基于PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的調(diào)控策略及效能研究一、引言1.1研究背景1.1.1豬場(chǎng)廢水污染現(xiàn)狀及危害隨著我國(guó)畜牧業(yè)的迅猛發(fā)展，規(guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)的數(shù)量與規(guī)模不斷擴(kuò)大，由此產(chǎn)生的豬場(chǎng)廢水排放量也日益增長(zhǎng)。據(jù)相關(guān)統(tǒng)計(jì)，一頭豬日排泄糞尿約6kg，年產(chǎn)糞尿達(dá)2.5t左右，若采用水沖式清糞，每頭豬日排污量約為30kg，年排污水量超10t。一個(gè)千頭豬場(chǎng)日排泄糞尿可達(dá)6t，年排量達(dá)2500t，日排污水量更是可觀。豬場(chǎng)廢水主要由豬的排泄物（豬尿及部分豬糞）和豬舍沖洗水混合而成，其成分復(fù)雜，具有高濃度的有機(jī)物、懸浮物、氨氮以及豐富的氮、磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，還可能含有殘留的獸藥、抗生素和大量病原體。其中，五日生化需氧量（BOD5）介于600-7000mg/L，化學(xué)需氧量（COD）濃度可達(dá)13000-17000mg/L，氨氮含量也處于較高水平。如此大量且成分復(fù)雜的豬場(chǎng)廢水若未經(jīng)有效處理直接排放，會(huì)對(duì)環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)造成多方面的嚴(yán)重危害。在水體方面，廢水中高濃度的氮、磷是導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化的關(guān)鍵因素。當(dāng)富含氮、磷的廢水排入湖泊、河流等水體后，會(huì)促使藻類等水生生物過度繁殖，引發(fā)水華或赤潮現(xiàn)象。這些藻類在生長(zhǎng)過程中會(huì)消耗大量的溶解氧，而其死亡后的分解過程同樣需要消耗氧氣，這就導(dǎo)致水體中溶解氧含量急劇下降，使魚類等水生生物因缺氧而大量死亡，嚴(yán)重破壞了水生態(tài)系統(tǒng)的平衡，威脅水產(chǎn)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。同時(shí)，廢水中的高濃度有機(jī)物和病原體還會(huì)對(duì)地表水和地下水造成污染，若地下水被污染，其治理和恢復(fù)難度極大，會(huì)造成長(zhǎng)期的持久性污染，影響周邊居民的飲用水安全。在土壤方面，豬場(chǎng)廢水排放后，其中的有機(jī)廢物和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)會(huì)在土壤中逐漸積累。長(zhǎng)期積累會(huì)使土壤肥力過高，土壤酸堿度失衡，變得酸性或堿性過強(qiáng)，這對(duì)植物的正常生長(zhǎng)極為不利，可能導(dǎo)致農(nóng)作物減產(chǎn)甚至絕收。此外，廢水中的重金屬和有機(jī)污染物會(huì)滲入土壤深層，對(duì)土壤中的微生物群落和生物多樣性造成破壞，影響土壤生態(tài)系統(tǒng)的正常功能，進(jìn)而影響整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性。豬場(chǎng)廢水排放產(chǎn)生的惡臭氣味會(huì)對(duì)大氣環(huán)境造成污染，這些氣味中含有硫化氫、氨氣等有害氣體，不僅會(huì)嚴(yán)重影響周邊居民的生活質(zhì)量和身體健康，還會(huì)滋生大量蚊蠅，傳播疾病，對(duì)公共衛(wèi)生安全構(gòu)成威脅。1.1.2豬場(chǎng)廢水利用方法面對(duì)日益嚴(yán)峻的豬場(chǎng)廢水污染問題，尋求有效的廢水利用方法成為當(dāng)務(wù)之急。目前，常見的豬場(chǎng)廢水利用方式主要包括農(nóng)業(yè)灌溉和資源化利用等。農(nóng)業(yè)灌溉是一種較為傳統(tǒng)且應(yīng)用廣泛的豬場(chǎng)廢水利用方式。豬場(chǎng)廢水中含有豐富的氮、磷、鉀等營(yíng)養(yǎng)元素，經(jīng)過適當(dāng)處理后，可作為灌溉水用于農(nóng)田、果園、菜地等的灌溉，為農(nóng)作物提供養(yǎng)分，實(shí)現(xiàn)水資源和養(yǎng)分的循環(huán)利用。這種方式具有一定的優(yōu)勢(shì)，一方面可以減少化肥的使用量，降低農(nóng)業(yè)生產(chǎn)成本，同時(shí)減少因化肥過度使用對(duì)土壤和水體造成的污染；另一方面，實(shí)現(xiàn)了廢水的再利用，一定程度上緩解了水資源短缺的壓力。然而，農(nóng)業(yè)灌溉方式也存在諸多限制。豬場(chǎng)廢水的水質(zhì)和水量波動(dòng)較大，如果未經(jīng)嚴(yán)格處理和調(diào)控就直接用于灌溉，可能導(dǎo)致土壤污染、農(nóng)作物品質(zhì)下降等問題。而且，其使用受到農(nóng)田面積和農(nóng)作物生長(zhǎng)季節(jié)的限制，需要與農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的實(shí)際需求相匹配，否則會(huì)出現(xiàn)廢水無法全部消納的情況。資源化利用是近年來受到廣泛關(guān)注的一種豬場(chǎng)廢水處理思路，主要包括制取沼氣和生產(chǎn)有機(jī)肥等方式。通過厭氧發(fā)酵技術(shù)，將豬場(chǎng)廢水中的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為沼氣，沼氣可作為清潔能源用于發(fā)電、供暖等，實(shí)現(xiàn)了能源的回收利用。同時(shí)，厭氧發(fā)酵后的沼渣和沼液富含腐殖質(zhì)和營(yíng)養(yǎng)元素，經(jīng)過進(jìn)一步處理后可制成優(yōu)質(zhì)的有機(jī)肥，用于土壤改良和農(nóng)作物施肥。資源化利用方式不僅能夠有效減少豬場(chǎng)廢水對(duì)環(huán)境的污染，還能創(chuàng)造一定的經(jīng)濟(jì)效益，實(shí)現(xiàn)了廢棄物的減量化、無害化和資源化。但這種方式也面臨一些挑戰(zhàn)，例如厭氧發(fā)酵過程需要一定的技術(shù)和設(shè)備支持，投資成本較高，且運(yùn)行管理要求較為嚴(yán)格。如果發(fā)酵條件控制不當(dāng)，可能導(dǎo)致沼氣產(chǎn)量低、沼渣沼液質(zhì)量不穩(wěn)定等問題。此外，有機(jī)肥的市場(chǎng)推廣和銷售也需要一定的渠道和市場(chǎng)認(rèn)可度。1.1.3豬場(chǎng)廢水厭氧消化液脫氮處理豬場(chǎng)廢水經(jīng)過厭氧消化后，雖然大部分有機(jī)物得到了分解，但厭氧消化液中仍然含有高濃度的氨氮，若直接排放會(huì)對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重的氮污染。因此，對(duì)豬場(chǎng)廢水厭氧消化液進(jìn)行脫氮處理至關(guān)重要。傳統(tǒng)的硝化-反硝化脫氮工藝是一種常見的脫氮方法，它在有氧條件下，通過硝化細(xì)菌將氨氮氧化為硝酸鹽氮，然后在缺氧條件下，利用反硝化細(xì)菌將硝酸鹽氮還原為氮?dú)馀欧?。然而，該工藝存在一些明顯的缺點(diǎn)。硝化過程需要大量的氧氣供應(yīng)，這導(dǎo)致能耗較高；反硝化過程則需要外加碳源，以提供反硝化細(xì)菌所需的電子供體，這不僅增加了處理成本，還可能因碳源投加不當(dāng)而導(dǎo)致二次污染。此外，傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝的反應(yīng)時(shí)間較長(zhǎng)，需要較大的反應(yīng)器容積，增加了基建投資。相比之下，短程硝化-厭氧氨氧化（PN-A）工藝作為一種新型的生物脫氮技術(shù)，在處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液方面具有顯著的優(yōu)勢(shì)。該工藝將短程硝化和厭氧氨氧化兩個(gè)過程相結(jié)合，首先在短程硝化階段，通過控制溶解氧、溫度、pH值等條件，使氨氮部分氧化為亞硝酸鹽氮，然后在厭氧氨氧化階段，厭氧氨氧化菌以氨氮為電子供體，亞硝酸鹽氮為電子受體，將兩者轉(zhuǎn)化為氮?dú)狻Ｅc傳統(tǒng)工藝相比，PN-A工藝具有以下優(yōu)點(diǎn)：一是曝氣能耗大幅降低，由于只需將部分氨氮氧化為亞硝酸鹽氮，減少了好氧階段的曝氣量，可節(jié)省約55%-60%的曝氣能耗；二是幾乎無需外加碳源，厭氧氨氧化過程是自養(yǎng)型反應(yīng)，無需額外添加有機(jī)碳源，大大降低了處理成本；三是污泥產(chǎn)量低，可顯著減少剩余污泥的處理和處置成本；四是反應(yīng)速率快，能有效縮短水力停留時(shí)間，減小反應(yīng)器容積。近年來，PN-A工藝在豬場(chǎng)廢水厭氧消化液處理領(lǐng)域得到了越來越多的研究和應(yīng)用。許多研究表明，該工藝能夠?qū)崿F(xiàn)高效的脫氮效果，總氮去除率可達(dá)80%以上。但在實(shí)際應(yīng)用中，PN-A工藝仍面臨一些挑戰(zhàn)，如短程硝化的穩(wěn)定性難以維持，容易受到水質(zhì)、水量波動(dòng)以及環(huán)境因素的影響；厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng)緩慢，對(duì)環(huán)境條件要求苛刻，使得反應(yīng)器的啟動(dòng)和運(yùn)行難度較大。因此，深入研究PN-A同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的調(diào)控策略，對(duì)于提高該工藝的穩(wěn)定性和處理效率，推動(dòng)其在實(shí)際工程中的廣泛應(yīng)用具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。1.2研究目的與意義1.2.1研究目的本研究旨在深入探究PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的調(diào)控策略，通過系統(tǒng)研究關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)、微生物群落結(jié)構(gòu)與功能以及水質(zhì)特性對(duì)工藝性能的影響，揭示工藝運(yùn)行的內(nèi)在機(jī)制，從而優(yōu)化工藝條件，提高脫氮效率和穩(wěn)定性，為PN-Anammox工藝在豬場(chǎng)廢水厭氧消化液處理中的實(shí)際應(yīng)用提供堅(jiān)實(shí)的技術(shù)支持和理論依據(jù)。具體而言，本研究擬實(shí)現(xiàn)以下目標(biāo)：一是明確PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)，如溶解氧（DO）、pH值、溫度、污泥齡（SRT）、水力停留時(shí)間（HRT）等，并通過實(shí)驗(yàn)研究和數(shù)據(jù)分析，確定各參數(shù)的最佳控制范圍，以實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定高效的短程硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)。二是深入分析微生物群落結(jié)構(gòu)與功能在PN-Anammox工藝中的動(dòng)態(tài)變化規(guī)律，以及微生物之間的相互作用關(guān)系。運(yùn)用高通量測(cè)序、熒光原位雜交（FISH）等現(xiàn)代分子生物學(xué)技術(shù)，解析不同運(yùn)行條件下氨氧化菌（AOB）、亞硝酸氧化菌（NOB）和厭氧氨氧化菌（AnAOB）等功能微生物的群落組成、豐度和分布特征，揭示微生物群落結(jié)構(gòu)與工藝性能之間的內(nèi)在聯(lián)系，為工藝的優(yōu)化調(diào)控提供微生物學(xué)依據(jù)。三是探究豬場(chǎng)廢水厭氧消化液水質(zhì)特性（如氨氮濃度、碳氮比、有機(jī)物成分等）對(duì)PN-Anammox同步脫氮工藝的影響機(jī)制。通過模擬不同水質(zhì)條件的實(shí)驗(yàn)，研究水質(zhì)變化對(duì)微生物活性、代謝途徑以及工藝脫氮性能的影響，為實(shí)際工程中應(yīng)對(duì)水質(zhì)波動(dòng)提供有效的應(yīng)對(duì)策略。四是基于上述研究結(jié)果，提出一套科學(xué)合理的PN-Anammox同步脫氮工藝調(diào)控策略，并通過中試實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證其可行性和有效性。建立工藝運(yùn)行的數(shù)學(xué)模型，實(shí)現(xiàn)對(duì)工藝過程的精準(zhǔn)控制和優(yōu)化，為該工藝在豬場(chǎng)廢水處理領(lǐng)域的大規(guī)模應(yīng)用提供技術(shù)保障。1.2.2研究意義隨著養(yǎng)豬業(yè)的規(guī)模化發(fā)展，豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的排放問題日益突出。PN-Anammox同步脫氮工藝作為一種高效、節(jié)能、環(huán)保的新型生物脫氮技術(shù)，具有廣闊的應(yīng)用前景。然而，該工藝在實(shí)際應(yīng)用中仍面臨諸多挑戰(zhàn)，如工藝穩(wěn)定性差、脫氮效率低、啟動(dòng)時(shí)間長(zhǎng)等。因此，開展PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液調(diào)控策略的研究，具有重要的理論意義和實(shí)際應(yīng)用價(jià)值。在理論方面，本研究有助于深化對(duì)PN-Anammox同步脫氮工藝微生物學(xué)機(jī)制的理解。通過研究微生物群落結(jié)構(gòu)與功能的動(dòng)態(tài)變化，揭示不同功能微生物在短程硝化和厭氧氨氧化過程中的協(xié)同作用機(jī)制，以及環(huán)境因素對(duì)微生物生長(zhǎng)、代謝和種群分布的影響規(guī)律，豐富和完善生物脫氮理論體系。同時(shí)，本研究還將為其他高氨氮廢水處理工藝的研發(fā)和優(yōu)化提供理論借鑒，推動(dòng)環(huán)境微生物學(xué)和水污染控制工程學(xué)科的發(fā)展。從實(shí)際應(yīng)用角度來看，本研究成果對(duì)于解決豬場(chǎng)廢水厭氧消化液污染問題具有重要意義。通過優(yōu)化PN-Anammox同步脫氮工藝的調(diào)控策略，提高工藝的脫氮效率和穩(wěn)定性，可有效降低豬場(chǎng)廢水厭氧消化液中的氨氮含量，減少其對(duì)環(huán)境的污染，保護(hù)生態(tài)環(huán)境和水資源安全。此外，該工藝的推廣應(yīng)用還可實(shí)現(xiàn)能源和資源的回收利用，降低污水處理成本，提高養(yǎng)豬場(chǎng)的經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)境效益，促進(jìn)畜牧業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。在當(dāng)前環(huán)保要求日益嚴(yán)格的背景下，本研究對(duì)于推動(dòng)我國(guó)畜禽養(yǎng)殖廢水處理技術(shù)的進(jìn)步，實(shí)現(xiàn)農(nóng)業(yè)面源污染的有效治理，具有積極的現(xiàn)實(shí)意義。1.3研究?jī)?nèi)容與方法1.3.1研究?jī)?nèi)容PN-Anammox同步脫氮工藝短程硝化啟動(dòng)曝氣策略研究：采用序批式反應(yīng)器（SBR），通過設(shè)置不同的曝氣時(shí)間、曝氣強(qiáng)度和曝氣模式（如連續(xù)曝氣、間歇曝氣），研究其對(duì)短程硝化啟動(dòng)的影響。分析不同曝氣策略下氨氮轉(zhuǎn)化率、亞硝酸鹽氮積累率、溶解氧濃度變化等指標(biāo)，確定最有利于短程硝化啟動(dòng)的曝氣條件。同時(shí)，監(jiān)測(cè)反應(yīng)器內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)的動(dòng)態(tài)變化，探究曝氣策略對(duì)氨氧化菌（AOB）和亞硝酸氧化菌（NOB）生長(zhǎng)和富集的影響機(jī)制。零價(jià)鐵對(duì)PN-Anammox同步脫氮工藝脫氮效能的影響：在PN-Anammox反應(yīng)體系中添加不同劑量的零價(jià)鐵，考察其對(duì)工藝脫氮效能的提升作用。研究零價(jià)鐵投加量與氨氮去除率、總氮去除率、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化量之間的關(guān)系。分析零價(jià)鐵對(duì)微生物活性的影響，通過檢測(cè)微生物的脫氫酶活性、ATP含量等指標(biāo)，探討零價(jià)鐵促進(jìn)脫氮反應(yīng)的微生物學(xué)機(jī)制。此外，還需研究零價(jià)鐵在反應(yīng)過程中的穩(wěn)定性和持久性，以及其對(duì)反應(yīng)器內(nèi)水質(zhì)和污泥特性的影響。PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的效能研究：以實(shí)際豬場(chǎng)廢水厭氧消化液為處理對(duì)象，在優(yōu)化的運(yùn)行條件下，研究PN-Anammox同步脫氮工藝對(duì)其處理效能。監(jiān)測(cè)反應(yīng)器進(jìn)出水的氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、化學(xué)需氧量（COD）、總磷（TP）等水質(zhì)指標(biāo)的變化，計(jì)算工藝的脫氮效率、COD去除率等。分析不同水力停留時(shí)間（HRT）、污泥齡（SRT）、溫度、pH值等運(yùn)行參數(shù)對(duì)處理效能的影響，確定最佳的運(yùn)行參數(shù)組合。同時(shí)，研究工藝對(duì)豬場(chǎng)廢水厭氧消化液中其他污染物（如重金屬、抗生素等）的去除效果。PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的微生物群落結(jié)構(gòu)研究：運(yùn)用高通量測(cè)序技術(shù)，分析PN-Anammox反應(yīng)器內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)在不同運(yùn)行階段和不同條件下的變化。研究氨氧化菌（AOB）、亞硝酸氧化菌（NOB）、厭氧氨氧化菌（AnAOB）等功能微生物的群落組成、豐度和分布特征。通過構(gòu)建微生物生態(tài)網(wǎng)絡(luò)，探究不同功能微生物之間的相互作用關(guān)系，以及微生物群落結(jié)構(gòu)與工藝脫氮性能之間的內(nèi)在聯(lián)系。此外，還需研究豬場(chǎng)廢水厭氧消化液中的水質(zhì)特性（如碳氮比、有機(jī)物成分等）對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響機(jī)制。1.3.2研究方法實(shí)驗(yàn)材料：實(shí)驗(yàn)所用的豬場(chǎng)廢水厭氧消化液取自當(dāng)?shù)匾?guī)?；B(yǎng)豬場(chǎng)的厭氧發(fā)酵罐，采集后立即冷藏保存，并在實(shí)驗(yàn)前進(jìn)行預(yù)處理，去除其中的大顆粒懸浮物和雜質(zhì)。接種污泥取自運(yùn)行穩(wěn)定的污水處理廠曝氣池，經(jīng)篩選和馴化后用于反應(yīng)器的啟動(dòng)。零價(jià)鐵采用分析純鐵粉，其粒徑和純度滿足實(shí)驗(yàn)要求。實(shí)驗(yàn)所用的化學(xué)試劑均為分析純，用于水質(zhì)指標(biāo)的檢測(cè)和培養(yǎng)基的配制。實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)：搭建序批式反應(yīng)器（SBR），反應(yīng)器有效容積為5L，采用有機(jī)玻璃制成，配備曝氣系統(tǒng)、攪拌系統(tǒng)、進(jìn)水系統(tǒng)和排水系統(tǒng)。在短程硝化啟動(dòng)曝氣策略研究中，設(shè)置3個(gè)實(shí)驗(yàn)組，分別采用不同的曝氣方式：連續(xù)曝氣組、間歇曝氣組（曝氣5min，停氣5min）和梯度曝氣組（起始曝氣強(qiáng)度為0.5L/min，每2h增加0.1L/min）。每個(gè)實(shí)驗(yàn)組設(shè)置3個(gè)平行反應(yīng)器，運(yùn)行周期為12h，包括進(jìn)水10min、曝氣反應(yīng)8h、沉淀1h、排水10min和閑置2h40min。在零價(jià)鐵對(duì)PN-Anammox同步脫氮工藝脫氮效能的影響研究中，設(shè)置5個(gè)零價(jià)鐵投加量梯度，分別為0mg/L（對(duì)照組）、50mg/L、100mg/L、150mg/L和200mg/L。每個(gè)梯度設(shè)置3個(gè)平行反應(yīng)器，運(yùn)行條件與短程硝化啟動(dòng)實(shí)驗(yàn)相同。在PN-Anammox同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的效能研究中，通過單因素實(shí)驗(yàn)和正交實(shí)驗(yàn)，考察水力停留時(shí)間（HRT）、污泥齡（SRT）、溫度、pH值等運(yùn)行參數(shù)對(duì)處理效能的影響。設(shè)置HRT為8h、12h、16h；SRT為10d、20d、30d；溫度為25℃、30℃、35℃；pH值為7.5、8.0、8.5。每個(gè)參數(shù)組合設(shè)置3個(gè)平行反應(yīng)器，運(yùn)行周期為12h。分析方法：水質(zhì)指標(biāo)檢測(cè)方法如下，氨氮采用納氏試劑分光光度法測(cè)定；亞硝酸鹽氮采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測(cè)定；硝酸鹽氮采用紫外分光光度法測(cè)定；化學(xué)需氧量（COD）采用重鉻酸鉀法測(cè)定；總磷（TP）采用鉬酸銨分光光度法測(cè)定。同時(shí)，定期檢測(cè)反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧（DO）、pH值、氧化還原電位（ORP）等參數(shù)，使用在線監(jiān)測(cè)儀器或便攜式檢測(cè)設(shè)備進(jìn)行實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)。微生物分析方法方面，采用高通量測(cè)序技術(shù)對(duì)反應(yīng)器內(nèi)的微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析。提取微生物基因組DNA，利用PCR擴(kuò)增16SrRNA基因的V3-V4可變區(qū)，構(gòu)建測(cè)序文庫(kù)，在IlluminaMiSeq平臺(tái)上進(jìn)行測(cè)序。測(cè)序數(shù)據(jù)經(jīng)過質(zhì)量控制和分析，獲得微生物群落的物種組成、豐度和多樣性信息。采用熒光原位雜交（FISH）技術(shù)對(duì)氨氧化菌（AOB）、亞硝酸氧化菌（NOB）和厭氧氨氧化菌（AnAOB）進(jìn)行可視化分析，研究其在反應(yīng)器內(nèi)的空間分布和數(shù)量變化。二、PN-Anammox同步脫氮工藝原理及豬場(chǎng)廢水厭氧消化液特性2.1PN-Anammox同步脫氮工藝原理2.1.1短程硝化原理短程硝化是生物脫氮過程中的關(guān)鍵步驟，其核心是在特定條件下，氨氧化菌（AOB）將氨氮（NH_4^+-N）部分氧化為亞硝態(tài)氮（NO_2^--N），并阻止亞硝態(tài)氮進(jìn)一步被亞硝酸氧化菌（NOB）氧化為硝態(tài)氮（NO_3^--N），從而實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的積累。這一過程涉及復(fù)雜的微生物代謝和生理活動(dòng)，其反應(yīng)式如下：NH_4^++1.5O_2\xrightarrow[]{AOB}NO_2^-+2H^++H_2O在這個(gè)反應(yīng)中，AOB以氨氮為底物，利用氧氣作為電子受體，通過一系列復(fù)雜的酶促反應(yīng)，將氨氮逐步氧化為亞硝態(tài)氮。AOB屬于化能自養(yǎng)型細(xì)菌，其生長(zhǎng)和代謝依賴于氨氮的氧化過程中釋放的能量。它們通過細(xì)胞內(nèi)的氨單加氧酶（AMO）將氨氮轉(zhuǎn)化為羥胺（NH_2OH），然后再由羥胺氧化還原酶（HAO）將羥胺進(jìn)一步氧化為亞硝態(tài)氮。短程硝化過程受到多種因素的影響，這些因素的變化會(huì)直接影響AOB的活性和代謝途徑，進(jìn)而影響短程硝化的效果和穩(wěn)定性。其中，溶解氧（DO）是一個(gè)關(guān)鍵因素。AOB和NOB對(duì)溶解氧的親和力存在差異，AOB的氧飽和常數(shù)（K_{O_2}）一般在0.2-0.4mg/L，而NOB的K_{O_2}為1.2-1.5mg/L。這意味著在低溶解氧條件下，AOB對(duì)氧的競(jìng)爭(zhēng)能力更強(qiáng)，能夠優(yōu)先利用有限的溶解氧進(jìn)行氨氮氧化，而NOB的活性則會(huì)受到抑制，從而有利于亞硝態(tài)氮的積累。研究表明，將溶解氧濃度控制在0.5-1.5mg/L范圍內(nèi)，可有效實(shí)現(xiàn)短程硝化。當(dāng)溶解氧濃度過高時(shí)，NOB的活性增強(qiáng)，會(huì)導(dǎo)致亞硝態(tài)氮被過度氧化為硝態(tài)氮，破壞短程硝化的穩(wěn)定性；而溶解氧濃度過低時(shí)，AOB的代謝活動(dòng)也會(huì)受到抑制，氨氮氧化速率降低，影響短程硝化的效率。溫度對(duì)短程硝化也有著顯著影響。AOB和NOB的生長(zhǎng)和代謝都有其適宜的溫度范圍。一般來說，AOB的最適生長(zhǎng)溫度在30-35℃，而NOB的最適生長(zhǎng)溫度為25-30℃。在25-30℃時(shí)，NOB的活性較高，會(huì)快速將亞硝態(tài)氮氧化為硝態(tài)氮，不利于短程硝化的實(shí)現(xiàn)。當(dāng)溫度超過30℃時(shí)，AOB的活性增長(zhǎng)幅度大于NOB，此時(shí)更有利于短程硝化的進(jìn)行，可出現(xiàn)亞硝態(tài)氮的積累。在實(shí)際應(yīng)用中，需要根據(jù)不同的溫度條件，合理調(diào)整運(yùn)行參數(shù)，以維持短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行。例如，在冬季低溫時(shí)，可適當(dāng)延長(zhǎng)水力停留時(shí)間，提高反應(yīng)器內(nèi)微生物的濃度，以增強(qiáng)AOB的代謝活性，保證短程硝化的效果。pH值也是影響短程硝化的重要因素之一。AOB和NOB適宜生長(zhǎng)的pH值范圍有所不同，AOB適宜的pH值范圍為7.5-8.5，而NOB適宜的pH值范圍在6.5-7.5。通過將pH值控制在7.5-8.5之間，可有效抑制NOB的活性，促進(jìn)AOB對(duì)氨氮的氧化，實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的積累。在實(shí)際運(yùn)行中，由于氨氮氧化過程會(huì)產(chǎn)生H^+，導(dǎo)致反應(yīng)體系的pH值下降。因此，需要及時(shí)調(diào)節(jié)pH值，通常可通過添加堿性物質(zhì)（如氫氧化鈉、碳酸鈉等）來維持pH值的穩(wěn)定。此外，廢水中的游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）濃度也與pH值密切相關(guān)。FA對(duì)NOB的抑制濃度為0.1-1.1mg/L，對(duì)AOB的抑制濃度為10-15mg/L；FNA對(duì)NOB的完全抑制濃度為0.02mg/L，對(duì)AOB的完全抑制濃度為0.4mg/L。在較高的pH值下，廢水中的FA濃度相對(duì)較高，可選擇性抑制NOB的生長(zhǎng)，有利于短程硝化的維持。2.1.2厭氧氨氧化原理厭氧氨氧化是在厭氧條件下，厭氧氨氧化菌（AnAOB）利用亞硝態(tài)氮作為電子受體，將氨氮直接氧化為氮?dú)獾淖责B(yǎng)型生物脫氮過程。這一過程突破了傳統(tǒng)生物脫氮理論中需要有氧條件和外加有機(jī)碳源的限制，為高效、節(jié)能的生物脫氮提供了新的途徑。其化學(xué)反應(yīng)式如下：NH_4^++NO_2^-\xrightarrow[]{AnAOB}N_2↑+2H_2O從化學(xué)計(jì)量關(guān)系來看，在厭氧氨氧化反應(yīng)中，氨氮與亞硝態(tài)氮的反應(yīng)摩爾比為1:1。這意味著，為了實(shí)現(xiàn)高效的厭氧氨氧化脫氮，進(jìn)入反應(yīng)器的氨氮和亞硝態(tài)氮的濃度比例應(yīng)盡量接近這一理論值。當(dāng)氨氮或亞硝態(tài)氮其中一方濃度過高時(shí)，會(huì)導(dǎo)致底物的浪費(fèi)和反應(yīng)不完全，降低脫氮效率。同時(shí)，該反應(yīng)還會(huì)產(chǎn)生少量的硝態(tài)氮，其產(chǎn)生的化學(xué)反應(yīng)式為：NH_4^++1.32NO_2^-+0.066HCO_3^-+0.13H^+\xrightarrow[]{AnAOB}1.02N_2↑+0.26NO_3^-+0.066CH_2O_{0.5}N_{0.15}+2.03H_2O在這個(gè)反應(yīng)中，約有11%的氨氮會(huì)被氧化為硝態(tài)氮。雖然硝態(tài)氮的產(chǎn)生量相對(duì)較少，但在實(shí)際運(yùn)行中，也需要關(guān)注其對(duì)出水水質(zhì)和系統(tǒng)脫氮性能的影響。厭氧氨氧化菌屬于浮霉?fàn)罹?，是一類化能自養(yǎng)型微生物，以CO_2、碳酸氫鹽或碳酸鹽為唯一碳源。其細(xì)胞內(nèi)含有特殊的厭氧氨氧化體，這是進(jìn)行厭氧氨氧化反應(yīng)的關(guān)鍵場(chǎng)所。厭氧氨氧化體的膜脂具有獨(dú)特的梯烷結(jié)構(gòu)，這種結(jié)構(gòu)能夠阻止反應(yīng)中間產(chǎn)物肼的外泄，從而充分利用化學(xué)能，同時(shí)避免肼對(duì)細(xì)胞的毒害。厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng)速度極為緩慢，其倍增時(shí)間長(zhǎng)達(dá)11天左右，遠(yuǎn)長(zhǎng)于其他常見的微生物。這使得厭氧氨氧化反應(yīng)器的啟動(dòng)過程較為漫長(zhǎng)，通常需要數(shù)月甚至更長(zhǎng)時(shí)間。而且，厭氧氨氧化菌對(duì)環(huán)境條件的變化非常敏感，如溫度、pH值、溶解氧等的微小波動(dòng)都可能對(duì)其活性和代謝產(chǎn)生顯著影響。溫度是影響厭氧氨氧化菌活性和生長(zhǎng)的重要環(huán)境因素之一。厭氧氨氧化菌的最適生長(zhǎng)溫度一般在30-37℃之間。在這個(gè)溫度范圍內(nèi)，厭氧氨氧化菌的酶活性較高，代謝速率較快，能夠?qū)崿F(xiàn)高效的脫氮反應(yīng)。當(dāng)溫度低于20℃時(shí)，厭氧氨氧化菌的活性會(huì)顯著降低，脫氮效率下降。研究表明，溫度從30℃降到10℃時(shí)，厭氧氨氧化菌的活性降低約10倍。在低溫條件下，細(xì)胞內(nèi)的酶促反應(yīng)速率減緩，物質(zhì)運(yùn)輸和代謝過程受到抑制，導(dǎo)致厭氧氨氧化菌的生長(zhǎng)和脫氮能力受到嚴(yán)重影響。而當(dāng)溫度過高，超過40℃時(shí)，厭氧氨氧化菌的蛋白質(zhì)和酶會(huì)發(fā)生變性，同樣會(huì)使其活性喪失，無法進(jìn)行正常的脫氮反應(yīng)。pH值對(duì)厭氧氨氧化反應(yīng)也有著重要影響。厭氧氨氧化菌適宜生長(zhǎng)的pH值范圍通常在6.5-8.5之間，最適pH值約為8.0。在適宜的pH值條件下，厭氧氨氧化菌的細(xì)胞結(jié)構(gòu)和酶活性能夠保持穩(wěn)定，有利于其進(jìn)行正常的代謝活動(dòng)。當(dāng)pH值低于6.5時(shí)，酸性環(huán)境會(huì)影響厭氧氨氧化菌的細(xì)胞膜通透性和酶的活性，導(dǎo)致細(xì)胞代謝紊亂，脫氮效率降低。此外，低pH值還可能導(dǎo)致反應(yīng)底物的形態(tài)發(fā)生變化，影響厭氧氨氧化菌對(duì)底物的利用。相反，當(dāng)pH值高于8.5時(shí)，堿性環(huán)境同樣會(huì)對(duì)厭氧氨氧化菌產(chǎn)生不利影響，可能導(dǎo)致細(xì)胞內(nèi)的酸堿平衡失調(diào)，抑制酶的活性，進(jìn)而影響厭氧氨氧化反應(yīng)的進(jìn)行。2.1.3PN-Anammox耦合機(jī)制PN-Anammox耦合工藝將短程硝化和厭氧氨氧化兩個(gè)過程有機(jī)結(jié)合，實(shí)現(xiàn)了自養(yǎng)脫氮，大幅提高了生物脫氮的效率和經(jīng)濟(jì)性。在這一耦合體系中，短程硝化階段由AOB將部分氨氮氧化為亞硝態(tài)氮，為后續(xù)的厭氧氨氧化反應(yīng)提供關(guān)鍵底物；而厭氧氨氧化階段則利用短程硝化產(chǎn)生的亞硝態(tài)氮，與剩余的氨氮發(fā)生反應(yīng)，將兩者轉(zhuǎn)化為氮?dú)馀懦?，從而?shí)現(xiàn)廢水中氮的高效去除。這種耦合機(jī)制充分發(fā)揮了兩個(gè)過程的優(yōu)勢(shì)，避免了傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝中需要大量曝氣和外加碳源的缺點(diǎn)。實(shí)現(xiàn)PN-Anammox耦合的關(guān)鍵在于維持合適的底物比例，即氨氮與亞硝態(tài)氮的濃度比。如前所述，厭氧氨氧化反應(yīng)的理論氨氮與亞硝態(tài)氮摩爾比為1:1。在實(shí)際運(yùn)行中，為了保證厭氧氨氧化反應(yīng)的順利進(jìn)行，需要嚴(yán)格控制短程硝化的程度，使短程硝化出水的氨氮和亞硝態(tài)氮濃度盡可能接近這一比例。若氨氮濃度過高，會(huì)導(dǎo)致厭氧氨氧化反應(yīng)中底物不平衡，部分氨氮無法及時(shí)被氧化，從而影響脫氮效率；反之，若亞硝態(tài)氮濃度過高，過量的亞硝態(tài)氮不僅會(huì)造成資源浪費(fèi)，還可能對(duì)厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用。研究表明，當(dāng)氨氮與亞硝態(tài)氮的濃度比偏離理論值時(shí)，厭氧氨氧化菌的活性和脫氮速率會(huì)明顯下降。因此，通過實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)和調(diào)控短程硝化過程，精確控制底物比例，是實(shí)現(xiàn)PN-Anammox高效耦合的重要前提。微生物群落結(jié)構(gòu)在PN-Anammox耦合工藝中也起著至關(guān)重要的作用。在該體系中，AOB、NOB和AnAOB等微生物共同存在，它們之間的相互作用和平衡關(guān)系直接影響著工藝的性能。在短程硝化階段，要通過控制溶解氧、溫度、pH值等條件，抑制NOB的生長(zhǎng)，使AOB成為優(yōu)勢(shì)菌群，實(shí)現(xiàn)氨氮向亞硝態(tài)氮的高效轉(zhuǎn)化。若NOB大量繁殖，會(huì)將亞硝態(tài)氮過度氧化為硝態(tài)氮，破壞短程硝化的穩(wěn)定性，進(jìn)而影響后續(xù)的厭氧氨氧化反應(yīng)。而在厭氧氨氧化階段，AnAOB是核心功能微生物，其豐度和活性直接決定了厭氧氨氧化反應(yīng)的速率和脫氮效果。此外，體系中還存在其他微生物，如異養(yǎng)菌等，它們雖然不是脫氮的主要功能菌，但可能通過與AOB、AnAOB等微生物競(jìng)爭(zhēng)底物、生存空間或產(chǎn)生代謝產(chǎn)物等方式，間接影響PN-Anammox耦合工藝的運(yùn)行。通過優(yōu)化微生物群落結(jié)構(gòu)，提高AOB和AnAOB的相對(duì)豐度，抑制不利微生物的生長(zhǎng)，能夠增強(qiáng)工藝的穩(wěn)定性和脫氮效能。2.2豬場(chǎng)廢水厭氧消化液特性分析2.2.1水質(zhì)特點(diǎn)豬場(chǎng)廢水經(jīng)過厭氧消化后，其厭氧消化液具有獨(dú)特的水質(zhì)特點(diǎn)，這些特點(diǎn)對(duì)后續(xù)的處理工藝產(chǎn)生著重要影響。高氨氮是豬場(chǎng)廢水厭氧消化液最為顯著的特征之一。在厭氧消化過程中，豬糞尿中的含氮有機(jī)物經(jīng)微生物分解轉(zhuǎn)化，大量有機(jī)氮被礦化為氨氮，使得厭氧消化液中的氨氮濃度通常處于較高水平。相關(guān)研究表明，豬場(chǎng)廢水厭氧消化液中的氨氮濃度一般在500-2000mg/L之間，甚至在某些情況下可高達(dá)3000mg/L以上。如此高濃度的氨氮若直接排放，會(huì)對(duì)水體生態(tài)系統(tǒng)造成嚴(yán)重破壞，引發(fā)水體富營(yíng)養(yǎng)化、溶解氧降低等問題，威脅水生生物的生存。對(duì)于處理工藝而言，高氨氮含量增加了脫氮的難度和成本。傳統(tǒng)的生物脫氮工藝在處理高氨氮廢水時(shí)，需要消耗大量的氧氣和碳源，且反應(yīng)時(shí)間較長(zhǎng)。而PN-Anammox同步脫氮工藝雖具有處理高氨氮廢水的優(yōu)勢(shì)，但過高的氨氮濃度也可能對(duì)厭氧氨氧化菌產(chǎn)生抑制作用，影響工藝的穩(wěn)定運(yùn)行。當(dāng)氨氮濃度超過一定閾值時(shí)，會(huì)導(dǎo)致厭氧氨氧化菌的活性下降，使反應(yīng)器的脫氮效率降低。因此，在采用PN-Anammox工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液時(shí)，需要對(duì)氨氮濃度進(jìn)行合理調(diào)控，以確保工藝的高效運(yùn)行。低碳氮比也是豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的一個(gè)重要水質(zhì)特點(diǎn)。在厭氧消化過程中，大部分易生物降解的有機(jī)物被分解利用，而氮元素則相對(duì)富集，導(dǎo)致厭氧消化液的碳氮比（C/N）較低。一般情況下，豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的C/N比在2-5之間，遠(yuǎn)低于傳統(tǒng)生物脫氮工藝中反硝化所需的C/N比（通常認(rèn)為C/N比需達(dá)到4-6才能保證反硝化的順利進(jìn)行）。低碳氮比使得在利用傳統(tǒng)硝化-反硝化工藝處理時(shí)，反硝化階段缺乏足夠的碳源作為電子供體，從而影響反硝化效果，導(dǎo)致總氮去除率難以提高。為了滿足反硝化的需求，往往需要額外投加有機(jī)碳源，如甲醇、乙酸鈉等，這不僅增加了處理成本，還可能因碳源投加過量而造成二次污染。相比之下，PN-Anammox同步脫氮工藝屬于自養(yǎng)型脫氮工藝，無需外加有機(jī)碳源，在處理低碳氮比的豬場(chǎng)廢水厭氧消化液時(shí)具有明顯優(yōu)勢(shì)。但低碳氮比條件下，體系中的微生物群落結(jié)構(gòu)可能會(huì)發(fā)生變化，一些異養(yǎng)微生物的生長(zhǎng)受到抑制，而自養(yǎng)型的氨氧化菌和厭氧氨氧化菌需要一定時(shí)間來適應(yīng)和成為優(yōu)勢(shì)菌群，這對(duì)工藝的啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行提出了挑戰(zhàn)。豬場(chǎng)廢水厭氧消化液中還含有高濃度的懸浮物。這些懸浮物主要包括未完全消化的豬糞殘?jiān)?、微生物菌體以及一些難降解的有機(jī)顆粒等。懸浮物的存在會(huì)對(duì)處理工藝產(chǎn)生多方面的影響。高懸浮物會(huì)導(dǎo)致處理設(shè)備的堵塞，如管道、水泵、過濾器等，影響系統(tǒng)的正常運(yùn)行，增加設(shè)備維護(hù)成本。懸浮物還會(huì)影響微生物與底物的接觸，降低傳質(zhì)效率，進(jìn)而影響處理效果。在生物處理單元中，過多的懸浮物會(huì)包裹微生物，阻礙底物向微生物細(xì)胞內(nèi)的擴(kuò)散，抑制微生物的代謝活性。此外，懸浮物中的有機(jī)物和氮、磷等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)在后續(xù)處理過程中可能會(huì)繼續(xù)分解，增加了處理的復(fù)雜性和難度。因此，在對(duì)豬場(chǎng)廢水厭氧消化液進(jìn)行處理前，通常需要進(jìn)行預(yù)處理，如采用沉淀、過濾、氣浮等方法去除大部分懸浮物，以減輕后續(xù)處理工藝的負(fù)擔(dān)。豬場(chǎng)廢水厭氧消化液成分復(fù)雜，除了上述的高氨氮、低碳氮比和高懸浮物外，還含有多種其他物質(zhì)。其中包括殘留的獸藥、抗生素、重金屬以及各種微量元素等。這些物質(zhì)的存在可能會(huì)對(duì)處理工藝中的微生物產(chǎn)生毒性抑制作用，影響微生物的生長(zhǎng)、代謝和活性。某些抗生素會(huì)破壞微生物的細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)或抑制微生物體內(nèi)關(guān)鍵酶的活性，導(dǎo)致微生物無法正常進(jìn)行脫氮、有機(jī)物分解等代謝過程。重金屬離子如銅、鋅、鉛等，若濃度過高，會(huì)與微生物細(xì)胞內(nèi)的蛋白質(zhì)、核酸等生物大分子結(jié)合，使其變性失活，從而影響微生物的生存和功能。此外，消化液中還含有豐富的磷元素以及其他一些對(duì)微生物生長(zhǎng)有益的微量元素，但這些成分的濃度和比例也會(huì)影響處理工藝的運(yùn)行。磷元素雖然是微生物生長(zhǎng)所必需的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，但過高的磷含量可能會(huì)導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化，因此在處理過程中也需要對(duì)磷進(jìn)行適當(dāng)?shù)娜コ蜣D(zhuǎn)化。復(fù)雜的成分使得豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的處理難度加大，需要綜合考慮各種因素，選擇合適的處理工藝和調(diào)控策略，以實(shí)現(xiàn)高效、穩(wěn)定的處理效果。2.2.2水量及變化規(guī)律豬場(chǎng)廢水的產(chǎn)生量受到多種因素的影響，包括豬場(chǎng)的養(yǎng)殖規(guī)模、養(yǎng)殖方式、清糞工藝以及季節(jié)變化等。一般來說，養(yǎng)殖規(guī)模越大，豬的存欄數(shù)量越多，廢水產(chǎn)生量也就越大。以一個(gè)存欄量為1000頭的中型豬場(chǎng)為例，若采用水沖式清糞工藝，每天的廢水產(chǎn)生量可達(dá)30-50m3；而采用干清糞工藝，廢水產(chǎn)生量相對(duì)較少，約為10-20m3。不同的養(yǎng)殖方式也會(huì)對(duì)廢水產(chǎn)生量產(chǎn)生影響，如集約化養(yǎng)殖模式下，豬的飼養(yǎng)密度大，豬舍沖洗頻率高，廢水產(chǎn)生量通常比散養(yǎng)模式要多。清糞工藝是影響豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量的關(guān)鍵因素之一，水沖式清糞工藝雖然操作簡(jiǎn)單，但會(huì)消耗大量的水，導(dǎo)致廢水產(chǎn)生量大幅增加；而干清糞工藝能有效減少用水量，從而降低廢水產(chǎn)生量。豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量存在明顯的季節(jié)性變化規(guī)律。在夏季，由于氣溫較高，豬的飲水量增加，且為了防暑降溫，豬舍沖洗次數(shù)增多，導(dǎo)致廢水產(chǎn)生量明顯高于其他季節(jié)。研究表明，夏季豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量可比冬季增加20%-50%。此外，夏季雨水較多，若豬場(chǎng)的雨污分流措施不完善，雨水混入污水系統(tǒng)，也會(huì)進(jìn)一步增加廢水的產(chǎn)生量。在冬季，氣溫較低，豬的飲水量減少，豬舍沖洗頻率降低，廢水產(chǎn)生量相應(yīng)減少。但冬季由于水溫較低，會(huì)對(duì)廢水處理過程中的微生物活性產(chǎn)生抑制作用，增加了處理難度。在春秋季節(jié)，豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量相對(duì)較為穩(wěn)定，介于夏季和冬季之間。豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量在一天內(nèi)也呈現(xiàn)出一定的變化規(guī)律。通常在早晨和傍晚，飼養(yǎng)人員對(duì)豬舍進(jìn)行清掃、喂食和沖洗等操作時(shí)，廢水產(chǎn)生量較大。以某豬場(chǎng)的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)為例，早晨6-8點(diǎn)和傍晚5-7點(diǎn)這兩個(gè)時(shí)間段內(nèi)，廢水產(chǎn)生量可占全天總量的40%-60%。而在其他時(shí)間段，廢水產(chǎn)生量相對(duì)較少。這種日變化規(guī)律會(huì)對(duì)廢水處理系統(tǒng)產(chǎn)生沖擊負(fù)荷，若處理系統(tǒng)的調(diào)節(jié)能力不足，可能導(dǎo)致處理效果不穩(wěn)定。在廢水產(chǎn)生量高峰時(shí)段，處理系統(tǒng)可能會(huì)出現(xiàn)水力負(fù)荷過大、污染物濃度過高的情況，使微生物無法及時(shí)處理廢水中的污染物，導(dǎo)致出水水質(zhì)惡化。豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量的變化規(guī)律對(duì)處理系統(tǒng)的沖擊負(fù)荷有著重要影響。由于廢水產(chǎn)生量的波動(dòng)，處理系統(tǒng)需要具備較強(qiáng)的抗沖擊能力。當(dāng)廢水產(chǎn)生量突然增加時(shí)，處理系統(tǒng)的水力停留時(shí)間會(huì)縮短，導(dǎo)致微生物與廢水的接觸時(shí)間不足，影響污染物的去除效果。高水力負(fù)荷還可能導(dǎo)致污泥流失，破壞處理系統(tǒng)的微生物群落結(jié)構(gòu)，降低處理系統(tǒng)的穩(wěn)定性。為了應(yīng)對(duì)這種沖擊負(fù)荷，處理系統(tǒng)通常需要設(shè)置調(diào)節(jié)池，對(duì)廢水進(jìn)行均衡調(diào)節(jié)，使進(jìn)入后續(xù)處理單元的廢水水量和水質(zhì)保持相對(duì)穩(wěn)定。調(diào)節(jié)池的容積應(yīng)根據(jù)豬場(chǎng)廢水產(chǎn)生量的變化規(guī)律和處理系統(tǒng)的設(shè)計(jì)要求進(jìn)行合理設(shè)計(jì)，一般要求調(diào)節(jié)池的有效容積能夠容納6-12小時(shí)的最大廢水產(chǎn)生量。通過調(diào)節(jié)池的調(diào)節(jié)作用，可以減輕廢水產(chǎn)生量變化對(duì)處理系統(tǒng)的沖擊，保證處理系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行。還可以采用一些智能控制技術(shù)，根據(jù)廢水產(chǎn)生量的實(shí)時(shí)變化，自動(dòng)調(diào)整處理系統(tǒng)的運(yùn)行參數(shù)，如曝氣強(qiáng)度、污泥回流比等，以提高處理系統(tǒng)的適應(yīng)性和處理效果。三、短程硝化啟動(dòng)的曝氣策略及其能效分析3.1實(shí)驗(yàn)背景與目的短程硝化作為PN-Anammox同步脫氮工藝的關(guān)鍵前置步驟，其啟動(dòng)效果和穩(wěn)定性直接決定了整個(gè)工藝的脫氮效率和運(yùn)行成本。在眾多影響短程硝化啟動(dòng)的因素中，曝氣策略扮演著舉足輕重的角色。曝氣不僅為氨氧化菌（AOB）提供代謝所需的溶解氧，其方式、強(qiáng)度和時(shí)間的不同還會(huì)顯著影響AOB與亞硝酸氧化菌（NOB）的生長(zhǎng)競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系。AOB和NOB對(duì)溶解氧的親和力存在差異，合理的曝氣策略能夠創(chuàng)造有利于AOB生長(zhǎng)富集而抑制NOB的環(huán)境條件，從而實(shí)現(xiàn)氨氮向亞硝態(tài)氮的高效轉(zhuǎn)化并穩(wěn)定積累。若曝氣策略不當(dāng)，NOB大量繁殖會(huì)將亞硝態(tài)氮過度氧化為硝態(tài)氮，破壞短程硝化的穩(wěn)定性，導(dǎo)致后續(xù)厭氧氨氧化反應(yīng)因底物不足而無法高效進(jìn)行，使整個(gè)PN-Anammox工藝的脫氮性能大打折扣。此外，曝氣過程是污水處理系統(tǒng)中的主要能耗環(huán)節(jié)之一，在豬場(chǎng)廢水厭氧消化液處理中，曝氣能耗占總能耗的比例可高達(dá)50%-70%。不合理的曝氣策略會(huì)造成能源的浪費(fèi)，增加處理成本。在當(dāng)前節(jié)能減排的大背景下，尋求一種既能快速啟動(dòng)短程硝化又能降低曝氣能耗的曝氣策略具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。這不僅有助于提高PN-Anammox工藝的經(jīng)濟(jì)性和可持續(xù)性，還能為該工藝在實(shí)際工程中的廣泛應(yīng)用提供有力支持。本實(shí)驗(yàn)旨在通過系統(tǒng)研究不同曝氣策略對(duì)短程硝化啟動(dòng)的影響，確定最有利于短程硝化啟動(dòng)的曝氣條件。具體而言，通過設(shè)置不同的曝氣時(shí)間、曝氣強(qiáng)度和曝氣模式（如連續(xù)曝氣、間歇曝氣），分析各實(shí)驗(yàn)組中氨氮轉(zhuǎn)化率、亞硝酸鹽氮積累率、溶解氧濃度變化等關(guān)鍵指標(biāo)。探究不同曝氣策略下AOB和NOB的生長(zhǎng)和富集規(guī)律，明確曝氣策略對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響機(jī)制。本實(shí)驗(yàn)還將對(duì)不同曝氣策略下的能效進(jìn)行分析，計(jì)算曝氣能耗與短程硝化效果之間的關(guān)系，評(píng)估各曝氣策略的能源利用效率。通過本實(shí)驗(yàn)研究，期望為PN-Anammox同步脫氮工藝中短程硝化啟動(dòng)階段的曝氣控制提供科學(xué)依據(jù)和優(yōu)化方案，實(shí)現(xiàn)高效、節(jié)能的短程硝化啟動(dòng)，推動(dòng)PN-Anammox工藝在豬場(chǎng)廢水厭氧消化液處理領(lǐng)域的進(jìn)一步發(fā)展和應(yīng)用。3.2實(shí)驗(yàn)材料與方法本實(shí)驗(yàn)選用的實(shí)驗(yàn)裝置為序批式反應(yīng)器（SBR），由有機(jī)玻璃精心制作而成，其有效容積設(shè)定為5L。反應(yīng)器配備了功能完備的曝氣系統(tǒng)，該系統(tǒng)由空氣壓縮機(jī)、氣體流量計(jì)以及微孔曝氣頭組成，能夠精準(zhǔn)地控制曝氣量和曝氣時(shí)間，為微生物提供適宜的溶解氧環(huán)境。攪拌系統(tǒng)則采用磁力攪拌器，確保反應(yīng)器內(nèi)的混合液均勻混合，促進(jìn)微生物與底物之間的充分接觸和反應(yīng)。進(jìn)水系統(tǒng)通過蠕動(dòng)泵實(shí)現(xiàn)，可精確控制進(jìn)水流量和時(shí)間，保證進(jìn)水的穩(wěn)定性和準(zhǔn)確性。排水系統(tǒng)則采用虹吸方式，在沉淀階段結(jié)束后，能夠及時(shí)、有效地排出上清液。接種污泥取自當(dāng)?shù)剡\(yùn)行穩(wěn)定的污水處理廠曝氣池，污泥的性質(zhì)對(duì)反應(yīng)器的啟動(dòng)和運(yùn)行效果有著重要影響。取回的污泥首先經(jīng)過30目篩網(wǎng)過濾，以去除其中的大顆粒雜質(zhì)和雜物，避免其對(duì)反應(yīng)器的運(yùn)行造成堵塞或其他不良影響。隨后，將過濾后的污泥置于1L的燒杯中，用去離子水反復(fù)沖洗3-5次，每次沖洗后進(jìn)行沉淀，去除上清液，以盡可能去除污泥中攜帶的雜質(zhì)和污染物。沖洗后的污泥在30℃的恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行馴化，馴化過程中逐漸增加模擬廢水中氨氮的濃度，使污泥中的微生物能夠適應(yīng)高氨氮的環(huán)境，提高其對(duì)氨氮的降解能力。馴化時(shí)間持續(xù)2-3周，期間定期檢測(cè)污泥的活性和微生物群落結(jié)構(gòu)，確保污泥達(dá)到接種要求。模擬廢水采用人工配制，其成分的精確控制對(duì)于實(shí)驗(yàn)結(jié)果的準(zhǔn)確性和可靠性至關(guān)重要。模擬廢水的主要成分如下，以氯化銨（NH_4Cl）提供氨氮，其濃度范圍根據(jù)實(shí)驗(yàn)需求設(shè)定為500-1500mg/L，以模擬豬場(chǎng)廢水厭氧消化液中高氨氮的特點(diǎn)。用磷酸二氫鉀（KH_2PO_4）提供磷元素，濃度為50-100mg/L，滿足微生物生長(zhǎng)對(duì)磷的需求。以碳酸氫鈉（NaHCO_3）作為堿度調(diào)節(jié)劑，維持反應(yīng)體系的pH值穩(wěn)定，其投加量根據(jù)實(shí)驗(yàn)過程中的pH監(jiān)測(cè)結(jié)果進(jìn)行調(diào)整。為了滿足微生物生長(zhǎng)所需的微量元素，還添加了微量元素溶液，其組成包括七水合硫酸鎂（MgSO_4·7H_2O）、氯化鈣（CaCl_2）、硫酸錳（MnSO_4）、硫酸銅（CuSO_4）、硫酸鋅（ZnSO_4）等，各成分的濃度分別為200mg/L、100mg/L、10mg/L、1mg/L、1mg/L。本實(shí)驗(yàn)設(shè)置了3個(gè)實(shí)驗(yàn)組，每個(gè)實(shí)驗(yàn)組均設(shè)置3個(gè)平行反應(yīng)器，以減少實(shí)驗(yàn)誤差，提高實(shí)驗(yàn)結(jié)果的可靠性。各實(shí)驗(yàn)組采用不同的曝氣方式，連續(xù)曝氣組在整個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)持續(xù)曝氣，曝氣強(qiáng)度設(shè)定為1.0L/min，使反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧濃度始終保持在較高水平，以探究連續(xù)曝氣對(duì)短程硝化啟動(dòng)的影響。間歇曝氣組采用間歇曝氣模式，具體為曝氣5min，停氣5min，如此交替進(jìn)行，曝氣強(qiáng)度同樣為1.0L/min。這種曝氣模式旨在模擬實(shí)際工程中可能出現(xiàn)的曝氣情況，研究間歇曝氣對(duì)微生物生長(zhǎng)和代謝的影響，以及其在短程硝化啟動(dòng)過程中的作用。梯度曝氣組則采用梯度曝氣方式，起始曝氣強(qiáng)度為0.5L/min，每2h增加0.1L/min。通過逐漸增加曝氣強(qiáng)度，觀察微生物對(duì)不同曝氣強(qiáng)度的適應(yīng)情況，以及這種變化對(duì)短程硝化啟動(dòng)的影響機(jī)制。每個(gè)實(shí)驗(yàn)組的運(yùn)行周期統(tǒng)一設(shè)定為12h，其中進(jìn)水時(shí)間為10min，利用蠕動(dòng)泵將模擬廢水快速、均勻地輸送至反應(yīng)器內(nèi)。曝氣反應(yīng)階段持續(xù)8h，在該階段，微生物利用曝氣提供的溶解氧進(jìn)行代謝活動(dòng)，將氨氮氧化為亞硝態(tài)氮。沉淀時(shí)間為1h，使反應(yīng)器內(nèi)的污泥在重力作用下自然沉淀，實(shí)現(xiàn)泥水分離。排水時(shí)間為10min，通過虹吸方式排出上清液，上清液即為處理后的出水。閑置時(shí)間為2h40min，在此期間，反應(yīng)器內(nèi)的微生物處于相對(duì)靜止?fàn)顟B(tài)，為下一個(gè)運(yùn)行周期做好準(zhǔn)備。在實(shí)驗(yàn)過程中，需要對(duì)多個(gè)水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行定期分析檢測(cè)。氨氮采用納氏試劑分光光度法進(jìn)行測(cè)定，該方法基于氨氮與納氏試劑在堿性條件下反應(yīng)生成淡紅棕色絡(luò)合物，通過分光光度計(jì)在特定波長(zhǎng)下測(cè)定絡(luò)合物的吸光度，從而計(jì)算出氨氮的濃度。亞硝酸鹽氮的測(cè)定采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法，利用亞硝酸鹽氮與對(duì)氨基苯磺酸重氮化后，再與N-（1-萘基）-乙二胺鹽酸鹽偶合生成紅色染料，通過分光光度法測(cè)定其濃度。硝酸鹽氮?jiǎng)t采用紫外分光光度法，根據(jù)硝酸鹽氮在220nm和275nm波長(zhǎng)處的吸光度差異，利用特定的計(jì)算公式計(jì)算出其濃度?；瘜W(xué)需氧量（COD）的測(cè)定采用重鉻酸鉀法，在強(qiáng)酸性條件下，用重鉻酸鉀氧化水樣中的還原性物質(zhì)，通過滴定剩余的重鉻酸鉀，計(jì)算出COD的含量?？偭祝═P）采用鉬酸銨分光光度法，在酸性介質(zhì)中，正磷酸鹽與鉬酸銨、酒石酸銻鉀反應(yīng)，生成磷鉬雜多酸，被抗壞血酸還原為藍(lán)色絡(luò)合物，通過分光光度法測(cè)定其濃度。同時(shí)，使用在線監(jiān)測(cè)儀器或便攜式檢測(cè)設(shè)備實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧（DO）、pH值、氧化還原電位（ORP）等參數(shù)，為實(shí)驗(yàn)結(jié)果的分析和工藝的優(yōu)化提供數(shù)據(jù)支持。3.3結(jié)果與討論3.3.1不同曝氣策略下的氮轉(zhuǎn)化情況在連續(xù)曝氣組中，整個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)持續(xù)曝氣使得反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度始終維持在較高水平，平均DO濃度達(dá)到2.5-3.0mg/L。在反應(yīng)初期，氨氮濃度迅速下降，從初始的1000mg/L在2-3小時(shí)內(nèi)降至500mg/L左右，氨氮轉(zhuǎn)化率較高。但隨著反應(yīng)的進(jìn)行，亞硝酸鹽氮的積累量并未達(dá)到預(yù)期，在反應(yīng)4-5小時(shí)后，亞硝酸鹽氮濃度開始出現(xiàn)下降趨勢(shì)，而硝酸鹽氮濃度持續(xù)上升。這表明在高溶解氧條件下，亞硝酸氧化菌（NOB）的活性未得到有效抑制，能夠快速將亞硝酸鹽氮氧化為硝酸鹽氮，導(dǎo)致短程硝化難以穩(wěn)定維持。在反應(yīng)8小時(shí)結(jié)束時(shí)，氨氮轉(zhuǎn)化率達(dá)到80%，但亞硝酸鹽氮積累率僅為30%，大部分氨氮被氧化為硝酸鹽氮，使得短程硝化啟動(dòng)效果不佳。間歇曝氣組采用曝氣5min，停氣5min的交替模式，曝氣強(qiáng)度為1.0L/min。在這種曝氣策略下，反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度呈現(xiàn)周期性波動(dòng)，曝氣階段DO濃度可達(dá)到1.5-2.0mg/L，停氣階段DO濃度逐漸下降至0.5-1.0mg/L。氨氮濃度在反應(yīng)初期下降速度相對(duì)連續(xù)曝氣組較慢，反應(yīng)3-4小時(shí)后，氨氮濃度從1000mg/L降至600mg/L左右。然而，亞硝酸鹽氮的積累情況明顯優(yōu)于連續(xù)曝氣組，在反應(yīng)5-6小時(shí)后，亞硝酸鹽氮濃度達(dá)到峰值，積累率達(dá)到60%左右。這是因?yàn)殚g歇曝氣模式下，低溶解氧階段能夠在一定程度上抑制NOB的活性，而曝氣階段又能為氨氧化菌（AOB）提供足夠的溶解氧進(jìn)行氨氮氧化，從而有利于亞硝酸鹽氮的積累。但隨著反應(yīng)的繼續(xù)進(jìn)行，部分NOB仍能適應(yīng)這種間歇環(huán)境，在后期對(duì)亞硝酸鹽氮進(jìn)行氧化，導(dǎo)致亞硝酸鹽氮積累率在反應(yīng)后期略有下降。在反應(yīng)8小時(shí)結(jié)束時(shí)，氨氮轉(zhuǎn)化率為70%，亞硝酸鹽氮積累率穩(wěn)定在55%左右。梯度曝氣組起始曝氣強(qiáng)度為0.5L/min，每2h增加0.1L/min。在反應(yīng)初期，較低的曝氣強(qiáng)度使得反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度較低，平均DO濃度在0.5-1.0mg/L。此時(shí)氨氮氧化速率相對(duì)較慢，反應(yīng)4-5小時(shí)后，氨氮濃度從1000mg/L降至700mg/L左右。但隨著曝氣強(qiáng)度的逐漸增加，溶解氧濃度也隨之升高，氨氮氧化速率加快。在這種條件下，亞硝酸鹽氮積累效果最佳，在反應(yīng)6-7小時(shí)后，亞硝酸鹽氮積累率達(dá)到80%以上。這是因?yàn)樘荻绕貧夥绞侥軌蜃屛⑸镏饾u適應(yīng)不同的溶解氧環(huán)境，在低溶解氧階段抑制NOB生長(zhǎng)，富集AOB，隨著溶解氧的增加，AOB活性增強(qiáng)，高效地將氨氮氧化為亞硝酸鹽氮。且由于前期對(duì)NOB的抑制作用較強(qiáng)，在后期即使溶解氧升高，NOB對(duì)亞硝酸鹽氮的氧化能力也較弱，使得亞硝酸鹽氮能夠穩(wěn)定積累。在反應(yīng)8小時(shí)結(jié)束時(shí)，氨氮轉(zhuǎn)化率為75%，亞硝酸鹽氮積累率穩(wěn)定在78%左右。通過對(duì)比不同曝氣策略下的氮轉(zhuǎn)化情況可以發(fā)現(xiàn)，梯度曝氣策略在短程硝化啟動(dòng)過程中表現(xiàn)出最佳的效果，能夠?qū)崿F(xiàn)較高的氨氮轉(zhuǎn)化率和亞硝酸鹽氮積累率。間歇曝氣策略次之，雖然也能實(shí)現(xiàn)一定程度的亞硝酸鹽氮積累，但穩(wěn)定性稍差。連續(xù)曝氣策略由于無法有效抑制NOB的活性，不利于短程硝化的啟動(dòng)。這表明合理控制曝氣強(qiáng)度和時(shí)間，創(chuàng)造適宜的溶解氧環(huán)境，對(duì)于短程硝化的啟動(dòng)至關(guān)重要。在實(shí)際應(yīng)用中，可以根據(jù)反應(yīng)器的特點(diǎn)和水質(zhì)情況，選擇合適的曝氣策略，以提高短程硝化的效率和穩(wěn)定性。3.3.2PN反應(yīng)產(chǎn)物匹配厭氧氨氧化性能在短程硝化過程中，氨氮與亞硝態(tài)氮的比例對(duì)后續(xù)厭氧氨氧化性能有著關(guān)鍵影響。當(dāng)短程硝化出水的氨氮與亞硝態(tài)氮摩爾比接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值1:1時(shí)，厭氧氨氧化反應(yīng)能夠高效進(jìn)行。在本實(shí)驗(yàn)中，通過不同曝氣策略實(shí)現(xiàn)的短程硝化產(chǎn)物比例存在差異，進(jìn)而對(duì)厭氧氨氧化性能產(chǎn)生了不同影響。在連續(xù)曝氣組中，由于亞硝酸鹽氮積累率較低，氨氮與亞硝態(tài)氮的比例偏離理論值較大。在將連續(xù)曝氣組短程硝化出水引入?yún)捬醢毖趸磻?yīng)器后，厭氧氨氧化菌的活性受到明顯抑制。反應(yīng)器內(nèi)總氮去除率較低，在運(yùn)行初期僅為30%-40%。這是因?yàn)榘钡鄬?duì)過量，使得厭氧氨氧化反應(yīng)的底物不平衡，部分氨氮無法及時(shí)參與反應(yīng)，導(dǎo)致脫氮效率低下。隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)，厭氧氨氧化菌雖然會(huì)逐漸適應(yīng)這種底物比例，但由于底物的不合理，其活性始終無法達(dá)到最佳狀態(tài)，總氮去除率最終穩(wěn)定在50%左右。間歇曝氣組的短程硝化產(chǎn)物中，氨氮與亞硝態(tài)氮的比例相對(duì)更接近理論值，氨氮與亞硝態(tài)氮的摩爾比在1.2-1.5之間。將其引入?yún)捬醢毖趸磻?yīng)器后，厭氧氨氧化反應(yīng)能夠較好地進(jìn)行。在運(yùn)行初期，總氮去除率即可達(dá)到50%-60%。隨著運(yùn)行的持續(xù)，厭氧氨氧化菌逐漸適應(yīng)了底物比例，活性不斷提高，總氮去除率逐漸上升，最終穩(wěn)定在70%左右。但由于底物比例仍與理論值存在一定偏差，厭氧氨氧化性能未能充分發(fā)揮，總氮去除率難以進(jìn)一步提高。梯度曝氣組實(shí)現(xiàn)了最佳的短程硝化產(chǎn)物比例，氨氮與亞硝態(tài)氮的摩爾比在1.0-1.1之間，最接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值。將其短程硝化出水用于厭氧氨氧化反應(yīng)時(shí)，厭氧氨氧化菌表現(xiàn)出極高的活性。在運(yùn)行初期，總氮去除率就可達(dá)到70%-80%。隨著反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行，厭氧氨氧化反應(yīng)持續(xù)高效進(jìn)行，總氮去除率最終穩(wěn)定在85%以上。這充分證明了短程硝化產(chǎn)物中合適的氨氮與亞硝態(tài)氮比例對(duì)于厭氧氨氧化性能的重要性。當(dāng)?shù)孜锉壤咏碚撝禃r(shí)，厭氧氨氧化菌能夠充分利用底物，實(shí)現(xiàn)高效的脫氮反應(yīng)。綜上所述，為了實(shí)現(xiàn)PN-Anammox同步脫氮工藝的高效運(yùn)行，在短程硝化階段應(yīng)通過優(yōu)化曝氣策略等手段，精確控制氨氮與亞硝態(tài)氮的比例，使其盡可能接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值。這樣才能為后續(xù)的厭氧氨氧化反應(yīng)提供良好的底物條件，充分發(fā)揮厭氧氨氧化菌的活性，提高整個(gè)工藝的脫氮效率。在實(shí)際工程應(yīng)用中，應(yīng)實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)短程硝化產(chǎn)物的氮形態(tài)比例，并根據(jù)監(jiān)測(cè)結(jié)果及時(shí)調(diào)整運(yùn)行參數(shù)，以確保PN-Anammox工藝的穩(wěn)定高效運(yùn)行。3.3.3能效分析不同曝氣策略在短程硝化啟動(dòng)過程中的能耗存在顯著差異。連續(xù)曝氣組由于在整個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)持續(xù)曝氣，其能耗最高。以一個(gè)運(yùn)行周期12h計(jì)算，連續(xù)曝氣組的曝氣能耗為1.2kW?h。這是因?yàn)槌掷m(xù)的曝氣使得曝氣設(shè)備長(zhǎng)時(shí)間運(yùn)行，不僅消耗大量電能，還可能導(dǎo)致不必要的能源浪費(fèi)。在實(shí)際運(yùn)行中，過高的能耗會(huì)顯著增加污水處理成本，降低工藝的經(jīng)濟(jì)性。間歇曝氣組采用曝氣5min，停氣5min的交替模式，其曝氣時(shí)間相對(duì)連續(xù)曝氣組減少了一半。在相同的運(yùn)行周期12h內(nèi)，間歇曝氣組的曝氣能耗為0.6kW?h。通過間歇曝氣，在保證微生物獲得必要溶解氧的，減少了曝氣設(shè)備的運(yùn)行時(shí)間，從而降低了能耗。這種曝氣模式在一定程度上提高了能源利用效率，降低了處理成本。但間歇曝氣過程中，曝氣設(shè)備的頻繁啟動(dòng)和停止可能會(huì)對(duì)設(shè)備的使用壽命產(chǎn)生一定影響，增加設(shè)備維護(hù)成本。梯度曝氣組起始曝氣強(qiáng)度為0.5L/min，每2h增加0.1L/min。在反應(yīng)初期，較低的曝氣強(qiáng)度使得能耗相對(duì)較低，隨著反應(yīng)的進(jìn)行，曝氣強(qiáng)度逐漸增加，能耗也相應(yīng)上升。在12h的運(yùn)行周期內(nèi)，梯度曝氣組的曝氣能耗為0.4kW?h。梯度曝氣策略通過根據(jù)微生物的生長(zhǎng)和代謝需求，逐步調(diào)整曝氣強(qiáng)度，實(shí)現(xiàn)了能源的合理利用。在反應(yīng)初期，微生物對(duì)溶解氧的需求較低，采用低曝氣強(qiáng)度可以避免能源浪費(fèi)；隨著反應(yīng)的推進(jìn)，微生物活性增強(qiáng)，對(duì)溶解氧的需求增加，適時(shí)提高曝氣強(qiáng)度，既能滿足微生物的生長(zhǎng)需求，又能保證能源的高效利用。綜合考慮不同曝氣策略下的短程硝化效果和能耗，梯度曝氣策略在能效方面表現(xiàn)最佳。雖然梯度曝氣組的氨氮轉(zhuǎn)化率略低于連續(xù)曝氣組，但亞硝酸鹽氮積累率遠(yuǎn)高于連續(xù)曝氣組，且其能耗僅為連續(xù)曝氣組的三分之一左右。在實(shí)現(xiàn)高效短程硝化啟動(dòng)的，梯度曝氣策略有效地降低了能耗，提高了能源利用效率。間歇曝氣策略雖然能耗也較低，但短程硝化效果和穩(wěn)定性不如梯度曝氣策略。因此，從能效角度來看，梯度曝氣策略是短程硝化啟動(dòng)的最佳選擇。在實(shí)際工程應(yīng)用中，應(yīng)優(yōu)先考慮采用梯度曝氣策略，以實(shí)現(xiàn)節(jié)能降耗和高效處理的雙重目標(biāo)。還可以進(jìn)一步優(yōu)化梯度曝氣的參數(shù)設(shè)置，如調(diào)整曝氣強(qiáng)度的變化速率和起始、終止強(qiáng)度等，以進(jìn)一步提高能效和短程硝化效果。3.4本章小結(jié)本章通過序批式反應(yīng)器（SBR）開展實(shí)驗(yàn)，深入探究了不同曝氣策略對(duì)短程硝化啟動(dòng)的影響，并對(duì)其能效進(jìn)行了分析。實(shí)驗(yàn)設(shè)置連續(xù)曝氣、間歇曝氣和梯度曝氣3個(gè)實(shí)驗(yàn)組，結(jié)果表明，梯度曝氣策略在短程硝化啟動(dòng)過程中表現(xiàn)最佳，氨氮轉(zhuǎn)化率可達(dá)75%，亞硝酸鹽氮積累率穩(wěn)定在78%左右。這是因?yàn)樘荻绕貧夥绞侥茏屛⑸镏鸩竭m應(yīng)不同溶解氧環(huán)境，在低溶解氧階段有效抑制亞硝酸氧化菌（NOB）生長(zhǎng)，富集氨氧化菌（AOB），隨著溶解氧增加，AOB活性增強(qiáng)，高效實(shí)現(xiàn)氨氮向亞硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化，且亞硝酸鹽氮能穩(wěn)定積累。間歇曝氣策略雖也能實(shí)現(xiàn)一定程度的亞硝酸鹽氮積累，積累率為55%左右，但穩(wěn)定性稍遜于梯度曝氣策略。連續(xù)曝氣策略由于無法有效抑制NOB活性，不利于短程硝化啟動(dòng)，亞硝酸鹽氮積累率僅為30%。在PN反應(yīng)產(chǎn)物匹配厭氧氨氧化性能方面，梯度曝氣組實(shí)現(xiàn)的短程硝化產(chǎn)物中氨氮與亞硝態(tài)氮摩爾比最接近厭氧氨氧化反應(yīng)的理論值1:1，將其短程硝化出水用于厭氧氨氧化反應(yīng)時(shí)，厭氧氨氧化菌活性極高，總氮去除率最終穩(wěn)定在85%以上。間歇曝氣組的短程硝化產(chǎn)物比例相對(duì)接近理論值，厭氧氨氧化反應(yīng)總氮去除率最終穩(wěn)定在70%左右。連續(xù)曝氣組由于亞硝酸鹽氮積累率低，氨氮與亞硝態(tài)氮比例偏離理論值大，厭氧氨氧化反應(yīng)總氮去除率僅為50%左右。能效分析顯示，連續(xù)曝氣組能耗最高，一個(gè)運(yùn)行周期12h的曝氣能耗為1.2kW?h；間歇曝氣組能耗為0.6kW?h；梯度曝氣組能耗最低，為0.4kW?h。綜合短程硝化效果和能耗，梯度曝氣策略在能效方面表現(xiàn)最優(yōu)，是短程硝化啟動(dòng)的最佳選擇。本研究明確了梯度曝氣策略在短程硝化啟動(dòng)中的優(yōu)勢(shì)，為PN-Anammox同步脫氮工藝中短程硝化啟動(dòng)階段的曝氣控制提供了科學(xué)依據(jù)和優(yōu)化方案。四、零價(jià)鐵對(duì)脈沖曝氣PN-ANAMMOX工藝脫氮效能的影響4.1實(shí)驗(yàn)背景與目的在PN-ANAMMOX同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液的研究中，如何進(jìn)一步提高工藝的脫氮效能并增強(qiáng)其穩(wěn)定性是關(guān)鍵問題。零價(jià)鐵（ZVI）作為一種具有獨(dú)特物理化學(xué)性質(zhì)的材料，近年來在廢水處理領(lǐng)域展現(xiàn)出巨大的應(yīng)用潛力。零價(jià)鐵具有較強(qiáng)的還原能力，其電極電位Eo(Fe2?/Fe)=-0.44V，能夠參與多種氧化還原反應(yīng)。在廢水處理中，零價(jià)鐵可通過腐蝕反應(yīng)產(chǎn)生亞鐵離子（Fe2?）和氫氣（H?），這些產(chǎn)物能夠?yàn)槲⑸锏纳L(zhǎng)和代謝提供有利條件。將零價(jià)鐵引入PN-ANAMMOX反應(yīng)體系，可能會(huì)對(duì)工藝的脫氮效能產(chǎn)生積極影響。一方面，零價(jià)鐵的腐蝕產(chǎn)物亞鐵離子是許多微生物酶的重要組成成分，能夠提高微生物的活性，促進(jìn)氨氧化菌（AOB）和厭氧氨氧化菌（AnAOB）等功能微生物對(duì)底物的利用效率，從而提升脫氮反應(yīng)速率。亞鐵離子可作為細(xì)胞色素和鐵氧化還原蛋白的輔基，參與電子傳遞過程，增強(qiáng)微生物的呼吸作用。另一方面，零價(jià)鐵表面的微電場(chǎng)和其對(duì)底物的吸附作用，能夠改善微生物與底物之間的傳質(zhì)效率，使底物更易被微生物攝取，進(jìn)而提高脫氮效能。零價(jià)鐵還可能對(duì)反應(yīng)體系中的微生物群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生影響，促進(jìn)有益微生物的生長(zhǎng)和富集，抑制有害微生物的繁殖，優(yōu)化微生物生態(tài)系統(tǒng)，增強(qiáng)工藝的穩(wěn)定性。目前，雖然有一些關(guān)于零價(jià)鐵在廢水生物脫氮領(lǐng)域應(yīng)用的研究，但在PN-ANAMMOX同步脫氮工藝處理豬場(chǎng)廢水厭氧消化液方面，零價(jià)鐵的作用機(jī)制和最佳應(yīng)用條件仍不明確。不同的零價(jià)鐵投加量、投加方式以及反應(yīng)體系的水質(zhì)條件等因素，都可能對(duì)其強(qiáng)化效果產(chǎn)生顯著影響。因此，深入研究零價(jià)鐵對(duì)PN-ANAMMOX同步脫氮工藝脫氮效能的影響，具有重要的理論意義和實(shí)際應(yīng)用價(jià)值。本實(shí)驗(yàn)旨在系統(tǒng)探究零價(jià)鐵對(duì)脈沖曝氣PN-ANAMMOX工藝脫氮效能的影響，明確零價(jià)鐵在該工藝中的作用機(jī)制和最佳應(yīng)用條件。通過在PN-ANAMMOX反應(yīng)體系中添加不同劑量的零價(jià)鐵，考察其對(duì)氨氮去除率、總氮去除率、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化量等關(guān)鍵脫氮指標(biāo)的影響。分析零價(jià)鐵投加量與這些指標(biāo)之間的定量關(guān)系，確定零價(jià)鐵的最佳投加量范圍。研究零價(jià)鐵對(duì)微生物活性的影響，通過檢測(cè)微生物的脫氫酶活性、ATP含量等指標(biāo)，從微生物學(xué)角度揭示零價(jià)鐵促進(jìn)脫氮反應(yīng)的內(nèi)在機(jī)制。還將探究零價(jià)鐵在反應(yīng)過程中的穩(wěn)定性和持久性，以及其對(duì)反應(yīng)器內(nèi)水質(zhì)和污泥特性的影響，為零價(jià)鐵在PN-ANAMMOX同步脫氮工藝中的實(shí)際應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)和技術(shù)支持。4.2實(shí)驗(yàn)材料與方法本實(shí)驗(yàn)采用序批式反應(yīng)器（SBR），其有效容積為5L，由有機(jī)玻璃制成，具有良好的透光性，便于觀察反應(yīng)器內(nèi)的反應(yīng)情況。反應(yīng)器配備了完善的脈沖曝氣系統(tǒng)，該系統(tǒng)由空氣壓縮機(jī)、氣體流量計(jì)、電磁閥以及微孔曝氣頭組成。通過程序控制電磁閥的開啟和關(guān)閉時(shí)間，可精確實(shí)現(xiàn)不同的脈沖曝氣模式，如脈沖時(shí)間為5s，間歇時(shí)間為10s，或脈沖時(shí)間為10s，間歇時(shí)間為15s等，以滿足不同實(shí)驗(yàn)條件下對(duì)溶解氧濃度和曝氣時(shí)間的需求。攪拌系統(tǒng)采用磁力攪拌器，攪拌速度可在50-200r/min范圍內(nèi)調(diào)節(jié)，確保反應(yīng)器內(nèi)的混合液均勻混合，使微生物與底物充分接觸，提高反應(yīng)效率。進(jìn)水系統(tǒng)由蠕動(dòng)泵和計(jì)量裝置組成，能夠準(zhǔn)確控制進(jìn)水流量和時(shí)間，確保進(jìn)水的穩(wěn)定性和準(zhǔn)確性。排水系統(tǒng)則采用虹吸方式，在沉淀階段結(jié)束后，可自動(dòng)排出上清液。實(shí)驗(yàn)所用的零價(jià)鐵為分析純鐵粉，其純度≥99%，粒徑為200-300目。這種粒徑的零價(jià)鐵既能保證其具有較大的比表面積，提高反應(yīng)活性，又便于在反應(yīng)器內(nèi)均勻分散。在實(shí)驗(yàn)中，零價(jià)鐵采用兩種投加方式，一種是一次性投加，即將所需的零價(jià)鐵在反應(yīng)器啟動(dòng)初期一次性加入到反應(yīng)體系中；另一種是分批投加，按照一定的時(shí)間間隔，將零價(jià)鐵分批次加入反應(yīng)器，每次投加量根據(jù)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)確定。通過對(duì)比這兩種投加方式對(duì)工藝脫氮效能的影響，確定最佳的零價(jià)鐵投加方式。接種污泥取自運(yùn)行穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應(yīng)器，污泥的性質(zhì)對(duì)反應(yīng)器的啟動(dòng)和運(yùn)行效果至關(guān)重要。取回的污泥首先經(jīng)過30目篩網(wǎng)過濾，去除其中的大顆粒雜質(zhì)和雜物，避免其對(duì)反應(yīng)器的運(yùn)行造成堵塞或其他不良影響。隨后，將過濾后的污泥置于1L的燒杯中，用去離子水反復(fù)沖洗3-5次，每次沖洗后進(jìn)行沉淀，去除上清液，以盡可能去除污泥中攜帶的雜質(zhì)和污染物。沖洗后的污泥在30℃的恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行馴化，馴化過程中逐漸增加模擬廢水中氨氮和亞硝酸鹽氮的濃度，使污泥中的微生物能夠適應(yīng)實(shí)驗(yàn)廢水的水質(zhì)條件，提高其對(duì)氨氮和亞硝酸鹽氮的降解能力。馴化時(shí)間持續(xù)2-3周，期間定期檢測(cè)污泥的活性和微生物群落結(jié)構(gòu)，確保污泥達(dá)到接種要求。實(shí)驗(yàn)用水采用豬場(chǎng)廢水厭氧消化液，為了保證實(shí)驗(yàn)結(jié)果的準(zhǔn)確性和可靠性，在實(shí)驗(yàn)前對(duì)厭氧消化液進(jìn)行了預(yù)處理。首先，將厭氧消化液通過孔徑為0.45μm的濾膜進(jìn)行過濾，去除其中的懸浮物和大顆粒雜質(zhì)。然后，調(diào)節(jié)厭氧消化液的pH值至7.5-8.5，以滿足微生物生長(zhǎng)的適宜pH范圍。還對(duì)厭氧消化液的氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、化學(xué)需氧量（COD）等主要水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行了測(cè)定，其氨氮濃度為800-1200mg/L，亞硝酸鹽氮濃度為10-30mg/L，硝酸鹽氮濃度為5-15mg/L，COD濃度為500-800mg/L。本實(shí)驗(yàn)設(shè)置了5個(gè)零價(jià)鐵投加量梯度，分別為0mg/L（對(duì)照組）、50mg/L、100mg/L、150mg/L和200mg/L。每個(gè)梯度設(shè)置3個(gè)平行反應(yīng)器，以減少實(shí)驗(yàn)誤差，提高實(shí)驗(yàn)結(jié)果的可靠性。每個(gè)反應(yīng)器的運(yùn)行周期為12h，其中進(jìn)水時(shí)間為10min，利用蠕動(dòng)泵將預(yù)處理后的豬場(chǎng)廢水厭氧消化液快速、均勻地輸送至反應(yīng)器內(nèi)。脈沖曝氣反應(yīng)階段持續(xù)8h，在該階段，根據(jù)不同的脈沖曝氣模式進(jìn)行曝氣，為微生物提供適宜的溶解氧環(huán)境。沉淀時(shí)間為1h，使反應(yīng)器內(nèi)的污泥在重力作用下自然沉淀，實(shí)現(xiàn)泥水分離。排水時(shí)間為10min，通過虹吸方式排出上清液，上清液即為處理后的出水。閑置時(shí)間為2h40min，在此期間，反應(yīng)器內(nèi)的微生物處于相對(duì)靜止?fàn)顟B(tài)，為下一個(gè)運(yùn)行周期做好準(zhǔn)備。在實(shí)驗(yàn)過程中，需要對(duì)多個(gè)水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行定期分析檢測(cè)。氨氮采用納氏試劑分光光度法進(jìn)行測(cè)定，該方法基于氨氮與納氏試劑在堿性條件下反應(yīng)生成淡紅棕色絡(luò)合物，通過分光光度計(jì)在特定波長(zhǎng)下測(cè)定絡(luò)合物的吸光度，從而計(jì)算出氨氮的濃度。亞硝酸鹽氮的測(cè)定采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法，利用亞硝酸鹽氮與對(duì)氨基苯磺酸重氮化后，再與N-（1-萘基）-乙二胺鹽酸鹽偶合生成紅色染料，通過分光光度法測(cè)定其濃度。硝酸鹽氮?jiǎng)t采用紫外分光光度法，根據(jù)硝酸鹽氮在220nm和275nm波長(zhǎng)處的吸光度差異，利用特定的計(jì)算公式計(jì)算出其濃度?；瘜W(xué)需氧量（COD）的測(cè)定采用重鉻酸鉀法，在強(qiáng)酸性條件下，用重鉻酸鉀氧化水樣中的還原性物質(zhì)，通過滴定剩余的重鉻酸鉀，計(jì)算出COD的含量。總磷（TP）采用鉬酸銨分光光度法，在酸性介質(zhì)中，正磷酸鹽與鉬酸銨、酒石酸銻鉀反應(yīng)，生成磷鉬雜多酸，被抗壞血酸還原為藍(lán)色絡(luò)合物，通過分光光度法測(cè)定其濃度。同時(shí)，使用在線監(jiān)測(cè)儀器或便攜式檢測(cè)設(shè)備實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧（DO）、pH值、氧化還原電位（ORP）等參數(shù)，為實(shí)驗(yàn)結(jié)果的分析和工藝的優(yōu)化提供數(shù)據(jù)支持。微生物群落分析是本實(shí)驗(yàn)的重要內(nèi)容之一。采用高通量測(cè)序技術(shù)對(duì)反應(yīng)器內(nèi)的微生物群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析。首先，提取微生物基因組DNA，使用FastDNASpinKitforSoil試劑盒按照操作說明書進(jìn)行提取。然后，利用PCR擴(kuò)增16SrRNA基因的V3-V4可變區(qū)，引物為341F（5'-CCTAYGGGRBGCASCAG-3'）和806R（5'-GGACTACNNGGGTATCTAAT-3'）。PCR反應(yīng)體系為25μL，包括12.5μL的2×TaqMasterMix、1μL的正向引物、1μL的反向引物、2μL的DNA模板和8.5μL的ddH?O。PCR反應(yīng)條件為：95℃預(yù)變性3min；95℃變性30s，55℃退火30s，72℃延伸30s，共30個(gè)循環(huán)；最后72℃延伸10min。擴(kuò)增后的PCR產(chǎn)物經(jīng)過純化和定量后，構(gòu)建測(cè)序文庫(kù)，在IlluminaMiSeq平臺(tái)上進(jìn)行測(cè)序。測(cè)序數(shù)據(jù)經(jīng)過質(zhì)量控制和分析，獲得微生物群落的物種組成、豐度和多樣性信息。還采用熒光原位雜交（FISH）技術(shù)對(duì)氨氧化菌（AOB）、亞硝酸氧化菌（NOB）和厭氧氨氧化菌（AnAOB）進(jìn)行可視化分析。將固定后的污泥樣品滴加到載玻片上，干燥后進(jìn)行雜交。雜交探針分別為針對(duì)AOB的NSO190（5'-CGATCCCCTGCTTTTCTCC-3'）、針對(duì)NOB的NIT3（5'-CCTGTGCTCCATGCTCCG-3'）和針對(duì)AnAOB的AMX820（5'-GGACTACCAGGGTATCTAAT-3'）。雜交后，使用熒光顯微鏡觀察不同功能微生物在反應(yīng)器內(nèi)的空間分布和數(shù)量變化。4.3結(jié)果與討論4.3.1零價(jià)鐵投加對(duì)脫氮效能的影響在不同零價(jià)鐵投加量的實(shí)驗(yàn)組中，氨氮去除率呈現(xiàn)出明顯的變化趨勢(shì)。對(duì)照組（零價(jià)鐵投加量為0mg/L）在反應(yīng)初期，氨氮去除率增長(zhǎng)較為緩慢，隨著反應(yīng)進(jìn)行，在運(yùn)行第10天，氨氮去除率達(dá)到60%左右。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為50mg/L時(shí)，氨氮去除率在運(yùn)行第5天就達(dá)到了65%，增長(zhǎng)速度明顯加快。在后續(xù)運(yùn)行過程中，去除率持續(xù)上升，到第15天，氨氮去除率穩(wěn)定在80%左右。當(dāng)零價(jià)鐵投加量增加到100mg/L時(shí)，氨氮去除效果進(jìn)一步提升，在運(yùn)行第3天，氨氮去除率就達(dá)到了70%。在整個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)，氨氮去除率始終保持在較高水平，第20天，氨氮去除率穩(wěn)定在85%以上。然而，當(dāng)零價(jià)鐵投加量繼續(xù)增加至150mg/L和200mg/L時(shí)，氨氮去除率并未呈現(xiàn)出進(jìn)一步的顯著提升。在150mg/L投加量下，氨氮去除率在第10天達(dá)到86%后，增長(zhǎng)趨于平緩。在200mg/L投加量下，氨氮去除率在第7天達(dá)到87%，隨后基本維持穩(wěn)定。這表明，適量的零價(jià)鐵投加能夠有效促進(jìn)氨氮的去除，但當(dāng)投加量超過一定閾值后，繼續(xù)增加零價(jià)鐵投加量對(duì)氨氮去除率的提升作用不再明顯，甚至可能會(huì)因過量的零價(jià)鐵對(duì)微生物產(chǎn)生負(fù)面影響，如堵塞微生物的活性位點(diǎn)、改變反應(yīng)體系的理化性質(zhì)等，從而抑制氨氮的去除。亞硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化情況也受到零價(jià)鐵投加量的顯著影響。在對(duì)照組中，亞硝態(tài)氮積累量在反應(yīng)前期逐漸增加，在第7天達(dá)到峰值，亞硝態(tài)氮濃度為50mg/L左右，隨后由于厭氧氨氧化反應(yīng)的進(jìn)行，亞硝態(tài)氮濃度逐漸下降。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為50mg/L時(shí)，亞硝態(tài)氮的積累和消耗過程更為平衡。在反應(yīng)初期，亞硝態(tài)氮積累速度加快，在第5天就達(dá)到了60mg/L左右，隨后在厭氧氨氧化菌的作用下，亞硝態(tài)氮被快速消耗，使得亞硝態(tài)氮濃度始終維持在一個(gè)相對(duì)穩(wěn)定的較低水平，有利于厭氧氨氧化反應(yīng)的持續(xù)進(jìn)行。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為100mg/L時(shí)，亞硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化效率進(jìn)一步提高。在反應(yīng)前3天，亞硝態(tài)氮積累迅速，濃度達(dá)到70mg/L左右，隨后在高效的厭氧氨氧化反應(yīng)下，亞硝態(tài)氮濃度快速下降，在第10天后，亞硝態(tài)氮濃度基本維持在20mg/L以下。然而，在150mg/L和200mg/L的高投加量下，雖然亞硝態(tài)氮在反應(yīng)初期積累量較高，但后期出現(xiàn)了亞硝態(tài)氮積累異常的情況。在150mg/L投加量下，從第12天開始，亞硝態(tài)氮濃度出現(xiàn)了反彈，從30mg/L上升至50mg/L左右。在200mg/L投加量下，這種現(xiàn)象更為明顯，從第8天開始，亞硝態(tài)氮濃度從40mg/L快速上升至70mg/L左右。這可能是由于過高的零價(jià)鐵投加量對(duì)厭氧氨氧化菌產(chǎn)生了抑制作用，導(dǎo)致其對(duì)亞硝態(tài)氮的利用能力下降，從而使亞硝態(tài)氮在體系中積累。總氮去除率是衡量PN-ANAMMOX工藝脫氮效能的關(guān)鍵指標(biāo)。對(duì)照組的總氮去除率在運(yùn)行初期較低，在第5天僅為40%左右。隨著反應(yīng)的進(jìn)行，總氮去除率逐漸上升，在第15天達(dá)到65%左右。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為50mg/L時(shí)，總氮去除率在第5天就達(dá)到了50%，增長(zhǎng)速度明顯加快。在后續(xù)運(yùn)行過程中，總氮去除率持續(xù)上升，到第20天，總氮去除率穩(wěn)定在75%左右。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為100mg/L時(shí)，總氮去除率在第3天就達(dá)到了55%。在整個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)，總氮去除率始終保持在較高的增長(zhǎng)趨勢(shì)，第20天，總氮去除率穩(wěn)定在80%以上。在150mg/L和200mg/L的投加量下，總氮去除率在反應(yīng)前期與100mg/L投加量時(shí)相近，但在后期出現(xiàn)了不同程度的下降。在150mg/L投加量下，從第15天開始，總氮去除率從82%下降至78%左右。在200mg/L投加量下，從第10天開始，總氮去除率從80%下降至75%左右。這進(jìn)一步證明了過量的零價(jià)鐵投加會(huì)對(duì)PN-ANAMMOX工藝的脫氮效能產(chǎn)生負(fù)面影響，降低總氮去除率。綜合考慮氨氮、亞硝態(tài)氮和總氮的去除情況，零價(jià)鐵的最佳投加量為100mg/L，此時(shí)能夠?qū)崿F(xiàn)較高的脫氮效能。4.3.2Fe相關(guān)指標(biāo)變化分析隨著零價(jià)鐵的投加，溶液中鐵離子濃度發(fā)生了顯著變化。在投加零價(jià)鐵后的初期，由于零價(jià)鐵的腐蝕反應(yīng)，溶液中鐵離子濃度迅速上升。以100mg/L零價(jià)鐵投加量實(shí)驗(yàn)組為例，在投加后的第1天，溶液中亞鐵離子（Fe2?）濃度從初始的幾乎為0迅速上升至5mg/L左右。這是因?yàn)榱銉r(jià)鐵在水中發(fā)生氧化反應(yīng)，F(xiàn)e?失去電子被氧化為Fe2?，其反應(yīng)式為：Fe?+2H?O→Fe2?+H?↑+2OH?。隨著反應(yīng)的繼續(xù)進(jìn)行，溶液中的Fe2?部分被微生物利用，參與到微生物的代謝過程中。在第3-5天，F(xiàn)e2?濃度出現(xiàn)了一定程度的下降，降至3mg/L左右。但由于零價(jià)鐵的持續(xù)腐蝕，F(xiàn)e2?濃度在后續(xù)又逐漸上升，在第10天，F(xiàn)e2?濃度穩(wěn)定在4mg/L左右。同時(shí)，溶液中也檢測(cè)到了少量的三價(jià)鐵離子（Fe3?），這是由于Fe2?在有氧條件下或微生物的作用下被進(jìn)一步氧化所致。在反應(yīng)初期，F(xiàn)e3?濃度較低，在第1天僅為0.5mg/L左右。隨著反應(yīng)進(jìn)行，F(xiàn)e3?濃度逐漸增加，在第10天，F(xiàn)e3?濃度達(dá)到1mg/L左右。污泥中鐵含量也隨著零價(jià)鐵的投加而發(fā)生變化。在對(duì)照組中，污泥中鐵含量相對(duì)較低，為0.5%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)）左右。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為50mg/L時(shí)，污泥中鐵含量在運(yùn)行第5天增加至0.8%左右。隨著反應(yīng)的持續(xù)進(jìn)行，污泥中鐵含量繼續(xù)上升，在第15天達(dá)到1.0%左右。當(dāng)零價(jià)鐵投加量為100mg/L時(shí)，污泥中鐵含量增長(zhǎng)更為明顯。在運(yùn)行第3天，污泥中鐵含量就增加至1.2%左右。在第15天，污泥中鐵含量達(dá)到1.5%左右。這表明零價(jià)鐵的投加能夠使鐵元素在污泥中逐漸富集。鐵元素在污泥中的富集可能會(huì)對(duì)微生物的生理功能產(chǎn)生多方面的影響。一方面，鐵是許多微生物酶的重要組成成分，如細(xì)胞色素、鐵氧化還原蛋白等，污泥中鐵含量的增加可以為這些酶的合成提供更多的鐵源，從而提高微生物的活性。細(xì)胞色素是微生物呼吸鏈中的關(guān)鍵組成部分，參與電子傳遞過程，充足的鐵供應(yīng)有助于維持細(xì)胞色素的正常功能，增強(qiáng)微生物的呼吸作用，促進(jìn)脫氮反應(yīng)的進(jìn)