PN/A颗粒污泥-固相反硝化组合工艺研究

黄鲁宁，马成伟

（1.山东省临沂市生态环境局，山东 临沂 276000；2.山东建业工程科技有限公司，山东 临沂 276000）

在倡导“节能降碳”的大背景下，生物脱氧工艺已是污水处理领域的应用热点。相比之下，PN/A系统有着显著优势，如切实减少曝气能耗、减少污泥产量等，它的优势还体现在微生物载体，利于资源化利用。根据自养脱氮原理，该系统的正常运行依赖于氧化菌的协作及对氧化菌生长的抑制。处理高氨氮废水时，硝酸盐含量会超过理论值，硝态氮是出水总氮的核心成分。因为缺少易降解有机物，添加碳源是脱氮的可行手段，经常使用的反硝化碳源主要是水溶性物质。该技术的不足是需要准确控制投加量，避免有机碳超标。另外，甲醇、乙酸等的特性，对碳源保存运输条件提出了严格要求。近年来，以废弃物、聚合物等为载体的SPD系统备受关注，其所用的碳源不用使用投加设备，其释放率和菌群结构、协同作用有关。在反应原理上是把聚合物转变成有机物，借助有机碳实现脱氮，剩余碳源扩散到水体内。

相比之下，聚合物组分固定，容易实现规模化生产，具有较快的反硝化速率，可用于深度脱氮。近年来，PN/A颗粒污泥技术获得了较快发展，可以持续运行。将PN/A颗粒污泥和SPD系统进行组合可明显提高脱氮效率，更好地达到排放标准要求。如今，针对组合工艺应用的研究不多，相关人员还需进一步明确菌群协同关系。对此，本研究以反应器作为前置单元，选择多种填料，启动组合工艺，用于脱氮处理，并采用高通量测序等技术，观察填料的效能差异，且基于功能基因预测，揭示菌群的协同机制，希望为组合工艺的改善和普及提供参考和借鉴。

1 亚硝化工艺

1.1 亚硝化工艺的原理

PN是基于控制OD、FA等操作条件让硝化停留于首步，也就是把硝化作用停留于亚硝氮环节，实现亚硝酸盐积累。目前，相关人员在PN工艺领域进行了很多研究，为联合使用奠定了基础。亚硝化工艺成功的核心在于抑制NOB，而让AOB变成优势菌。相关人员对决定其性能的参数进行分析，有利于控制功能菌，进而达成亚硝化过程，这受限于环境原因、抑制剂等因素，且在反应器类型、启动形式不同时，容易造成结果的差异化[1]。

1.2 影响亚硝化的原因

1.2.1 溶解氧

控制DO浓度有助于亚硝氮的积累及富集，很多研究显示，低DO运行体系更易于出现积累。即便在浓度较低时，虽然会影响功能菌的生长速度，但其易于被抑制，进而达到亚硝氮 的积累。有研究表明，相比于AOB功能菌，NOB的氧半饱和常数较大，这表明前者对氧的亲和力更好，所以在争夺溶解氧时，NOB功能菌常常处于劣势，可据此达到亚硝酸盐的积累。实际上，因为操作条件等的不同，适宜溶解氧浓度的差异也较大。因为生物膜存在一定厚度，有着氧浓度梯度，因此在体系中，当膜过厚时，扩散能力会降低，因此为了确保硝化过程正常开展，应该确保混合液具备较大的氧浓度。

1.2.2 温度

温度较高时，AOB功能菌增长较为迅速，而处于低温环境下，NOB的氧化较快，所以可以控制温度来达成亚硝化过程。高大文等[2]提出，温度为28 ℃时有助于达成亚硝化。本研究采取PN/A工艺对含氮废水进行处理时，温度为26～30 ℃，获得了超过85%的积累率。

1.2.3 有机物

废水中存在一定浓度的有机物，通常来讲，在高COD负荷下，相比于化能自养菌，异养微生物在竞争营养上有着较为显著的优势，进而造成硝化菌活性下降。然而很多研究表明，可基于控制其它性能参数来达成亚硝化。齐京燕等[3]在猪场废水中，获得了超过94%的积累率，去除率介于59.2%～68.6%之间，达到了稳定运行状态。通过反应器处理渗滤液时，也获得了很高的积累率。

2 厌氧氨氧化工艺

2.1 厌氧氨氧化的原理

其原理是在厌氧环境下，将游离态氨作为电子供体，把其氧化成氮气。通过不断实践和研究，针对Anammox菌，相关人员进一步研究了其生理特性及反应能力，使相应的厌氧氨氧化技术获得了较大的发展与推广[2]。

2.2 厌氧氨氧化的影响因素

2.2.1 有机物

通常来讲，高浓度有机物会影响Anammox菌，分析有机物的抑制功效有利于处理废水工艺的应用。抑制作用存在两种机制，在第一种机制中，浓度较大时，异养菌相对增长较快，造成其数量超过Anammox菌，进而导致脱氧能力降低。在第二种机制中，Anammox菌属于优势菌，但其代谢途径有差异，也就是具有代谢多样性特点。

2.2.2 浓度抑制

在含盐量较大时会有碍于Anammox菌活性发挥，主要因为较高盐度会导致渗透压变高，进而造成微生物死亡。根据有关报道，盐度处于3～15 g NaCl/L之间，会促进颗粒污泥产生，但超过此范围时会形成抑制效果。

2.2.3 OD和温度

在难以确保厌氧环境时，厌氧菌将被抑制而影响其活性发挥，但溶解氧的影响是可逆的。有研究表明，在溶解氧浓度不一样时，对厌氧菌也将形成不一样的影响。在溶解氧浓度大于2.5 mg/L时，厌氧菌难以发挥性能，但在溶解氧减小到一定数值之后，菌的活性又得以恢复。温度除了会影响微生物，也能决定反应中的酶，其在大于适宜范围时，将抑制微生物增长。有研究表明，适宜的增长温度介于30～40 ℃之间。在反应温度大于45 ℃时，菌出现不可逆失活，并且低温条件下的操作也会抑制其生长。学者们研究了不同温度下的脱氮负荷，结果显示，在温度为37 ℃时，氮去除负荷为11.5 kg.m-3.d-1，在温度介于20～22 ℃之间时，氮去除负荷下降到8.15 kg.m-3.d-1。

3 固相反硝化技术

目前，业界人士高度关注利用固相反硝化技术去除污水与水中的硝酸盐，该技术在通常情况下可分为两类，一是纤维素类，二是人工合成类。碳源能够提供碳的来源，也能够作为生物膜载体处理不能富集的问题。并且，碳源溶解也受限于生物膜，不同之处在于其能够控制投加量，提供稳定的生物环境。纤维素类物质，被当作固体碳源进行研究，通过其去除硝酸盐污染，并使用稻草、砂等进行处理，基于渗透回流到土壤内，水在完成净化之后，可满足饮用水要求。一些研究人员使用报纸作为碳源处理饮用水，构建了反应器，能够彻底去除硝酸盐且不存在累积，但水中还存在一定浓度的有机碳。一些研究人员将玉米芯、稻壳等作为固体碳源，研究表明，玉米芯去除率最大，稻壳最小，去除率低于90%[3]。可生物降解聚合物包含PHBV、PHB及PHA等，把它们作为固体碳源，系统出水DOC较低，但需投入较大成本。伴随混合聚合物重量比的提高，去除率随之变大，主要是由于有机碳的增多，且重量比与出水pH值有负相关关系。

4 PN/A颗粒污泥和SPD组合工艺研究

4.1 PN/A-SPD反应器结构和各阶段的运行条件

反应器分成前段和后段，前段是颗粒污泥反应区，容积为7.6 L，后段是三个并联的SPD反应区，容积为1.2 L，分别填充石英砂（比较组，粒径介于2～5 mm之间）、PBS（乳白色椭球体，粒径为5 mm）、PHBV（圆柱体，粒径介于2～5 mm之间），填充高度为8 cm。设计双层填料旨在避免发生短流、沟流情况，确保脱氮效果。在颗粒污泥反应区，接种脱氮颗粒污泥，浓度低于4 000 mg/L，后段不添加接种污泥。碳源是碳酸氢钠，氮源是氯化铵，进水浓度约为200 mg/L，还要添加一定的硫酸镁等模拟高氨氮废水，运行温度介于28～32 ℃之间。反应器分成三个阶段，使用连续流方式运行，通过缩短水力停留时长，增加负荷。在第三阶段初期，可在SPD反应区装入多种填料，达到组合运行。

以下是各阶段的运行条件：反应器第一运行阶段，运行时间为第1～15 d，在颗粒污泥反应区，水力停留时间为3.5 h；反应器第二运行阶段，运行时间为第16～30 d，在颗粒污泥反应区，水力停留时间为2.5 h；反应器第三运行阶段，运行时间为第31～100 d，在颗粒污泥反应区，水力停留时间为2 h，在SPD反应区，水力停留时间为0.4 h，上升流速为每小时0.3 m。

4.2 生物膜观察及样品高通量测序

4.2.1 进出水水样测定及填料表面生物膜观察

在运行过程中，本研究收集水样，并通过国标法检测游离态氨、总氮等的浓度；通过重铬酸钾法掌握需氧量浓度；在第三阶段运行稳定之后，通过显微镜观察填料生物膜。处理方式：取适量挂膜填料，置于戊二醛溶液浸没，在4 ℃条件下固定24 h；通过乙酸开展梯度脱水，待干燥之后喷金观测；并借助清洗机对生物膜实行剥离，对VSS进行称量，且将其当作高通量测序样品。

4.2.2 样品高通量测序

本研究收集了颗粒污泥与填料生物膜样品，并储存在零下80 ℃的环境中。通过试剂盒对样品开展DNA提取，提取三组平行样。选择引物，开展基因PCR扩增（见图1）。在此之后，对产物开展纯化及定量。高通量测序通过测序平台完成，全部样本覆盖度都超过0.99[4]。对操作分类单元开展聚类，基因序列分类借助分类器算法和数据库开展分析，置信阈值为70%。根据观测到的操作分类单元，通过软件计量丰富度及多样性指数（丰富度指数R=s，多样性指数D1=1-∑（Pi×Pi），s表示物种数，Pi=Ni/N，N表示多度指标之和，Ni表示第i个种的指标），并开展主坐标分析；对比菌群结构差异性，并对功能菌相对丰度开展分析。针对各种样品，本文选择斯皮尔曼等级系数，阐述功能菌之间的关系，并借助软件预测潜在代谢功能。

图1 PCR扩增

4.3 PN/A-SPD反应器的运行过程

在第一阶段，调整曝气量，确保DO浓度介于0.5～0.7 mg/L之间。接种污泥的脱氮性能逐渐提升，运行到第15 d，出水总氮（TN）去除率为87.5%。在第二阶段，把水力停留时间缩短到2.5 h，在进水负荷增加的同时，控制溶解氧浓度低于0.8 mg/L。通过一星期的冲击恢复，NH4+-N去除率稳定于94.7±0.7%，出水总氮（TN）去除率稳定于82.7±0.9%。在第三阶段，进一步增强颗粒污泥反应区的进水NH4+-N（游离态氨）负荷到（2.44±0.04）kg.m-3.d-1，通过6 d的冲击恢复之后，出水总氮去除率为82.8%。前期研究表明，在反应器中，保持较高的NH4+-N浓度有助于保持菌群活性，并可抑制其生长，维持脱氮体系的可靠性。另外，针对反应形成的硝酸盐污染还需开展深度脱氮，降低出水总氮浓度。

实验运行到第40 d，相关人员在SPD反应区填充填料，将进水溶解氧浓度控制在0.6±0.1 mg/L。在后续大概60天的运行中，比较组出水游离态氨下降了1.4±1.1 mg/L，这表明水解提供的碳源（COD）可生化性不高，反硝化功效十分有限。在挂膜启动之后，作用逐步提升。第71～100 d，出水总氮去除率实现93.4%±0.7%，表明PHBV（共聚酯填料）远远超过其它填料的水平。有研究表明，石油基、短碳链等更易于水解，这可使SPD系统启动时长更短，碳源消耗更迅速。在第三阶段，在共聚酯出水中，剩余碳源浓度远远超过丁二醇酯（PBS）的水平。过多的有机物溶出产生了低溶解氧的环境，在提供足够碳源的同时，也造成了还原成氨的情况，出水浓度超过进水浓度。除了化学构成之外，填料外形也能决定反硝化状况。石英砂生物量最低，不易找出成型膜。PBS为椭球状，上升流速一样时，有着较大冲刷力，难以实现剥离，这属于造成反硝化性能发生改变的核心因素。相比于PBS填料，共聚酯表面生物量是其1.8倍，交联水平较高。

4.4 填料表面菌群生物多样性有着明显差异

在反应器运行过程中，洗脱菌体被当作接种污泥。相比于PN/A颗粒污泥，石英砂表面菌群有着较高的多样性和丰富度，增加204个OTU，约占总数的29.7%。在菌群结构上，PBS和石英砂填料较为相似，二者有一样的OTU（操作分类单元）数量，实现了434个。在多组样本中，PHBV填料菌群多样性较低，同颗粒污泥有着显著差异，这表明碳源的水解和使用对菌群发挥了选择作用。在颗粒污泥中，浮霉菌门约占总量的34.7%，然后是变形菌门，约占总量的30%，拟杆菌门约占总量的18.5%等。较为常见的共生异养菌门，其形成的很多胞外聚合物为保持颗粒形态提供了支持。在石英砂填料生物膜中，拥有水解、反硝化作用的厚壁菌门等得以富集，丰度显著下降。在PBS表面生物膜中，菌属承担碳源水解功能，形成的有机碳供给菌属完成反硝化，丰度比值大概为0.3。在共聚酯表面生物膜中，水解菌是主要菌属，约占总量的48.3%，相比于反硝化菌，有着较高的相对丰度。并且，很多有机物的溶出在很大程度上抑制了自养菌生长，相比于石英砂、PBS填料，共聚酯填料有着较高的丰度。除此之外，脱硫弧菌在共聚酯中也实现了富集。根据反应器运行状况，合理协调碳、氮代谢过程，属于控制化学需氧量、游离态氨的核心所在，这也属于在具体工程中共聚酯需要和惰性填料开展复配利用的核心因素。

4.5 填料菌群功能有差异

在颗粒污泥中，主导菌属和共生异养菌组成的模块属于驱动脱氮反应的重要菌群，而一些异养菌难以切实参加氮素转化。在比较组中，相比于颗粒污泥，石英砂菌属之间的边条数增加了16.9%，系统平均度显著提高，菌群网络更为复杂[5]。关联性受到削弱，这和反硝化替代PN/A的反应一致。在SPD体系中，菌群网络被重构，边条数相当。相比之下，共聚酯的菌群网络较为简单，关联性更高，利用反硝化菌达到了偶联。这促使共聚物具备较高的溶出浓度及反硝化速度，并且也体现了内生态位特点差异。通过Faprotax软件对功能基因开展注释及选择，对于PN/A颗粒污泥，主要是自养脱氮功能，氮循环基因丰度最大，并且也存在较多的碳循环基因。在反应器内，异养型功能基因实现了富集，共聚酯对反硝化基因丰度最大。除了自养型基因被淘洗之外，参加硫循环的潜力也显著提高，功能基因得以富集，这为协同体系夯实了基础，相关人员还需要进一步研究元素协同循环体系。

5 结论

本研究采取连续流运行方式，把PN/A颗粒污泥和SPD系统进行组合，用来处理废水。在进水NH4+-N（游离态氨）负荷为（2.44±0.04）kg.m-3.d-1的条件下，去除率超过82%。通过大概两星期的挂膜启动，共聚酯的反硝化性能远超过其它填料，使出水总氮去除率大于93%。在生物膜中，水解菌和反硝化菌产生协同关系，明显增强了功能潜力。在应用中，耦合工艺要基于剩余有机物情况采用控制措施，以达到脱氮处理要求。