PN/A顆粒污泥-固相反硝化組合工藝研究

黃魯寧，馬成偉

（1.山東省臨沂市生態環境局，山東 臨沂 276000；2.山東建業工程科技有限公司，山東 臨沂 276000）

在倡導“節能降碳”的大背景下，生物脫氧工藝已是污水處理領域的應用熱點。相比之下，PN/A系統有著顯著優勢，如切實減少曝氣能耗、減少污泥產量等，它的優勢還體現在微生物載體，利于資源化利用。根據自養脫氮原理，該系統的正常運行依賴于氧化菌的協作及對氧化菌生長的抑制。處理高氨氮廢水時，硝酸鹽含量會超過理論值，硝態氮是出水總氮的核心成分。因為缺少易降解有機物，添加碳源是脫氮的可行手段，經常使用的反硝化碳源主要是水溶性物質。該技術的不足是需要準確控制投加量，避免有機碳超標。另外，甲醇、乙酸等的特性，對碳源保存運輸條件提出了嚴格要求。近年來，以廢棄物、聚合物等為載體的SPD系統備受關注，其所用的碳源不用使用投加設備，其釋放率和菌群結構、協同作用有關。在反應原理上是把聚合物轉變成有機物，借助有機碳實現脫氮，剩余碳源擴散到水體內。

相比之下，聚合物組分固定，容易實現規模化生產，具有較快的反硝化速率，可用于深度脫氮。近年來，PN/A顆粒污泥技術獲得了較快發展，可以持續運行。將PN/A顆粒污泥和SPD系統進行組合可明顯提高脫氮效率，更好地達到排放標準要求。如今，針對組合工藝應用的研究不多，相關人員還需進一步明確菌群協同關系。對此，本研究以反應器作為前置單元，選擇多種填料，啟動組合工藝，用于脫氮處理，并采用高通量測序等技術，觀察填料的效能差異，且基于功能基因預測，揭示菌群的協同機制，希望為組合工藝的改善和普及提供參考和借鑒。

1 亞硝化工藝

1.1 亞硝化工藝的原理

PN是基于控制OD、FA等操作條件讓硝化停留于首步，也就是把硝化作用停留于亞硝氮環節，實現亞硝酸鹽積累。目前，相關人員在PN工藝領域進行了很多研究，為聯合使用奠定了基礎。亞硝化工藝成功的核心在于抑制NOB，而讓AOB變成優勢菌。相關人員對決定其性能的參數進行分析，有利于控制功能菌，進而達成亞硝化過程，這受限于環境原因、抑制劑等因素，且在反應器類型、啟動形式不同時，容易造成結果的差異化[1]。

1.2 影響亞硝化的原因

1.2.1 溶解氧

控制DO濃度有助于亞硝氮的積累及富集，很多研究顯示，低DO運行體系更易于出現積累。即便在濃度較低時，雖然會影響功能菌的生長速度，但其易于被抑制，進而達到亞硝氮 的積累。有研究表明，相比于AOB功能菌，NOB的氧半飽和常數較大，這表明前者對氧的親和力更好，所以在爭奪溶解氧時，NOB功能菌常常處于劣勢，可據此達到亞硝酸鹽的積累。實際上，因為操作條件等的不同，適宜溶解氧濃度的差異也較大。因為生物膜存在一定厚度，有著氧濃度梯度，因此在體系中，當膜過厚時，擴散能力會降低，因此為了確保硝化過程正常開展，應該確保混合液具備較大的氧濃度。

1.2.2 溫度

溫度較高時，AOB功能菌增長較為迅速，而處于低溫環境下，NOB的氧化較快，所以可以控制溫度來達成亞硝化過程。高大文等[2]提出，溫度為28 ℃時有助于達成亞硝化。本研究采取PN/A工藝對含氮廢水進行處理時，溫度為26～30 ℃，獲得了超過85%的積累率。

1.2.3 有機物

廢水中存在一定濃度的有機物，通常來講，在高COD負荷下，相比于化能自養菌，異養微生物在競爭營養上有著較為顯著的優勢，進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參數來達成亞硝化。齊京燕等[3]在豬場廢水中，獲得了超過94%的積累率，去除率介于59.2%～68.6%之間，達到了穩定運行狀態。通過反應器處理滲濾液時，也獲得了很高的積累率。

2 厭氧氨氧化工藝

2.1 厭氧氨氧化的原理

其原理是在厭氧環境下，將游離態氨作為電子供體，把其氧化成氮氣。通過不斷實踐和研究，針對Anammox菌，相關人員進一步研究了其生理特性及反應能力，使相應的厭氧氨氧化技術獲得了較大的發展與推廣[2]。

2.2 厭氧氨氧化的影響因素

2.2.1 有機物

通常來講，高濃度有機物會影響Anammox菌，分析有機物的抑制功效有利于處理廢水工藝的應用。抑制作用存在兩種機制，在第一種機制中，濃度較大時，異養菌相對增長較快，造成其數量超過Anammox菌，進而導致脫氧能力降低。在第二種機制中，Anammox菌屬于優勢菌，但其代謝途徑有差異，也就是具有代謝多樣性特點。

2.2.2 濃度抑制

在含鹽量較大時會有礙于Anammox菌活性發揮，主要因為較高鹽度會導致滲透壓變高，進而造成微生物死亡。根據有關報道，鹽度處于3～15 g NaCl/L之間，會促進顆粒污泥產生，但超過此范圍時會形成抑制效果。

2.2.3 OD和溫度

在難以確保厭氧環境時，厭氧菌將被抑制而影響其活性發揮，但溶解氧的影響是可逆的。有研究表明，在溶解氧濃度不一樣時，對厭氧菌也將形成不一樣的影響。在溶解氧濃度大于2.5 mg/L時，厭氧菌難以發揮性能，但在溶解氧減小到一定數值之后，菌的活性又得以恢復。溫度除了會影響微生物，也能決定反應中的酶，其在大于適宜范圍時，將抑制微生物增長。有研究表明，適宜的增長溫度介于30～40 ℃之間。在反應溫度大于45 ℃時，菌出現不可逆失活，并且低溫條件下的操作也會抑制其生長。學者們研究了不同溫度下的脫氮負荷，結果顯示，在溫度為37 ℃時，氮去除負荷為11.5 kg.m-3.d-1，在溫度介于20～22 ℃之間時，氮去除負荷下降到8.15 kg.m-3.d-1。

3 固相反硝化技術

目前，業界人士高度關注利用固相反硝化技術去除污水與水中的硝酸鹽，該技術在通常情況下可分為兩類，一是纖維素類，二是人工合成類。碳源能夠提供碳的來源，也能夠作為生物膜載體處理不能富集的問題。并且，碳源溶解也受限于生物膜，不同之處在于其能夠控制投加量，提供穩定的生物環境。纖維素類物質，被當作固體碳源進行研究，通過其去除硝酸鹽污染，并使用稻草、砂等進行處理，基于滲透回流到土壤內，水在完成凈化之后，可滿足飲用水要求。一些研究人員使用報紙作為碳源處理飲用水，構建了反應器，能夠徹底去除硝酸鹽且不存在累積，但水中還存在一定濃度的有機碳。一些研究人員將玉米芯、稻殼等作為固體碳源，研究表明，玉米芯去除率最大，稻殼最小，去除率低于90%[3]。可生物降解聚合物包含PHBV、PHB及PHA等，把它們作為固體碳源，系統出水DOC較低，但需投入較大成本。伴隨混合聚合物重量比的提高，去除率隨之變大，主要是由于有機碳的增多，且重量比與出水pH值有負相關關系。

4 PN/A顆粒污泥和SPD組合工藝研究

4.1 PN/A-SPD反應器結構和各階段的運行條件

反應器分成前段和后段，前段是顆粒污泥反應區，容積為7.6 L，后段是三個并聯的SPD反應區，容積為1.2 L，分別填充石英砂（比較組，粒徑介于2～5 mm之間）、PBS（乳白色橢球體，粒徑為5 mm）、PHBV（圓柱體，粒徑介于2～5 mm之間），填充高度為8 cm。設計雙層填料旨在避免發生短流、溝流情況，確保脫氮效果。在顆粒污泥反應區，接種脫氮顆粒污泥，濃度低于4 000 mg/L，后段不添加接種污泥。碳源是碳酸氫鈉，氮源是氯化銨，進水濃度約為200 mg/L，還要添加一定的硫酸鎂等模擬高氨氮廢水，運行溫度介于28～32 ℃之間。反應器分成三個階段，使用連續流方式運行，通過縮短水力停留時長，增加負荷。在第三階段初期，可在SPD反應區裝入多種填料，達到組合運行。

以下是各階段的運行條件：反應器第一運行階段，運行時間為第1～15 d，在顆粒污泥反應區，水力停留時間為3.5 h；反應器第二運行階段，運行時間為第16～30 d，在顆粒污泥反應區，水力停留時間為2.5 h；反應器第三運行階段，運行時間為第31～100 d，在顆粒污泥反應區，水力停留時間為2 h，在SPD反應區，水力停留時間為0.4 h，上升流速為每小時0.3 m。

4.2 生物膜觀察及樣品高通量測序

4.2.1 進出水水樣測定及填料表面生物膜觀察

在運行過程中，本研究收集水樣，并通過國標法檢測游離態氨、總氮等的濃度；通過重鉻酸鉀法掌握需氧量濃度；在第三階段運行穩定之后，通過顯微鏡觀察填料生物膜。處理方式：取適量掛膜填料，置于戊二醛溶液浸沒，在4 ℃條件下固定24 h；通過乙酸開展梯度脫水，待干燥之后噴金觀測；并借助清洗機對生物膜實行剝離，對VSS進行稱量，且將其當作高通量測序樣品。

4.2.2 樣品高通量測序

本研究收集了顆粒污泥與填料生物膜樣品，并儲存在零下80 ℃的環境中。通過試劑盒對樣品開展DNA提取，提取三組平行樣。選擇引物，開展基因PCR擴增（見圖1）。在此之后，對產物開展純化及定量。高通量測序通過測序平臺完成，全部樣本覆蓋度都超過0.99[4]。對操作分類單元開展聚類，基因序列分類借助分類器算法和數據庫開展分析，置信閾值為70%。根據觀測到的操作分類單元，通過軟件計量豐富度及多樣性指數（豐富度指數R=s，多樣性指數D1=1-∑（Pi×Pi），s表示物種數，Pi=Ni/N，N表示多度指標之和，Ni表示第i個種的指標），并開展主坐標分析；對比菌群結構差異性，并對功能菌相對豐度開展分析。針對各種樣品，本文選擇斯皮爾曼等級系數，闡述功能菌之間的關系，并借助軟件預測潛在代謝功能。

圖1 PCR擴增

4.3 PN/A-SPD反應器的運行過程

在第一階段，調整曝氣量，確保DO濃度介于0.5～0.7 mg/L之間。接種污泥的脫氮性能逐漸提升，運行到第15 d，出水總氮（TN）去除率為87.5%。在第二階段，把水力停留時間縮短到2.5 h，在進水負荷增加的同時，控制溶解氧濃度低于0.8 mg/L。通過一星期的沖擊恢復，NH4+-N去除率穩定于94.7±0.7%，出水總氮（TN）去除率穩定于82.7±0.9%。在第三階段，進一步增強顆粒污泥反應區的進水NH4+-N（游離態氨）負荷到（2.44±0.04）kg.m-3.d-1，通過6 d的沖擊恢復之后，出水總氮去除率為82.8%。前期研究表明，在反應器中，保持較高的NH4+-N濃度有助于保持菌群活性，并可抑制其生長，維持脫氮體系的可靠性。另外，針對反應形成的硝酸鹽污染還需開展深度脫氮，降低出水總氮濃度。

實驗運行到第40 d，相關人員在SPD反應區填充填料，將進水溶解氧濃度控制在0.6±0.1 mg/L。在后續大概60天的運行中，比較組出水游離態氨下降了1.4±1.1 mg/L，這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。在掛膜啟動之后，作用逐步提升。第71～100 d，出水總氮去除率實現93.4%±0.7%，表明PHBV（共聚酯填料）遠遠超過其它填料的水平。有研究表明，石油基、短碳鏈等更易于水解，這可使SPD系統啟動時長更短，碳源消耗更迅速。在第三階段，在共聚酯出水中，剩余碳源濃度遠遠超過丁二醇酯（PBS）的水平。過多的有機物溶出產生了低溶解氧的環境，在提供足夠碳源的同時，也造成了還原成氨的情況，出水濃度超過進水濃度。除了化學構成之外，填料外形也能決定反硝化狀況。石英砂生物量最低，不易找出成型膜。PBS為橢球狀，上升流速一樣時，有著較大沖刷力，難以實現剝離，這屬于造成反硝化性能發生改變的核心因素。相比于PBS填料，共聚酯表面生物量是其1.8倍，交聯水平較高。

4.4 填料表面菌群生物多樣性有著明顯差異

在反應器運行過程中，洗脫菌體被當作接種污泥。相比于PN/A顆粒污泥，石英砂表面菌群有著較高的多樣性和豐富度，增加204個OTU，約占總數的29.7%。在菌群結構上，PBS和石英砂填料較為相似，二者有一樣的OTU（操作分類單元）數量，實現了434個。在多組樣本中，PHBV填料菌群多樣性較低，同顆粒污泥有著顯著差異，這表明碳源的水解和使用對菌群發揮了選擇作用。在顆粒污泥中，浮霉菌門約占總量的34.7%，然后是變形菌門，約占總量的30%，擬桿菌門約占總量的18.5%等。較為常見的共生異養菌門，其形成的很多胞外聚合物為保持顆粒形態提供了支持。在石英砂填料生物膜中，擁有水解、反硝化作用的厚壁菌門等得以富集，豐度顯著下降。在PBS表面生物膜中，菌屬承擔碳源水解功能，形成的有機碳供給菌屬完成反硝化，豐度比值大概為0.3。在共聚酯表面生物膜中，水解菌是主要菌屬，約占總量的48.3%，相比于反硝化菌，有著較高的相對豐度。并且，很多有機物的溶出在很大程度上抑制了自養菌生長，相比于石英砂、PBS填料，共聚酯填料有著較高的豐度。除此之外，脫硫弧菌在共聚酯中也實現了富集。根據反應器運行狀況，合理協調碳、氮代謝過程，屬于控制化學需氧量、游離態氨的核心所在，這也屬于在具體工程中共聚酯需要和惰性填料開展復配利用的核心因素。

4.5 填料菌群功能有差異

在顆粒污泥中，主導菌屬和共生異養菌組成的模塊屬于驅動脫氮反應的重要菌群，而一些異養菌難以切實參加氮素轉化。在比較組中，相比于顆粒污泥，石英砂菌屬之間的邊條數增加了16.9%，系統平均度顯著提高，菌群網絡更為復雜[5]。關聯性受到削弱，這和反硝化替代PN/A的反應一致。在SPD體系中，菌群網絡被重構，邊條數相當。相比之下，共聚酯的菌群網絡較為簡單，關聯性更高，利用反硝化菌達到了偶聯。這促使共聚物具備較高的溶出濃度及反硝化速度，并且也體現了內生態位特點差異。通過Faprotax軟件對功能基因開展注釋及選擇，對于PN/A顆粒污泥，主要是自養脫氮功能，氮循環基因豐度最大，并且也存在較多的碳循環基因。在反應器內，異養型功能基因實現了富集，共聚酯對反硝化基因豐度最大。除了自養型基因被淘洗之外，參加硫循環的潛力也顯著提高，功能基因得以富集，這為協同體系夯實了基礎，相關人員還需要進一步研究元素協同循環體系。

5 結論

本研究采取連續流運行方式，把PN/A顆粒污泥和SPD系統進行組合，用來處理廢水。在進水NH4+-N（游離態氨）負荷為（2.44±0.04）kg.m-3.d-1的條件下，去除率超過82%。通過大概兩星期的掛膜啟動，共聚酯的反硝化性能遠超過其它填料，使出水總氮去除率大于93%。在生物膜中，水解菌和反硝化菌產生協同關系，明顯增強了功能潛力。在應用中，耦合工藝要基于剩余有機物情況采用控制措施，以達到脫氮處理要求。