由于国内污水处理排放标准日益严格，污水处理厂普遍面临氮磷达标的难题。目前，国内大部分采用的A²/O工艺及以其为基础的前置反硝化工艺自身脱氮效果受硝化液回流比限制，难以实现深度脱氮^[1-3]。此外，我国的污水普遍存在碳源不足的特点，而脱氮除磷又存在碳源竞争，导致了氮磷不易达标^[4-5]。目前，对于低C/N水质的污水，常采用投加碳源、增设反硝化滤池、分段进水A²/O工艺等^[6-8]来提高脱氮效率；除磷方面，则通过投加大量化学除磷药剂来满足日趋严格的出水标准。但这些方法大都存在处理流程长、运行成本高、控制复杂等问题。因此，研发经济高效的脱氮除磷新工艺成为一大热点。

后置反硝化AOA (厌氧\好氧\缺氧) 工艺因可利用内碳源来反硝化，且工艺简单无需硝化液回流，而被广泛研究。WINKLER等^[9]和许德超等^[10]研究了后置缺氧序批式反应器 (SBR) 工艺，VOCKS等^[11]研究了连续流后置缺氧膜生物反应器 (MBR) 工艺，ZHAO等^[12]研究了连续流AOA工艺，均取得了良好的脱氮除磷效果。这些研究表明，原水中有机物在厌氧段和好氧段被微生物消耗储存，在缺氧段则利用胞内糖原或PHA 来反硝化脱氮。但相比外碳源反硝化，后置缺氧区的内源反硝化速率较低，所需缺氧区停留时间往往较长^[12-13]。ZHANG等^[14]和GAO等^[15]报道了一种污泥双回流-AOA (SDR-AOA) 新工艺，该工艺通过设置二沉池到缺氧池的第二污泥回流，提高缺氧区污泥质量浓度，强化脱氮效果，在小试规模的实验中，该工艺处理低C/N污水，无需外加碳源，TN去除率可达90%以上。但是目前尚缺乏对该工艺中试以上放大规模的实验报道，且除磷效果如何也缺乏研究报道。本研究建立了处理规模100 m³·d⁻¹的SDR-AOA中试系统，在大规模中试条件下对工艺的脱氮除磷性能重点考察，并对无第二污泥回流的AOA工艺和SDR-AOA工艺处理效果进行对比，分析SDR-AOA工艺设置第二污泥回流的优势，以期为该新工艺的推广应用提供参考。

1.   材料与方法

1.1   实验水质及接种污泥

本实验处理的污水来自海口某污水处理厂曝气沉砂池出水，具体水质特征见表1。污水平均COD/TN为6.34，据研究报道，COD/TN>8时，脱氮效果较好^[16]，显然实验水质并不满足。污泥接种自该污水处理厂生化池。

表 1  进水水质特征

Table 1.  Characteristics of influent quality mg·L⁻¹

检测项目	范围	平均值
COD	143~216	164.5
NH4+-N	20.01~28.68	24.53
TN	20.38~30.4	26.18
TP	2.14~4.52	3.05

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1.2   中试装置及运行条件

SDR-AOA工艺中试系统如图1所示。中试装置由碳钢防腐的AOA生化池和二沉池2个主体反应器组成。AOA生化池为长方形反应池，总有效体积为45 m³，反应器分7个格室，依次划分为厌氧区、好氧区、缺氧区，其中厌氧区体积11.25 m³，好氧区体积11.25 m³，缺氧区体积22.5 m³。厌氧区第一格室填充有悬浮填料，填充比约12%，缺氧区第一、二格室填充悬浮填料，填充比约12%。二沉池为竖流式，澄清区体积为27 m³。其工艺流程为：潜污泵将污水处理厂曝气沉砂池出水抽到本中试系统，依次流经生化池的厌氧段、好氧段、缺氧段，生化池出水进入二沉池，泥水分离后，上清液排出，沉淀污泥分两路回流到AOA生化池，一路回流到厌氧池前端 (第一污泥回流) ，一路回流到缺氧池前端 (第二污泥回流) 。污水进水量和回流污泥量通过电磁调节阀控制。好氧段通过回转式风机曝气，变频控制。本研究实验阶段反应器填料已挂膜2个月，挂膜稳定，中试运行条件见表2。

图 1  SDR-AOA工艺中试系统

Figure 1.  Pilot system of SDR-AOA process

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表 2  中试运行条件

Table 2.  Operational conditions of the pilot scale test

参数	phase1	phase2
时间/d	1~13	14~30
第一污泥回流比R1/%	100	100
第二污泥回流比R2/%	0	100
进水量Q/(m3·d−1)	100	100
HRT/h	10.8	10.8
好氧池末端DO/(mg·L−1)	2	2
好氧区MLSS/(mg·L−1)	4 707±768	4 787±446
温度/ ℃	26~30	26~30

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1.3   内源反硝化批次实验方法

取SDR-AOA中试系统好氧末端污泥，用去离子水清洗3次，确保泥水混合液中没有溶解态的有机物、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N和NO₂⁻-N。然后分别取300、500、700、900 mL混合液分别加入4个有效容积为1 L的锥形瓶中，用去离子水定容至1 L后，在DO小于0.1 mg·L⁻¹条件下，加入KNO₃，使混合液初始NO₃⁻-N质量浓度约为20 mg·L⁻¹。在室温25 ℃的条件下，采用封口膜隔绝外部空气，磁力搅拌器进行搅拌，并定时取样测定NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度。

1.4   分析项目与方法

COD采用美国哈希 (HACH) 快速测定仪法。TN、NH₄⁺-N、NO₃⁻-N、NO₂⁻-N、TP、MLSS根据国标法检测：TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法；NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法；NO₃⁻-N采用紫外分光光度法；NO₂⁻-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；TP采用钼酸铵分光光度法；MLSS、MLVSS采用重量法。DO、温度采用美国哈希在线监测仪监测。微生物多样性检测委托上海美吉生物医药科技有限公司进行高通量测序。

1.5   相关指标计算方法

式中： ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{i}\mathrm{n}\mathrm{t}\mathrm{r}\mathrm{a}}$ 为内碳源转化率，%； ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{i}}$ 、 ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{e}}$ 和 ${{\rm{COD}}}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}$ 分别为进水、回流污泥和厌氧末COD，mg·L⁻¹；2.86和1.71为去除每mg NO₃⁻-N和NO₂⁻-N消耗COD量； ${{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{i}}^{-}$ 和 ${{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{i}}^{-}$ 为进水NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度，mg·L⁻¹； ${{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{e}}^{-}$ 和 ${{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{e}}^{-}$ 为回流污泥中NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度，mg·L⁻¹； ${{\rm{NO}}}_{3,\mathrm{a}\mathrm{n}}^{-}$ 和 ${{\rm{NO}}}_{2,\mathrm{a}\mathrm{n}}^{-}$ 为厌氧末NO₃⁻-N和NO₂⁻-N质量浓度，mg·L⁻¹； ${R}_{1}$ 为回流到厌氧区的第一污泥回流比。

为量化SDR-AOA工艺各单元氮和磷的变化情况，应用物料平衡分析方法，对各单元氮磷的去除情况进行计算，计算公式如下。

式中： $\Delta {M}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}$ 、 $\Delta {M}_{\mathrm{o}}$ 、 $\Delta {M}_{\mathrm{d}}$ 和 $\Delta {M}_{\mathrm{s}}$ 为厌氧段、好氧段、缺氧段和二沉池物料变化，g·d⁻¹; ${S}_{\mathrm{i}}$ 、 ${S}_{\mathrm{e}}$ 、 ${S}_{\mathrm{a}\mathrm{n}}$ 、 ${S}_{\mathrm{o}}$ 和 ${S}_{\mathrm{d}}$ 为进水、出水、厌氧末、好氧末、缺氧末氮磷质量浓度，mg·L⁻¹；Q为进水流量，m³·d⁻¹；R₁为回流到厌氧区的第一污泥回流比；R₂为回流到缺氧区的第二污泥回流比。

2.   结果与讨论

2.1   系统对污染物的去除效果

1) 对COD的去除效果。中试实验阶段对COD的去除效果见图2。由图可知，phase2增设第二污泥回流后，COD去除率较phase1有所提升。phase1进水COD平均为177.28 mg·L⁻¹，出水COD平均为33 mg·L⁻¹，平均去除率81.4%；phase2进水COD平均为156.36 mg·L⁻¹，出水COD平均为17.54 mg·L⁻¹，平均去除率88.8%。

图 2  对COD的去除效果

Figure 2.  Removal effect of COD

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2) 对NH₄⁺-N和TN的去除效果。中试实验阶段对NH₄⁺-N和TN去除效果见图3。由图3可见，无第二污泥回流时 (phase1) 出水NH₄⁺-N质量浓度高于设置第二污泥回流时 (phase2)；phase1出水NH₄⁺-N质量浓度平均值为1.58 mg·L⁻¹，平均去除率为94.0%；phase2出水NH₄⁺-N质量浓度平均值为0.86 mg·L⁻¹，平均去除率为96.3%。phase1出水TN质量浓度平均值为5.14 mg·L⁻¹，TN平均去除率为82.3%，最低值至78.0%；phase2设置第二污泥回流后，TN去除率上升且保持平稳，TN平均去除率达85.8%，出水TN稳定小于5 mg·L⁻¹，平均值仅为3.45 mg·L⁻¹。可见，SDR-AOA工艺较AOA工艺强化了脱氮效果。

图 3  对NH₄⁺-N和TN的去除效果

Figure 3.  Removal effect of NH₄⁺-N and TN

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3) 对TP的去除效果。中试实验阶段对TP的去除效果见图4，由图可见，增加了第二污泥回流后 (phase2)，TP去除率逐渐提升。无第二污泥回流时 (phase1)，平均出水TP质量浓度0.72 mg·L⁻¹，TP平均去除率只有78.4%；而phase2出水TP质量浓度平均降低至0.17 mg·L⁻¹，可稳定满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 一级A标准，TP平均去除率高达94.1%。这说明SDR-AOA工艺除磷方面也有良好的效果。

图 4  对TP的去除效果

Figure 4.  Removal effect of TP

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2.2   系统脱氮除磷过程分析

实验分析了phase1和phase2有代表性的2天 (第8 d和第28 d) 的COD、N和P质量浓度的沿程变化，见图5。

图 5  phase1和phase2 COD、N和P质量浓度的沿程变化

Figure 5.  Variations of COD、N and P concentrations along the process in phase1 and phase2

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1) 系统脱氮过程分析。由图5可知，phase1和phase2，AOA工艺在厌氧初因回流污泥稀释作用，TN下降到进水的1/2左右，且在厌氧区主要以氨氮形式存在，说明回流污泥中的硝酸盐氮在厌氧初迅速被反硝化去除；在好氧段，氨氮逐渐被氧化成硝酸盐，好氧末几乎全部转化成硝酸盐氮，亚硝酸盐氮含量较低，可见在本系统中主要以全程硝化反应为主。这点不同于ZHANG等^[14]和GAO等^[15]对SDR-AOA工艺的小试研究结果，其在好氧段实现了稳定的短程硝化反应。这主要是因为短程硝化影响因素较多且不易控制，在大规模工程应用中难以稳定实现^[17]。实验系统在缺氧段，因硝态氮被反硝化，TN有明显去除，但phase1和phase2 硝态氮的去除效果有明显不同。phase1，NO₃⁻-N质量浓度由好氧末11.7 mg·L⁻¹到缺氧末下降到3.3 mg·L⁻¹ (图5(a)) ；phase2，NO₃⁻-N质量浓度由好氧末11.3 mg·L⁻¹到缺氧末下降到1.4 mg·L⁻¹ (图5(b)) 。可见，设置第二污泥回流后系统在缺氧段的反硝化效果显著提升，这主要是与缺氧区污泥浓度增大有关。值得注意的是，phase1在缺氧末的亚硝酸盐积累质量浓度较phase2要高，主要是因为phase1碳源的缺乏造成缺氧末短程内源反硝化比例增大。由图5中COD的沿程变化可见，COD的去除主要发生在厌氧区和好氧区，且以厌氧区去除为主；经计算，phase1和phase2好氧末到出水COD分别去除0.4 kg∙d⁻¹和1.6 kg∙d⁻¹，而phase1和phase2从好氧末到出水用于反硝化的COD理论需求量分别为4.1 kg∙d⁻¹和5.5 kg∙d⁻¹，可见外源COD的减少远远不足以提供反硝化COD需求量，说明反硝化利用的碳源主要来自于污泥内碳源。

另外，phase1和phase2在TN变化趋势上不同的一点是，phase1在二沉池TN有小幅地回升，由图5(a)可知主要是因为NH₄⁺-N质量浓度的回升所致。phase1，NH₄⁺-N质量浓度由缺氧初0 mg·L⁻¹到缺氧末提升到0.5 mg·L⁻¹，到二沉池出水提升到1.52 mg·L⁻¹；而在phase2，NH₄⁺-N质量浓度在缺氧段和二沉池保持平稳。可能的原因为在取消第二污泥回流时，缺氧区污泥浓度低，可利用的内碳源少，污泥处在饥饿状态，且污泥在缺氧池和二沉池的缺氧环境停留时间较长，加之中试所在地海口水温较高，容易发生污泥自身水解，释出NH₄⁺-N^[18-19]。而设置第二污泥回流后，加速了污泥的循环，可避免污泥因长期处于底物匮乏的厌氧状态而发生水解，保证了NH₄⁺-N和TN良好的出水效果。

根据物料平衡计算公式，可计算出厌氧段、缺氧段、好氧段、二沉池去除TN量，进一步可计算出各阶段TN去除量占进水TN的比例，因好氧段和二沉池对TN去除影响较小，故将两者合并，结果见图6。从各单元对TN去除的贡献率可见，缺氧段对TN去除贡献率最大，厌氧段其次。phase2缺氧段去除TN贡献率较phase1大幅提升，缺氧段TN去除量占进水TN的比例由44.7% (phase1) 提升到73.9% (phase2)，提高了65.18%。可见，SDR-AOA工艺强化缺氧内源反硝化效果显著，这也是TN去除率提升的主要原因。

图 6  phase1和phase2 TN在各反应段去除分布

Figure 6.  Distribution of TN loss in different zones in phase1 and phase2

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2) 缺氧区脱氮负荷、比反硝化速率和内碳源转化率。缺氧区NO_X-N去除容积负荷 (以下简称脱氮负荷) 可直接反映缺氧区脱氮效果，脱氮负荷与比内源反硝化速率直接相关，而内碳源转化率是比反硝化速率的重要因素之一 ^[15]。因此，对phase1和phase2缺氧区脱氮负荷、比反硝化速率和内碳源转化率进行测算，结果见表3。由表3可知，phase2设置第二污泥回流后比反硝化速率有所上升，是phase1的1.07倍；而另一方面，设置第二污泥回流后缺氧区的污泥浓度提高，MLSS均值是phase1的1.17倍，则phase2缺氧区反硝化菌群的数量较phase1更多；比反硝化速率和反硝化菌群数量的提高使得系统的脱氮负荷升高。由表3可知，phase2的脱氮负荷明显高于phase1，phase1缺氧区的脱氮负荷平均值为0.070 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，phase2的脱氮负荷平均值提升至0.086 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，较phase1提升了22.8%。GAO等^[15]的研究结果表明，以NO₂⁻-N为电子受体的脱氮负荷是以NO₃⁻-N为电子受体时的2.2倍，其实验过程短程硝化亚硝盐氮积累率94%左右时，脱氮负荷达0.17 kgN/(m⁻³·d⁻¹)。约是本研究中脱氮负荷的2倍，而本研究则主要是以NO₃⁻-N为电子受体，与其研究结果相符。

表 3  phase1和phase2缺氧段脱氮负荷、比反硝化速率、内碳源转化率和MLSS

Table 3.  Nitrogen removal load, specific denitrification rate, intracellular carbon storage efficiency and MLSS

参数	phase1 (均值)	phase2 (均值)
脱氮负荷/kgN·(m−3·d−1)	0.070±0.006	0.086±0.010
比反硝化速率/kgN·(kg−1VSS·d−1)	0.030±0.002	0.032±0.005
CODintra/%	90%±2%	94%±3%
MLSS/mg·L−1	4707±798	5516±732

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为进一步探究污泥浓度对内源反硝化的影响，开展了批次实验，结果见图7。在起始硝酸盐质量浓度相同时，随着MLSS的升高，比反硝化速率也逐渐升高，当MLSS由3634升高到10521 mg·L⁻¹时，比反硝化速率由0.0167 kgN·(kg⁻¹VSS·d⁻¹)升高到0.0204 kgN·(kg⁻¹VSS·d⁻¹)，即提升至1.22倍，这与王少坡等的研究结果相似^[20]。而系统的脱氮负荷计算是比反硝化速率与MLVSS的乘积，因此，当MLSS由3634 mg·L⁻¹升高到10521mg·L⁻¹时，脱氮负荷提升至3.67倍。经线性拟合，脱氮负荷与污泥浓度呈正相关 (R²=0.9881)。根据ZHANG等^[14]的研究结果，SDR-AOA系统二沉池污泥有高含量的PHA和Gly。因此，二沉池回流到缺氧池的污泥既增加了缺氧池反硝化菌数量，也补充了更多的内碳源，两者共同作用，使脱氮负荷提升。

图 7  MLSS对脱氮负荷和比反硝化速率的影响

Figure 7.  Effect of MLSS on Nitrogen removal load and specific denitrification rate

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另外，缺氧区内碳源的另一主要来源为厌氧区内碳源的储存量，内碳源转化率体现了微生物在厌氧区内碳源储存量的多少。由表3可见，内碳源转化率在phase2高于phase1，平均值由90%提升到94%。内碳源转化率与厌氧区COD的总利用量和用于反硝化的COD相关。在进水稳定、厌氧区停留时间和污泥浓度稳定的情况下，厌氧区COD的总利用量相对稳定，则用于反硝化的COD决定了内碳源转化率。phase2设置第二污泥回流后，脱氮负荷提升，出水硝态氮质量浓度降低，在厌氧区因还原污泥回流液携带的硝态氮而被利用的外碳源也随之减少，进而促进了有机物转化为内碳源。由图5可知，phase1出水NO₃⁻-N质量浓度3.8 mg·L⁻¹，NO₂⁻-N质量浓度1.2 mg·L⁻¹，而phase2出水硝态氮质量浓度降低，NO₃⁻-N质量浓度仅为1.38 mg·L⁻¹，NO₂⁻-N质量浓度0.7 mg·L⁻¹，会使得phase2在厌氧区因反硝化消耗的COD减少。虽然phase2进水的NO₃⁻-N质量浓度较phase1低1.67 mg·L⁻¹，因进水差异在厌氧区会较phase1少消耗一部分COD，但显然phase2由于出水硝态氮质量浓度降低而引起的COD消耗减少作用更大。可见，设置第二污泥回流促进了内碳源转化率提升。而内碳源转化率的提升会进一步提升缺氧段的脱氮负荷。内碳源转化率和内源脱氮负荷两者相互促进，系统形成良性循环。

3) 系统除磷过程分析。由图5可知，phase1和phase2的除磷过程主要发生在好氧段。由图5(a)可知，phase1进水TP质量浓度3.10 mg·L⁻¹，厌氧段释磷后TP质量浓度升至3.45 mg·L⁻¹，好氧段吸磷后TP质量浓度下降至0.43 mg·L⁻¹，在缺氧末端和二沉池TP质量浓度却有小幅回升，升至0.9 mg·L⁻¹。由图5(b)可知，phase2进水TP质量浓度3.48 mg·L⁻¹，厌氧段释磷后TP质量浓度升至4.20 mg·L⁻¹，好氧段吸磷后TP质量浓度下降至0.52 mg·L⁻¹，在缺氧段TP质量浓度继续下降至0.10 mg·L⁻¹。phase2在缺氧段发生了吸磷现象，说明系统中反硝化聚磷菌 (DPAOs) 发挥了作用^[21]。研究表明，富磷污泥的释磷机制主要有2种：一种是聚磷菌利用体内聚磷释放时的能量吸收有机物合成PHA的生物释磷机制；另一种是污泥水解或细菌解体释磷机制。通常这两种情况都存在^[22]。但推测phase1的释磷应以污泥水解或细菌解体释磷机制为主，因为phase1中缺氧末和二沉池中的硝酸盐会抑制生物释磷，且缺乏可直接利用的碳源。phase1，无第二污泥回流时，缺氧区内碳源量较少，且在缺氧区和二沉池实际停留时间较长。若细菌处于底物匮乏的时间较长，内碳源消耗完后易导致聚磷菌的过分衰减引起Poly-P释放或污泥自身水解、死亡解体等^[19,23]。phase2，第二污泥回流的设置，加快了系统的循环且补充了缺氧区内碳源，避免了缺氧区释磷，使得DPAOs有效发挥作用。

根据物料平衡计算公式，可计算出各单元磷的变化量，结果见图8。虽然两者进水TP质量浓度相差不大 (3.10和3.48 mg·L⁻¹) ，但phase2厌氧段释磷量显著高于phase1，是phase1释磷量的1.7倍。这是因为phase2脱氮效果更佳，回流到厌氧池的NO₃⁻-N较少，厌氧段脱氮与除磷对碳源竞争较弱，PAOs可以吸收更多碳源并释磷，从而提供更足的除磷动力。phase2在好氧段的吸磷量也高于phase1。值得关注的是，phase2反硝化吸磷量占总吸磷量的比例达10.4%，在phase2实现好氧吸磷和缺氧反硝化吸磷协同作用，强化了系统除磷效果。

图 8  phase1和phase2 TP在各反应段去除分布

Figure 8.  Distribution of TP loss in different zones in phase1 and phase2

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2.3   微生物多样性分析

通过高通量测序技术对phase2运行后期系统的活性污泥进行微生物多样性分析，属水平上主要功能菌的相对丰度如图9所示。Candidatus_Competibacter和Defluviicoccus已被证明是可利用内碳源的反硝化聚糖菌 (DGAOs)^[24]，两者相对丰度分别为3.42%和0.51%，其中Candidatus_Competibacter菌属的丰度显著高于系统中的其他菌属成为优势菌。系统中聚磷菌 (PAOs) 有Tetrasphaera、Dechloromonas和Candidatus_Accumulibacter，其中Tetrasphaera丰度最高为0.5%。Tetrasphaera可以通过降解大分子有机物进行发酵除磷，具有更加稳定高效的除磷性能^[25]。Dechloromonas和Candidatus_Accumulibacter被证明具有反硝化除磷功能^[26-27]，两者的存在是系统缺氧区除磷的原因。系统中还存在Ottowia、Rhodoplanes、Haliangium等多种普通反硝化菌 (DNB)^[13,28-29]，辅助内源反硝化菌共同脱氮。Nitrospira为亚硝酸氧化菌 (NOB)^[28]，其丰度为0.23%，氨氧化菌 (AOB)检出两个菌属，分别为Ellin6067和Nitrosomonas^[28]，其丰度分别为0.83%和0.03%。

图 9  phase2活性污泥中主要功能菌属相对丰度

Figure 9.  Relative abundance of functional bacteria in phase2 activated sludge

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2.4   SDR-AOA工艺评价

本研究的SDR-AOA工艺通过设置二沉池到缺氧区的第二污泥回流强化脱氮除磷效果，在百吨级中试中TN、TP平均去除率分别达85.8%和94.1%。与GAO等^[15]在SDR-AOA小试研究中97.7%的TN去除率相比有所降低，这主要是因为在本文的放大中试中未实现稳定、高水平亚硝酸盐积累率的短程硝化现象。众所周知，短程硝化影响因素复杂，在大规模市政污水处理工程中难以稳定实现，但是，本研究的SDR-AOA工艺在全程硝化反硝化为主的情况下依然实现了高效的脱氮除磷效果。本文中试所在水厂采用A²/O工艺，与本研究相同进水条件下二级生物处理工艺TN、TP平均去除率为61.2%和85.2%，可见本研究SDR-AOA工艺脱氮除磷效果优于A²/O工艺。对于A²/O类前置反硝化工艺若要达到与SDR-AOA中试相同的TN去除率，理论上需要内外总回流比达到600%。而总回流比为400%时，再增加回流比，对脱氮效果的提高不大。总回流比过大，会使系统由推流式趋于完全混合式，导致污泥性状变差；在进水质量浓度较低时，会使缺氧区/池氧化还原电位ORP升高，导致反硝化速率降低。因此，SDR-AOA工艺可实现前置反硝化类工艺难以实现的深度脱氮效果。此外，中试SDR-AOA工艺好氧停留时间仅为2.7 h，较所在地污水处理厂A²/O工艺 (6.7 h)大幅缩短，SDR-AOA工艺占地与对照水厂A²O工艺占地降低约25%。中试SDR-AOA工艺平均吨水曝气电耗为0.062 kW·h，约是对照水厂A²O工艺吨水曝气电耗的80%。较常规A²/O工艺，SDR-AOA工艺无大比例的硝化液回流，无外碳源投加，即可保障出水TN小于8.0 mg·L⁻¹。该工艺具有高效脱氮除磷和节能降耗的优势，在处理低C/N污水或深度脱氮要求的应用场景十分具有推广价值。

3.   结论

1) 建立了处理规模为100 m³·d⁻¹的SDR-AOA中试系统考察工艺处理效果，并对比了无第二污泥回流时的AOA工艺处理效果。结果表明，工艺设置第二污泥回流时，处理效果显著优于无第二污泥回流时，COD、NH₄⁺-N、TN、TP平均去除率分别达88.8%，96.3%，85.8%，94.1%，说明SDR-AOA工艺通过设置第二污泥回流有效地强化了脱氮除磷效果，具有推广应用价值。

2) 内源脱氮负荷与污泥浓度呈正相关，第二污泥回流提高了缺氧区MLSS，进而提升比反硝化速率和内碳源转化率；其中，无第二污泥回流时，系统缺氧区脱氮负荷为0.070 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，第二污泥回流比100%时，提升至0.086 kgN·(m⁻³·d⁻¹)，表明污泥双回流的设计可有效促进生化系统脱氮效率。

3) SDR-AOA工艺设置第二污泥回流可有效避免系统在缺氧末和二沉池的NH₄⁺-N和TP质量浓度小幅回升，保证系统高效脱氮除磷。

4) 高通量测序结果表明，属于DGAOs的Candidatus_Competibacter为系统的优势菌属。