短程硝化耦合厌氧氨氧化系统脱氮性能研究

氮类污染物超标是导致水体富营养化的主要根源之一，水体污染使原本并不丰富的水资源日渐短缺，水资源问题已经严重影响人类的日常生活、甚至威胁部分地区人类的生存。因此，如何高效稳定地去除污水中氮类污染物就显得尤为重要。污水处理工艺中传统的脱氮方式是通过硝化反硝化作用将污水中的氨氮转化为氮气来实现脱氮的目的，但这种方式的脱氮效率存在一定的局限性，在进水碳源不足的情况下愈发明显。随着国家对水环境治理力度的加强，城镇污水排放标准日益严格，难以满足污水排放标准的污水处理厂提标改造势在必行。与此同时，我国多数地区的城镇污水处理厂还普遍面临着进水碳源不足的问题，从而进一步抑制其脱氮效率。基于以上的双重阻力，寻找一种新型有效的脱氮途径或调控策略已成为当务之急。

短程硝化反硝化和厌氧氨氧化作为新兴的两种理论工艺，不仅能节省曝气量，降低能耗，且能在一定程度上降低碳源需求，因此成为近些年的研究热点。比如，CuI等通过向原水中投加5.30毫克/升的亚硝酸盐，在16.6℃下, 30天内成功诱导短程硝化, 且与传统的脱氮方式相比节省了40%的碳源；钱允致等在30℃、溶解氧(DO)2.0～2.5毫克/升条件下, 18天内成功启动短程硝化,并同样节省了大量的碳源需求。黄利等在SBR反应器中, 通过调控温度、pH和水力停留时间(SRT)成功启动厌氧氨氧化，在提高脱氮效率的同时大大降低了曝气量和碳源需求；Tang等在UASB反应器中通过缩短SRT，成功启动了厌氧氨氧化，实现高效脱氮。以上研究表明短程硝化反硝化和厌氧氨氧化两种脱氮途径均可通过一定调控策略实现，并且可在提高脱氮效率的同时减少碳源需求，然而目前大多数研究都集中在间歇式反应器中，而关于国内最为主流的A2/O工艺的相关研究却鲜见报道。

针对污水处理的主流A2/O工艺，课题组在短程硝化方面已做了相关研究，比如吴春雷等通过调控分区比例和DO浓度构建的短程硝化系统，当该系统好氧区DO浓度为0.5～0.8毫克/升，V缺:V好为1:1时，系统中AOB得到富集、NOB被淘洗，好氧区末端的NO2-N浓度为4.8毫克/升，NAR可达62%以上，出水TN可降至9.0毫克/升，能实现深度脱氮的目标。基于上述研究基础，本文拟通过调控A2/O系统的曝气分区比例、DO浓度和SRT进一步构建短程硝化耦合厌氧氨氧化系统，并对系统的脱氮性能、脱氮途径以及微生物种群结构进行长期监测和研究，以期为A2/O城镇污水处理厂的提标改造和运行调控提供新思路。

1 材料与方法
1.1 试验装置及运行方式

反应器的平面示意图如图1所示.A2/O反应器由厚约8mm的无色有机玻璃制成, 反应区的整体尺寸为长0.8m，宽0.25m，高0.65m，有效容积为91.8L；反应区内部设置了7块隔板，将反应区均匀分割为8个首尾相连的隔室；通过对隔板上下开孔的方式，保证了装置内部的污水流态；通过设置独立的曝气调节系统，可随时改变系统的曝气分区比例，能满足不同分区研究的需求；反应器进水量、混合液回流比和污泥回流比等均由蠕动泵控制，DO浓度由气体转子流量计控制；厌、缺氧区域均设置了搅拌系统以保证活性污泥的完全混合状态。

1.进水阀；2.进水箱；3.搅拌器；4.曝气孔；5.蠕动泵；6.二沉池；7.曝气泵

图 1 反应器平面示意

整个试验过程中，进水流量为6升/时，实验室温度在22℃左右，内回流比为2，外回流比为1，每个试验阶段的具体工况参数如表1所示。

表 1 反应器工况控制参数

1.2 试验用水及接种污泥

反应器的进水为模拟污水，其配方：CH3COONa为0.32克/升、NH4Cl为0.191克/升、K2HPO4为0.026克/升、CaCl2为0.027克/升、MgSO4·H2O为0.225克/升, 微量元素为混合溶液，浓度为1毫升/升，进水水质情况如表2所示。反应器的活性污泥取自西安市某污水处理厂好氧池的活性污泥，污泥维持了较高的活性，经过连续20天的培养，活性污泥絮体性状良好，系统进入稳定运行阶段。

表 2 进水水质情况：毫克/升

1.3 试验指标及测定方法 1.3.1 常规指标测定

检测COD、TN、NH4+-N、NO3--N和NO2--N等常规指标，采用国标方法检测；温度和DO采用便携式哈希WWT测定仪现场测定。

1.3.2 SAOR和SNOR的测定

SAOR测定：采用3个2L的烧杯A、B和C, 从反应器好氧区中取6L的污泥完全混合均匀, 均分后放入3个烧杯中, 将污泥液静置30分钟后倒去1L的上清液, 然后加入等量的超纯水进行搅拌淘洗, 再静置30分钟倒去上清液;重复此操作3次, 在3个烧杯中分别加入1L等浓度的NH4+-N溶液,将DO控制在4～6毫克/升, 每反应15分钟取一次样测定NH4+-N浓度, 根据公式（2-1）计算SAOR。

SNOR测定：采用3个2L的烧杯A、B和C，从反应器缺氧区中取6L的污泥完全混合均匀， 均分后放入3个烧杯中，将污泥液静置30分钟后倒去1L的上清液，然后加入等量的超纯水进行搅拌淘洗，再静置30分钟倒去上清液；重复此操作3次，在3个烧杯中分别加入1 L等浓度的NO2--N溶液，将DO控制在4～6毫克/升，每反应15分钟取一次样测定NO2--N浓度，根据公式（2-2）计算SNOR。

1.3.3 厌氧氨氧化速率测定

采用3个2L的烧杯A、B和C，从反应器厌氧区中取6L的污泥完全混合均匀，均分后放入3个烧杯中，将污泥液静置30分钟后倒去1L的上清液，然后加入等量的超纯水进行搅拌淘洗， 再静置30分钟倒去上清液；重复此操作3次，在3个烧杯中分别加入1Lc(NH4+-N): c(NO2--N)=1的溶液，然后通入氮气直至处于厌氧条件(DO < 0.2毫克/升)，最后将反应器用黑色塑料袋密闭严实，每反应15分钟取一次样测定NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度，在保证NO2--N浓度降低且NO3--N浓度基本未变的前提下，根据公式(3)计算厌氧氨氧化速率。

1.4 指标计算方法 1.4.1 亚硝氮积累率(NAR)

亚硝酸积累率的计算公式为：

式中，NO2--N和NO3--N分别表示好氧区末端NO2--N和NO3--N的浓度，毫克/升。

1.4.2 比氨氧化速率(SAOR)、比亚硝酸盐氧化速率(SNOR)

比氨氧化速率和比亚硝酸盐氧化速率的计算公式为：

式中，NH4,s+和NO2,s-分别表示硝化开始时NH4+-N和NO2--N的浓度（毫克/升）；NH4,e+和NO2,e-分别为硝化结束时NH4+-N和NO2--N的浓度（毫克/升）；MLVSS为污泥浓度（毫克/升）；t为硝化反应时间（时）。

1.4.3 厌氧氨氧化速率(AMXR)

厌氧氨氧化速率的计算公式为：

式中，NH4,s+表示厌氧氨氧化开始时NH4+-N的浓度（毫克/升）；NH4,e+表示厌氧氨氧化结束时NH4+-N的浓度（毫克/升）；MLVSS为污泥浓度（毫克/升）；t为厌氧氨氧化反应时间（时）。

1.4.4 污染物质量平衡计算

系统中氮污染物质平衡如图2所示，根据公式(4)可计算出厌氧、缺氧和好氧区的氮污染物质平衡，式中c1N、c2N和c3N分别为厌氧区末端、缺氧区末端和好氧区末端污染物浓度。

2 结果与讨论

2.1 氮污染物的去除性能研究

系统运行过程中NH4+-N和TN的去除情况如图3所示。由图 3(a)可以看出，各阶段NH4+-N的平均出水浓度分别为1.75、2.20、3.97和1.20毫克/升，平均去除率为96.64%、95.77%、92.36%和97.69%，各阶段出水NH4+-N的平均浓度均能满足一级A标准水质限值。系统较好的硝化作用与阶段Ⅰ和Ⅱ好氧区中充足的DO浓度(2～3毫克/升)以及阶段Ⅳ好氧区中充足的HRT(7.5h)直接相关，这与荣懿等研究结果相符，其研究表明A2/O系统好氧区DO浓度为2～3毫克/升、HRT为5.25h时，好氧区硝化作用可达最佳状态，NH4+-N去除率高达95.30%～97.32%，出水NH4+-N浓度为1.15～1.85毫克/升。阶段Ⅲ系统硝化效果不佳的主要原因是好氧区DO浓度低(0.3～0.7毫克/升)，且好氧区HRT不足(5.6 h)。由图 3(b)可以看出，系统运行过程中TN的去除效率呈递增趋势，各阶段平均出水TN浓度分别为14.55、11.86、10.11和7.03毫克/升，平均去除率为73.22%、78.37%、81.34%和87.83%。

图 3 各阶段下反应器对污染物的去除效果

系统运行过程中氮类污染物的沿程变化如图4所示。经物料衡算分析可以得出，除了系统的稀释作用外，各阶段NH4+-N主要是在生物池Ⅳ～Ⅷ(好氧区)中通过硝化作用去除，好氧区对NH4+-N的去除率分别为86.98%、60.31%、47.86%和86.17%，除了阶段Ⅲ以外，各阶段好氧区均具有较高的NH4+-N去除效率。与阶段Ⅰ和Ⅱ相比，阶段Ⅳ在降低好氧区DO浓度并提高好氧区分区比例的工况下，仍能保证好氧区对NH4+-N的高效去除。然而阶段Ⅰ～Ⅳ厌氧和缺氧区对NH4+-N的去除情况却有着明显的差异，经物料衡算分析可以得出， 各阶段厌缺区域NH4+-N的去除率分别3.3%、11.78%、18.56%和28.06%，可以看出系统运行过程中，厌氧和缺氧区对NH4+-N的去除效率呈现出明显的增长趋势。与阶段Ⅰ～Ⅲ相比，阶段Ⅳ缺氧区对NH4+-N的去除率已高达28.06%，推测此时缺氧区已发生一定程度的厌氧氨氧化现象，这是阶段Ⅳ高效脱氮的主要原因。由图 4(b)可以看出，NO3--N主要是在缺氧区中通过反硝化作用去除，经物料衡算分析可以得出，缺氧区在阶段Ⅰ～Ⅳ对NO3--N的去除效率分别为62.51%、58.37%、62.77%和66.69%，各阶段下缺氧区对NO3--N的去除情况无明显差异，然而好氧区在阶段Ⅰ～Ⅳ对NO3--N的生成情况却有着明显的降低趋势(334.19%、137.97%、129.45%和103.01%），阶段Ⅳ好氧区NO3--N的转化率仅为103.01%，这与阶段Ⅳ好氧区高效的NH4+-N去除率相矛盾，因此推测此时系统好氧区已发生一定程度的短程硝化现象。由图 4(c)可以看出，阶段Ⅰ和Ⅱ系统沿程NO2--N浓度几乎无明显变化，然而在阶段Ⅲ和Ⅳ系统好氧区内已发生了明显的NO2--N积累，各阶段好氧末端NO2--N的浓度分别为0.21、0.50、3.30和3.31毫克/升。

图 4 各阶段NH4+-N、NO3--N和NO2--N延程变化趋势

2.2 系统脱氮途径变化研究

系统运行过程中氮类污染物在宏观层面发生一定程度的变化，为了进一步验证系统脱氮途径的转变，还应在微观层面进行分析。系统运行过程中NAR、SAOR、SNOR和AMXR的变化规律如图5所示。由图 5(a)可以看出，4个阶段好氧末区NAR平均分别为1.74%、5.72%、40.47%和42.41%，阶段Ⅲ开始系统的NAR开始大幅增加。由图 5(b)可以看出，4个阶段SAOR(以N/VSS计)平均分别为0.248 3、0.237 0、0.158 8和0.138 5 g·(g·h)-1，SNOR(以N/VSS计)平均分别为0.293 5、0.278 7、0.165 6和0.092 1 g·(g·h)-1， 阶段Ⅱ增大缺氧区域使NOB活性降低幅度大于AOB，这与Irvin等的研究结果不谋而合， 其研究表明厌氧/缺氧期的延长使微生物长期处于饥饿状态，由于NOB比AOB更容易腐烂，NOB活性可能大幅度降低，从而实现AOB富集。阶段Ⅲ开始通过降低好氧区DO浓度与系统SRT可在一定程度上抑制AOB与NOB的活性，然而由于AOB具有更强的低氧亲和力和倍增速率，因此通过一定时间的适应，AOB的活性开始恢复，NOB的活性进一步降低，最终实现AOB的富集和NOB的淘洗，这与吴春雷等的研究成果相符，其运行的A2/O反应器在DO浓度为0.5～0.8毫克/升的工况下实现了AOB的富集、NOB的淘洗，NAR可达62%。从阶段Ⅲ开始，系统好氧区中的优势硝化菌群逐渐由AOB和NOB转变为AOB，因此系统好氧区中的脱氮途径也随之发生了转变，即由传统的全程硝化转变为短程硝化，从而实现了NO2--N的积累。系统通过内回流将好氧末端积累的NO2--N回流至生物池Ⅰ(厌氧区)，从而为AnAOB提供电子受体，这为厌氧氨氧化作用的发生创造了必要条件。从图 5(c)中可以看出，系统缺氧区AMXR呈现出明显的升高趋势，各阶段AMXR(以N/VSS计)平均分别为0.012、0.017、0.053和0.79 g·(g·h)-1.由于一些客观因素，如无法实现理想的厌氧环境、无法同时满足AOB和AnAOB的最佳污泥龄、较低的NO2--N积累量以及光合作用细菌对AnAOB的竞争性抑制等, 致使系统的厌氧氨氧化速率无法进一步得到提升, 即便如此与阶段Ⅰ相比，系统在阶段Ⅳ对TN的去除率提高了14.61%，出水平均TN浓度由14.55毫克/升降至7.03毫克/升，最终实现了深度脱氮的目的。

2.3 系统微生物种群结构

为了进一步在微生物层面上探究系统高效脱氮性能的原因，对系统内各阶段末的活性污泥(分别为A1、A2、A3和A4)进行微生物群落检测，由表3可以看出每个样品的覆盖度均大于99%，说明测序量能够涵盖样品中微生物群落结构信息，多样性指数分析结果具有较高的可靠性和真实性。表中Ace代表丰富度估计；Shannon指数是常用的多样性指数；Heip指数表示群落均匀度；系统细菌群落的丰富度、多样性和均匀度数值均是先降低后增加的趋势。细菌属水平上的Venn图。如图6所示，4个样本在属水平上共有的OTU数是620，占总OTU数的12.75%，这些菌群是各阶段活性污泥共有的菌群，说明4个样本的生物相似性不高，各阶段独有的OUT数分别为758、689、502和627，独有的OUT数占总OTU数分别为15.59%、14.17%、10.32%和12.89%，这表明系统中细菌多样性先减少后增加，这与从丰富度、多样性和均匀度方面得到的结论一致，主要归因于异养菌和好氧菌由于无法适应阶段Ⅱ增加缺氧区和阶段Ⅲ降低溶解氧而裂解死亡，随着阶段Ⅳ好氧区的增加，细菌活性又有所恢复。2222

表 3 样本测序数据666

属水平上7种功能细菌群落结构如图7所示。可以看出，AOB以Nitrosospira(其4个阶段的对比丰度分别为27.0%、29.4%、29.8%和36.6%，实测丰度分别为3.4%、3.2%、2.7%和3.1%)和Nitrosomonas(27.4%、29.4%、30.9%和33.4%, 3.4%、3.3%、2.8%和2.9%)为主, NOB以Nitrospira(14.5%、12.9%、12.2%和7.7%, 1.8%、1.4%、1.1%和0.7%)、Nitrococcus(17.8%、15.6%、15.4%和10.6%, 2.2%、1.7%、1.4%和0.9%)和Nitrobacter(12.9%、11.9%、9.9%和7.7%, 1.6%、1.3%、0.9%和0.7%)为主，这与吴春雷等的研究结果一致。通过增大好氧分区、降低DO浓度和SRT可提高系统中Nitrosospira和Nitrosomonas这两类AOB在属水平上的相对丰度，但降低了Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter这3类NOB在属水平上的相对丰度，这就是系统NAR宏观表现的原因。AnAOB以Candidatus Kuenenia(0.1%、0.3%、0.7%和1.4%, 0.01%、0.03%、0.06%和0.1%)和Candidatus Jettenia(0.3%、0.5%、1.1%和2.4%, 0.04%、0.06%、0.1%和0.2%)为主，这与Ma等的研究结果相符。阶段Ⅰ和Ⅱ系统中AnAOB含量极少，从阶段Ⅲ开始AnAOB在属水平上的相对丰度有所增加，阶段Ⅳ大幅上升，说明在阶段Ⅲ出现短程硝化反硝化的基础上，调整系统内的工况为阶段Ⅳ时，有利于AnAOB的生长，然而较低的SRT阻碍了AnAOB的进一步富集，并且异养菌在COD高于200毫克/升的厌氧区内对AnAOB具有竞争抑制性作用，但Molinuevo等的研究表明当COD浓度高于292毫克/升时才会对AnAOB产生绝对性的抑制作用，本系统COD浓度并没有达到对AnAOB造成绝对抑制作用的浓度，当然较高浓度的COD是本系统内AnAOB活性和相对丰度持续上升的主要限制因素，这也是AnAOB在属水平上的相对丰度最终只能稳定在2%的主要原因，即便如此，系统中厌氧区仍发生了较明显的厌氧氨氧化现象。如何在A2/O系统内消除较高COD浓度和较短SRT对AnAOB的抑制作用，从而进一步提升AnAOB的活性与相对丰度也是本课题组后续研究的重点。2222

菌属从柱状图低端往上依次为Nitrosospira、Nitrosomonas、Nitrospira、Nitrococcus、Nitrobacter、Candidatus Jettenia和Candidatus Kuenenia

图 7 属水平上7种功能细菌群落结构

2.4 系统脱氮机制初探

结合系统脱氮性能、脱氮途径和微生物种群结构(图1～7)的研究, 推测系统脱氮机制如图8所示, 系统脱氮的关键环节为AOB和NOB共培养阶段(阶段Ⅰ)、AOB筛分阶段(阶段Ⅱ～Ⅲ)与AnAOB富集阶段(阶段Ⅳ)，因此可将系统氮类污染物转化途径分为好氧区的(短程)硝化反应(阶段Ⅱ～Ⅲ)，厌缺区域的(短程)反硝化反应和厌氧氨氧化反应(阶段Ⅳ)。好氧区NH4+-N在AOB的作用下被氧化为NO2--N，有一部分NO2--N在NOB的作用下被氧化为NO3--N；回流系统将好氧区和出水中的NO3--N和NO2--N回流至缺氧区，使NH4+-N和NO2--N在AnAOB的作用下生成N2，NO3--N在反硝化菌和碳源的作用下也生成N2，最终达到深度脱氮的目的。

红色向上和向下箭头代表细菌丰度的增加和减少，蓝色代表 4个阶段均发生的反应，灰色代表Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ阶段均发生的反应。

图8 系统机制初探示意

3 结论

(1) A2/O短程硝化耦合厌氧氨氧化系统具有优良的脱氮性能，其最佳工况为阶段Ⅳ，即V厌缺:V好=4:4、DO为0.3～0.7毫克/升和SRT=15 d，此时系统出水NH4+-N和TN的平均浓度分别为1.20毫克/升和7.03毫克/升，去除率分别为97.69%和87.83%。

(2) 增大曝气分区比例、降低好氧区DO浓度和SRT等参数可实现A2/O系统中NOB的淘洗，AOB和AnAOB的富集，在阶段Ⅳ实现了部分短程硝化耦合厌氧氨氧化系统脱氮构建，此时NH4+-N在缺氧区的去除率为28.06%，好氧区末端NAR为42.41%，系统SAOR、SNOR和AMXR(以N/VSS计)分别为0.138 5、0.092 1和0.79g·(g·h)-1。

(3) Illumina MiSeq测序结果表明，A2/O短程硝化耦合厌氧氨氧化系统中AOB以Nitrosospira和Nitrosomonas为主，NOB以Nitrospira、Nitrococcus和Nitrobacter为主，AnAOB以Candidatus Kuenenia和Candidatus Jettenia为主，AOB、NOB和AnAOB在属水平上的实测丰度在阶段Ⅳ时分别为5.95%、2.2%和0.32%。