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《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)規(guī)定了TN的一級A排放標準限值為15mg·L-1 ，NH4+-N的一級A排放標準限值為5mg·L-1。2016年以來，各地相繼發(fā)布了城鎮(zhèn)污水處理廠的污染物地方排放標準，其中的出水氮指標愈加嚴格。例如，北京市的《城鎮(zhèn)污水處理廠水污染物排放標準》(DB11/890-2012)中TN和NH4+-N的一級A標準限值分別調至10mg·L-1 和1.0(1.5)mg·L-1 。更嚴格的排放標準也給污水處理廠的生物脫氮工藝提出了更高要求。

以前置缺氧反硝化(缺氧-好氧，anoxic-oxic，AO)為代表的生物脫氮工藝是主流的生活污水脫氮技術。在相關的工程應用中，一般采取增大內回流比的方式來提高工藝的脫氮效率。然而，內回流液來自于曝氣區(qū)，其溶解氧含量較高，導致缺氧區(qū)不能保持理想的缺氧狀態(tài)，從而限制了脫氮效率的提升，且很難實現(xiàn)深度脫氮。若在好氧段的后端增加缺氧段形成后置缺氧段，即構成了缺氧-好氧-缺氧(anoxic-oxic-anoxic，AOA)工藝，便可充分利用微生物胞內糖原或聚羥基脂肪酸酯驅動反硝化來進行脫氮。該工藝不僅脫氮效果好，還可利用內碳源以節(jié)省費用，并在一定程度上減少剩余污泥的產量、降低污泥處置費用，是一種有發(fā)展?jié)摿Φ募夹g。然而，由于微生物自身存儲碳源不足，在長時間的好氧反應后，細胞內的碳源大多已被氧化，此時細胞處于饑餓狀態(tài)，導致后置缺氧區(qū)的內源反硝化效率較低，故仍需采用提高污泥濃度、促進短程硝化反硝化等措施以提高后置缺氧區(qū)的反硝化效率。

本研究在中試規(guī)模裝置的后置缺氧區(qū)添加生物填料，以提高系統(tǒng)內污泥濃度，并通過添加羥胺調控不同硝化細菌以實現(xiàn)短程硝化反硝化，再優(yōu)化外回流比以提升整體脫氮，以期為污水深度脫氮工藝的進一步工程化應用提供參考。

1、材料與方法

1.1 進水和接種污泥

實驗用水取自北京市某再生水廠曝氣沉砂池，具有低C/N的特點。該水樣平均COD為172mg·L-1，平均BOD5為95mg·L-1，平均TP為3.2mg·L-1，平均堿度為725mg·L-1，平均NH4+-N為42.8mg·L-1，平均NO2--N和NO3--N均小于1.0mg·L-1。裝置中接種的污泥取自該廠多級AO生化池，其MLSS為5610mg·L-1、MLVSS為4160mg·L-1。

1.2 中試裝置

中試裝置含進水箱、進水管路、提升泵、反應器、氣泵、二沉池、回流管路及排水管路等部件，其流程見圖1。進水從進水箱通過提升泵輸送至反應器。反應器總容積3m3，劃分為6格。其中，缺氧區(qū)分為2格(A1、A2)，好氧區(qū)分為3格(O1、O2、O3)，而后置缺氧區(qū)僅有1格(A3)。好氧區(qū)通過氣泵進行供氣。3個區(qū)域內均填充有聚乙烯生物填料，填充比例分別為10%(缺氧區(qū))、10%(好氧區(qū))、50%(后置缺氧區(qū))。反應器出水進入二沉池后進行沉淀分離，二沉池的容積為0.785m3，回流管路設置于底部錐形漏斗。部分沉淀污泥經過外回流管路通過提升泵回到缺氧區(qū)，出水及剩余污泥則外排。

1.3 運行參數

該中試裝置的設計處理水量為4.41m3·d-1，總水力停留時間(HRT)為16.2h。缺氧區(qū)、好氧區(qū)和后置缺氧區(qū)的HRT分別為3.7、8.8和3.7h。在運行過程中，通過控制排泥速度將系統(tǒng)中污泥質量濃度控制在3500~5500mg·L-1。在運行末期，3個區(qū)域內生物膜對應的污泥質量濃度均低于1g·L-1。初始污泥外回流比設置為100%。好氧區(qū)溶解氧(DO)維持在1~4mg·L-1。在裝置運行過程中，投加至好氧區(qū)的羥胺質量濃度為5mg·L-1。

在掛膜結束后，將運行過程分為3個階段，相應的運行時間及控制條件如表1所示。階段1為對照階段，用以考察該工藝在常規(guī)運行條件下的脫氮效果；階段2為強化脫氮階段，即在階段1基礎上，通過在好氧區(qū)投加羥胺以積累NO2--N進而促進短程反硝化，用以考察系統(tǒng)的強化脫氮效果；階段3為深度強化脫氮階段，即在階段2的基礎上，通過提高外回流比，用以進一步考察系統(tǒng)的強化脫氮潛力。

1.4 水質監(jiān)測

每天進行水質監(jiān)測，主要監(jiān)測指標有NH4+-N、TN、NO2--N和NO3--N。進出水樣品分別來自進水箱和二沉池，其余各處理段水樣采自各池體的出水口。將水樣采用0.45μm中速濾紙過濾后方可進行分析。所有指標均采用標準方法測定。溫度、DO采用WTW340i測定。

微生物樣品采自接種污泥，以及缺氧區(qū)、好氧區(qū)和后置缺氧區(qū)的填料。利用十二烷基苯磺酸鈉(SDS)法獲得菌體DNA，用瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA純度和濃度。以稀釋的基因組DNA為模板，使用帶Barcode的特異引物和高效保真酶進行PCR。PCR產物用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測，純化后在48RXNS文庫構建，在IonS5TMXL進行上機測序。序列在IlluminaHiSeq4000平臺上進行分類分析。

1.5 計算方法

為充分了解短程硝化反硝化的程度，采用式(1)計算好氧區(qū)出水中的亞硝酸鹽氮積累率(nitriteaccumulationrates，NAR)。

式中：C(NO2--N)和C(NO3--N)分別代表好氧區(qū)出水中NO2--N和NO3--N的質量濃度，mg·L-1。

2、結果與討論

2.1 系統(tǒng)的整體脫氮效果

在掛膜馴化完成后，生物膜耦合AOA系統(tǒng)對NH4+-N和TN的去除效果如圖2所示。在3個不同運行階段，系統(tǒng)均可穩(wěn)定去除NH4+-N。在進水NH4+-N平均質量濃度分別為38.5、34.3和38.5mg·L-1 的條件下，出水NH4+-N質量濃度均可低于1.0mg·L-1 ，其平均去除率分別為97.67%、98.40%和97.41%。結果表明，羥胺的投加基本不會影響系統(tǒng)對NH4+-N的去除。在此基礎上增大外回流比后，系統(tǒng)對TN的去除效率明顯提升。在對照階段(階段1)，系統(tǒng)進水TN保持在約39.4mg·L-1，出水平均TN為20.7mg·L-1，平均去除率僅為47.1%。而在好氧區(qū)投加羥胺之后(階段2)，進水TN雖稍有降低(均值為35.3mg·L-1)，但其平均值降至16.0mg·L-1，平均TN去除率則增至54.7%。當外回流比調整為140%(階段3)時，系統(tǒng)的進水平均TN為39.2mg·L-1，而出水平均TN卻降至11.3mg·L-1，平均去除率增至71.3%。在階段3的前期，因疫情導致系統(tǒng)重啟動的影響，使得系統(tǒng)出水平均TN有所升高，但到后期，出水TN仍穩(wěn)定低于10.0mg·L-1。

該中試裝置所在的北京市某再生水廠的處理工藝包含多級AO、雙層矩形平流沉淀池、超濾深度處理等工藝段，其出水TN低于15mg·L-1，可滿足北京市地方標準《城鎮(zhèn)污水處理廠水污染物排放標準》(DB11/890—2012)B級標準。而本裝置的出水TN持續(xù)低于10mg·L-1，說明中試研究取得了較好效果。

2.2 各工藝段的脫氮貢獻

由于系統(tǒng)對NH4+-N的去除主要發(fā)生在好氧區(qū)內，且3個階段的去除效率高度一致，故本節(jié)僅分析TN的去除情況。計算3個階段內各典型周期的缺氧、好氧和后置缺氧區(qū)脫氮貢獻情況，結果如圖3所示。

在階段1，TN的去除集中發(fā)生在缺氧區(qū)A1池(33%)和后置缺氧區(qū)A3池(12%)；在階段2，投加羥胺后TN的去除集中發(fā)生在缺氧區(qū)(36%)、后置缺氧區(qū)(9%)和二沉池(8%)；在階段3，隨著外回流比的增大，在系統(tǒng)的3個區(qū)域中均出現(xiàn)了TN的去除現(xiàn)象。其中，缺氧區(qū)、好氧區(qū)、后置缺氧區(qū)的TN去除貢獻率分別為39%、13%和34%。

在階段1，TN的去除僅發(fā)生在缺氧區(qū)A1池，說明A2池已無可利用外碳源，故推測A1池中已出現(xiàn)碳源不足，后置缺氧區(qū)對TN的去除為內源反硝化過程的結果。在階段2投加羥胺后，缺氧區(qū)與后置缺氧區(qū)的TN去除效率與階段1接近，而在階段2的二沉池中出現(xiàn)了TN被去除的現(xiàn)象，說明在二沉池中污泥發(fā)生了內源反硝化。在階段3，缺氧區(qū)TN去除率較階段1提升了6%，后置缺氧區(qū)較階段1提高了22%。不僅如此，好氧區(qū)也表現(xiàn)出對TN的去除作用，且去除率超過10%。該結果表明在好氧區(qū)內存在同步硝化反硝化過程。綜上所述，在于好氧區(qū)內投加羥胺的條件下，生物膜耦合AOA系統(tǒng)對TN的去除效率得以大幅提升，且后置缺氧區(qū)的去除貢獻最大。

2.3 系統(tǒng)強化脫氮的機理

2.3.1 短程硝化促進后置缺氧區(qū)內源反硝化效能的提升

監(jiān)測了好氧區(qū)的出水指標NO3--N及NO2--N，并根據數據計算了亞硝酸鹽氮積累率，結果如圖4所示。在階段1，好氧區(qū)的出水中未檢測到NO2--N，說明系統(tǒng)在此階段全程進行硝化反應；在階段2中投加羥胺后的1周內，NAR一直較低(<5%)，但從第2周開始，NAR迅速上升，并在5d內達到47.4%；在階段3時繼續(xù)投加羥胺、增大外回流比的條件下，NAR持續(xù)升高，最高達到70%。

受新冠疫情影響，該裝置停運了一段時間。系統(tǒng)重新啟動后，受新加污泥的影響，前期短程硝化進程被破壞。隨著羥胺的持續(xù)投加，NO2--N得以快速積累，最終在羥胺投加第13d時積累率升至75%。之后，在進水TN保持穩(wěn)定的條件下，NO2--N積累率繼續(xù)上升并穩(wěn)定保持在約90%，最高積累率為97%。在實驗進行末期，進水TN出現(xiàn)較大波動，而出水NO3--N有所提升，但NAR仍保持在約70%。

以上分析表明，通過在好氧區(qū)投加質量濃度為5mg·L-1的羥胺可抑制NOB活性，使硝化停留在NO2--N階段，從而實現(xiàn)了短程硝化。該過程與已有研究結果基本一致。XU等發(fā)現(xiàn)：在投加羥胺的質量濃度為10mg·L-1時，SBR中會出現(xiàn)NO2--N快速積累的現(xiàn)象，平均積累率達到了99.8%。通過FISH檢測還證明，AOB的豐度遠遠高于NOB。HAO等在完全硝化濾池中添加質量濃度(以氮元素的質量濃度計)為2.5mg·L-1的羥胺，通過監(jiān)測NO2--N的積累量，證明羥胺對NOB有抑制作用，且恢復完全硝化需要至少30d，說明添加羥胺能促進短程硝化的實現(xiàn)。

本研究與BRACKLOW等和VOCKS等的研究結果一致。在未添加外部碳源時，后置缺氧段微生物利用胞內糖原或PHA驅動反硝化脫氮，促進了TN的去除。還有研究表明，當內碳源被作為反硝化碳源時，NO2--N的還原速率為NO3--N的1.6倍。這與本研究的結果基本一致，即在相同HRT條件下，系統(tǒng)在階段3實現(xiàn)了穩(wěn)定的NO2--N積累，使得在階段3系統(tǒng)的TN去除率高于階段1，且NO2--N積累得越多，TN去除率增得更大。

綜上所述，在階段1，缺氧區(qū)及后置缺氧區(qū)對TN的去除路徑為全程反硝化；在階段2，由于剛開始投加羥胺，系統(tǒng)短程硝化效果尚未穩(wěn)定，此時NO2--N與NO3--N共同存在，缺氧區(qū)和后置缺氧區(qū)對TN的去除路徑為短程反硝化和全程反硝化；在階段3，系統(tǒng)已進入穩(wěn)定期，主要生成NO2--N并伴有少量NO3--N，此時的缺氧區(qū)和后置缺氧區(qū)中TN去除路徑主要為短程反硝化。由于短程反硝化比全程反硝化速度快、碳源消耗少，故在階段3后置缺氧區(qū)的脫氮效果得到了大幅提升。又由于缺氧區(qū)內消耗的碳源量降低，使得未消耗的碳源進入了好氧區(qū)，促使同步硝化反硝化發(fā)生，故進一步提升了好氧區(qū)內的脫氮效果。

2.3.2 微生物群落結構分析

微生物的群落組成可在一定程度上反映環(huán)境條件。取實驗末期(第140天)各區(qū)域填料上生物膜中的微生物進行高通量測序，并與接種污泥中的微生物群落進行了對比。圖5為各樣品微生物在屬水平上的構成。

3個區(qū)域中主要優(yōu)勢菌均包含Acinetobacter (不動桿菌屬)。由于Acinetobacter屬細菌既可參與硝化反應又可參與反硝化反應，故該菌屬已發(fā)展成為脫氮系統(tǒng)的主要優(yōu)勢菌。該菌在后置缺氧區(qū)內豐度最高，說明其可能是進行內源反硝化的主要微生物。另外，在后置缺氧區(qū)，反硝化菌Bacillus (芽孢桿菌屬)和Thermomonas (嗜熱單胞菌屬)的富集現(xiàn)象說明該區(qū)域發(fā)生的反硝化可能還與這2種菌有關。

Dok59為缺氧區(qū)的主要優(yōu)勢菌屬，屬于變形菌門，可參與異養(yǎng)反硝化，亦為厭氧氨氧化反應器的優(yōu)勢菌屬之一。Dok59在缺氧區(qū)中豐度最高，說明其既可利用碳源進行反硝化，又可參與厭氧氨氧化。厭氧氨氧化菌CandidatusBrocadia在接種污泥中占比幾乎為0，而在實驗末期缺氧區(qū)的填料生物膜中明顯增加，占比為0.7%。故推測，可能是來水中的氨氮及回流帶來的NO2--N為該菌的生長提供了必要基質。分析缺氧區(qū)進出水中的NH4+-N監(jiān)測數據后發(fā)現(xiàn)，缺氧區(qū)存在對NH4+-N的去除現(xiàn)象，去除率最高為9.4%。因此，以上2種菌在缺氧區(qū)的富集共同促進了在低C/N進水條件下NH4+-N和TN的去除。

Caldilinea為好氧區(qū)的第2優(yōu)勢菌屬。該菌可消耗有機物，并將NO3--N和NO2--N作為電子受體，故在好氧區(qū)內實現(xiàn)同步硝化反硝化可能與該菌的存在有關。

Nitrospira (硝化螺菌屬)可將NO2--N氧化成NO3--N，是污水處理系統(tǒng)中常見的NOB。Nitrospira在接種污泥里占比1.3%。經過140d的運行，其在缺氧區(qū)、后置缺氧區(qū)和好氧區(qū)填料中占比分別降至0.1%、0.3%和0.2%，從而印證了該系統(tǒng)已實現(xiàn)了短程硝化反硝化。

微生物群落結構分析結果表明，通過在中試規(guī)模AOA系統(tǒng)中添加羥胺可有效抑制NOB生長，實現(xiàn)較穩(wěn)定的NO2--N積累，并在強化后置缺氧區(qū)脫氮的同時提升了系統(tǒng)的脫氮效果。因此，羥胺可應用于短程硝化的實際工程中，本結果可為實現(xiàn)城市污水主流工藝的短程硝化反硝化深度脫氮提供參考。

2.4 生物膜耦合AOA工藝的經濟性分析

實現(xiàn)短程硝化是生物膜耦合AOA工藝提升TN去除率的重要途徑，而羥胺的投加是亦非常關鍵。由于運行成本是城鎮(zhèn)污水處理廠選擇藥劑的重要指標，故通過對比篩選污水處理廠常用藥劑，以確定最佳投放碳源種類。

表2為投加羥胺或其他常用碳源的費用對比。由于投加的羥胺質量濃度較低，在處理相同規(guī)模的污水時，每日投加量遠低于乙酸鈉和葡萄糖的投加量。盡管羥胺單價稍高，但處理單位體積污水增加成本僅為投加乙酸鈉時的60%、投加葡萄糖時的80%，可降低運行成本。此外，羥胺僅需在好氧池投加，降低了操作的運維難度；而通過實現(xiàn)短程硝化，可降低系統(tǒng)的污泥排放量，從而省下部分污泥處理處置費用。

3、結論

1)通過投加羥胺和優(yōu)化系統(tǒng)外回流比，實現(xiàn)了生物膜耦合AOA系統(tǒng)的強化深度脫氮，出水平均TN由20.7mg·L-1降至11.3mg·L-1，后期出水穩(wěn)定低于10.0mg·L-1。在羥胺投加質量濃度5mg·L-1、外回流比140%的條件下，后置缺氧區(qū)的TN去除率提升了22%、缺氧區(qū)提升了6%、好氧區(qū)提升了12%。

2)系統(tǒng)通過投加羥胺實現(xiàn)了好氧區(qū)短程硝化、缺氧及后置缺氧區(qū)短程反硝化。當系統(tǒng)穩(wěn)定運行時，好氧區(qū)亞硝酸鹽氮積累率維持在70%以上，最高可達97%。同時，由于后置缺氧區(qū)短程反硝化消耗碳源降低，提升了好氧區(qū)同步硝化反硝化與缺氧區(qū)內源反硝化的脫氮能力。

3) Acinetobacter為系統(tǒng)中的優(yōu)勢菌屬，其可在好氧區(qū)進行硝化、在缺氧及后置缺氧區(qū)進行反硝化。Caldilinea為好氧區(qū)反硝化的承擔者。Dok59為缺氧區(qū)主要反硝化菌，可聯(lián)合CandidatusBrocadia進行厭氧氨氧化脫氮。Bacillus和Thermomonas在后置缺氧區(qū)的富集有助于該區(qū)域內的TN去除。羥胺的投加導致亞硝酸鹽氧化菌Nitrospira生長受到明顯抑制，從而實現(xiàn)了短程硝化反硝化。