新型厌氧水解酸化-短程反硝化厌氧氨氧化工艺同步处理生活污水和含硝酸盐模拟废水

王超超，吴翼伶，陈嘉巧，蔡天宁，刘文如，2，3，李祥，2，3，吴鹏，2，3

（1 苏州科技大学环境科学与工程学院，江苏 苏州 215009；2 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室（苏州科技大学），江苏 苏州 215009；3 江苏水处理技术与材料协同创新中心（苏州科技大学），江苏 苏州 215009）

氮素作为引起水体富营养化的一类重要污染物而引起广泛关注。传统脱氮工艺作为城市污水厂主要氮素去除途径，但能量和化学药剂的大量投入使其难以适应我国可持续战略。近年来，厌氧氨氧化工艺（anaerobic ammonium oxidation，Anammox）凭借其经济、高效与可持续性而被公认为时下最具有应用前景的新型废水生物脱氮技术，然而生活污水中Anammox 电子受体（NO-N）的匮乏极大阻碍了其工程应用进程。目前，短程硝化（partial nitrification）作为一种成熟的NO-N供给工艺而被广泛研究，但受制于诸如有机物、基质浓度等因素，PN/A 工艺在生活污水工程应用中稳定性、TN去除率等方面始终无法突破瓶颈。此外，污水厂二沉池出水、侧流Anammox 工艺出水和工业园区化工企业生产废水等含有大量NO-N，利用反硝化工艺处理含NO-N废水时，往往需要额外投加碳源，增加了污水处理成本，与我国可持续发展理念相悖。近来，短程反硝化（partial denitrification，PD）作为一种新兴的NO-N 供给工艺，能够稳定地将NO-N 还原成NO-N，同时大幅降低了对碳源的需求。故而有学者提出将PD 工艺和Anammox 工艺相结合，用以实现生活污水和硝酸盐废水的同步处理。

不同碳源驱动下PD过程NO-N积累情况存在明显差异。以乙酸钠等易生物利用碳源作为电子供体时，PD过程往往可实现较高的NO-N积累，相应COD/NO-N通常介于2.5～3.5，而以葡萄糖作为碳源时，PD 过程NO-N 积累能力下降，相应COD/NO-N 明显升高，甚至淀粉等缓慢可生物利用碳源驱动下PD过程并无NO-N积累现象，这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缓慢可生物利用碳源的形式存在（占30%～80%），利用PD/A工艺处理实际生活污水时，往往需要投加乙酸钠，以促进系统NO-N供给。

厌氧水解酸化（anaerobic hydrolysis acidification，AnHA）作为一种能够充分利用污水中缓慢可生物利用碳源的潜在节能工艺，能够将污水中大部分缓慢可生物利用有机物降解为乙酸、丙酸等挥发性脂肪酸（VFA），可有效弥补污水中易生物利用碳源的不足。该工艺在利用缓慢可生物利用有机物产生VFA的同时也会消耗VFA，研究表明通过调控AnHA反应器水力停留时间（HRT），使得AnHA反应器对VFA的消耗速率远低于其产生VFA的速率，进而实现AnHA反应器出水中VFA积累。目前，该工艺已被广泛应用于反硝化电子供体（碳源）相关研究中。Shi 等以淀粉作为进水碳源，基于序批式反应器实现了PD 工艺和AnHA 工艺的耦合，并在178 天长期运行中，实现81.30% NO-N 积累。Wang等将AnHA工艺与同步亚硝化、厌氧氨氧化和反硝化（SNAD）工艺相结合，实现了生活污水的经济和高效处理，TN 去除率为79.13%，相应能耗仅为传统脱氮工艺的53.21%。由上可知，建立AnHA-PD/A 高效耦合脱氮除碳系统，为生活污水和硝酸盐废水的同步和高效处理提供一种新的思路。

因此，本试验基于厌氧折流板反应器（ABR）-连续流完全混合式反应器（CSTR），采用分段进水方式长期运行AnHA-PD/A 系统，探究了系统同步高效处理生活污水和含硝酸盐废水的可行性，明确了系统所涉及生物反应活性，并利用气相色谱明确了AnHA反应器出水VFA构成，最后从微生物学角度，探明了AnHA-PD/A 系统高效脱氮除碳机制，探索出了一种低碳高效脱氮的污水处理新思路。

1 材料与方法

1.1 试验装置及运行工况

试验装置及原理如图1 所示。试验采用ABRCSTR 组合装置，共有2 个格室，依次编为A1 和A2。ABR 反应器（A1）进行AnHA 反应，有效容积为1.5L；CSTR 反应器（A2）主要进行PD/A 反应，有效容积为8L，采用机械搅拌且填充生物填料（30%填充比），生物填料由束式填料穿过鲍尔环内外孔径环绕构成。装置采用蠕动泵分段进水，溢流出水方式运行，反应装置均置于水浴缸中，温度控制在(32±1)℃，CSTR反应器外部使用黑色遮光布包裹，避免光照抑制Anammox菌活性。

试验连续运行170天，分为两个阶段。阶段Ⅰ为PD/A 反应器同步处理生活污水和硝酸盐废水；阶段Ⅱ引入前置AnHA反应器，并通过调控模拟生活污水分段进水比例（图1中a∶b），来调节AnHA反应器HRT，进而探究AnHA反应器出水中有机成分变化对PD/A 反应器脱氮效能的影响。各阶段具体运行工况见表1。

表1 AnHA-PD/A系统运行工况

图1 AnHA-PD/A工艺原理及试验装置

1.2 接种污泥与试验用水

ABR 反应器接种污泥来源于实验室稳定运行2 年以上的AnHA 反应器，MLSS 为3.57g/L；CSTR反应器接种污泥和生物填料来源于实验室长期稳定运行的生物膜-活性污泥PD/A 反应器，MLSS 为3.05g/L。试验用水以葡萄糖、蔗糖、淀粉、NHCl、NaNO等为药剂制备，模拟某城市预处理后生活污水和含硝酸盐废水，其中葡萄糖、蔗糖和淀粉三种有机物供应物比例为15%∶20%∶65%，两类模拟废水主要水质特征见表2。

表2 两类模拟污水主要水质特征

1.3 分析方法

试验过程中每两日采集进、出水样检测。采用-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、纳氏试剂分光光度法、紫外分光光度法分别测定NO-N、NH-N和NO-N；滤纸称重法测定MLSS；COD 由DRB 200 COD 快速消解仪测定；温度、DO和pH采用多参数水质分析仪（WTW 340i，德国）测定；采用气相色谱法测定VFA，具体操作可见文献[14]，此外VFA由乙酸、丙酸、丁酸、异丁酸、戊酸和异戊酸组成，分别相当于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 活性测定

为阐明AnHA-PD/A 系统所涉及生物反应活性，于Ⅱ-2阶段稳定期内（第127天）进行异位批次实验。

系统中PD/A 污泥活性：取出300mL PD/A 污泥，磷酸缓冲液洗涤三次，去除残留反应基质而后转移至封闭血清瓶内（800mL），氮气洗脱瓶内液相和气相空气，维持血清瓶中厌氧条件，向血清瓶内加入150mL生活污水和350mL厌氧水解（A1）出水，并投加少量硝酸钠固体，调控其初始NO-N/NH-N=1.20，以接近PD/A 反应器长期运行条件，而后将血清瓶置于(34±1)℃恒温摇床内开始实验，每隔15～120min，从血清瓶取样口取样，用以测定氮素和COD，每次取三份样品并以三份样品平均值作为有效数据。

系统中AnHA 污泥活性：取出300mL AnHA 污泥，重复上述操作，向血清瓶内加入500mL 生活污水，同样置于(32±1)℃恒温摇床内进行实验，每隔2～6h 从血清瓶取样口收集液体样品，用以测定NH-N、VFA 和COD，每次收集三份样品并以三份样品平均值作为有效数据。

1.5 计算

忽略同化等微生物代谢途径，AnHA-PD/A 系统内氮素仅通过PD-Anammox过程和反硝化过程去除。基于AnHA-PD/A 系统进出水氮浓度化学计量氮平衡，计算PD-Anammox过程和反硝化过程对系统TN去除贡献比，如式(1)、式(2)。

式中，NH-N、NH-N和TN、TN分别为AnHA-PD/A系统进出水NH-N、TN浓度。

1.6 微生物高通量测序

采集ABR 和CSTR 反应器内运行第165 天的污泥样品，送至美吉生物公司进行微生物高通量测序。

2 结果与讨论

2.1 AnHA-PD/A系统脱氮除碳性能

图2 反映了不同阶段AnHA-PD/A 系统运行特性。在Ⅰ-1 阶段（1～30 天），调控PD/A 反应器进水NO-N/NH-N 为1，如图2(c)和(f)所示，第7 天PD/A系统运行稳定，TN去除率达到73.82%，相应ΔNO-N/ΔNH-N=1.82，远高于PD/A工艺理论基质消耗比（1.06），表明此时反硝化菌对Anammox电子受体（NO-N）的竞争作用不可忽略。为提升系统NO-N 供给能力，在Ⅰ-2 阶段（31～62 天），将进水NO-N 浓度提升至60mg/L，相应进水NO-N/NH-N=1.2，运行一段时间[图2(c)]，PD/A 系统TN 去除率并无明显变化（74.13%），ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.52，反硝化菌对Anammox电子受体的竞争受到遏制，系统耦合脱氮效果得以增强，相应PD-Anammox 过程对系统TN 去除贡献率上升至81.27%，与Han等研究结论相符，主要是由于优化进水NO-N/NH-N，强化了PD/A 系统内PD菌与Anammox菌之间的协同脱氮能力。另外，如图2(c)所示，PD/A 系统出水TN 浓度为27.13mg/L，COD 浓度为59.73mg/L，高于已有相关研究，说明生活污水碳源可利用率不足限制了PD/A系统对氮素的进一步去除。

图2 AnHA-PD/A系统脱氮除碳性能

为提升生活污水碳源可利用率，在Ⅱ-1 阶段（63～90 天），引入前置AnHA 反应器，并通过改变生活污水分段进水比来调节AnHA反应器HRT，以此探究AnHA-PD/A 系统高效运行条件。初始调控生活污水分段进水比例为5∶5，相应AnHA反应器HRT 为4.5h（表1），由图2(c)、(d)和(f)可知，运行一段时间，AnHA 系统于第71 天达到35.62%COD去除并实现稳态运行。与此同时，PD/A系统TN去除率提升至85.31%，出水COD浓度降至42.17mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.34，PD-Anammox 过程对系统TN去除贡献率进一步提升至87.73%，说明引入AnHA反应器能够有效提升生活污水碳源可利用率，有助于降低PD/A 系统反硝化脱氮贡献和提升PD/A 系统脱氮效能，这主要是由于HRT=4.5h 时，AnHA 反应器对大分子有机物的降解产酸（COD→VFA）速率远大于其对VFA 的消耗，反应器出水中存在一定量的VFA，即有利于实现NO-N 积累的优质电子供体。

在Ⅱ-2阶段（91～132天），将分段进水比例调整为3∶7，AnHA系统HRT降为3.2h，相应地，AnHA系统COD 去除率降至27.62%，此时PD/A 系统TN去除率进一步提升至94.78%，出水COD 浓度仅为30.15mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N 降至1.13，相应PDAnammox 过程对TN 去除贡献高达95.87%[(图2(c)～(f)]。在Ⅱ-3 阶段（133～170 天），调整分段进水比为1∶9，由于HRT 进一步降至2.5h，AnHA 系统COD 去除率仅为20.17%，此时PD/A 系统TN 去除率明显下降（87.21%），出水COD 浓度升至38.17mg/L[图2(c)～(e)]。不难看出，相较于Ⅱ-1 和Ⅱ-3阶段，在Ⅱ-2阶段PD/A系统脱氮除碳效能最佳，这主要与AnHA系统对有机物的降解产酸特性有关，HRT 过长或过短均不利于厌氧微生物将大多数有机物的降解终点控制在产酸阶段。简而言之，HRT=3.2h 时（Ⅱ-2 阶段），AnHA 系统对碳源的降解产酸效果最佳，相应出水中易于实现NO-N积累的优质电子供体（VFA 等小分子有机物）最多。

总的来说，本研究证实了AnHA-PD/A 耦合脱氮除碳系统同步和高效处理生活污水和硝酸盐废水的可行性。通过控制进水NO-N/NH-N=1.20，并调控分段进水比为3∶7，使得前置AnHA 反应器HRT=3.2h，AnHA-PD/A 系统出水TN、NH-N 和COD 浓度分别为5.47mg/L、2.13mg/L 和30.15mg/L，完全符合城镇污水处理厂一级A排放标准。

2.2 AnHA-PD/A系统活性

2.2.1 AnHA污泥活性

为说明AnHA反应器降解产酸特性，于第127天进行异位批次实验，结果如图3(a)所示。0～3h主要为产酸阶段，部分有机物被厌氧微生物消耗，COD浓度降至104.35mg/L，同时伴随VFA 产生，相应VFA=39.42mg/L，说明此阶段必然发生了AnHA反应，3～24h 主要为产甲烷阶段，随HRT 增加，有机物被大量消耗，AnHA系统对VFA的消耗速率大于其产生VFA 速率，厌氧微生物对有机物的降解终点不再停留在产酸阶段，最终COD 浓度稳定在20mg/L 以下，此时反应体系进入产甲烷阶段。值得注意的是，试验期间（0～24h），反应体系NH-N浓度降低了2.14mg/L，与AnHA系统稳定运行结果相符[图2(d)]，这主要是由于厌氧微生物同化作用需要消耗少量NH-N。

图3 AnHA-PD/A系统内生物反应活性

2.2.2 PD/A污泥活性

PD/A反应器内所涉及生物反应活性如图3(b)所示。0～30min，主要为PD 氮转化阶段，此阶段COD 和NO-N 被大量消耗，同时伴随NO-N 积累，相应NO-N=13.51mg/L，说明此阶段必然发生了PD 反应。30～180min，主要为Anammox 氮代谢阶段，厌氧环境下大量NO-N 和NH-N 被同步去除，去除量分别为24.17mg/L 和20.74mg/L，ΔNO-N/ΔNH-N=1.17，接近PD/A 工艺理论基质消耗比，与Du等研究结果类似，说明此阶段发生了以Anammox 过程为主的氮素去除反应。180～360min，由于缺少有机物，系统对氮素的去除速率降至30～180min 相应速率值的14.73%，另外，ΔNO-N/ΔNH-N=1.73，高于PD/A 工艺理论基质消耗比，此时反硝化过程在PD/A 系统氮素去除中发挥重要作用，考虑到淀粉等缓慢可生物利用碳源作为反硝化电子供体时，耦合系统内并无NO-N积累这一特性，说明少量剩余有机物以大分子有机物为主。

2.3 气相色谱分析

为揭示AnHA 反应器出水有机物中VFA 构成，于第125 天进行气相色谱分析，结果如图4 所示。AnHA反应器出水COD浓度为189.74mg/L，VFA为98.47mg/L，出水有机物中VFA 包括乙酸、丙酸、丁酸、异丁酸和戊酸，相应浓度分别为78.14mg/L、13.27mg/L、3.26mg/L、2.17mg/L 和1.63mg/L。乙酸盐作为实现PD过程高NO-N积累的优质碳源而被广泛报道，张星星等通过向活性污泥中投加乙酸钠，控制COD/NO-N=3.0，于室温下实现了高效PD 工艺的快速启动，相应NO-N 积累率为75.92%。Du 等以乙酸钠作为进水碳源，通过控制进水NO-N/NH-N=1.0、=17.5℃，于上流式反应器中成功启动了PD/A 工艺，批次试验结果表明相应PD 过程中NO-N 转化率高达90%。与Xu等研究相似，本研究中乙酸作为AnHA 系统出水主要有机成分（43.65%），易于实现较高NO-N积累的优质碳源，在PD/A 系统高效耦合脱氮过程中发挥着重要作用。

此外，酸化度（VFA/COD）作为衡量AnHA系统产酸性能的一项重要指标，本研究AnHA反应器出水VFA/COD仅为0.61[图4(b)]，低于Wang等研究中VFA/COD（0.87）。鉴于Ⅱ-2 阶段PD/A 系统良好的脱氮除碳性能（图2），同时考虑到大分子有机物水解酸化中间产物（葡萄糖等单糖），有助于反硝化过程中NO-N积累，分析认为AnHA反应器出水中相当一部分有机物是以葡萄糖等单糖形式存在，即VFA和葡萄糖等单糖构成了AnHA反应器出水主要有机成分，而关于AnHA出水中葡萄糖等单糖的占比仍有待进一步测定。Shi 等基于淀粉水解酸化出水成功启动了PD 工艺，并在长期稳定运行中实现了81.30%NO-N积累，气相色谱结果表明，淀粉水解酸化出水的主要有机成分为VFA 和葡萄糖等单糖，相应占比分别为33.91%和19.29%。

图4 AnHA出水有机物中VFA主要成分及相应占比

2.4 微生物群落结构

2.4.1 AnHA系统

图5(a)和(c)反映了AnHA 污泥样品门、属水平微生物相对丰度。由图5(a)可知，AnHA 污泥样品中功能菌群多样性较低，仅检测到6种主要菌门（相对丰度大于1%），其中变形菌门（）、绿弯菌门（）和拟杆菌门（）作为系统内优势菌门，相对丰度分别为43.76%、15.62%和12.43%。在先前AnHA工艺研究中，绿弯菌门和拟杆菌门通常作为优势菌门，在有机物降解过程中发挥着重要作用。与本研究类似，说明优势绿弯菌门和拟杆菌门是AnHA系统良好降解产酸性能的保证。由图5(c)可知，AnHA 系统属水平功能微生物可分为三类：水解菌（8.46%）、酸化菌（8.07%）和产甲烷菌（0.54%），其中水解菌和酸化菌中相对丰度最高的菌属分别是（2.97%） 和（3.47%），而作为唯一检测出的产甲烷菌属，相对丰度仅为0.54%，这主要是由于AnHA系统运行条件（HRT）对微生物的富集和筛选，此外相关研究表明VFA 的积累可有效抑制产甲烷菌的活性。总的来说，通过调控系统HRT，实现水解和酸化菌属的有效富集，同时淘洗产甲烷菌，是AnHA系统具备高效产酸性能的保障。

2.4.2 PD/A系统

PD/A 系统在门、属水平的微生物群落结构如图5(b)和(d)所示。PD/A 系统有着较为丰富的微生物群落结构，按照门水平相对丰度由高到低依次为变形菌门（）、拟杆菌门（）、绿弯菌门（）、浮霉菌门（）等，相应丰度分别为52.37%、15.83%、7.17%、6.34%等。与Wu 等研究结果类似，本研究中变形菌门作为PD/A 系统内绝对优势菌门（50%以上的相对丰度），在氮素循环和有机物利用过程中发挥重要作用。

为进一步明确PD/A 系统内氮素去除机制，对其微生物属水平分布情况进行分析[图5(d)]。作为实现高NO-N积累的功能菌属而被广泛报道，其作为PD/A 系统内NO-N 供给的主要菌属，在本研究中相对丰度高达7.37%。（4.57%）作为典型的反硝化菌属，其对PD/A系统NO-N供给具有一定促进作用，这主要是由于流动状态下少量反硝化中间产物（NO-N）被Anammox菌属利用。、和作为常见的Anammox菌属，在本次试验中均被检测到，相应丰度分别为2.93%、0.37%和0.26%。与Ji等研究结果相似，作为PD/A系统内唯一优势Anammox 菌属，在本研究氮素去除过程中发挥决定性作用，这主要与AnHA出水中乙酸等小分子有机物的富集和筛选作用有关。Wang 等研究发现乙酸钠等小分子有机物能够有效刺激属的有机代谢特性，有利于提升Anammox系统的稳定性和脱氮能力。综上所述，优势Anammox 菌属和普通异养（OHB）菌属等多种功能微生物协同代谢，是PD/A 系统高效耦合脱氮主要途径。

图5 AnHA-PD/A系统在门、属水平的微生物分布情况

3 结论

（1）在COD/TN=2.36、NO-N/NH-N=1.20 和分段进水比为3∶7条件下，AnHA-PD/A 系统实现了对废水中碳和氮的同步高效去除，TN 去除率为94.78%，出水COD 浓度为30.15mg/L。其中，PDAnammox 过程作为系统内最为主要的氮素去除过程，贡献了95.87%TN去除。

（2）HRT=3.2h时，AnHA系统水解酸化效果最佳，COD 去除率为27.62%，出水VFA=98.47mg/L，相应VFA/COD=0.61，此时乙酸和葡萄糖等单糖作为AnHA系统出水主要有机成分，优质碳源高效供给在耦合系统NO-N供给过程中发挥着显著作用。

（3）优势水解（8.46%）和酸化（8.07%）菌属协同代谢，是AnHA系统具备良好产酸性能的重要原因。和作为实现PD/A 系统高效耦合脱氮的关键优势菌属，相对丰度分别为2.93%和7.37%。