池伟利，杨宏

（北京工业大学建筑工程学院，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京 100124）

稀土矿区采用硫酸铵浸出法提取稀土元素后残留大量的铵盐，由于雨水的冲刷会产生稀土尾矿废水[1]。江西赣州某稀土矿区稀土尾矿废水每年产生水量为1460 万立方米，若直接排放，影响周围的生态系统。基于传统的硝化反硝化技术主要有两级AO生化工艺和人工快速渗滤技术。朱健玲等[2]采用两级AO生化工艺处理稀土尾矿废水，有机碳源的药剂处理费用高达1.777CNY/m3，占到药剂处理总费用的70.38%。Sun 等[3]采用改进的人工快速渗滤系统处理稀土尾矿废水，氨氮去除率为97.98%，总氮去除率为40.9%。但是该工艺只能去除部分总氮，存在明显的缺陷，同时存在总氮去除负荷（NRR）低的问题。因此，需要一种高效率、节约有机碳源的生物脱氮方式。

稀土尾矿废水的C/N 比较低，为0.02～0.31，采用厌氧氨氧化技术进行处理可以节省大量的有机碳源。稀土尾矿废水的主要成分含有氨氮（70～155mg/L）、硝酸盐氮（25～47mg/L）、钙离子、镁离子、锰离子、氟化物、溴离子、亚硫酸盐和硫酸盐，同时含有多种稀土元素，水质情况十分复杂。为克服上述成分对厌氧氨氧化菌的影响，本研究将厌氧氨氧化菌包埋固定化。微生物固定化是将特定的目标细菌固定起来，以提供更高的细胞密度和保持更高的生物量稳定性，同时加强了微生物对有毒物质或不利环境条件的抗性[4−6]。目前关于厌氧氨氧化包埋填料的研究有很多，都表现出较强的处理能力。例如，陈光辉等[7]以包埋厌氧氨氧化菌颗粒作为流加菌启动厌氧氨氧化反应器，在49d 内成功实现了加速启动，NRR为0.505kg N/(m3·d)。王晓曈等[8]利用聚乙烯醇−聚丙烯制备厌氧氨氧化菌包埋填料，经过140d 运行后，NRR 可达1.83kg N/(m3·d)。

目前关于厌氧氨氧化技术处理稀土尾矿废水的研究较少，且都停留在实验室阶段，没有应用于实际的中试脱氮研究。本研究是在稀土尾矿废水的基础之上，探究厌氧氨氧化包埋填料是否可以适应稀土尾矿废水，然后考察了厌氧氨氧化包埋填料单独处理稀土尾矿废水和耦合反硝化包埋填料处理稀土尾矿废水的脱氮性能，最后通过高通量测序技术了解在稀土尾矿废水的水质条件下厌氧氨氧化包埋填料内部的微生物菌群多样性和功能菌群变化。

1 材料与方法

1.1 污泥来源与包埋填料的制备

（1）污泥来源 部分亚硝化池内的污泥为在稀土尾矿废水的基础上经过高游离氨（free ammonia，FA）抑制亚硝酸盐氧化菌（nitrite−oxidizing bacteria，NOB）后的污泥，部分亚硝化性能较好，亚硝酸盐氮积累率稳定在90%以上。厌氧氨氧化包埋填料所需污泥为工业化生产味精废水处理全程自养脱氮（completely autotrophic nitrogen，CANON）工艺的颗粒污泥（MLVSS/MLSS，78.6%）。反硝化包埋填料所需污泥为实验室工业级反应器在人工配水的条件下培养的反硝化污泥，污泥浓度为10000mg/L 左右，NRR最高可达4.8kg N/(m3·d)。

（2） 包埋填料的制备过程 将聚乙烯醇（polyvinyl alcohol，PVA）粉末溶于水中，混合成15%的PVA 水溶液，然后与离心后的厌氧氨氧化污泥（或反硝化污泥）混合。同时加入活性炭和碳酸钙混合均匀，之后利用饱和硼酸进行交联定型。最后，切割成条状填料装入直径100mm 的塑料悬浮球中，填料体积约占球体体积的一半。

1.2 研究装置

如图1所示，研究装置的材料均为不锈钢，原水箱和进水箱的有效容积均为4m3。部分亚硝化反应装置为内循环自沉淀反应池，反应区为6m3，沉淀区为3m3，pH自控系统控制碱液泵的启闭以维持反应区的pH。厌氧氨氧化反应装置的有效容积为2.5m3，内部设有加热设备，厌氧氨氧化包埋填料的体积填充率为7.5%。在适应和驯化阶段，仅有进水箱的配水进入厌氧氨氧化反应装置，然后与厌氧氨氧化包埋填料接触反应。在其他阶段，进水箱的配水不再使用，稀土尾矿废水从部分亚硝化池底部进入池内，搅拌装置迅速使反应区混合均匀。离心风机进入曝气管路的进气量由阀门调控，通过调节阀门从而改变进气量以实现不同的溶解氧（dissolved oxygen，DO），最终使出水NO−2−N/NH+4−N比值为1.32左右。之后部分亚硝化池沉淀区的出水进入中间水箱。中间水箱具有调蓄作用，其出水的一部分进入厌氧氨氧化反应池包埋填料接触反应，另一部分溢流进入稀土尾矿废水处理厂。

图1 实验反应器示意图

1.3 实验用水

厌氧氨氧化包埋填料适应和驯化的实验用水在稀土尾矿废水的基础上配制，主要成分见表1。其中，氨氮由NH4Cl 提供，亚硝酸盐氮由NaNO2提供，无机碳源由NaHCO3提供。其余的实验用水均采用部分亚硝化反应装置的出水，部分亚硝化反应装置的进水为稀土矿区实际的稀土尾矿废水，主要成分见表2。厌氧氨氧化和反硝化包埋填料耦合所需的COD由乙酸钠提供。

表1 适应和驯化阶段的实验用水

表2 稀土尾矿废水的主要成分

1.4 分析项目与测定方法

1.4.1 水质分析方法

氨氮采用纳氏试剂光度法测定。亚硝酸盐氮采用N−（1−萘基）−乙二胺分光光度法测定。硝酸盐氮采用紫外分光光度法测定[9]。pH采用SX751便携式pH计测定（三信，中国）。DO和温度采用便携式多功能溶解氧仪（哈希，美国）测定。COD采用连华科技5B−3C型COD快速测定仪测定（连华，中国）。由于稀土尾矿废水的有机氮浓度很低，故氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮之和为总氮。

1.4.2 高通量测序分析

样品S1、S2和S3分别为未运行、运行125d后和单独处理稀土尾矿废水82d后的厌氧氨氧化包埋填料；利用Illumina MiSeq 测序平台（Illumina，San Diego，USA）确定细菌群落结构。采用两种引物（341F：CCTACGGGNGGCWGCAG 和805R：GACTACHVGGGTATCTAATCC）对细菌16S rRNA基因V3～V4高变区进行扩增和测序。参考美国国家生物技术信息中心数据库，对细菌16S rRNA 基因序列进行比对。利用MEGAN软件对环境微生物的16S rRNA 基因进行分析，将获得的序列按照一定的阈值进行分类，得到多个序列聚类为操作分类单元（operational taxonomic units，OTUs）。根据OTUs进行多样性分析。最后对分析结果进行分析，使信息更容易解释。

1.5 运行工况

1.5.1 厌氧氨氧化包埋填料的适应和驯化

采用阶梯式底物和缩短HRT 的运行策略（三个阶段）进行适应和驯化，三个阶段基质浓度见表1。第一阶段的水力停留时间（HRT）为12h，第二阶段的HRT为10h，第三阶段的HRT为8h。水温控制在28～35℃，无机碳氮比为3∶1。

1.5.2 厌氧氨氧化包埋填料单独处理稀土尾矿废水

部分亚硝化反应池的温度维持在25～30℃，pH 控制在8.2～8.3，HRT 为6h，DO 浓度根据稀土尾矿废水的氨氮浓度改变。厌氧氨氧化反应池的温度维持在28～35℃，HRT 从5h 逐渐降低以确定最佳HRT，无机碳氮比为3∶1。

1.5.3 厌氧氨氧化和反硝化包埋填料的耦合

部分亚硝化反应池的运行工况与1.5.2节一致。反硝化包埋填料放置在厌氧氨氧化反应池内，其体积填充率为2%。厌氧氨氧化反应池的HRT 为4.2h，其余与1.5.2节一致。本实验设置的C/N比情况如下：2.5∶1（1～4d）、2∶1（5～8d）、1.5∶1（9～12d）、1∶1（13～16d）和1.5∶1（17～26d），探究是否可以实现短程反硝化和确定最佳C/N比。

1.6 脱氮贡献率的计算

脱氮贡献率的计算采用Wang等[10]的计算方法，四种脱氮贡献率的计算如式(1)～式(7)所示。

当b≥1.32a时

当b<1.32a时

当b<1.32a且b−1.06a

当b<1.32a且b−1.06a>c时

当b<1.32a且b−1.06a

当b≥1.32a时

当b<1.32a且b−1.06a

式中，A、PN、PD和D分别为厌氧氨氧化、部分硝化−厌氧氨氧化、部分反硝化−厌氧氨氧化和反硝化反应的脱氮贡献率，%；a、b和c分别为氨氮消耗量、亚硝酸盐氮消耗量和硝酸盐氮生成量，mg/L。

2 结果与讨论

2.1 厌氧氨氧化包埋填料的适应和驯化

厌氧氨氧化颗粒污泥制作成包埋填料，其NRR 较低，需要对厌氧氨氧化包埋填料进行适应和驯化，才能达到处理稀土尾矿废水的要求。厌氧氨氧化包埋填料的适应和驯化过程如图2所示。在第一阶段（1～45d）的初期，厌氧氨氧化包埋填料的NRR 增长较慢。主要是固定化处理对厌氧氨氧化菌的活性产生了负面影响和稀土尾矿废水的稀土元素对厌氧氨氧化菌产生抑制作用。例如，固定化所需要的饱和硼酸可以抑制细菌活性[11]。朱清江[12]发现稀土元素铈的浓度为0.01～100mg/L 时，均对厌氧氨氧化菌的活性产生抑制。本研究的稀土尾矿废水中含有稀土元素铈，可能对厌氧氨氧化菌的活性产生抑制。从第15d开始，NRR增长速度有了明显的提高。董炎等[13]研究发现稀土元素镧的质量浓度低于1.0mg/L 时，对厌氧氨氧化菌的脱氮效果虽有影响，但随着细菌对环境逐渐适应，氨氮去除率仍可恢复到80%左右。本研究NRR 的提高说明厌氧氨氧化菌对稀土元素逐渐适应。在第二阶段（46～85d），由于提高了底物浓度和缩短HRT，出水的氨氮和亚硝酸盐氮浓度下降速度较快。厌氧氨氧化包埋填料的NRR 增长速度明显高于第一阶段的增长速度，最高为0.473kg N/(m3·d)，较上一阶段增加了0.288kg N/(m3·d)。Tuyen 等[14]认为启动期间亚硝酸盐的浓度对厌氧氨氧化的生长至关重要：浓度超过50～150mg/L可能已经导致抑制。本阶段亚硝酸盐氮的平均浓度为140.16mg/L，却尚未发现明显的抑制作用，说明包埋填料内部的厌氧氨氧化菌对亚硝酸盐的浓度适应范围有所扩大。在第三阶段（86～125d），厌氧氨氧化包埋填料的NRR 继续保持较高的增长速度，最高可达0.99kg N/(m3·d)，较上一阶段增加了0.517kg N/(m3·d)。高浓度的底物可以促进厌氧氨氧化菌的活性增长，但第三阶段的NRR 增长速度并不显著高于第二阶段，且出水的氨氮和亚硝酸盐氮浓度下降速度与第二阶段保持一致。在这一阶段，亚硝酸盐氮浓度平均为210.92mg/L，远高于150mg/L，这抑制了厌氧氨氧化菌的生长。总体而言，高浓度的底物对厌氧氨氧化菌活性增长的促进作用大于亚硝酸盐氮的抑制作用。以上说明了厌氧氨氧化包埋填料对稀土尾矿废水具有较好的适应性，采用阶梯式底物和缩短HRT 的运行策略实现了厌氧氨氧化菌活性较大幅度的提高。

图2 厌氧氨氧化包埋填料的适应和驯化

汪瑶琪等[15]采用逐渐提升容积负荷的方式富集厌氧氨氧化菌，在第155d 时总氮去除负荷为0.42kg N/(m3·d)。张少辉等[16]采用城市污水处理厂厌氧硝化池的污泥，经过3个月的运行使反硝化生物膜厌氧氨氧化反应器的容积总氮负荷达0.14kg N/(m3·d)。本研究厌氧氨氧化包埋填料的体积填充率仅为7.5%，在含有实际稀土尾矿废水的配水中运行85d，NRR 便达到0.473kg N/(m3·d)，这一现象的主要原因有两个。首先，包埋所需的厌氧氨氧化污泥中具有厌氧氨氧化功能的菌种。如图3(b)所示，Candidatus Kuenenia和Candidatus Anammoxoglobus的相对丰度分别为5.53%和1.32%，这给厌氧氨氧化菌的富集提供了生长基数。其次，在富集过程中，包埋固定化避免了厌氧氨氧化菌的流失，最大程度地截留了厌氧氨氧化菌，使得厌氧氨氧化菌属Candidatus Kuenenia的相对丰度高达35.67%。而汪瑶琪等[15]发现主要的厌氧氨氧化菌属Candidatus Brocadia的相对丰度占13.40%。总之，与其他提高厌氧氨氧化菌活性的方式相比较，包埋固定化有明显的优势，可以实现厌氧氨氧化菌活性的快速提高。

图3 样品S1、S2和S3在门和属分类水平上的相对丰度

图2(b)为厌氧氨氧化包埋填料的脱氮贡献率，脱氮贡献率反映的是厌氧氨氧化包埋填料内部菌群的脱氮情况。第1～20d，厌氧氨氧化的平均脱氮贡献率为75%，反硝化的平均脱氮贡献率为25%，说明在适应和驯化的初期，以厌氧氨氧化反应为主，其次是反硝化作用。由于进水COD 浓度仅为5～30mg/L，无法维持较高的反硝化作用。原因可能是由于底物的缺乏，导致细菌细胞裂解，并释放出大量的有机物供反硝化细菌使用。例如，Candidatus Brocadia的相对丰度从6.83%变为0[图3(b)]。Xu等[17]也发现厌氧氨氧化反应器的启动过程中存在明显的反硝化作用。第21～125d，厌氧氨氧化的平均脱氮贡献率为91.66%，反硝化的平均脱氮贡献率为7.95%。异养反硝化活性下降，这与其他研究[18]保持一致。以上说明厌氧氨氧化菌在适应和驯化的过程中活性逐渐提高，成为厌氧氨氧化包埋填料中的主要功能菌群。

2.2 厌氧氨氧化包埋填料单独处理稀土尾矿废水的脱氮性能

厌氧氨氧化包埋填料经过适应和驯化后，将部分亚硝化池和厌氧氨氧化池连通，考察厌氧氨氧化包埋填料处理实际稀土尾矿废水的脱氮性能。图4(a)为部分亚硝化池的运行情况，图4(b)为厌氧氨氧化池的运行情况。根据原水氨氮浓度的相对大小，分为M1（1～22d）、M2（23～27d）、M3（28～70d）和M4（71～82d）4 个阶段。部分亚硝化池的出水NO−2−N/NH+4−N 比值非常重要，直接影响后续厌氧氨氧化反应器的脱氮效果。在M1阶段，原水氨氮的平均浓度为122.80mg/L，部分亚硝化池出水氨氮的平均浓度为47.18mg/L，出水NO−2−N/NH+4−N的平均比值为1.41。对于厌氧氨氧化反应器而言，HRT 由5h 降低到3.1h 时，出水氨氮浓度为零。当HRT 降低到2.8h时，出水氨氮浓度开始显著增加。当HRT 降至2.5h 时，出水氨氮浓度接近15mg/L，说明厌氧氨氧化包埋填料的处理能力达到极限。考虑到原水氨氮浓度的不稳定性，选择HRT 为3.1h以确保出水达标。第13～22d，出水氨氮的平均浓度为0.76mg/L。在M2 阶段，部分亚硝化池的出水O−2−N/NH+4−N 比值突然下降，原因是原水氨氮的平均浓度突然升高至147.03mg/L。部分亚硝化池出水氨氮的平均浓度为64.70mg/L，出水NO−2−N/NH+4−N的平均比值为1.24。对于厌氧氨氧化反应器而言，出水氨氮的平均浓度为3.49mg/L。在M3 阶段，由于雨季的原因，进水氨氮浓度降低。部分亚硝化池的出水NO−2−N/NH+4−N 比值大部分低于1.32，甚至低于1.0。这对后续的厌氧氨氧化脱氮有很大的挑战。产生这个现象的原因是：为了保持稳定的部分亚硝化，需要维持FA对NOB的抑制。因此，出水氨氮浓度不宜较低，否则会出现部分亚硝化的失稳现象。部分亚硝化池出水氨氮的平均浓度为40.57mg/L。对于厌氧氨氧化反应器而言，出水氨氮的平均浓度为3.91mg/L，最高浓度为12.49mg/L。但出水氨氮浓度仍然低于15mg/L，说明厌氧氨氧化包埋填料具有较好的应对进水NO−2−N/NH+4−N 比值变化的能力。在M4阶段，原水氨氮浓度逐渐升高，维持在117.34mg/L的水平。部分亚硝化池出水氨氮的平均浓度为49.25mg/L，出水NO−2−N/NH+4−N的平均比值为1.34。对于厌氧氨氧化反应器而言，出水氨氮的平均浓度为1.46mg/L。总体来看，厌氧氨氧化反应器出水氨氮的平均浓度为3.98mg/L，远低于《稀土工业污染物排放标准》（GB 2645—2011）的排放标准。同时，厌氧氨氧化包埋填料可以有效应对进水N−N/N−N比值的变化。

图4(d)为厌氧氨氧化反应池的氮去除和NRR的变化情况。厌氧氨氧化包埋填料的NRR 平均为0.64kg N/(m3·d)，最高可达1.02kg N/(m3·d)，氨氮和亚硝酸盐氮的去除率达到94.43%。厌氧氨氧化包埋填料去除的总氮约占进水总氮的60%，这是因为原水中含有硝酸盐氮以及部分亚硝化和厌氧氨氧化反应也会产生硝酸盐氮。相较于传统的硝化反硝化技术，理论上可以节省大约60%的有机碳源，极大降低运行成本。但是厌氧氨氧化反应池的出水含有硝酸盐氮，仍需要反硝化技术处理。若能把这部分硝酸盐氮仅还原为亚硝酸盐氮供厌氧氨氧化菌使用，可以进一步减少有机碳源的消耗。

图4 厌氧氨氧化包埋填料处理稀土尾矿废水的脱氮性能

2.3 厌氧氨氧化包埋填料耦合反硝化包埋填料的脱氮性能

如图5(b)所示，C/N 比为2.5∶1 时，出水氨氮的平均浓度为17.54mg/L，出水亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的浓度为0。说明反硝化包埋填料将一部分硝酸盐氮直接还原为N2，另外一部分硝酸盐氮进行了短程反硝化，产生的亚硝酸盐氮偏少，故会有氨氮的剩余。C/N比为2∶1时，出水氨氮的平均浓度为8.52mg/L，出水亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度几乎为0。说明有机碳源还是比较充足的，反硝化包埋填料仍然将一部分硝酸盐氮直接还原为N2。C/N比为1.5∶1时，出水氨氮的平均浓度为0.34mg/L，出水亚硝酸盐氮和硝酸盐氮浓度为0。说明C/N为1.5可以实现厌氧氨氧化包埋填料耦合反硝化包埋填料脱氮。C/N降低至1∶1时，出水氨氮和硝酸盐氮的平均浓度分别为7.56mg/L和8.59mg/L，这说明反硝化包埋填料没有将硝酸盐氮全部还原，出现了硝酸盐氮的剩余。同时产生的亚硝酸盐氮偏少，故也会有氨氮的剩余。因此，C/N=1.5 为厌氧氨氧化包埋填料耦合反硝化包埋填料的最佳条件。第17～26d，控制C/N比为1.5∶1，可以发现出水氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的平均浓度分别为0.65mg/L、0mg/L和0mg/L，满足《稀土工业污染物排放标准》（GB 26451—2011）的排放标准。在其他的研究中，也发现了同样的观点。Li等[19]认为，有限的碳源供应可以促进反硝化细菌的富集，在电子供体（C/N=1.5）受限的情况下可以加速亚硝酸盐氮的累积。本研究能够实现稳定的短程反硝化可能与反应体系的高pH有关。本研究部分亚硝化反应池的pH控制在8.2～8.3之间，而且厌氧氨氧化和反硝化反应均会产生碱度使反应体系的pH 上升。这主要是由于硝酸盐氮还原酶和亚硝酸盐氮还原酶的相对活性存在差异，在碱性条件下两种酶的活性都会受到抑制，但亚硝酸盐氮还原酶活性受到的抑制作用更强[20]。Shi 等[21]的研究发现pH=9.0 的碱性条件下产生较高的亚硝酸盐氮积累。以上说明了在中试规模的条件下，控制合适的碳氮比，反硝化包埋填料可以实现稳定的短程反硝化，为厌氧氨氧化包埋填料连续提供底物。本研究结果对厌氧氨氧化耦合短程反硝化在稀土尾矿废水处理领域的推广应用具有重要意义和参考价值。

图5 厌氧氨氧化包埋填料耦合反硝化包埋填料脱氮

根据反应方程式(8)和式(9)，反硝化作用将硝酸盐氮还原为氮气所需的电子受体与亚硝酸盐氮还原为氮气所需的电子受体之比为5∶3，采用耦合的方式脱氮，剩余40%的总氮可以节省3/5的有机碳源投加量，也就是节省24%的有机碳源投加量。加上之前节省60%的有机碳源，总共可以节省84%的有机碳源。采用耦合的方式脱氮，极大地降低运行成本，也可以减少反硝化池的设置。

如图5(c)所示，厌氧氨氧化包埋填料的NRR平均 为0.88kg N/(m3·d)，最 高 可 达0.94kg N/(m3·d)，总氮去除率平均为95.6%。根据厌氧氨氧化反应方程式去除的氨氮和亚硝酸盐氮以及生成的硝酸盐氮的比例关系，以厌氧氨氧化反应去除的氨氮便可以计算出理论上厌氧氨氧化包埋填料去除的总氮，在整个实验周期，总氮大部分是由厌氧氨氧化包埋填料去除的，乙酸钠的加入并没有明显抑制厌氧氨氧化菌的活性。在类似的研究中，Güven 等[22]也发现了类似的现象：COD浓度低于180mg/L对厌氧氨氧化反应没有明显影响，当COD浓度高于360mg/L时会对其产生明显的抑制。本研究在C/N比为1.5∶1时，COD浓度低于180mg/L，这也说明了厌氧氨氧化包埋填料耦合反硝化包埋填料的可能性。厌氧氨氧化和反硝化包埋填料虽然在同一个反应器内，但对基质的利用情况不一样。进水中的乙酸钠大部分会被反硝化包埋填料利用，从而避免了厌氧氨氧化包埋填料中反硝化菌的大量生长，这也为实现长期稳定的耦合脱氮提供了可能。

2.4 高通量测序分析

如表3 所示，Simpson 指数由0.04 增长到0.11，Shannon 指数由5.27 下降到3.39，同时ACE 指数和Chao1指数均大幅度的下降，说明包埋填料内部菌群多样性下降，菌群丰度和菌群数量大幅度下降。这可以解释为：在特定的运行条件下，一些优势菌群在竞争中胜过其他菌群，逐渐富集，而其他菌群逐渐衰亡，虽然多样性指数下降和菌群数量减少，但是系统形成了功能性菌群。

表3 样品S1、S2和S3的多样性指数

在门的分类水平上，如图3(a)所示，样品S1、S2 和S3 的相对丰度均>1%的菌门有：变形菌门（Proteobacteria）、浮霉菌门（Planctomycetes）、绿弯菌门（Chloroflexi）、酸杆菌门（Acidobacteria）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、装甲菌门（Armatimonadetes）和厚壁菌门（Firmicutes）。样品S2 和S3 中浮霉菌门的相对丰度占比最大，而厌氧氨氧化菌属于浮霉菌门，这是厌氧氨氧化包埋填料高脱氮效率的主要原因。绿弯菌门作为厌氧氨氧化系统内的主要伴生菌[23]，会参与有机物的降解过程，在厌氧氨氧化反应器内去除衰亡的菌体及胞外聚合物[24]。其相对丰度从17.43%下降至4.5%，说明了厌氧氨氧化反应装置内有机物的减少。装甲菌门可以贡献次生代谢产物钼辅因子和叶酸，有益于厌氧氨氧化菌活性并促进其生长[25]。其相对丰度从1.6%上升至6.08%，进一步促进了厌氧氨氧化菌活性的发挥。

在属的分类水平上，如图3(b)所示，样品S1和S2 中Candidatus Kuenenia的相对丰度从5.53%增加到35.67%，Candidatus Anammoxoglobus的相对丰度从1.32%增加到2.98%。这一结果表明本实验中使用的包埋材料适合厌氧氨氧化菌的生长，并成功地在厌氧氨氧化包埋填料中富集。Candidatus Brocadia的相对丰度从6.83%到未检出。本来，Candidatus Brocadia是适应和驯化前的优势菌属，由于不适应培养环境，包埋填料中超过一半的厌氧氨氧化菌逐渐死亡，这也是厌氧氨氧化包埋填料在适应和驯化初期活性增长缓慢的原因之一。厌氧氨氧化包埋填料单独处理稀土尾矿废水后，Candidatus Kuenenia的相对丰度增长到45.23%，较处理前增长了9.56%，而Candidatus Anammoxoglobus的相对丰度增长到3.67%，变化不是很明显。Candidatus Kuenenia占据整个厌氧氨氧化菌属的92.49%，依然为优势菌属。

Candidatus Brocadia在稀土尾矿废水中被淘汰的主要原因有两个。首先，不同的厌氧氨氧化菌对亚硝酸盐氮浓度有不同的耐受水平。研究表明，Candidatus Kuenenia可以耐受至少180mg/L 的亚硝酸盐氮浓度，而Candidatus Brocadia最高只能耐受70mg/L的亚硝酸盐氮浓度[26]。在本研究中，适应和驯化阶段的亚硝酸盐氮平均浓度为73.88～210.92mg/L。因此，Candidatus Brocadia无法存活。其次，稀土元素威胁着厌氧氨氧化菌的生存。例如，Su等[27]发现随着稀土元素镧浓度的增加，Candidatus Kuenenia和Candidatus Anammoxoglobus是主要的厌氧氨氧化菌，其他4种厌氧氨氧化菌的相对丰度低于0.02%。本研究的稀土尾矿废水中含有稀土元素镧，这可能会导致Candidatus Brocadia的衰亡。

不同的水质条件对厌氧氨氧化包埋填料的菌属种类具有重要影响。王晓曈等[8]采用人工配水进行厌氧氨氧化包埋填料的活性增长实验，厌氧氨氧化菌属仅为Candidatus Kuenenia。王维奇等[28]采用人工配水进行厌氧氨氧化包埋填料脱氮实验，发现厌氧氨氧化菌属为Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia。Candidatus Brocadia之所以可以存在，是因为其人工配水的亚硝酸盐氮浓度为40～50mg/L，没有对Candidatus Brocadia产生抑制[26]。本研究和上述研究都存在Candidatus Kuenenia，且都为优势菌属，说明包埋固定化有利于Candidatus Kuenenia生长。Candidatus Anammoxoglobus仅存在于本研究中，说明该菌属可以很好地适应稀土尾矿废水。

厌氧氨氧化包埋填料除了厌氧氨氧化菌属，还有氨氧化菌属Nitrosomonas（0.9%、0.5%和0.45%）、亚硝酸盐氧化菌属Nitrospira（0.48%、0 和0）、反硝 化 菌 属Pseudomonas（0.76%、0.9% 和7.7%）、Thauera（0.64%、1.59%和1.67%）、Halomonas（0、0.55%和0.59%）、Comamonas（0.89%、0 和0）和Ignavibacterium（0.76%、0.99%和1.38%）。这些菌群参与厌氧氨氧化反应池中氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的转化，致使ΔNO−2−N/ΔNH+4−N 和ΔNO−3−N/ΔNH+4−N 比值呈现一定的波动性。整体来看，Nitrosomonas始终存在，Nitrosomonas氧化氨氮的同时也降低了水中DO 浓度，避免了DO 对厌氧氨氧化菌群的抑制。反硝化菌属的总相对丰度明显上升，反硝化菌降解厌氧氨氧化反应池内的COD，避免COD 对厌氧氨氧化菌群的抑制，这对厌氧氨氧化菌群脱氮具有非常重要的意义。

3 结论

（1）厌氧氨氧化包埋填料对稀土尾矿废水有良好的适应性。采用阶梯式底物和缩短HRT 的运行策略（三个阶段）进行适应和驯化后，成功实现了厌氧氨氧化包埋填料活性的有效提高，NRR 最高可达0.99kg N/(m3·d)，是适应和驯化初期的8.39倍。

（2）仅采用厌氧氨氧化包埋填料处理稀土尾矿废水，去除的总氮约占进水总氮的60%，有效降低了有机碳源的投加量。面对进水NO−2−N/NH+4−N 比值的极端情况，仍然可以保证出水达标，整个运行过程的氨氮平均浓度为3.98mg/L，满足《稀土工业污染物排放标准》（GB 26451—2011）的排放标准。

（3）控制C/N比为1.5∶1，成功实现了厌氧氨氧化包埋填料与反硝化包埋填料的耦合，厌氧氨氧化包埋填料的活性没有受到明显影响。出水总氮的平均浓度为0.65mg/L，总氮去除率平均为95.6%，满足《稀土工业污染物排放标准》（GB 26451—2011）的排放标准，理论上可以节省84%的有机碳源。

（4）在适应和驯化的运行策略和稀土尾矿废水水质条件双重胁迫下，Candidatus Brocadia菌属的相对丰度从6.83%到未检出。Candidatus Kuenenia的相对丰度从5.53%上升至35.67%，Candidatus Anammoxoglobus的相对丰度从1.32%上升至2.98%，厌氧氨氧化菌属的总相对丰度为38.65%，说明填料可以成为良好的微生物生长繁殖载体。