低溫同步短程硝化反硝化可行性研究

張郅昊，張 群，孫郁聰，韓 鵬，陳元晗，劉 慶，徐光景

（1.遼寧省近岸海洋環(huán)境科學(xué)與技術(shù)重點實驗室，遼寧大連 116023；2.大連海洋大學(xué)海洋科技與環(huán)境學(xué)院，遼寧大連 116023）

傳統(tǒng)的城市生活污水處理廠能耗高、剩余污泥產(chǎn)量高，且外加碳源需求量大。為了改變這一現(xiàn)狀，能源回收、營養(yǎng)鹽回收和水資源循環(huán)利用成了未來污水處理的新理念。2013 年9 月，“建設(shè)面向未來的中國污水處理概念廠”這一命題正式提出。概念廠的建設(shè)在技術(shù)層面上主要是基于水中有機物資源化、短程硝化反硝化/厭氧氨氧化脫氮以及水肥資源回收等〔1〕。通過化學(xué)絮凝或生物吸附法可分離、轉(zhuǎn)移有機物至污泥厭氧發(fā)酵系統(tǒng)進而生產(chǎn)沼氣能源，但與此同時會導(dǎo)致廢水COD/N 大大降低，必須采用同步硝化反硝化或短程硝化相關(guān)先進工藝進行脫氮。同步短程硝化反硝化具有短程硝化與同步硝化反硝化兩種工藝的優(yōu)點，與傳統(tǒng)生物脫氮工藝相比，短程硝化反硝化能夠節(jié)省40%碳源，而同步硝化反硝化在一個反應(yīng)器內(nèi)同時硝化和反硝化，也可節(jié)省部分碳源。

短程硝化需要抑制亞硝酸鹽氧化菌（Nitriteoxidizing bacteria，NOB），但在主流污水處理系統(tǒng)中可利用控制手段較少，主要包括間歇性曝氣、低濃度溶解氧（Dissolved oxygen，DO）和短污泥齡（Solids retention time，SRT）等〔2-5〕。硝化螺旋菌屬（Nitrospira）對NO2--N 的氧化速率較硝化桿菌屬（Nitrobacter）低，在低氨氮市政廢水處理廠具有競爭優(yōu)勢，是NOB 優(yōu)勢菌屬〔6〕，所以主流短程硝化反硝化的關(guān)鍵在于抑制Nitrospira。然而，冬季脫氮菌代謝速率都比較低，污水廠必須通過延長曝氣時間和污泥齡維持生物脫氮，為NOB 提供了更多生長機會。從Nitrosomonus（污水廠主要氨氧化菌屬〔6〕）和Nitrospira代謝模型來看，DO 濃度越高，Nitrospira越容易受到抑制〔7〕，但SRT 必須控制較短。在多循環(huán)SBR（multi-cycle SBR，MCSBR）交替缺氧/好氧環(huán)境下，分步進水能夠及時反硝化消耗新生成的NO2--N，導(dǎo)致NOB 底物短缺，而氨氧化菌（Ammonia-oxidizing bacteria，AOB）并不受底物影響，通過短SRT 能夠抑制NOB 生長，且在高COD/N 條件下，NOB 的抑制與DO濃度關(guān)聯(lián)不顯著〔8〕。由此來看，可以通過提高DO 濃度（即不需要傳統(tǒng)低DO 控制），選擇性提高AOB 代謝速率，但需要維持系統(tǒng)的高反硝化效率用以抑制NOB 生長，并控制短SRT，持續(xù)將NOB 沖刷出去。

通常，可以通過提高COD/N，營造適合反硝化菌的缺氧環(huán)境（如生物膜或顆粒污泥）促進反硝化，以此建立反硝化菌較NOB 競爭NO2--N 的優(yōu)勢，但二者受低溫抑制程度未知。因此，本研究利用MCSBR 建立基于生物膜和懸浮污泥混合系統(tǒng)的同步短程硝化反硝化工藝，強化好氧過程反硝化脫氮，并考察低溫對AOB、NOB 和反硝化菌代謝速率的影響，確定低溫條件下短程硝化反硝化的可行性。同時，通過16S rRNA 基因高通量測序分析了MCSBR內(nèi)微生物群落組成。

1 材料與方法

1.1 MCSBR 裝置及其運行參數(shù)

實驗采用有機玻璃材質(zhì)的MCSBR 裝置示意見圖1。

圖1 MCSBR 裝置示意Fig.1 Schematic diagram of MCSBR

MCSBR 有 效 容 積 為4.5 L，PVA-Gel 凝 膠 顆 粒（可樂麗，日本）用做生物附著填料，其填充率為10%。運行模式包括4 個相同的子循環(huán)（進水2 min、攪拌25 min 和曝氣45 min）。4 個子循環(huán)后依次沉淀5 min、排泥2 min 和排水5 min。懸浮污泥SRT 約為6 d，全混方式排泥。排水口位于MCSBR 中間部位，每次排水50%，水力停留時間（HRT）為12 h。SBR通過PLC 自動運行，在線監(jiān)測溶解氧濃度而無控制，氣泵氣體流速為0.5～0.75 L/min。SBR 運行溫度為15～25 ℃。MCSBR 進水為人工模擬廢水，以乙酸鈉為 有 機 碳 源（COD 為180 mg/L），NH4Cl 為 氮 源（NH4+-N 為40 mg/L），同時包含少量其他金屬營養(yǎng)鹽。KHCO3提供進水堿度并維持pH 在7.8 左右。

1.2 周期實驗和批式實驗

采用周期實驗考察MCSBR 內(nèi)短程硝化和反硝化性能。周期實驗以第1個子循環(huán)為周期，每間隔10 min取1次水樣，水樣經(jīng)0.22 μm濾膜過濾后，測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N。溫度條件分別為15、20、25 ℃。

采用批式實驗考察了溫度對生物膜、懸浮污泥短程硝化和反硝化效果的影響。批式實驗使用250 mL錐形瓶，測定不同溫度（15、20、25 ℃）條件下生物膜和懸浮污泥氮代謝速率。分別取400 mL 泥水混合物和30 mL 填料，清洗3 遍后，加入氮源和碳源，水質(zhì)條件見表1。好氧實驗通過氣泵曝氣，厭氧實驗封口攪拌，每30 min 取1 次水樣，過濾后分別測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N。

表1 批式實驗水質(zhì)條件Table 1 Water quality conditions of batch tests

1.3 分析方法

MLSS、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD 等通過國標法檢測〔9〕。TN 以NH4+-N、NO2--N、NO3--N 三者之和計。微生物組成通過16S rRNA 高通量測序分析，生物膜中微生物通過揉搓、重懸浮后送檢。高通量測序外委上海生工（中國，上海）完成，包括DNA 提取、凝膠電泳和高通量測序等。

2 結(jié)果與討論

2.1 MCSBR 脫氮性能

經(jīng)過間歇接種成熟主流短程硝化反硝化污泥，2周后啟動混合生物膜和懸浮污泥MCSBR，開始本實驗，計為第1天。為了研究溫度對短程硝化反硝化的影響，分別控制3 個溫度范圍分別在（15±1）℃、（20±1）℃和（25±1）℃，研究MCSBR 運行性能，結(jié)果見表2。

表2 MCSBR 運行工況隨溫度變化Table 2 The operation of MCSBR at different temperature

由表2 可知，COD 的去除受溫度影響較小，COD去除率均在85%以上，而脫氮效果受低溫抑制明顯。在25 ℃時，NH4+-N 和TN 去除率最高，分別為98.5%和84.5%；在20 ℃時，NH4+-N 和TN 去 除 率 稍微降低；而在15 ℃時，NH4+-N 和TN 去除率顯著降低，出水殘留NH4+-N 較多。在碳源充足的條件下，多步進水后實現(xiàn)及時反硝化，出水殘留氮素主要是第4 個子循環(huán)好氧生成的NO2--N 和殘留的NH4+-N。但在低溫時，NH4+-N 氧化率較低，每個子循環(huán)都有殘余，進水中的COD 與生成的NO2--N 比例較高，反硝化不受COD/N 制約，使得氧化的NH4+-N 基本可被反硝化去除。據(jù)報道，隨著水溫降低，生物膜和懸浮污泥內(nèi)反硝化速率均會降低，但前者反硝化容積速率降低幅度遠遠低于后者，可能因為低溫誘導(dǎo)生物膜胞外聚合物增加，使得生物膜更加耐受低溫〔10-11〕，而MCSBR 內(nèi)生物膜保證了低溫反硝化脫氮。

2.2 周期實驗

為了考察MCSBR 內(nèi)短程硝化和反硝化性能，分別在3 個溫度下進行了原位周期實驗，結(jié)果見圖2。

圖2 單個子循環(huán)氮素濃度變化曲線Fig.2 Concentration profiles of nitrogen in one A/O cycle

由圖2 可知，在缺氧段，NH4+-N 幾乎無變化，NO2--N 稍微降低；在好氧段，NH4+-N 被氧化為NO2--N，但AOB 活性隨 溫度降低而降低，15、20、25 ℃時，氨氧化容積負荷分別為1.6、2.9、3.4 mg（/L·h）。不同溫度條件下，MCSBR 內(nèi)均未出現(xiàn)明顯的NO2--N和NO3--N 缺氧下降、好氧上升現(xiàn)象，尤其是好氧結(jié)束時NO2--N 累積量少（NO3--N 累積量極少），遠遠低于懸浮污泥MCSBR 系統(tǒng)〔8〕。由此可以推斷，MCSBR 生物膜內(nèi)發(fā)生了同步短程硝化反硝化反應(yīng)。

2.3 溫度對反硝化的影響

在3 個溫度條件下，分別檢測了懸浮污泥和生物膜反硝化容積負荷。批式實驗COD/N 為4.5∶1，能夠滿足短程反硝化脫氮（理論COD/N 約為1.7），結(jié)果見圖3。

圖3 反硝化容積負荷隨溫度的變化情況Fig.3 Volume loading rate of denitrification at different temperature

由圖3 可知，15、20、25 ℃時，生物膜缺氧反硝化貢獻率分別為79.4%、79.5%、81.5%，表明缺氧反硝化反應(yīng)主要在生物膜中進行。究其原因，懸浮污泥SRT 較短，懸浮污泥生物量較低，導(dǎo)致其反硝化貢獻率較低。同時，不同體系反硝化容積負荷均隨溫度降低而降低，當(dāng)溫度從25 ℃降到15 ℃，生物膜、懸浮污泥和混合體系的反硝化容積負荷分別降低49.1%、41.7%和20.0%，說明混合系統(tǒng)反硝化過程受低溫抑制最不明顯，單獨生物膜或懸浮污泥反硝化受低溫抑制相似。由圖3 還可知，15、20、25 ℃時，混合體系與生物膜反硝化容積負荷比分別為1.8、1.5和1.1，表明混合體系反硝化較生物膜更耐受低溫環(huán)境。因此，混合體系能夠在低溫環(huán)境下保證高的反硝化容積負荷〔10〕，有利于維持反硝化菌與NOB 競爭NO2--N，從而減少NOB 的底物。但是，低溫條件對其他微生物（如AOB、NOB 等）也具有影響，甚至破壞了活性污泥結(jié)構(gòu)和物理特性〔12〕。

2.4 溫度對同步短程硝化反硝化的影響

為了驗證低溫對硝化細菌和反硝化菌的抑制情況，分別在3 個溫度條件下，檢測了3 個體系氨氮的變化趨勢，氨氧化反應(yīng)受溫度的影響情況見圖4。

圖4 氨氧化反應(yīng)受溫度的影響情況Fig.4 Ammonium oxidation rates at different temperature

由圖4 可知，不同體系的氨氧化速率均受低溫抑制，且單獨的生物膜氨氧化速率始終遠遠大于單獨的懸浮污泥，表明MCSBR 混合污泥系統(tǒng)中氨氧化反應(yīng)也是主要在生物膜中進行。究其原因，懸浮污泥SRT 約為3 d，且每個運行周期都排泥，使得懸浮污泥生物量較低，AOB 難以富集。

為了對比不同體系氨氧化活性受溫度的影響，對氨氧化容積負荷進行了分析，結(jié)果見圖5。

圖5 氨氧化容積負荷隨溫度的變化情況Fig.5 Volume loading rate of ammonium oxidation at different temperature

由圖5可知，單獨的生物膜的氨氧化容積負荷大于混合體系，可能因為懸浮污泥絲狀菌偏多（鏡檢結(jié)果未提供），吸附到填料表面，與生物膜上的AOB競爭DO，導(dǎo)致氧氣由水到生物膜內(nèi)部傳遞受阻，抑制了混合體系生物膜氨氧化反應(yīng)，該現(xiàn)象在MBBR懸浮污泥生物膜復(fù)合系統(tǒng)中已被證明〔13〕，具體微生物學(xué)分析在2.5部分詳述。當(dāng)溫度從25 ℃降到15 ℃，生物膜和混合體系的氨氧化速率分別降低47.8%和41.5%，而單獨的懸浮污泥氨氮氧化幾乎滅活，說明混合系統(tǒng)氨氧化過程受低溫影響最不明顯〔10〕。由圖5還可知，混合體系和生物膜的氨氮容積負荷從25 ℃到20 ℃分別降低34.0%和36.2%，從20 ℃到15 ℃分別降低11.4%和18.2%，進一步表明混合體系氨氧化活性更加耐受較低溫度。

對比不同溫度條件下生物膜和混合體系氨氧化容積負荷（圖5）和反硝化容積負荷（圖3）發(fā)現(xiàn)，混合系統(tǒng)氨氧化活性始終低于其反硝化活性，說明混合體系始終具有反硝化競爭優(yōu)勢。生物膜硝化反硝化活性受溫度影響復(fù)雜，在15 ℃時，生物膜體系氨氧化活性略大于其反硝化活性，而稍高溫度則反之。但是，整體來看，生物膜和混合系統(tǒng)均能維持較好的反硝化性能，尤其生物膜中反硝化菌能夠在曝氣階段輔助脫氮。因此，低溫條件下，含有混合生物膜和懸浮污泥的MCSBR 能夠維持反硝化菌較NOB 競爭NO2--N 的優(yōu)勢。

NO2--N 濃度變化情況見圖6。

圖6 NO2--N 濃度隨溫度變化情況Fig.6 Nitrite accumulation at different temperature

3種體系NO3--N 累積質(zhì)量濃度均低于0.2 mg/L，且出現(xiàn)在批式實驗后期（結(jié)果未提供），說明NO3--N 可少量生成，但被及時反硝化消耗。由圖6 可知，在15 ℃時，生物膜和混合體系內(nèi)NO2--N 累積質(zhì)量濃度小于0.1 mg/L，而單獨的懸浮污泥NO2--N 累積質(zhì)量濃度約為0.4 mg/L，進一步說明生物膜具有較好同步反硝化性能。在20 ℃時，3 種體系NO2--N 累積質(zhì)量濃度均低于0.2 mg/L，說明溫度升高促進了反硝化。在25 ℃時，懸浮污泥體系NO2--N 累積量依然較低，而生物膜和混合體系NO2--N 濃度顯著升高，說明此溫度條件下，生物膜相關(guān)體系氨氧化速率超過反硝化速率。

單獨就生物膜體系而言，其氨氧化和反硝化容積負荷均受低溫抑制。通過以上數(shù)據(jù)計算總氮去除情況，15、20、25 ℃時，生物膜、混合體系TN 去除負荷分別為3.6、3.0 mg/（L·h），4.3、3.4 mg/（L·h），5.5、3.6 mg/（L·h），進一步表明生物膜和混合體系均具有同步短程硝化反硝化功能，且低溫時二者脫氮效率差別不大。整體而言，混合體系兼具生物膜和懸浮污泥反硝化能力之和，且遠遠大于單獨生物膜反硝化能力，但由于其氨氧化受傳質(zhì)差抑制，使得其TN去除能力較生物膜顯得較低。相對于反硝化菌來說，低溫對AOB 抑制更明顯，需要對混合體系好氧傳質(zhì)作用進行優(yōu)化，進而提高其脫氮效能?？傊诘蜏貤l件下能夠維持短程硝化反硝化脫氮，證明工藝具有一定可行性。

2.5 微生物群落分析

為了驗證分析生物膜和懸浮污泥微生物組成，分別對其微生物16S rRNA 進行高通量測序分析，結(jié)果見圖7。

圖7 MCSBR 微生物組成Fig.7 Microbial composition of MCSBR

由圖7 可 知，AOB 細菌Nitrosomonadaceae 科在生物膜和懸浮污泥的含量占總菌的0.32%和0.01%，而NOB 細菌Nitrospiraceae 科在生物膜和懸浮污泥的含量占總菌的0.4%和0.03%，因此硝化細菌主要分布在生物膜上，同時AOB和NOB含量均比較低。究其原因，生物膜和懸浮污泥中均含有較多的絲狀菌（Thiotrichaceae），分別占總菌比例達9.48%和43.5%。研究表明，Thiothrix eikelboomii 較AOB、NOB 具有DO 競爭優(yōu)勢，使得AOB、NOB 缺氧受抑制，尤其在生物膜從外到內(nèi)依次是異養(yǎng)菌、AOB、NOB 和反硝化菌等〔14〕。絲狀菌偏多主要原因是MCSBR 分步進水，使得微生物/食物比始終較高，導(dǎo)致活性污泥饑餓而出現(xiàn)絲狀菌增多現(xiàn)象〔15-16〕，可能是填料填充比過高導(dǎo)致，相關(guān)原因有待進一步研究。

同時，生物膜以混養(yǎng)反硝化Rhodocyclaceae 科的Zoogloea屬（總菌的6.29%）〔17〕和Thauera屬（0.52%）〔18〕，Xanthomonadaceae 科 的Lysobacter屬〔19〕（1.34%）和Dokdonella屬（0.4%）〔20〕為主，且這些反硝化菌遠遠高于懸浮污泥，支撐了生物膜同步硝化反硝化功能。懸浮污泥以好氧反硝化菌Moraxellaceae 科的Acinetobacter屬（13.96%）〔21〕和Psychrobacter屬（2.95%）〔22〕，Comamonadaceae 科的Acidovorax屬（1.94%）〔23〕和Hydrogenophaga屬（2.2%）〔24〕為主，這些反硝化菌支撐了懸浮污泥好氧反硝化功能。

3 結(jié)論

筆者系統(tǒng)研究了MCSBR 系統(tǒng)中懸浮污泥和/或生物膜受低溫的影響。結(jié)果證實低溫對硝化菌和反硝化菌均具有抑制作用。在15 ℃時，生物膜和懸浮污泥混合體系的氨氧化過程較反硝化過程受抑制更明顯，使得系統(tǒng)內(nèi)生成的NO2--N 能夠被快速消耗，導(dǎo)致NOB 獲得的NO2--N 較少，進而抑制了NOB 細菌的生長。因此，在低溫條件下，只要保證足夠的COD/N，主流短程硝化反硝化完全可行。