低氮浓度下的硫自养反硝化深度脱氮研究

何雪， 孔韡， 陈明月， 汪炎

（东华工程科技股份有限公司， 合肥 230024）

外源氮营养盐的输入， 尤其是污水处理厂尾水的排放， 是引起湖泊氮负荷急剧增加并造成富营养化的主要原因之一［1］。 近年来， 国家对城镇污水处理厂出水总氮（TN）不断推出更严格的标准， 尤其是水体敏感地区如太湖流域、 巢湖流域等， 相继将TN 排放标准调整至10 mg／L； 昆明市甚至将TN的排放限值定为5 mg／L［2－3］。 污水处理厂深度脱氮一方面可以满足国家和地方排放标准的提升要求，保障受纳水体水环境功能和水生态系统安全； 另一方面也是完成区域、 流域水环境质量提升目标任务和绿水青山生态环境建设任务的可行途径之一［4］。

传统的异养反硝化脱氮工艺已广泛应用于污水处理厂深度处理及提标改造， 但有机碳源的投加和较高的污泥产量增加了运行成本和二次污染的风险［5］。 硫自养反硝化作为自养反硝化的代表工艺， 具有无须投加有机碳源、 无二次污染、 产泥量低、 绿色低碳的优势， 从而成为脱氮领域的研究热点［6－8］。 在已报道的硫自养反硝化脱氮研究中， 为保证提供足够的氮源给硫自养微生物， 通常试验进水TN 浓度较高， 停留时间较长。 然而实际市政污水处理厂二级出水的氮浓度普遍较低， 因此， 研究硫自养反硝化脱氮工艺在低浓度含氮进水下的空床停留时间、 脱氮效果及脱氮微生物的生长情况， 对硫自养反硝化工艺在市政污水深度脱氮领域的实际工程应用更具有参考意义。

本研究采用特殊硫自养填料构建硫自养反硝化反应器， 以污水处理厂二级出水为对象， 考察硫自养反硝化工艺对于低浓度含氮污水的适用性， 并以污水处理厂尾水为对象进一步探索硫自养反硝化技术应用在流域治理领域极限脱氮的潜力， 为绿色低碳的深度脱氮技术的实际应用提供技术支持， 并为前瞻性的极限脱氮技术提供新的思路。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验装置示意如图1 所示。 试验装置主体为亚克力板材圆柱形反应器， 反应器形式为升流式连续流， 每个反应系统均由进水箱、 进水蠕动泵、 圆柱形反应器、 出水箱组成。 反应器有效容积为150 mL， 直径为4 cm， 高度为12 cm， 填料填充高度为10 cm， 填充体积约为125 mL。 本试验共设2 组反应装置， ECC 组和WS 组的进水分别为污水处理厂二沉池出水和尾水。

图1 试验装置示意Fig.1 Test device

1.2 试验原水

试验原水取自合肥市某市政污水处理厂， 主要工艺流程为： 粗格栅→细格栅→A2O 生物反应池→二沉池→高效沉淀池→反硝化滤池→消毒池。 分别取二沉池出水与尾水作为试验原水， 主要的水质指标平均值见表1。

表1 试验进水水质指标Tab.1 Influent water quality of experiment

1.3 试验材料

试验所用硫自养填料的主要成分为硫铁矿、 硫磺、 石灰石、 鸡蛋壳和扇贝壳等， 主要组成元素为C、 Ca、 S 和Fe， 相应的占比分别为66.0%、 29.2%、4.0%和0.8%。 接种污泥取自合肥市某市政污水处理厂二沉池污泥， 污泥浓度约为8 000 mg／L。

1.4 试验方法

将填料与接种污泥按2 ∶1 的体积比混合均匀后加入反应器内， 浸泡2 d 后排除浮泥， 注满50 mg／L 高浓度硝酸钾溶液， 3 d 后开始连续进水， 进水为20 mg／L 硝酸钾溶液， 运行初期空床停留时间（HRT）为2 h， 当TN 去除率超过60%， 同时观察到填料颗粒表面附着有灰褐色污泥絮体， 并产生许多细小气泡时， 可以认为反应器挂膜成功。

反应器挂膜成功后开始通入实际污水， 试验均在常温下进行， 控制进水DO 的质量浓度在0.5 mg／L 以下。 在进水分别为二沉池出水与尾水的情况下， 考察HRT 对2 组反应器脱氮效果的影响，为保证系统稳定逐步缩短2 组反应器HRT， 每隔5 d 调整1 次各反应器HRT， 确定2 组反应器最佳HRT。 试验期间每隔24 h 取水样进行检测分析。

1.5 分析方法

水样采集后立即用0.22 μm 水系滤膜过滤。TN 采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，采用分光光度法测定， pH 值采用便携式pH 计测定， DO 采用便携式溶解氧测定仪测定，TP 采用钼酸铵分光光度法测定。

微生物群落结构分析采用16S rRNA 高通量基因测序分子生物学技术进行。 反应器稳定运行期间， 从反应器中取一定体积的填料表面生物膜样品进行MiSeq 高通量测序。

2 结果与讨论

2.1 HRT 对脱氮效果的影响

HRT 是影响反应器脱氮效果的重要因素之一，同时也决定了工艺运行成本的高低， 在保证出水达标的前提下， 缩短HRT 可节约一定的经济成本［9］。对于市政污水处理厂二沉池出水， 分别考察了HRT为60、 30、 20、 15、 10 min 条件下的脱氮效果，结果如图2 所示。

图2 HRT 对二沉池出水脱氮效果的影响Fig.2 Effect of HRT on nitrogen removal efficiency of secondary sedimentation tank effluent water

从图2 可以看出， 运行期间进水TN 质量浓度在10 mg／L 左右， 当HRT 从60 min 逐渐降至15 min 时， TN 平均去除率在66% 左右， 出水TN 平均质量浓度为3.67 mg／L； 当HRT 进一步降低至10 min 时， 出水TN 浓度波动较大， TN 平均去除率降至53% 左右， 主要原因是HRT 的降低导致反硝化过程不彻底， 降低了反硝化效率。 因此， 在HRT 为15 min 的条件下， 出水TN 质量浓度稳定低于5 mg／L， 达到昆明市地方标准DB5301／T 43—2020 中A 级标准。

对于市政污水处理厂尾水， 分别考察了HRT为60、 30、 20、 15 min 条件下的脱氮效果， 结果如图3 所示。 从图3 可以看出， 运行期间进水TN质量浓度在5 mg／L 以上， 当HRT 从60 min 逐渐降至20 min 时， TN 平均去除率为88%， 出水TN平均质量浓度为0.78 mg／L； 将HRT 进一步降低至15 min， 出水TN 质量浓度明显升高， TN 平均去除率降至73%。 因此， 在HRT 为20 min 的条件下，出水TN 质量浓度稳定低于1 mg／L， 达到GB 3838—2002 中Ⅲ类水标准。

图3 HRT 对尾水脱氮效果的影响Fig.3 Effect of HRT on nitrogen removal efficiency of tail water

2.2 进出水pH 值变化

研究表明， 脱氮硫杆菌的适宜pH 值范围为6 ～9， 当进水pH 值过高或过低时， 脱氮硫杆菌的活性均会受到抑制［10］。 而硫自养反硝化过程是一个消耗碱度的反应过程， 可能会导致出水pH 值降低［11］。分别监测ECC 组和WS 组反应器稳定运行期间的进出水pH 值， 结果如图4 所示。 从图4 可以看出， 出水pH 值均在6.5 ～8.5 之间， 没有明显降低， 说明在该脱氮负荷下， 试验所用填料中含有的碱性成分可以有效中和硫自养反硝化过程产生的酸， 从而有助于维持反应体系酸碱度的稳定。

图4 反应器进出水pH 值变化Fig.4 Variation of influent and effluent pH value along with time

图5 出水 积累量Fig.5 Accumulation of in effluent water

2.4 反冲洗恢复时间

反应器运行一段时间后， 填料上附着的生物膜不断增加并在脱落后滞留在填料层中导致出现短流， 从而降低反应器处理效率， 因此需要及时进行反冲洗以维持反应器的正常运行［13］。 反应器稳定运行阶段每7 ～10 d 进行1 次反冲洗， 试验中采用水反冲洗， 冲洗强度为5 L／（m2·s）， 反冲洗时间为8 min。 2 组反应器反冲洗后的恢复情况如图6 所示。

图6 2 组反应器反冲洗后的恢复情况Fig.6 Recovery situation of two reactors after backwash

由图6（a）可知， ECC 组反应器正常运行的TN去除率在66% 左右， 系统运行一段时间后， 反冲洗前TN 去除率约为49%， 反冲洗4 h 后反应器即可恢复至反冲洗前的脱氮效果， TN 去除率稳定在68%左右， 相比于反冲洗前提升了约40%。

由图6（b）可知， WS 组反应器正常运行的TN去除率在85% 左右， 系统运行一段时间后， 反冲洗前TN 去除率约为82%， 反冲洗24 h 后反应器即可恢复至反冲洗前的脱氮效果， TN 去除率稳定在85%以上， 相比于反冲洗前也有小幅提升。

反冲洗后初期TN 去除率先有所降低， 然后逐渐回升， 主要原因是高速水流反冲洗将填料表面部分自养反硝化微生物带走， 系统内生物量减少， 同时自养反硝化微生物生长繁殖速度较为缓慢， 因此， 系统需要一定的时间恢复正常脱氮水平［14］。 总体而言， 本试验中系统在反冲后能于较短时间内恢复脱氮性能。 刘宝峰等［15］采用气水联合反洗方式对硫自养反硝化滤池进行反冲洗， 结果表明反冲洗后需要1 ～2 d 才能恢复至反冲洗前的脱氮效果。

2.5 微生物群落结构分析

填料表面微生物在门水平上相对丰度最高的前5 种微生物如图7 所示。 从图7 可以看出， 2 组反应器中的微生物在门水平上占比较多的均为变形菌门（Proteobacteria）、 拟杆菌门（Bacteroidota）、 弯曲杆菌门（Campylobacterota）、 脱硫杆菌门（Desulfobacterota）、绿弯菌门（Chloroflexi）等， 其中ECC 组的相对丰度分别为62.7%、 13.3%、 10.8%、 8.1% 和3.1%， WS组的相对丰度分别为59.3%、 8.0%、 6.3%、 23.1%和0.1%。 2 组反应器中微生物均以Proteobacteria 为主，研究表明， 变形菌门是反硝化系统中最常见的菌门， 其中大部分微生物具有反硝化作用， 这也解释了系统能够高效脱氮的原因［16］。 另外， 占比较高的Bacteroidota 中部分微生物具有降解高分子化合物（纤维素、 蛋白质和脂类等）为简单有机物， 以及还原的能力， 说明反应器中可能存在异养反硝化菌利用污泥中的内碳源进行协同反硝化［17］。

图7 门水平微生物群落结构Fig.7 Microbial community structure at phylum level

进一步在属水平上对各样品中相对丰度排名前5 的微生物群落进行分类， 结果如图8 所示。 从图8 可以看出， 2 组反应器中的主要共性菌属包括脱氮硫杆菌（Thiobacillus）、 硫单胞菌（Sulfurimonas）、硫针菌（Sulfuritalea）、 脱硫菌（Desulfocapsa）、 克劳斯氏菌（Cloacibacterium）等， 其中ECC 组的相对丰度分别为10.2%、 9.7%、 7.9%、 7.4% 和7.1%， WS组的相对丰度分别为5.3%、 5.4%、 6.3%、 21.5%和3.2%。 具有反硝化功能的优势细菌有Thiobacillus和Sulfurimonas 等， Thiobacillus 属于专性化能自养菌， 在厌氧环境中， 它们可以使用S0、 S2－、等多种还原性硫化物作为电子供体， 将还原为N2， 是具有代表性的硫自养反硝化菌属［18－19］；Sulfurimonas 是和Thiobacillus 类似的常见的具有反硝化功能的化能自养菌， 可以利用硫作为电子供体、作为电子受体进行反硝化［20］。 除了硫自养反硝化菌之外， 2 组反应器中Desulfocapsa 的相对丰度也相当高， 可以利用CO2等无机物作为碳源将还原成硫化物， 在一定程度上降低出水中的浓度［21］。

图8 属水平微生物群落结构Fig.8 Microbial community structure at genus level

从图8 可以发现， WS 组反应器中硫自养反硝化菌属的相对丰度低于ECC 组， 分析其原因是尾水中TN 浓度比二沉池出水更低， 无法给这些反硝化功能菌提供足够的营养， 说明在低浓度含氮进水下由于营养不足反硝化功能菌难以成为绝对优势菌属。 值得注意的是， WS 组反应器中Desulfocapsa相对丰度更高， 说明该系统硫酸盐还原反应更明显。 有研究表明，既可以通过硫还原菌直接还原为HS－， 又可以先转化为有机硫化合物， 再被其他厌氧微生物降解为HS－［22］， 因此， 需要考虑低浓度含氮进水下硫自养系统的H2S 尾气处理。

3 结论

（1） 对于市政污水处理厂的二沉池出水， 在硫自养反硝化反应器HRT 为15 min， DO 质量浓度小于0.5 mg／L 的运行条件下， TN 浓度可由10 mg／L 左右稳定降至5 mg／L 以下， 出水TN 浓度可以达到昆明市地方标准DB5301／T 43—2020 中A 级标准。

（2） 对于市政污水处理厂的尾水， 在硫自养反硝化反应器HRT 为20 min， DO 质量浓度小于0.5 mg／L 的运行条件下， TN 质量浓度可由6 mg／L 左右稳定降至1 mg／L 以下， 出水TN 浓度可达到GB 3838—2002 中Ⅲ类水标准。

（3） 硫自养反应器中的微生物在门水平下的优势菌种为Proteobacteria（变形菌门）， 在属水平下具有反硝化功能的优势菌种为Thiobacillus（脱氮硫杆菌）和Sulfurimonas（硫单胞菌）； 二沉池出水硫自养反硝化反应系统中的硫自养反硝化菌的相对丰度高于尾水硫自养反硝化反应系统。