一种基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法与流程

1.本发明属于污水处理领域，具体涉及一种基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法。


背景技术：

2.厌氧氨氧化(anaerobic ammoniaoxidation，anammox)自提出以来一直被认为是最有效的脱氮过程之一。其工艺无须外加碳源与曝气即可实现自养型生物脱氮的优势引起了广泛关注。近年来，短程反硝化(partial denitrification，pd)因其更加稳定的亚硝(no
2-‑
n)供给备受关注，其与anammox的耦合工艺(pd/a)成为近年来主流anammox工艺的热门研究课题。与短程硝化耦合anammox(pn/a)工艺(理论脱氮最高可达89％)相比，pd/a具有更加优异的经济效益与脱氮效能(理论脱氮最高可达100％)，被认为是主流anammox脱氮的另一经济有效的替代途径。然而，主流城市污水中几乎不含pd/a脱氮的关键底物硝态(no
3-‑
n)。为实现pd/a工艺在主流城市污水中的应用潜力，有研究采用两级pd/a工艺实现了污水处理厂二级出水与城市污水的联合深度脱氮。不过这额外增加了污水处理厂的处理成本与操作难度。此外，有研究在连续流反应器中设置硝化室，为后续pd/a提供no
3-‑
n。然而，为保证良好的硝化效能，相对较高的溶解氧(do)(2.5-3.5mg/l)条件不可避免地增加了曝气能耗。同时，自养硝化的反应器或阁室内存在额外的有机物浪费。最近研究发现，良好的硝化效能在do为0.2-0.5mg/l的微氧条件下也可以实现，这为微氧硝化与pd/a的耦合提供可行性。


技术实现要素：

3.现有技术中存在的技术问题是目前大多数基于anammox为主要脱氮途径的组合工艺通常采用人工模拟城市废水作为处理对象。然而，实际城市污水成分的复杂性明显高于人工模拟废水。实验室规模研究中的微生物群落往往表现出相对较低的多样性，这往往导致相对较高的系统灵敏度。研究表明城市污水处理厂中的微生物群落与进水特征高度相关。许多研究忽略了实际污水的特性，以人工合成废水作为代替，忽略了微量成分、不同有机物以及其余复杂成分干扰的影响。因此，将实验室规模的研究结果应用于实际城市污水处理运行时，可能会出现很大的差异，其研究结果的可靠性有待商榷。因此，研究基于实际城市污水的脱氮效能、微生物信息至关重要。
4.尽管已有少量基于anammox的实际城市污水处理研究。但却未见研究报道在处理对象从人工模拟废水向实际城市污水转变后，系统关键功能基因丰度、微生物多样性与群落结构分布特征变化。
5.城市污水处理中脱氮是重点与难点。其原水水质水量波动大、污水碳源缺乏，碳氮比(c/n)低以及现有工艺存在的局限性，使得城市污水的脱氮处理出水达一级a及更高排放标准难，节能降耗难。
6.为了解决上述存在的技术问题，本技术提供如下技术方案：
7.本发明提供一种基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，包括如下步骤：
8.s1：将预处理的城市污水排入包含厌氧氨氧化细菌的序批式反应器(sequencing batch reactor，sbr)中，进行微好氧反应；
9.s2：向步骤s1所述微好氧反应后的序批式反应器(sbr)中排入水解酸化处理后的城市污水，进行缺氧反应；所述水解酸化采用厌氧泥，所述厌氧泥包含发酵菌和产酸菌；
10.s3：对所述序批式反应器(sbr)中的液体进行沉降，出水，完成所述城市污水处理方法。
11.优选的，所述基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法于29-31℃的温度下进行。
12.优选的，所述步骤s1中，预处理的方法为水解酸化后进行碳捕集。
13.进一步地，所述碳捕集采用高负荷活性污泥法(high-rate activated sludge，hras)，所述高负荷活性污泥法中的高负荷活性污泥包含厌氧菌和好氧菌。
14.进一步地，所述碳捕集后的污泥分两部分，一部分回流重新进行碳捕集，另一部分流入发酵罐中进行厌氧发酵。发酵罐中进行厌氧发酵后，产生甲烷和发酵液；所述发酵液排入序批式反应器(sbr)中进行反应。
15.优选的，所述步骤s1中，微好氧反应的时间为220-260min。
16.优选的，所述步骤s1中，微好氧反应时，序批式反应器(sbr)中溶解氧(do)的浓度为0.2-0.5mg/l。
17.优选的，所述步骤s2中，缺氧反应的时间为50-70min。
18.优选的，所述步骤s1中预处理的城市污水和步骤s2中水解酸化处理后的城市污水的体积比为4-6：3。
19.优选的，所述步骤s3中，沉降的时间为5-15min。
20.为推动主流anammox的实际应用，本发明基于主流实际城市污水的anammoox工艺脱氮效能，微生物信息以及代谢功能基因变化至关重要。本发明在单级序批式反应器中建立微氧硝化-部分反硝化耦合厌氧氨氧化工艺，处理人工模拟废水与实际城市污水。结果表明，尽管受到实际城市污水水质影响，系统脱氮效率(nitrogen removal efficiency，nre)稍有下降，但仍达到84.36
±
6.05％，出水总氮(total inorganic nitrogen，tin)浓度为5.17
±
1.14mg/l。微生物分析表明，硝化菌属中的亚硝化单胞菌属(nitrosomonas)与硝化螺旋菌属(nitrospira)在实际污水冲击下表现稳定，相对丰度分别从0.34增至0.37％与4.3％显著增加至5.0％，保证了系统在低do环境下稳定优异的硝化效能。系统中主要的厌氧氨氧化菌属(candidatus brocadia)，相对丰度从0.35％增加至0.75％，功能基因肼脱氢酶(hdh)和肼合酶(hzs)表达增强，anammox仍是系统主要的脱氮途径(81.27％)。然而，受实际污水复杂碳源的影响，pd过程的关键功能菌属(thauera)的相对丰度从5.7％降低至2.2％。功能注释的代谢模块分析表明，系统的碳固定模块保持基本稳定，主要的有机碳代谢模块虽受到不利影响，但功能基因却表现出增强，保证了系统稳定的碳代谢功能。
21.本发明的技术方案相比现有技术具有以下优点：
22.(1)受实际城市污水水质影响，系统脱氮效率出现波动，但可利用碳源仍能驱动系统并实现81.36％的nre，0.11kgn/m3/d的氮去除率(nitrogen removal rate，nrr)；
23.(2)系统中主要的硝化菌属nitrospira持续富集，硝化功能基因(amo、hao、nxr)丰度增加1.2-2.4倍，是实现低do环境全程硝化的关键；
24.(3)受实际城市污水复杂碳源影响，thauera相对丰度从5.7％降至2.2％，能降解
难降解有机物的反硝化菌属(nclassified_o__anaerolineales)成长为反硝化优势菌属；
25.(4)candidatus brocadia相对丰度逐渐增加至0.75％，功能基因hzh和hzs表达增强保证了本发明以anammox为主要脱氮途径的脱氮效能；
26.(5)稳定的碳代谢功能模块(图5)与增长的主要碳代谢途径的功能基因保证了本发明稳定优异的碳代谢功能；
27.(6)将全程硝化、pd和anammox工艺相结合，以实际城市污水为处理对象，系统实现理想营养物去除效能的可行性和有效性。
附图说明
28.图1为sbr系统两个独立运行过程图。
29.图2为sbr系统长期运行效能图。
30.图3为微生物群落相对丰度图。
31.图4为氮循环基因热图。
32.图5为基于kegg数据库功能注释的代谢模块图。
33.图6为碳固定与有机碳代谢循环基因热图。
34.图7为基于inpd/a系统为主体实现污水处理厂深度脱氮和能源自给的优化过程示意图。
具体实施方式
35.下面结合附图和具体实施例对本发明作进一步说明，以使本领域的技术人员可以更好地理解本发明并能予以实施，但所举实施例不作为对本发明的限定。
36.实施例1反应器的运行系统
37.(1)在30℃的条件下，将水解酸化后进行碳捕集的城市污水排入序批式反应器中，采用包含硝化菌的好氧污泥进行微好氧反应240min；此时溶解氧的浓度为0.3mg/l。
38.所述碳捕集后的污泥分两部分，一部分回流重新进行碳捕集，另一部分流入发酵罐中进行厌氧发酵。发酵罐中进行厌氧发酵后，产生甲烷和发酵液；所述发酵液排入序批式反应器(sbr)中进行反应。
39.(2)向微好氧反应后的序批式反应器中排入水解酸化处理后的城市污水，进行缺氧反应60min；水解酸化采用包含发酵菌和产酸菌厌氧泥；步骤(1)中水解酸化后进行碳捕集的城市污水和步骤(2)中水解酸化处理后的城市污水的体积比为5：3。
40.(3)对所述序批式反应器(sbr)中的液体进行沉降10min，出水，完成所述城市污水处理方法。
41.实施例2反应器的运行设置
42.2.1反应器设置和运行
43.使用反应体积为10l的sbr反应器在微好氧/缺氧(micro-aerobic/anoxic)模式下进行长期运行操作。反应器通过机械搅拌器混合，温度控制在30
±
1℃，微好氧阶段利用气体转子流量计将曝气流量控制在100～200ml/min范围内，维持微好氧阶段反应器内do浓度在0.2～0.5mg/l。sbr每天运行4个循环，持续109天。每个循环由以下组成：进水
①
(11min)、微好氧反应阶段(240min)、进水
②
(9min)、缺氧反应阶段(60min)、沉降(10min)、出水
(10min)(体积交换比为50％)以及10分钟的闲置时段(图1)。为了考察实际污水冲击下系统污染物去除性能及微生物群落变化，根据不同类型的进水将周期分为两个阶段：人工模拟废水(phaseⅰ:1-49day)和实际城市污水(phaseⅱ:50-109day)。
44.图1为sbr系统两个独立运行过程：人工模拟废水(第一阶段)和实际城市污水(第二阶段)。
45.2.2进水基质与接种污泥
46.接种污泥来源于实验室稳定运行的pd/a生物反应器。采用分步进水策略，微好氧阶段与缺氧阶段的进水比为5:3，微好氧阶段进水(进水
①
)为经过高负荷活性污泥法(high-rate activated sludge，hras)除碳预处理后的城市污水(仅含nh
4+-n)，缺氧阶段进水(进水
②
)为城市污水。系统第一阶段(1-49day)处理对象为人工模拟城市污水，包括：进水
①
为高负荷活性污泥法(high-rate activated sludge，hras)除碳预处理后的模拟城市污水(仅含nh
4+-n)，进水
②
为模拟城市污水(含nh
4+-n、cod))；第二阶段(50-109day)保持运行工况不变，以取自高校实际城市污水为处理对象，进水
①
同样采用hras除碳预处理(仅含nh
4+-n)，进水
②
为未经任何预处理的实际城市污水(图1，表1)。
47.表1sbr系统的运行参数和两个独立阶段的进水特性
[0048][0049]
2.3计算
[0050]
2.3.1脱氮性能
[0051]
系统脱氮性能通过氮去除率(nrr)与氮去除效率nre来评估，计算见公式(1)-(2)所示：
[0052]
nrr＝(tin
inf
–
tin
eff
)
×
24/t/1000(1)
[0053]
nre＝(tin
inf
–
tin
eff
)/tin
inf
×
100％ (2)
[0054]
其中t为水力停留时间(hydraulic retention time，hrt)(h)，tin
inf
与tin
eff
分别为进出水的总无机氮浓度(mg/l)。
[0055]
2.3.2理论最大脱氮效率
[0056]
将微好氧阶段的nh
4+-n全部转化为no
3-‑
n，缺氧阶段所有no
3-‑
n转化为n2时的nre定义为系统的理论最大脱氮效率(nre
t-max
)。因此，nre
t-max
的计算见公式(3)：
[0057]
nre
t-max
＝(1
–d×
(v2/(v1+v2)))
×
100％ (3)
[0058]
其中d为每周期反应器出水的体积交换比(％)，v1和v2分别表示第一次与第二次进水水量(l)。
[0059]
2.3.3脱氮贡献
[0060]
在整个系统中，脱氮途径包括anammox以及反硝化作用。由于微好氧阶段do较低，硝化过程中的部分中间产物no
2-‑
n会被厌氧氨氧化细菌(anammox bacteria，anaob)利用。因此，在微好氧阶段与缺氧阶段均存在着anammox脱氮。因此，anammox在微好氧阶段与缺氧阶段的脱氮贡献以及反硝化脱氮贡献如式(4)-(6)所示:
[0061]
微好氧阶段：anammoxo＝δtino/(tin
inf
–
tin
eff
)
×
100％(4)
[0062]
缺氧阶段：anammoxa＝2.06
×
δnh
4+-na/(tin
inf
–
tin
eff
)
×
100％(5)
[0063]
反硝化脱氮贡献＝100％
–
anammoxo–
anammoxa(6)
[0064]
其中δtino代表微好氧阶段氮素损失量(mg/l)，δnh
4+-na表示缺氧阶段nh
4+-n损失量(mg/l)。
[0065]
2.4取样与分析
[0066]
每天检测反应器的进水和出水的常规碳氮浓度指标，以分析系统内营养物的去除情况。根据之前研究描述的方法对nh
4+-n(mg/l)、no
2-‑
n(mg/l)，no
3-‑
n(mg/l)以及cod(mg/l)的浓度进行测量。ph、温度和do使用数字多参数计(wtw公司，德国)进行监测。
[0067]
在第49与109天从sbr反应器中收集污泥样品，以用于宏基因组学测定分析。将取出的污泥样品立即用无水乙醇固定并储存在-20℃的环境下，以用于dna提取。使用引物338f和806r扩增16s rrna基因。将高质量序列分组到操作分类单元中，并分配到silva参考数据库，具体操作方法可参见先前的研究(zhang x,zhang x,wu p,et al.journal of hazardous materials,2022,421.)。
[0068]
效果评价1系统脱氮效能
[0069]
系统以人工模拟城市污水和实际城市污水为处理对象，在微好氧/缺氧结合分步进料策略(进水比为5：3)的模式下运行。在第一阶段(phaseⅰ：1-49天)，系统以人工模拟城市污水为处理对象，进水nh
4+-n与cod浓度分别为49.96
±
1.15mg/l与162.59
±
22.37mg/l(表1)。运行49天后，系统出水总氮(total inorganic nitrogen，tin)低至2.01
±
1.67mg/l，cod平均去除率达到80.1％，脱氮效率(nitrogen removal efficiency，nre)高达95.89
±
3.44％，远高于81.25％的nre
t-max
(图2)。图2中，(a)进水nh
4+-n浓度，出水nh
4+-n、no
3-‑
n以及no
2-‑
n浓度；(b)nre(re.tin)、出水化学需氧量(chemical oxygen demand，cod)以及出水总氮(tin)；(c)微耗氧/缺氧阶段厌氧氨氧化脱氮贡献，反硝化脱氮贡献，进水氮负荷(nlr)与氮去除率(nrr)。
[0070]
稳定高效的营养物去除性能充分体现了本系统中自养-异养微生物的协同代谢潜能。多种微生物种群，如厌氧氨氧化细菌(anaob)、氨氧化细菌(aob)、亚硝酸盐氧化菌(nob)和多种异养反硝化细菌(dnb)在系统中共存，通过自养和异养协同作用实现优异的脱氮性能。此外，系统中anammox的脱氮贡献高达86.13％(图2的c)，高anammox的脱氮贡献是基于anammox组合工艺在城市污水处理中获得稳定优异脱氮性能的保证。
[0071]
在第二阶段(阶段ⅱ：50-109day)，将系统处理对象调整为实际城市污水，在长达60天的运行过程中，运行工况维持不变，运行特征如图2所示。在引入实际城市污水后，系统出水nh
4+-n和no
3-‑
n浓度明显增加，出水浓度分别为2.5
±
1.0和2.4
±
0.8mg/l(图2的a)，导致系统出水tin增加，nre明显下降。大量研究表明，简单小分子碳源如乙酸、甘油、甲醇和乙醇更有利于pd过程的进行，而对于复杂的有机物，由于其利用难度增加，会导致pd过程性能大大降低，这与pd细菌中特定的酶活性有关，而一些难降解的有机物如腐殖质、木质素和壳聚糖等普遍存在于城市污水中。因此，由于系统缺氧阶段可利用碳源不足，电子供体的缺乏导致pd过程无法将微曝气阶段产生的no
3-‑
n完全利用，从而导致出水no
3-‑
n浓度增加。同时，衰弱的pd过程使得anammox缺乏充足的底物no
2-‑
n，导致第二次进水的nh
4+-n无法被完全去除，进一步致使系统出水tin浓度增加。尽管如此，城市污水中可利用的碳源仍能驱动
系统实现88.40
±
3.39％的nre，出水nh
4+-n与tn分别为2.42
±
1.84与5.17
±
1.14mg/l。系统cod去除率为80.42
±
2.94％，出水cod浓度仅为41.8
±
4.9mg/l。在实际城市污水冲击下系统出水仍符合中国城市污水处理厂污染物一级a排放标准(nh
4+-n《5mg/l，tn《15mg/l，cod＜50mg/l)。此外，在整个运行过程中，系统anammox对tn去除的贡献率稍有下降，但仍达到81.24％的高占比(图2的c)。尽管nrr随着进水氮负荷(nlr)表现出相对较大的波动性，但以anammox为主要脱氮途径的系统仍实现0.11kg n/(m3·
d)稳定的nrr。该系统表现出基于实际城市污水良好的应用潜力。
[0072]
效果评价2系统微生物群落结构变化
[0073]
为进一步了解实际城市污水对系统微生物群落和代谢途径的影响，在第109天将sbr反应器污泥取样用于宏基因组测序，测序结果与以人工合成废水为处理对象时的微生物群落结构进行对比，以分析基于实际城市污水背景下系统微生物群落结构变化情况。
[0074]
表2系统样品a(人工合成废水)与b(实际城市污水)基于物种(species)的微生物
ɑ
多样性分析
[0075][0076]
如表2所示，人工合成废水与实际城市污水为处理对象时的样本分别为a与b。在整体运行期间，反映群落丰富度的指数(chao)增加，反映群落多样性的指数(shannon)从4.34增至4.59(表2)，表明系统物种丰富度和多样性增加，实际城市污水复杂的成分对系统微生物群落有显著冲击。在引入实际城市污水后，污泥中的变形菌门(proteobacteria)、绿弯菌门(chloroflexi)、拟杆菌门(bacteroidota)和浮霉菌门(planctomycetota)仍是系统的优势菌门(图3的a)。chloroflexi可以利用死亡的细菌促进生物膜的形成，提高系统脱氮性能的稳定性。引入实际城市污水后，chloroflexi相对丰度从16.2％增至18.2％，说明系统中部分微生物在实际城市污水冲击下而死亡。与有机碳源降解相关的bacteroidota在系统中保持相对稳定，相对丰度从12.63％略微增至13.33％。此外，proteobacteria和装甲菌门(armatimonadetes)可以为anaob提供次级代谢物钼蝶呤辅助因子和叶酸，以利于anaob活性和生长。然而，armatimonadetes的相对丰度从11.97％急剧降低至3.83％，说明armatimonadetes中的相关菌属难以利用实际城市污水中的复杂碳源而大量凋亡。值得注意的是，与anaob相关的planctomycetota相对丰度从7.51％明显增至10.31％，表明即使在实际城市污水冲击下，系统中anaob仍可以有效保留并被富集。
[0077]
图3中，(a)系统在人工合成废水(a)和实际城市污水(b)时的微生物群落相对丰度；(b)主要属种的差异分析(费舍尔精确检验，p≤0.001(***)，0.001《p≤0.01(**)，0.01《p≤0.05(*))。
[0078]
在属水平上(图3的b)，本系统中的nitrosomonas菌属(典型氨氧化细菌(ammonia-oxidizing bacteria，aob))的相对丰度稳定在0.34％-0.37％。而与nob相关的nitrospira菌属相对丰度从4.3％显著增至5.0％，说明实际城市污水的引入并未对硝化菌属产生明显影响。值得一提的是，无论是人工模拟废水还是实际城市污水背景下，nitrospira菌属的相
对丰度远比nitrosomonas菌属的相对丰度高，这保证了系统在低do(0.2-0.5mg/l)条件下实现优异的硝化效能。此外，candidatusbrocadia作为系统中主要的anaob菌属，其相对丰度从0.35％增加至0.75％。有研究同样发现在pd/a系统中引入实际城市污水后，anaob相对丰度出现增长。实际城市污水中普遍存在几种天然有机物，如腐殖质，其包括黄腐酸和腐植酸，含有各种官能团，可以作为电子介质介导微生物的活动和代谢过程。低浓度的腐殖质可以提高anammox关键酶肼合酶(hzs)、肼脱氢酶(hdh)的相对丰度，并刺激次级代谢物生物合成、运输和分解代谢的同源蛋白簇(clusters oforthologous groups，cog)类基因，这可能利于anaob的增值。因此，在实际城市污水背景下，系统似乎具有有效滞留和富集anaob的巨大潜力。对于反硝化菌属，unclassified_p__armatimonadetes作为亚硝酸氧化还原酶(nxr)功能的主要贡献者，其相对丰度从8.2％显著降低至2.4％。而可以降解大分子有机物为反硝化细菌(denitrifying bacteria，dnb)提供碳源的反硝化菌属(nclassified_o__anaerolineales)相对丰度从6.6％增加至9.0％，成为系统中的反硝化优势菌属，有利于污水中大分子有机物的降解，缓解了实际城市污水中复杂碳源对系统反硝化功能的影响。值得注意的是，thauera作为参与pd过程的关键功能菌属，其相对丰度从5.7％降低至2.2％。以往的研究表明，thauera在以小分子有机物为电子供体时更具优势。因此，实际城市污水中的复杂碳源似乎不适合thauera的生长，大量thauera凋亡使得系统pd过程衰弱，致使系统脱氮效率(nre)下降(图2的(a))。不过，相关反硝化菌属的相对丰度大幅降低衰弱了系统菌种对生存空间的竞争，这可能也是系统主要anaob菌属candidatus brocadia相对丰度增加的原因之一。
[0079]
效果评价3实际污水对系统氮代谢途径的影响
[0080]
为深入了解实际污水冲击下系统氮代谢途径的变化，根据kegg数据库确定了系统中氮代谢途径相关的关键功能基因，包括硝化、反硝化、anammox、固氮、同化硝酸盐还原和异化硝酸盐还原途径，具体的功能基因及其在氮代谢途径中的丰度变化见图4。实际城市污水对硝化路径中的关键功能基因(amoa/b/c、hao、nxra/b)的影响较小，相关功能基因丰度增加1.2-2.4倍。值得注意的是，nitrospira菌属中的功能基因amoa、amob、amoc和hao的丰度明显高于nitrosomonas菌属，而功能基因nxra和nxrb则是由nitrospira独自贡献。结合硝化菌属中nitrospira相对丰度明显高于nitrosomonas，这足以说明系统中nitrospira可以在主流污水处理氨氧化群落中占主导地位，并实现出色的氨氧化效果。另外，来自菌属candidatus brocadia的功能基因hdh、hzsa、hzsb和hzsc丰度明显增加，表明系统anammox功能并没有受到实际城市污水冲击的不利影响。
[0081]
现有技术提出，在功能基因hzsa/b/c肼合酶的催化途径中，一氧化氮(no)实际上首先转化为羟胺(nh2oh)，然后与nh
4+-n结合形成联氨(n2h4)。在此过程中，会从部分nh2oh泄漏。随后泄漏的nh2oh被高丰度的hao功能基因所利用，并继续参与anammox过程。对于反硝化途径，narg/h和napa/b促进了no
3-到no
2-的过程，而nirk和nirs负责no
2-的进一步还原。受实际城市污水中复杂碳源的影响，系统主要的短程反硝化菌(pd bacteria，pdb)属thauera中的功能基因丰度均有所下降。然而，thauera中高度富集的narg/h和napa/b以及nirk的缺失依旧可以实现稳定的no
2-‑
n供给。值得注意的是，功能基因norb/c丰度的降低以及nosz丰度的增加有助于减少中间产物一氧化二氮(n2o)的积累。另外，anaob作为no的消费者可以通过耦合还原no并配合nh
4+-n氧化来储存能量和生长，通过对no的竞争降低n2o的排放。实
际城市污水的冲击似乎对系统的温室气体n2o排放产生了积极影响。此外，能降解难降解有机物的反硝化菌属(nclassified_o__anaerolineales)具有反硝化途径中所有关键功能基因，其相对丰度以及功能基因丰度的增加保证了系统中难降解有机物的利用。值得注意的是，功能基因norb/c丰度的降低以及nosz丰度的增加有助于减少中间产物n2o的积累。anaob作为no的消费者可以通过耦合还原no并配合nh
4+-n氧化来储存能量和生长，通过对no的竞争降低了n2o的积累。实际城市污水的冲击似乎对系统的温室气体n2o排放产生了积极影响。
[0082]
效果评价4实际污水对系统碳代谢途径的影响
[0083]
作为一个自养-异养协同代谢的混合系统，本系统中的碳代谢途径是多样的，包括碳固定和有机碳的代谢(图5)。同时，从系统碳固定循环基因热图(图6)进一步了解到，与脱氮相似，实际城市污水对系统中硝化菌属nitrosomonas主导的calvincycle，nitrospira主导的arnon-buchanan cycle以及candidatus brocadia等厌氧菌属主导的wood-ljungdahlpathway(厌氧乙酰辅酶a途径)的固碳功能基因影响很小。其中2-氧戊二酸盐氧化还原酶(idh1)，异柠檬酸裂解酶(aco、acnb)与柠檬酸盐辅酶a连接酶(ccsa)等是参与系统主要硝化功能菌属nitrospira固定co2的关键基因。值得一提的是，先前研究报道的co脱氢酶(cdh)并未被检测出。ccsa在引入实际城市污水后出现，增强了能源物质代谢中的一种枢纽性中间代谢产物乙酰辅酶a的合成。乙酰辅酶a作为arnon-buchanan cycle与wood-ljungdahlpathway的共同中间产物，可为nitrospira和candidatus brocadia之间的共同生长提供了关键的物种间底物。
[0084]
在有机碳代谢中，embden-meyerhof、entner-doudoroff和pentose phosphatepathway共同完成系统中糖降解过程。这些途径都与烟酰胺腺嘌呤二核苷酸(nicotinamide adenine dinucleotide，nadh)、烟酰胺腺嘌呤磷酸二核苷酸(nicotinamide adenine dinucleotide phosphate，nadph)和乙酰辅酶a的产生密切相关。其中乙酰辅酶a通过中介反应三羧酸循环(tca)可进一步产生nadh与co2，nadh可以补充糖酵解无法提供的聚羟基烷酸(polyhydroxyalkanoates，phas)合成的还原能力。值得注意的是，本系统中的tca循环包含完全模式、乙醛酸转移模式和分裂模式三种模式。完整的tca循环结合乙醛酸分流实现糖酵解中细菌氧化还原平衡的调节。tca循环不仅为phas的合成提供底物和能量，还产生大量的还原性辅酶nadh和黄素腺嘌呤二核苷酸(flavin adenine dinucleotide，fadh2)。phas可再被氧化以促进细胞生长，产生大量乙酰辅酶a补充聚磷和糖原储备，nadh和fadh2可为后续氧化磷酸化过程中提供电子。此外，embden-meyerhof和pentose phosphate途径的抑制以及乙醛酸旁路(glyoxylate cycle)的增长会减少作为反硝化电子供体nadh的产生，从而抑制反硝化菌属的反硝化能力，这似乎也是系统pd过程减弱的原因之一(图5)。总之，稳定的碳代谢功能模块(图5)与增长的主要碳代谢途径的功能基因保证了本系统稳定优异的碳代谢功能。
[0085]
效果评价5系统在城市污水中的应用潜力
[0086]
本系统建立了微氧硝化-部分反硝化耦合厌氧氨氧化工艺，实现了对城市污水的深度脱氮，多种菌群的自养-异养协同代谢保证了系统稳定优异的脱氮性能。同时，系统主要的硝化菌属nitrospira持续富集，关键功能基因amo、hao和nxr丰度显著增加，系统在低do(0.2-0.5mg/l)条件下实现了优异的硝化效能，大大降低了因高曝气(do＝2.0-3.0mg/l)
产生的能耗。此外，与传统的100％出水硝化反应相比，本工艺好氧阶段的n2o产量理论上减少37.5％。同时，尤其在引入实际城市污水后，系统中与n2o生成的相关功能基因norb/c整体的下降与n2o相关消费功能基因nosz的富集，使得本系统在节能减排方面具有巨大潜力。总的来说，基于实际城市污水的inpd/a-sbr系统具有优异稳定的污染物去除效能，拥有着巨大潜力的环境与经济效益，在推进未来城市污水处理厂的节能改造上提供有力的潜在方向。
[0087]
此外，在nitrospira菌属发现的完全氨氧化细菌(complete ammonia-oxidizingbacteria，comammox)可以单独将nh
4+-n完全氧化为no
3-‑
n，在低nh
4+-n浓度、低do环境下具有高nh
4+-n亲和力，与传统硝化菌属(aob、nob)相比更具主导地位。目前基于comammox与anammox协同脱氮的组合工艺在高nh
4+-n浓度污泥消化液与低nh
4+-n浓度生活污水处理中已被开发。因此，在微好氧阶段优化comammox功能以强化微氧硝化性能，似乎是inpd/a工艺的一个优化方向。同时，尽管系统可降解难降解有机物的反硝化菌属nclassified_o__anaerolineales等丰度增大以抵抗实际城市污水复杂碳源的短期不利影响，但系统的长期脱氮性能仍会受到一定程度上的影响(图2的b)。研究表明，厌氧发酵在充分利用实际污水中难降解溶解有机物(refractory dissolvedorganic matters，rdoms)方面具有巨大潜力。其能够将碳水化合物和蛋白质等大分子降解为挥发性脂肪酸(volatile fatty acids，vfas)等小分子，为脱氮系统提供优质碳源，同时进一步发酵后可生成甲烷。然而，城市污水直接进行厌氧甲烷化难以拥有良好的经济效益。高负荷活性污泥法(hras)具有很高的甲烷生产潜力，在污水处理厂实现碳中和和能源自给方面具有巨大潜力。因此，结合水解酸化与hras工艺提出一种基于inpd/a系统为主体的优化工艺，以实现城市污水处理厂的碳源优化、深度脱氮与能源自给自足(图7)。
[0088]
显然，上述实施例仅仅是为清楚地说明所作的举例，并非对实施方式的限定。对于所属领域的普通技术人员来说，在上述说明的基础上还可以做出其它不同形式变化或变动。这里无需也无法对所有的实施方式予以穷举。而由此所引申出的显而易见的变化或变动仍处于本发明创造的保护范围之中。

技术特征：
1.一种基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，包括如下步骤：s1：将预处理的城市污水排入包含厌氧氨氧化细菌的序批式反应器中，进行微好氧反应；s2：向步骤s1所述微好氧反应后的序批式反应器中排入水解酸化处理后的城市污水，进行缺氧反应；所述水解酸化采用厌氧泥，所述厌氧泥包含发酵菌和产酸菌；s3：对所述序批式反应器中的液体进行沉降，出水，完成所述城市污水处理方法。2.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法于29-31℃的温度下进行。3.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述步骤s1中，预处理的方法为水解酸化后进行碳捕集。4.如权利要求3所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述碳捕集采用高负荷活性污泥法，所述高负荷活性污泥法中的高负荷活性污泥包含厌氧菌和好氧菌。5.如权利要求3所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述碳捕集后的污泥分两部分，一部分回流重新进行碳捕集，另一部分流入发酵罐中进行厌氧发酵。6.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述步骤s1中，微好氧反应的时间为220-260min。7.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述步骤s1中，微好氧反应时，序批式反应器中溶解氧的浓度为0.2-0.5mg/l。8.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述步骤s2中，缺氧反应的时间为50-70min。9.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述步骤s1中预处理的城市污水和步骤s2中水解酸化处理后的城市污水的体积比为4-6：3。10.如权利要求1所述的基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法，其特征在于，所述步骤s3中，沉降的时间为5-15min。

技术总结
本发明属于污水处理领域，具体涉及一种基于厌氧氨氧化的城市污水处理方法。本发明在序批次反应器中建立微氧硝化-部分反硝化耦合厌氧氨氧化工艺以处理实际城市污水。采用分步进料策略优化系统的物料比以及有机物投加，保证系统各功能微生物的协同代谢。在微好氧/缺氧条件下长期运行操作，通过典型循环分析和高通量测序进一步考察实际城市污水进水水质及其波动对系统污染物去除效能的影响以及系统微生物结构及其功能基因丰度的变化，并对其氮、碳代谢途径变化进行比较分析，该微氧硝化-短程反硝化耦合厌氧氨氧化对实际城市污水处理具有应用潜力，为城市污水处理厂的提标改造提供潜在方向。供潜在方向。供潜在方向。


技术研发人员：张晓秾 周力 吴鹏 陈俊江 宋小康 阴方芳
受保护的技术使用者：苏州净研环保科技有限公司
技术研发日：2023.06.05
技术公布日：2023/8/21