120d/t的一體化新農村污水處理設備

厭氧氨氧化反應(Anammox)是在缺氧條件下由厭氧氨氧化菌利用亞硝酸鹽為電子受體，將氨氮轉化為氮氣的生物反應過程。與傳統(tǒng)的硝化反硝化過程相比，厭氧氨氧化工藝無需外源有機物，供氧能耗、污泥產(chǎn)生量和CO2排放量大為減少，降低了運行費用，并具有可持續(xù)發(fā)展意義。本文對厭氧氨氧化的工藝原理、工藝形式、影響因素和應用情況進行總結與討論。

1工藝原理

BRODA根據(jù)熱力學計算，在20世紀70年代提出了厭氧氨氧化的存在，認為它是自然氮循環(huán)中的一個缺失的部分。MULDER和VANDEGRAAF在20世紀90年代中期首先對此進行了實驗證明，此后人們對該過程產(chǎn)生了*的興趣。厭氧氨氧化的反應方程式為：

該反應合成細胞生物量的wei一碳源是碳酸氫鹽，表明這些細菌為化學自養(yǎng)細菌。亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽的過程中產(chǎn)生的還原當量(能源)用于碳的固定。厭氧氨氧化細菌對底物有很高的親和力，可以將氨氮和亞硝酸鹽的含量降至較低的水平。上述反應式中的NO2-來自于亞硝化反應。傳統(tǒng)硝化反應包括2個基本過程：氨氧化菌(AOB)將NH4+氧化為NO2-;亞硝酸鹽氧化菌(NOB)將NO2-氧化為NO3-。亞硝化反應是通過調控，富集AOB，抑制或淘洗NOB，將硝化反應控制在第1步，保持NO2-的累積率并使出水ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)=1～1.3。

2工藝形式

厭氧氨氧化的工藝形式可以分為兩段式和一體式。兩段式系統(tǒng)的亞硝化和厭氧氨氧化過程分別在2個反應器中進行，一體式則在同1個反應器中進行。一體式的工藝有DEMON(DEamMONification)、OLAND(Oxygen-limitedAutotrophicNitrificationandDenitrification)、CANON(CompletelyAutotrophicNitrogenremovalOverNitrite)、SNAP(SinglestageNitrogenremovalusingAnammoxandPartialnitritation)等。兩段式工藝通常有Partialnitrification-anammox和SHARON-ANAMMOX(SinglereactorHighactivityAmmoniaRemovalOverNitrite-AnaerobicAMMoniumOxidation)等。

一體式工藝占地小，反應器結構簡單，由于短程硝化和厭氧氨氧化反應在同一反應器中進行，基質含量較低，因此出現(xiàn)游離氨(FA)、游離亞硝酸(FNA)毒害抑制的可能性稍低一些。但是一體化工藝生物組成更復雜，NOB在系統(tǒng)中不容易淘汰或抑制，工藝對pH、水溫更為敏感，系統(tǒng)的控制難度更大，出現(xiàn)問題后要很長時間才能恢復。

兩段式工藝亞硝化和厭氧氨氧化反應容易實現(xiàn)優(yōu)化控制，亞硝化反應器中的異養(yǎng)微生物能夠降解污水中的有機物及其他有毒有害物質，降低對厭氧氨氧化反應的不利影響，因此系統(tǒng)運行崩潰后容易恢復。但是亞硝化段中亞硝酸鹽累積易產(chǎn)生FNA抑制，且由于要將亞硝化速率和厭氧氨氧化速率進行匹配，所以系統(tǒng)的設計較為復雜。

3影響因素

3.1溫度

生物硝化反應在5～40℃均可進行，但15℃為分界點。溫度高于15℃時，AOB的生長速度高于NOB，AOB的小泥齡小于NOB的小泥齡，并且隨著溫度的升高，二者的差值將增加，所以高溫有利于AOB的生長。在25℃以上控制泥齡，可以有效地選擇NOB。目前的工程實例通常將亞硝化過程的溫度控制在30～35℃。

多數(shù)研究認為，AAOB的理想溫度條件為30～40℃，但是自然條件下在溫度較低時也可以進行穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應，RYSGAARD等指出在-1.3℃時，北極海底沉積物中的AAOB菌仍具有活性。低溫條件下反應器中的AAOB菌的活性一直受到關注，一些研究結果表明，在亞硝化-厭氧氨氧化工藝系統(tǒng)中，溫度降到20℃以下后都測定發(fā)現(xiàn)了AAOB菌的活性，有些研究顯示，在10℃甚至更低溫度都有可能存在穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應。但是也有研究指出，當溫度降低到15℃時，生物膜反應器內開始積累NO2-，表明AAOB菌的活性受到了抑制。

3.2基質含量和pH

厭氧氨氧化反應的基質為氨和亞硝酸，二者含量過高均會對微生物產(chǎn)生抑制作用。

基質氨對AAOB的影響較小，只有氨的質量濃度超過1g/L才能抑制?；|氨的抑制主要由FA產(chǎn)生。FA對AOB和NOB均有抑制，但抑制的含量范圍不同。ANTHONISEN等報道了質量濃度0.1～1.0mg/L的FA對亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas)有抑制作用，而質量濃度10～150mg/L的FA對硝化桿菌屬(Nitrobacter)有抑制作用。在亞硝化工藝中將FA的質量濃度控制上述2個范圍之間，NOB就會被抑制而產(chǎn)生NO2-積累。

基質中的FNA對AOB和NOB均有抑制，而離子態(tài)亞硝酸鹽NO2-的影響較小。FNA對AOB和NOB的抑制質量濃度為0.01～1mg/L，哪種細菌對FNA具有更高的耐受性，目前的研究結果仍相互矛盾。NO2-對AAOB的影響較大，當NO2-的質量濃度高于100mg/L時，AAOB活性被*抑制。

pH一方面影響了AOB、NOB、AAOB等微生物的生長活性，另一方面影響了NH4+和FA以及NO2-和FNA之間的化學平衡。一般而言，在中性偏堿性條件下，AOB和AAOB才能表現(xiàn)出相對較高的生長活性。AOB適宜生長的pH是7.0～8.6，AAOB適宜生長的pH為6.5～8.8。pH較高時，化學平衡向生成FA方向進行;pH較低時，化學平衡向生成FNA方向進行。當pH分別大于8.0和低于6.0時，F(xiàn)A和FNA在體系內所占比例迅速增大。經(jīng)計算，35℃水溶液中總NO2--N的質量濃度為500mg/L、pH為7時，F(xiàn)NA的質量濃度只有0.1mg/L。所以當pH大于7時，F(xiàn)NA對AOB和NOB的抑制作用較為有限。

3.3DO含量

AAOB為嚴格厭氧菌，STROUS等指出，在DO含量為0.5%～2.0%空氣飽和度時，AAOB活性被*抑制[6]。但該抑制是可逆的，DO消除后，AAOB的活性可以恢復。AOB和NOB都是嚴格好氧菌，當AAOB和AOB共存在系統(tǒng)中時，AOB消耗了DO，所以即使DO的質量濃度在高于0.2mg/L的條件下，AAOB也可以保持正?；钚裕@使得亞硝化結合厭氧氨氧化工藝的一段式系統(tǒng)成為可能。實際工藝中還利用顆粒污泥和填料富集微生物，形成DO內外不同的微環(huán)境，為AAOB和AOB在系統(tǒng)中共生創(chuàng)造條件。

好氧菌AOB和NOB對DO有競爭作用，二者的DO半飽和系數(shù)分別為0.74～0.99mg/L和1.4～1.75mg/L，所以AOB具有更好的氧親和力。在實際工藝中，通常將DO含量控制在較低的水平，可以使AOB優(yōu)先獲得有限的氧，抑制NOB的活性。文獻中報道的抑制NOB，維持AOB活性的臨界DO含量各不相同。RUIZ等指出，臨界DO的質量濃度宜控制在1.7mg/L以下;而HANAKI等認為，在25℃時將DO的質量濃度降至0.5mg/L，AOB沒有受到明顯影響，而NOB活性下降。除了直接控制DO含量，也可以利用生物膜和顆粒污泥內存在傳質阻力，間接限制DO含量，抑制NOB。

3.4有機物

可生物降解有機物不直接影響AAOB，但能誘導反應器內普通異養(yǎng)菌(OHO)的生長。由于AAOB的生長速率比OHO低得多，當存在過量的有機碳時，異養(yǎng)細菌將占據(jù)反應器的主導地位，因而限制了AAOB生長的空間和底物。通常，在一體式厭氧氨氧化工藝中，進水可降解COD和總NH4+-N的質量濃度比需要低于0.5。另一方面，如果進水中含有一定含量的可降解有機物，那么出水中的硝酸鹽可以被去除，所以TN去除率是提高的。

VEUILLET等發(fā)現(xiàn)，當進水中慢速降解COD:ρ(NH4+-N)低于0.5時，出水ρ(NO3--N)/ρ(NH4+-N)約4%;當COD:ρ(NH4+-N)在1:1～1.5:1時，出水ρ(NO3--N)/ρ(NH4+-N)約1%。一些研究指出，當進水中含有醋酸鹽、甲醇等其他有機物時，COD:ρ(TN)達到2左右時，AAOB菌的活性受到抑制。LACKNER對14個生產(chǎn)性反應器測試后指出，進水COD:ρ(TN)從1提高至1.5后，生物膜系統(tǒng)對TN的去除率沒有降低。

JENNI等指出，在懸浮生長系統(tǒng)中，只要泥齡足夠，進水COD:ρ(TN)提高至1.5時，AAOB可以與OHO共存。但進水COD:ρ(TN)低于1:1。

3.5金屬離子

鐵是細胞血紅素的合成元素，對AAOB的影響較大，相對Fe3+，F(xiàn)e2+更容易促進AAOB的生長，提高其活性。Fe2+還可以替代氨作為電子供體，F(xiàn)e3+、錳離子也被用作厭氧氨氧化代謝中的電子受體。在多種電子受體和電子供體存在的代謝體系下，AAOB菌面臨的競爭壓力較小，厭氧氨氧化過程也更具穩(wěn)定性。Ca2+和Mg2+是微生物的細胞組分，Mg2+、Cu2+、Zn2+是酶的激活劑，能夠提高酶活性來促進微生物的代謝。目前的研究皆證明少量的金屬離子對AAOB菌有積極影響，但是金屬離子含量過高則會對AAOB菌產(chǎn)生毒性作用。

4微生物特征

AOB可分為5個屬，即Nitrosomonas、Nitrosospira、Nitrosococcus、Nitrosolobus、Nitrosovibrio，NOB則主要包括Nitrobacter、Nitrospina、Nitrospira和Nitrococcus4個屬。AOB和NOB廣泛分布于土壤、淡水、海洋及其他環(huán)境中[18]。多數(shù)AOB和NOB為化能自養(yǎng)型微生物，分別以氧化氨和亞硝酸鹽釋放的化學能為能源，以CO2為wei一碳源，少數(shù)為兼性自養(yǎng)型，可同化有機物。AOB和NOB形態(tài)各異，均為無芽孢的革蘭氏陰性菌，有復雜的細胞膜結構，有些借助鞭毛運動，如Nitrosolobus，有些無鞭毛不能運動，如Nitrospira。一般認為AOB與NOB之間存在共生關系。AAOB菌是一類功能菌種，都屬于浮霉菌門，目前發(fā)現(xiàn)有5屬17種，全部為自養(yǎng)菌。其中，Brocadia、Kuenenia、Jettenia和Anammoxoglobus4個屬由污水處理系統(tǒng)中獲得，Scalindua發(fā)現(xiàn)于自然生態(tài)系統(tǒng)中。AAOB為革蘭氏陰性菌，呈不規(guī)則球形、卵形等，直徑0.8～1.2μm。AAOB細胞壁表面有火山口狀結構，少數(shù)有菌毛。AAOB的細胞被厭氧氨氧化體膜(Anammoxosomemembrane)、細胞質膜(Cytoplasmicmembrane)、胞漿內膜(Intracytoplasmicmembrane)分隔成3個部分，分別為核糖細胞質(Riboplasm)、厭氧氨氧化體(Anammoxosome)，以及外室細胞質(Paryphoplasm)。2類硝化細菌和厭氧氨氧化菌生長習性見表1。

5工程化應用

在厭氧氨氧化工藝的實際應用方面，2002年，帕克公司在鹿特丹Dokhaven污水處理廠建造了*1座生產(chǎn)性厭氧氨氧化反應器，采用SharonAnammox系統(tǒng)處理污泥脫水液。此后，荷蘭、德國、日本、澳大利亞、瑞士和英國等地也相繼建立了共100多座厭氧氨氧化廢水處理廠，除了污泥消化液，處理的廢水還包括垃圾滲濾液、養(yǎng)殖場廢水、食品廢水等。目前，實際工程應用的厭氧氨氧化技術可以分為懸浮污泥統(tǒng)、顆粒污泥和生物膜系統(tǒng)。

5.1懸浮污泥系統(tǒng)

AOB和AAOB生長緩慢，世代周期長，在普通懸浮污泥系統(tǒng)中容易流失，所以懸浮污泥工藝常采用序批式活性污泥法反應器(SBR)形式截留微生物。

在所有的SBR厭氧氨氧化技術中，80%為DEMON工藝。該工藝首先是在奧地利的Strass污水處理廠得到應用，其核心是通過監(jiān)測pH的變化，來調整曝氣時間，進而調整短程硝化和厭氧氨氧化的平衡;另一方面，該工藝利用水力旋流器調節(jié)AAOB和AOB的泥齡，微生物在離心力的作用下會被分為2部分，較輕質的AOB從頂部溢流，較重的AAOB聚集在底部回流至反應器。Strass污水處理廠實現(xiàn)了85%以上的自養(yǎng)脫氮效率。

采用DEMON工藝的污水處理廠還包括瑞士的Glarnerland和Thun污水處理廠、德國的Heidelberg和Plettenberg污水處理廠。目前，華盛頓BluePlains污水處理廠正在建設的DEMON工藝是大的厭氧氨氧化工程，設計氮負荷為9.072t/d。

5.2顆粒污泥系統(tǒng)

顆粒污泥系統(tǒng)的一個典型案例是帕克公司在鹿特丹建立的Anammox反應器，早期的測流工藝傾向于采用兩段式系統(tǒng)，所以實際運行時該Anammox反應器與之前建好的亞硝化SHARON反應器進行耦合，形成了Sharon-Anammox反應系統(tǒng)，該系統(tǒng)的啟動經(jīng)歷了3.5年。隨后帕克公司又開發(fā)了一體式Anammox反應器。兩段式系統(tǒng)中的厭氧氨氧化反應器和一體式反應器均采用上向流連續(xù)式運行，內置斜板沉淀池，實現(xiàn)了對污泥顆粒的截留。

目前，一體式反應器的應用較為普遍，反應器內DO的質量濃度控制在1mg/L左右，顆粒污泥內外形成了DO含量梯度，外表適宜生長AOB，內部生長AAOB，密度較小的異養(yǎng)菌絮體則排到系統(tǒng)外。穩(wěn)定運行時，TN負荷可達4.8kg/(m3·d)。

5.3生物膜系統(tǒng)

目前，生物膜形式的厭氧氨氧化工藝主要有DeAmmon和ANITATMMox等。其中，DeAmmon工藝于2001年由Purac公司和Hannover大學聯(lián)合開發(fā)，在德國Haittingen污水處理廠首先得到應用。工藝由3個MBBR反應池和1個脫氣池組成，3個反應池可以根據(jù)需要以串聯(lián)或者并聯(lián)的方式連接，MBBR的填充率為40%～50%。

反應池的每個分區(qū)都設置間歇曝氣，曝氣段和非曝氣段的時間分別為20～50min和10～20min，具體時間通過監(jiān)測在線電導率實施調整。工藝對TN的去除率達70%～80%，實際運行TN負荷為180kg/d。

ANITATMMox是Veolia開發(fā)的厭氧氨氧化工藝，該工藝于2011年首先在瑞典的Sj觟lunda污水廠得到應用，在測流系統(tǒng)中主要采用一體化的MBBR反應池。ANITATMMox可以采用純MBBR生物膜或者泥膜混合的IFAS形式。純生物膜工藝AAOB菌在填料的內層，AOB在外層;IFAS工藝AAOB主要在填料上，AOB在懸浮污泥中。ANITATMMox主要控制的參數(shù)是DO含量，可以簡單的將DO含量控制在一定范圍，或者通過氨氮去除率、硝酸鹽生成量和氨氮去除量的比來實時控制DO含量。純MBBR系統(tǒng)DO的質量濃度控制在0.5～1.5mg/L，IFAS系統(tǒng)DO的質量濃度控制在0.3～0.8mg/L。

6主流工程化應用

目前，厭氧氨氧化技術研究與工程應用主要集中在工業(yè)廢水和污泥脫水液、垃圾滲濾液等領域，對于城市污水的應用研究還非常有限。城鎮(zhèn)污水處理量大、但是氨氮含量和水溫相對較低、成分也更為復雜，開發(fā)適合城鎮(zhèn)污水的主流工藝具有重要的現(xiàn)實意義，同時也面臨著更大的挑戰(zhàn)。厭氧氨氧化技術用于城市污水仍具有許多較為突出的問題有待解決。例如，NOB的有效抑制和AAOB的有效截留等。

Strass污水處理廠zui先開啟了向主流厭氧氨氧化方向的邁進。該廠將測流厭氧氨氧化系統(tǒng)剩余的AAOB和AOB補充到主流，雖然實現(xiàn)了AAOB菌的富集，但是該廠的主流厭氧氨氧化效果仍不理想，主要是亞硝化過程不穩(wěn)定。實驗顯示，NOB菌能適應低氧環(huán)境，因此低氧運行并不成功，而間歇曝氣等相關抑制NOB的技術方法仍在探索中。

新加坡的樟宜污水廠*在主流工藝中成功實現(xiàn)了穩(wěn)定的厭氧氨氧化，經(jīng)過核算，該廠主流自養(yǎng)脫氮過程對TN的去除貢獻了62%。該廠采用分段進水多級A/O工藝，系統(tǒng)HRT為5.8h，污泥停留時間(SRT)為5d，缺氧區(qū)和好氧區(qū)各占2.5d，污水溫度全年保持在28～32℃。該廠好氧區(qū)短程硝化作用很明顯，曝氣池亞硝酸鹽累積率為76%，缺氧區(qū)內氨氮和亞硝酸鹽氮也得到了同步去除。該廠較高的水溫是實現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化的先天優(yōu)勢，缺氧、好氧交替運行和短泥齡的工藝特征是實現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化的關鍵原因。

另外，針對厭氧氨氧化反應，研究人員提出了繁殖快、生長周期短的AAOB也可以存在于泥齡較短的污水處理系統(tǒng)，已有相關的試驗證明了該結論。

7結語

脫氮和能量自給已成為污水處理的2大目標。傳統(tǒng)的生物脫氮過程在曝氣和混合過程中消耗了能量，在反硝化和pH控制過程中消耗了化學藥劑。而短程脫氮(包括短程硝化和厭氧氨氧化)在能耗和藥耗方面均具有較大的優(yōu)勢。經(jīng)過20多年的發(fā)展，短程脫氮已成功應用于測流等高氨氮廢水的處理工程中。

但是作為一項新技術，短程脫氮仍有許多問題尚未解決：

1)AAOB菌生長緩慢，需要研究反應器的快速啟動方法，實現(xiàn)AAOB的快速有效富集，縮短反應器的啟動時間;

2)AAOB對環(huán)境比較敏感，需確定厭氧氨氧化工程對不同成分廢水處理的適宜性，并提出避免有毒物質對AAOB產(chǎn)生抑制和毒害的方法;

3)主流厭氧氨氧化方面，需要研究提高工藝運行的穩(wěn)定性，特別是提高亞硝化過程中亞硝酸鹽的累積率和AAOB在低溫條件下的活性等。
傳統(tǒng)的生物脫氮除磷技術(biological nutrient removal, BNR)作為應用廣泛的污水處理技術之一, 多年來一直備受關注.然而, 低C/N比的城市污水無法滿足傳統(tǒng)BNR中聚磷菌和反硝化細菌的碳源需求, 從而導致其生物脫氮除磷性能難以進一步提升.城市污水處理廠進水碳源不足導致低脫氮除磷效率的難題一直是傳統(tǒng)BNR難以突破的瓶頸. “十三五”以來, 隨著國家水體治理的穩(wěn)步推進, 城市污水處理廠勢必將面臨更為嚴格的出水水質標準, 這其中氮和磷的降低至關重要.因此, 有必要尋找進一步提升傳統(tǒng)BNR脫氮除磷效率的方法, 為實現(xiàn)傳統(tǒng)BNR工藝強化脫氮除磷奠定理論與技術基礎.

面對進水碳源不足的問題, 傳統(tǒng)BNR城市污水處理廠通常的處理對策是外加優(yōu)質碳源, 如乙酸鈉、葡萄糖、甲醇和乙醇等.但是, 高昂的藥品費用會給城市污水處理廠帶來更大的經(jīng)濟負擔, 而且外加優(yōu)質碳源也會產(chǎn)生更多的剩余污泥, 因此, 這種方法在實際應用中受到了一定程度的限制.除此之外, 研發(fā)能降低碳源需求的新型工藝(短程硝化反硝化、厭氧氨氧化)也是污水處理廠解決進水碳源不足的另一條途徑.然而, 由于各種原因的限制, 致使新型工藝在國內城市污水處理廠中幾乎沒有成功應用的案例.

除了上述兩種對策以外, 面對城市污水處理廠進水碳源不足的問題, 具有針對性地改造、優(yōu)化現(xiàn)有污水處理廠結構和工藝也是提高城市污水處理廠脫氮除磷性能的有效途徑, 且相對而言更加經(jīng)濟、現(xiàn)實.比如Cao等應用改良四段式分段進水工藝處理低C/N城市污水, 其研究表明當4段A/O的流量分配比例為20：35：35：10時, 系統(tǒng)處理效率達到*, 此時系統(tǒng)平均出水COD、NH4+-N、TN和TP濃度分別為33.05、0.58、9.26和0.46mg·L-1;Peng等在三段式分段進水工藝中同樣實現(xiàn)了深度脫氮除磷的目的.大量研究表明, 流量分配對生物脫氮除磷性能有著重要的影響.然而, 究竟是哪些微生物在發(fā)揮著至關重要的作用卻鮮見報導.基于此, 本文以低C/N(C/N<5)實際城市生活污水為研究對象, 通過由傳統(tǒng)式厭氧段進水向預缺氧和厭氧兩段及預缺氧、厭氧和缺氧3段進水方式的轉變, 探討分段進水對改良A2/O工藝脫氮除磷和污泥沉降性能的影響;除此之外, 還分析了不同進水流量分配比例下系統(tǒng)內部分微生物種群結構的變化規(guī)律, 以期建立分段進水改良A2/O工藝宏觀表現(xiàn)與微觀結構的內在關聯(lián).

1 材料與方法

 1.1 試驗裝置及運行方式

中試反應器的平面示意如圖 1所示. A2/O反應器由厚約10 mm的方形鋼板焊接制成, 其整體尺寸為長3.7 m, 寬1.5 m, 高2.0 m, 有效容積為7.8 m3;反應器內部設置了數(shù)塊隔板, 將反應器分割成11塊相連的區(qū)域, 依次為預缺氧區(qū)、厭氧區(qū)、缺氧區(qū)和好氧區(qū), 體積比為1：1：2：3;通過對隔板上下開孔的方式, 保證了反應器內部污水的流態(tài);反應器不同區(qū)域的進水流量通過閥門與電磁流量計控制, 溶解氧濃度通過轉子流量計控制.

圖 1 中試反應器平面示意
中試反應器持續(xù)運行120 d, 共分為以下5個階段：階段Ⅰ(0~23 d), 傳統(tǒng)式厭氧進水;階段Ⅱ(24~47 d), 預缺氧區(qū)與厭氧區(qū)兩段進水, Q預缺：Q厭=0.3：0.3;階段Ⅲ(48~71 d), 預缺氧區(qū)、厭氧區(qū)與缺氧區(qū)3段進水, Q預缺：Q厭：Q缺=0.2：0.2：0.2;階段Ⅳ(72~95 d), Q預缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3;階段Ⅴ(96~119 d), Q預缺：Q厭：Q缺=0.1：0.1：0.4.整個試驗過程中, 總進水流量控制在0.6 m3·h-1, 溫度采用恒溫器維持在25℃±1℃.反應器的其它工況參數(shù)如表 1所示.

1.2 試驗用水及接種污泥

中試反應器的進水為西安市某污水處理廠曝氣沉砂池的出水, 該城市污水處理廠的處理規(guī)模為20萬m3·d-1, 采用的污水處理工藝為傳統(tǒng)A2/O工藝, 其進水水質如表 2所示.反應器活性污泥取自該污水處理廠好氧池的活性污泥, 污泥維持了較高的活性, 經(jīng)過30d的馴化與適應, 系統(tǒng)對各項污染物的去除性能趨于穩(wěn)定狀態(tài).

表 2 中試反應器進水水質

1.3 試驗指標

污泥體積指數(shù)(SVI)、混合液懸浮固體濃度(MLSS)、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)、COD、NH4+-N、NO3--N、TN、PO43--P和TP濃度的測定方法均采用標準方法. DO、pH和水溫監(jiān)測均采用哈希公司W(wǎng)TW多功能自動測定儀 .

不同試驗階段的污泥樣均取自該階段后3 d的好氧池, 經(jīng)離心機分離去除上清液后置于-20℃保存?zhèn)溆?采用CTAB或SDS方法對樣本的基因組DNA進行提取, 之后利用瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA的純度和濃度, 取適量的樣品于離心管中, 使用無菌水稀釋樣品至1 ng·μL-1.以稀釋后的基因組DNA為模板, 根據(jù)測序區(qū)域的選擇, 使用帶Barcode的特異引物, New England Biolabs公司的Phusion® High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶進行PCR, 確保擴增效率和準確性.引物對應區(qū)域：16S V4區(qū)引物(515F和806R);16S V3-V4/16S V4-V5區(qū).使用Thermofisher公司的Ion Plus Fragment Library Kit 48 rxns建庫試劑盒進行文庫的構建, 構建好的文庫經(jīng)過Qubit定量和文庫檢測合格后, 使用Thermofisher的Life Ion S5TM或Ion S5TMXL進行上機測序.使用Cutadapt先對reads進行低質量部分剪切, 再根據(jù)Barcode從得到的reads中拆分出各樣品數(shù)據(jù), 截去Barcode和引物序列初步質控得到原始數(shù)據(jù), 經(jīng)過以上處理后得到的reads需要進行去除嵌合體序列的處理, reads序列通過與數(shù)據(jù)庫(gold database)進行比對, 檢測嵌合體序列, 并終去除其中的嵌合體序列, 得到終的有效數(shù)據(jù).

2 結果與討論

2.1 不同進水流量下污染物的去除性能

不同進水比例下系統(tǒng)對污染物的去除效果如圖 2所示.從圖 2(a)中可以看出, 5種流量分配比例下, 系統(tǒng)各階段出水COD平均濃度分別為31.74、30.97、30.21、30.10和30.49mg·L-1, 平均去除率分別為88.78%、89.38%、89.06%、89.41%和89.08%, 由此可見不同進水流量比例對系統(tǒng)COD的去除效果影響不大, 系統(tǒng)在5個階段均有較好的COD去除效率, 這與南彥斌等的研究成果相符.從圖 2(b)中可以看出, 系統(tǒng)各階段出水NH4+-N濃度變化不大, 平均出水濃度分別為1.16、1.15、1.18、1.85和1.23mg·L-1, 平均去除率分別為97.14%、97.32%、97.23%、95.30%和96.82%, 整個試驗過程中系統(tǒng)均具有較強的硝化性能, 這與系統(tǒng)好氧區(qū)具有充足的水力停留時間(5.25 h)和溶解氧濃度(2~3mg·L-1)直接相關.從圖 2(c)和2(d)中可以看出, 進水流量分配比例對系統(tǒng)TN和TP的去除均有著較明顯的影響.系統(tǒng)出水TN平均濃度分別為14.49、13.48、11.74、9.41和9.05mg·L-1, 平均去除率分別為73.63%、76.17%、79.66%、83.00%和83.68%;系統(tǒng)平均出水TP濃度分別為0.86、0.57、0.72、0.71和1.10mg·L-1, 平均去除率分別為88.04%、91.97%、89.58%、90.09%和81.97%.從以上數(shù)據(jù)可以看出, 在改良A2/O工藝其它條件不變的情況下, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可以提高系統(tǒng)脫氮除磷的性能;然而, 進一步降低厭氧段進水流量會使PAOs厭氧釋磷所需的碳源匱乏, 從而降低系統(tǒng)除磷性能.因此, 從階段Ⅰ~Ⅴ, TN去除率呈上升的趨勢, TP去除率呈先上升后降低的趨勢.綜合考慮下, 系統(tǒng)在階段Ⅳ(Q預缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3)對污染物的去除效果達到*狀態(tài), 此時出水COD、NH4+-N、TN和TP的平均濃度分別為30.10、1.85、9.41和0.71mg·L-1, 去除率分別為89.41%、95.30%、83.00%和90.09%.

圖 2 各階段下系統(tǒng)對污染物的去除效果
2.2 有機物去除機制及相關菌屬相對豐度變化

不同進水比例下COD在反應器內的沿程變化如圖 3所示.可以看出, 不同階段下反應器內各個功能區(qū)對COD的去除情況變化不大, COD主要在系統(tǒng)厭氧和缺氧區(qū)去除.通過物料衡算分析可得, 各階段下厭氧和缺氧區(qū)對COD的去除量分別占COD去除總量的74.56%、78.22%、81.60%、84.58%和86.72%, 因此COD的主要去除途徑是通過聚磷菌、反硝化細菌及其他異養(yǎng)型細菌代謝活動的有效利用. 圖 4為各階段系統(tǒng)進出水COD組分濃度變化及BCOD去除情況, 可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可在一定程度上提高微生物對BCOD的利用效率, 從而改善不同微生物的活性.

圖 4 各階段進出水BCOD濃度及BOCD去除率
通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 可以發(fā)現(xiàn)系統(tǒng)內大量異養(yǎng)型細菌在屬水平上的相對豐度都隨著試驗的進行而得到不同程度的提升, 其中較為*的且相對豐度變化規(guī)律較為明顯的6類異養(yǎng)型菌屬及所屬菌門如表 3所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可提高原水中碳源的利用效率, 從而使Thauera、Dechloromonas、Candidatus_Accumulibacter、Bacillus、Flavobacterium和Denitratisoma在屬水平上的相對豐度得到不同程度提高.階段Ⅴ的進水模式更有利于這6類異養(yǎng)型菌屬的富集, 其相對豐度總和與階段Ⅰ相比提高了31.23%.因此, 預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于這6類異養(yǎng)型菌屬的富集, 這與系統(tǒng)較高的COD去除效率密切相關.
表 3 各階段下系統(tǒng)內異養(yǎng)型菌屬的相對豐度

2.3 氮去除機制及相關菌屬相對豐度變化

不同進水比例下NO3--N和NH4+-N在反應器內的沿程變化如圖 5所示.從圖 5(a)中可以看出, NO3--N的去除主要發(fā)生在反應器內缺氧區(qū), 且在相同的HRT(3.5 h)內, 缺氧區(qū)去除的NO3--N隨著其進水流量分配比例的增大而增加.通過反硝化速率測定試驗可以得出, 從階段Ⅰ~Ⅴ系統(tǒng)缺氧區(qū)反硝化速率分別為2.14、2.44、3.15、3.56和3.86mg·(g·h)-1.因此, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可*程度地提高A2/O系統(tǒng)的反硝化性能, 從而保證系統(tǒng)TN的去除效率.從圖 5(b)中可以看出, NH4+-N的去除主要發(fā)生在反應器內好氧區(qū), 且不同的進水模式對A2/O系統(tǒng)的硝化性能影響不大, 系統(tǒng)在各個階段均具有較強的硝化性能.結果表明, 氮在系統(tǒng)內的去除主要是通過傳統(tǒng)的好氧硝化作用和缺氧反硝化作用完成的, 預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可*程度地提高A2/O系統(tǒng)的反硝化性能, 從而保證了TN的去除效率.
 
圖 5 各階段下NO3--N和NH4+-N的沿程變化規(guī)律 
通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)內有4類反硝化細菌在屬水平上的相對豐度隨著試驗的進行而得到較明顯的提升, 如表 4所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可提高缺氧區(qū)反硝化細菌的代謝活性, 從而使Pseudomonas、Thauera、Denitratisoma和Thermomonas在屬水平上的相對豐度得到不同程度提高.階段Ⅴ的進水模式更有利于這4類反硝化菌屬的富集, 其相對豐度總和與階段Ⅰ相比提高了42.86%.因此, 預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于這4類反硝化菌屬的富集, 這與系統(tǒng)較強的反硝化性能密切相關.
表 4 各階段下系統(tǒng)內反硝化菌屬的相對豐度

2.4 磷去除機制及相關菌屬相對豐度變化

不同進水比例下PO43--P在反應器內的沿程變化如圖 6所示.從中可以看出, 在傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式下, 系統(tǒng)對PO43--P的去除是通過PAOs的厭氧釋磷和好氧攝磷實現(xiàn)的;而預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式將PO43--P的去除途徑改變?yōu)閰捬踽屃缀腿毖酢⒑醚鯏z磷. 圖 7為各階段下DPAOs/PAOs和缺氧除磷量/總除磷量的變化規(guī)律, 可以看出多段進水的模式給預缺氧和厭氧段的PAOs分配了更多的碳源, 使其充分釋磷并合成大量內碳源, 為反硝化除磷的發(fā)生創(chuàng)造了必要條件.在三段進水的模式下, 缺氧段除磷量隨著缺氧段進水比例的增加而減少, 這是因為更多的NO3--N被反硝化細菌去除, 降低了DPAOs反硝化除磷所需的電子受體, 從而降低了系統(tǒng)反硝化除磷的性能.

圖 7 各階段DPAOs與PAOs和缺氧除磷量與總除磷量比值變化規(guī)律
通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)內有5類PAOs在屬水平上的相對豐度隨著試驗的進行表現(xiàn)出較明顯的規(guī)律, 如表 5所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可提高系統(tǒng)PAOs的代謝活性, 從而使Dechloromonas、Candidatus_Accumulibacter、Acinetobacter、Tetrasphaera和Aeromonas在屬水平上的相對豐度得到不同程度提高.階段Ⅱ的進水模式更有利于這5類PAOs的富集, 其相對豐度總和與階段Ⅰ和Ⅲ相比分別提高了32.07%和13.99%.因此, 預缺氧、厭氧兩段進水的模式更有利于這5類PAOs的富集, 這與系統(tǒng)在階段Ⅱ較強的除磷性能密切相關.

表 5 各階段下系統(tǒng)內聚磷菌屬的相對豐度

2.5 污泥性狀及相關菌屬豐度變化

不同進水比例下系統(tǒng)好氧池內MLSS、MLVSS和SVI如圖 8所示.據(jù)相關資料顯示良好的活性污泥SVI一般在130 mL·g-1以下.從中可以看出, 隨著試驗的進行, 系統(tǒng)好氧池活性污泥平均SVI由階段Ⅰ的140.66 mL·g-1降至階段Ⅴ的112.09 mL·g-1;與此同時, 好氧池活性污泥平均VSS/TSS由階段Ⅰ的0.73升至0.84. 結果表明, 預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可以改善系統(tǒng)活性污泥的沉降性能與活性.分析原因是三段進水的模式, 增大了系統(tǒng)內底物濃度梯度, 菌膠團能夠迅速利用底物并將大量底物以PHA的形式貯存起來, 較高的底物貯存能力有利于抑制絲狀菌在好氧條件下的優(yōu)勢生長, 從而能夠維持系統(tǒng)良好的沉降性能;好氧段適宜的HRT、SRT及DO濃度也為菌膠團的生長提供了有利的生存環(huán)境.因此, 隨著試驗的進行, 系統(tǒng)活性污泥的沉降性能也在逐漸改善, 整個試驗階段均未發(fā)生污泥膨脹現(xiàn)象.

圖 8 各階段污泥性狀
通過對各階段好氧區(qū)活性污泥16S rRNA基因測序數(shù)據(jù)的梳理, 發(fā)現(xiàn)了系統(tǒng)內分別有3類絲狀菌和2類菌膠團在屬水平上的相對豐度隨著試驗的進行表現(xiàn)出較明顯的規(guī)律, 如表 6所示.可以看出, 與傳統(tǒng)厭氧區(qū)單段進水的模式相比, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于絲狀菌的淘汰、菌膠團的富集, 從而使Thiothrix、Candidatus_Microthrix和Trichococcus在屬水平上的相對豐度得到不同程度的降低;Zoogloea和Acidaminobacter在屬水平上的相對豐度得到不同程度的提高.因此, 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式更有利于這3類絲狀菌的淘汰、2類菌膠團的富集, 這與系統(tǒng)較好的污泥沉降性能密切相關.

表 6 各階段下系統(tǒng)內絲狀菌屬和菌膠團屬的相對豐度

3 結論

(1) 預缺氧、厭氧兩段和預缺氧、厭氧及缺氧三段進水的模式可有效提高A2/O系統(tǒng)的脫氮除磷性能, 進水比例為Q預缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3, 此時出水COD、NH4+-N、TN和TP的平均濃度分別為30.10、1.85、9.41和0.71 mg·L-1, 去除率分別為89.41%、95.30%、83.00%和90.09%.

(2) 多段進水優(yōu)化了A2/O系統(tǒng)厭氧段和缺氧段中碳源的供給, 從而提高了系統(tǒng)BCOD的去除效率、反硝化脫氮和反硝化除磷性能, 這分別與6類異養(yǎng)型菌屬、4類反硝化菌屬及5類聚磷菌屬的富集密切相關.

(3) 多段進水可改善A2/O系統(tǒng)活性污泥的沉降性能與活性, 系統(tǒng)階段Ⅴ的SVI和VSS/TSS分別為112.09 mL·g-1、0.84, 這與3類絲狀菌屬的淘汰和2類菌膠團菌屬的富集密切相關.

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