低温同步短程硝化反硝化可行性研究

张郅昊，张 群，孙郁聪，韩 鹏，陈元晗，刘 庆，徐光景

（1.辽宁省近岸海洋环境科学与技术重点实验室，辽宁大连 116023；2.大连海洋大学海洋科技与环境学院，辽宁大连 116023）

传统的城市生活污水处理厂能耗高、剩余污泥产量高，且外加碳源需求量大。为了改变这一现状，能源回收、营养盐回收和水资源循环利用成了未来污水处理的新理念。2013 年9 月，“建设面向未来的中国污水处理概念厂”这一命题正式提出。概念厂的建设在技术层面上主要是基于水中有机物资源化、短程硝化反硝化/厌氧氨氧化脱氮以及水肥资源回收等〔1〕。通过化学絮凝或生物吸附法可分离、转移有机物至污泥厌氧发酵系统进而生产沼气能源，但与此同时会导致废水COD/N 大大降低，必须采用同步硝化反硝化或短程硝化相关先进工艺进行脱氮。同步短程硝化反硝化具有短程硝化与同步硝化反硝化两种工艺的优点，与传统生物脱氮工艺相比，短程硝化反硝化能够节省40%碳源，而同步硝化反硝化在一个反应器内同时硝化和反硝化，也可节省部分碳源。

短程硝化需要抑制亚硝酸盐氧化菌（Nitriteoxidizing bacteria，NOB），但在主流污水处理系统中可利用控制手段较少，主要包括间歇性曝气、低浓度溶解氧（Dissolved oxygen，DO）和短污泥龄（Solids retention time，SRT）等〔2-5〕。硝化螺旋菌属（Nitrospira）对NO2--N 的氧化速率较硝化杆菌属（Nitrobacter）低，在低氨氮市政废水处理厂具有竞争优势，是NOB 优势菌属〔6〕，所以主流短程硝化反硝化的关键在于抑制Nitrospira。然而，冬季脱氮菌代谢速率都比较低，污水厂必须通过延长曝气时间和污泥龄维持生物脱氮，为NOB 提供了更多生长机会。从Nitrosomonus（污水厂主要氨氧化菌属〔6〕）和Nitrospira代谢模型来看，DO 浓度越高，Nitrospira越容易受到抑制〔7〕，但SRT 必须控制较短。在多循环SBR（multi-cycle SBR，MCSBR）交替缺氧/好氧环境下，分步进水能够及时反硝化消耗新生成的NO2--N，导致NOB 底物短缺，而氨氧化菌（Ammonia-oxidizing bacteria，AOB）并不受底物影响，通过短SRT 能够抑制NOB 生长，且在高COD/N 条件下，NOB 的抑制与DO浓度关联不显著〔8〕。由此来看，可以通过提高DO 浓度（即不需要传统低DO 控制），选择性提高AOB 代谢速率，但需要维持系统的高反硝化效率用以抑制NOB 生长，并控制短SRT，持续将NOB 冲刷出去。

通常，可以通过提高COD/N，营造适合反硝化菌的缺氧环境（如生物膜或颗粒污泥）促进反硝化，以此建立反硝化菌较NOB 竞争NO2--N 的优势，但二者受低温抑制程度未知。因此，本研究利用MCSBR 建立基于生物膜和悬浮污泥混合系统的同步短程硝化反硝化工艺，强化好氧过程反硝化脱氮，并考察低温对AOB、NOB 和反硝化菌代谢速率的影响，确定低温条件下短程硝化反硝化的可行性。同时，通过16S rRNA 基因高通量测序分析了MCSBR内微生物群落组成。

1 材料与方法

1.1 MCSBR 装置及其运行参数

实验采用有机玻璃材质的MCSBR 装置示意见图1。

图1 MCSBR 装置示意Fig.1 Schematic diagram of MCSBR

MCSBR 有 效 容 积 为4.5 L，PVA-Gel 凝 胶 颗 粒（可乐丽，日本）用做生物附着填料，其填充率为10%。运行模式包括4 个相同的子循环（进水2 min、搅拌25 min 和曝气45 min）。4 个子循环后依次沉淀5 min、排泥2 min 和排水5 min。悬浮污泥SRT 约为6 d，全混方式排泥。排水口位于MCSBR 中间部位，每次排水50%，水力停留时间（HRT）为12 h。SBR通过PLC 自动运行，在线监测溶解氧浓度而无控制，气泵气体流速为0.5～0.75 L/min。SBR 运行温度为15～25 ℃。MCSBR 进水为人工模拟废水，以乙酸钠为 有 机 碳 源（COD 为180 mg/L），NH4Cl 为 氮 源（NH4+-N 为40 mg/L），同时包含少量其他金属营养盐。KHCO3提供进水碱度并维持pH 在7.8 左右。

1.2 周期实验和批式实验

采用周期实验考察MCSBR 内短程硝化和反硝化性能。周期实验以第1个子循环为周期，每间隔10 min取1次水样，水样经0.22 μm滤膜过滤后，测定NH4+-N、NO2--N、NO3--N。温度条件分别为15、20、25 ℃。

采用批式实验考察了温度对生物膜、悬浮污泥短程硝化和反硝化效果的影响。批式实验使用250 mL锥形瓶，测定不同温度（15、20、25 ℃）条件下生物膜和悬浮污泥氮代谢速率。分别取400 mL 泥水混合物和30 mL 填料，清洗3 遍后，加入氮源和碳源，水质条件见表1。好氧实验通过气泵曝气，厌氧实验封口搅拌，每30 min 取1 次水样，过滤后分别测定NH4+-N、NO2--N、NO3--N。

表1 批式实验水质条件Table 1 Water quality conditions of batch tests

1.3 分析方法

MLSS、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD 等通过国标法检测〔9〕。TN 以NH4+-N、NO2--N、NO3--N 三者之和计。微生物组成通过16S rRNA 高通量测序分析，生物膜中微生物通过揉搓、重悬浮后送检。高通量测序外委上海生工（中国，上海）完成，包括DNA 提取、凝胶电泳和高通量测序等。

2 结果与讨论

2.1 MCSBR 脱氮性能

经过间歇接种成熟主流短程硝化反硝化污泥，2周后启动混合生物膜和悬浮污泥MCSBR，开始本实验，计为第1天。为了研究温度对短程硝化反硝化的影响，分别控制3 个温度范围分别在（15±1）℃、（20±1）℃和（25±1）℃，研究MCSBR 运行性能，结果见表2。

表2 MCSBR 运行工况随温度变化Table 2 The operation of MCSBR at different temperature

由表2 可知，COD 的去除受温度影响较小，COD去除率均在85%以上，而脱氮效果受低温抑制明显。在25 ℃时，NH4+-N 和TN 去除率最高，分别为98.5%和84.5%；在20 ℃时，NH4+-N 和TN 去 除 率 稍微降低；而在15 ℃时，NH4+-N 和TN 去除率显著降低，出水残留NH4+-N 较多。在碳源充足的条件下，多步进水后实现及时反硝化，出水残留氮素主要是第4 个子循环好氧生成的NO2--N 和残留的NH4+-N。但在低温时，NH4+-N 氧化率较低，每个子循环都有残余，进水中的COD 与生成的NO2--N 比例较高，反硝化不受COD/N 制约，使得氧化的NH4+-N 基本可被反硝化去除。据报道，随着水温降低，生物膜和悬浮污泥内反硝化速率均会降低，但前者反硝化容积速率降低幅度远远低于后者，可能因为低温诱导生物膜胞外聚合物增加，使得生物膜更加耐受低温〔10-11〕，而MCSBR 内生物膜保证了低温反硝化脱氮。

2.2 周期实验

为了考察MCSBR 内短程硝化和反硝化性能，分别在3 个温度下进行了原位周期实验，结果见图2。

图2 单个子循环氮素浓度变化曲线Fig.2 Concentration profiles of nitrogen in one A/O cycle

由图2 可知，在缺氧段，NH4+-N 几乎无变化，NO2--N 稍微降低；在好氧段，NH4+-N 被氧化为NO2--N，但AOB 活性随 温度降低而降低，15、20、25 ℃时，氨氧化容积负荷分别为1.6、2.9、3.4 mg（/L·h）。不同温度条件下，MCSBR 内均未出现明显的NO2--N和NO3--N 缺氧下降、好氧上升现象，尤其是好氧结束时NO2--N 累积量少（NO3--N 累积量极少），远远低于悬浮污泥MCSBR 系统〔8〕。由此可以推断，MCSBR 生物膜内发生了同步短程硝化反硝化反应。

2.3 温度对反硝化的影响

在3 个温度条件下，分别检测了悬浮污泥和生物膜反硝化容积负荷。批式实验COD/N 为4.5∶1，能够满足短程反硝化脱氮（理论COD/N 约为1.7），结果见图3。

图3 反硝化容积负荷随温度的变化情况Fig.3 Volume loading rate of denitrification at different temperature

由图3 可知，15、20、25 ℃时，生物膜缺氧反硝化贡献率分别为79.4%、79.5%、81.5%，表明缺氧反硝化反应主要在生物膜中进行。究其原因，悬浮污泥SRT 较短，悬浮污泥生物量较低，导致其反硝化贡献率较低。同时，不同体系反硝化容积负荷均随温度降低而降低，当温度从25 ℃降到15 ℃，生物膜、悬浮污泥和混合体系的反硝化容积负荷分别降低49.1%、41.7%和20.0%，说明混合系统反硝化过程受低温抑制最不明显，单独生物膜或悬浮污泥反硝化受低温抑制相似。由图3 还可知，15、20、25 ℃时，混合体系与生物膜反硝化容积负荷比分别为1.8、1.5和1.1，表明混合体系反硝化较生物膜更耐受低温环境。因此，混合体系能够在低温环境下保证高的反硝化容积负荷〔10〕，有利于维持反硝化菌与NOB 竞争NO2--N，从而减少NOB 的底物。但是，低温条件对其他微生物（如AOB、NOB 等）也具有影响，甚至破坏了活性污泥结构和物理特性〔12〕。

2.4 温度对同步短程硝化反硝化的影响

为了验证低温对硝化细菌和反硝化菌的抑制情况，分别在3 个温度条件下，检测了3 个体系氨氮的变化趋势，氨氧化反应受温度的影响情况见图4。

图4 氨氧化反应受温度的影响情况Fig.4 Ammonium oxidation rates at different temperature

由图4 可知，不同体系的氨氧化速率均受低温抑制，且单独的生物膜氨氧化速率始终远远大于单独的悬浮污泥，表明MCSBR 混合污泥系统中氨氧化反应也是主要在生物膜中进行。究其原因，悬浮污泥SRT 约为3 d，且每个运行周期都排泥，使得悬浮污泥生物量较低，AOB 难以富集。

为了对比不同体系氨氧化活性受温度的影响，对氨氧化容积负荷进行了分析，结果见图5。

图5 氨氧化容积负荷随温度的变化情况Fig.5 Volume loading rate of ammonium oxidation at different temperature

由图5可知，单独的生物膜的氨氧化容积负荷大于混合体系，可能因为悬浮污泥丝状菌偏多（镜检结果未提供），吸附到填料表面，与生物膜上的AOB竞争DO，导致氧气由水到生物膜内部传递受阻，抑制了混合体系生物膜氨氧化反应，该现象在MBBR悬浮污泥生物膜复合系统中已被证明〔13〕，具体微生物学分析在2.5部分详述。当温度从25 ℃降到15 ℃，生物膜和混合体系的氨氧化速率分别降低47.8%和41.5%，而单独的悬浮污泥氨氮氧化几乎灭活，说明混合系统氨氧化过程受低温影响最不明显〔10〕。由图5还可知，混合体系和生物膜的氨氮容积负荷从25 ℃到20 ℃分别降低34.0%和36.2%，从20 ℃到15 ℃分别降低11.4%和18.2%，进一步表明混合体系氨氧化活性更加耐受较低温度。

对比不同温度条件下生物膜和混合体系氨氧化容积负荷（图5）和反硝化容积负荷（图3）发现，混合系统氨氧化活性始终低于其反硝化活性，说明混合体系始终具有反硝化竞争优势。生物膜硝化反硝化活性受温度影响复杂，在15 ℃时，生物膜体系氨氧化活性略大于其反硝化活性，而稍高温度则反之。但是，整体来看，生物膜和混合系统均能维持较好的反硝化性能，尤其生物膜中反硝化菌能够在曝气阶段辅助脱氮。因此，低温条件下，含有混合生物膜和悬浮污泥的MCSBR 能够维持反硝化菌较NOB 竞争NO2--N 的优势。

NO2--N 浓度变化情况见图6。

图6 NO2--N 浓度随温度变化情况Fig.6 Nitrite accumulation at different temperature

3种体系NO3--N 累积质量浓度均低于0.2 mg/L，且出现在批式实验后期（结果未提供），说明NO3--N 可少量生成，但被及时反硝化消耗。由图6 可知，在15 ℃时，生物膜和混合体系内NO2--N 累积质量浓度小于0.1 mg/L，而单独的悬浮污泥NO2--N 累积质量浓度约为0.4 mg/L，进一步说明生物膜具有较好同步反硝化性能。在20 ℃时，3 种体系NO2--N 累积质量浓度均低于0.2 mg/L，说明温度升高促进了反硝化。在25 ℃时，悬浮污泥体系NO2--N 累积量依然较低，而生物膜和混合体系NO2--N 浓度显著升高，说明此温度条件下，生物膜相关体系氨氧化速率超过反硝化速率。

单独就生物膜体系而言，其氨氧化和反硝化容积负荷均受低温抑制。通过以上数据计算总氮去除情况，15、20、25 ℃时，生物膜、混合体系TN 去除负荷分别为3.6、3.0 mg/（L·h），4.3、3.4 mg/（L·h），5.5、3.6 mg/（L·h），进一步表明生物膜和混合体系均具有同步短程硝化反硝化功能，且低温时二者脱氮效率差别不大。整体而言，混合体系兼具生物膜和悬浮污泥反硝化能力之和，且远远大于单独生物膜反硝化能力，但由于其氨氧化受传质差抑制，使得其TN去除能力较生物膜显得较低。相对于反硝化菌来说，低温对AOB 抑制更明显，需要对混合体系好氧传质作用进行优化，进而提高其脱氮效能。总之，在低温条件下能够维持短程硝化反硝化脱氮，证明工艺具有一定可行性。

2.5 微生物群落分析

为了验证分析生物膜和悬浮污泥微生物组成，分别对其微生物16S rRNA 进行高通量测序分析，结果见图7。

图7 MCSBR 微生物组成Fig.7 Microbial composition of MCSBR

由图7 可 知，AOB 细菌Nitrosomonadaceae 科在生物膜和悬浮污泥的含量占总菌的0.32%和0.01%，而NOB 细菌Nitrospiraceae 科在生物膜和悬浮污泥的含量占总菌的0.4%和0.03%，因此硝化细菌主要分布在生物膜上，同时AOB和NOB含量均比较低。究其原因，生物膜和悬浮污泥中均含有较多的丝状菌（Thiotrichaceae），分别占总菌比例达9.48%和43.5%。研究表明，Thiothrix eikelboomii 较AOB、NOB 具有DO 竞争优势，使得AOB、NOB 缺氧受抑制，尤其在生物膜从外到内依次是异养菌、AOB、NOB 和反硝化菌等〔14〕。丝状菌偏多主要原因是MCSBR 分步进水，使得微生物/食物比始终较高，导致活性污泥饥饿而出现丝状菌增多现象〔15-16〕，可能是填料填充比过高导致，相关原因有待进一步研究。

同时，生物膜以混养反硝化Rhodocyclaceae 科的Zoogloea属（总菌的6.29%）〔17〕和Thauera属（0.52%）〔18〕，Xanthomonadaceae 科 的Lysobacter属〔19〕（1.34%）和Dokdonella属（0.4%）〔20〕为主，且这些反硝化菌远远高于悬浮污泥，支撑了生物膜同步硝化反硝化功能。悬浮污泥以好氧反硝化菌Moraxellaceae 科的Acinetobacter属（13.96%）〔21〕和Psychrobacter属（2.95%）〔22〕，Comamonadaceae 科的Acidovorax属（1.94%）〔23〕和Hydrogenophaga属（2.2%）〔24〕为主，这些反硝化菌支撑了悬浮污泥好氧反硝化功能。

3 结论

笔者系统研究了MCSBR 系统中悬浮污泥和/或生物膜受低温的影响。结果证实低温对硝化菌和反硝化菌均具有抑制作用。在15 ℃时，生物膜和悬浮污泥混合体系的氨氧化过程较反硝化过程受抑制更明显，使得系统内生成的NO2--N 能够被快速消耗，导致NOB 获得的NO2--N 较少，进而抑制了NOB 细菌的生长。因此，在低温条件下，只要保证足够的COD/N，主流短程硝化反硝化完全可行。