反硝化除磷+短程反硝化厌氧氨氧化工艺的深度脱氮除磷效能

2022-04-26汪宇光张星星王超超夏云康王垚周澄吴翼伶吴鹏徐乐中

化工进展 2022年4期

汪宇光，张星星，王超超，夏云康，王垚，周澄，吴翼伶，吴鹏，2，3，徐乐中，2，3

（1 苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏苏州 215009；2 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室，江苏苏州 215009；3 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心，江苏苏州 215009）

过量的氮、磷排放会导致水体的富营养化，对于城市污水处理厂，深度脱氮除磷并达标排放仍是一大难题。如何经济高效地去除城市生活污水中氮、磷成为了研究热点。

厌氧氨氧化（Anammox）工艺因无需添加有机碳源、较低的污泥产量和NO排放量，成为一种极具应用前景的新型脱氮技术。然而，Anammox 工艺会导致11%的NO-N 产量，并且在脱氮过程需要以NO-N 作为反应底物，但实际废水中往往缺少Anammox电子受体。短程反硝化（PD）工艺可将反硝化还原NO-N 终止在NO-N 为最终产物的过程（NO-N→NO-N），不仅可以充分利用生活污水中的碳源和硝酸盐废水中的氮源，还能为Anammox 提供反应所需的底物。短程反硝化厌氧氨氧化（PDA）耦合工艺能够有效处理硝酸盐废水和城市生活污水，不仅操作简单，还能减少50%曝气能耗、80%有机物需求，脱氮效率高，污泥产量低。据报道，一体式PDA工艺处理生活污水时总氮（TN）去除率达到93.7%，但仍会残留大量磷元素，若采用常规强化生物除磷或化学沉淀法除磷则会增加运行成本。

反硝化除磷工艺（DPR）是指反硝化聚磷菌（DPAOs）在厌氧条件下以有机物为电子供体合成胞内聚-羟基丁酸（PHB）释放磷酸盐，并在缺氧条件下以硝态氮/亚硝态氮为电子受体，氧化消耗PHB 过量吸收磷酸盐的过程，因无需曝气且碳源需求量较小，成为一项新型高效低能耗脱氮除磷技术。Wang等提出一种由反硝化聚糖菌（DGAOs）驱动的内源性短程反硝化除磷（EPDPR）工艺，该工艺在无需外部碳氧情况下能够实现对磷的高效去除（去除率达99.3%），然而其调控措施较为复杂，在实际运用中仍是一大难题。此外，Ji等报道了一种一体式厌氧氨氧化耦合EPDPR 去除污水中的氮磷，但该工艺TN 去除率相对较低仅为82.9%。因此，有必要开发一种低能源消耗、操作简单的高效脱氮除磷技术。将DPR和PDA工艺相结合，不仅可以有效去除生活污水中的磷，DPR工艺还能够消耗大量硝酸盐和生活污水中的有机物，有效增强PDA脱氮性能并减少外加有机物消耗量，促进生活污水和硝酸盐废水中氮素的高效去除。

综上所述，本文采用厌氧折流板反应器（ABR）和连续搅拌反应器（CSTR）相结合的组合生物反应器，基于DPR+PDA 工艺处理模拟生活污水和硝酸盐废水，通过调控进水COD、NO-N 浓度以及外加COD/NO-N比，考察了DPR+PDA系统的启动和优化特性；分析了DPR 和PDA 工艺对不同营养物去除的贡献比；利用批次试验分析DPR系统中DPAOs 的代谢活性，确定PDA 系统的脱氮途径。此外，基于高通量测序技术，对DPR+PDA系统中的微生物菌群特征进行分析。

1 材料和方法

1.1 试验装置及工况调节

本试验装置由有机玻璃制成，有效容积分别为5.4L 和2.7L，其中ABR 5.4L，CSTR 2.7L。沉淀池1.8L，采用机械搅拌方式，其中A4 隔室搅拌为间歇式搅拌（搅拌0.5h，停止2h）。试验装置如图1所示。DPR 区由三个组合ABR 隔室组成（A1，A2，A3），PDA反应区在CSTR（A4）。首先，含氨氮、磷酸盐和有机物的城市污水进入A1 隔室进行厌氧释磷过程，接着A1 溢流出水和硝酸盐废水（外部引入）进入A2 和A3 隔室进行缺氧吸磷，因此磷主要在ABR 隔室中去除。为促进A1～A3 隔室内循环，在A3隔室设置污泥回流装置。最终A3出水中的氨氮和硝态氮进入A4隔室通过PDA 途径去除。此外在CSTR引入外加碳源乙酸钠为短程反硝化补充电子供体。整个反应器置于水浴缸中进行恒温水浴加热（水温33℃±0.5℃），在A4隔室外部采用遮光塑料膜覆盖避光，此外，系统从A3 隔室定期排泥，控制污泥龄为15～20天，将富含无机物和磷的污泥定时排出。整个反应过程的水力停留时间约为5.5h。

图1 ABR-CSTR组合装置示意图

试验按照进水COD、NO-N、外加COD/NO-N三个指标划分为三个阶段（如表1 所示）。Ⅰ阶段（1～59 天）为进水COD、NO-N 浓度调控期，COD和NO-N浓度从初始（300mg/L和65mg/L）逐渐调整为200mg/L 和140mg/L。Ⅱ阶段（62～135天）为外加COD/NO-N 比调控期（从0.5 上升至0.9）。Ⅲ阶段（137～185天）为稳定运行期，外加COD/NO-N优化至0.7。

表1 DPR+PDA工艺在不同阶段的工况调节

1.2 接种污泥和进水水质

本试验接种的DPR 污泥取自实验室4℃封存180天以上的污泥，活性较低。原DPR污泥为实验室处理合成船舶生活污水，在200天运行期间，总无机氮（TIN）、总磷（TP）去除率保持在80%以上。PDA系统中接种比例为3∶1的厌氧氨氧化污泥和短程反硝化污泥。其中厌氧氨氧化污泥取自实验室成熟的厌氧氨氧化反应器，其氮去除率（NRR）接近0.45kg/(m·d)，COD 去除率为30%。短程反硝化污泥取自河流底泥，在进水条件（NO-N 60mg/L，COD/NO-N 3.0～3.5，pH 9.0±0.1）下培养至亚硝酸转化率（NTR）为80%。接种后ABR 和CSTR 中泥样的MLSS 分别为6.49g/L 和6.24g/L，混合液挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）分别为3.25g/L 和3.67g/L。实验进水为人工模拟配置的生活污水，以葡萄糖配置碳源，在整个实验过程中进水COD浓度在200～300mg/L，以KHPO和NHCl 调配磷和氮源，浓度分别控制在6～8mg/L和50～60mg/L，并在其中加入适量的CaCl和MgSO·7HO补充生物所需的常量元素，同时添加两种微量元素各50mL。pH用NaHCO调配控制在6～8。硝酸盐废水用硝酸钠进行人工配制，浓度为90～140mg/L。

1.3 批次实验测定DPAOs的活性

整个批次试验的各项测定指标如下：为磷的最高比释放速率，为乙酸的最高比吸收速率，为磷的最高比吸收速率，为比反硝化速率。以和体现出厌氧DPAOs的活性，以和体现缺氧DPAOs 的活性。其中用污泥样品的MLVSS来表示比反应速率

1.4 批次试验测定CSTR反应器脱氮途径

为了测定CSTR中PDA的脱氮途径，在系统稳定期进行批次试验。选用3 个500mL 血清瓶，在其中加入200mL 的PDA 泥水混合液，并向瓶中充入氮气排出混合液中的溶解氧。在A 瓶中添加氨氮、硝酸钠和无水乙酸钠，在B瓶中添加氨氮和亚硝酸钠，在C瓶中添加硝酸钠和无水乙酸钠。分别在反应0、0.5h、1.0h、1.5h、2.0h、2.5h、3.0h 时进行取样，一式两份。实验开始时NH-N、NO-N、NO-N、COD浓度如表2所示。

表2 A、B、C批次试验初始COD和氮素的浓度

1.5 测定项目与方法

试验过程中每周收集三次样品，分别采集进水和各个隔室的水样来进行测定，PO-P，钼锑抗分光光度计；NO-N，紫外分光光度法；NO-N，-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NH-N，纳氏试剂分光光度法；COD，DRB 200 COD 消解仪-分光光度法。使用pH 和DO 计检测pH、温度、溶解氧（DO）；混合液总悬浮固体浓度（MLSS）、MLVSS，标准重量法；SVI，30min沉降法。

在试验过程各项指标的计算方法如式(1)～式(3)。

（1）DPR和PDA对不同营养物去除率占比

式中，Inf.Nut 代表进水PO-P、NO-N、NH-N、TN、COD 的浓度；A3Eff.Nut 和A4Eff.Nut分别表示A3、A4出水的PO-P、NO-N、NH-N、TN、COD浓度。

（2）NO-N转化为NO-N的速率NTR

式中，C代表在时刻NO-N 浓度；代表初始NO-N 浓度；代表初始NO-N 浓度；C代表时刻NO-N浓度。

高通量测序：在系统稳定运行期，分别从ABR和CSTR中提取DPR和PDA微生物样品。ABR中三个隔室取样比例为1∶1∶1，均匀混合后作为DPR微生物样品。PDA微生物样品采用上、中、下多点混合采样方式，并均匀混合。样品总脱氧核糖核酸（DNA）的提取采用提取试剂盒法，利用1%琼脂糖凝胶电泳检测抽提的基因组DNA。采用16S RNA基因V3-V4区通用引物（338F和806R），引物名称和序列分别为338F（ACTCCTRCGGGAGGCAGCAG）和806R （GGACTACCAGGGTATCTAAT）。采样PCR仪对细菌16S rRNA基因进行PCR扩增。

2 结果与讨论

2.1 DPR+PDA脱氮除磷效能

2.1.1 DPR的启动及优化

本试验进水PO-P浓度维持6～8mg/L，在A2中引入硝酸盐废水为DPR提供电子受体。

在Ⅰ-1 阶段（1～28 天），反应器的进水NO-N 和COD 浓度分别为65mg/L 和300mg/L。如图2(a)所示，在第28 天时，出水PO-P 浓度为4.76mg/L，PO-P 的去除率仅有34.2%。厌氧阶段的释磷和缺氧吸磷效果都不太理想，这可能有以下2 个原因导致：系统运行初期，由于污泥在4℃下封存过久，活性恢复较慢；此外还可能与进水的COD 浓度过高有关，残留的COD 在进入缺氧区后优先支持反硝化，影响了对P 的吸收。因此，在Ⅰ-2 阶段（30～59 天），降低进水COD 浓度至200mg/L，将NO-N 浓度升高至140mg/L。观察到在第59天释P量达到了8.2mg/L，出水中PO-P的浓度降低为0.72mg/L，PO-P 的去除率高达89.7%。可以看出DPAOs 在厌氧条件下的大量释P促进了在缺氧环境下P 的吸收。此时P 的释放量依然较低，可能是由于污泥回流使得A1 隔室的NO-N 与有机质共存，导致PAOs 在碳源竞争上与反硝化菌或GAOs处于劣势，从而限制了磷的释放和PHA的合成。

图2 系统对不同营养物的去除效果

在Ⅱ-1阶段（62～99天），进水NO-N浓度降至90mg/L，P的平均释放量为11.5mg/L，且在第99天达到17.2mg/L，此时PO-P 的平均去除率达到92.9%。这表明DPAOs的有效释磷有助于在缺氧段吸收过量磷，此外，减少电子受体浓度能够提高DPAOs的活性。值得注意的是，在Ⅱ-1阶段末期，A4出水PO-P浓度较A3升高，表明在CSTR 反应器中高有机物浓度可能导致二次释磷现象。

在之后的阶段（102～185 天），P 的释放量逐渐升高，PO-P 的去除率也始终保持稳定上升。在反应器运行的最后30 天内，PO-P 的平均出水浓度为0.18mg/L，PO-P 的去除率达到96.91%（第185天）。

2.1.2 PDA的启动及优化

在ABR-CSTR 反应器中，通过调节进水COD和NO-N 浓度、控制外加COD/NO-N 比等措施，系统取得了良好的脱氮除磷效果。在外加COD/NO-N 比值为0.7 时，PO-P 和TN 的去除效果达到96.91%和97.75%，为生产实践中同步处理生活污水和硝酸盐废水提供了理论依据。

2.2 DPR 和PDA 工艺对不同营养物去除的贡献分析

ABR-CSTR 反应器在185天运行期间，DPR和PDA对不同营养物去除的贡献率如图3所示。从图3(a)可以看出PO-P 主要由DPR 区去除，占比在98.69%之上，表明DPR性能良好，磷主要以NO-N为电子受体通过DPR 途径去除。反观A4隔室中的PDA 反应区，在系统启动前期，由于稀释作用，PDA 对PO-P 的去除贡献较高（49.8%）。此外，在PDA 中出现对PO-P 去除贡献率为负值，表明在A4 隔室中存在过量COD 导致了厌氧释磷。如图3(b)所示，DPR 对NO-N 的去除占主要地位（60.28%以上），远高于PDA，表明DPR 可以高效地利用NO-N为电子受体，实现对PO-P的去除。短程反硝化还原NO-N 作用逐渐增强，使得PDA对NO-N 的去除率有着上升的趋势，并最后趋于30%。

图3 在整个系统中DPR和PDA对不同营养物去除的贡献分析

2.3 DPR系统活性分析

在系统各个稳定阶段分别进行批次试验，如图4 所示，从第Ⅰ-1 至Ⅲ阶段，和呈现出上升的趋势，从初始的3.26mgP/(gVSS·h)、6.25mgP/(gVSS·h) 上升至 6.90mgP/(gVSS·h)、23.05mgP/(gVSS·h)，磷良好的释放和吸收速率的升高得益于对进水COD 和硝态氮浓度的调控，表明无论在厌氧还是缺氧条件下，高浓度的进水COD 和硝态氮会抑制DPAOs 的活性，继而影响DPR 除磷效果。从Ⅰ-1 至Ⅰ-3 磷的最大释放速率比逐渐升高，往后较为稳定，与乙酸最大吸收速率比的变化趋势基本一致，不难推出，磷的释放与COD 的消耗有着密切的关系。从图可以看出，磷的最大吸收速率比逐渐上升，得益于在厌氧阶段磷的大量释放，此外还可以发现反硝化速率比逐渐降低，这也是性能增强的重要原因。综上所述，在DPR 反应过程中，高浓度底物（COD 和硝态氮）会降低DPAOs 活性，从而影响磷的释放和吸收，DPAOs 利用NO-N 为电子受体而有效富集，在去除N、P 过程中发挥核心作用。

图4 DPR批次试验效果分析

2.4 PDA系统脱氮途径分析

图5 A、B、C批次实验氮素转化情况

2.5 DPR和PDA系统的微生物群落分析

2.5.1 DPR中门、属水平优势微生物分析

DPR 污泥在门、属水平的微生物种群组成如图6(a)所示，在DPR中有着较为丰富的细菌群落结构，按照丰度排列主要存在变形菌门（，46.81%）、绿弯菌门（，16.79%）、拟杆菌门（，8.30%）、绿菌门（，4.20%）、厚壁菌门（，1.80%）等。此外在DPR污泥样品中的优势菌群主要以变形菌群为主，它们的存在为系统良好的脱氮除磷效果提供了保障。

为了更进一步研究系统运行过程中微生物群落的变化，对细菌属水平进行分析。如图6(b)所示，在DPR 中，丰度最高的菌是-变形菌纲的念珠菌属（_），占7.41%，有着较大丰度比例的_作为一种聚磷菌（PAOs），在反应中与磷的释放能力有很大的关系。厚壁菌门的芽孢杆菌（）占总体丰度的5.13%，不仅具有促硝化能力而且还具有抵抗外界各种有害因子的作用，能够降解废水中的氨氮，对废水中氮的去除以及维持系统的稳定具有较大贡献。-变形菌纲中的、陶厄氏菌（）和红环科细菌，它们所占总体丰度为3.23%、1.21%和0.94%。-变形菌纲中的主要菌属为气单胞菌属（）和假单胞菌属（），它们的丰度分别为2.42%和0.98%，与-变形菌纲中的红环科细菌共同作为系统中的DPR 优势菌种，对系统中磷的去除起到了关键作用。-变形菌纲中的作为一种聚糖菌（GAOs），丰度为1.98%，能利用NO-N作为电子受体将碳源转换为PHA 的能力，同样作为聚糖菌的会与PAOs竞争碳源，影响系统的脱氮除磷效果，不过从图中可以看出_丰度较低，为0.92%，相比较丰度较高的聚磷菌，影响甚微。不难发现，良好的除磷效果离不开聚磷菌和聚糖菌的共同作用，它们的良好共存维持了系统稳定高效的运行。

图6 DPR中微生物种群分类（门和属）的群落组成相对丰度比例

2.5.2 PDA中门、属水平优势微生物分析

PDA 污泥在门、属水平的微生物种群组成如图7所示，主要有变形菌门（）、拟杆菌门（）、绿弯菌门（）和绿茵门（），丰度分别为55.8%、14.42%、5.67%、2.21%。

图7 PDA中微生物种群分类（门和属）的群落组成相对丰度比例

在系统中高比例丰度的变形菌门细菌保证了氮素的良好循环，-变形菌纲中的陶厄氏菌（）和在变形菌门中占据最高的丰度，分别为7.24%和5.48%，陶厄氏菌属作为系统中主要的反硝化菌，能够高效地将NO-N 还原为NO-N，为厌氧氨氧化反应提供底物，作为反硝化菌在短程反硝化过程中也起着一定的作用。系统中主要的厌氧氨氧化菌属有_、_和_，其中_占最大丰度比例，为3.12%。有研究显示乙酸钠对厌氧氨氧化菌落的形成有着促进作用，在一定的C/N条件下_菌群呈现一定的生长优势。此外，这些菌群可以进行短程反硝化反应，并维持着系统的氮循环。在本实验中良好的氮去除效果离不开厌氧氨氧化菌落的富集。由于本次实验对溶解氧没有严格控制，作为AOB 和NOB 的、和占据了1.42%的丰度比例，对系统脱氮也起到了一定的作用。在除磷方面，作为PAOs 的念珠菌属（_）、假单胞菌属（）和黄杆菌属（）有着0.32% 的丰度，_、和为GAOs菌，总丰度为0.76%。此外，在DPR 和PDA 污泥中均检测到一些与普通异养生物（OHB）有关的菌属，它们可能利用底物代谢或生物衰变产生的复合物来生长。系统良好的脱氮除磷效果离不开各种功能的微生物群落在系统中协同作用、互不干扰。