交替式厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝

儲建松，張傳義，吳啟威，何士龍，毛縝，孫東旭，袁麗梅

（中國礦業大學(徐州)江蘇省資源環境信息工程重點實驗室，江蘇 徐州 221116）

?

交替式厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝

儲建松，張傳義，吳啟威，何士龍，毛縝，孫東旭，袁麗梅

（中國礦業大學(徐州)江蘇省資源環境信息工程重點實驗室，江蘇 徐州 221116）

摘要：采用某污水處理廠A2/O工藝中的活性污泥為種泥，以模擬生活污水為對象，考察了交替式厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝的啟動與運行特性，并采用高通量測試技術分析系統除磷污泥的菌群結構。通過60天的啟動試驗，系統內反硝化聚磷菌占聚磷菌總數的比例由21.3%提高到94.4%，出水磷在0.6mg/L左右。通過逐步增加進水氨氮的方法運行2個月，系統的脫氮除磷效果穩定。在進水P濃度為6.4mg/L，保持進水N/P比為8.8，交替厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝效能最優，可達0.12kgN/(m3?d)和0.018kgP/(m3?d)，出水總磷（TP）0.8mg/L，總氮（TN）12mg/L，出水COD、NH3-N和TN達到國家綜合排放標準GB18918—2002一級A排放標準。周期試驗中，pH值、氧化還原電位（oxidation-reduction potential，ORP值）均可作為厭氧釋磷的控制參數，ORP也可指示缺氧吸磷的終點。典型周期內硝酸鹽、亞硝酸鹽的消耗量與磷的吸收量基本呈線性關系。系統內污泥多樣性約為種泥的0.5倍，在“門”、“屬”分類級別上分別以Proteobacteria、Xanthomonadales-nobank為主。

關鍵詞：反硝化除磷；交替式厭/缺氧-好氧雙膜工藝；運行性能；過程特性；菌群結構

隨著脫氮除磷標準的提高，全球都在致力于研發低成本、高效能的脫氮除磷技術，并將其運用于實際的污水處理廠[1]。目前污水處理廠運用較為成熟的是連續流的A2/O工藝、氧化溝工藝以及間歇流的序批式活性污泥法（SBR）工藝，這些傳統的脫氮除磷工藝中硝化細菌、反硝化細菌、聚磷菌和異氧菌都同處于一個系統，即單污泥形式[2]。然而這種單污泥系統存在兩個比較突出的問題：①反硝化細菌和聚磷菌對碳源的競爭[3]；②硝化細菌與聚磷菌對污泥齡要求的矛盾[4]。這些突出矛盾一直制約著脫氮除磷效率，特別是在我國污水C/N比較低的情況下，出水難以達到GB18918—2002一級A標準。反硝化除磷理論的提出為解決這些問題提供了新思路，反硝化聚磷是用厭氧/缺氧環境來代替傳統的厭氧/好氧環境，馴化出一類以硝酸根為電子受體的反硝化聚磷菌（DPB），有效地解決了脫氮和除磷過程中的碳源競爭問題，實現了同步脫氮和除磷過程[5-7]。為提高反硝化除磷效能，一些研究者開發了雙污泥系統，如典型的厭氧/缺氧SBR-硝化SBR （anaerobic/anoxic- nitrification SBR，A2N-SBR）工藝[8]。雙污泥系統解決了硝化細菌長泥齡與反硝化聚磷菌泥齡不一致、碳源缺乏、氧的消耗量大等問題[9-11]，但存在周期運行時間長、需要多次沉淀和多級回流、系統操作較為繁瑣等弊端。

為此，本研究在A2N-SBR基礎上提出一種改進的雙污泥反硝化除磷工藝，即交替式厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝（alternate anaerobic/anoxicaerobic double membrane process，A2N-DMBR）。該工藝增加了緩沖池，從而實現硝化過程與反硝化除磷過程在兩個反應器內同步進行，并通過在硝化池設置膜組件解決硝化污泥和聚磷污泥的泥齡差異問題，并增強硝化效果，省去沉淀時間，提高處理效能。本試驗對交替式厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝的運行特性進行研究，為脫氮除磷工藝的應用提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

交替厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷裝置如圖1所示，主要由一套序批式活性污泥工藝裝置（SBR）、兩套膜生物反應器（MBR）和一個緩沖池組成，分別為厭/缺氧SBR，硝化MBR、后置曝氣MBR以及存儲硝化液的緩沖池。SBR有效容積9.5L，每個周期進水6L，硝化池采用膜出水，采用后置短時曝氣進一步降低氨氮和總磷，保證出水水質達標。緩沖池用來儲存硝化液，保證好氧硝化和缺氧反硝化除磷同步進行，節省周期運行時間。

圖1 交替厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷試驗裝置1—進水水箱；2—蠕動泵；3—厭/缺氧SBR；4—攪拌器；5—取樣閥；6—膜組件；7—好氧MBR；8—空氣泵；9—緩沖池；10—后置短時曝氣池；11—電磁閥；12—pH、ORP儀

1.2 試驗用水水質

試驗采用人工配置的模擬生活污水，其中碳源由乙酸鈉提供，氮源由氯化銨和硝酸鉀提供，磷源由磷酸二氫鉀提供。其主要成分，每升水所含物質為：CH3COONa，0.26g；NH4Cl，0.05～0.20g；KH2PO4，0.02～0.03g；MgSO4，0.03g；KCl，0.015g；CaCl2，0.01g。每升配水中加微量元素液1mL，微量元素液組成為：H3BO3，0.17g；FeCl3·6H2O，1.52g；KI，1.80g；ZnSO4·7H2O，0.15g；EDTA，10.00g；CuSO4·5H2O，0.03g；MnCl2·4H2O，0.12g；CoCl2·6H2O，0.15g。反硝化聚磷菌的富集階段和裝置啟動階段控制進水COD 190～250mg/L，總磷為5～8mg/L，進水氨氮在富集階段為15～20mg/L，系統啟動階段為35～55mg/L。

1.3 試驗方法

1.3.1 反硝化聚磷菌的富集

試驗所用污泥取自徐州市某污水處理廠，DPB富集分為兩個階段進行：第一階段采用厭氧/好氧方式進行好氧聚磷菌的富集，運行方式為進水0.5h，厭氧2h，好氧3h，沉淀、出水共1h，靜置1.5h；第二階段采用厭氧/缺氧對反硝化聚磷菌進行選擇和富集，運行方式為進水0.5h，厭氧2h，缺氧初期加入35mg/L硝態氮，缺氧3h，沉淀、出水共1h，靜置1.5h。

1.3.2 系統運行方式

將富集成功的反硝化聚磷菌加入厭/缺氧SBR反應器，運行方式為進水0.5h，將6L合成污水加入到厭/缺氧SBR，與池底3.5L泥水混合物相混合，厭氧攪拌2h，沉淀0.5h，通過電磁閥調節出水至好氧MBR進行好氧硝化，硝化3.5h后通過膜出水至緩沖池儲存，在好氧硝化同時，緩沖液由泵打入厭/缺氧SBR進行反硝化除磷，缺氧反硝化3h，沉淀0.5h，同樣通過電磁閥調節出水至后置短時曝氣池曝氣1h，進一步去除水中剩余的氨氮，最后通過膜出水。每個周期8h，反應過程中，進水、厭氧、缺氧、好氧及沉淀、出水等各階段的攪拌和曝氣時間均有定時器自動控制，定期進行排泥。

1.4 分析方法

COD、NH3-N、NO2?-N、NO3?-N、TN、TP采用國標法；pH值、ORP WTW采用 pH3210儀，DO采用WTWDO3210儀測定；MLSS 采用濾紙稱量法測定，反硝化除磷菌比例測定根據WACHTMEISTER等[12]和MEINHOLD等[13]得出反硝化聚磷菌占全部聚磷菌的數量比例的方法。

污泥樣品DNA采用FastDNA?土壤試劑盒進行提取，采用引物對515F（GTGCCAGCMGCCGCGGTAA）與907R（CCGTCAATTCATTTAAGTTT）對16SrRNA基因V6區序列進行擴增[14]。PCR反應體系為30μL，包括Trans Start?FastpfuDNA聚合酶0.75μL，2 × Buffer15μL，前、后引物各1.5μL，細菌組的DNA20～50ng，最后以ddH2O 補足至30μL。PCR擴增采用PCR儀（ABI Gene Amp?9700型）進行，擴增條件：90℃首次變性2min，98℃、20s 28個循環，55℃、20s，68℃、1min，68℃延伸5min。擴增后的樣品采用2.0%的瓊脂糖凝膠電泳進行驗證。參照電泳初步定量結果，將PCR產物用QuantiFluor?-ST藍色熒光定量系統（Promega公司）進行檢測定量，之后按照每個樣本的測序量要求進行相應比例的混合。最后樣品通過Illumina-HiSeqPE250平臺進行高通量測序，通過Mothur Platform[14]對獲得的生物數據進行處理與分析。

2 結果與討論

2.1 反硝化聚磷菌的富集培養

反硝化聚磷菌的富集分為兩個階段。第一階段：控制厭/好氧馴化條件SRT為13天，MLSS為3500mg/L，進水pH值為7.3～7.6，好氧段DO為2.5～3.5mg/L。經過14天的培養，SBR反應器已經表現出良好的厭氧釋磷和好氧吸磷效果。系統除磷率由最初的37%提高到94%，出水磷濃度降到0.5mg/L以下。這與黃榮新等[15]的研究結果相似。第二階段：采用厭氧/缺氧的運行方式，缺氧初期加入濃度為35mg/L的硝態氮，MLSS為4000mg/L，SRT為18天。通過40天的馴化，厭氧釋磷量最大達到25.6mg/L。總磷去除率穩定在90%以上，出水磷在0.8mg/L以下，達到國家綜合排放標準GB 18918—2002一級B排放標準。

對第一階段和第二階段完成時污泥中反硝化聚磷菌的比例進行測定發現，通過厭氧2h/缺氧3h的馴化方式，120周期后系統中反硝化聚磷菌所占全部聚磷菌的比例高達94.4%，遠高于好氧/缺氧馴化末期反硝化聚磷菌占全部聚磷菌的比例（21.9%），且該比例高于LEE等[16]、李勇智等[17]報道的64% 和73%，與周康群等[18]、劉立等[19]報道的94%、93%相符。上述結果表明，反硝化聚磷菌已經得到成功富集。

2.2 系統的運行性能

將馴化后的反硝化聚磷菌群置于厭/缺氧SBR中，采取交替式厭/缺氧-好氧膜過濾的方式運行，控制厭/缺氧系統SRT為18天，MLSS為4000mg/L；MBR系統中硝化污泥SRT為40天，MLSS 7000～8000mg/L，DO3.0～4.0mg/L，系統穩定運行2個月。

圖2 系統啟動過程中TP的去除效果

圖3 系統啟動過程中NH3-N的去除效果

圖4 系統啟動過程中TN的去除效果

系統運行期間TP、NH3-N、TN的去除效果分別如圖2～圖4所示，系統運行前60周期，進水TP濃度為6.8～7.6mg/L，進水NH3-N為32～35mg/L。從圖2可以看出，前27周期厭氧釋磷量慢慢增長到24.5mg/L，出水磷濃度逐漸降低至2.5mg/L，出水NH3-N低于3mg/L（圖3）。第27～60周期，厭氧釋磷量呈增高趨勢，缺氧出水TP濃度穩定在4mg/L左右，此間NH3-N硝化效果良好，缺氧吸磷后NO3?-N接近于零，可見，缺氧條件下NO3?-N不足，導致吸磷不充分或發生“二次釋磷”，引起出水磷濃度偏高。在第63周期開始降低進水TP濃度為5.9～6.5mg/L，同時增高NH3-N濃度為45mg/L，63周期后出水TP逐漸降低，值得一提的是，第75～93周期，由于曝氣設備故障導致硝化效果變差，測得硝化出水NH3-N達5.2mg/L，致使出水TP濃度顯著增高。曝氣設備故障解除后，系統效能逐步恢復，129周期NH3-N、TN去除率為94%、82%，缺氧出水TP為2.7mg/L左右，缺氧出水NO3?-N為0.4mg/L，硝化液仍不能提供足量的NO3?-N作為缺氧吸磷的電子受體。在第132周期后繼續提高進水氨氮（53mg/L），進水磷濃度不變，經過60周期的運行，系統基本達到穩定狀態，出水TP為0.8mg/L以下，去除率在90%以上，出水NH3-N低于3.2mg/L，去除率達到94%，而出水TN為12mg/L，去除率為78%。由于進水一部分NH3-N儲存在厭氧污泥混合液之中沒有硝化，隨著進水NH3-N升高，缺氧出水NH3-N、TN也隨之升高。結果表明，在進水P濃度為6.4mg/L，保持進水N/P比為8.8，交替厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝效能最優，可達0.12kgN/(m3?d)和0.018kgP/(m3?d)，出水TP 0.8mg/L，TN 12mg/L，出水COD、NH3-N和TN達到國家綜合排放標準GB18918—2002一級A排放標準。王亞宜等[11]采用A2N-SBR工藝也得到類似的結論，而本工藝的反硝化除磷性能高于A2N-SBR（詳見2.3節），且較A2N-SBR縮短了運行周期，減少了系統操作的復雜程度。

2.3 系統的過程特性

為了考察交替厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝系統中各個污染因子的轉化特征，在系統運行穩定后，選取第216周期，每隔0.5～1h取一個樣，分析其中COD、TP、NH3-N、NO3?-N、NO2?-N的變化情況，結果如圖5。進水后1.5h內COD的濃度由220mg/L迅速下到60mg/L，厭氧結束后降為42mg/LCOD，81%的有機物（COD）在厭氧段被反硝化聚磷菌吸收，以PHB的形式貯存在細胞內，同時進行釋磷，在前0.5h內釋磷速率最快，達到5.35 mgP/(gMLSS·h)，2h后最大釋磷量為29.7mg/L。

接下來的3.5h好氧硝化階段，NH3-N由40mg/L降為0.5mg/L，膜出水NO3?-N達到37.6mg/L，硝化效率為2.5mgNO3?-N/(gMLSS·h)，而系統中NO2?-N濃度一直較低，而好氧硝化階段TP基本不變。

在缺氧反硝化除磷階段，隨著缺氧吸磷的進行，NO3?-N快速消耗，0～0.5h，TP濃度從26mg/L迅速降低到12mg/L，NO3?-N從26.3mg/L降低至13.1mg/L，TP去除和NO3?-N消耗幾乎成線性關系。缺氧結束后NO3?-N為0.5mg/L左右，總磷為0.9mg/L左右。值得一提的是，缺氧吸磷期間出現了NO2?-N的積累，在0.5h時達到最大值5.3mg/L，而后快速下降，1h后幾乎消耗完畢，表明系統中存在著一定量的反硝化除磷菌也可以利用NO2?-N進行吸磷。該系統的容積交換比約為63%，出水NH3-N濃度較高，劉瑩[20]、KUBA[8]等研究證實了A2N-SBR中容積交換比對A2N工藝中NH3-N的去除率影響較大。楊慶娟等[21]也報道出在保證缺氧池有足夠污泥的前提下，應盡可能減小超越污泥流量，以降低出水NH3-N濃度。為此，本工藝末端后置短時曝氣以進一步去除缺氧出水中的NH3-N，同時實現剩余磷的部分吸收。從整個周期來看，COD、TP、TN去除率分別為92.7%、91.8%、80.3%，系統反硝化除磷效果顯著，反硝化除磷比例達到85%，高于A2N-SBR工藝得到的51%的水平[11]。

2.4 系統中反硝化除磷效能分析

通過批次試驗考察以NO3?和NO2?分別作為電子受體的除磷特性，NO3?和NO2?的消耗量與磷的吸收量之間的數量關系分別如圖6和圖7所示，可以發現，NO3?的消耗與磷的去除具有線性關系。通過擬合可以得出消耗1mg N可以吸收1.21mg P。該值高于劉建廣等[22]得到的1.0mg PO43?/NO3?，也高于高大文[23]、李勇智[24]等采取SBR工藝得到的0.88mg PO43?/NO3?。但低于KERN等[25]在研究固定生物膜反應器時得到的2.0mgPO43?/NO3?。這表明缺氧段PO43?吸收量與NO3?消耗量的比例關系的影響因素有待進一步研究。

圖5 單個典型周期內污染物質的濃度變化

圖6 NO3?-N消耗量和吸磷量的關系

圖7 NO2?-N消耗量和吸磷量的關系

由圖7可見，當初期NO2?-N為20mg/L時，NO2?-N的消耗與磷的去除也有較好的線性關系，計算得到每消耗1mgN可以吸收1.0mgP，小于以NO3?-N為電子受體的數值（1.21），該值低于WANG 等[26]在利用NO2?-N為電子受體，進行缺氧除磷量的比值（2.1），這可能與沒有單獨利用NO2?-N馴化污泥以及系統菌群結構不同有關，系統中不同的除磷菌Candidatus Accumulibacter菌群對于NO2?的選擇性利用可能導致PO43?吸收量與NO2?消耗量的比例不同。而ZENG[27]、裴寧[28]等認為NO2?濃度達到20mg/L，會對缺氧吸磷產生強烈抑制，本試驗中NO2?對除磷沒有明顯抑制作用，出現了以NO2?為電子受體的吸磷過程，認為可能在缺氧吸磷段，SBR反應器內的反硝化菌利用殘留的COD進行短程反硝化，將NO3?還原成NO2?（見2.3節分析），并馴化出一定量的以NO2?為電子受體的反硝化除磷菌。

2.5 系統過程pH值、ORP指示性分析

pH值、氧化還原電位（ORP）是生物強化除磷中重要的指示性參數[29]。已有研究發現，反硝化除磷工藝的效能與pH值、ORP存在一定相關性[30-31]。本實驗以第96周期厭氧/缺氧池pH值、ORP變化為例，研究工藝性能與兩者的相關性。由圖8可知，0～30min，厭氧段pH值先從7.8快速下降到7.5，這主要由于磷的釋放、厭氧水解產酸等造成的，釋磷速度達到5.3mgP/(gMLSS·h)，COD消耗速率為44.5mgCOD/(gMLSS·h)，釋磷曲線、COD降解曲線和pH值下降曲線呈現一定的正相關性[32]。60min后，隨著釋磷的變慢，COD消耗減少，pH值趨于穩定。90min出現平臺區，此時厭氧釋磷也基本結束，可以通過pH值很好指示厭氧釋磷結束的終點。方茜等[33]也出現過相同的報道。在缺氧狀態下主要進行反硝化同時脫氮除磷，同時有部分反硝化細菌利用殘留的COD進行反硝化脫氮，使pH值一直緩慢上升[34]。pH值不可作為缺氧段反硝化除磷的指示性參數。

圖8 典型周期厭氧/缺氧池pH值、ORP變化

ORP可用于指示厭氧釋磷是否徹底的一個重要指標[35-36]。本試驗ORP隨工況變化的結果如圖8所示。在厭氧階段，0～60min，ORP的下降與厭氧釋磷高度相關，ORP迅速下降，厭氧釋磷速率為4.0mgP/(gMLSS·h)；60～90min，ORP下降緩慢，釋磷曲線平緩，90min時ORP達到最低點，為?179.4mV，此時厭氧釋磷基本結束。鄒海明等[37]在試驗研究中也發現類似拐點現象。由此可見，ORP可以作為厭氧釋磷的控制參數，通過ORP曲線拐點調控實際厭氧時間。缺氧段，由于NO3?-N的加入，ORP快速上升，約30min出現峰值，期間缺氧吸磷速率、反硝化速率分別為8.6mgP/(gMLSS·h)、8.2mgNO3?-N/(gMLSS·h)。隨后ORP緩慢下降，缺氧吸磷速率降低，240min時，NO3?-N消耗完畢，ORP出現平臺，缺氧池由于NO3?-N不足發生“二次釋磷”，預示缺氧吸磷結束，因此ORP可以作為缺氧吸磷的控制參數，高大文[23]、ZHANG[38]等也得出相似的研究結論。上述結果表明，可采用pH值和ORP的聯合指示來預測該工藝中的厭氧釋磷和缺氧吸磷效能。

2.6 系統內菌群結構分析

基于操作分類單元（operational taxonomic units，OTUs）數目，在序列相似度為3%水平下，系統穩定運行過程中污泥樣品與種泥的微生物ACE、Chao、Jack、shannon等多樣性指標[39]如表1所示，OTUs由最初的1455減少到757種。由表1可以看出，種泥的生物多樣性高于馴化后的系統污泥，這是由于馴化環境使得一部分菌種不宜生存而遭到淘汰。

表1 以3% cutoff劃分OTUs條件下菌群多樣性

圖9 門級別上菌群分布情況

圖10 屬級別上菌群分布情況

不同污泥樣品在“門”與“屬”2個分類級別上的菌群分布情況如圖9、圖10所示。由圖9可以看出，厭氧和缺氧種泥在門上的菌種分布基本相同，Proteobacteria（變形菌門）是各污泥樣品中最豐富的門，這與目前大多數的微生物菌群結構報道相一致[40-41]，種泥中Proteobacteria所占的比例為42.5%，而系統中Proteobacteria占的比例為68.3%。Chloroflexi（綠灣菌門）在種泥中所占比例為14.5%，而與絲狀菌有關的Chloroflexi比例明顯減少（14.5%～8%），說明厭氧/缺氧交替運行能夠有效抑制污泥膨脹[42]，與硝化作用有關的Nitrospirae（硝化螺旋菌門）在由2.3%減少到0.4%，這可能由于厭氧/缺氧交替限制了好氧硝化菌的生長，3個樣品中Bacteroidetes（擬桿菌門）占的比例相當，系統中Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidetes總的比例達到90%以上。由圖10可見，在屬級別上，Xanthomonadales（黃單胞菌目）中的某種屬在種泥和系統中占的比例相差很大（3.7%、39.1%），Xanthomonadales屬于γ-Proteobacteria，與夏雪等[43]報道的以乙酸鈉馴化的除磷污泥菌群以β-Proteobacteria占主導并不相同，種泥中菌群比例為11.5%的Anaerolineaceae（厭氧繩菌科）經過馴化后在系統中所占的比例降為5%，說明厭氧/缺氧交替運行使得嚴格厭氧菌種得以淘汰。Dechloromonas在種泥中只占1.8%，而在系統中增加到9.9%，有研究表明Rhodocyclaceae科中的Propionvibrio、Decholoromonas或Rhodocyclus與廣泛認可的除磷菌Canadidatus Accumulibacter在系統發育上較為近似[44-45]。根據系統的脫氮除磷效果以及菌屬所占比例的變化推測，其具有很好的除磷效果與反硝化聚磷菌的比例增加有關。根據批示實驗（2.4節）顯示，該系統馴化出來的反硝化除磷菌可以分別利用NO2?和NO3?進行吸磷，但其利用NO2?和NO3?的除磷性能低于文獻報道[25-26]。

3 結 論

（1）采用厭氧/好氧（A/O）模式轉厭氧/缺氧（A/A）模式運行，可有效富集反硝化聚磷菌。經過150周期的馴化，去除率穩定在90%以上，反硝化聚磷菌占聚磷菌總數的比例也由21.9%提高到94.4%。

（2）在進水P濃度為6.4mg/L，保持進水N/P比為8.8，交替厭/缺氧-好氧雙膜反硝化除磷工藝效能最優，可達0.12kgN/(m3?d)和0.018kgP/(m3?d)，出水TP 0.5mg/L，TN 12mg/L，出水COD，NH3-N和TN達到國家綜合排放標準GB18918—2002一級A排放標準。

（3）硝酸鹽和亞硝酸鹽的消耗量與磷的吸收量之間具有線性關系，單位硝酸鹽和亞硝酸鹽吸磷量分別為1.21mgP/N和1.0mgP/N。

（4）pH值、ORP的變化與COD的消耗、TP的釋放與吸收有較好的相關性，pH值、ORP值可以指示厭氧釋磷結束的終點，同時 ORP還能作為缺氧吸磷的控制參數。通過高通量測序得到系統內種群多樣性減少，在門級別上以Proteobacteria為主，所占比例為68.3%，在屬級別主要為Xanthomonadales-nobank。

參 考 文 獻

[1] AHN J H，KIM S，PARK H，et al. N2O emissions from activated sludge processes，2008—2009：results of a national monitoring survey in the united states[J]. Environ. Sci. Technol.，2010，44（12）：4505-4511.

[2] 鄒海明，呂錫武，李婷. 反硝化除磷-誘導結晶磷回收工藝試驗[J].華中科技大學學報（自然科學版），2014（4）：127-132.

[3] SHEN L F，CHEN R P，ZHANG F W，et al. Discussion on nitrogen and phosphorus removal process characteristics of improved oxidation ditch[J]. Procedia Environmental Sciences，2011，11（3）：1291-1295.

[4] ZHU R，WU M，YANG J M. Effect of sludge retention time and phosphorus to carbon ratio on biological phosphorus removal in HS-SBR process[J]. Environmental Technology，2013，34（4）：429-435.

[5] MINO T，VAN Loosdrecht M C M，HEIJNEN J J. Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process[J]. Wat. Res.，1998，32（11）：3193-3207．

[6] ZHANG S H，HUANG Y，HUA Y M. Denitrifying dephosphatation over nitrite：effects of nitrite concentration、organic carbon and pH[J]. Bioresource Technology，2010，101（11）：3870-3875．

[7] WANG Y Y，PENG Y Z，PENG C，et al. Influence of ORP variation，carbon source and nitrate concentration on denitrifying phosphorus removal by DPB sludge from dephanox process[J]. Environ. Sci. Techno.，2004，50（10）：153-161．

[8] KUBA T，VAN LOOSDRECHT M C M，HEIJNEN J J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of nitrification in a two-sludge system[J]. Wat. Res.，1996，42（1/2）：1702-1710.

[9] PENG Y Z，WU C Y，WANG R D，et al．Denitrifying phosphorus removal with nitrite by a real-time step feed sequencing batch reactor[J].Journal of Chemical Technology and Biotechnology，2011，86（4）：541-546．

[10] WANG Y Y，PENG Y Z，STEPPHENSON T．Effect of influent nutrient ratios and hydraulic retention time (HRT) on simultaneous phosphorus and nitrogen removal in a two sludge sequencing batch reactor process[J]. Bioresource Technology，2009，100（14）：3506-3512．

[11] 王亞宜，彭永臻，殷芳芳，等. 雙污泥SBR工藝反硝化除磷脫氮特性及影響因素[J]. 環境科學，2008（6）：1526-1532.

[12] WACHTMEISTER A，KUBA T，VAN Loosdrecht M C M，et al. A sludge characterization for aerobic and denitrifying phosphorus removing sludge[J]. Wat. Res.，1997，31（3）：471- 478.

[13] MEINHOLD J，FILIPE C D M，DAGGER G T，et a1. Characterization of the denitrifying fraction of phosphate accumulating organisms in biological phosphate removal process[J]. Wat. Sci. Tech.，1999，39（1）：31- 42.

[14] SCHLOSS P D，WESTCOTT S L，RYABIN T，et al．Introducing mothur：open-source，platform-independent，community-supported software for describing and comparing microbial communities[J]．Appl. Environ . Microbiol.，2009，75（23）：7537-7541．

[15] 黃榮新，張杰，諶建宇. 反硝化除磷脫氮系統中DPB的馴化富集培養[J]. 環境科學，2010（5）：1252-1256.

[16] LEE Dae Sung，JEON Che Ok，JONG Moon Park. Biological nitrogen removal with enhanced phosphate uptake in a sequencing batch reactor using single sludge system[J]. Wat. Res.，2001，35（16）：3968- 3976.

[17] 李智勇，王淑瀅，吳凡松，等. 強化生物除磷體系中反硝化聚磷菌的選擇與富集[J]. 環境科學學報，2004，24（1）：45- 49.

[18] 周康群，劉暉，孫彥富，等. 反硝化聚磷菌的富集及富集污泥活性研究[J]. 環境科學與技術，2008，4：110-115.

[19] 劉立，湯兵，黃紹松，等. 反硝化聚磷菌快速富集、培養及其熒光原位雜交技術鑒別[J]. 環境科學，2013（7）：2869-2875.

[20] 劉瑩，彭永臻，王淑瑩. A2N工藝的固有弊端分析及其對策研究[J].工業用水與廢水，2010（6）：1-5.

[21] 楊慶娟，王淑瑩，劉瑩，等.污泥回流比對A2N反硝化除磷工藝脫氮除磷的影響[J]. 中國給水排水，2008（13）：37-41.

[22] 劉建廣，付昆明，楊義飛，等. 不同電子受體對反硝化除磷菌缺氧吸磷的影響[J]. 環境科學，2007（7）：1472-1476.

[23] 高大文，李強，梁紅，等. NO3?和NO2?作為電子受體時的反硝化除磷實時控制[J]. 環境科學，2009（4）：1073-1078.

[24] 李勇智，彭永臻，張艷萍，等. 硝酸鹽濃度及投加方式對反硝化除磷的影響[J]. 環境污染與防治，2003（6）：323-325.

[25] KERN Jespersen J，HENZE M．Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions[J]. Water Research，1994，28 （5）：1243-1255.

[26] WANG Y，ZHOU S，YE L，et al. Nitrite survival and nitrous oxide production of denitrifying phosphorus removal sludges in long-term nitrite/nitrate-fed sequencing batch reactors[J]. Water Research，2014，67：33-45.

[27] ZENG W，LI L，YANGY Y，et al．Denitrifying phosphorus removal and impact of nitrite accumulation on phosphorus removal in a continuous anaerobic-anoxic-aerobic (A2/O) process treating domestic wastewater[J]. Enzyme and Microbial Technology，2011，48（2）：134-142.

[28] 裴寧，趙俊山，王成彥，等. 亞硝酸鹽對反硝化除磷菌抑制機理研究[J]. 哈爾濱商業大學學報（自然科學版），2009，25（4）：415-418 .

[29] GUO J H，PENG Y Z，WANG S Y，et al. Effective and robust partial nitrification to nitrite by real-time aeration duration control in an SBR treating domestic wastewater[J]. Process Biochemistry，2009，44（9）：979-985.

[30] PENG Y Z，GAO J F，WANG S Y，et a1．Use pH and ORP as fuzzy control parameters of denitrification in SBR process[J].Wat. Sci. Tech.，2002，46：131-137.

[31] CASELLAS M，DAGOT C，BAUDU M．Set up and assessment of a control strategy in a SBR in order to enhance nitrogen and phosphorus removal[J]. Process Biochemistry，2006，41：1994-2001．

[32] 王亞宜，彭永臻，王淑瑩，等. 碳源和硝態氮濃度對反硝化聚磷的影響及ORP的變化規律[J]. 環境科學，2004（4）：54-58.

[33] 方茜，張朝升，張立秋，等. 同時硝化/反硝化除磷工藝穩定性控制研究[J]. 給水排水，2014（11）：132-135.

[34] PING Z，JUN G，JI J Y，et al. Characteristics of self-alkalization in high-rate denitrifying automatic circulation （DAC） reactor fed with methanol and sodium acetate[J]. Bioresource Technology，2014，154：44-50 .

[35] CHANG C H，HAO O J. Sequencing batch reactor system for nutrient removal：ORP and pH profiles[J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology，1996，67（1）：27-38.

[36] 唐旭光，王淑瑩，彭永臻，等. SBR法好氧段碳源濃度對吸磷的影響[J]. 中南大學學報（自然科學版），2011（10）：3220-3224.

[37] 鄒海明，呂錫武，李婷. 污水處理反硝化除磷-誘導結晶磷回收工藝中除磷微生物特性[J]. 農業工程學報，2014（5）：155-161.

[38] ZHANG W，HOU F，PENG Y Z，et al. Optimizing aeration rate in an external nitrification–denitrifying phosphorus removal （ENDPR）system for domestic wastewater treatment[J]. Chemical Engineering Journal，2014，245：342-347.

[39] SCHLOSS P D，GEVERS D，WESTCOTT S L. Reducing the effects of PCR amplification and sequencing artifacts on 16SrRNA-based studies[J]. PLOS ONE，2011，6（12）：27-33.

[40] LV X M，SHAO M，LI J，et al. Met genomic analysis of the sludge microbial community in a lab-scale denitrifying phosphorus removal reactor[J]. Applied Biochemistry and Biotechnology，2015，175（7）：3258-3270.

[41] MEI T，FENG Q Z，XIN S，et al. The first met genome of activated sludge from full-scale anaerobic/anoxic/oxic (A2/O) nitrogen and phosphorus removal reactor using Illuming sequencing[J]. Journal of Environmental Science，2015，35（1）：181-190.

[42] SAUNDERS A M，LARSEN P，NIELSEN P H. Comparison of nutrient-removing microbial communities in activated sludge from full-scale MBRs and conventional plants[J]. Water Science and Technology，2013，68（2）：366-371.

[43] 夏雪，邵明非，呂小梅，等. 不同碳源馴化除磷污泥的除磷效果及菌群結構分析[J]. 環境科學研究，2014，27（8）：936-942.

[44] KIM J M，LEE H J，LEE D S，et al. Characterization of the denitrification-associated phosphorus uptake properties of “Candidatus Accumulibacter phosphatis” clades in sludge subjected to enhanced biological phosphorus removal[J]. Applied and Environmental Microbiology，2013，79（6）：1969-1979.

[45] KIM J M，LEE H J，KIM S Y，et al. Analysis of the fine-scale population structure of “Candidatus Accumulibacter phosphatis”in enhanced biological phosphorus removal sludge，using fluorescence in situ hybridization and flow cytometric sorting[J]. Applied and Environmental Microbiology，2010，76（12）：3825-3835.

研究開發

Alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane denitrifying phosphorus removing process

CHU Jiansong，ZHANG Chuanyi，WU Qiwei，HE Shilong，MAO Zhen，SUN Dongxu，YUAN Limei
（Jiangsu Key Laboratory of Resources and Environmental Information Engineering，China University of Mining & Technology，Xuzhou 221116，Jiangsu，China）

Abstract：The enrichment of denitrifying phosphorus bacterium（DPB）inoculated activated sludge from the anaerobic tank of a wastewater treatment plant which using A2/O process. Using the simulated domestic wastewater，the performance of the alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane denitrifying phosphorus removing process（A2N-DMBR）were investigated and the microflora of the system were investigated by high-throughput sequencing analysis. The results showed that the ratio of DPB to Phosphorus Accumulating Organisms（PAOs）was improved from 21.3% to 94.4% during the whole experiment period of 60 days，and the total phosphorus concentration of effluent was about 0.6mg/L. The A2N-DMBR process was begun by increasing the influent ammonia nitrogen concentrations gradually，the system attained stable effect of removing nitrogen and phosphorus simultaneously in two months，the total phosphorus concentration of influent was 6.4mg/L，the influent N/P ratio was 8.8，the alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane denitrifying phosphorus removing process could achieved the efficiency of 0.12kgN/(m3?d) and 0.018kgP/(m3?d). Total phosphorus and nitrogen effluent were 0.8mg/L and 12mg/L，respectively. The COD，NH4+-N and TNbook=936,ebook=289met the first grade A standards of GB 18918—2002. Periodical test showed that pH and oxidationreduction potential(ORP) could be used as the control parameters for phosphate release，ORP could be used to indicate the end point of the phosphate uptake in anoxic phase. There was a linear relationship between phosphorus uptake and nitrate，nitrite consumption during the typical cycle. The feeding sludge of system exhibited 0.5 times bacterial diversity of the seed sludge. At the phylum level，Proteobacteria was dominated in the feeding sludge. At the genus level，Xanthomonadales- nobank that most phosphorus removal bacteria belonged to was the most dominant order for the seeding sludge．

Key words：denitrifying phosphorus removal；alternate anaerobic/anoxic-aerobic double membrane process (A2N-DMBR)；operation characteristic；process analysis；community structure

基金項目：江蘇省高校優勢學科建設工程項目（PAPDSA1102）及環境模擬與污染控制國家重點實驗室開放基金項目（11K09ESPCT）。

收稿日期：2015-09-22；修改稿日期：2015-10-27。

DOI：10.16085/j.issn.1000-6613.2016.03.042

中圖分類號：X 703.1

文獻標志碼：A

文章編號：1000–6613（2016）03–0935–09

第一作者：儲建松（1989—），男，碩士研究生。聯系人：張傳義，副教授，碩士生導師。E-mail chuanyizhang@163.com。 袁麗梅，副教授，碩士生導師。E-mail lmmyuan@163.com。