优化DO浓度和HRT强化SNEDPR-AGSBR系统处理低C/N城市污水

Optimization of DO concentration and HRT to enhance the treatment of low C/N urban wastewater by the SNEDPR-AGSBR system

摘要

同步硝化内源反硝化除磷（SNEDPR）工艺已被证实在处理低C/N污水方面具有较大优势，而好氧颗粒污泥（AGS）系统拥有很好的沉降性、抗冲击能力和处理效率，因此，将SNEDPR耦合AGS系统用于处理污水方面有较大潜力，但研究表明，颗粒化成功的SNEDPR-AGS对低碳氮比（C/N）城市污水的污染物去除效果并不理想。为了优化SNEDPR-AGS系统污染物去除效果，通过批次实验确定最佳好氧段溶解氧（DO）浓度和水力停留时间（HRT）。结果表明，当好氧段DO浓度为3 mg/L，同时各阶段的HRT为2、3、3 h时，系统的出水COD、TN、TP去除率分别为（89.10±1.26）%、（84.31±1.82）%、（91.83±2.01）%。微生物群落分析显示，与COD去除和除磷有关的Bacteroidetes增加到23.91%，与脱氮有关的Proteobacteria和Chloroflexi的相对丰度分别增加到57.39%和8.24%。与各污泥系统对比，发现优化后的SNEDPR-AGSBR对低C/N城市污水有较好的处理效果。

Abstract

The Synchronized Nitrification Endogenous Denitrification Phosphorus Removal (SNEDPR) process has been proven to have significant advantages in treating low C/N wastewater, and the Aerobic Granular Sludge (AGS) system possesses excellent settling properties, shock resistance, and treatment efficiency, so there is a large potential for coupling the SNEDPR to the AGS system in wastewater treatment. However, studies have shown that the granulated SNEDPR-AGS system does not have satisfactory pollutant removal efficiency for low C/N urban wastewater. In order to optimize the pollutant removal efficiency of the SNEDPR-AGS system, batch experiments were conducted to determine the optimal dissolved oxygen (DO) concentration in the aerobic phase and the hydraulic retention time (HRT) for each phase. The results showed that when the DO concentration in the aerobic stage was 3 mg/L and the HRT for each stage was 2, 3, and 3 hours respectively, the system achieved COD, TN, and TP removal rates of (89.10±1.26)%, (84.31±1.82)%, and (91.83±2.01)% respectively. Microbial community analysis showed that Bacteroidetes, which are related to COD removal and phosphorus removal, increased to 23.91%, while the relative abundance of Proteobacteria and Chloroflexi, which are related to denitrification, increased to 57.39% and 8.24% respectively. Compared with other sludge systems, the optimized SNEDPR-AGSBR system showed better performance in treating low C/N urban wastewater.

Graphical abstract

关键词

好氧颗粒污泥 / 同步硝化内源反硝化除磷 / 低碳氮比城市污水 / 溶解氧 / 水力停留时间

Key words

AGS / SNEDPR / low C/N urban wastewater / DO / HRT

好氧颗粒污泥(AGS)作为一种极具应用潜力的新型污水生物处理技术，相比于传统活性污泥法具有物理结构致密、沉降性能优异、生物持留量大、功能菌群耦合等优点，在改善泥水分离、强化去污性能、降低工程投资等方面具有明显技术优势^[1-2]，有望解决现有污水生物处理工艺面临的出水水质不稳定、运行能耗偏高、占地面积较大等问题，为城镇污水处理厂的提标改造提供了新的方式^[3]。

传统的生物脱氮除磷工艺处理效果难以满足严格的出水要求，尤其是在处理低碳氮比(C/N)城市污水时存在进水碳源不足、各种菌群在碳源方面的竞争以及在泥龄方面的矛盾等^[4]。近年来，同步硝化内源反硝化除磷(SNEDPR)工艺在处理低C/N城市污水中具有很大优势^[5]。SNEDPR工艺是指在厌氧段强化聚磷菌(PAOs/DPAOs)和聚糖菌(GAOs/DGAOs)内碳源储存，并完成厌氧释磷。在随后的好氧段，PAOs完成过量的好氧吸磷，利用DPAOs和DGAOs代替普通的反硝化菌，完成同步硝化内源反硝化脱氮。最后缺氧段DPAOs和DGAOs利用储存的内碳源进行深度脱氮除磷。该技术能够实现污水中外碳源的最大利用，这种“一碳两用”的形式有效地解决了反硝化与除磷过程中对碳源的竞争和矛盾，进而降低了脱氮除磷过程中碳源和曝气量的消耗，适合低碳源城市污水的处理。AGS由于其独特的结构、功能菌群的耦合，在处理低C/N城市污水方面展现出巨大的潜力。但目前关于AGS在低C/N污水的应用方面仍存在污染物去除效率低等问题。Su等^[6]使用AGS系统处理不同C/N污水时发现，当C/N比值低至5时，反硝化率呈下降趋势，主要是因为游离氨抑制硝化细菌（亚硝化细菌和硝化细菌）。Xavier等^[7]对比了不同C/N (5和10)污水对AGS的影响，发现在C/N=5时比C/N=10观察到更高的PS含量。两种C/N均实现了较高的碳去除率（接近90%），但由于碱度不足，在C/N=5时氨氧化效率较低(45%)。

目前已有研究发现，改善溶解氧(DO)浓度和水力停留时间(HRT)，能明显改善SNEDPR系统的污染物去除性能。安泽铭等^[8]发现实验室长期运行的AOA连续流反应器的活性污泥系统，较低的好氧段DO浓度(1 mg/L)有利于系统内碳源储存，过高或过低的DO浓度不利于内碳源储存。王晓霞等^[9]发现通过降低好氧段DO浓度和增加好氧时间可以使出水\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}浓度稳定在0.4 mg/L，另外使SNED率从34.7%提高到63.8%，TN去除率由75%提高到84%。因此，通过调控DO浓度和好氧时间对改善SNEDPR-AGS系统的脱氮除磷性能具有很大潜力。

本研究拟采用同步硝化内源反硝化除磷耦合好氧颗粒污泥(SNEDPR-AGS)系统来处理低C/N城市污水。为了提高SNEDPR-AGSBR系统对低C/N城市污水的处理效果，通过调控DO浓度和HRT对SNEDPR-AGS系统的控制策略进行优化。系统稳定运行后，对优化前后系统内的污染物去除性能、微生物群落结构变化和与其他污泥系统的差异进行对比。本研究为AGS系统处理低C/N污水提供了可行的方法和理论依据。

1 实验设置与方法

1.1 实验材料

本实验用水采用人工配水方式，人工合成废水的水质比较稳定，易于控制实验条件。进水C/N为3~5.5，CHCOONa为250~459 mg/L，NH₄Cl为188~282 mg/L，KH₂PO₄为19.7~33.2 mg/L，MgSO₄·7H₂O为‍20 mg/L，CaCl₂为20 mg/L。此外，每1 L配水中添加0.5 mL微生物生理活动所必需的微量元素，其中微量元素成分：FeCl₃·6H₂O为1 500 mg/L，H₃BO₃为150 mg/L，CuSO₄·5H₂O为50 mg/L，KI为150 mg/L，MnCl₂·4H₂O为110 mg/L，ZnSO₄·7H₂O为120 mg/L，CoCl₂·6H₂O为150 mg/L，Na₂MoO₄·2H₂O为60 mg/L。

所采用的接种污泥为实验室培养的成熟的颗粒化后的污泥。接种污泥的MLSS为4 562 mg/L，MLVSS为3 878 mg/L，SVI₅为32 mL/g，SVI₃₀为32 mL/g。污泥粒径：d10 = 376.5 μm，d50 = 725.3 μm，d90 =1 201.7 μm。

1.2 实验设置

1.2.1 SBR反应器长期运行实验

实验所用反应装置为SBR反应器。反应器材质为有机玻璃，其高度为170 cm，内径为8 cm，有效容积为8 L。反应器外侧有20 cm的水浴套筒。反应器配有数显恒速搅拌器，用于进行泥水均匀混合。采用曝气泵通过反应器底部的微孔曝气盘进行供氧，并通过气体流量计控制曝气量。此外，系统还配备了WTW Multi 3420型便携式水质在线测定仪与配套的DO、pH探头，用于实时监测反应器内DO浓度与pH变化情况。SNEDPR-AGSBR系统的运行包括进水、搅拌、曝气、搅拌、沉淀和排水6个阶段，通过时控继电器装置控制各个反应阶段，反应器排水比为50%，温度通过低温槽控制在25 ℃左右。

反应器采用厌氧/好氧/缺氧(A/O/A)的运行方式，分为工艺改良前阶段和工艺改良后阶段。工艺改良前阶段运行38 d (1~38 d)，每天运行4个周期，每个周期6 h，包括120 min厌氧（包含7 min进水）、120 min好氧、112 min缺氧、3 min沉淀、3 min排水、2 min闲置。搅拌速率150 r/min、好氧段DO浓度7~8 mg/L、水力停留时间12 h。为了提高污染物去除率，通过批次实验将DO浓度降至3 mg/L，为了同时提高\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}去除效果、好氧吸磷速率和反硝化脱氮的效果，将好氧段和缺氧段水力停留时间延长。工艺改良后阶段运行42 d (39~80 d)。每天运行3个周期，每个周期8 h，包括120 min厌氧（包含7 min进水）、180 min好氧、172 min缺氧、3 min沉淀、3 min排水、2 min闲置。搅拌速率120 r/min、好氧段DO浓度(3±0.5) mg/L、水力停留时间16 h。

1.2.2 批次实验

在实验运行过程中通过批次实验来确定系统运行的最佳工况。实验接种污泥取自SNEDPR-AGSBR系统运行稳定的颗粒污泥。选取系统优化前稳定期缺氧段末期颗粒污泥，污泥自由沉降后弃去上清液，用自来水清洗3遍。随后将混匀的颗粒污泥等体积(500 mL)分到4个小试反应器中，加入等体积(500 mL)人工配水。最后快速安装好DO探头及曝气头，进行实验。每隔一定时间进行取样。实验具体方案见表1。

实验所用小型批次实验装置为有效容积1 L的SBR。实验过程中采用搅拌器进行搅拌，转速按需进行设置。通过气体流量计进行调节，使得每个小试SBR内的DO浓度都能稳定维持在所需的实验值。

1.3 分析与计算方法

1.3.1 分析方法

本研究实验所取水样经过0.45 μm的滤纸过滤后进行检测分析。在分析项目中，COD、\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}、\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}、\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}、\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}在反应器进水、厌氧结束、好氧结束、出水等关键时间节点每两天测定一次，使用常规检测方法检测；pH值、DO浓度和温度每天测定；SV₅/SV₃₀、MLSS/MLVSS每周测定2~3次。

采用高通量测序技术对反应器内优化前稳定期(38 d)和优化后稳定期(80 d)的污泥样品的微生物组成与群落结构变化进行分析。高通量测序所检测的对象为细菌，总DNA提取采用E.Z.N.A.®组织DNA试剂盒(Omega Bio-tek，Norcross，GA，USA)。采用PCR方法，利用引物338F (5'-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3')和907R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3')扩增细菌16S rDNA基因的V3和V4区。DNA序列在广东美格基因科技有限公司Illumina MiSeq平台上分析。

1.3.2 计算方法

SNEDPR-AGSBR系统内厌氧段COD的消耗量(ΔCOD_an)主要包括两个部分：一部分为通过外源反硝化过程消耗的COD量(COD_dn)，另一部分是被PAOs和GAOs储存为内碳源的COD的量(COD_intra)，由式(1)和式(2)计算^[10]，

\mathrm{\Delta }\mathrm{C}\mathrm{O}{\mathrm{D}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}=\mathrm{C}\mathrm{O}{\mathrm{D}}_{\mathrm{d}\mathrm{n}}+\mathrm{C}\mathrm{O}{\mathrm{D}}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{t}\mathrm{r}\mathrm{a}}(1)

\mathrm{C}\mathrm{O}{\mathrm{D}}_{\mathrm{d}\mathrm{n}}=\mathrm{1.71}\times \mathrm{\Delta }\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-{\mathrm{N}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}+\mathrm{2.86}\times \mathrm{\Delta }\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-{\mathrm{N}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}(2)

式中：ΔCOD_an表示系统内厌氧段COD的消耗量，mg/L；COD_dn表示外源反硝化过程中COD的消耗量，mg/L；COD_intra表示PAOs和GAOs厌氧段COD的储存量，mg/L；1.71是单位\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}反硝化成N₂的理论COD消耗量，mgCOD/mgN^[11]；\mathrm{\Delta }\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-{\mathrm{N}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}表示系统内厌氧段\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}的减少量，mg/L；2.86是单位\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}反硝化成N₂的理论COD消耗量，mgCOD/mgN^[11]；\mathrm{\Delta }\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-{\mathrm{N}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}表示系统内厌氧段\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}的减少量，mg/L。

释磷速率(PRR)是指厌氧段单位时间内的释磷量(PRA)。由式(3)和式(4)计算，

\mathrm{P}\mathrm{R}\mathrm{R}=\frac{\mathrm{P}\mathrm{R}\mathrm{A}}{t_{\mathrm{A}\mathrm{N}}}(3)

\mathrm{P}\mathrm{R}\mathrm{A}=[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}{-\mathrm{P}]}_{\mathrm{厌氧}\mathrm{结束}}-[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}{-\mathrm{P}]}_{\mathrm{进水}}(4)

式中：t_AN是指厌氧阶段时长，min；[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}]_厌氧结束是厌氧结束时\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}的浓度，mg/L；[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}]_进水是进水\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}浓度。

吸磷速率(PUR)是指好氧段单位时间内的吸磷量(PUA)。由式(5)和式(6)计算，

\mathrm{P}\mathrm{U}\mathrm{R}=\frac{\mathrm{P}\mathrm{U}\mathrm{A}}{t_{\mathrm{O}\mathrm{X}}}(5)

\mathrm{P}\mathrm{U}\mathrm{A}=[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}{-\mathrm{P}]}_{\mathrm{厌氧}\mathrm{结束}}-[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}{-\mathrm{P}]}_{\mathrm{好氧}\mathrm{结束}}(6)

式中：t_OX是指好氧阶段时长，min；[\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}]_好氧结束是好氧结束时\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}的浓度，mg/L。

2 结果与讨论

2.1 不同DO浓度对SNEDPR-AGSBR系统好氧段的影响

由于在低C/N下系统内污染物去除率较低，采用批次实验来确定工艺优化的具体参数，探究了不同DO浓度对于SNEDPR-AGSBR系统好氧段的影响。如图1所示，当DO浓度控制在1 mg/L时，该系统的PRA表现良好[PRA为25.42 mg/L，PRR为2.54 mgP/(gVSS·h)]。这一阶段几乎所有的COD都在厌氧段得到储存(COD_intra=97.56 mg/L)。在此条件下，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}和\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}的浓度均没有明显变化。进入好氧阶段，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}和\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}的浓度随着好氧过程的进行持续下降。到好氧阶段的末尾，\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}的浓度降至0.64 mg/L，同时，PUA为32.26 mg/L, PUR为1.61 mgP/(gVSS·h)。与此同时，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的降解速率相对较慢，在好氧阶段末降至15.41 mg/L，去除率仅为48.70%。这表明在低DO浓度条件下，虽然P去除效果良好，但\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除效率却不理想。在该好氧阶段中，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}和\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}的浓度并没有出现明显变化。此外，由于\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除直接影响TN的去除效果，在这个阶段中，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}去除的表现直观地反映了TN去除的状况。

图2的数据显示，在将DO浓度控制在3 mg/L的条件下，可以看出在厌氧阶段磷的释放和COD的储存情况都非常理想。PRA达到了23.04 mg/L，PRR为2.30 mgP/(gVSS·h)，而且COD_intra也达到了98.96 mg/L。这一数据表明，在厌氧条件下微生物对于P的释放和有机物的储存能力都十分强大，为后续的处理阶段提供了有利的前提条件。好氧阶段，在最初的2.5 h内，P的吸收过程已经基本完成，PUA为30.08 mg/L，PUR为2.41 mgP/(gVSS·h)。这表明在控制好DO浓度情况下好氧微生物的P吸收速率较高。在接下来的好氧阶段的前3 h内，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除已经基本上完成，与此同时，TN的去除量也达到了峰值，测得值为10.72 mg/L，表明此时系统中N的转化效率是最高的。然而，在好氧段的最后2 h内，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}的浓度呈现持续上升的趋势，而TN去除量较低。这可能意味着在该阶段反硝化过程受到了限制，导致去N效率下降。此外，在好氧阶段中期，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}的浓度有一个短时上升，随后又回归到最初水平。可以看出较低的DO浓度水平更利于SNEDPR-AGS系统的内碳源储存，并且表现出更好的脱N除P效果，但由于DO浓度的降低，需要将好氧段时间提高至3 h来保证系统的\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}去除效果和PUR。

如图3所示，在DO浓度为5 mg/L的条件下，可以观察到在厌氧阶段，P的释放以及COD的累积均表现出良好的趋势：PRA为24.04 mg/L，PRR为2.40 mgP/(gVSS·h)，COD_intra为95.63 mg/L，这表明在此条件下微生物活力维持在一个较高水平，为后续的N和P去除奠定了基础。在随后的好氧阶段的前2.5 h内，P的吸收和\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除过程几乎已经完成。这一时段的PUA和PUR分别达到了31.42 mg/L和2.51 mgP/(gVSS·h)，显示出较高的P处理效率。同时，在这一过程中TN的去除量也达到了峰值，为8.4 mg/L。在之后的1.5 h，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}和TN的浓度基本保持不变。此外，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}浓度在好氧阶段中期经历了短暂上升后，又恢复到起始水平。上述变化和数据表明，在控制好的DO水平下，系统能够有效地调节N和P的去除过程。

如图4所示，当控制DO浓度为7 mg/L时，PRA和COD储存量良好[PRA为22.53 mg/L，PRR为2.25 mgP/(gVSS·h)，COD_intra为96.24 mg/L]。在好氧阶段前2.5 h，基本完成了P的吸收和\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除，此时PUA和PUR分别为29.79 mg/L和2.38 mgP/(gVSS·h)。在好氧阶段前1.75 h，基本完成了\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除，此时TN的去除量最大为7.89 mg/L，而在随后2.25 h，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}和TN几乎没有变化，\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}^{-}-\mathrm{N}在好氧段前期有短暂的上升期后又恢复到最初的数值。

综上所述，对于P的吸收，控制DO浓度为1、3、5、7 mg/L时均能较好地完成除P。但是DO浓度为1 mg/L时，需要将近4 h的好氧时间，而其他DO浓度在前2.5 h就能基本完成。对于N的去除，当DO浓度为1 mg/L时，出水\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}浓度较高（去除率48%），但是此时TN的去除率较大。当控制DO为3、5、7 mg/L时，分别在好氧段的前3、2.5、1.75 h能够完成\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除，并且对应的TN去除率分别为38.63%、31.33%、28.21%。综合考虑脱N除P效果，选择控制DO浓度为3 mg/L，此时需要将好氧段时间提高至3 h才可完成\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}、\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}的去除。

2.2 优化前后SNEDPR-AGSBR系统的污染物去除性能对比

工艺改良前后系统对污水中TN、TP和COD的去除率变化情况如图5所示。在工艺优化前运行的38 d内，颗粒化的污泥对低C/N污水的TP、TN和COD的平均去除率分别为(51.40±21.13)%、(64.33±7.65)%和(82.94±3.41)%。通过改变DO浓度和HRT优化了原系统的污染物去除性能，稳定运行42 d后TP、TN和COD的平均去除率分别达到(91.83±2.01)%、(84.31±1.82)%和(89.07±1.26)%。根据批次实验结果，可以得出结论：将DO浓度降低至3 mg/L可以显著提高同步硝化内源反硝化的效率，进而增强脱N效果。由于DO浓度的降低，好氧段和缺氧段的水力停留时间被延长至3 h，以应对\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}不完全去除的问题，从而提高PUR和PUA。这种调整措施可以有效优化系统运行，提高污染物的去除效率^[12]。

在工艺优化后，TN、TP的去除率得到提高。此结果表明，将DO浓度控制在较低水平有助于促进GAOs的生长和活性，提高同步硝化内源反硝化的效率。此外，据Izadi等报道，将低浓度DO和优化好氧段时间相结合，可以提高系统的除P能力^[13]，与本研究结果中优化后SNEDPR-AGSBR系统内的除P能力提升相符。

2.3 优化SNEDPR-AGSBR系统中菌群结构分析

本研究对工艺优化前后的样品进行了高通量测序，用以探究优化DO和好氧段、缺氧段HRT对微生物群落结构的影响。如图6所示，在门水平下对工艺优化前后的微生物群落的相对丰度进行了表征。

在SNEDPR-AGSBR系统运行过程中，主要菌门有Patescibacteria，Proteobacteria，Bacteroidetes和Chloroflexi。与COD去除和除P有关的Bacteroidetes菌门从工艺改良前的3.01%显著增加到工艺改良后的23.91%，解释了工艺改良后的SNEDPR-AGSBR系统具有更好的TP去除率^[14]。此外，据报道Bacteroidetes具有降解死细胞的功能^[15]，因此也就预示着改良后的微生物群落结构发生改变，系统内出现大量死细胞，可能与脱N有关的Proteobacteria和Chloroflexi的相对丰度分别从25.90%增加到57.39%，1.52%增加到8.24%，解释了改良后反应器出现更好脱N性能的现象^[16]。

为了对比两个阶段样品在微生物丰度上的差别，构建了20个丰富属的热图组合。从图7可以看出，具有反硝化功能的Defluviicoccu和Candidatus_Competibacter属被检测出^[17]，证明了SNEDPR-AGSBR系统在好氧段和缺氧段能够进行反硝化。此外Candidatus_Competibacter属还具有储存内碳源的功能。经过工艺优化后Candidatus_Competibacter属的相对丰度从7.43%显著增加到21.51%，这解释了低浓度DO和优化HRT可以提高总氮去除率和内碳源的储存量。值得注意的是，虽然系统内具有反硝化除P功能的菌属相对丰度较低，但是由于具有充足的内部碳源系统仍能保持较高的除P效率^[18]。此外氨氧化菌属和亚硝酸盐氧化菌属(Nitrospira)丰度均较低，这预示着系统需要更长的好氧段时间来实现对\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}的去除。上述结果证明，优化后的SNEDPR-AGSBR系统通过各种功能菌的协同运行使得系统内达到了更高的脱N除P效率。

2.4 优化SNEDPR-AGSBR系统处理低C/N城市污水的优越性

为了进一步证实SNEDPR-AGSBR系统同时去除C、N和P的可行性，与已经报道的其他研究进行了对比（表2）。SNEDPR-AGSBR系统的SN(E)D效率(61.6%)与A/O/A模式运行的SNDPR系统相近，但是高于颗粒污泥(31.3%^[19]，68%^[20])、活性污泥(49.3%^[21])和生物膜(31.2%^[22])形式的SNDPR相关工艺，表明了SNEDPR工艺有较高的N去除率。在好氧颗粒污泥SNDPR系统中，SND的效率为68%，而COD、TN和TP的去除率分别只有80%、47%和71%^[20]。而对于高C/N的A/O方式运行的SNDPR系统和A/O/A方式运行的SNDPR对COD、TN和TP均取得了很好的去除效果（表2）^[23-26]。在亚硝酸盐途径的单级SPNDPR中，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}(96.3%)、TN(81.4%)和\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}(91.0%)的去除率均低于本研究，SPND效率(81.4%)高于本研究。分析原因可能是单级SPNDPR系统中颗粒和低DO促进了SPND效率的提高。但SPNDPR系统的启动时间过长，造粒时间约为200 d，给实际运行带来了很大困难^[27]。Zhao等^[28]成功建立了新型SPNA-mDPR工艺处理氨氮废水和生活污水，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}、TN和\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}最终出水浓度分别为1.5、5.0、0.2 mg/L，\mathrm{N}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}^{+}-\mathrm{N}、TN和\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}平均去除率分别为88%、83.5%和70%。但是其反应器操作复杂，在实际应用中可能不具有吸引力。在A/O/A侧流处理系统中，当出水TN和\mathrm{P}{\mathrm{O}}_{\mathrm{4}}^{\mathrm{3}-}-\mathrm{P}分别为8.01 mg/L和0.30 mg/L时，对低C/N城市污水的平均去除率分别为88.76%和95.31%。然而，该系统由两个反应器组成，操作起来过于复杂^[29]。总之，SNEDPR-AGSBR系统为实现低C/N生活污水深度脱N提供了一条可行、高效的途径。对于SNEDPR-AGSBR系统的优化，如实际生活污水、好氧DO浓度、出水\mathrm{N}{\mathrm{O}}_{\mathrm{3}}^{-}-\mathrm{N}浓度、温度等还需要进一步研究。

3 结论

本研究通过批次实验，考察了不同好氧和缺氧反应条件对脱N除P的影响。最终确定好氧段DO浓度为3.0 mg/L左右，好氧段和缺氧段HRT为3.0 h为最佳的工艺优化条件。在低DO浓度和最佳好氧段HRT条件下，以C/N=3.3~5.0的人工配水为基质，在优化阶段为期42 d的稳定运行过程中，COD、TN和TP的平均去除率分别升高至89%、84%和92%。微生物分析结果表明，在低C/N进水条件下，通过工艺优化，与COD去除和除P有关的Bacteroidetes菌门增加23.91%。可能与脱N有关的Proteobacteria和Chloroflexi的相对丰度分别增加到57.39%和8.24%，证明了改良后反应器具有更好的脱N除P性能。本研究证明，A/O/A模式下的SNEDPR-AGSBR工艺通过优化DO浓度和HRT在处理低C/N生活污水的同步脱N除P方面具有较大的优势和潜力。

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基金资助

北京市自然科学基金面上项目(8222039)