隨著社會和經濟的快速發展，水體中氮、磷營養元素的含量與日俱增，水體富營養化和黑臭等水環境問題也隨之凸顯。為應對水環境污染問題，不同國家和地區的城鎮污水營養鹽排放標準也日益嚴格。然而，常規污水生物處理工藝常常遇到出水氮、磷難以穩定達標的技術難題。除工藝設計、設備性能、運行條件等以外，污水的水質特性是影響生物脫氮除磷效果的關鍵因素之一。我國污水處理廠進水常缺乏足夠的碳源，難以滿足生物脫氮除磷的需求。雖然通過投加外部碳源可以提高處理工藝的生物脫氮除磷性能，但運行費用高昂且碳足跡會增加。

近年來提出的側流活性污泥水解(SSH)工藝通過設置側流厭氧反應器，將回流污泥引入側流反應器中進行水解發酵產生揮發性脂肪酸（VFAs)，再回流至主流工藝的缺氧/好氧段，從而有效緩解了主流進水碳源不足的問題，減少或消除了工藝對外加碳源的依賴。此外，由于聚磷菌主要在側流厭氧反應器中進行厭氧釋磷和底物利用，而反硝化所需碳源主要由進水供給，因此反硝化菌和聚磷菌競爭碳源的問題得到有效緩解，SSH工藝的脫氮效果顯著提高。在一項與常規厭氧/缺氧/好氧（A2/O)工藝的對比研究中發現，相同進水條件下具有SSH發酵設施的工藝有更多的硝酸鹽氮被反硝化去除。目前，關于SSH工藝的研究主要集中于考察其除磷性能及與除磷相關的微生物的分布、活性等，但少有文獻對SSH工藝脫氮性能及其相關功能微生物進行定性定量分析，而關于SSH工藝與常規污水處理工藝在脫氮性能方面的比較研究就更少。因此，本研究構建了SSH工藝和常規A2/O工藝實驗室小試反應器，在相同配水條件下，比較了不同進水負荷條件下兩組反應器的脫氮性能，并結合污泥脫氮活性和功能微生物的群落結構分析了SSH工藝的作用機理，以期為該工藝在城鎮污水處理中的工程應用提供理論依據和技術支持。

1、材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用反應池數量、大小完全相同的兩套反應器，由無色有機玻璃制成。兩套反應器均由預缺氧池(2L)、厭氧池(4L)、缺氧池(4L)、好氧池(4L，共4個)和二沉池(4L)組成，總有效容積為30L。兩套反應器分別采用A2/O工藝和SSH工藝，工藝流程見圖1。A2/O反應器的前端增加了預缺氧池，用于去除污泥回流液中的硝酸鹽氮。與A2/O反應器相比，SSH反應器將預缺氧池和厭氧池放置在側流上，進水直接進入缺氧池.70%的回流污泥進入主流缺氧池，30%依次進入預缺氧池和厭氧池水解發酵后再回流到主流。

1.2 實驗用水

模擬廢水以乙酸鈉/丙酸鈉、氯化銨、磷酸二氫鉀分別作為反應器進水的碳、氮、磷源。微量元素組分濃度(見文獻)在實驗過程中保持不變。

1.3 實驗運行

條件反應器中活性污泥為西安市某污水處理廠回流污泥，污泥混合液在兩套反應裝置里經過一段時間的穩定運行后達到正式運行條件。反應器運行溫度為（20±5）℃，pH為7.0～8.5，混合液懸浮固體（MLSS）質量濃度為3000mg/L，污泥停留時間（SRT）為10d，污泥回流比為50%，硝化液回流比為400%。實驗連續進行，分為3個階段，每個階段主要運行參數見表1。不同污泥負荷(以單位質量活性污泥每天承受的COD質量計，單位為kg/（kg·d))通過改變進水COD濃度和流量實現。

1.4 污泥脫氮活性序批實驗

為了考察反應器中活性污泥的脫氮活性，進行了硝化、反硝化活性序批實驗。在階段分別取兩組反應器好氧池末段活性污泥至1L小型序批反應器內，加入40mg/L氨氮作為電子供體.鼓入空氣進行180min的硝化反應;之后停止鼓入空氣并通入氮氣以達到缺氧條件，再加入82mg/L乙酸鈉進行90min的反硝化反應。實驗過程中在不同時間點取樣測定氨氮、硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮及COD濃度，并在反應初始及結束時取樣測定MLSS和混合液揮發性懸浮固體（MLVSS)濃度。根據實驗結果計算氨氧化速率（以每小時每克MLVSS氧化氨氮的質量計，單位為mg/(g·h)）、反硝化速率（以每小時每克MLVSS還原硝酸鹽氮的質量計，單位為mg/（g·h））和COD消耗速率（以每小時每克MLVSS消耗COD的質量計，單位為mg/(g·h)）。

1.5 微生物群落結構分析

分別取3個階段兩組反應器中的活性污泥樣品，經過DNA提取、聚合酶鏈式反應（PCR)擴增、擴增產物純化等步驟后，用qPCR儀（BioTekFLx800)和生物分析儀(AgilentBioanalyzer2100)完成質控分析。合格的樣品使用IlluminaMiSeq平臺進行高通量測序，并采用Mothur軟件（V1.31.2）和QIIME軟件（V1.8.0）對結果進行生物信息學分析。所有樣品測序序列已提交到國家微生物科學數據中心，DOI號為NMDC40010041至NMDC40010046。

1.6 分析方法

水樣COD采用《水質化學需氧量的測定鉻酸鹽法》（GB11914-89）測定；氨氮采用《水質銨的測定納氏試劑比色法》（GB7479—87）測定；硝酸鹽氮采用《水質硝酸鹽氮的測定紫外分光光度法》（HJ/T346-2007）測定；亞硝酸鹽氮采用《水質亞硝酸鹽氮的測定分光光度法》（GB7493—87）測定；總氮采用《水質總氮的測定堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》（GB11894—89）測定；污泥濃度(MLSS及MLVSS)采用重量法測定。

2、結果與討論

2.1 反應器性能

2.1.1 COD處理性能

不同階段的COD的去除效果見圖2。在階段I，A2/O和SSH反應器的COD去除效果基本一致，去除率在前7天有一定的波動，之后基本維持在80%～90%，出水COD質量濃度分別為（24±10）、（23±7）mg/L。在階段Ⅱ和階段Ⅲ，A2/O和SSH反應器的COD去除率均高于階段I，去除率整體上維持在90%左右，出水COD質量濃度分別為（31±17）、（23±12）mg/L。結果表明，在整個實驗階段的污泥負荷和進水條件下，兩種工藝均對進水中的易降解有機物有穩定而高效的處理能力，88%的出水符合《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918—2002）一級A標準。

2.1.2 脫氮性能

不同階段的氨氮和總氮去除效果見圖3。由圖3(a)可知，在階段I，兩組反應器的氨氮去除效果均不穩定，A2/O與SSH反應器的氨氮平均去除率分別為77%和71%。在階段Ⅱ，SSH反應器的氨氮去除性能有所提升，平均去除率達到92%。總體去除效果較為穩定，出水氨氮質量濃度為(3.7±2.7)mg/L，72%的出水達到GB18918-2002一級A標準。相比SSH反應器，A2/O反應器去除率較低且波動較大，出水氨氮質量濃度達到(9.4±9.6)mg/L。在階段初期，隨著進水流量和COD負荷的提高。A2/O與SSH反應器的氨氮去除率在70d分別下降到25%和45%。這可能是由于反應器好氧池內有機物的濃度升高，會對自養型硝化菌的生長增殖產生一定的抑制作用。另外，進水流量的提高還會增大對絮狀污泥的水力剪切沖刷作用，也可能會影響硝化菌的生存與氨氮處理效果。隨著實驗的進行，氨氮去除率逐漸回升并達到穩定狀態(95%~100%)，表明反應器的微生物適應了進水條件的改變。

由圖3(b)可知，在階段I，A2/O和SSH反應器的總氮去除效果基本一致且總體水平較低，平均去除率分別為36%和38%，這與進水污泥負荷過低(0.06~0.10kg/(kg·d))，微生物長期處于內源呼吸期有關。在階段Ⅱ，隨著進水負荷的提高，兩組反應器的總氮去除率均明顯升高。其中，SSH反應器的總氮去除率(80%左右)提高較多，且去除效果較為穩定，出水總氮質量濃度為(8.0±3.3)mg/L，80%以上的出水達到GB18918-2002一級A標準。相比SSH反應器，A2/O反應器出水總氮質量濃度為(15.8±6.8)mg/L，去除率在60%左右。同氨氮去除情況相似，兩組反應器的總氮去除率在階段Ⅲ進水流量提高后有所降低，這可能是由于進水負荷和水力條件的改變對微生物造成了影響。經過十幾天的適應后，兩組反應器的總氮處理能力均逐漸恢復到較為穩定的狀態，且SSH反應器的恢復速度明顯更快。

總體來看，SSH反應器比A2/O反應器具有更好的脫氮性能，A2/O反應器出水的波動較大。在A/O工藝中，反硝化菌需與聚磷菌競爭進水中的碳源，且大部分有機物在厭氧池被降解，進入缺氧池的碳源量少，不利于反硝化作用。在SSH工藝中，進水碳源直接進入缺氧池，使反硝化菌獲得了更多的可利用碳源。同時，SSH工藝側流厭氧池中活性污泥的水解發酵會產生更多的碳源，可以同時提供給聚磷菌和反硝化菌，在一定程度上緩解或消除了脫氮和除磷之間競爭碳源的矛盾，從而達到了強化脫氮的效果。因此，SSH工藝具有良好的脫氮性能。

2.2 污泥脫氮活性

兩組反應器活性污泥脫氮活性序批實驗結果見圖4。在好氧條件下，A2/O和SSH污泥的氨氧化速率分別為5.49、3.13mg/(g·h)，氨氮濃度大體呈下降趨勢，硝酸鹽氮濃度大體呈上升趨勢。而亞硝酸鹽氮變化趨勢有所不同，A2/O污泥序批實驗中亞硝酸鹽氮濃度基本維持穩定(0.17~0.79mg/L)，SSH污泥序批實驗中亞硝酸鹽氮濃度有升高趨勢。這表明A2/O污泥在氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的作用下先將氨氮轉化為亞硝酸鹽氮再全部轉化為硝酸鹽氮，而SSH污泥只將部分亞硝酸鹽氮轉化為硝酸鹽氮，造成了亞硝酸鹽氮的積累。在缺氧條件下，A2/O和SSH污泥的COD消耗速率分別為66.31、63.86mg/(g·h)，反硝化速率分別為8.86、5.78mg/(g·h)，這與王社平等研究分段進水缺氧/好氧脫氮工藝測得的速率接近。這說明兩組反應器的污泥在階段均有較好的反硝化活性，其處理性能的差異可能和反應器的工藝構型與脫氮功能微生物的組成不同有關。

2.3 脫氮功能微生物分析

通過高通量測序獲得了兩組反應器活性污泥在不同實驗階段的微生物群落結構，再利用MiDAS數據庫進一步篩選其中與脫氮有關的功能微生物信息進行比較分析。由圖5可知，在階段I，A2/O和SSH反應器中主要的脫氮功能微生物為反硝化菌脫氯單胞菌屬(相對豐度分別為2.8%和5.4%）、陶厄氏菌屬(相對豐度分別為0.8%和1.1%）和硝化菌硝化螺菌屬（相對豐度分別為0.8%和2.3%）。除此之外，SSH反應器中還存在一定豐度的反硝化菌脫氮單胞菌屬(0.7%）、嗜鹽囊菌（0.9%）和Sulfuritalea（0.9%）。在低負荷條件下，僅有能夠適應碳源競爭環境的微生物能夠占據生態位，而SSH反應器的工藝條件有利于緩解碳源缺乏問題，因此促進了更多種類脫氮微生物的生長。在階段Ⅱ、Ⅲ，隨著進水負荷和水力條件的改變，兩組反應器中脫氮微生物的群落結構發生明顯變化。A2/O反應器中脫氮微生物的相對豐度顯著降低，而階段ⅢSSH反應器中絲硫菌屬和固氮螺菌屬的相對豐度升高至23.2%和4.7%，成為優勢菌屬。絲硫菌屬可以在缺氧條件下利用硫化物提供能量還原硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮，而固氮螺菌屬是一種具有反硝化、厭氧發酵和固氮能力的多功能菌屬。兩種反硝化菌相對豐度的升高可能是SSH反應器具備良好脫氮性能的重要原因之一。在碳源較為充足的條件下，各類異養微生物(包括反硝化菌、聚磷菌和普通異養菌等)的生長均得到促進，更加適應新環境的脫氮微生物易形成競爭優勢，這可能是導致原有群落發生變化的原因。

與A2/O反應器相比，SSH反應器活性污泥中脫氮微生物的種類更多，某些微生物(如紅育菌屬)僅在SSH反應器中被發現或占據優勢，且各脫氮微生物的相對豐度均高于A2/O反應器。這表明，在相同進水情況下，活性污泥經過SSH工藝特定條件的篩選與馴化形成了獨特而豐富的脫氮微生物群落。一般來說，廢水生物脫氮主要依賴于AOB、NOB及反硝化菌等多種功能微生物的共同作用。因此，有更高豐富度和多樣性的SSH反應器微生物群落具有更好的功能冗余性與互補性，可促進反應器脫氮效果和耐沖擊負荷能力的提高，這與前述反應器脫氮性能的結果一致。

3、結論

(1)提高進水污泥負荷可促進兩個反應器的脫氮性能提升，水力條件的改變會造成出水氨氮和總氮濃度的波動。在相同進水條件下，SSH反應器具有更好的脫氮性能，72%的出水可穩定達到GB18918-2002一級A標準。

(2)SSH反應器中脫氮功能微生物的多樣性和相對豐度均高于A2/O反應器，是反應器脫氮性能較好且穩定的原因之一。SSH反應器的脫氮功能微生物群落特征可能和其特殊的工藝構型有關。（來源：中圣環境科技發展有限公司，西安理工大學水利水電學院，陜西省水資源與環境重點實驗室）