属，这与传统污水处理硝化菌种一致[23]。经过抑制期的短程硝化恢复，活性批次实验结果表明NOB活性抑制情况良好，然而，丰度却有所升高。可见，NOB的活性和生物量的变化趋势并不同步。类似的结果也出现在课题组同期进行的SBR间歇曝气恢复的短程硝化实验中，反应器恢复短程硝化后，AOB活性稳定的同时其丰度显著下降，而NOB虽检测不到活性，但其相对丰度呈上升趋势[24]。
普遍认为，AOB的氧半饱和常数小于NOB[25]，在低DO条件下，AOB的生长速率几乎不受影响，而 NOB的生长速率显著降低。然而，杨庆等[26]对此的研究表明，低DO系统内AOB和NOB的氧半饱和常数分别为0.281 mg∙L−1和0.280 mg∙L−1，两者非常接近，并且NOB的生长速率远大于AOB。结合分析本实验中AOB和NOB丰度的变化，推测其原因可能为：1)抑制期低DO质量浓度可限制AOB的生长和氨氧化反应速率，生长速率较NOB缓慢，导致AOB相对丰度降低；2)尽管限氧条件抑制了NOB的活性，但抑制期进水NO2−-N质量浓度较高，充足的底物质量浓度为NOB在不利条件下生长提供了可能性，因此NOB相对丰度升高；3)在抑制期间反应器不能做到与空气完全隔绝，难免有氧气进入反应器，且实验进水为DO未经吹脱的自来水人工配制，因此，反应器内DO会从实验进水中得到一定补充，导致NOB仍可利用DO进行增殖；4)本实验进水为无机配水，不含外源有机物，因此，减弱了异养菌同NOB对DO的竞争作用，进一步提升了NOB利用DO进行增殖的空间。
USHIKI等[27]对NOB基因组的分析结果表明：Nitrospira含有的编码细胞色素氧化酶bd基因，能够在低氧条件下被激活，使细菌在限氧环境下也能够完成细胞生长的过程。张亮等[28]认为，当受到抑制时，NOB或可通过提高丰度等方式克服抑制作用。可见，NOB仍有部分活性规律尚未明确，这些特性均给CANON工艺中针对NOB的抑制带来了挑战。
值得一提的是，新加坡樟宜再生水厂地处热带，污水温度在(30
± 2)℃，适合ANAMMOX菌的增殖并有利于实现短程硝化，但其在由测流向主流ANAMMOX工艺转换的过程中，同样存在对NOB抑制的问题[29]。一方面，侧流工艺中的高NH4+-N质量浓度(500~1 500 mg∙L−1)使得FA质量浓度高于抑制NOB的阈值(0.08~0.82 mg∙L−1)[30]，而主流工艺中城市污水较低的NH4+-N质量浓度(30~100 mg∙L−1)使得NOB抑制较为困难；另一方面，AOB、NOB及ANAMMOX的活性-温度系数在不同温度下的差异较大[31]，主流工艺中季节变换导致的城市污水温度有波动，使得污泥微生物种群和数量发生改变，同样对NOB的抑制以及ANAMMOX菌的持留带来挑战。通过对本研究及樟宜再生水厂在以上两方面运行条件的对比，可以在一定程度上解释本研究中NOB无法被完全抑制的原因：一是本研究中的NH4+-N质量浓度在长期运行过程中处于较低水平，因此，缺乏FA对NOB的持续抑制作用；二是本研究进水温度维持在25℃左右，与ANAMMOX菌的适宜中温条件有一定偏离。此外，针对NOB在系统中的相对丰度变化，孙延芳等[32]关于絮体污泥龄(sludge retention time, SRT)对CANON工艺运行稳定性的影响研究中发现，不淘洗絮体污泥时，系统NOB丰度显著增加，并通过定量PCR技术分析得出，絮体SRT时间越长，ANAMMOX菌的丰度越高。因此，有必要在后续的长期运行中持续关注微生物的丰度变化及系统稳定性，结合控制合理污泥龄的手段来实现功能菌(AOB和ANAMMOX菌)的有效持留和NOB的淘洗。
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1)经过抑制期的限氧，ANAMMOX活性由0.08 kg∙(kg∙d)−1上升至0.34 kg∙(kg∙d)−1，TN去除率可达88.6%，TN去除负荷最高可达1.08 kg∙(kg∙d)−1，ANAMMOX占主导作用。
2) Candidatus Kuenenia为ANAMMOX菌优势菌属，Nitrospira为NOB的主要菌属，经过抑制期恢复，二者的相对丰度分别由7.91%和低于0.01%增长至13.12%和1.03%。
3)通过短程硝化恢复，ΔNO3−-N/ΔTN值由0.318逐渐恢复至0.136，短程硝化基本恢复，但较理论值0.127稍有偏高，仍存在亚硝酸盐氧化过程。
4)连续运行期间，NOB活性降低显著，但相对丰度有所提高，于微生物群体中仍具有一定的相对丰度，在后续运行中有适应抑制作用并进行增殖的可能，CANON工艺短程硝化仍具有被破坏的风险。
CANON工艺中短程硝化恢复及ANAMMOX强化策略
Short-cut nitrification recovery and ANAMMOX enhancement strategy in CANON process
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摘要: 为了对CANON工艺中遭破坏的短程硝化进行恢复，并对ANAMMOX菌的活性进行强化，在第1阶段(抑制期)采用连续流反应器，限制DO质量浓度为0.1~0.4 mg∙L−1，利用限氧条件对NOB活性进行抑制，投加NH4+-N和NO2−-N，经过73 d运行，ANAMMOX菌活性由0.08 kg∙(kg∙d)−1(以VSS计)上升至0.34 kg∙(kg∙d)−1；NOB比耗氧速率(SOUR)由1.68 kg∙(kg∙d)−1(以VSS计)降低至0.79 kg∙(kg∙d)−1，活性显著降低，系统TN去除率由42.7%升高至88.6%，NH4+-N和NO2−-N同步去除，ΔNO3−-N/ΔTN值向理论值0.127趋近。第2阶段(过渡期)、第3阶段(好氧期)采用SBR进行，分别将DO维持在0.4~0.7 mg∙L−1和0.7~1.0 mg∙L−1，至第130天，NOB活性降低至0.57 kg∙(kg∙d)−1，TN去除负荷达到0.86 kg∙(m3∙d)−1，ΔNO3−-N/ΔTN值由抑制前的0.318降低至0.136，短程硝化基本恢复。在短程硝化恢复过程中，ANAMMOX菌优势菌属Candidatus Kuenenia的相对丰度由7.91%增长至13.12%，但NOB的主要菌属Nitrospira的相对丰度由低于0.01%增至1.03%，表明在后续长期运行过程中，依然存在短程硝化遭到破坏的风险。Abstract: In order to recover the short-cut nitrification in CANON process and enhance the activity of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) bacteria, at the first stage (inhibition period), a continuous flow reactor was used and the dissolved oxygen (DO) concentration was limited to 0.1-0.4 mg∙L−1, so as to inhibit the activity of NOB by oxygen limitation. At the same time, NH4+-N and NO2−-N was added. After 73 days of operation, the activity of ANAMMOX bacteria increased from 0.08 kg∙(kg∙d)−1 (calculated as VSS) to 0.34 kg∙(kg∙d)−1. The specific oxygen uptake rate (SOUR) of nitrite oxidizing bacteria (NOB) decreased from 1.68 kg∙(kg∙d)−1 (calculated as VSS) to 0.79 kg∙(kg∙d)−1, indicating a significant decrease in the activity of NOB. The total nitrogen (TN) removal rate of the system increased from 42.7% to 88.6%, NH4+-N and NO2−-N were removed simultaneously, and the ΔNO3−-N/ΔTN value approached to the theoretical value of 0.127. The second stage (transition period) and the third stage (aerobic period) were carried out by SBR mode, and the DO concentration maintained at 0.4~0.7 mg∙L−1 and 0.7~1.0 mg∙L−1, respectively. On the 130th day, the activity of NOB decreased to 0.57 kg∙(kg∙d)−1, and the TN removal load reached 0.86 kg∙(m3∙d)−1. Meanwhile, the ΔNO3−-N/ΔTN value decreased from 0.318 before the inhibition to 0.136, and the short-cut nitrification was basically recovered. In the process of short-cut nitrification recovery, the relative abundance of the dominant ANAMMOX bacteria, Candidatus Kuenenia, increased from 7.91% to 13.12%, while the relative abundance of the main NOB bacteria, Nitrospira, increased from less than 0.01% to 1.03%, this indicated that a risk of short-cut nitrification destruction will still exist in the following long-term operation.
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医疗废物高温蒸汽处理工艺是典型的非焚烧技术，在国内外得到了广泛应用[1-5]。灭菌效果是其首要指示指标。影响灭菌效果的关键因素是在一定灭菌温度下的灭菌时间[6]。灭菌时间包括微生物的热死亡时间和水蒸汽热量的热穿透时间。热死亡时间是生物指示剂嗜热型脂肪杆菌芽孢在湿热灭菌状态下的死亡时间[7]；而热穿透时间是指灭菌室内的热量进入医疗废物内部，使各点都达到相同灭菌温度所需要的热传递时间。在某一灭菌温度下的热死亡时间是确定的，而且其数值相对很短(如132 ℃时，热死亡时间为0.5 min)[8]。因此，决定灭菌时间的重要因素之一是该灭菌温度下的热穿透时间。
医疗废物高温蒸汽处理是一个复杂的热质传递过程。由于其所处理的物料具有成分复杂、状态不固定的特点，因此，难以用传统的热质传递理论对其进行数学模拟。有技术人员研究了影响热穿透时间的相关因素[9-10]，但未能定量描述热穿透时间与其影响因素之间的关系。也有研究者[11]利用多孔物料的传递理论建立了该过程的热质传递模型，并以B-D试纸为实验用品对其进行了验证。鉴于废纸只是医疗废物的成分之一，该模型也不完全适用于实际医疗废物热穿透时间的理论计算。
灭菌温度和灭菌时间是医疗废物处理标准中必须明确的工艺参数。由于热穿透时间难以用理论计算来确定，因此，不同标准中灭菌时间差别很大。世界卫生组织规定，灭菌温度132 ℃时灭菌时间为5 min[12]；灭菌温度120 ℃时灭菌时间为30 min[12-13]；我国的标准中规定的灭菌温度是134 ℃，灭菌时间45 min[14]。
本研究以实际医疗废物为样品，对热穿透时间进行实验，实验中综合考虑了试样装填密度、试样体积、灭菌温度及灭菌室真空情况等工艺条件对高温蒸汽处理工艺热穿透时间的影响。研究中使用的实验装置为脉动真空型医疗废物高温蒸汽灭菌器，该技术类型的灭菌器在医疗废物处理工程中普遍使用。本实验结果可为医疗废物高温蒸汽处理工艺工程实践提供有益的数据参考。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
经初步消毒后的医疗废物。其各成分的体积组成如下：纱布、废纸类物料占40%；塑料、橡胶类物品(输液管，塑料注射器，瓶盖等)占30%；玻璃类物品(小药瓶等)占20%；其他类物品(各类包装盒、食品垃圾等)占10%。
1.2 实验装置
研究中采用灭菌室容积为6 m3的脉动真空型灭菌器(GTMS-Ⅱ-6型，天津格林泰科环保科技有限公司，见图1)。该装置主要由灭菌室、真空泵、过滤器、温度与压力传感器、工艺管路和控制系统组成，可以根据实验要求改变工艺参数。根据本实验的实验要求，对GTMS -Ⅱ灭菌器进行了工艺改造，增加了测温热电阻和温度显示仪，用于测量和显示实验样品内部的温度变化。实验装置示意图见图2。试样的承装容器为实际工程中采用的灭菌车，容积分别为1 m3和0.5 m3。分侧面开孔(孔径φ10)和不开孔2种，见图3。
1.3 实验方法
实验按照不同的灭菌温度(120 ℃和134 ℃)、不同的灭菌条件(不抽真空和脉动真空)和不同类型的承装容器(侧面开孔和不开孔)3类情况分别进行，共有8种组合(见表1)。在每组实验中，同时测量并记录4个承装容器(容积分别是1 m3和0.5 m3，装填状态分别压实和松散)内试样中心的温度变化。
表 1 医疗废物热穿透时间实验组合情况表Table 1. Various experimental program in experiment of heat transfer time for medical waste实验分组 承装容器开孔与否 温度及真空与否 承装容器体积及装填状态 第一组 侧面开孔 120 ℃脉动真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第二组 侧面开孔 120 ℃无真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第三组 侧面开孔 134 ℃脉动真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第四组 侧面开孔 134 ℃无真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第五组 侧面无孔 120 ℃脉动真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第六组 侧面无孔 120 ℃无真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第七组 侧面无孔 134 ℃脉动真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 第八组 侧面无孔 134 ℃无真空 1 m3松散 1 m3压实 0.5 m3松散 0.5 m3压实 | Show Table
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实验中脉动真空工艺中的真空度设定值为75 kPa，共抽真空3次。通过喷入蒸气破坏真空，喷入蒸汽2次，每次蒸汽喷入后达到的压力为50 kpa。松散装填时的样品密度为170 kg·m−3，压实装填时的密度为340 kg·m−3。
实验时，先通过夹套加热将灭菌室温度升到90 ℃。推进承装试样的灭菌车，关闭密封门后进行脉动真空操作(或不抽真空操作)。之后，向灭菌室喷入蒸汽迅速升温，当灭菌室内达到设定的灭菌温度时，开始记录各试样中部测温点处的温度及时间，继续维持灭菌室处于恒定的灭菌温度，直到试样测温点处达到设定的灭菌温度。
2. 结果与讨论
2.1 真空与否和装填状态对热穿透时间的影响
图4和图5分别是医疗废物置于1 m3和0.5 m3灭菌车，在相同灭菌温度下试样中心的温度变化情况。可以发现，脉动真空操作可以明显地缩短热穿透时间，该结果与相关研究中的结论一致[15]。灭菌器内原有空气的存在对热量传递的影响可能有2个方面：一是减弱了空气“冷岛”效应；二是减少了灭菌室内不凝气的量，使灭菌室内的气体更接近饱和水蒸汽状态，当蒸汽冷凝后，形成局部负压[6]，促进了水蒸汽分子向医疗废物孔隙的扩散。
图 4 1 m3小车在灭菌温度为120 ℃时内试样温度变化Figure 4. Temperature changes of sample in 1 m3 container at sterilizing temperature of 120 ℃
图 5 0.5 m3小车在灭菌温度为120 ℃时内试样温度变化Figure 5. Temperature changes of sample in 0.5 m3 container at sterilizing temperature of 120 ℃灭菌器内原有的空气会改变灭菌器内混合气体的组成比例，也相应改变了灭菌室内压力和温度的关系。唐欣昀等[16]利用Antoine方程描述了在不同空气残留量下灭菌室内压力和温度的关系。依据其计算方法，在灭菌温度为120 ℃时，当第一次抽真空达到25 kPa(绝压)时，蒸汽通入后对应的压力为223.88 kPa(绝压)，蒸汽喷入前后的压差为208.89 kPa；如果不抽真空，直接向灭菌室喷入蒸汽，灭菌室内的压力为324.97 kPa(绝压)，与初始状态的压力差为223.64 kPa。结果表明，真空操作反而降低压差，理论上不利于水蒸汽向医疗废物空隙扩散。然而，本实验及部分文献[6-13]均得到了排除空气有利于热量传递的结论，这说明压差的消极影响可能小于前述2方面的积极影响，因此，抽真空操作仍然有利于热穿透。
由图4和图5还可以发现，与松散状态相比，压实状态明显需要更长的热穿透时间。OLIVIA M等[9]利用纸尿裤模拟医疗废物进行灭菌效果实验，亦发现将纸尿裤绑紧时生物指示剂难以杀灭。其可能的原因是，物料在压实状态造成的高密度增加了单位体积下加热医疗废物所需的热量，并且致密物料较小的孔隙阻碍了水蒸汽分子的扩散，因此，物料压实延长了热穿透时间。
2.2 灭菌温度与试样体积对热穿透时间的影响
图6和图7分别为压实物料和松散物料在不同温度和体积下的热穿透时间变化情况。结果表明，灭菌温度越高，所需的热穿透时间就越短。在较高的灭菌温度下，温度梯度较大且有利于热量的传导。另外，温度高时灭菌室的压力也高，加快了水蒸汽向医疗废物孔隙中的转移。
图 6 真空操作压实试样内温度变化Figure 6. Temperature changes of compressed sample with vacuum operation灭菌车容积的大小对热穿透时间也有一定的影响[17]。对比不同的实验数据发现，车容积的影响趋势基本一致：灭菌车容积越大，热穿透时间越长。这是因为，灭菌车容积越大，填装的物料越多，需要的热量也越多；同时，体积越大，热量需要传递的路径就越长。
2.3 灭菌车侧壁开孔与否对热穿透时间的影响
在实际灭菌工程中，采用的灭菌车有开孔和不开孔2种。图7和图8是灭菌车开孔与否对热穿透时间的影响变化情况。可以发现，小车侧壁开孔对热穿透有一定的促进作用，该结果与相关文献报道结果一致[17]。这是因为，相比于不开孔小车，水蒸汽除了可以从开孔小车上口进入灭菌车之外，还同时从小车的侧壁开孔处向医疗废物中进行扩散。同时，本研究中还发现，小车侧壁开孔的影响程度亦受其他工艺条件的影响。在松散装填、真空操作、灭菌温度134 ℃时，1 m3不开孔小车相比于1 m3开孔小车的热穿透时间只增加了1 min。相比之下，压实状态、不抽真空、灭菌温度120 ℃时，1 m3不开孔小车的热穿透时间达到64 min，比1 m3开孔小车延长了11 min。值得注意的是，该条件下的不开孔小车的灭菌时间超过了标准规定的灭菌时间。
图 8 灭菌温度134 ℃，1 m3灭菌车内压松散样的温度变化Figure 8. Temperature changes of loose sample in 1 m3 container at sterilizing temperature of 134 ℃脉动真空操作可以极大地弥补小车不开孔的不足。这是因为，在3次真空后，水蒸汽可以通过小车上口进入灭菌车，并在负压的作用下，迅速地扩散到松散的医疗废物内部，从而极大地降低了开孔与否的影响。在压实和未抽真空时，水蒸汽只能靠扩散及不断冷凝的作用，慢慢地向医疗废物中渗透。因此，在无真空的情况下，开孔与否对热传递时间有着更为明显的影响。
通过实验还发现，将松散的医疗废物体积压缩至50%时，已达到人工压实的极限。国内实际工程中配置的灭菌车的一般小于1 m3(多为0.8~0.9 m3)，而且采用松散装填方式。从保证医疗废物安全处理的角度出发，针对脉动真空类型设备，建议以1 m3无孔小车、压实状态下的实验数据为参考来确定灭菌时间。此时，在灭菌温度为134 ℃、空气排除率不低于83%的灭菌条件下，热穿透时间为12 min，而该温度下的热死亡时间为0.5 min，因此，灭菌时间设定为13 min为宜。
图 9 灭菌温度120 ℃，1 m3灭菌车内压实试样的温度变化Figure 9. Temperature changes of loose sample in 1 m3 container at sterilizing temperature of 120 ℃3. 结论
1)在实际灭菌工程中，为了确保灭菌效果，最佳处理条件是真空操作和松散填装。
2)最难实现热穿透的情况是采用不开孔灭菌车、无真空操作及压实状态，在实际操作中应该避免这种情况出现。
3)对于脉动真空型灭菌器，在灭菌温度为134 ℃，空气排除率不低于83%的灭菌条件下，灭菌时间最低为13 min，可作为该类型设备灭菌时间的参考。
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图 2 反应器连续运行期间各氮素质量浓度变化
Figure 2. Variation of nitrogen concentration during continuous operation of the reactor
图 3 反应器连续运行期间pH和FA质量浓度变化
Figure 3. Variation of pH and FA concentrations during continuous operation of the reactor
图 4 反应器连续运行过程中ANAMMOX菌及NOB活性变化
Figure 4. Variation of ANAMMOX bacteria and NOB activity during continuous operation of the reactor
图 5 反应器中主要菌属相对丰度变化
Figure 5. Microbial community structure of sludge on the 80th day of operation
表 1 反应器连续运行工况
Table 1. Continuous operating conditions of oxygen-limited aeration reactor
反应器 阶段 运行时间/d 进水流量/(L∙h−1) NH4+-N/(mg∙L−1) NO2−-N/(mg∙L−1) NO3−-N/(mg∙L−1) PO43-−P/(mg∙L−1) 温度/℃ pH 曝气量/(mL∙min−1) DO/(mg∙L−1) R1 抑制期 1~73 0.22 150 200 0~10 10 20±5 7.3~7.5 0 0.1~0.4 R2 过渡期 74~91 — 125 50 0~10 10 25 7.8~8.0 100 0.4~0.7 好氧期 92~130 — 200 0 0~10 10 25 7.5~8.0 200 0.7~1.0
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