卢瑞朋,徐文江,李安峰,董 娜

强化反硝化除磷的新型多级缺氧-好氧工艺

卢瑞朋,徐文江,李安峰*,董 娜

(北京市生态环境保护科学研究院,国家环境保护工业废水污染控制工程技术(北京)中心,北京 100037)

基于多级缺氧-好氧(MAO)工艺和反硝化除磷理论,设计一种具有反硝化除磷功能的新型MAO工艺(DPR-MAO).实验探究了该工艺的脱氮除磷效能以及各反应池的微生物群落特征.工艺运行结果表明,稳定期COD、TN、NH4+-N和TP的平均出水浓度分别为7.07,9.04,0.34,和0.49mg/L,平均去除率分别为98%、87%、99%和93%.出水水质满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准.高通量测序结果表明,各反应池中微生物以变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidota)和绿弯菌门(Chloroflexi)为主,分别占61.85%～75.58%、16.39%～22.60%、1.52%～4.76%.通过属水平的研究进一步分析发现,、、、和是具有反硝化除磷功能的优势菌属.DPR-MAO工艺实现了反硝化聚磷菌的富集以及污水中氮磷的高效去除.

反硝化除磷；多级缺氧-好氧；脱氮除磷；高通量测序；微生物群落

污水中氮、磷营养盐的过量排放会引起严重的水体富营养化现象,因此在其排放到水体之前必须对其进行有效地去除.生化处理技术是最为经济有效的脱氮除磷工艺.然而,应用最为广泛的传统A2/O工艺很难适应日益严格的排放标准,且往往存在外加碳源需求量大、曝气能耗高的问题[1-3].因此需要开发一种更为有效经济的生化处理工艺对污水中的氮、磷营养盐进行有效地去除.

MAO工艺是通过多个缺氧池和好氧池串联组合形成[4],从而人为地在一个处理系统中出现多次硝化反应与反硝化反应的叠加,因此这一工艺具有很高的脱氮率.工程实践表明,相比于传统A2/O工艺,MAO工艺具有更高的脱氮率,但除磷效果相对较差[5].因此,目前MAO工艺多采用前置厌氧段或者与A2/O和UCT(University of Cape Town)等工艺联用,从而达到同步脱氮除磷的目的[6-11].尽管如此,MAO工艺依靠单纯的生物处理仍然无法满足严格的出水标准,实际工程中往往需要增加化学除磷池、絮凝滤池等深度处理单元,造成成本的增加[12].

反硝化聚磷菌(DPAOs)可以通过“一碳两用”的方式,将NO--N(NO3--N与NO2--N)代替O2作为电子受体,同时实现氮、磷的高效去除,节省了曝气能耗、碳源需求以及降低了污泥产量[13-14],因此反硝化除磷(DPR)被认为是一种可持续发展技术.常见的反硝化除磷工艺有BCFS(Biologische Chemische Fosfaat Stikstof Verwijdering)工艺,A2N (Anaerobic Anoxic Nitrification)工艺和Dephanox工艺等[15-18].这些工艺虽然可以强化反硝化除磷,但BCFS工艺需化学除磷,A2N工艺和Dephanox工艺整体出水效果不好[15].

本研究基于反硝化除磷理论,提出一种具有反硝化除磷功能的MAO工艺(DPR-MAO工艺).该工艺在MAO工艺的前端增设厌氧-缺氧段,使其具有同步脱氮除磷功能,共采用两级AO处理单元,并利用独特的内循环系统强化污水脱氮除磷效能.通过实验探究了该工艺的脱氮除磷效能以及各反应池的微生物群落特征,以期为DPR-MAO工艺的实际应用提供数据支持.

1 材料与方法

1.1 实验装置及工艺运行

DPR-MAO工艺实验装置示意图如图1所示,由厌氧池、反硝化除磷池、一级缺氧池、一级好氧池、二级缺氧池和二级好氧池组成,其中反硝化除磷池按缺氧环境运行.总有效容积24L,厌氧池、反硝化除磷池和各级缺氧池均为3L,各级好氧池均为6L.实验装置的内循环系统一共有两个,由一级缺氧池回流到厌氧池的厌氧-缺氧内循环系统(AA内循环系统)一方面用于强化DPAOs的厌氧-缺氧环境,另一方面回流污泥至厌氧段,保证厌氧池污泥浓度;由二级好氧池回流至反硝化除磷池的缺氧-好氧内循环系统(AO内循环系统)一方面通过硝化液回流提高脱氮率,另一方面为反硝化除磷池DPAOs的缺氧吸磷过程提供NO3--N.

实验装置的运行方式如下:污水分三段分别进入厌氧池、一级缺氧池和二级缺氧池,进水流量配比为Q1:Q2:Q3=6:7:3,厌氧池利用Q1段污水中的碳源进行厌氧释磷,之后厌氧池混合液进入反硝化除磷池,其中的DPAOs将来自AO内循环系统的NO3--N作为电子受体进行缺氧吸磷过程,反硝化除磷池的混合液进入一级缺氧池,利用Q2段污水的碳源将混合液中的NO3--N进一步通过反硝化细菌的反硝化作用去除,一级缺氧池的混合液进入一级好氧池,一方面利用缺氧反硝化过程提供的碱度和污水中的NH4+-N进行硝化反应,将污水中的NH4+-N转化为NO3--N,另一方面进行好氧吸磷过程,之后混合液进入二级缺氧池利用Q3段污水中的碳源再次反硝化,随后混合液进入二级好氧池,再次进行硝化反应和好氧吸磷过程.最后的沉淀池用于泥水分离,污泥回流至反硝化除磷缺氧池,剩余污泥外排.

图1 DPR-MAO工艺实验装置示意

实验总进水流量2L/h,厌氧池溶解氧小于0.2mg/L,各缺氧池溶解氧量小于0.5mg/L,好氧池溶解氧含量在2～3mg/L.温度保持在20～25℃,污泥浓度在3000mg/L左右.总水力停留时间12h,污泥回流比100%,AA内循环比和AO内循环比均为200%.

1.2 接种污泥与污水水质

接种污泥来自于运行状况良好的污水处理厂,取A2/O工艺的沉淀池回流污泥.实验室进水采用模拟废水,以CH3COONa和CH3CH2COONa按4:3混合作为碳源.以NH4Cl和KH2PO4作为氮磷营养物,各项水质指标见表1.投加MgCl2和CaCl2满足微生物对Ca2+、Mg2+的需求.投加微量元素溶液0.6mL/L满足微生物生长繁殖所需,其成分为[19-20]:FeCl30.9g/L,H3BO40.15g/L,CuSO4×5H2O 0.03g/L, KI 0.18g/L, ZnSO4×7H2O 0.12g/L, MnSO40.05g/L, CoCl2×7H2O 0.15g/L, NaMo2H2O 0.06g/L.

表1 进水水质

1.3 水质指标检测和分析方法

反应器运行期间,每3d采集一次水样进行检测.COD采用快速消解分光光度法,TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法,TP和PO43--P采用钼酸铵分光光度法,NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法,NO3--N采用紫外分光光度法,污泥浓度(MLSS)采用滤纸称重法,溶解氧(DO)采用哈希便携式溶解氧仪测定.

1.4 高通量测序分析方法

1.4.1 样本收集 在反应器运行的第60天,分别在各反应池取污泥样品,编号分别为R1(厌氧池)、R2(反硝化除磷池)、R3(一级缺氧池)、R4(一级好氧池)、R5(二级缺氧池)、R6(二级好氧池),经离心分离后-20℃条件下冷冻保存.

1.4.2 DNA抽提和PCR 扩增 完成微生物群落总DNA抽提,使用1%的琼脂糖凝胶电泳检测DNA的提取质量,使用NanoDrop2000测定DNA 浓度和纯度;使用338F (ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R (GGACTACHVGGGTWTCTAAT)对16SrRNA基因V3-V4 可变区进行 PCR 扩增.PCR反应体系为:5×TransStart FastPfu缓冲液4μL, 2.5mM dNTPs 2μL,上游引物(5μM) 0.8μL,下游引物(5μM)0.8μL, TransStart FastPfu DNA聚合酶0.4μL,模板DNA 10ng,补足至20μL.每个样本3个重复.

1.4.3 Illumina Miseq 测序 将同一样本的PCR产物混合后使用2%琼脂糖凝胶回收PCR产物,利用AxyPrep DNA Gel Extraction Kit (Axygen Biosciences, Union City, CA, USA) 进行回收产物纯化,2%琼脂糖凝胶电泳检测,并用Quantus™ Fluorometer (Promega, USA) 对回收产物进行检测定量.使用NEXTFLEX Rapid DNA-Seq Kit进行建库: (1)接头链接;(2)使用磁珠筛选去除接头自连片段;(3)利用PCR扩增进行文库模板的富集;(4)磁珠回收PCR产物得到最终的文库.利用Illumina公司的Miseq PE300平台进行测序(上海美吉生物医药科技有限公司).

1.4.4 数据处理与表达方式 根据97%的相似度对序列进行 OTU 聚类并剔除嵌合体.利用RDP classifier(http://rdp.cme.msu.edu/,version 2.2)对每条序列进行物种分类注释,比对Silva 16S rRNA数据库,设置比对阈值为70%.测序结果由上海美吉云平台提供.

2 结果与讨论

2.1 有机物和营养物质的去除性能

反应器启动20d左右出水水质基本稳定.图2记录了适应期和稳定期进出水的COD、TN、NH4+-N和TP浓度以及各自的去除率.运行结果表明,稳定期出水水质良好,出水COD、TN、NH4+-N和TP的平均出水浓度分别为7.07,9.04,0.34和0.49mg/L,均达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准(COD: 50mg/L; TN: 15mg/ L; NH4+-N: 5mg/L; TP: 0.5mg/L)[21].其中COD、TN和NH4+-N的出水浓度达到了北京市地方标准《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB11/809-2012)中的A排放限值(COD: 20mg/L; TN: 10mg/L; NH4+-N: 1.0mg/L)[22].稳定期COD、TN、NH4+-N和TP的平均去除率分别为98%、87%、99%和93%.研究结果表明,DPR-MAO系统可以有效地去除污水中的有机物和营养物质.

DPR-MAO系统的COD去除效果如图2(a)所示,进水COD的浓度范围在309.08～405.12mg/L,稳定期平均出水COD浓度为7.07mg/L,并且,适应期和稳定期的出水COD浓度基本上均在20mg/L以下,满足北京市《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB11/809-2012)中的A排放限值[22],稳定期去除率达98%.良好的去除效果一方面在于厌氧释磷过程、缺氧反硝化过程和好氧曝气过程都参与了有机物降解;另一方面在于进水COD较低以及采用乙酸钠和丙酸钠这样的短链脂肪酸作为碳源.

稳定期TN和NH4+-N的平均出水浓度分别为9.04和0.34mg/L,去除率分别为87%和99%.工艺启动过程中,通过调节好氧池曝气量,可以保证NH4+- N有效去除.由图2(b)和(c)可以看出,前期脱氮率较低,TN和NH4+-N的出水浓度高.主要原因在于硝化细菌生长速率低,一定的运行时间可以保证硝化细菌的生长和繁殖.20d之后,脱氮率逐渐提高并稳定. 在稳定期NH4+-N出水浓度大部分时间都保持在1mg/L以下,TN出水浓度大部分时间都在10mg/L范围内波动.实验结果表明,该工艺可以保证良好的脱氮效果.

TP的去除效果如图2(d)所示,稳定期TP的平均出水浓度为0.49mg/L,平均去除率为93%.在适应期,TP的出水浓度波动较大,部分时间可以降至1mg/L以下,主要原因在于污泥的吸附作用.稳定期TP出水浓度大部分时间维持在0.5mg/L以下,后期出水浓度略有上升,其原因在于前期污泥培养过程中,排泥量较少,后期通过排泥措施可以保证出水TP浓度.实验结果表明,DPR-MAO工艺可以实现完全依靠生化手段除磷,这对于工程应用中降低运行成本至关重要.

2.2 各反应池脱氮除磷过程分析

2.2.1 脱氮过程分析 脱氮过程主要是通过消化反应和反硝化反应实现的[23].DPR-MAO工艺中,一级缺氧池、一级好氧池、二级缺氧池和二级好氧池主要进行两次硝化、反硝化反应,从而达到脱氮目的.如图3所示,厌氧池NO3--N含量极低,分析原因一方面在于装置运行过程中,污泥回流到反硝化除磷池而不是厌氧池,大量的NO3--N在反硝化除磷池被DPAOs利用而去除;另一方面,随后的一级缺氧池利用Q2段进水中的有机物进行了反硝化脱氮,进而去除了剩余的NO3--N.新工艺的这一设计目的主要是为了避免硝态氮对比厌氧释磷过程的影响[24-25].

值得一提的是,一级好氧池的NO3--N浓度比二级好氧池高,主要原因在于一级缺氧池进水配比相对较高,导致一大部分进水NH4+-N在一级好氧池被转化为NO3--N;另外,二级好氧池硝化反应产生的NO3--N通过AO内循环系统进入反硝化除磷池被DPAOs去除.

图3 各反应池的NO3--N和PO43--P的变化

NA为厌氧池;DPR为反硝化除磷池;AN1为一级缺氧池;O1为一级好氧池;AN2为二级缺氧池;O2为二级好氧池

2.2.2 除磷过程分析 DPAOs除磷的原理是在缺氧条件下,DPAOs利用NO--N(NO3--N与NO2--N)作为电子受体实现磷的过量吸收,通过将富磷污泥排出系统,达到除磷的目的[26-27].而传统聚磷菌(PAOs)的吸磷过程是在好氧条件下进行的.

由图3可知,厌氧池首先进行充分的释磷过程,反硝化除磷池通过缺氧吸磷过程去除一部分磷,在一级好氧池和二级好氧池通过好氧吸磷过程去除剩余的磷.分析TP沿程浓度变化,DPAOs和PAOs都参与了除磷过程,这保证了工艺的高除磷率.并且,在反硝化除磷池PO43--P浓度从10.54mg/L下降到2.82mg/L,随后的两级好氧池进一步去除混合液中剩余的磷.这表明DPR-MAO系统中大部分的磷由DPAOs去除,这也证明了该工艺可以通过DPAOs“一碳两用”的方式脱氮除磷,尤其对于低C/N比污水来说,可以节约碳源,降低运行成本.

2.3 微生物群落分析

2.3.1 微生物群落丰富度和生物多样性 本实验6组微生物样本通过高通量测序所获得的优化序列,以及将优化序列在97%的相似性下聚类,所获得的OTU 数量如表2所示.并且,由表2可知,6个样本的Coverage指数值均大于99.6%,表明样本中绝大部分微生物已被检出,此次高通量测序的结果足以代表样本中微生物的真实情况.

Sobs指数、Ace指数和Chao指数反映了微生物群落的丰富度,指数越高代表越丰富[11, 28-29].由表2可知,6个反应池的丰富度指数相似,反硝化除磷池的丰富度最高,二级好氧池的丰富度最低,主要原因在于进水中的有机物在缺氧池被大量利用,相反二级好氧池处于工艺末端,没有足够的有机物导致营养环境差,抑制了部分微生物的生长繁殖[11]. Shannon指数和Simpson指数反映了微生物群落的多样性,Shannon指数越高代表越丰富,Simpson指数则相反[11,29].处于末端的二级好氧池的多样性指数相对较低,但是6个反应池微生物的多样性指数没有显著性差异.

2.3.2 微生物群落组成 污泥样品中的微生物在门水平的种群组成如图4所示,共发现7个主要门,其中以变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidota)和绿弯菌门(Chloroflexi)为主,三者的相对丰度占比为88.24%～94.36%.其中,变形菌门的相对丰度为61.85%～75.58%、拟杆菌门的相对丰度为16.39%～22.60%、绿弯菌门的相对丰度为1.52%～4.76%.可以看出,变形菌门是系统中的优势菌群,占有系统最大的比例,大多数关于脱氮除磷工艺的微生物群落都有相似的结论[28-30].这是由于大部分具有脱氮除磷功能的微生物都为变形菌门,部分为拟杆菌门[31-32].

通过对变形菌门在纲水平上的分布特征进行分析,发现6个样品中占比最多的是γ-变形菌纲(),各反应池分别占比90.57%、90.87%、91.37%、92.79%、92.02%、92.26%.

在属水平上,选取相对丰度最高的γ-变形菌纲()进行分析,如图5所示.其中,和是常见的反硝化细菌[33-34].是一种聚糖菌,早期研究表明[35],聚糖菌会与DPAOs竞争碳源,但无法参与除磷过程,因而被认为是除磷效果变差的因素之一.但近年来的研究表明,可与DPAOs共存,也具有脱氮能力[36-38].另外,GAOs对DPAOs缺氧吸磷过程有正向促进作用[39-40].而且GAOs的内源部分反硝化与DPAOs反硝化除磷的协同作用还可以充分利用内部碳源,解决污水处理过程中碳源不足的问题[14,41].

图4 微生物门水平组成

图5 γ-变形菌纲(Gamaproteobacteria)微生物的属水平组成

表2 微生物菌群的多样性和丰富度

常见的反硝化聚磷菌是、、、和[28,42-44],这些菌属在各个反应池中的占比情况如表3所示.其中占比最大,在各反应池的相对丰度分别为61.70%、62.70%、56.87%、58.13%、53.97%和57.86%.可以发现6个反应池中,反硝化除磷池的DPAOs优势菌属相对丰度最高,为65.27%.

表3 各反应池主要的DPAOs菌属的分布

3 结论

3.1 实验结果表明,DPR-MAO工艺具有从污水中去除有机物和营养物的极大潜力,通过优化工艺运行参数,COD、TN、NH4+-N和TP的平均出水浓度均可以达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准,其中COD、TN和NH4+-N的平均出水浓度还可以满足北京市《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB11/809-2012)中的A排放限值.

3.2 高通量测序结果表明,各反应池中微生物以变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidota)和绿弯菌门(Chloroflexi)为主,其中变形菌门的相对丰度最高,为61.85%～75.58%.变形菌门的微生物主要以γ-变形菌纲()为主.

3.3、、、和是具有反硝化除磷功能的优势菌属,其中以相对丰度最高,各反应池相对丰度分别为61.70%、62.70%、56.87%、58.13%、53.97%、57.86%.

3.4 在6个反应池中,具有反硝化除磷功能的菌属在反硝化除磷池的相对丰度最高,为65.27%.

[1] Li J, Wang Y Y, Liu J, et al. Intensified nitrogen removal by endogenous denitrification in a full-scale municipal wastewater treatment plant [J]. Environmental Research, 2022,205:112564.

[2] Preisner M, Neverova E, Kowalewski Z. Analysis of eutrophication potential of municipal wastewater [J]. Water Science & Technology, 2020,81(9):1994-2003.

[3] Zhang J B, Shao Y T, Wang H C, et al. Current operation state of wastewater treatment plants in urban China [J]. Environmental Research, 2021,195:110843.

[4] Yuan L M, Zhang C Y, Xu J Y, et al. Performance of an innovative step-feed An-M(A/O)-MBR process for nutrients removal [J]. Desalination and Water Treatment, 2015,10(55):2728-2733.

[5] 王舜和,李 朦,郭淑琴.多级AO与多模式AAO工艺在污水厂的应用对比 [J]. 中国给水排水, 2018,34(10):48-57.

Wang S H, Li M, Guo S Q. Application and Comparison between Multistage AO and multi-mode AAOin Wastewater Treatment Plant [J]. China water and wastewater, 2018,34(10):48-57.

[6] Ge S J, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Enhanced nutrient removal in a modified step feed process treating municipal wastewater with different inflow distribution ratios and nutrient ratios [J]. Bioresource Technology, 2010,101: 9012–9019.

[7] Vaiopoulou E, Aivasidis A. A modified UCT method for biological nutrient removal: Configuration and performance [J]. Chemosphere, 2008,72:1062–1068.

[8] 刘加强,张建昆,李 莹,等.倒置A2/O+A/O工艺用于某城市污水厂二期扩建工程 [J]. 中国给水排水, 2018,34(22):55-58.

Liu J Q, Zhang J K, Li Ying, et al. Application of reversed A2/O + A/O process in the second-phase extension project of a municipal wastewater treatment plant [J]. China water and wastewater, 2018, 34(22):55-58.

[9] 贾建伟,党晓宏,李建洋,等.AMAO(多级AO)工艺在污水厂扩建工程中的应用及运行 [J]. 中国给水排水, 2019,35(4):63-66.

Jia J W, Dang X H, Li J Y, et al. Application and operation of AMAO technology (multi-stage AO) for expansion project of wastewater treatment plant [J]. China water and wastewater, 2019,35(4):63-66.

[10] 李彤彤,李英军,徐剑锋,等.多级AO工艺强化城市生活污水再生过程的污染物去除效果研究[J]. 环境工程技术学报, 2018,8(4):420- 428.

LI T T, LI Y J, XU J F, et al．Analyses on pollutants removal in municipal wastewater reclamation plant with multistage AO process [J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2018,8(4):420- 428.

[11] Huang X, Dong W Y, Wang H J, et al. Biological nutrient removal and molecular biological characteristics in an anaerobic-multistage anaerobic/oxic (A-MAO) process to treat municipal wastewater [J]. Bioresource Technology, 2017,241:969-978.

[12] 杨少斌,刘 凯.西安市第二污水处理厂升级改造工程设计 [J]. 中国给水排水, 2016,32(10):48-51.

Yang S B, Liu K. Design of upgrading and reconstruction project of second WWTP in Xi’an City [J]. China water and wastewater, 2016, 32(10):48-51.

[13] Kuba T, Smolders G, Loosdrecht M C M, et al. Biological phosphorus removal from wastewater by anaerobic-anoxic sequencing batch reactor [J]. Water science and Technology, 1993,27(5/6):241-252.

[14] 韦佳敏,刘文如,程洁红,等.反硝化除磷的影响因素及聚磷菌与聚糖菌耦合新工艺的研究进展[J]. 化工进展, 2020,39(11):4608-4618.

Wei J M, Liu W R, Cheng J H, et al. Influencing factors of denitrifying phosphorus removal and advance research on novel process of coupling PAOs and GAOs [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2020,39(11):4608-4618.

[15] 王军一,李伟光.反硝化除磷工艺研究进展 [J]. 山东建筑大学学报, 2015,30(3):271-276.

Wang J Y, Li W G. Technology and research progress of denitrifying dephosphataion [J]. Journal of Shandong Jianzhu University, 2015, 30(3):271-276.

[16] Loosdrecht M C M, Brandse F A, Vries A C. Upgrading of waste water treatment processes for integrated nutrient removal — The BCFS® process [J]. Water Science Technology, 1998,37(9):209-217.

[17] Bortone G, Saltarelli R, Alonso V, et al. Biological anoxic phosphorus removal-the DEPHANOX process [J]. Water Science Technology. 1996,34(1/2):119-128.

[18] Hao X D, Loosdrecht M C M, Meijer S C F, et al. Model-based evaluation of two BNR process-UCT and A2N [J]. Water Research, 2001,35(12):2851–2860.

[19] 胡筱敏,李 微,刘金亮,等. pH对以亚硝酸盐为电子受体反硝化除磷的影响 [J]. 中南大学学报(自然科学版), 2013,44(5):2144-2149.

Hu X M, Li W, Liu J L, et al.Influence of pH on denitrifying phosphorus removal using nitrite as electron acceptor [J].Journal of Central South University (Science and Technology), 2013,44(5):2144- 2149.

[20] 王晓玲.MUCT工艺缺氧吸磷性能强化技术研究 [D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2010.

Wang X L. Anoxic phosphorus uptake performance strengthening technology in MUCT process [D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2010.

[21] 18918-2002 城镇污水处理厂污染物排放标准[S].

18918-2002 Discharge standard of pollutants for municipal wastewater treatment plant [S].

[22] DB11/809-2012 城镇污水处理厂水污染物排放标准[S].

DB11/809-2012 Discharge standard of water pollutants for municipal wastewater treatment plants [S].

[23] 赵伟华,王梅香,李健伟,等. A2O工艺和A2O+BCO工艺的脱氮除磷性能比较 [J]. 中国环境科学, 2019,39(3):994-999.

Zhao W H, Wang M X, Li J W, et al.Nitrogen and phosphorus removal performance comparison between A2O and A2O+BCO system [J].China Environmental Science, 2019,39(3):994-999.

[24] 刘文龙,彭 轶,苗圆圆,等.脉冲SBR工艺短程脱氮的实现及对除磷的强化 [J]. 中国环境科学,2014,34(12):3062-3069.

Liu W L, Peng Y, Miao Y Y, et al.Achievement of short-cut denitrification and enhancement of phosphorus removal in a SAOSBR process [J]. China Environmental Science, 2014,34(12):3062-3069.

[25] 金鹏康,郑未元,王先宝,等.倒置A2/O与常规A2/O工艺除磷效果对比 [J]. 环境工程学报, 2015,9(2):501-505.

Jin P K, Zheng W Y, Wang X B, et al.Comparison of phosphorus removal efficiency between reversed and conventional A2/O processes [J].Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015,9(2):501- 505.

[26] Hu J Y, Ong S L, Ng W J, et al. A new method for characterizing denitrifying phosphorus removal bacteria by using three different types of electron acceptors [J]. Water Research, 2003,37:3463–3471.

[27] 徐 坚,暴瑞玲,刘 清,等.反硝化除磷工艺的影响因素分析[J]. 当代化工, 2020,49(3):729-732.

Xu J, Bao R L, Liu Q, et al.Analysis on Influencing Factors of Denitrifying Phosphorus Removal Process [J].Contemporary Chemical Industry, 2020,49(3):729-732.

[28] 缪新年,汪 倩,郭凯成,等.ABR-MBR耦合工艺启动及优化反硝化除磷性能[J]. 环境科学, 2020,41(9):4150-4160.

Miao X N, Wang Q, Guo K C. Start-up and optimization of denitrifying phosphorus removal in ABR-MBR coupling process [J]. Environmental Science, 2020,41(9):4150-4160.

[29] 赵诗惠,吕 亮,蒋志云,等.ABR-MBR组合工艺短程硝化过程的微生物种群[J]. 中国环境科学, 2018,38(2):566-573.

Zhao S H, Lv L, Jiang Z Y, et al. Analysis of microbial population of shortcut nitrification in ABR-MBR process [J]. China Environmental Science, 2018,38(2):566-573.

[30] 蒋志云,韦佳敏,缪新年,等.ABR-MBR工艺反硝化除磷微生物群落特征分析[J]. 环境工程学报, 2019,13(7):1653-1661.

Jiang Z Y, Wei J M, Miao X N, et al. Analysis of microbial community characteristics of denitrifying phosphorus removal in the ABR-MBR process [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(7):1653-1661.

[31] 刘 晖,孙彦富,周康群,等.PCR-DGGE法研究Sludge biomembrane (SB)系统中反硝化聚磷菌的变化[J]. 中南大学学报, 2011,42(4): 1167-1174.

Liu H, Sun Y F, Zhou K Q, et al.Change of denitrifying phosphate bacteria(DPB) in sludge bio-membrane system using PCR-DGGE method [J].Journal of Central South University (Science and Technology), 2011,42(4):1167-1174.

[32] 杨 浩,张国珍,杨晓妮,等.16S rRNA高通量测序研究集雨窖水中微生物群落结构及多样性[J]. 环境科学, 2017,38(4):1704-1716.

Yang H, Zhang G Z, Yang X N, et al.Microbial community structure and diversity in cellar water by 16S rRNA high-throughput sequencing [J]. Environmental Science, 2017,38(4):1704-1716.

[33] Zou G, Papirio S, Hullebusch E D, et al. Fluidized-bed denitrification of mining water tolerates high nickel Concentrations [J]. Bioresource Technology, 2015,179:284-290.

[34] Okoro C C, Amund O O. Microbial community structure of a low sulfate oil producing facility indicate dominance of oil degrading/ nitrate reducing bacteria and Methanogens [J]. Petroleum Science and Technology, 2017,0(0):1-9.

[35] Cech J S, Hartman P. Competition between polyphosphate and polysaccharide accumulating bacteria in enhanced biological phosphate removal systems [J]. Water Research, 1993,27(7):1219- 1225.

[36] Oehmen A, Carvalho G, Lopez-vazquez C M, et al. Incorporating microbial ecology into the metabolic modelling of polyphosphate accumulating organisms and glycogen accumulating organisms [J]. Water Research, 2010,44(17):4992-5004.

[37] Wang X, Wang S, Xue T, et al. Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR) systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage [J]. Water Research, 2015,77: 191-200.

[38] Wang X, Wang S, Zhao J, et al. Combining simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorus removal with post-denitrification for low carbon/nitrogen wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2016,220:17-25.

[39] Rubio-Rincon F J, Lopez-Vazquez C M, Welles L, et al. Cooperation between Candidatus competibacter and Candidatus accumulibacter clade I, in denitrification and phosphate removal processes [J]. Water Research, 2017,120:156-164.

[40] Wang X, Zhao J, Yu D, et al. Stable nitrite accumulation and phosphorous removal from nitrate and municipal wastewaters in a combined process of endogenous partial denitrification and denitrifying phosphorus removal (EPDPR) [J]. Chemical Engineering Journal, 2019,355:560-571.

[41] Fan Z W, Zeng W, Wang B G, et al. Microbial community at transcription level in the synergy of GAOs and Candidatus Accumulibacter for saving carbon source in wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2020,297:122454.

[42] Wang S P, Li Z, Wang D, et al. Performance and population structure of two carbon sources granular enhanced biological phosphorus removal systems at low temperature [J]. Bioresource Technology, 2019, 300:122683.

[43] Fang H H, Zhang T, et al. Characterization of an acetate-degrading sludge without intracellular accumulation of polyphosphate and glycogen [J]. Water Research, 2002,36:3211–3218.

[44] Barak Y, Rijn J．Relationship between nitrite reduction and active phosphate uptake in the phosphate-accumulating denitrifier Pseudomonas sp.strain JR 12 [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2000,66(12):5236-5240.

Enhanced denitrifying phosphorus removal in novel multistage anoxic-oxic process.

LU Rei-peng, XU Wen-jiang, LI An-feng*, Dong Na

(State Environmental Protection Engineering (Beijing) Center for Industrial Wastewater Pollution Control, Beijing Municipal Research Institute of Eco-Environmental Protection, Beijing 100037, China)., 2022,42(4)：1706～1713

Based on the multistage anoxic-oxic (MAO) process and the theory of denitrifying phosphorus removal, a noval MAO process (DPR-MAO) with ability of denitrifying phosphorus removal was designed. In this study, the nitrogen and phosphorus removal performance and the microbial community characteristics of each reaction tank were investigated. During period of stable operation, the average COD, TN, NH4+-N and TP concentration in effluent were 7.07, 9.04, 0.34 and 0.49mg/L, respectively. Meanwhile, the average removal efficiecny of COD, TN, NH4+-N and TP were 98%, 87%, 99% and 93%, respectively. The effluent quality of DPR-MAO process could meet the first A level of the "Discharge standard of pollutants for municipal wastewater treatment plant” (GB 18918～2002). High-throughput sequencing results suggested that Proteobacteria, Bacteroidetes and Chloroflexiwere the dominant phyla in each reaction tank, accounting for 61.85%～75.58%、16.39%～22.60% and 1.52%～4.76% of the total phyla, respectively. Further analysis at the genus level found that,,andwere the dominant genus for denitrifying phosphorus removal. The DPR-MAO process realized the enrichment of denitrifying phosphorus accumulating organisms and the efficient removal of nitrogen and phosphorus from wastewater.

denitrifying phosphorus removal；multistage anoxic-oxic；nitrogen and phosphorus removal；microbial community；high throughput sequencing

X703.1

A

1000-6923(2022)04-1706-08

卢瑞朋(1995-),男,河南洛阳人,北京市生态环境保护科学研究院硕士研究生,主要从事水污染控制方向技术研发及应用.

2021-09-27

北京市生态环境保护科学研究院基金资助项目(Y2020-004)

*责任作者, 研究员, lianfeng@cee.cn