李佳¹, 张亮², 刘杰¹, 林甲¹, 宋新新¹, 江瀚¹, 彭永臻², 刘鑫淼³, 伊锋⁴
1. 北京首创股份有限公司, 北京 100044;
2. 北京工业大学, 城镇污水深度处理与资源化利用国家工程实验室, 北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心, 北京 100124;
3. 天津宁河首创污水处理有限公司, 天津 301500;
4. 北京市水务局, 北京 100038
收稿日期: 2020-09-07; 修回日期: 2020-11-19; 录用日期: 2020-11-19
基金项目: 国家水体污染控制与治理科技重大专项项目（No.2017ZX07102-003）
作者简介: 李佳(1994-), 女, E-mail:lijia@capitalwater.cn
通讯作者（责任作者）: 刘杰(1980—), 女, 高级工程师, 博士, 主要从事厌氧氨氧化技术开发及工业园区污水处理技术开发, E-mail:liujie@capitalwater.cn
林甲(1984—), 男, 高级工程师, 博士, 主要从事高浓度污水处理及污泥厌氧消化方向研究, E-mail:linjia@capitalwater.cn

摘要：调研了北方某城市污水处理厂缺氧池亚硝态氮积累的现象.该污水处理厂采用传统厌氧/缺氧/好氧（A/A/O）工艺，在缺氧池中存在稳定的短程反硝化过程，且缺氧池中亚硝态氮积累率最高可达88.4%.16S rRNA高通量测序分析表明Saccharibacteria_genera_incertae_sedis和Thauera可能是导致该厂缺氧池亚硝态氮积累的主要菌种，而短程反硝化现象出现的主要原因可能为外加碳源乙酸钠和系统较高的pH值.取活性污泥在COD/NO₃^--N为2~5条件下进行反硝化批次试验，结果表明硝态氮的还原速率均高于亚硝态氮的还原速率，且最大硝态氮到亚硝态氮的转换率均在50%左右.但碳源充足时，积累的NO₂^-会在NO₃^-被还原完后继续发生还原反应，从而导致最终亚硝态氮积累效果变差.本研究，以乙酸钠为碳源，COD/NO₃^--N为3可使反硝化过程获得最高亚硝态氮积累.因此，控制合适COD/NO₃^--N或缺氧反应时间是短程反硝化工艺运行的关键控制参数.本研究可为实际污水处理厂构建短程反硝化并进一步耦合厌氧氨氧化技术提供参考.
关键词：短程反硝化缺氧池城市污水生物脱氮
Investigation of the phenomenon and influencing factor of partial denitrification in anoxic zone of a municipal wastewater treatment plant
LI Jia¹, ZHANG Liang², LIU Jie¹, LIN Jia¹, SONG Xinxin¹, JIANG Han¹, PENG Yongzhen², LIU Xinmiao³, YI Feng⁴
1. Beijing Capital Company Limited, Beijing 100044;
2. National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124;
3. Tianjin Ninghe Capital Sewage Treatment Company Limited, Tianjin 301500;
4. Beijing Water Authority, Beijing 100038
Received 7 September 2020; received in revised from 19 November 2020; accepted 19 November 2020
Abstract: In this study, the phenomenon of nitrite accumulation in anoxic zone of a municipal wastewater treatment plant (WWTP) in northern china was investigated. The WWTP is a traditional anaerobic-anoxic-oxic (A/A/O) process, stable partial denitrification in the anoxic zone with the highest nitrite accumulation ratio of 88.4% was observed in anoxic zone. 16S rRNA amplicon sequencing analysis indicated that Saccharibacteria_genera_incertae_sedis and Thauera might be the main function bacterium for the nitrite accumulation in anoxic zone of this WWTP. And the addition of carbon source sodium acetate and the high pH value of the system might be the main reasons for the achievement of partial denitrification. Denitrification batch test was carried out with activate sludge under COD/NO₃^--N with 2~5, the result showed that the reduction rate of nitrate was always higher than that of nitrite, and the maximum nitrate to nitrite transformation ratio was all about 50%. However, when the carbon source was sufficient, the accumulated nitrite would continue to be reduced after the nitrate was completely reduced, leading to the final worse nitrite accumulation. In this research, with the sodium acetate as carbon source, the denitrification process obtained the highest accumulation of nitrite when COD/NO₃^--N was 3. Thus, controlling an appropriate COD/NO₃^--N or anoxic reaction time were the key control parameters for the operation of partial denitrification. This study can provide references for the construction of partial denitrification and further coupling of anammox process in real municipal WWTP.
Keywords: partial denitrificationanoxic zonemunicipal wastewaterbiological nitrogen removal
1 引言(Introduction)厌氧氨氧化技术因其节约曝气能耗、节省碳源消耗、减少污泥产量等多种优势而备受关注(van Loosdrecht et al., 2014).其反应过程为, 缺氧环境中氨氮(NH₄⁺-N)和亚硝态氮(NO₂^--N)在厌氧氨氧化菌的作用下生成氮气(N₂)(式(1))(Strous et al., 1998).目前, 厌氧氨氧化脱氮技术已成功应用于高氨氮废水的处理中, 如污泥消化液、垃圾渗滤液等, 但其在低基质主流城市污水处理中的应用仍存在一些瓶颈(Lackner et al., 2014).其中, 稳定的NO₂^--N来源是厌氧氨氧化技术在主流城市污水处理中成功应用的主要问题.在生物脱氮过程中, NO₂^--N的获取主要有两个途径, 短程硝化(NH₄⁺-N→NO₂^--N)和短程反硝化(NO₃^--N→NO₂^--N).目前, 国内外****针对城市污水短程硝化的调控提出了一些控制策略, 如低溶解氧(DO)、间歇曝气等(Gu et al., 2012; Lauren et al., 2016; Wang et al., 2016).短程硝化/厌氧氨氧化技术已取得阶段性的成果, 但在主流城市污水处理的应用与推广中仍存在工艺稳定性及出水硝态氮浓度高等诸多问题(Du et al., 2019b).

(1)

短程反硝化技术是近年来城市污水厌氧氨氧化应用研究领域的重要方向.短程反硝化是指在反硝化过程中将NO₃^--N还原为NO₂^--N并使产生的NO₂^--N不再进一步发生还原反应, 由此得到中间产物NO₂^--N的积累(Si et al., 2018).与传统硝化-反硝化脱氮工艺相比, 将短程反硝化耦合厌氧氨氧化技术应用于城市污水处理中可节省约80%的碳源和50%的曝气能耗(Le et al., 2019).关于实现稳定短程反硝化的控制策略已有诸多报道.研究表明, 高NO₃^--N浓度、低COD/NO₃^--N、高pH、碳源种类、抑制因子等均可有效的使反硝化过程产生NO₂^--N积累(Du et al., 2019b).Cao等在序批式反应器(SBR)中以厌/缺氧污泥为种泥, 通过控制COD/NO₃^--N为3, 使NO₃^--N到NO₂^--N转化率(NTR)高达80%且长期稳定运行108 d(Cao et al., 2013).在Shi等的研究中, 通过调控实际生活污水pH为9.0成功启动了短程反硝化系统, 菌群结构得到优化, 在停止调控pH后NTR仍稳定维持在88.0%(Shi et al., 2019).
虽然短程反硝化可以通过工艺参数调控实现, 但目前稳定短程反硝化的启动与运行主要集中在SBR, 且大部分试验采用配水(Cao et al., 2013; Du et al., 2016; Cao et al., 2017; Du et al., 2019a; Qian et al., 2019; Shi et al., 2019).在以实际城市生活污水为原水的连续流工艺中报道甚少, 短程反硝化技术在实际污水处理厂中的应用仍需要进一步研究支持.此外, 城市污水处理厂水量较大, 接种短程反硝化污泥存在困难, 短程反硝化技术的应用有赖于污泥的原位培养驯化.因此, 对主流城市污水短程反硝化的原位启动及其短程反硝化特性的研究非常有必要.
本研究针对天津某城市污水处理厂缺氧池亚硝态氮积累现象进行了长期调研, 对污水处理厂沿程数据及活性污泥在不同SCOD/NO₃^--N下的短程反硝化特性进行研究, 并进一步采用16S rRNA高通量测序对活性污泥的菌群结构进行了分析.基于上述的研究结果, 对缺氧池产生亚硝态氮积累的关键因素进行了讨论, 并提出了短程反硝化工艺的运行优化控制策略.本研究可为实际污水处理厂构建短程反硝化并进一步耦合厌氧氨氧化技术提供参考.
2 试验材料与方法(Materials and methods)2.1 污水水质和生化池运行情况该城市污水处理厂地处天津市, 污水处理能力为1.2×10⁴ m³ · d^-1, 采用传统厌氧/缺氧/好氧(A/A/O)工艺用于有机物和氮、磷污染物质的去除.该厂设有两座生化池, 单池有效容积为4230 m³, 单池厌氧池、缺氧池及好氧池有效容积分别为480、950和2800 m³, 图 1为单侧生化池示意图.生化池进水水质如表 1所示.该厂具体的运行参数如下：污泥回流和硝化液回流分别为60%~100%和200%~300%；生化池水力停留时间为16.92 h, 其中厌氧池、缺氧池和好氧池的水力停留时间分别为1.92、3.80和11.20 h；污泥龄控制在9~15 d；好氧池混合液悬浮污泥浓度(MLSS)和溶解氧(DO)分别为(5399±422) mg · L^-1和2.17~3.66 mg · L^-1；工艺系统运行的温度为11.8~25.9 ℃.
表 1(Table 1)

表 1 城市污水的主要水质指标 Table 1 Main water characteristics of the municipal sewage

表 1 城市污水的主要水质指标 Table 1 Main water characteristics of the municipal sewage 指标 生化池进水浓度/(mg·L-1) 生化池进水平均浓度/(mg·L-1) TIN 15.4~25.0 19.6 NH4+-N 13.0~24.2 18.9 NO2--N 0~1.0 0.1 NO3--N 0.1~2.7 0.6 PO43--P 1.2~2.3 1.8 SCOD 34.6~147.0 75.4

图 1(Fig. 1)

图 1 污水处理厂AAO工艺示意图 Fig. 1Schematic diagram of the AAO system in the wastewater treatment plant

该厂污水排放标准执行天津市《城镇污水处理厂污染物排放标准》(DB12 599-2015)A标准, 即"天津地标A".为达到排放标准, 在缺氧池前端投加液体碳源乙酸钠以强化生物脱氮效果, 在好氧池3末端投加混凝剂聚合氯化铁进行化学除磷, 投药量分别为35~52 mg · L^-1 (以COD计)和40~45 mg · L^-1.本试验的调研时间为2019年10月—2020年1月.
2.2 检测指标及方法本研究试验过程中常规理化指标包括水质指标：NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、PO₄^3--P和SCOD, 系统运行分析项目：MLSS、DO、pH和温度.TIN为NH₄⁺-N、NO₂^--N和NO₃^--N浓度之和.测定方法参考国家环保总局颁布的《水和废水监测分析方法》(第四版)(国家环保总局, 2002)和环境保护部颁布的水质化学需氧量的测定重铬酸钾法：HJ 828-2017(环境保护部, 2017), 其中NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法, NO₂^--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法, NO₃^--N采用紫外分光光度法, PO₄^3--P采用钼锑抗分光光度法.SCOD采用重铬酸钾法.MLSS采用滤纸过滤称重法.系统运行中DO(CM442-3PQ7/0;Endress+Hauser; 德国)和pH(CM442-2970/0;Endress+Hauser; 德国)采用在线监测设备进行实时测定.所有水样经0.45 μm的中速滤纸过滤后进行NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、PO₄^3--P和SCOD的测定.
2.3 反硝化批次试验反硝化批次试验在4个有效容积1 L的锥形瓶中进行.批次试验在室温下进行, 采用磁力搅拌器进行泥水混匀.取适量该厂缺氧池活性污泥, 用蒸馏水清洗3次后平均加入到4个试验装置中, 并分别用蒸馏水定容到1 L.向装置中通入氮气10 min以去除水中的溶解氧后快速进行密封处理, 保证装置为密闭缺氧环境.在反应初始, 加入适量浓度的碳源(乙酸钠溶液)和NO₃^--N基质, 使每个装置中NO₃^--N浓度均为20 mg · L^-1, SCOD浓度依次为40、60、80和100 mg · L^-1.在反应过程中, 间隔一定时间用取样器抽取混合液10 mL, 测定NO₂^--N、NO₃^--N和SCOD浓度, 并测定各装置的混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS).
2.4 计算公式2.4.1 NO₂^--N积累率(NAR)NO₂^--N积累率(NAR)可表示缺氧池中NO₂^--N积累的情况.

(2)

式中, NO₂^--N为各缺氧池末端NO₂^--N浓度; NO₃^--N为各缺氧池末端NO₃^--N浓度.
2.4.2 反应速率对短程反硝化批次试验中NO₂^--N积累阶段氮素随时间变化进行线性拟合, 分别计算反应中的比NO₃^--N还原速率(r_{NO3^--N, red})、比NO₂^--N积累速率(r_{NO2^--N, accu})和比NO₂^--N还原速率(r_{NO2^--N, red}).

(3)

(4)

(5)

式中, C_NO3^--N, 和C_NO2^--N分别为NO₃^--N和NO₂^--N的浓度, VSS为相应试验装置的MLVSS.
2.4.3 NO₃^--N到NO₂^--N的转化率(NTR)短程反硝化过程中NO₃^--N到NO₂^--N的转化率(NTR)是评价反硝化过程中NO₂^--N积累情况的一个指标.

(6)

式中, r_{NO2^--N, accu}为NO₂^--N积累阶段比NO₂^--N积累速率, r_{NO3^--N, red}为NO₂^--N积累阶段比NO₃^--N还原速率.
2.5 高通量测序分析方法在本研究中, 采用16S rRNA高通量测序技术进行活性污泥菌群结构的分析.提取样品中的DNA并采用琼脂糖凝胶电泳对提取的DNA进行测定.扩增区域为V3~V4区, 采用的基因扩增引物为338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3′), 806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′).反应体系为：4 μL 5×FastPfu buffer, 2 μL dNTPs(2.5 mmol · L^-1), 0.8 μL前引物, 0.8 μL后引物, 0.4 μL FastPfu聚合酶, 10 ng DNA模板, 最后用灭菌水补到20 mL.具体的扩增步骤为：首先在95 ℃温度下预变性3 min, 随后进行27个扩增循环(95 ℃温度下变性3 s, 55 ℃温度下退火30 s, 72 ℃温度下进行45 s), 最后在72 ℃下延伸10 min.将每个样品的PCR产物利用2%的琼脂糖凝胶电泳检测, 参照电泳检测的结果将PCR扩增产物用QuantiFluroTM-ST蓝色荧光定量系统(Promega公司)进行检测定量, 然后按照每个样本的测序量要求进行相应比例混合.
本研究的高通量测序由生工生物工程(上海)股份有限公司利用Illumina Miseq PE300平台进行.去除无效序列和嵌合体后得到的有效序列用于OUT分类分析, 相似度为97%.将得到的全部OUT与RDP数据库进行比对, 在门和属水平进行分析.原始数据已经上传至美国国立生物技术信息中心(NCBI), 序列号为SRP 255986.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 A/A/O系统污染物去除及缺氧池亚硝态氮积累情况为了解该生化系统对各项污染物的去除效果, 对生化池进出水NH₄⁺-N、TIN(NH₄⁺-N、NO₂^--N与NO₃^--N浓度之和)、PO₄^3--P和SCOD进行了测定与分析, 试验结果如图 2所示.
图 2(Fig. 2)

图 2 AAO系统的运行情况 (a.进出水NH4+-N和NH4+-N的去除率；b.进出水TIN和TIN的去除率；c.进出水PO43--P的去除率；d.进出水SCOD和SCOD的去除率) Fig. 2Performance of the AAO system (a. the influent, effluent NH4+-N and NH4+-N removal efficient, b. the influent, effluent TIN and TIN removal efficient, c. the influent, effluentPO43--P andPO43--P removal efficient, d. the influent, effluent SCOD and SCOD removal efficient)

A/A/O系统进水NH₄⁺-N平均浓度为(18.9±2.7) mg · L^-1, 出水平均浓度为(0.6±0.8) mg · L^-1, NH₄⁺-N去除率高达97.4%±3.3%, 可以看出该系统具有良好的硝化效果.TIN平均去除率为53.4%±9.1%, 出水TIN浓度为(8.9±1.2) mg · L^-1.另外, 此系统还具有较优的SCOD和PO₄^3--P的去除能力.出水SCOD浓度为(17.3±3.2) mg · L^-1, 去除率为97.0%±3.6%.该污水处理厂采用化学除磷, 在好氧池末端通过投加絮凝剂三氯化铁, 出水PO₄^3--P浓度为(0.05±0.04) mg · L^-1.
对A/A/O系统第20 d的沿程数据进行分析, 各生化池中氮素的变化规律如图 3所示.城市生活污水中的无机氮主要是以NH₄⁺-N的形式存在.进入厌氧池后, 污水中的NH₄⁺-N浓度因污泥回流液的稀释作用从20.5下降到10.3 mg · L^-1.同时污泥回流液中携带的NO₃^--N使厌氧池末NO₃^--N浓度升高至1.25 mg · L^-1.在缺氧池中, 由于硝化回流液的稀释, NH₄⁺-N浓度从10.3降低为5.57 mg · L^-1.同时回流硝化液中含有的大量NO₃^--N, 从图 3可以看出氮氧化物(NO₂^--N和NO₃^--N)浓度在缺氧池中不断下降至1.2 mg · L^-1, 说明反硝化菌在缺氧池中利用有机物为电子供体发生反硝化脱氮过程.混合液进入好氧池后, 在硝化菌的作用下NH₄⁺-N浓度下降而NO₃^--N浓度上升, 出水NH₄⁺-N和NO₃^--N浓度分别为0.2 mg · L^-1和8.0 mg · L^-1.
图 3(Fig. 3)

图 3 第20 d AAO系统沿程氮素和SCOD的变化 Fig. 3Variations of nitrogen and SCOD along AAO system at day 20

值得注意的是, 在缺氧池的反硝化过程中出现了NO₂^--N积累的现象, 即短程反硝化过程.缺氧池1末端NO₂^--N浓度为1.81 mg · L^-1, 是NO₃^--N浓度(1.29 mg · L^-1)的1.4倍, 且到缺氧池2末端增长为NO₃^--N浓度的1.76倍.为了进一步分析缺氧池中NO₂^--N积累情况, 本研究考察了运行中各缺氧池的亚硝态氮积累率(NAR)(图 4).缺氧池中NO₂^--N积累的现象在监测的60 d内是稳定存在的.缺氧池1末端平均NAR为45.6%, 缺氧池2末端平均NAR为25.6%, 缺氧池3末端平均NAR仅为5.9%.NO₂^--N的积累主要发生在缺氧池1和缺氧池2中, 且缺氧池1的NAR更高一些, 最大可达88.4%.
图 4(Fig. 4)

图 4 各缺氧池的亚硝态氮积累率(NAR) Fig. 4The nitrite accumulation ratio (NAR) in anoxic zones

3.2 微生物菌群结构分析采用16S rRNA高通量测序手段对本研究中的活性污泥进行微生物菌群结构分析, 结果如图 5所示.在门水平, 相对丰度占比最多的菌门为Proteobacteria, 占37.48%.其它优势菌门依次为Candidatus Saccharibacteria(15.8%)、Chloroflexi(8.62%)、Planctomycetes(7.23%)和Acidobacteria(5.66%).其中, Proteobacteria主要与反硝化脱氮相关, 常见的反硝化菌Hyphomicrobium、Paracoccus、Pseudomonas和Comamonas均属于Proteobacteria.Zhang等对14个污水处理厂进行调研, 优势菌门均为Proteobacteria(Zhang et al., 2012).但与其它活性污泥系统不同的是, 在本系统中富集了大量的Candidatus Saccharibacteria.据报道, Candidatus Saccharibacteria可在缺氧条件下降解有机物并参与NO₃^--N的还原, 其可能与系统的脱氮有密切关系(Kindaichi et al., 2016; 邢金良等, 2018).
图 5(Fig. 5)

图 5 活性污泥的种群结构 (a.门水平；b.属水平(仅列出相对丰度大于1%的菌群)) Fig. 5The community structure of activity sludge (a. the phylum, b. genus level (only the bacteria with the relative abundance of >1% are listed))

表 2为该厂活性污泥系统中检测出的主要反硝化菌(邢金良等, 2018; Wang et al., 2019).Candidatus Saccharibacteria菌门下的Saccharibacteria_genera_incertae_sedis(15.8%)为优势菌种.除Saccharibacteria_genera_incertae_sedis外, 还有Aridibacter、Caldilinea、Dechloromonas、Thauera和Hyphomicrobium等.与此相似, 在Wang等成功启动的短程反硝化系统中Saccharibacteria_genera_incertae_sedis也得到大量富集, 并推测其是反硝化过程中NO₂^--N积累起关键作用的菌种(Wang et al., 2019).本系统中Thauera相对丰度占比为0.47%, Thauera的丰度与反硝化过程中NO₂^--N的积累呈正相关(Du et al., 2016; Cao et al., 2017; Du et al., 2019a; Qian et al., 2019).当NO₃^--N存在时, 其与Thauera中NO₂^--N还原酶基因(nirS)转录过程中的关键蛋白发生反应, 使nirS不能表达, 从而抑制了NO₂^--N的进一步还原(Du et al., 2016).综上分析, Saccharibacteria_genera_incertae_sedis和Thauera可能是导致该厂缺氧池NO₂^--N积累的主要菌种.
表 2(Table 2)

表 2 在属水平反硝化菌的相对丰度§ Table 2 The relative abundance of denitrifying bacteria in genus level

表 2 在属水平反硝化菌的相对丰度§ Table 2 The relative abundance of denitrifying bacteria in genus level 菌种 相对丰度 Saccharibacteria_genera_incertae_sedis 15.8% Aridibacter 1.82% Caldilinea 0.57% Dechloromonas 0.68% Thauera 0.47% Hyphomicrobium 0.41% Pseudomonas 0.32% Ottowia 0.29% Comamonas 0.17% 注: §相对丰度＞0.1%.

3.3 缺氧池产生亚硝态氮积累原因探讨反硝化过程中产生NO₂^--N积累的根本原因在于NO₂^--N还原速率低于NO₃^--N还原速率, 即NO₂^--N还原酶(NiR)的活性低于NO₃^--N还原酶(NaR)活性(Si et al., 2018).目前研究表明, 多种因素均能导致反硝化过程中NO₂^--N的积累, 如低COD/NO₃^--N、高pH、碳源种类和抑制因子等(Du et al., 2019b; Qian et al., 2019).经分析, 该污水处理厂投加外碳源乙酸钠可能是缺氧池中发生短程反硝化现象的一个重要原因.乙酸钠较其它碳源更容易启动短程反硝化系统(Du et al., 2016; Si et al., 2018; Qian et al., 2019).Du等在乙酸钠为唯一碳源条件下, 反硝化系统中NTR高达90%(Du et al., 2016).乙酸钠可被转化成聚-β-羟基丁酸(PHB)储存在细胞内从而形成一个大的电子场.随着细胞内的电子储存增多, NaR会获得更多的电子, 从而导致NaR的酶活性高于NiR(Carucci et al., 2001; Si et al., 2018).此外, 乙酸钠优先在电子传递链的上游贡献电子, 这就使得NaR比NiR更易得到电子, 表现出更高的酶活性(van Rijin et al., 1996).
较高的pH值可能是另一个较为重要的因素.Qian等考察了反硝化系统在pH为5.0~9.0的NO₂^--N积累情况, 试验发现随着pH值的增加短程反硝化效果逐渐加强(Qian et al., 2019).此外, Si和Shi等的研究结果也表明较高pH有利于短程反硝化的启动(Shi et al., 2019; Si et al., 2019).该污水处理厂生化池进水pH为8.5左右, 且厌、缺氧池中pH值在7.8~8.3的范围内, 较高的pH可能促进了缺氧池的短程反硝化现象的发生.较高pH不仅对NiR活性产生较强抑制作用, 而且会降低细胞质膜周质中质子浓度, 进一步限制了NiR还原NO₂^--N的速率(厉巍, 2017; Qian et al., 2019).
综述分析, 缺氧池外加乙酸钠碳源和相对较高的pH值可能是该厂缺氧池出现短程反硝化现象的原因, 但是具体的驱动因素仍需进一步考察和分析.
3.4 城市污水处理厂短程反硝化的影响因素及强化措施城市污水流入缺氧池后主要发生以有机物为电子供体的反硝化过程, 该污水处理厂在缺氧池1前端外加乙酸钠液体碳源以提高系统脱氮率.缺氧池中SCOD/NO₃^--N对反硝化过程中NO₂^--N的积累具有一定的影响.有研究认为, 在低COD/NO₃^--N下由于电子供体受限会发生短程反硝化现象.例如, 在Baideme等的研究中, 当COD/NO₃^--N为2.6时NTR最大, 有73%的NO₃^--N转化为NO₂^--N(Baideme et al., 2017).而Ge等的研究却发现COD/NO₃^--N越高越有利于反硝化过程中NO₂^--N的积累(Ge et al., 2012).因此, SCOD/NO₃^--N在短程反硝化运行中的重要性还没有定论.为探究该污水处理厂活性污泥强化短程反硝化的策略, 取活性污泥进行不同SCOD/NO₃^--N比(SCOD/NO₃^--N=2、3、4、5)进行批次试验.
试验结果如图 6所示, 可以看出在不同SCOD/ NO₃^--N条件下, 随着NO₃^--N浓度的下降, 均呈现出较高程度的NO₂^--N积累, 且SCOD/NO₃^--N的提高使NO₂^--N最大积累量逐渐增加.SCOD/NO₃^--N为2时, NO₂^--N最大积累量为7.8 mg · L^-1, 当SCOD/NO₃^--N增加为5后, NO₂^--N最大积累量增长至11.7 mg · L^-1.此外随着SCOD/NO₃^--N的升高, r_{NO3^--N, red}和r_{NO2^--N, red}均随之增加.当SCOD/NO₃^--N为5时, r_{NO3^--N, red}和r_{NO2^--N, red}均是SCOD/NO₃^--N为2的1.4倍左右, 可以看出有机物浓度的上升会使基质的反应速率提高.但是碳氮比对反硝化过程中最大NO₂^--N积累率影响并不大, 在不同SCOD/NO₃^--N下, r_{NO3^--N, red}均大于r_{NO2^--N, red}, 且最大NTR均在50%左右.
图 6(Fig. 6)

图 6 不同SCOD/ NO3--N条件下反硝化过程中NO3--N和NO2--N浓度变化 Fig. 6Variations of NO3--N and NO2--N concentration during denitrification process with different initial SCOD/NO3--N ratio

从不同SCOD/NO₃^--N下的短程反硝化特性可以看出, 当碳源受限时(SCOD/NO₃^--N=2、3), 由于碳源不足, NO₂^--N积累达到高峰后不会进一步被还原为N₂.而碳源较为充足时(SCOD/NO₃^--N=4、5), NO₃^--N的还原完成后, 积累的NO₂^--N会利用剩余的COD进一步发生还原反应.这也是该厂缺氧池1的NO₂^--N积累要高于缺氧池2和缺氧池3的原因(图 4).因此, SCOD/NO₃^--N会影响反硝化进程最终的NO₂^--N的积累效果.在本研究中, 以乙酸钠为碳源, 当SCOD/ NO₃^--N为3时, 反硝化过程取得的亚硝态氮累积率最高.由此可以提出一个短程反硝化系统在运行中实现高NO₂^--N积累的有效策略.将缺氧池中SCOD/NO₃^--N控制在合适的范围, 使NO₃^--N还原产生的NO₂^--N不能获得足够的电子供体继续发生还原反应, 由此产生高浓度的NO₂^--N的积累；但当SCOD/NO₃^--N较高且不易调控时, 需控制反硝化时间, 在NO₂^--N积累达到峰值时及时停止缺氧反应.
3.5 基于短程反硝化/厌氧氨氧化的城市污水脱氮技术应用前景本研究表明, 在低基质的主流城市污水处理中实现短程反硝化是可行的, 且短程反硝化主要发生在缺氧池中.近期许多研究显示, 缺氧池可能是厌氧氨氧化技术应用的潜在位置(Gu et al., 2017; Ma et al., 2017).为了在缺氧池中强化短程反硝化过程, 并进一步耦合厌氧氨氧化反应, 该污水处理厂可采取相应的优化措施.首先, 控制缺氧池中乙酸钠碳源的投加量, 使缺氧池初SCOD/NO₃^--N在合适的范围.例如该污水处理厂活性污泥在SCOD/NO₃^--N为3时可达到良好的亚硝态氮积累效果.其次, 由于厌氧氨氧化菌的世代周期较长, 加大了菌种富集难度.因此, 可在缺氧池中投加适量比例的填料, 构建缺氧移动床生物膜反应器(AMBBR).厌氧氨氧化菌因较强的聚集能力和胞外聚合物(EPS)分泌能力易于在填料表面附着生长, 有效避免其因主流污水处理工艺较短的SRT而被排出系统(Li et al., 2019).将异养反硝化脱氮与厌氧氨氧化脱氮相耦合是未来主流城市污水自养脱氮的主要研究方向, 通过部分自养脱氮实现低碳氮比城市污水节能降耗、深度脱氮的目的.
目前, 在西安第四污水处理厂和新加坡樟宜污水处理厂中均已发现自养脱氮现象(Cao et al., 2016; Li et al., 2019), 这为厌氧氨氧化菌在主流城市污水处理厂中的原位富集提供了希望.短程反硝化/厌氧氨氧化技术的应用将为低C/N城市污水处理厂带来许多运行优势, 比如节省曝气能耗、节约碳源投加、减少污泥产量以及降低温室气体N₂O的排放等.然而, 该技术在连续流工艺中推广应用仍存在许多亟待解决且需要进一步深入研究的问题, 比如短程反硝化高效的控制策略, 短程反硝化功能菌的代谢特征与菌群特性以及反硝化菌与厌氧氨氧化的共存机制等等.
4 结论(Conclusions)1) 16S rRNA高通量测序结果表明, Saccharibacteria_genera_incertae_sedis和Thauera可能是导致该厂缺氧池亚硝态氮积累的主要菌种.
2) 外加碳源乙酸钠和系统较高的pH值可能是该污水处理厂发生短程反硝化现象的重要原因.
3) 反硝化批次试验中, 在SCOD/NO₃^--N为2~5时, NO₃^-还原速率均高于NO₂^-还原速率.但当碳源充足时, 积累的NO₂^-会在NO₃^-被还原完后继续发生还原反应从而导致最终亚硝态氮积累效果变差.在本研究中, 以乙酸钠为碳源, SCOD/NO₃^--N为3时可使反硝化过程获得最高的NO₂^--N积累.
4) 控制适合的SCOD/NO₃^--N或缺氧反应时间是短程反硝化工艺运行的关键控制参数和强化措施.

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