交替式厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺

储建松，张传义，吴启威，何士龙，毛缜，孙东旭，袁丽梅

（中国矿业大学(徐州)江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏 徐州 221116）



交替式厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺

储建松，张传义，吴启威，何士龙，毛缜，孙东旭，袁丽梅

（中国矿业大学(徐州)江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏 徐州 221116）

摘要：采用某污水处理厂A2/O工艺中的活性污泥为种泥，以模拟生活污水为对象，考察了交替式厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺的启动与运行特性，并采用高通量测试技术分析系统除磷污泥的菌群结构。通过60天的启动试验，系统内反硝化聚磷菌占聚磷菌总数的比例由21.3%提高到94.4%，出水磷在0.6mg/L左右。通过逐步增加进水氨氮的方法运行2个月，系统的脱氮除磷效果稳定。在进水P浓度为6.4mg/L，保持进水N/P比为8.8，交替厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺效能最优，可达0.12kgN/(m3·d)和0.018kgP/(m3·d)，出水总磷（TP）0.8mg/L，总氮（TN）12mg/L，出水COD、NH3-N和TN达到国家综合排放标准GB18918—2002一级A排放标准。周期试验中，pH值、氧化还原电位（oxidation-reduction potential，ORP值）均可作为厌氧释磷的控制参数，ORP也可指示缺氧吸磷的终点。典型周期内硝酸盐、亚硝酸盐的消耗量与磷的吸收量基本呈线性关系。系统内污泥多样性约为种泥的0.5倍，在“门”、“属”分类级别上分别以Proteobacteria、Xanthomonadales-nobank为主。

关键词：反硝化除磷；交替式厌/缺氧-好氧双膜工艺；运行性能；过程特性；菌群结构

随着脱氮除磷标准的提高，全球都在致力于研发低成本、高效能的脱氮除磷技术，并将其运用于实际的污水处理厂[1]。目前污水处理厂运用较为成熟的是连续流的A2/O工艺、氧化沟工艺以及间歇流的序批式活性污泥法（SBR）工艺，这些传统的脱氮除磷工艺中硝化细菌、反硝化细菌、聚磷菌和异氧菌都同处于一个系统，即单污泥形式[2]。然而这种单污泥系统存在两个比较突出的问题：①反硝化细菌和聚磷菌对碳源的竞争[3]；②硝化细菌与聚磷菌对污泥龄要求的矛盾[4]。这些突出矛盾一直制约着脱氮除磷效率，特别是在我国污水C/N比较低的情况下，出水难以达到GB18918—2002一级A标准。反硝化除磷理论的提出为解决这些问题提供了新思路，反硝化聚磷是用厌氧/缺氧环境来代替传统的厌氧/好氧环境，驯化出一类以硝酸根为电子受体的反硝化聚磷菌（DPB），有效地解决了脱氮和除磷过程中的碳源竞争问题，实现了同步脱氮和除磷过程[5-7]。为提高反硝化除磷效能，一些研究者开发了双污泥系统，如典型的厌氧/缺氧SBR-硝化SBR （anaerobic/anoxic- nitrification SBR，A2N-SBR）工艺[8]。双污泥系统解决了硝化细菌长泥龄与反硝化聚磷菌泥龄不一致、碳源缺乏、氧的消耗量大等问题[9-11]，但存在周期运行时间长、需要多次沉淀和多级回流、系统操作较为繁琐等弊端。

为此，本研究在A2N-SBR基础上提出一种改进的双污泥反硝化除磷工艺，即交替式厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺（alternate anaerobic/anoxicaerobic double membrane process，A2N-DMBR）。该工艺增加了缓冲池，从而实现硝化过程与反硝化除磷过程在两个反应器内同步进行，并通过在硝化池设置膜组件解决硝化污泥和聚磷污泥的泥龄差异问题，并增强硝化效果，省去沉淀时间，提高处理效能。本试验对交替式厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺的运行特性进行研究，为脱氮除磷工艺的应用提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 试验装置

交替厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷装置如图1所示，主要由一套序批式活性污泥工艺装置（SBR）、两套膜生物反应器（MBR）和一个缓冲池组成，分别为厌/缺氧SBR，硝化MBR、后置曝气MBR以及存储硝化液的缓冲池。SBR有效容积9.5L，每个周期进水6L，硝化池采用膜出水，采用后置短时曝气进一步降低氨氮和总磷，保证出水水质达标。缓冲池用来储存硝化液，保证好氧硝化和缺氧反硝化除磷同步进行，节省周期运行时间。

图1 交替厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷试验装置1—进水水箱；2—蠕动泵；3—厌/缺氧SBR；4—搅拌器；5—取样阀；6—膜组件；7—好氧MBR；8—空气泵；9—缓冲池；10—后置短时曝气池；11—电磁阀；12—pH、ORP仪

1.2 试验用水水质

试验采用人工配置的模拟生活污水，其中碳源由乙酸钠提供，氮源由氯化铵和硝酸钾提供，磷源由磷酸二氢钾提供。其主要成分，每升水所含物质为：CH3COONa，0.26g；NH4Cl，0.05～0.20g；KH2PO4，0.02～0.03g；MgSO4，0.03g；KCl，0.015g；CaCl2，0.01g。每升配水中加微量元素液1mL，微量元素液组成为：H3BO3，0.17g；FeCl3·6H2O，1.52g；KI，1.80g；ZnSO4·7H2O，0.15g；EDTA，10.00g；CuSO4·5H2O，0.03g；MnCl2·4H2O，0.12g；CoCl2·6H2O，0.15g。反硝化聚磷菌的富集阶段和装置启动阶段控制进水COD 190～250mg/L，总磷为5～8mg/L，进水氨氮在富集阶段为15～20mg/L，系统启动阶段为35～55mg/L。

1.3 试验方法

1.3.1 反硝化聚磷菌的富集

试验所用污泥取自徐州市某污水处理厂，DPB富集分为两个阶段进行：第一阶段采用厌氧/好氧方式进行好氧聚磷菌的富集，运行方式为进水0.5h，厌氧2h，好氧3h，沉淀、出水共1h，静置1.5h；第二阶段采用厌氧/缺氧对反硝化聚磷菌进行选择和富集，运行方式为进水0.5h，厌氧2h，缺氧初期加入35mg/L硝态氮，缺氧3h，沉淀、出水共1h，静置1.5h。

1.3.2 系统运行方式

将富集成功的反硝化聚磷菌加入厌/缺氧SBR反应器，运行方式为进水0.5h，将6L合成污水加入到厌/缺氧SBR，与池底3.5L泥水混合物相混合，厌氧搅拌2h，沉淀0.5h，通过电磁阀调节出水至好氧MBR进行好氧硝化，硝化3.5h后通过膜出水至缓冲池储存，在好氧硝化同时，缓冲液由泵打入厌/缺氧SBR进行反硝化除磷，缺氧反硝化3h，沉淀0.5h，同样通过电磁阀调节出水至后置短时曝气池曝气1h，进一步去除水中剩余的氨氮，最后通过膜出水。每个周期8h，反应过程中，进水、厌氧、缺氧、好氧及沉淀、出水等各阶段的搅拌和曝气时间均有定时器自动控制，定期进行排泥。

1.4 分析方法

COD、NH3-N、NO2−-N、NO3−-N、TN、TP采用国标法；pH值、ORP WTW采用 pH3210仪，DO采用WTWDO3210仪测定；MLSS 采用滤纸称量法测定，反硝化除磷菌比例测定根据WACHTMEISTER等[12]和MEINHOLD等[13]得出反硝化聚磷菌占全部聚磷菌的数量比例的方法。

污泥样品DNA采用FastDNA®土壤试剂盒进行提取，采用引物对515F（GTGCCAGCMGCCGCGGTAA）与907R（CCGTCAATTCATTTAAGTTT）对16SrRNA基因V6区序列进行扩增[14]。PCR反应体系为30μL，包括Trans Start®FastpfuDNA聚合酶0.75μL，2 × Buffer15μL，前、后引物各1.5μL，细菌组的DNA20～50ng，最后以ddH2O 补足至30μL。PCR扩增采用PCR仪（ABI Gene Amp®9700型）进行，扩增条件：90℃首次变性2min，98℃、20s 28个循环，55℃、20s，68℃、1min，68℃延伸5min。扩增后的样品采用2.0%的琼脂糖凝胶电泳进行验证。参照电泳初步定量结果，将PCR产物用QuantiFluor™-ST蓝色荧光定量系统（Promega公司）进行检测定量，之后按照每个样本的测序量要求进行相应比例的混合。最后样品通过Illumina-HiSeqPE250平台进行高通量测序，通过Mothur Platform[14]对获得的生物数据进行处理与分析。

2 结果与讨论

2.1 反硝化聚磷菌的富集培养

反硝化聚磷菌的富集分为两个阶段。第一阶段：控制厌/好氧驯化条件SRT为13天，MLSS为3500mg/L，进水pH值为7.3～7.6，好氧段DO为2.5～3.5mg/L。经过14天的培养，SBR反应器已经表现出良好的厌氧释磷和好氧吸磷效果。系统除磷率由最初的37%提高到94%，出水磷浓度降到0.5mg/L以下。这与黄荣新等[15]的研究结果相似。第二阶段：采用厌氧/缺氧的运行方式，缺氧初期加入浓度为35mg/L的硝态氮，MLSS为4000mg/L，SRT为18天。通过40天的驯化，厌氧释磷量最大达到25.6mg/L。总磷去除率稳定在90%以上，出水磷在0.8mg/L以下，达到国家综合排放标准GB 18918—2002一级B排放标准。

对第一阶段和第二阶段完成时污泥中反硝化聚磷菌的比例进行测定发现，通过厌氧2h/缺氧3h的驯化方式，120周期后系统中反硝化聚磷菌所占全部聚磷菌的比例高达94.4%，远高于好氧/缺氧驯化末期反硝化聚磷菌占全部聚磷菌的比例（21.9%），且该比例高于LEE等[16]、李勇智等[17]报道的64% 和73%，与周康群等[18]、刘立等[19]报道的94%、93%相符。上述结果表明，反硝化聚磷菌已经得到成功富集。

2.2 系统的运行性能

将驯化后的反硝化聚磷菌群置于厌/缺氧SBR中，采取交替式厌/缺氧-好氧膜过滤的方式运行，控制厌/缺氧系统SRT为18天，MLSS为4000mg/L；MBR系统中硝化污泥SRT为40天，MLSS 7000～8000mg/L，DO3.0～4.0mg/L，系统稳定运行2个月。

图2 系统启动过程中TP的去除效果

图3 系统启动过程中NH3-N的去除效果

图4 系统启动过程中TN的去除效果

系统运行期间TP、NH3-N、TN的去除效果分别如图2～图4所示，系统运行前60周期，进水TP浓度为6.8～7.6mg/L，进水NH3-N为32～35mg/L。从图2可以看出，前27周期厌氧释磷量慢慢增长到24.5mg/L，出水磷浓度逐渐降低至2.5mg/L，出水NH3-N低于3mg/L（图3）。第27～60周期，厌氧释磷量呈增高趋势，缺氧出水TP浓度稳定在4mg/L左右，此间NH3-N硝化效果良好，缺氧吸磷后NO3−-N接近于零，可见，缺氧条件下NO3−-N不足，导致吸磷不充分或发生“二次释磷”，引起出水磷浓度偏高。在第63周期开始降低进水TP浓度为5.9～6.5mg/L，同时增高NH3-N浓度为45mg/L，63周期后出水TP逐渐降低，值得一提的是，第75～93周期，由于曝气设备故障导致硝化效果变差，测得硝化出水NH3-N达5.2mg/L，致使出水TP浓度显著增高。曝气设备故障解除后，系统效能逐步恢复，129周期NH3-N、TN去除率为94%、82%，缺氧出水TP为2.7mg/L左右，缺氧出水NO3−-N为0.4mg/L，硝化液仍不能提供足量的NO3−-N作为缺氧吸磷的电子受体。在第132周期后继续提高进水氨氮（53mg/L），进水磷浓度不变，经过60周期的运行，系统基本达到稳定状态，出水TP为0.8mg/L以下，去除率在90%以上，出水NH3-N低于3.2mg/L，去除率达到94%，而出水TN为12mg/L，去除率为78%。由于进水一部分NH3-N储存在厌氧污泥混合液之中没有硝化，随着进水NH3-N升高，缺氧出水NH3-N、TN也随之升高。结果表明，在进水P浓度为6.4mg/L，保持进水N/P比为8.8，交替厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺效能最优，可达0.12kgN/(m3·d)和0.018kgP/(m3·d)，出水TP 0.8mg/L，TN 12mg/L，出水COD、NH3-N和TN达到国家综合排放标准GB18918—2002一级A排放标准。王亚宜等[11]采用A2N-SBR工艺也得到类似的结论，而本工艺的反硝化除磷性能高于A2N-SBR（详见2.3节），且较A2N-SBR缩短了运行周期，减少了系统操作的复杂程度。

2.3 系统的过程特性

为了考察交替厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺系统中各个污染因子的转化特征，在系统运行稳定后，选取第216周期，每隔0.5～1h取一个样，分析其中COD、TP、NH3-N、NO3−-N、NO2−-N的变化情况，结果如图5。进水后1.5h内COD的浓度由220mg/L迅速下到60mg/L，厌氧结束后降为42mg/LCOD，81%的有机物（COD）在厌氧段被反硝化聚磷菌吸收，以PHB的形式贮存在细胞内，同时进行释磷，在前0.5h内释磷速率最快，达到5.35 mgP/(gMLSS·h)，2h后最大释磷量为29.7mg/L。

接下来的3.5h好氧硝化阶段，NH3-N由40mg/L降为0.5mg/L，膜出水NO3−-N达到37.6mg/L，硝化效率为2.5mgNO3−-N/(gMLSS·h)，而系统中NO2−-N浓度一直较低，而好氧硝化阶段TP基本不变。

在缺氧反硝化除磷阶段，随着缺氧吸磷的进行，NO3−-N快速消耗，0～0.5h，TP浓度从26mg/L迅速降低到12mg/L，NO3−-N从26.3mg/L降低至13.1mg/L，TP去除和NO3−-N消耗几乎成线性关系。缺氧结束后NO3−-N为0.5mg/L左右，总磷为0.9mg/L左右。值得一提的是，缺氧吸磷期间出现了NO2−-N的积累，在0.5h时达到最大值5.3mg/L，而后快速下降，1h后几乎消耗完毕，表明系统中存在着一定量的反硝化除磷菌也可以利用NO2−-N进行吸磷。该系统的容积交换比约为63%，出水NH3-N浓度较高，刘莹[20]、KUBA[8]等研究证实了A2N-SBR中容积交换比对A2N工艺中NH3-N的去除率影响较大。杨庆娟等[21]也报道出在保证缺氧池有足够污泥的前提下，应尽可能减小超越污泥流量，以降低出水NH3-N浓度。为此，本工艺末端后置短时曝气以进一步去除缺氧出水中的NH3-N，同时实现剩余磷的部分吸收。从整个周期来看，COD、TP、TN去除率分别为92.7%、91.8%、80.3%，系统反硝化除磷效果显著，反硝化除磷比例达到85%，高于A2N-SBR工艺得到的51%的水平[11]。

2.4 系统中反硝化除磷效能分析

通过批次试验考察以NO3−和NO2−分别作为电子受体的除磷特性，NO3−和NO2−的消耗量与磷的吸收量之间的数量关系分别如图6和图7所示，可以发现，NO3−的消耗与磷的去除具有线性关系。通过拟合可以得出消耗1mg N可以吸收1.21mg P。该值高于刘建广等[22]得到的1.0mg PO43−/NO3−，也高于高大文[23]、李勇智[24]等采取SBR工艺得到的0.88mg PO43−/NO3−。但低于KERN等[25]在研究固定生物膜反应器时得到的2.0mgPO43−/NO3−。这表明缺氧段PO43−吸收量与NO3−消耗量的比例关系的影响因素有待进一步研究。

图5 单个典型周期内污染物质的浓度变化

图6 NO3−-N消耗量和吸磷量的关系

图7 NO2−-N消耗量和吸磷量的关系

由图7可见，当初期NO2−-N为20mg/L时，NO2−-N的消耗与磷的去除也有较好的线性关系，计算得到每消耗1mgN可以吸收1.0mgP，小于以NO3−-N为电子受体的数值（1.21），该值低于WANG 等[26]在利用NO2−-N为电子受体，进行缺氧除磷量的比值（2.1），这可能与没有单独利用NO2−-N驯化污泥以及系统菌群结构不同有关，系统中不同的除磷菌Candidatus Accumulibacter菌群对于NO2−的选择性利用可能导致PO43−吸收量与NO2−消耗量的比例不同。而ZENG[27]、裴宁[28]等认为NO2−浓度达到20mg/L，会对缺氧吸磷产生强烈抑制，本试验中NO2−对除磷没有明显抑制作用，出现了以NO2−为电子受体的吸磷过程，认为可能在缺氧吸磷段，SBR反应器内的反硝化菌利用残留的COD进行短程反硝化，将NO3−还原成NO2−（见2.3节分析），并驯化出一定量的以NO2−为电子受体的反硝化除磷菌。

2.5 系统过程pH值、ORP指示性分析

pH值、氧化还原电位（ORP）是生物强化除磷中重要的指示性参数[29]。已有研究发现，反硝化除磷工艺的效能与pH值、ORP存在一定相关性[30-31]。本实验以第96周期厌氧/缺氧池pH值、ORP变化为例，研究工艺性能与两者的相关性。由图8可知，0～30min，厌氧段pH值先从7.8快速下降到7.5，这主要由于磷的释放、厌氧水解产酸等造成的，释磷速度达到5.3mgP/(gMLSS·h)，COD消耗速率为44.5mgCOD/(gMLSS·h)，释磷曲线、COD降解曲线和pH值下降曲线呈现一定的正相关性[32]。60min后，随着释磷的变慢，COD消耗减少，pH值趋于稳定。90min出现平台区，此时厌氧释磷也基本结束，可以通过pH值很好指示厌氧释磷结束的终点。方茜等[33]也出现过相同的报道。在缺氧状态下主要进行反硝化同时脱氮除磷，同时有部分反硝化细菌利用残留的COD进行反硝化脱氮，使pH值一直缓慢上升[34]。pH值不可作为缺氧段反硝化除磷的指示性参数。

图8 典型周期厌氧/缺氧池pH值、ORP变化

ORP可用于指示厌氧释磷是否彻底的一个重要指标[35-36]。本试验ORP随工况变化的结果如图8所示。在厌氧阶段，0～60min，ORP的下降与厌氧释磷高度相关，ORP迅速下降，厌氧释磷速率为4.0mgP/(gMLSS·h)；60～90min，ORP下降缓慢，释磷曲线平缓，90min时ORP达到最低点，为−179.4mV，此时厌氧释磷基本结束。邹海明等[37]在试验研究中也发现类似拐点现象。由此可见，ORP可以作为厌氧释磷的控制参数，通过ORP曲线拐点调控实际厌氧时间。缺氧段，由于NO3−-N的加入，ORP快速上升，约30min出现峰值，期间缺氧吸磷速率、反硝化速率分别为8.6mgP/(gMLSS·h)、8.2mgNO3−-N/(gMLSS·h)。随后ORP缓慢下降，缺氧吸磷速率降低，240min时，NO3−-N消耗完毕，ORP出现平台，缺氧池由于NO3−-N不足发生“二次释磷”，预示缺氧吸磷结束，因此ORP可以作为缺氧吸磷的控制参数，高大文[23]、ZHANG[38]等也得出相似的研究结论。上述结果表明，可采用pH值和ORP的联合指示来预测该工艺中的厌氧释磷和缺氧吸磷效能。

2.6 系统内菌群结构分析

基于操作分类单元（operational taxonomic units，OTUs）数目，在序列相似度为3%水平下，系统稳定运行过程中污泥样品与种泥的微生物ACE、Chao、Jack、shannon等多样性指标[39]如表1所示，OTUs由最初的1455减少到757种。由表1可以看出，种泥的生物多样性高于驯化后的系统污泥，这是由于驯化环境使得一部分菌种不宜生存而遭到淘汰。

表1 以3% cutoff划分OTUs条件下菌群多样性

图9 门级别上菌群分布情况

图10 属级别上菌群分布情况

不同污泥样品在“门”与“属”2个分类级别上的菌群分布情况如图9、图10所示。由图9可以看出，厌氧和缺氧种泥在门上的菌种分布基本相同，Proteobacteria（变形菌门）是各污泥样品中最丰富的门，这与目前大多数的微生物菌群结构报道相一致[40-41]，种泥中Proteobacteria所占的比例为42.5%，而系统中Proteobacteria占的比例为68.3%。Chloroflexi（绿湾菌门）在种泥中所占比例为14.5%，而与丝状菌有关的Chloroflexi比例明显减少（14.5%～8%），说明厌氧/缺氧交替运行能够有效抑制污泥膨胀[42]，与硝化作用有关的Nitrospirae（硝化螺旋菌门）在由2.3%减少到0.4%，这可能由于厌氧/缺氧交替限制了好氧硝化菌的生长，3个样品中Bacteroidetes（拟杆菌门）占的比例相当，系统中Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidetes总的比例达到90%以上。由图10可见，在属级别上，Xanthomonadales（黄单胞菌目）中的某种属在种泥和系统中占的比例相差很大（3.7%、39.1%），Xanthomonadales属于γ-Proteobacteria，与夏雪等[43]报道的以乙酸钠驯化的除磷污泥菌群以β-Proteobacteria占主导并不相同，种泥中菌群比例为11.5%的Anaerolineaceae（厌氧绳菌科）经过驯化后在系统中所占的比例降为5%，说明厌氧/缺氧交替运行使得严格厌氧菌种得以淘汰。Dechloromonas在种泥中只占1.8%，而在系统中增加到9.9%，有研究表明Rhodocyclaceae科中的Propionvibrio、Decholoromonas或Rhodocyclus与广泛认可的除磷菌Canadidatus Accumulibacter在系统发育上较为近似[44-45]。根据系统的脱氮除磷效果以及菌属所占比例的变化推测，其具有很好的除磷效果与反硝化聚磷菌的比例增加有关。根据批示实验（2.4节）显示，该系统驯化出来的反硝化除磷菌可以分别利用NO2−和NO3−进行吸磷，但其利用NO2−和NO3−的除磷性能低于文献报道[25-26]。

3 结 论

（1）采用厌氧/好氧（A/O）模式转厌氧/缺氧（A/A）模式运行，可有效富集反硝化聚磷菌。经过150周期的驯化，去除率稳定在90%以上，反硝化聚磷菌占聚磷菌总数的比例也由21.9%提高到94.4%。

（2）在进水P浓度为6.4mg/L，保持进水N/P比为8.8，交替厌/缺氧-好氧双膜反硝化除磷工艺效能最优，可达0.12kgN/(m3·d)和0.018kgP/(m3·d)，出水TP 0.5mg/L，TN 12mg/L，出水COD，NH3-N和TN达到国家综合排放标准GB18918—2002一级A排放标准。

（3）硝酸盐和亚硝酸盐的消耗量与磷的吸收量之间具有线性关系，单位硝酸盐和亚硝酸盐吸磷量分别为1.21mgP/N和1.0mgP/N。

（4）pH值、ORP的变化与COD的消耗、TP的释放与吸收有较好的相关性，pH值、ORP值可以指示厌氧释磷结束的终点，同时 ORP还能作为缺氧吸磷的控制参数。通过高通量测序得到系统内种群多样性减少，在门级别上以Proteobacteria为主，所占比例为68.3%，在属级别主要为Xanthomonadales-nobank。

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研究开发

Alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane denitrifying phosphorus removing process

CHU Jiansong，ZHANG Chuanyi，WU Qiwei，HE Shilong，MAO Zhen，SUN Dongxu，YUAN Limei
（Jiangsu Key Laboratory of Resources and Environmental Information Engineering，China University of Mining & Technology，Xuzhou 221116，Jiangsu，China）

Abstract：The enrichment of denitrifying phosphorus bacterium（DPB）inoculated activated sludge from the anaerobic tank of a wastewater treatment plant which using A2/O process. Using the simulated domestic wastewater，the performance of the alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane denitrifying phosphorus removing process（A2N-DMBR）were investigated and the microflora of the system were investigated by high-throughput sequencing analysis. The results showed that the ratio of DPB to Phosphorus Accumulating Organisms（PAOs）was improved from 21.3% to 94.4% during the whole experiment period of 60 days，and the total phosphorus concentration of effluent was about 0.6mg/L. The A2N-DMBR process was begun by increasing the influent ammonia nitrogen concentrations gradually，the system attained stable effect of removing nitrogen and phosphorus simultaneously in two months，the total phosphorus concentration of influent was 6.4mg/L，the influent N/P ratio was 8.8，the alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane denitrifying phosphorus removing process could achieved the efficiency of 0.12kgN/(m3·d) and 0.018kgP/(m3·d). Total phosphorus and nitrogen effluent were 0.8mg/L and 12mg/L，respectively. The COD，NH4+-N and TNbook=936,ebook=289met the first grade A standards of GB 18918—2002. Periodical test showed that pH and oxidationreduction potential(ORP) could be used as the control parameters for phosphate release，ORP could be used to indicate the end point of the phosphate uptake in anoxic phase. There was a linear relationship between phosphorus uptake and nitrate，nitrite consumption during the typical cycle. The feeding sludge of system exhibited 0.5 times bacterial diversity of the seed sludge. At the phylum level，Proteobacteria was dominated in the feeding sludge. At the genus level，Xanthomonadales- nobank that most phosphorus removal bacteria belonged to was the most dominant order for the seeding sludge．

Key words：denitrifying phosphorus removal；alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane process (A2N-DMBR)；operation characteristic；process analysis；community structure

基金项目：江苏省高校优势学科建设工程项目（PAPDSA1102）及环境模拟与污染控制国家重点实验室开放基金项目（11K09ESPCT）。

收稿日期：2015-09-22；修改稿日期：2015-10-27。

DOI：10.16085/j.issn.1000-6613.2016.03.042

中图分类号：X 703.1

文献标志码：A

文章编号：1000–6613（2016）03–0935–09

第一作者：储建松（1989—），男，硕士研究生。联系人：张传义，副教授，硕士生导师。E-mail chuanyizhang@163.com。 袁丽梅，副教授，硕士生导师。E-mail lmmyuan@163.com。