随着社会和经济的快速发展，水体中氮、磷营养元素的含量与日俱增，水体富营养化和黑臭等水环境问题也随之凸显。为应对水环境污染问题，不同国家和地区的城镇污水营养盐排放标准也日益严格。然而，常规污水生物处理工艺常常遇到出水氮、磷难以稳定达标的技术难题。除工艺设计、设备性能、运行条件等以外，污水的水质特性是影响生物脱氮除磷效果的关键因素之一。我国污水处理厂进水常缺乏足够的碳源，难以满足生物脱氮除磷的需求。虽然通过投加外部碳源可以提高处理工艺的生物脱氮除磷性能，但运行费用高昂且碳足迹会增加。
近年来提出的侧流活性污泥水解(SSH)工艺通过设置侧流厌氧反应器，将回流污泥引入侧流反应器中进行水解发酵产生挥发性脂肪酸（VFAs)，再回流至主流工艺的缺氧/好氧段，从而有效缓解了主流进水碳源不足的问题，减少或消除了工艺对外加碳源的依赖。此外，由于聚磷菌主要在侧流厌氧反应器中进行厌氧释磷和底物利用，而反硝化所需碳源主要由进水供给，因此反硝化菌和聚磷菌竞争碳源的问题得到有效缓解，SSH工艺的脱氮效果显著提高。在一项与常规厌氧/缺氧/好氧（A2/O)工艺的对比研究中发现，相同进水条件下具有SSH发酵设施的工艺有更多的硝酸盐氮被反硝化去除。目前，关于SSH工艺的研究主要集中于考察其除磷性能及与除磷相关的微生物的分布、活性等，但少有文献对SSH工艺脱氮性能及其相关功能微生物进行定性定量分析，而关于SSH工艺与常规污水处理工艺在脱氮性能方面的比较研究就更少。因此，本研究构建了SSH工艺和常规A2/O工艺实验室小试反应器，在相同配水条件下，比较了不同进水负荷条件下两组反应器的脱氮性能，并结合污泥脱氮活性和功能微生物的群落结构分析了SSH工艺的作用机理，以期为该工艺在城镇污水处理中的工程应用提供理论依据和技术支持。
一、材料与方法：
① 实验装置：实验采用反应池数量、大小完全相同的两套反应器，由无色有机玻璃制成。两套反应器均由预缺氧池(2L)、厌氧池(4L)、缺氧池(4L)、好氧池(4L，共4个)和二沉池(4L)组成，总有效容积为30L。两套反应器分别采用A2/O工艺和SSH工艺，工艺流程见图1。A2/O反应器的前端增加了预缺氧池，用于去除污泥回流液中的硝酸盐氮。与A2/O反应器相比，SSH反应器将预缺氧池和厌氧池放置在侧流上，进水直接进入缺氧池.70%的回流污泥进入主流缺氧池，30%依次进入预缺氧池和厌氧池水解发酵后再回流到主流。
② 实验用水：模拟废水以乙酸钠/丙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾分别作为反应器进水的碳、氮、磷源。微量元素组分浓度(见文献)在实验过程中保持不变。
③ 实验运行：条件反应器中活性污泥为西安市某污水处理厂回流污泥，污泥混合液在两套反应装置里经过一段时间的稳定运行后达到正式运行条件。反应器运行温度为（20±5）℃，pH为7.0～8.5，混合液悬浮固体（MLSS）质量浓度为3000mg/L，污泥停留时间（SRT）为10d，污泥回流比为50%，硝化液回流比为400%。实验连续进行，分为3个阶段，每个阶段主要运行参数见表1。不同污泥负荷(以单位质量活性污泥每天承受的COD质量计，单位为kg/（kg·d))通过改变进水COD浓度和流量实现。
④ 污泥脱氮活性序批实验：为了考察反应器中活性污泥的脱氮活性，进行了硝化、反硝化活性序批实验。在阶段分别取两组反应器好氧池末段活性污泥至1L小型序批反应器内，加入40mg/L氨氮作为电子供体.鼓入空气进行180min的硝化反应;之后停止鼓入空气并通入氮气以达到缺氧条件，再加入82mg/L乙酸钠进行90min的反硝化反应。实验过程中在不同时间点取样测定氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮及COD浓度，并在反应初始及结束时取样测定MLSS和混合液挥发性悬浮固体（MLVSS)浓度。根据实验结果计算氨氧化速率（以每小时每克MLVSS氧化氨氮的质量计，单位为mg/(g·h)）、反硝化速率（以每小时每克MLVSS还原硝酸盐氮的质量计，单位为mg/（g·h））和COD消耗速率（以每小时每克MLVSS消耗COD的质量计，单位为mg/(g·h)）。
⑤ 微生物群落结构分析：分别取3个阶段两组反应器中的活性污泥样品，经过DNA提取、聚合酶链式反应（PCR)扩增、扩增产物纯化等步骤后，用qPCR仪（BioTekFLx800)和生物分析仪(AgilentBioanalyzer2100)完成质控分析。合格的样品使用IlluminaMiSeq平台进行高通量测序，并采用Mothur软件（V1.31.2）和QIIME软件（V1.8.0）对结果进行生物信息学分析。所有样品测序序列已提交到国家微生物科学数据中心，DOI号为NMDC40010041至NMDC40010046。
⑥ 分析方法：水样COD采用《水质化学需氧量的测定铬酸盐法》（GB11914-89）测定；氨氮采用《水质铵的测定纳氏试剂比色法》（GB7479—87）测定；硝酸盐氮采用《水质硝酸盐氮的测定紫外分光光度法》（HJ/T346-2007）测定；亚硝酸盐氮采用《水质亚硝酸盐氮的测定分光光度法》（GB7493—87）测定；总氮采用《水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》（GB11894—89）测定；污泥浓度(MLSS及MLVSS)采用重量法测定。
二、结果与讨论：
① COD处理性能：不同阶段的COD的去除效果见图2。在阶段I，A2/O和SSH反应器的COD去除效果基本一致，去除率在前7天有一定的波动，之后基本维持在80%～90%，出水COD质量浓度分别为（24±10）、（23±7）mg/L。在阶段Ⅱ和阶段Ⅲ，A2/O和SSH反应器的COD去除率均高于阶段I，去除率整体上维持在90%左右，出水COD质量浓度分别为（31±17）、（23±12）mg/L。结果表明，在整个实验阶段的污泥负荷和进水条件下，两种工艺均对进水中的易降解有机物有稳定而高效的处理能力，88%的出水符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002）一级A标准。
② 脱氮性能：不同阶段的氨氮和总氮去除效果见图3。由图3(a)可知，在阶段I，两组反应器的氨氮去除效果均不稳定，A2/O与SSH反应器的氨氮平均去除率分别为77%和71%。在阶段Ⅱ，SSH反应器的氨氮去除性能有所提升，平均去除率达到92%。总体去除效果较为稳定，出水氨氮质量浓度为(3.7±2.7)mg/L，72%的出水达到GB18918-2002一级A标准。相比SSH反应器，A2/O反应器去除率较低且波动较大，出水氨氮质量浓度达到(9.4±9.6)mg/L。在阶段初期，随着进水流量和COD负荷的提高。A2/O与SSH反应器的氨氮去除率在70d分别下降到25%和45%。这可能是由于反应器好氧池内有机物的浓度升高，会对自养型硝化菌的生长增殖产生一定的抑制作用。另外，进水流量的提高还会增大对絮状污泥的水力剪切冲刷作用，也可能会影响硝化菌的生存与氨氮处理效果。随着实验的进行，氨氮去除率逐渐回升并达到稳定状态(95%~100%)，表明反应器的微生物适应了进水条件的改变。
在阶段I，A2/O和SSH反应器的总氮去除效果基本一致且总体水平较低，平均去除率分别为36%和38%，这与进水污泥负荷过低(0.06~0.10kg/(kg·d))，微生物长期处于内源呼吸期有关。在阶段Ⅱ，随着进水负荷的提高，两组反应器的总氮去除率均明显升高。其中，SSH反应器的总氮去除率(80%左右)提高较多，且去除效果较为稳定，出水总氮质量浓度为(8.0±3.3)mg/L，80%以上的出水达到GB18918-2002一级A标准。相比SSH反应器，A2/O反应器出水总氮质量浓度为(15.8±6.8)mg/L，去除率在60%左右。同氨氮去除情况相似，两组反应器的总氮去除率在阶段Ⅲ进水流量提高后有所降低，这可能是由于进水负荷和水力条件的改变对微生物造成了影响。经过十几天的适应后，两组反应器的总氮处理能力均逐渐恢复到较为稳定的状态，且SSH反应器的恢复速度明显更快。
总体来看，SSH反应器比A2/O反应器具有更好的脱氮性能，A2/O反应器出水的波动较大。在A/O工艺中，反硝化菌需与聚磷菌竞争进水中的碳源，且大部分有机物在厌氧池被降解，进入缺氧池的碳源量少，不利于反硝化作用。在SSH工艺中，进水碳源直接进入缺氧池，使反硝化菌获得了更多的可利用碳源。同时，SSH工艺侧流厌氧池中活性污泥的水解发酵会产生更多的碳源，可以同时提供给聚磷菌和反硝化菌，在一定程度上缓解或消除了脱氮和除磷之间竞争碳源的矛盾，从而达到了强化脱氮的效果。因此，SSH工艺具有良好的脱氮性能。
③ 污泥脱氮活性：两组反应器活性污泥脱氮活性序批实验结果见图4。在好氧条件下，A2/O和SSH污泥的氨氧化速率分别为5.49、3.13mg/(g·h)，氨氮浓度大体呈下降趋势，硝酸盐氮浓度大体呈上升趋势。而亚硝酸盐氮变化趋势有所不同，A2/O污泥序批实验中亚硝酸盐氮浓度基本维持稳定(0.17~0.79mg/L)，SSH污泥序批实验中亚硝酸盐氮浓度有升高趋势。这表明A2/O污泥在氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)的作用下先将氨氮转化为亚硝酸盐氮再全部转化为硝酸盐氮，而SSH污泥只将部分亚硝酸盐氮转化为硝酸盐氮，造成了亚硝酸盐氮的积累。在缺氧条件下，A2/O和SSH污泥的COD消耗速率分别为66.31、63.86mg/(g·h)，反硝化速率分别为8.86、5.78mg/(g·h)，这与王社平等研究分段进水缺氧/好氧脱氮工艺测得的速率接近。这说明两组反应器的污泥在阶段均有较好的反硝化活性，其处理性能的差异可能和反应器的工艺构型与脱氮功能微生物的组成不同有关。
④ 脱氮功能微生物分析：通过高通量测序获得了两组反应器活性污泥在不同实验阶段的微生物群落结构，再利用MiDAS数据库进一步筛选其中与脱氮有关的功能微生物信息进行比较分析。由图5可知，在阶段I，A2/O和SSH反应器中主要的脱氮功能微生物为反硝化菌脱氯单胞菌属(相对丰度分别为2.8%和5.4%）、陶厄氏菌属(相对丰度分别为0.8%和1.1%）和硝化菌硝化螺菌属（相对丰度分别为0.8%和2.3%）。除此之外，SSH反应器中还存在一定丰度的反硝化菌脱氮单胞菌属(0.7%）、嗜盐囊菌（0.9%）和Sulfuritalea（0.9%）。在低负荷条件下，仅有能够适应碳源竞争环境的微生物能够占据生态位，而SSH反应器的工艺条件有利于缓解碳源缺乏问题，因此促进了更多种类脱氮微生物的生长。在阶段Ⅱ、Ⅲ，随着进水负荷和水力条件的改变，两组反应器中脱氮微生物的群落结构发生明显变化。A2/O反应器中脱氮微生物的相对丰度显著降低，而阶段ⅢSSH反应器中丝硫菌属和固氮螺菌属的相对丰度升高至23.2%和4.7%，成为优势菌属。丝硫菌属可以在缺氧条件下利用硫化物提供能量还原硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，而固氮螺菌属是一种具有反硝化、厌氧发酵和固氮能力的多功能菌属。两种反硝化菌相对丰度的升高可能是SSH反应器具备良好脱氮性能的重要原因之一。在碳源较为充足的条件下，各类异养微生物(包括反硝化菌、聚磷菌和普通异养菌等)的生长均得到促进，更加适应新环境的脱氮微生物易形成竞争优势，这可能是导致原有群落发生变化的原因。
与A2/O反应器相比，SSH反应器活性污泥中脱氮微生物的种类更多，某些微生物(如红育菌属)仅在SSH反应器中被发现或占据优势，且各脱氮微生物的相对丰度均高于A2/O反应器。这表明，在相同进水情况下，活性污泥经过SSH工艺特定条件的筛选与驯化形成了独特而丰富的脱氮微生物群落。一般来说，废水生物脱氮主要依赖于AOB、NOB及反硝化菌等多种功能微生物的共同作用。因此，有更高丰富度和多样性的SSH反应器微生物群落具有更好的功能冗余性与互补性，可促进反应器脱氮效果和耐冲击负荷能力的提高，这与前述反应器脱氮性能的结果一致。
三、结论：
① 提高进水污泥负荷可促进两个反应器的脱氮性能提升，水力条件的改变会造成出水氨氮和总氮浓度的波动。在相同进水条件下，SSH反应器具有更好的脱氮性能，72%的出水可稳定达到GB18918-2002一级A标准。② SSH反应器中脱氮功能微生物的多样性和相对丰度均高于A2/O反应器，是反应器脱氮性能较好且稳定的原因之一。SSH反应器的脱氮功能微生物群落特征可能和其特殊的工艺构型有关。
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