通讯作者单位北京工业大学：节能型营养元素去除生物技术的开发需求与实验设计

通讯作者单位北京工业大学：节能型营养元素去除生物技术的开发需求与实验设计

通讯作者单位：北京工业大学城镇污水深度处理及资源化利用国家工程实验室

DOI: 10.1016/j..2021。

实验设计

图1 示意图（a）及各阶段运行模式（b）。表1 系统不同运行模式。

表2 实际城市污水主要水质特征。

介绍

由于过量的氮磷排放会导致水环境的富营养化和恶化，开发节能的营养元素去除生物技术已成为污水处理厂的迫切需要。然而，传统的硝化反硝化联合方法需要消耗相当大的能量，通过氨氧化菌（AOB）将铵态氮（NH4+-N）氧化为亚硝酸盐（NO2--N），再通过亚硝酸盐氧化菌（NOB）将硝酸盐（NO3--N）氧化。此外，脱氮除磷的厌氧和缺氧过程需要外加碳源，不仅增加了运行成本，而且容易诱发二次污染。因此，在实际运行中寻求有效的解决方案来提高反硝化效果具有重要意义。

短程硝化反硝化是一种节能的城市污水处理技术，该过程中NH4+-N被氧化为NO2--N，再被反硝化菌或厌氧氨氧化菌直接还原为N2，可节省60%的曝气能量和100%的有机碳需求。但由于有效抑制NOB仍是城市污水处理工程应用的主要瓶颈，稳定较高的NO2--N积累是实际实现部分硝化的关键问题。为了通过抑制NOB来阻止NO2--N的进一步氧化，学术界根据微生物代谢动力学的差异提出了低溶解氧（DO）、短污泥停留时间（SRT）和高温等策略。可通过投加NH2OH、游离氨（FA）和游离亚硝酸盐（FNA）来引入对NOB的外部抑制。此外，厌氧/好氧间歇曝气等操作策略也被应用于PN的启动。尽管这些方法在实验室中已被广泛报道，但PN在城市污水中的大规模工程应用尚未实现。它仍面临着NH4+-N浓度（30-60 mg N/L）、低温（30℃以下）下NOB抑制不足以及氮通量和负荷频繁波动等重大挑战。迫切需要有效的PN快速启动和稳定控制策略。

另一方面，投加化学药剂除磷的方法不仅增加了运行成本，而且含有化学沉淀物的大量污泥进一步处理容易引起严重的二次环境问题。与之相反，生物除磷成为污水处理厂环境保护的良好选择。在此过程中，PAO在厌氧条件下通过水解利用多磷酸盐在细胞内产生能量，同时利用内源碳源挥发性脂肪酸（VFA）和合成的聚-β-羟基脂肪酸酯（PHA），伴随磷酸盐释放到液相中。随后，PAO分解细胞内储存的内部碳源（主要是PHA），在好氧阶段产生能量，用于微生物的生长和胞外PO43--P的逆向浓缩吸收以及多磷酸盐的再合成和糖原的合成。

对于PO43--P的去除，通常需要较短的SRT才能排出富磷污泥，但AOB和NOB作为自养细菌，生长速率相对较慢，需要较长的SRT，这是城镇污水处理中同时进行PO43--P去除和部分硝化的主要瓶颈。

本研究针对实际生活污水中富集PAO的EBPR启动及稳定运行短程硝化与PO43--P去除的新策略，研究了异养细菌（即PAO）增殖对亚硝化的潜在影响，评估了好氧时间、SRT等关键控制参数的综合作用，并根据微生物群落结构分析了功能菌之间的微生物相互作用，包括PAO与AOB、AOB与NOB之间的竞争。

结果与讨论

1 EBPR系统除磷性能

本研究考察了单级SBR结合部分硝化工艺的长期PO43--P去除效果，根据不同的运行条件分为四个阶段，SBR采用A/O方式运行，反应周期中曝气阶段设定为1.0h，SRT维持在10天，以富集PAO并构建EBPR。

在第I阶段，观察到逐渐增加的PO43--P释放和吸收活性，表明PAO得到了有效恢复。接种两天后，在厌氧阶段结束时检测到高水平的PO43--P释放，高达22.6 mg/L，随后在好氧阶段结束时具有足够的PO43--P吸收能力，达到20.60 mg/L。这在后续运行中进一步增强。平均进水PO43--P浓度为5.73 mg/L，平均PO43--P释放量高达30.87 mg/L。出水中的平均PO43--P低至0.66 mg/L，这意味着获得了足够的PO43--P去除性能，对应平均PO43--P去除效率为91.3％（图2b）。

值得注意的是，在Ⅱ阶段，平均磷酸盐去除效率提高到95.9%，运行50天后，PAO对内部有机碳源的平均存储效率高于80%（图2c）。从图2可以看出，在含碳量有限的生活污水中成功构建了EBPR系统。但观察到出水TIN随进水变化不大，好氧阶段NH4+-N平均降解量小于3mg/L（图2b），说明短曝气阶段和短SRT（10天）对AOB和NOB起到了抑制和筛选的作用。

图 2 EBPR 和 PN 系统的长期性能。（a）氮（NH4+-N、NO2--N 和 NO3--N）和 NAR 的变化；（b）PO43--P 浓度和去除效率的变化；（c）COD 和去除效率的变化。2 通过异养细菌对 NOB 的抑制应激快速建立部分硝化作用

从第三阶段开始，好氧时间逐渐从 1.0 小时延长到 3.0 小时，以使 EBPR 系统进行硝化。一般来说，在实际生活污水中存在有机物的情况下，异养细菌的活性会高于自养细菌。正如本研究所预期的那样，只有在好氧阶段 PAO 完成对 PO43--P 的吸收后，才能检测到由自养细菌驱动的硝化作用。有趣的是，在后续操作中，当 AOB 有氧可用时，NAR 迅速增加到 90% 的高水平，因此始终观察到显著的 NO2--N 积累（图 2a）。

本研究还指出在曝气阶段发生了同步硝化/反硝化 (SND)。据报道，SND 是低溶解氧条件下脱氮的主要途径。在本研究中，SND 过程的发生被认为是部分硝化过程有效的关键原因。由于异养细菌先前在阶段 I 和 II 中被富集，NH4+-N 氧化中由 AOB 产生的 NO2--N 倾向于被反硝化细菌而不是 NOB 消耗，这导致对 NOB 的选择性抑制压力。此外，NO2--N 还原所需的 COD/TIN 小于 NO3--N，由于部分硝化，导致 SND 对 NO2--N 还原的性能增强。这与以前的研究一致，即随着 COD/TIN 的增加，SND 可以有效改善。

此外，好氧阶段结束时还有NH4+-N残留，也有利于提高AOB和NOB的竞争能力。但随着部分硝化作用的开展，过剩的NO2--N在下一周期的厌氧阶段被反硝化，与PAOs竞争原有废水的碳源，这种情况下PAOs储存的内部碳源减少，进而导致PO43--P的释放和吸收减少，在第54天PO43--P去除率降至75%（图2c）。提示通过延长好氧时间提高内部碳源的利用率，将有利于PAOs对PO43--P的吸收。此外，适当增加曝气量也可达到同样的效果。另一方面，在好氧阶段引入厌氧氨氧化反硝化作用，减少厌氧阶段反硝化细菌的碳消耗，可能是一个潜在的解决方案。

在后续运行中，NAR稳定维持在较高水平，说明好氧阶段AOB的竞氧能力增强。好氧阶段结束时，NH4+-N由40.26 mg/L（60天）降至12.58 mg/L（100天），与出水NO2--N由10.99 mg/L升至24.36 mg/L相一致。NAR稳定维持在95%以上，残余NO3--N小于1 mg/L（图2a），这是为了后续耦合合适的NH4+-N和NO2--N比例。

本研究表明，AOB的选择性恢复和强化可以作为实现部分硝化的重要参数。异养细菌的抑制胁迫在抑制和筛选NOB方面起着关键作用。

3 促进部分硝化作用的功能菌之间的竞争机制

厌氧段和曝气段氮、PO43--P、COD的变化表明EBPR系统PN工艺快速实现并稳定运行（图3）。可以看出，厌氧段结束时PO43--P释放量为19.17 mg/L，随后吸收量为18.77 mg/L，出水PO43--P最低仅为0.4 mg/L。因此，EBPR系统具有良好的磷转化活性，PO43--P吸收速率达到9.52 mg P/gVSS/h，高于之前报道的6.7 mg P/gVSS/h。同时，整个好氧段几乎没有观察到硝化作用。好氧阶段结束时，NH4+-N 残留量为 67.86 mg/L，这与出水中几乎检测不到的 NO2--N 和 NO3--N 相一致（图 3a）。这清楚地表明 PAO 表现出高活性，而由于曝气反应时间短和 SRT 低，AOB 和 NOB 被完全抑制。

此外，在厌氧阶段，随着内部碳源储量的增加，PO43--P的释放能力增强。在阶段III，观察到40.16 mg/L的较高碳储量，PO43--P释放量增加至27.15 mg/L，这可归因于PAO的富集。随着好氧时间延长至2.0 h，PO43--P在第一个小时内被完全去除，PO43--P吸收速率增加至12.99 mg P/gVSS/h。随后，NH4+-N被氧化为NO2--N，其活性从1.32 mg N/gVSS/h显著增加到1.67 mg N/gVSS/h，NO2--N产量达到3.52 mg/L，NO3--N仍然非常有限，导致NAR高达83.7%（图3b）。这清楚地表明，在富含 PAO 的培养物中，AOB 能够比 NOB 更快地做出反应和恢复。

随着好氧时间延长至3.0 h、SRT延长至15 d，AOB和NOB均有更多机会与PAO竞争DO。可以看出PO43--P吸收主要发生在好氧阶段的前1 h，说明PAO比自养细菌具有更强的竞争氧气的能力。PO43--P吸收反应完成后部分硝化活性增加，表明AOB（而非NOB）可能需要额外的氧气。

当好氧时间延长至3.0 h时，AOB活性进一步增加，NH4+-N氧化速率增加至2.76 mg N/gVSS/h，对应的NO2--N生成速率增加至1.62 mg N/gVSS/h。值得注意的是，PO43--P的吸收和NH4+-N的氧化是同时发生的，但在好氧阶段的第1 h，PO43--P的吸收量降至11.99 mg/L，PO43--P的吸收速率降至6.74 mg P/gVSS/h（图3c）。但在厌氧阶段对有机碳储量和PO43--P释放影响不大，这主要是由于AOB和PAO之间对O2的竞争。

此外，在好氧阶段，随着NH4+-N氧化速率进一步提高至3.98 mg N/gVSS/h、NO2--N生成速率提高至4.19 mg N/gVSS/h，AOB竞争O2的能力增强，使得出水NO2--N浓度达到18.07 mg/L、NO3--N浓度低至0.34 mg/L时，达到了理想的PN性能。值得注意的是，本研究达到了96.5%的高NAR水平（图3c），远高于以往研究中短程反硝化系统处理实际生活污水的效果。

值得注意的是，部分硝化作用主要发生在PO43--P吸收完成后，NH4+-N的氧化速率明显提高，NOB活性的抑制程度远低于AOB，说明PAOs、AOB和NOB之间的氧竞争促使NH4+-N选择性强化氧化为NO2--N，而不进一步氧化为NO3--N，这是有利于PN过程稳定的条件。

图 3 典型循环期间（a）第 37 天、（b）第 57 天和（c）第 91 天的氮（NH4+-N、NO2--N 和 NO3--N）、PO43--P 和 COD 的变化。

4 好氧时间和污泥停留时间对最大AOB和PAOs活性的影响

AOB和NOB活性与部分硝化过程的稳定性密切相关，研究在系统运行的不同阶段对其进行了分析测定，图4给出了AOB和NOB最大活性的变化情况。

在启动阶段，AOB和NOB活性相当但处于较低水平，分别为1.23和1.18 mg N/gVSS/h，而PAOs活性较高，为8.81 mg P/gVSS/h。在曝气阶段较短的长期运行过程中（1.0 h），PAOs得到有效富集，有利于PO43--P吸收活性上升至9.73 mg P/gVSS/h。在此条件下，AOB和NOB活性分别降至1.05 mg N/gVSS/h和0.18 mg N/gVSS/h的较低水平。这表明在PO43--P吸收阶段结束时，当好氧时间成为关键控制参数时，PAOs得到了富集和增殖。此外，SRT是本研究中功能菌富集的另一个关键因素。通过采用污泥排放策略，获得了令人满意的PO43--P去除率（95.9%），同时在EBPR中筛选出了AOB和NOB。

随着好氧时间的逐渐延长，系统开始发生部分硝化，PAO仍然保持了令人满意的活性8.72 mg P/gVSS/h，与此同时AOB活性上升至2.16 mg N/gVSS/h，而NOB活性则下降至0.15 mg N/gVSS/h（图4）。特别地，当PAOs在好氧阶段完成过量的PO43--P吸收反应后，NH4+-N转化为NO2--N的活性有所升高，说明厌氧-好氧交替运行模式有利于EBPR系统中PAOs和AOB的富集。

当好氧时间稳定延长至3.0 h时，好氧时间的调整对AOB强化和NOB抑制的关键作用得到很好的体现，AOB活性显著升高至9.55 mg N/gVSS/h，远超过NOB（0.48 mg N/gVSS/h）（图4），这是部分硝化作用稳定的关键原因。相反，PAOs活性则降低至3.84 mg P/gVSS/h，这主要与AOB活性快速升高，导致AOB竞争O2有关。此外，合适的曝气时间有利于NOB的有效抑制。

图 4 系统的 (a) AOB、NOB 和 PAO 活性以及 (b) MLSS、MLVSS 和 SRT 的变化。

5 功能菌的富集 5.1 功能菌的丰度

qPCR结果显示，初始阶段PAOs丰度为3.15×/g干污泥(图5a)，AOB丰度低于NOB(包括和)。当反应器以A/O方式运行20 d时，PAO丰度上升至9.79×/g干污泥，此时AOB和NOB丰度均降低。结果表明，PAOs作为异养菌，在生活污水COD浓度较低的情况下，具有较高的增殖速率和快速富集能力，且具有良好的胞内有机碳储存能力。随着反应器的运行，PAOs丰度与接种初始的2.67×/g干污泥相比进一步增加了7.5倍，PAO的有效富集保证了EBPR系统中大量的PO43--P去除(见图6)。

值得注意的是AOB丰度下降了71.1%，PAOs和NOB丰度下降更为显著，分别下降了86.1%和80.9%。另外，通过排泥策略将泥龄控制为10天，AOB和NOB同时被筛除。此外，PAOs在好氧阶段可以优先利用O2，而作为自养菌的AOB和NOB由于在停曝气时间内无法获得O2，活性较低。

第70天，AOB丰度增加21.7%至4.88×/g干污泥，而PAOs丰度与第45天相比降低了92.1%（图5a）。同时，随着好氧时间的延长，部分硝化作用迅速发展，硝化细菌丰度不断降低，丰度略有增加。因此，AOB在好氧阶段可以与PAO竞争将NH4+-N转化为NO2--N，而氧气被PAO利用来吸收过剩的PO43--P，丰度降低。重要的是，曝气停止时间对本系统中NOB活性有重要的抑制作用，的降低很好地说明了这一点，但对的抑制效果并不明显。这与Wett等（2013）和Liu等（2013）报道的结果一致。他们发现，在长期缺氧条件下，的丰度明显低于，这意味着较低的溶解氧更有利于生长。

图 5 (a) 不同阶段的细菌丰度和 (b) 第 100 天的微生物群落变化。

图6.实现部分硝化作用的机理图。

5.2 部分硝化过程中细菌种群的演替

本研究利用16S rRNA扩增子测序揭示微生物群落演替，以更好地理解部分硝化的微生物机制。在稳定期第100天采集污泥样品。门和属水平上主要群落的分布如图5b所示。

系统中共检测到22个门，其中接种污泥中占比最大的是，相对丰度为45.4%（图5b）。它是污水处理厂和反硝化系统中常见的优势门，已被证明可以去除氮和可降解有机物。此外，系统中的比例为15.6%。这种群落组成为活性污泥提供了稳定的框架，有利于污染物的去除。

在属水平上，PAOs在系统中富集，包括放线菌、放线菌、放线菌和放线菌，总相对丰度为4.6%（图5b），这可能对PO43--P去除效率高起着重要作用。一般认为，异养细菌（如PAOs）较高的增殖速率为其在好氧阶段与硝化细菌竞争氧气提供了关键能力。

另一方面，检测到属于AOB的丰度为0.005%。同时，被鉴定为主要NOB的Ca.在系统中的丰度为0.088%。虽然丰度低于Ca.，但系统的部分硝化仍然保持稳定。推测活性较大的AOB在溶解氧不足的条件下，可以在好氧阶段优先利用O2进行部分硝化。此外，适时停止曝气时间的策略可以有效抑制NOB活性，维持部分硝化稳定运行。此外，系统中还检测到了异养反硝化细菌(、、)，丰度高达12.3%(图5b)，它们在反硝化阶段促进了反硝化和有机物的降解。证明了功能菌同时对实际生活污水中的氮、PO43--P和有机物起到了协同去除的作用。

6 本研究在主流污水处理厂的应用

迄今为止，在不添加外加碳源和化学除磷剂的情况下，达到从碳源受限的城市污水中去除氮和PO43--P的预期效果仍然是一项重大挑战。短程反硝化和厌氧氨氧化技术提供了一种经济有效的解决方案，但都面临着难以实现PN过程稳定运行的瓶颈。针对这一问题，有学者提出采用污泥发酵产物作为外加碳源，在两项研究中分别实现了82.9%和97%的TIN去除率，PO43--P去除率达到96%。然而，额外NH4+-N和PO43--P的引入会引起微生物群落的差异。

本研究有效抑制了NOB的活性，NAR高达95%以上，为后续的厌氧氨氧化耦合奠定了良好的基础。整个反应过程不需要外加碳源，好氧阶段的成本和能耗将大大降低。此外，利用PAOs等异养菌增殖快的特点，结合好氧时间和SRT的调控，可以快速建立部分硝化反应。本研究的启动时间很快，不需要额外的化学试剂，也没有副产物影响。该研究提出了一种成本低廉、控制简单、操作稳定的替代方案，是一种同时脱氮除磷、曝气和低碳足迹、效率高、在主流污水处理中前景广阔的解决方案。

综上所述

EBPR是针对生活污水研制的，PO43--P去除率高达95.9%。在较短的HRT和SRT下，AOB和NOB同时被筛选出来。在EBPR系统中，部分硝化在15天内迅速启动，并维持95.8%的高NAR。AOB的恢复速度比NOB快，在最佳好氧时间和SRT下，其最大活性为9.55 mg N/gVSS/h。PAOs在系统中富集，总相对丰度为4.6%。异养细菌、PAOs、AOB和NOB之间的竞争对部分硝化的启动和稳定运行起着至关重要的作用。