SBR有效容积为5 L，水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)为15 h，运行期间不排泥。反应器采用PLC控制系统实现自动控制，设定运行周期为6 h，其中进水10 min、反应时间300 min(曝气30 min(好氧)、搅拌45 min(缺氧)，依次循环往复)、沉淀30 min、排水10 min、闲置10 min。反应温度为(35±1) ℃，DO控制在0.2~0.4 mg·L⁻¹，pH维持在7.5~8.0。外部用锡箔纸包裹进行避光处理。

实验用水采用人工配制，其成分为200 mg·L⁻¹ ${\rm{NH}}_4^ + $-N (NH₄Cl)、1000~2000 mg·L⁻¹ KHCO₃、180 mg·L⁻¹ CaCl₂·2H₂O、100 mg·L⁻¹ MgSO₄·7H₂O、50 mg·L⁻¹ KH₂PO₄、微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ各1 mL·L⁻¹。微量元素Ⅰ组分为5 g·L⁻¹ EDTA、9.14 g·L⁻¹ FeSO₄·7H₂O；微量元素Ⅱ组分为0.43 g·L⁻¹ ZnSO₄·7H₂O、0.24 g·L⁻¹ CoCl·6H₂O、0.99 g·L⁻¹ MnCl₂·4H₂O、0.25 g·L⁻¹ CuSO₄·5H₂O、0.22 g·L⁻¹ NaMoO₄·2H₂O、0.19 g·L⁻¹ NiCl₂·6H₂O、0.21 g·L⁻¹ NaSeO₄·10H₂O、0.014 g·L⁻¹ H₃BO₃^[19-21]。

亚硝化阶段反应器接种污泥取自实验室稳定运行的亚硝化反应器，接种量为1.2 g·L⁻¹，AOB活性(以${\rm{NH}}_4^ + $-N计，下同)为1 258.62 mg·(g·d)⁻¹，NOB活性(以${\rm{NO}}_2^ - $-N计，下同)281.02 mg·(g·d)⁻¹。通过溶解氧和FA的双重抑制实现亚硝化反应器的稳定运行，在亚硝化反应器出水${\rm{NO}}_2^ - $-N与${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度之比接近1时，接种厌氧氨氧化污泥启动一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化，反应器运行参数维持不变。Anammox接种污泥取自以SBR方式稳定运行的厌氧氨氧化反应器，Anammox活性(以${\rm{NH}}_4^ + $-N计，下同)为315.25 mg·(g·d)⁻¹，该污泥颗粒化程度良好，外观呈红棕色，接种量为1.72 g·L⁻¹，接种后的污泥浓度为2.92 g·L⁻¹。

实验中各项常规水质指标测定按标准方法进行^[22]。${\rm{NH}}_4^ + $-N的测定采用纳氏试剂分光光度法，${\rm{NO}}_2^ - $-N的测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，${\rm{NO}}_3^ - $-N的测定采用紫外分光光度法。pH由在线式pH计(Inpro 4010，梅特勒)测定。DO由在线式溶氧仪(Inpro 6050，梅特勒)测定。MLSS和MLVSS均采用重量法。

游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)值^[23]按照式(1)和式(2)进行计算。

式中：C_FA为游离氨浓度，mg·L⁻¹；C_FNA为游离亚硝酸浓度，mg·L⁻¹；$C_{t,{\rm{NH}}_3} $为总氨氮浓度，mg·L⁻¹；$C_{t,{\rm{NO}}_2} $总亚硝酸盐浓度，mg·L⁻¹；T为温度，℃。

1)硝化活性测定。从反应器中取400 mL泥水混合液，经去离子水淘洗后分别置于2个500 mL广口瓶中，分别加入NH₄Cl (${\rm{NH}}_4^ + $-N为40 mg·L⁻¹)、NaNO₂(${\rm{NO}}_2^ - $-N为30 mg·L⁻¹)，随后用去离子水定容至400 mL，并在35 ℃条件下充分曝入空气，每间隔10 min从广口瓶中取样分别测定${\rm{NH}}_4^ + $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N的浓度，取样结束后，分别测量MLVSS并计算AOB和NOB的活性。

2)厌氧氨氧化活性测定。从反应器中取400 mL泥水混合液，经去离子水淘洗后，置于500 mL广口瓶中，同时加入基质NH₄Cl、NaNO₂和微量元素(${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度为30 mg·L⁻¹、${\rm{NO}}_2^ - $-N为40 mg·L⁻¹)，然后使用去离子水定容至400 mL，在35 ℃条件下采用高纯氮气进行曝气以维持缺氧环境，每间隔20 min取样测定${\rm{NH}}_4^ + $-N的浓度，pH控制在7.5~8.3，取样结束后，测量MLVSS并计算Anammox的活性。

Anammox菌和硝化菌的荧光原位杂交参照AMANN等^[24]描述方法进行。杂交后的污泥样品通过激光共聚焦显微镜(TCS SP8, 莱卡)进行观察，并在100倍物镜下采集图像。实验所用探针如表1所示。

反应器连续运行110 d，运行效果见图1。在亚硝化运行阶段(0~44 d)，通过控制DO和FA浓度实现了AOB的富集和NOB的抑制，从而获得较大的氨氧化速率和较高的亚硝酸盐积累率。在反应器运行初期(1~13 d)，出水${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度较高，对应的FA浓度高达10 mg·L⁻¹以上，此阶段内不仅NOB被完全抑制(FA阈值为1.0 mg·L⁻¹)，AOB也被部分抑制(FA阈值10 mg·L⁻¹)^[23]；随着运行时间的延长，AOB逐渐适应，出水${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度逐渐降低，${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度逐渐增高，到第18 天时，出水氨氮浓度已经降至101.30 mg·L⁻¹，${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度达到83.23 mg·L⁻¹，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N与${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度之比为0.82，亚硝酸盐积累率达到86%，其后出水${\rm{NO}}_2^ - $-N与${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度之比稳定在0.8~1.03。在此期间，出水FA平均浓度为4.40 mg·L⁻¹，大于NOB抑制阈值(1 mg·L⁻¹)^[23]，反应器内溶解氧浓度为0.2~0.4 mg·L⁻¹，由于AOB对氧的亲和力大于NOB，溶解氧优先被AOB利用^[33-34]，表明此阶段NOB受到DO和FA的双重抑制作用。反应器出水的pH维持在7.5~8.0，即使在${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度为98.87 mg·L⁻¹的情况下，FNA的浓度也小于NOB的抑制浓度(0.023 mg·L⁻¹)^[35]，这说明采用FNA抑制NOB的策略只有在高氨废水时才有可能实现。

当反应器接种厌氧氨氧化菌转入一段式亚硝化-厌氧氨氧化方式运行后(45~110 d)，在曝气阶段，AOB可正常工作进行亚硝化；在停止供氧后，Anammox菌利用亚硝化产生亚硝酸，对氨进行氧化。因此，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度迅速降低，而${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度在增加，这说明亚硝化和厌氧氨氧化协同作用发生。随着运行时间的延长，污泥中的AOB活性逐渐增加，出水${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度也逐渐降低。到70 d时，出水${\rm{NH}}_4^ + $-N为26.81 mg·L⁻¹，${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度在1 mg·L⁻¹以下，${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度为24.10 mg·L⁻¹，反应器氨氮去除率和TN去除率分别达到86.60%和73.75%，其后反应器出水维持稳定，直至运行结束。在进入该反应阶段后，由于进行了Anammox反应，出水${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度的降低使得出水中FA浓度相应降低，但FA浓度处于抑制NOB的阈值范围内，因此，NOB会受到FA的抑制作用，使系统中的Anammox菌能稳定利用AOB转化的亚硝酸盐进行Anammox反应，为一段式亚硝化-厌氧氨氧化反应器的稳定运行和获得较好的脱氮效果奠定了基础。韩志勇等^[36]通过控制曝气时间和曝气量，采用MBR研究了一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化处理氨氮废水的运行特性，在进水氨氮浓度为200 mg·L⁻¹条件下，氨氮和TN去除率分别为88.91%和58.87%。而本研究采用SBR反应器在低溶解氧条件下，获得较高的AOB和Anammox活性(图2)，成功实现了一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化的稳定运行，从而获得较好的脱氮效果。

图2为一段式亚硝化-厌氧氨氧化阶段典型周期内DO、pH、氮素及FA浓度的变化。由图2可见，在进水结束后，由于进水中含有一定量的DO，首个好氧段的DO浓度可达0.6 mg·L⁻¹以上，随着反应的进行，DO浓度快速下降并趋于稳定，而其余好氧段的DO浓度始终维持在0.2~0.4 mg·L⁻¹，为亚硝化创造了良好的条件。在好氧段，氨氧化菌工作，${\rm{NH}}_4^ + $-N被氧化为${\rm{NO}}_2^ - $-N，导致${\rm{NH}}_4^ + $-N下降和${\rm{NO}}_2^ - $-N增加；在随后的缺氧段，Anammox菌开始工作，利用好氧段产生的${\rm{NO}}_2^ - $-N氧化${\rm{NH}}_4^ + $-N，导致${\rm{NH}}_4^ + $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度同时减少；其后循环往复，直至反应结束，此时，${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度由周期起始时的95.76 mg·L⁻¹降低到27.06 mg·L⁻¹，${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度在1 mg·L⁻¹以下。由于好氧段部分${\rm{NO}}_2^ - $-N被NOB氧化为${\rm{NO}}_3^ - $-N和缺氧段厌氧氨氧化反应产生部分${\rm{NO}}_3^ - $-N，导致整个周期内${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度持续上升，由周期起始最低时的20.76 mg·L⁻¹增加到周期结束时的28.28 mg·L⁻¹。在整个周期内，混合液中的FA浓度大于1 mg·L⁻¹，大于FA对NOB的抑制阈值，从而使得NOB被部分抑制。在周期内DO和FA的浓度变化结果说明本反应器的操作达到了DO和FA对NOB的双重抑制，通过间歇曝气在SBR中实现了一段式亚硝化-厌氧氨氧化脱氮。

值得注意的是，在好氧段${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度平均下降了约10 mg·L⁻¹，而${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度平均增加了5.61 mg·L⁻¹，${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度增加了不到1 mg·L⁻¹，约40%的氮在好氧段损失(被Anammox菌转化为氮气)，氮平衡计算结果间接表明，在好氧段发生了同步亚硝化-厌氧氨氧化过程。这一结果说明在连续曝气(低DO)的条件下，同样可实现一段式亚硝化-厌氧氨氧化。

图3和图4分别为反应器运行期间污泥浓度和各功能微生物活性变化。由图3可知，污泥浓度基本维持稳定，在亚硝化阶段污泥浓度维持稳定在1.2 g·L⁻¹左右，接种厌氧氨氧化污泥后，污泥浓度稳定在2.8 g·L⁻¹。由图4可知，在亚硝化阶段，AOB活性逐渐升高，由1 258.62 mg·(g·d)⁻¹升至1 842.80 mg·(g·d)⁻¹，而NOB活性由于受到溶解氧和FA的双重抑制而稳定在281.02~330.03 mg·(g·d)⁻¹。在此阶段，AOB活性快速上升而NOB活性维持稳定，上述结果表明，反应器在成功富集培养AOB的同时，也有效抑制了NOB，从而实现了亚硝酸盐的稳定积累。

接种厌氧氨氧化污泥后，污泥浓度的增加，污泥中AOB和NOB所占份额下降而导致AOB和NOB的活性分别下降至526.13 mg·(g·d)⁻¹和60.84 mg·(g·d)⁻¹。由图4可知，随着反应器的运行，AOB活性总体呈现升高的趋势，最终活性达到815 mg·(g·d)⁻¹。而此阶段NOB受到DO和FA的双重抑制，在与Anammox菌竞争${\rm{NO}}_2^ - $-N时处于劣势，这使得NOB活性始终处于较低水平并呈下降趋势，最低下降至18.54 mg·(g·d)⁻¹。Anammox活性在接种后略有下降，这主要是由于Anammox菌未适应好氧/缺氧交替环境，在运行一段时间后，Anammox活性开始恢复并缓慢增加，其平均和最大活性分别为113.09 mg·(g·d)⁻¹和127.61 mg·(g·d)⁻¹。由此可见，AOB和Anammox菌在反应器中优势生长，反应器内微生物之间形成良好的协同作用，系统具有良好的运行稳定性和较好的脱氮效果。李军等^[37]采用间歇曝气模式启动一段式亚硝化-厌氧氨氧化反应器处理中低浓度废水，在稳定运行后，AOB和Anammox活性分别为403 mg·(g·d)⁻¹和221 mg·(g·d)⁻¹。MIAO等^[38]研究认为，AOB活性是一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化在间歇曝气模式下稳定运行的关键因素，Anammox活性随着AOB活性的增加而增加，反应器的脱氮效果也随之上升。本研究中AOB和Anammox活性逐渐上升，NOB活性逐渐下降，AOB和Anammox活性远大于NOB，更有利于一段式亚硝化-厌氧氨氧化反应器的长期稳定运行。

反应器中AOB、NOB及Anammox的FISH图像如图5所示。由图5可见，在亚硝化阶段，AOB所占份额较高，而基本检测不出NOB。这表明在亚硝化阶段通过低溶解氧和FA的双重抑制成功富集AOB的同时也达到了抑制NOB的目的，实现了亚硝化的稳定运行。在一段式亚硝化-厌氧氨氧化阶段中，AOB和Anammox菌所占份额明显高于NOB，这说明此阶段AOB和Anammox菌为反应器中的优势菌，从微生物角度表明一段式亚硝化-厌氧氨氧化反应器可实现良好的脱氮效果和长期运行稳定性。

1)在温度为35 ℃、进水${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度为200 mg·L^−1、DO浓度为0.2~0.4 mg·L⁻¹条件下，一段式亚硝化-厌氧氨氧化反应器处理负荷(以TN计)可达到0.24 kg·(m³·d)⁻¹，TN平均去除率为75.84%，成功实现了一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化的稳定运行。

2)反应器内AOB和Anammox菌形成良好的协同作用并有效抑制NOB，一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化具有较好的运行稳定性。

3)一段式亚硝化-厌氧氨氧化反应器的成功启动并稳定运行，为Anammox技术处理中低浓度氨氮废水提供了参考。