120d/t的一體化新農(nóng)村污水處理設(shè)備

厭氧氨氧化反應(yīng)(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(zhuǎn)化為氮?dú)獾纳锓磻?yīng)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(jī)物，供氧能耗、污泥產(chǎn)生量和CO2排放量大為減少，降低了運(yùn)行費(fèi)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(yīng)用情況進(jìn)行總結(jié)與討論。

1工藝原理

BRODA根據(jù)熱力學(xué)計(jì)算，在20世紀(jì)70年代提出了厭氧氨氧化的存在，認(rèn)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(jì)90年代中期首先對此進(jìn)行了實(shí)驗(yàn)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(yīng)方程式為：

該反應(yīng)合成細(xì)胞生物量的wei一碳源是碳酸氫鹽，表明這些細(xì)菌為化學(xué)自養(yǎng)細(xì)菌。亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽的過程中產(chǎn)生的還原當(dāng)量(能源)用于碳的固定。厭氧氨氧化細(xì)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(yīng)式中的NO2-來自于亞硝化反應(yīng)。傳統(tǒng)硝化反應(yīng)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(yīng)是通過調(diào)控，富集AOB，抑制或淘洗NOB，將硝化反應(yīng)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(yīng)器中進(jìn)行，一體式則在同1個反應(yīng)器中進(jìn)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(yīng)器結(jié)構(gòu)簡單，由于短程硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)在同一反應(yīng)器中進(jìn)行，基質(zhì)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(fù)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(shí)間才能恢復(fù)。

兩段式工藝亞硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)容易實(shí)現(xiàn)優(yōu)化控制，亞硝化反應(yīng)器中的異養(yǎng)微生物能夠降解污水中的有機(jī)物及其他有毒有害物質(zhì)，降低對厭氧氨氧化反應(yīng)的不利影響，因此系統(tǒng)運(yùn)行崩潰后容易恢復(fù)。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(jìn)行匹配，所以系統(tǒng)的設(shè)計(jì)較為復(fù)雜。

3影響因素

3.1溫度

生物硝化反應(yīng)在5～40℃均可進(jìn)行，但15℃為分界點(diǎn)。溫度高于15℃時(shí)，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(shí)例通常將亞硝化過程的溫度控制在30～35℃。

多數(shù)研究認(rèn)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(shí)也可以進(jìn)行穩(wěn)定的厭氧氨氧化反應(yīng)，RYSGAARD等指出在-1.3℃時(shí)，北極海底沉積物中的AAOB菌仍具有活性。低溫條件下反應(yīng)器中的AAOB菌的活性一直受到關(guān)注，一些研究結(jié)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(yīng)。但是也有研究指出，當(dāng)溫度降低到15℃時(shí)，生物膜反應(yīng)器內(nèi)開始積累NO2-，表明AAOB菌的活性受到了抑制。

3.2基質(zhì)含量和pH

厭氧氨氧化反應(yīng)的基質(zhì)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(zhì)氨對AAOB的影響較小，只有氨的質(zhì)量濃度超過1g/L才能抑制?；|(zhì)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(bào)道了質(zhì)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(zhì)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(zhì)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(zhì)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(zhì)量濃度為0.01～1mg/L，哪種細(xì)菌對FNA具有更高的耐受性，目前的研究結(jié)果仍相互矛盾。NO2-對AAOB的影響較大，當(dāng)NO2-的質(zhì)量濃度高于100mg/L時(shí)，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(xué)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(shí)，化學(xué)平衡向生成FA方向進(jìn)行;pH較低時(shí)，化學(xué)平衡向生成FNA方向進(jìn)行。當(dāng)pH分別大于8.0和低于6.0時(shí)，F(xiàn)A和FNA在體系內(nèi)所占比例迅速增大。經(jīng)計(jì)算，35℃水溶液中總NO2--N的質(zhì)量濃度為500mg/L、pH為7時(shí)，F(xiàn)NA的質(zhì)量濃度只有0.1mg/L。所以當(dāng)pH大于7時(shí)，F(xiàn)NA對AOB和NOB的抑制作用較為有限。

3.3DO含量

AAOB為嚴(yán)格厭氧菌，STROUS等指出，在DO含量為0.5%～2.0%空氣飽和度時(shí)，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(fù)。AOB和NOB都是嚴(yán)格好氧菌，當(dāng)AAOB和AOB共存在系統(tǒng)中時(shí)，AOB消耗了DO，所以即使DO的質(zhì)量濃度在高于0.2mg/L的條件下，AAOB也可以保持正?；钚?，這使得亞硝化結(jié)合厭氧氨氧化工藝的一段式系統(tǒng)成為可能。實(shí)際工藝中還利用顆粒污泥和填料富集微生物，形成DO內(nèi)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(shí)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(xiàn)中報(bào)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(zhì)量濃度宜控制在1.7mg/L以下;而HANAKI等認(rèn)為，在25℃時(shí)將DO的質(zhì)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(nèi)存在傳質(zhì)阻力，間接限制DO含量，抑制NOB。

3.4有機(jī)物

可生物降解有機(jī)物不直接影響AAOB，但能誘導(dǎo)反應(yīng)器內(nèi)普通異養(yǎng)菌(OHO)的生長。由于AAOB的生長速率比OHO低得多，當(dāng)存在過量的有機(jī)碳時(shí)，異養(yǎng)細(xì)菌將占據(jù)反應(yīng)器的主導(dǎo)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(jìn)水可降解COD和總NH4+-N的質(zhì)量濃度比需要低于0.5。另一方面，如果進(jìn)水中含有一定含量的可降解有機(jī)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(dāng)進(jìn)水中慢速降解COD:ρ(NH4+-N)低于0.5時(shí)，出水ρ(NO3--N)/ρ(NH4+-N)約4%;當(dāng)COD:ρ(NH4+-N)在1:1～1.5:1時(shí)，出水ρ(NO3--N)/ρ(NH4+-N)約1%。一些研究指出，當(dāng)進(jìn)水中含有醋酸鹽、甲醇等其他有機(jī)物時(shí)，COD:ρ(TN)達(dá)到2左右時(shí)，AAOB菌的活性受到抑制。LACKNER對14個生產(chǎn)性反應(yīng)器測試后指出，進(jìn)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(jìn)水COD:ρ(TN)提高至1.5時(shí)，AAOB可以與OHO共存。但進(jìn)水COD:ρ(TN)低于1:1。

3.5金屬離子

鐵是細(xì)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(jìn)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(xì)胞組分，Mg2+、Cu2+、Zn2+是酶的激活劑，能夠提高酶活性來促進(jìn)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(xué)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(jī)物。AOB和NOB形態(tài)各異，均為無芽孢的革蘭氏陰性菌，有復(fù)雜的細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)，有些借助鞭毛運(yùn)動，如Nitrosolobus，有些無鞭毛不能運(yùn)動，如Nitrospira。一般認(rèn)為AOB與NOB之間存在共生關(guān)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(xì)胞壁表面有火山口狀結(jié)構(gòu)，少數(shù)有菌毛。AAOB的細(xì)胞被厭氧氨氧化體膜(Anammoxosomemembrane)、細(xì)胞質(zhì)膜(Cytoplasmicmembrane)、胞漿內(nèi)膜(Intracytoplasmicmembrane)分隔成3個部分，分別為核糖細(xì)胞質(zhì)(Riboplasm)、厭氧氨氧化體(Anammoxosome)，以及外室細(xì)胞質(zhì)(Paryphoplasm)。2類硝化細(xì)菌和厭氧氨氧化菌生長習(xí)性見表1。

5工程化應(yīng)用

在厭氧氨氧化工藝的實(shí)際應(yīng)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(yīng)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(shí)際工程應(yīng)用的厭氧氨氧化技術(shù)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(yīng)器(SBR)形式截留微生物。

在所有的SBR厭氧氨氧化技術(shù)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(yīng)用，其核心是通過監(jiān)測pH的變化，來調(diào)整曝氣時(shí)間，進(jìn)而調(diào)整短程硝化和厭氧氨氧化的平衡;另一方面，該工藝?yán)盟π髌髡{(diào)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(zhì)的AOB從頂部溢流，較重的AAOB聚集在底部回流至反應(yīng)器。Strass污水處理廠實(shí)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(shè)的DEMON工藝是大的厭氧氨氧化工程，設(shè)計(jì)氮負(fù)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(yīng)器，早期的測流工藝傾向于采用兩段式系統(tǒng)，所以實(shí)際運(yùn)行時(shí)該Anammox反應(yīng)器與之前建好的亞硝化SHARON反應(yīng)器進(jìn)行耦合，形成了Sharon-Anammox反應(yīng)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(yīng)器。兩段式系統(tǒng)中的厭氧氨氧化反應(yīng)器和一體式反應(yīng)器均采用上向流連續(xù)式運(yùn)行，內(nèi)置斜板沉淀池，實(shí)現(xiàn)了對污泥顆粒的截留。

目前，一體式反應(yīng)器的應(yīng)用較為普遍，反應(yīng)器內(nèi)DO的質(zhì)量濃度控制在1mg/L左右，顆粒污泥內(nèi)外形成了DO含量梯度，外表適宜生長AOB，內(nèi)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(yùn)行時(shí)，TN負(fù)荷可達(dá)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(xué)聯(lián)合開發(fā)，在德國Haittingen污水處理廠首先得到應(yīng)用。工藝由3個MBBR反應(yīng)池和1個脫氣池組成，3個反應(yīng)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(yīng)池的每個分區(qū)都設(shè)置間歇曝氣，曝氣段和非曝氣段的時(shí)間分別為20～50min和10～20min，具體時(shí)間通過監(jiān)測在線電導(dǎo)率實(shí)施調(diào)整。工藝對TN的去除率達(dá)70%～80%，實(shí)際運(yùn)行TN負(fù)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(yīng)用，在測流系統(tǒng)中主要采用一體化的MBBR反應(yīng)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(nèi)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(shí)時(shí)控制DO含量。純MBBR系統(tǒng)DO的質(zhì)量濃度控制在0.5～1.5mg/L，IFAS系統(tǒng)DO的質(zhì)量濃度控制在0.3～0.8mg/L。

6主流工程化應(yīng)用

目前，厭氧氨氧化技術(shù)研究與工程應(yīng)用主要集中在工業(yè)廢水和污泥脫水液、垃圾滲濾液等領(lǐng)域，對于城市污水的應(yīng)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(fù)雜，開發(fā)適合城鎮(zhèn)污水的主流工藝具有重要的現(xiàn)實(shí)意義，同時(shí)也面臨著更大的挑戰(zhàn)。厭氧氨氧化技術(shù)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(jìn)。該廠將測流厭氧氨氧化系統(tǒng)剩余的AAOB和AOB補(bǔ)充到主流，雖然實(shí)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(shí)驗(yàn)顯示，NOB菌能適應(yīng)低氧環(huán)境，因此低氧運(yùn)行并不成功，而間歇曝氣等相關(guān)抑制NOB的技術(shù)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(shí)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(xiàn)了62%。該廠采用分段進(jìn)水多級A/O工藝，系統(tǒng)HRT為5.8h，污泥停留時(shí)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(nèi)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(shí)現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化的先天優(yōu)勢，缺氧、好氧交替運(yùn)行和短泥齡的工藝特征是實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化的關(guān)鍵原因。

另外，針對厭氧氨氧化反應(yīng)，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(guān)的試驗(yàn)證明了該結(jié)論。

7結(jié)語

脫氮和能量自給已成為污水處理的2大目標(biāo)。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(xué)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(yīng)用于測流等高氨氮廢水的處理工程中。

但是作為一項(xiàng)新技術(shù)，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(yīng)器的快速啟動方法，實(shí)現(xiàn)AAOB的快速有效富集，縮短反應(yīng)器的啟動時(shí)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(zhì)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(yùn)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(shù)(biological nutrient removal, BNR)作為應(yīng)用廣泛的污水處理技術(shù)之一, 多年來一直備受關(guān)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(xì)菌的碳源需求, 從而導(dǎo)致其生物脫氮除磷性能難以進(jìn)一步提升.城市污水處理廠進(jìn)水碳源不足導(dǎo)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(jìn), 城市污水處理廠勢必將面臨更為嚴(yán)格的出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn), 這其中氮和磷的降低至關(guān)重要.因此, 有必要尋找進(jìn)一步提升傳統(tǒng)BNR脫氮除磷效率的方法, 為實(shí)現(xiàn)傳統(tǒng)BNR工藝強(qiáng)化脫氮除磷奠定理論與技術(shù)基礎(chǔ).

面對進(jìn)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(zhì)碳源, 如乙酸鈉、葡萄糖、甲醇和乙醇等.但是, 高昂的藥品費(fèi)用會給城市污水處理廠帶來更大的經(jīng)濟(jì)負(fù)擔(dān), 而且外加優(yōu)質(zhì)碳源也會產(chǎn)生更多的剩余污泥, 因此, 這種方法在實(shí)際應(yīng)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(jìn)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(nèi)城市污水處理廠中幾乎沒有成功應(yīng)用的案例.

除了上述兩種對策以外, 面對城市污水處理廠進(jìn)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(jié)構(gòu)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(jì)、現(xiàn)實(shí).比如Cao等應(yīng)用改良四段式分段進(jìn)水工藝處理低C/N城市污水, 其研究表明當(dāng)4段A/O的流量分配比例為20：35：35：10時(shí), 系統(tǒng)處理效率達(dá)到*, 此時(shí)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(jìn)水工藝中同樣實(shí)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(guān)重要的作用卻鮮見報(bào)導(dǎo).基于此, 本文以低C/N(C/N<5)實(shí)際城市生活污水為研究對象, 通過由傳統(tǒng)式厭氧段進(jìn)水向預(yù)缺氧和厭氧兩段及預(yù)缺氧、厭氧和缺氧3段進(jìn)水方式的轉(zhuǎn)變, 探討分段進(jìn)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(jìn)水流量分配比例下系統(tǒng)內(nèi)部分微生物種群結(jié)構(gòu)的變化規(guī)律, 以期建立分段進(jìn)水改良A2/O工藝宏觀表現(xiàn)與微觀結(jié)構(gòu)的內(nèi)在關(guān)聯(lián).

1 材料與方法

 1.1 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行方式

中試反應(yīng)器的平面示意如圖 1所示. A2/O反應(yīng)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(yīng)器內(nèi)部設(shè)置了數(shù)塊隔板, 將反應(yīng)器分割成11塊相連的區(qū)域, 依次為預(yù)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(yīng)器內(nèi)部污水的流態(tài);反應(yīng)器不同區(qū)域的進(jìn)水流量通過閥門與電磁流量計(jì)控制, 溶解氧濃度通過轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制.

圖 1 中試反應(yīng)器平面示意
中試反應(yīng)器持續(xù)運(yùn)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(jìn)水;階段Ⅱ(24~47 d), 預(yù)缺氧區(qū)與厭氧區(qū)兩段進(jìn)水, Q預(yù)缺：Q厭=0.3：0.3;階段Ⅲ(48~71 d), 預(yù)缺氧區(qū)、厭氧區(qū)與缺氧區(qū)3段進(jìn)水, Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.2：0.2：0.2;階段Ⅳ(72~95 d), Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3;階段Ⅴ(96~119 d), Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.1：0.4.整個試驗(yàn)過程中, 總進(jìn)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(yīng)器的其它工況參數(shù)如表 1所示.

1.2 試驗(yàn)用水及接種污泥

中試反應(yīng)器的進(jìn)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(jìn)水水質(zhì)如表 2所示.反應(yīng)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(yīng), 系統(tǒng)對各項(xiàng)污染物的去除性能趨于穩(wěn)定狀態(tài).

表 2 中試反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)

1.3 試驗(yàn)指標(biāo)

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(biāo)準(zhǔn)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(yàn)階段的污泥樣均取自該階段后3 d的好氧池, 經(jīng)離心機(jī)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(jìn)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(jìn)行PCR, 確保擴(kuò)增效率和準(zhǔn)確性.引物對應(yīng)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(jìn)行文庫的構(gòu)建, 構(gòu)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(jìn)行上機(jī)測序.使用Cutadapt先對reads進(jìn)行低質(zhì)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(zhì)控得到原始數(shù)據(jù), 經(jīng)過以上處理后得到的reads需要進(jìn)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(jìn)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(jié)果與討論

2.1 不同進(jìn)水流量下污染物的去除性能

不同進(jìn)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(jìn)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(yàn)過程中系統(tǒng)均具有較強(qiáng)的硝化性能, 這與系統(tǒng)好氧區(qū)具有充足的水力停留時(shí)間(5.25 h)和溶解氧濃度(2~3mg·L-1)直接相關(guān).從圖 2(c)和2(d)中可以看出, 進(jìn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)水的模式可以提高系統(tǒng)脫氮除磷的性能;然而, 進(jìn)一步降低厭氧段進(jìn)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(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3)對污染物的去除效果達(dá)到*狀態(tài), 此時(shí)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(jī)物去除機(jī)制及相關(guān)菌屬相對豐度變化

不同進(jìn)水比例下COD在反應(yīng)器內(nèi)的沿程變化如圖 3所示.可以看出, 不同階段下反應(yīng)器內(nèi)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(xì)菌及其他異養(yǎng)型細(xì)菌代謝活動的有效利用. 圖 4為各階段系統(tǒng)進(jìn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(jìn)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(nèi)大量異養(yǎng)型細(xì)菌在屬水平上的相對豐度都隨著試驗(yàn)的進(jìn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(jìn)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(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(guān).
表 3 各階段下系統(tǒng)內(nèi)異養(yǎng)型菌屬的相對豐度

2.3 氮去除機(jī)制及相關(guān)菌屬相對豐度變化

不同進(jìn)水比例下NO3--N和NH4+-N在反應(yīng)器內(nèi)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(yīng)器內(nèi)缺氧區(qū), 且在相同的HRT(3.5 h)內(nèi), 缺氧區(qū)去除的NO3--N隨著其進(jìn)水流量分配比例的增大而增加.通過反硝化速率測定試驗(yàn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(yīng)器內(nèi)好氧區(qū), 且不同的進(jìn)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(qiáng)的硝化性能.結(jié)果表明, 氮在系統(tǒng)內(nèi)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(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(nèi)有4類反硝化細(xì)菌在屬水平上的相對豐度隨著試驗(yàn)的進(jìn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)水的模式可提高缺氧區(qū)反硝化細(xì)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(jìn)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(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(qiáng)的反硝化性能密切相關(guān).
表 4 各階段下系統(tǒng)內(nèi)反硝化菌屬的相對豐度

2.4 磷去除機(jī)制及相關(guān)菌屬相對豐度變化

不同進(jìn)水比例下PO43--P在反應(yīng)器內(nèi)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(jìn)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(shí)現(xiàn)的;而預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)水的模式將PO43--P的去除途徑改變?yōu)閰捬踽屃缀腿毖?、好氧攝磷. 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(jìn)水的模式給預(yù)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(nèi)碳源, 為反硝化除磷的發(fā)生創(chuàng)造了必要條件.在三段進(jìn)水的模式下, 缺氧段除磷量隨著缺氧段進(jìn)水比例的增加而減少, 這是因?yàn)楦嗟腘O3--N被反硝化細(xì)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(nèi)有5類PAOs在屬水平上的相對豐度隨著試驗(yàn)的進(jìn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(jìn)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(yù)缺氧、厭氧兩段進(jìn)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(qiáng)的除磷性能密切相關(guān).

表 5 各階段下系統(tǒng)內(nèi)聚磷菌屬的相對豐度

2.5 污泥性狀及相關(guān)菌屬豐度變化

不同進(jìn)水比例下系統(tǒng)好氧池內(nèi)MLSS、MLVSS和SVI如圖 8所示.據(jù)相關(guān)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(yàn)的進(jìn)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(shí), 好氧池活性污泥平均VSS/TSS由階段Ⅰ的0.73升至0.84. 結(jié)果表明, 預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)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(jìn)水的模式, 增大了系統(tǒng)內(nèi)底物濃度梯度, 菌膠團(tuán)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(tuán)的生長提供了有利的生存環(huán)境.因此, 隨著試驗(yàn)的進(jìn)行, 系統(tǒng)活性污泥的沉降性能也在逐漸改善, 整個試驗(yàn)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(nèi)分別有3類絲狀菌和2類菌膠團(tuán)在屬水平上的相對豐度隨著試驗(yàn)的進(jìn)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(jìn)水的模式相比, 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)水的模式更有利于絲狀菌的淘汰、菌膠團(tuán)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(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)水的模式更有利于這3類絲狀菌的淘汰、2類菌膠團(tuán)的富集, 這與系統(tǒng)較好的污泥沉降性能密切相關(guān).

表 6 各階段下系統(tǒng)內(nèi)絲狀菌屬和菌膠團(tuán)屬的相對豐度

3 結(jié)論

(1) 預(yù)缺氧、厭氧兩段和預(yù)缺氧、厭氧及缺氧三段進(jìn)水的模式可有效提高A2/O系統(tǒng)的脫氮除磷性能, 進(jìn)水比例為Q預(yù)缺：Q厭：Q缺=0.1：0.2：0.3, 此時(shí)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(jìn)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(guān).

(3) 多段進(jìn)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(tuán)菌屬的富集密切相關(guān).

120d/t的一體化新農(nóng)村污水處理設(shè)備