新型厭氧水解酸化-短程反硝化厭氧氨氧化工藝同步處理生活污水和含硝酸鹽模擬廢水

王超超，吳翼伶，陳嘉巧，蔡天寧，劉文如，2，3，李祥，2，3，吳鵬，2，3

（1 蘇州科技大學環境科學與工程學院，江蘇 蘇州 215009；2 城市生活污水資源化利用技術國家地方聯合工程實驗室（蘇州科技大學），江蘇 蘇州 215009；3 江蘇水處理技術與材料協同創新中心（蘇州科技大學），江蘇 蘇州 215009）

氮素作為引起水體富營養化的一類重要污染物而引起廣泛關注。傳統脫氮工藝作為城市污水廠主要氮素去除途徑，但能量和化學藥劑的大量投入使其難以適應我國可持續戰略。近年來，厭氧氨氧化工藝（anaerobic ammonium oxidation，Anammox）憑借其經濟、高效與可持續性而被公認為時下最具有應用前景的新型廢水生物脫氮技術，然而生活污水中Anammox 電子受體（NO-N）的匱乏極大阻礙了其工程應用進程。目前，短程硝化（partial nitrification）作為一種成熟的NO-N供給工藝而被廣泛研究，但受制于諸如有機物、基質濃度等因素，PN/A 工藝在生活污水工程應用中穩定性、TN去除率等方面始終無法突破瓶頸。此外，污水廠二沉池出水、側流Anammox 工藝出水和工業園區化工企業生產廢水等含有大量NO-N，利用反硝化工藝處理含NO-N廢水時，往往需要額外投加碳源，增加了污水處理成本，與我國可持續發展理念相悖。近來，短程反硝化（partial denitrification，PD）作為一種新興的NO-N 供給工藝，能夠穩定地將NO-N 還原成NO-N，同時大幅降低了對碳源的需求。故而有學者提出將PD 工藝和Anammox 工藝相結合，用以實現生活污水和硝酸鹽廢水的同步處理。

不同碳源驅動下PD過程NO-N積累情況存在明顯差異。以乙酸鈉等易生物利用碳源作為電子供體時，PD過程往往可實現較高的NO-N積累，相應COD/NO-N通常介于2.5～3.5，而以葡萄糖作為碳源時，PD 過程NO-N 積累能力下降，相應COD/NO-N 明顯升高，甚至淀粉等緩慢可生物利用碳源驅動下PD過程并無NO-N積累現象，這主要是由于不同碳源的可生物降解特性不同。生活污水中碳源大多以緩慢可生物利用碳源的形式存在（占30%～80%），利用PD/A工藝處理實際生活污水時，往往需要投加乙酸鈉，以促進系統NO-N供給。

厭氧水解酸化（anaerobic hydrolysis acidification，AnHA）作為一種能夠充分利用污水中緩慢可生物利用碳源的潛在節能工藝，能夠將污水中大部分緩慢可生物利用有機物降解為乙酸、丙酸等揮發性脂肪酸（VFA），可有效彌補污水中易生物利用碳源的不足。該工藝在利用緩慢可生物利用有機物產生VFA的同時也會消耗VFA，研究表明通過調控AnHA反應器水力停留時間（HRT），使得AnHA反應器對VFA的消耗速率遠低于其產生VFA的速率，進而實現AnHA反應器出水中VFA積累。目前，該工藝已被廣泛應用于反硝化電子供體（碳源）相關研究中。Shi 等以淀粉作為進水碳源，基于序批式反應器實現了PD 工藝和AnHA 工藝的耦合，并在178 天長期運行中，實現81.30% NO-N 積累。Wang等將AnHA工藝與同步亞硝化、厭氧氨氧化和反硝化（SNAD）工藝相結合，實現了生活污水的經濟和高效處理，TN 去除率為79.13%，相應能耗僅為傳統脫氮工藝的53.21%。由上可知，建立AnHA-PD/A 高效耦合脫氮除碳系統，為生活污水和硝酸鹽廢水的同步和高效處理提供一種新的思路。

因此，本試驗基于厭氧折流板反應器（ABR）-連續流完全混合式反應器（CSTR），采用分段進水方式長期運行AnHA-PD/A 系統，探究了系統同步高效處理生活污水和含硝酸鹽廢水的可行性，明確了系統所涉及生物反應活性，并利用氣相色譜明確了AnHA反應器出水VFA構成，最后從微生物學角度，探明了AnHA-PD/A 系統高效脫氮除碳機制，探索出了一種低碳高效脫氮的污水處理新思路。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及運行工況

試驗裝置及原理如圖1 所示。試驗采用ABRCSTR 組合裝置，共有2 個格室，依次編為A1 和A2。ABR 反應器（A1）進行AnHA 反應，有效容積為1.5L；CSTR 反應器（A2）主要進行PD/A 反應，有效容積為8L，采用機械攪拌且填充生物填料（30%填充比），生物填料由束式填料穿過鮑爾環內外孔徑環繞構成。裝置采用蠕動泵分段進水，溢流出水方式運行，反應裝置均置于水浴缸中，溫度控制在(32±1)℃，CSTR反應器外部使用黑色遮光布包裹，避免光照抑制Anammox菌活性。

試驗連續運行170天，分為兩個階段。階段Ⅰ為PD/A 反應器同步處理生活污水和硝酸鹽廢水；階段Ⅱ引入前置AnHA反應器，并通過調控模擬生活污水分段進水比例（圖1中a∶b），來調節AnHA反應器HRT，進而探究AnHA反應器出水中有機成分變化對PD/A 反應器脫氮效能的影響。各階段具體運行工況見表1。

表1 AnHA-PD/A系統運行工況

圖1 AnHA-PD/A工藝原理及試驗裝置

1.2 接種污泥與試驗用水

ABR 反應器接種污泥來源于實驗室穩定運行2 年以上的AnHA 反應器，MLSS 為3.57g/L；CSTR反應器接種污泥和生物填料來源于實驗室長期穩定運行的生物膜-活性污泥PD/A 反應器，MLSS 為3.05g/L。試驗用水以葡萄糖、蔗糖、淀粉、NHCl、NaNO等為藥劑制備，模擬某城市預處理后生活污水和含硝酸鹽廢水，其中葡萄糖、蔗糖和淀粉三種有機物供應物比例為15%∶20%∶65%，兩類模擬廢水主要水質特征見表2。

表2 兩類模擬污水主要水質特征

1.3 分析方法

試驗過程中每兩日采集進、出水樣檢測。采用-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、納氏試劑分光光度法、紫外分光光度法分別測定NO-N、NH-N和NO-N；濾紙稱重法測定MLSS；COD 由DRB 200 COD 快速消解儀測定；溫度、DO和pH采用多參數水質分析儀（WTW 340i，德國）測定；采用氣相色譜法測定VFA，具體操作可見文獻[14]，此外VFA由乙酸、丙酸、丁酸、異丁酸、戊酸和異戊酸組成，分別相當于1.07g COD/g、1.51g COD/g、1.82g COD/g、1.82g COD/g、2.04g COD/g和2.04g COD/g。

1.4 活性測定

為闡明AnHA-PD/A 系統所涉及生物反應活性，于Ⅱ-2階段穩定期內（第127天）進行異位批次實驗。

系統中PD/A 污泥活性：取出300mL PD/A 污泥，磷酸緩沖液洗滌三次，去除殘留反應基質而后轉移至封閉血清瓶內（800mL），氮氣洗脫瓶內液相和氣相空氣，維持血清瓶中厭氧條件，向血清瓶內加入150mL生活污水和350mL厭氧水解（A1）出水，并投加少量硝酸鈉固體，調控其初始NO-N/NH-N=1.20，以接近PD/A 反應器長期運行條件，而后將血清瓶置于(34±1)℃恒溫搖床內開始實驗，每隔15～120min，從血清瓶取樣口取樣，用以測定氮素和COD，每次取三份樣品并以三份樣品平均值作為有效數據。

系統中AnHA 污泥活性：取出300mL AnHA 污泥，重復上述操作，向血清瓶內加入500mL 生活污水，同樣置于(32±1)℃恒溫搖床內進行實驗，每隔2～6h 從血清瓶取樣口收集液體樣品，用以測定NH-N、VFA 和COD，每次收集三份樣品并以三份樣品平均值作為有效數據。

1.5 計算

忽略同化等微生物代謝途徑，AnHA-PD/A 系統內氮素僅通過PD-Anammox過程和反硝化過程去除。基于AnHA-PD/A 系統進出水氮濃度化學計量氮平衡，計算PD-Anammox過程和反硝化過程對系統TN去除貢獻比，如式(1)、式(2)。

式中，NH-N、NH-N和TN、TN分別為AnHA-PD/A系統進出水NH-N、TN濃度。

1.6 微生物高通量測序

采集ABR 和CSTR 反應器內運行第165 天的污泥樣品，送至美吉生物公司進行微生物高通量測序。

2 結果與討論

2.1 AnHA-PD/A系統脫氮除碳性能

圖2 反映了不同階段AnHA-PD/A 系統運行特性。在Ⅰ-1 階段（1～30 天），調控PD/A 反應器進水NO-N/NH-N 為1，如圖2(c)和(f)所示，第7 天PD/A系統運行穩定，TN去除率達到73.82%，相應ΔNO-N/ΔNH-N=1.82，遠高于PD/A工藝理論基質消耗比（1.06），表明此時反硝化菌對Anammox電子受體（NO-N）的競爭作用不可忽略。為提升系統NO-N 供給能力，在Ⅰ-2 階段（31～62 天），將進水NO-N 濃度提升至60mg/L，相應進水NO-N/NH-N=1.2，運行一段時間[圖2(c)]，PD/A 系統TN 去除率并無明顯變化（74.13%），ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.52，反硝化菌對Anammox電子受體的競爭受到遏制，系統耦合脫氮效果得以增強，相應PD-Anammox 過程對系統TN 去除貢獻率上升至81.27%，與Han等研究結論相符，主要是由于優化進水NO-N/NH-N，強化了PD/A 系統內PD菌與Anammox菌之間的協同脫氮能力。另外，如圖2(c)所示，PD/A 系統出水TN 濃度為27.13mg/L，COD 濃度為59.73mg/L，高于已有相關研究，說明生活污水碳源可利用率不足限制了PD/A系統對氮素的進一步去除。

圖2 AnHA-PD/A系統脫氮除碳性能

為提升生活污水碳源可利用率，在Ⅱ-1 階段（63～90 天），引入前置AnHA 反應器，并通過改變生活污水分段進水比來調節AnHA反應器HRT，以此探究AnHA-PD/A 系統高效運行條件。初始調控生活污水分段進水比例為5∶5，相應AnHA反應器HRT 為4.5h（表1），由圖2(c)、(d)和(f)可知，運行一段時間，AnHA 系統于第71 天達到35.62%COD去除并實現穩態運行。與此同時，PD/A系統TN去除率提升至85.31%，出水COD濃度降至42.17mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.34，PD-Anammox 過程對系統TN去除貢獻率進一步提升至87.73%，說明引入AnHA反應器能夠有效提升生活污水碳源可利用率，有助于降低PD/A 系統反硝化脫氮貢獻和提升PD/A 系統脫氮效能，這主要是由于HRT=4.5h 時，AnHA 反應器對大分子有機物的降解產酸（COD→VFA）速率遠大于其對VFA 的消耗，反應器出水中存在一定量的VFA，即有利于實現NO-N 積累的優質電子供體。

在Ⅱ-2階段（91～132天），將分段進水比例調整為3∶7，AnHA系統HRT降為3.2h，相應地，AnHA系統COD 去除率降至27.62%，此時PD/A 系統TN去除率進一步提升至94.78%，出水COD 濃度僅為30.15mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.13，相應PDAnammox 過程對TN 去除貢獻高達95.87%[(圖2(c)～(f)]。在Ⅱ-3 階段（133～170 天），調整分段進水比為1∶9，由于HRT 進一步降至2.5h，AnHA 系統COD 去除率僅為20.17%，此時PD/A 系統TN 去除率明顯下降（87.21%），出水COD 濃度升至38.17mg/L[圖2(c)～(e)]。不難看出，相較于Ⅱ-1 和Ⅱ-3階段，在Ⅱ-2階段PD/A系統脫氮除碳效能最佳，這主要與AnHA系統對有機物的降解產酸特性有關，HRT 過長或過短均不利于厭氧微生物將大多數有機物的降解終點控制在產酸階段。簡而言之，HRT=3.2h 時（Ⅱ-2 階段），AnHA 系統對碳源的降解產酸效果最佳，相應出水中易于實現NO-N積累的優質電子供體（VFA 等小分子有機物）最多。

總的來說，本研究證實了AnHA-PD/A 耦合脫氮除碳系統同步和高效處理生活污水和硝酸鹽廢水的可行性。通過控制進水NO-N/NH-N=1.20，并調控分段進水比為3∶7，使得前置AnHA 反應器HRT=3.2h，AnHA-PD/A 系統出水TN、NH-N 和COD 濃度分別為5.47mg/L、2.13mg/L 和30.15mg/L，完全符合城鎮污水處理廠一級A排放標準。

2.2 AnHA-PD/A系統活性

2.2.1 AnHA污泥活性

為說明AnHA反應器降解產酸特性，于第127天進行異位批次實驗，結果如圖3(a)所示。0～3h主要為產酸階段，部分有機物被厭氧微生物消耗，COD濃度降至104.35mg/L，同時伴隨VFA 產生，相應VFA=39.42mg/L，說明此階段必然發生了AnHA反應，3～24h 主要為產甲烷階段，隨HRT 增加，有機物被大量消耗，AnHA系統對VFA的消耗速率大于其產生VFA 速率，厭氧微生物對有機物的降解終點不再停留在產酸階段，最終COD 濃度穩定在20mg/L 以下，此時反應體系進入產甲烷階段。值得注意的是，試驗期間（0～24h），反應體系NH-N濃度降低了2.14mg/L，與AnHA系統穩定運行結果相符[圖2(d)]，這主要是由于厭氧微生物同化作用需要消耗少量NH-N。

圖3 AnHA-PD/A系統內生物反應活性

2.2.2 PD/A污泥活性

PD/A反應器內所涉及生物反應活性如圖3(b)所示。0～30min，主要為PD 氮轉化階段，此階段COD 和NO-N 被大量消耗，同時伴隨NO-N 積累，相應NO-N=13.51mg/L，說明此階段必然發生了PD 反應。30～180min，主要為Anammox 氮代謝階段，厭氧環境下大量NO-N 和NH-N 被同步去除，去除量分別為24.17mg/L 和20.74mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N=1.17，接近PD/A 工藝理論基質消耗比，與Du等研究結果類似，說明此階段發生了以Anammox 過程為主的氮素去除反應。180～360min，由于缺少有機物，系統對氮素的去除速率降至30～180min 相應速率值的14.73%，另外，ΔNO-N/ΔNH-N=1.73，高于PD/A 工藝理論基質消耗比，此時反硝化過程在PD/A 系統氮素去除中發揮重要作用，考慮到淀粉等緩慢可生物利用碳源作為反硝化電子供體時，耦合系統內并無NO-N積累這一特性，說明少量剩余有機物以大分子有機物為主。

2.3 氣相色譜分析

為揭示AnHA 反應器出水有機物中VFA 構成，于第125 天進行氣相色譜分析，結果如圖4 所示。AnHA反應器出水COD濃度為189.74mg/L，VFA為98.47mg/L，出水有機物中VFA 包括乙酸、丙酸、丁酸、異丁酸和戊酸，相應濃度分別為78.14mg/L、13.27mg/L、3.26mg/L、2.17mg/L 和1.63mg/L。乙酸鹽作為實現PD過程高NO-N積累的優質碳源而被廣泛報道，張星星等通過向活性污泥中投加乙酸鈉，控制COD/NO-N=3.0，于室溫下實現了高效PD 工藝的快速啟動，相應NO-N 積累率為75.92%。Du 等以乙酸鈉作為進水碳源，通過控制進水NO-N/NH-N=1.0、=17.5℃，于上流式反應器中成功啟動了PD/A 工藝，批次試驗結果表明相應PD 過程中NO-N 轉化率高達90%。與Xu等研究相似，本研究中乙酸作為AnHA 系統出水主要有機成分（43.65%），易于實現較高NO-N積累的優質碳源，在PD/A 系統高效耦合脫氮過程中發揮著重要作用。

此外，酸化度（VFA/COD）作為衡量AnHA系統產酸性能的一項重要指標，本研究AnHA反應器出水VFA/COD僅為0.61[圖4(b)]，低于Wang等研究中VFA/COD（0.87）。鑒于Ⅱ-2 階段PD/A 系統良好的脫氮除碳性能（圖2），同時考慮到大分子有機物水解酸化中間產物（葡萄糖等單糖），有助于反硝化過程中NO-N積累，分析認為AnHA反應器出水中相當一部分有機物是以葡萄糖等單糖形式存在，即VFA和葡萄糖等單糖構成了AnHA反應器出水主要有機成分，而關于AnHA出水中葡萄糖等單糖的占比仍有待進一步測定。Shi 等基于淀粉水解酸化出水成功啟動了PD 工藝，并在長期穩定運行中實現了81.30%NO-N積累，氣相色譜結果表明，淀粉水解酸化出水的主要有機成分為VFA 和葡萄糖等單糖，相應占比分別為33.91%和19.29%。

圖4 AnHA出水有機物中VFA主要成分及相應占比

2.4 微生物群落結構

2.4.1 AnHA系統

圖5(a)和(c)反映了AnHA 污泥樣品門、屬水平微生物相對豐度。由圖5(a)可知，AnHA 污泥樣品中功能菌群多樣性較低，僅檢測到6種主要菌門（相對豐度大于1%），其中變形菌門（）、綠彎菌門（）和擬桿菌門（）作為系統內優勢菌門，相對豐度分別為43.76%、15.62%和12.43%。在先前AnHA工藝研究中，綠彎菌門和擬桿菌門通常作為優勢菌門，在有機物降解過程中發揮著重要作用。與本研究類似，說明優勢綠彎菌門和擬桿菌門是AnHA系統良好降解產酸性能的保證。由圖5(c)可知，AnHA 系統屬水平功能微生物可分為三類：水解菌（8.46%）、酸化菌（8.07%）和產甲烷菌（0.54%），其中水解菌和酸化菌中相對豐度最高的菌屬分別是（2.97%） 和（3.47%），而作為唯一檢測出的產甲烷菌屬，相對豐度僅為0.54%，這主要是由于AnHA系統運行條件（HRT）對微生物的富集和篩選，此外相關研究表明VFA 的積累可有效抑制產甲烷菌的活性。總的來說，通過調控系統HRT，實現水解和酸化菌屬的有效富集，同時淘洗產甲烷菌，是AnHA系統具備高效產酸性能的保障。

2.4.2 PD/A系統

PD/A 系統在門、屬水平的微生物群落結構如圖5(b)和(d)所示。PD/A 系統有著較為豐富的微生物群落結構，按照門水平相對豐度由高到低依次為變形菌門（）、擬桿菌門（）、綠彎菌門（）、浮霉菌門（）等，相應豐度分別為52.37%、15.83%、7.17%、6.34%等。與Wu 等研究結果類似，本研究中變形菌門作為PD/A 系統內絕對優勢菌門（50%以上的相對豐度），在氮素循環和有機物利用過程中發揮重要作用。

為進一步明確PD/A 系統內氮素去除機制，對其微生物屬水平分布情況進行分析[圖5(d)]。作為實現高NO-N積累的功能菌屬而被廣泛報道，其作為PD/A 系統內NO-N 供給的主要菌屬，在本研究中相對豐度高達7.37%。（4.57%）作為典型的反硝化菌屬，其對PD/A系統NO-N供給具有一定促進作用，這主要是由于流動狀態下少量反硝化中間產物（NO-N）被Anammox菌屬利用。、和作為常見的Anammox菌屬，在本次試驗中均被檢測到，相應豐度分別為2.93%、0.37%和0.26%。與Ji等研究結果相似，作為PD/A系統內唯一優勢Anammox 菌屬，在本研究氮素去除過程中發揮決定性作用，這主要與AnHA出水中乙酸等小分子有機物的富集和篩選作用有關。Wang 等研究發現乙酸鈉等小分子有機物能夠有效刺激屬的有機代謝特性，有利于提升Anammox系統的穩定性和脫氮能力。綜上所述，優勢Anammox 菌屬和普通異養（OHB）菌屬等多種功能微生物協同代謝，是PD/A 系統高效耦合脫氮主要途徑。

圖5 AnHA-PD/A系統在門、屬水平的微生物分布情況

3 結論

（1）在COD/TN=2.36、NO-N/NH-N=1.20 和分段進水比為3∶7條件下，AnHA-PD/A 系統實現了對廢水中碳和氮的同步高效去除，TN 去除率為94.78%，出水COD 濃度為30.15mg/L。其中，PDAnammox 過程作為系統內最為主要的氮素去除過程，貢獻了95.87%TN去除。

（2）HRT=3.2h時，AnHA系統水解酸化效果最佳，COD 去除率為27.62%，出水VFA=98.47mg/L，相應VFA/COD=0.61，此時乙酸和葡萄糖等單糖作為AnHA系統出水主要有機成分，優質碳源高效供給在耦合系統NO-N供給過程中發揮著顯著作用。

（3）優勢水解（8.46%）和酸化（8.07%）菌屬協同代謝，是AnHA系統具備良好產酸性能的重要原因。和作為實現PD/A 系統高效耦合脫氮的關鍵優勢菌屬，相對豐度分別為2.93%和7.37%。