反硝化除磷+短程反硝化厭氧氨氧化工藝的深度脫氮除磷效能

汪宇光，張星星，王超超，夏云康，王垚，周澄，吳翼伶，吳鵬，2，3，徐樂中，2，3

（1 蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009；2 城市生活污水資源化利用技術(shù)國(guó)家地方聯(lián)合工程實(shí)驗(yàn)室，江蘇 蘇州 215009；3 江蘇高校水處理技術(shù)與材料協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 蘇州 215009）

過量的氮、磷排放會(huì)導(dǎo)致水體的富營(yíng)養(yǎng)化，對(duì)于城市污水處理廠，深度脫氮除磷并達(dá)標(biāo)排放仍是一大難題。如何經(jīng)濟(jì)高效地去除城市生活污水中氮、磷成為了研究熱點(diǎn)。

厭氧氨氧化（Anammox）工藝因無需添加有機(jī)碳源、較低的污泥產(chǎn)量和NO排放量，成為一種極具應(yīng)用前景的新型脫氮技術(shù)。然而，Anammox 工藝會(huì)導(dǎo)致11%的NO-N 產(chǎn)量，并且在脫氮過程需要以NO-N 作為反應(yīng)底物，但實(shí)際廢水中往往缺少Anammox電子受體。短程反硝化（PD）工藝可將反硝化還原NO-N 終止在NO-N 為最終產(chǎn)物的過程（NO-N→NO-N），不僅可以充分利用生活污水中的碳源和硝酸鹽廢水中的氮源，還能為Anammox 提供反應(yīng)所需的底物。短程反硝化厭氧氨氧化（PDA）耦合工藝能夠有效處理硝酸鹽廢水和城市生活污水，不僅操作簡(jiǎn)單，還能減少50%曝氣能耗、80%有機(jī)物需求，脫氮效率高，污泥產(chǎn)量低。據(jù)報(bào)道，一體式PDA工藝處理生活污水時(shí)總氮（TN）去除率達(dá)到93.7%，但仍會(huì)殘留大量磷元素，若采用常規(guī)強(qiáng)化生物除磷或化學(xué)沉淀法除磷則會(huì)增加運(yùn)行成本。

反硝化除磷工藝（DPR）是指反硝化聚磷菌（DPAOs）在厭氧條件下以有機(jī)物為電子供體合成胞內(nèi)聚-羥基丁酸（PHB）釋放磷酸鹽，并在缺氧條件下以硝態(tài)氮/亞硝態(tài)氮為電子受體，氧化消耗PHB 過量吸收磷酸鹽的過程，因無需曝氣且碳源需求量較小，成為一項(xiàng)新型高效低能耗脫氮除磷技術(shù)。Wang等提出一種由反硝化聚糖菌（DGAOs）驅(qū)動(dòng)的內(nèi)源性短程反硝化除磷（EPDPR）工藝，該工藝在無需外部碳氧情況下能夠?qū)崿F(xiàn)對(duì)磷的高效去除（去除率達(dá)99.3%），然而其調(diào)控措施較為復(fù)雜，在實(shí)際運(yùn)用中仍是一大難題。此外，Ji等報(bào)道了一種一體式厭氧氨氧化耦合EPDPR 去除污水中的氮磷，但該工藝TN 去除率相對(duì)較低僅為82.9%。因此，有必要開發(fā)一種低能源消耗、操作簡(jiǎn)單的高效脫氮除磷技術(shù)。將DPR和PDA工藝相結(jié)合，不僅可以有效去除生活污水中的磷，DPR工藝還能夠消耗大量硝酸鹽和生活污水中的有機(jī)物，有效增強(qiáng)PDA脫氮性能并減少外加有機(jī)物消耗量，促進(jìn)生活污水和硝酸鹽廢水中氮素的高效去除。

綜上所述，本文采用厭氧折流板反應(yīng)器（ABR）和連續(xù)攪拌反應(yīng)器（CSTR）相結(jié)合的組合生物反應(yīng)器，基于DPR+PDA 工藝處理模擬生活污水和硝酸鹽廢水，通過調(diào)控進(jìn)水COD、NO-N 濃度以及外加COD/NO-N比，考察了DPR+PDA系統(tǒng)的啟動(dòng)和優(yōu)化特性；分析了DPR 和PDA 工藝對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物去除的貢獻(xiàn)比；利用批次試驗(yàn)分析DPR系統(tǒng)中DPAOs 的代謝活性，確定PDA 系統(tǒng)的脫氮途徑。此外，基于高通量測(cè)序技術(shù)，對(duì)DPR+PDA系統(tǒng)中的微生物菌群特征進(jìn)行分析。

1 材料和方法

1.1 試驗(yàn)裝置及工況調(diào)節(jié)

本試驗(yàn)裝置由有機(jī)玻璃制成，有效容積分別為5.4L 和2.7L，其中ABR 5.4L，CSTR 2.7L。沉淀池1.8L，采用機(jī)械攪拌方式，其中A4 隔室攪拌為間歇式攪拌（攪拌0.5h，停止2h）。試驗(yàn)裝置如圖1所示。DPR 區(qū)由三個(gè)組合ABR 隔室組成（A1，A2，A3），PDA反應(yīng)區(qū)在CSTR（A4）。首先，含氨氮、磷酸鹽和有機(jī)物的城市污水進(jìn)入A1 隔室進(jìn)行厭氧釋磷過程，接著A1 溢流出水和硝酸鹽廢水（外部引入）進(jìn)入A2 和A3 隔室進(jìn)行缺氧吸磷，因此磷主要在ABR 隔室中去除。為促進(jìn)A1～A3 隔室內(nèi)循環(huán)，在A3隔室設(shè)置污泥回流裝置。最終A3出水中的氨氮和硝態(tài)氮進(jìn)入A4隔室通過PDA 途徑去除。此外在CSTR引入外加碳源乙酸鈉為短程反硝化補(bǔ)充電子供體。整個(gè)反應(yīng)器置于水浴缸中進(jìn)行恒溫水浴加熱（水溫33℃±0.5℃），在A4隔室外部采用遮光塑料膜覆蓋避光，此外，系統(tǒng)從A3 隔室定期排泥，控制污泥齡為15～20天，將富含無機(jī)物和磷的污泥定時(shí)排出。整個(gè)反應(yīng)過程的水力停留時(shí)間約為5.5h。

圖1 ABR-CSTR組合裝置示意圖

試驗(yàn)按照進(jìn)水COD、NO-N、外加COD/NO-N三個(gè)指標(biāo)劃分為三個(gè)階段（如表1 所示）。Ⅰ階段（1～59 天） 為進(jìn)水COD、NO-N 濃度調(diào)控期，COD和NO-N濃度從初始（300mg/L和65mg/L）逐漸調(diào)整為200mg/L 和140mg/L。Ⅱ階段（62～135天）為外加COD/NO-N 比調(diào)控期（從0.5 上升至0.9）。Ⅲ階段（137～185天）為穩(wěn)定運(yùn)行期，外加COD/NO-N優(yōu)化至0.7。

表1 DPR+PDA工藝在不同階段的工況調(diào)節(jié)

1.2 接種污泥和進(jìn)水水質(zhì)

本試驗(yàn)接種的DPR 污泥取自實(shí)驗(yàn)室4℃封存180天以上的污泥，活性較低。原DPR污泥為實(shí)驗(yàn)室處理合成船舶生活污水，在200天運(yùn)行期間，總無機(jī)氮（TIN）、總磷（TP）去除率保持在80%以上。PDA系統(tǒng)中接種比例為3∶1的厭氧氨氧化污泥和短程反硝化污泥。其中厭氧氨氧化污泥取自實(shí)驗(yàn)室成熟的厭氧氨氧化反應(yīng)器，其氮去除率（NRR）接近0.45kg/(m·d)，COD 去除率為30%。短程反硝化污泥取自河流底泥，在進(jìn)水條件（NO-N 60mg/L，COD/NO-N 3.0～3.5，pH 9.0±0.1）下培養(yǎng)至亞硝酸轉(zhuǎn)化率（NTR）為80%。接種后ABR 和CSTR 中泥樣的MLSS 分別為6.49g/L 和6.24g/L，混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度（MLVSS）分別為3.25g/L 和3.67g/L。實(shí)驗(yàn)進(jìn)水為人工模擬配置的生活污水，以葡萄糖配置碳源，在整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中進(jìn)水COD濃度在200～300mg/L，以KHPO和NHCl 調(diào)配磷和氮源，濃度分別控制在6～8mg/L和50～60mg/L，并在其中加入適量的CaCl和MgSO·7HO補(bǔ)充生物所需的常量元素，同時(shí)添加兩種微量元素各50mL。pH用NaHCO調(diào)配控制在6～8。硝酸鹽廢水用硝酸鈉進(jìn)行人工配制，濃度為90～140mg/L。

1.3 批次實(shí)驗(yàn)測(cè)定DPAOs的活性

整個(gè)批次試驗(yàn)的各項(xiàng)測(cè)定指標(biāo)如下：為磷的最高比釋放速率，為乙酸的最高比吸收速率，為磷的最高比吸收速率，為比反硝化速率。以和體現(xiàn)出厭氧DPAOs的活性，以和體現(xiàn)缺氧DPAOs 的活性。其中用污泥樣品的MLVSS來表示比反應(yīng)速率

1.4 批次試驗(yàn)測(cè)定CSTR反應(yīng)器脫氮途徑

為了測(cè)定CSTR中PDA的脫氮途徑，在系統(tǒng)穩(wěn)定期進(jìn)行批次試驗(yàn)。選用3 個(gè)500mL 血清瓶，在其中加入200mL 的PDA 泥水混合液，并向瓶中充入氮?dú)馀懦龌旌弦褐械娜芙庋?。在A 瓶中添加氨氮、硝酸鈉和無水乙酸鈉，在B瓶中添加氨氮和亞硝酸鈉，在C瓶中添加硝酸鈉和無水乙酸鈉。分別在反應(yīng)0、0.5h、1.0h、1.5h、2.0h、2.5h、3.0h 時(shí)進(jìn)行取樣，一式兩份。實(shí)驗(yàn)開始時(shí)NH-N、NO-N、NO-N、COD濃度如表2所示。

表2 A、B、C批次試驗(yàn)初始COD和氮素的濃度

1.5 測(cè)定項(xiàng)目與方法

試驗(yàn)過程中每周收集三次樣品，分別采集進(jìn)水和各個(gè)隔室的水樣來進(jìn)行測(cè)定，PO-P，鉬銻抗分光光度計(jì)；NO-N，紫外分光光度法；NO-N，-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NH-N，納氏試劑分光光度法；COD，DRB 200 COD 消解儀-分光光度法。使用pH 和DO 計(jì)檢測(cè)pH、溫度、溶解氧（DO）；混合液總懸浮固體濃度（MLSS）、MLVSS，標(biāo)準(zhǔn)重量法；SVI，30min沉降法。

在試驗(yàn)過程各項(xiàng)指標(biāo)的計(jì)算方法如式(1)～式(3)。

（1）DPR和PDA對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物去除率占比

式中，Inf.Nut 代表進(jìn)水PO-P、NO-N、NH-N、TN、COD 的濃度；A3Eff.Nut 和A4Eff.Nut分別表示A3、A4出水的PO-P、NO-N、NH-N、TN、COD濃度。

（2）NO-N轉(zhuǎn)化為NO-N的速率NTR

式中，C代表在時(shí)刻N(yùn)O-N 濃度；代表初始NO-N 濃度；代表初始NO-N 濃度；C代表時(shí)刻N(yùn)O-N濃度。

高通量測(cè)序：在系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行期，分別從ABR和CSTR中提取DPR和PDA微生物樣品。ABR中三個(gè)隔室取樣比例為1∶1∶1，均勻混合后作為DPR微生物樣品。PDA微生物樣品采用上、中、下多點(diǎn)混合采樣方式，并均勻混合。樣品總脫氧核糖核酸（DNA）的提取采用提取試劑盒法，利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)抽提的基因組DNA。采用16S RNA基因V3-V4區(qū)通用引物（338F和806R），引物名稱和序列分別為338F（ACTCCTRCGGGAGGCAGCAG）和806R （GGACTACCAGGGTATCTAAT）。 采 樣PCR儀對(duì)細(xì)菌16S rRNA基因進(jìn)行PCR擴(kuò)增。

2 結(jié)果與討論

2.1 DPR+PDA脫氮除磷效能

2.1.1 DPR的啟動(dòng)及優(yōu)化

本試驗(yàn)進(jìn)水PO-P濃度維持6～8mg/L，在A2中引入硝酸鹽廢水為DPR提供電子受體。

在Ⅰ-1 階段（1～28 天），反應(yīng)器的進(jìn)水NO-N 和COD 濃度分別為65mg/L 和300mg/L。如圖2(a)所示，在第28 天時(shí)，出水PO-P 濃度為4.76mg/L，PO-P 的去除率僅有34.2%。厭氧階段的釋磷和缺氧吸磷效果都不太理想，這可能有以下2 個(gè)原因?qū)е拢合到y(tǒng)運(yùn)行初期，由于污泥在4℃下封存過久，活性恢復(fù)較慢；此外還可能與進(jìn)水的COD 濃度過高有關(guān)，殘留的COD 在進(jìn)入缺氧區(qū)后優(yōu)先支持反硝化，影響了對(duì)P 的吸收。因此，在Ⅰ-2 階段（30～59 天），降低進(jìn)水COD 濃度至200mg/L，將NO-N 濃度升高至140mg/L。觀察到在第59天釋P量達(dá)到了8.2mg/L，出水中PO-P的濃度降低為0.72mg/L，PO-P 的去除率高達(dá)89.7%?？梢钥闯鯠PAOs 在厭氧條件下的大量釋P促進(jìn)了在缺氧環(huán)境下P 的吸收。此時(shí)P 的釋放量依然較低，可能是由于污泥回流使得A1 隔室的NO-N 與有機(jī)質(zhì)共存，導(dǎo)致PAOs 在碳源競(jìng)爭(zhēng)上與反硝化菌或GAOs處于劣勢(shì)，從而限制了磷的釋放和PHA的合成。

圖2 系統(tǒng)對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物的去除效果

在Ⅱ-1階段（62～99天），進(jìn)水NO-N濃度降至90mg/L，P的平均釋放量為11.5mg/L，且在第99天達(dá)到17.2mg/L，此時(shí)PO-P 的平均去除率達(dá)到92.9%。這表明DPAOs的有效釋磷有助于在缺氧段吸收過量磷，此外，減少電子受體濃度能夠提高DPAOs的活性。值得注意的是，在Ⅱ-1階段末期，A4出水PO-P濃度較A3升高，表明在CSTR 反應(yīng)器中高有機(jī)物濃度可能導(dǎo)致二次釋磷現(xiàn)象。

在之后的階段（102～185 天），P 的釋放量逐漸升高，PO-P 的去除率也始終保持穩(wěn)定上升。在反應(yīng)器運(yùn)行的最后30 天內(nèi)，PO-P 的平均出水濃度為0.18mg/L，PO-P 的去除率達(dá)到96.91%（第185天）。

2.1.2 PDA的啟動(dòng)及優(yōu)化

在ABR-CSTR 反應(yīng)器中，通過調(diào)節(jié)進(jìn)水COD和NO-N 濃度、控制外加COD/NO-N 比等措施，系統(tǒng)取得了良好的脫氮除磷效果。在外加COD/NO-N 比值為0.7 時(shí)，PO-P 和TN 的去除效果達(dá)到96.91%和97.75%，為生產(chǎn)實(shí)踐中同步處理生活污水和硝酸鹽廢水提供了理論依據(jù)。

2.2 DPR 和PDA 工藝對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物去除的貢獻(xiàn)分析

ABR-CSTR 反應(yīng)器在185天運(yùn)行期間，DPR和PDA對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物去除的貢獻(xiàn)率如圖3所示。從圖3(a)可以看出PO-P 主要由DPR 區(qū)去除，占比在98.69%之上，表明DPR性能良好，磷主要以NO-N為電子受體通過DPR 途徑去除。反觀A4隔室中的PDA 反應(yīng)區(qū)，在系統(tǒng)啟動(dòng)前期，由于稀釋作用，PDA 對(duì)PO-P 的去除貢獻(xiàn)較高（49.8%）。此外，在PDA 中出現(xiàn)對(duì)PO-P 去除貢獻(xiàn)率為負(fù)值，表明在A4 隔室中存在過量COD 導(dǎo)致了厭氧釋磷。如圖3(b)所示，DPR 對(duì)NO-N 的去除占主要地位（60.28%以上），遠(yuǎn)高于PDA，表明DPR 可以高效地利用NO-N為電子受體，實(shí)現(xiàn)對(duì)PO-P的去除。短程反硝化還原NO-N 作用逐漸增強(qiáng)，使得PDA對(duì)NO-N 的去除率有著上升的趨勢(shì)，并最后趨于30%。

圖3 在整個(gè)系統(tǒng)中DPR和PDA對(duì)不同營(yíng)養(yǎng)物去除的貢獻(xiàn)分析

2.3 DPR系統(tǒng)活性分析

在系統(tǒng)各個(gè)穩(wěn)定階段分別進(jìn)行批次試驗(yàn)，如圖4 所示，從第Ⅰ-1 至Ⅲ階段，和呈現(xiàn)出上 升 的 趨 勢(shì)， 從 初 始 的3.26mgP/(gVSS·h)、6.25mgP/(gVSS·h) 上 升 至 6.90mgP/(gVSS·h)、23.05mgP/(gVSS·h)，磷良好的釋放和吸收速率的升高得益于對(duì)進(jìn)水COD 和硝態(tài)氮濃度的調(diào)控，表明無論在厭氧還是缺氧條件下，高濃度的進(jìn)水COD 和硝態(tài)氮會(huì)抑制DPAOs 的活性，繼而影響DPR 除磷效果。從Ⅰ-1 至Ⅰ-3 磷的最大釋放速率比逐漸升高，往后較為穩(wěn)定，與乙酸最大吸收速率比的變化趨勢(shì)基本一致，不難推出，磷的釋放與COD 的消耗有著密切的關(guān)系。從圖可以看出，磷的最大吸收速率比逐漸上升，得益于在厭氧階段磷的大量釋放，此外還可以發(fā)現(xiàn)反硝化速率比逐漸降低，這也是性能增強(qiáng)的重要原因。綜上所述，在DPR 反應(yīng)過程中，高濃度底物（COD 和硝態(tài)氮）會(huì)降低DPAOs 活性，從而影響磷的釋放和吸收，DPAOs 利用NO-N 為電子受體而有效富集，在去除N、P 過程中發(fā)揮核心作用。

圖4 DPR批次試驗(yàn)效果分析

2.4 PDA系統(tǒng)脫氮途徑分析

圖5 A、B、C批次實(shí)驗(yàn)氮素轉(zhuǎn)化情況

2.5 DPR和PDA系統(tǒng)的微生物群落分析

2.5.1 DPR中門、屬水平優(yōu)勢(shì)微生物分析

DPR 污泥在門、屬水平的微生物種群組成如圖6(a)所示，在DPR中有著較為豐富的細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)， 按照豐度排列主要存在變形菌門（，46.81%）、綠彎菌門（，16.79%）、擬桿菌門（，8.30%）、綠菌門（，4.20%）、厚 壁 菌 門（，1.80%）等。此外在DPR污泥樣品中的優(yōu)勢(shì)菌群主要以變形菌群為主，它們的存在為系統(tǒng)良好的脫氮除磷效果提供了保障。

為了更進(jìn)一步研究系統(tǒng)運(yùn)行過程中微生物群落的變化，對(duì)細(xì)菌屬水平進(jìn)行分析。如圖6(b)所示，在DPR 中，豐度最高的菌是-變形菌綱的念珠菌屬（_），占7.41%，有著較大豐度比例的_作為一種聚磷菌（PAOs），在反應(yīng)中與磷的釋放能力有很大的關(guān)系。厚壁菌門的芽孢桿菌（）占總體豐度的5.13%，不僅具有促硝化能力而且還具有抵抗外界各種有害因子的作用，能夠降解廢水中的氨氮，對(duì)廢水中氮的去除以及維持系統(tǒng)的穩(wěn)定具有較大貢獻(xiàn)。-變形菌綱中的、陶厄氏菌（）和紅環(huán)科細(xì)菌，它們所占總體豐度為3.23%、1.21%和0.94%。-變形菌綱中的主要菌屬為氣單胞菌屬（）和假單胞菌屬（），它們的豐度分別為2.42%和0.98%，與-變形菌綱中的紅環(huán)科細(xì)菌共同作為系統(tǒng)中的DPR 優(yōu)勢(shì)菌種，對(duì)系統(tǒng)中磷的去除起到了關(guān)鍵作用。-變形菌綱中的作為一種聚糖菌（GAOs），豐度為1.98%，能利用NO-N作為電子受體將碳源轉(zhuǎn)換為PHA 的能力，同樣作為聚糖菌的會(huì)與PAOs競(jìng)爭(zhēng)碳源，影響系統(tǒng)的脫氮除磷效果，不過從圖中可以看出_豐度較低，為0.92%，相比較豐度較高的聚磷菌，影響甚微。不難發(fā)現(xiàn)，良好的除磷效果離不開聚磷菌和聚糖菌的共同作用，它們的良好共存維持了系統(tǒng)穩(wěn)定高效的運(yùn)行。

圖6 DPR中微生物種群分類（門和屬）的群落組成相對(duì)豐度比例

2.5.2 PDA中門、屬水平優(yōu)勢(shì)微生物分析

PDA 污泥在門、屬水平的微生物種群組成如圖7所示，主要有變形菌門（）、擬桿菌門（）、綠彎菌門（）和綠茵門（），豐度分別為55.8%、14.42%、5.67%、2.21%。

圖7 PDA中微生物種群分類（門和屬）的群落組成相對(duì)豐度比例

在系統(tǒng)中高比例豐度的變形菌門細(xì)菌保證了氮素的良好循環(huán)，-變形菌綱中的陶厄氏菌（）和在變形菌門中占據(jù)最高的豐度，分別為7.24%和5.48%，陶厄氏菌屬作為系統(tǒng)中主要的反硝化菌，能夠高效地將NO-N 還原為NO-N，為厭氧氨氧化反應(yīng)提供底物，作為反硝化菌在短程反硝化過程中也起著一定的作用。系統(tǒng)中主要的厭氧氨氧化菌屬有_、_和_，其中_占最大豐度比例，為3.12%。有研究顯示乙酸鈉對(duì)厭氧氨氧化菌落的形成有著促進(jìn)作用，在一定的C/N條件下_菌群呈現(xiàn)一定的生長(zhǎng)優(yōu)勢(shì)。此外，這些菌群可以進(jìn)行短程反硝化反應(yīng)，并維持著系統(tǒng)的氮循環(huán)。在本實(shí)驗(yàn)中良好的氮去除效果離不開厭氧氨氧化菌落的富集。由于本次實(shí)驗(yàn)對(duì)溶解氧沒有嚴(yán)格控制，作為AOB 和NOB 的、和占據(jù)了1.42%的豐度比例，對(duì)系統(tǒng)脫氮也起到了一定的作用。在除磷方面，作為PAOs 的念珠菌屬（_）、假單胞菌屬（）和黃桿菌屬（） 有著0.32% 的豐度，_、和為GAOs菌，總豐度為0.76%。此外，在DPR 和PDA 污泥中均檢測(cè)到一些與普通異養(yǎng)生物（OHB）有關(guān)的菌屬，它們可能利用底物代謝或生物衰變產(chǎn)生的復(fù)合物來生長(zhǎng)。系統(tǒng)良好的脫氮除磷效果離不開各種功能的微生物群落在系統(tǒng)中協(xié)同作用、互不干擾。

3 結(jié)論

（1）經(jīng)過185天，在ABR-CSTR反應(yīng)器中成功啟動(dòng)DPR+PDA 一體式工藝。在外加COD/NO-N比值為0.7 時(shí)，系統(tǒng)中PO-P 和TN 的去除率達(dá)到96.91%和97.75%。本組合工藝無需曝氣，對(duì)碳源需求較低，證實(shí)了該工藝在處理生活污水和硝酸鹽廢水是可行的。

（2）DPR 是系統(tǒng)脫氮除磷的主要承擔(dān)者，在185 天時(shí)，DPR 對(duì)系統(tǒng)TN 和TP 的去除率占比為58.27%和99.07%，PDA系統(tǒng)對(duì)TN的去除率占比從最初的4.53%上升至37.52%。

（3）通過批次試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)較高濃度的COD 會(huì)抑制DPAOs 活性，NO-N 不僅作為吸磷階段的電子受體，還為PD提供重要底物。高效PD在30min內(nèi)快速反應(yīng)（NTR為92.25%），穩(wěn)定為厭氧氨氧化供給NO-N。

（4）DPR-PDA 組合工藝脫氮除磷效果與功能性菌的相對(duì)豐度密切相關(guān)，高通量測(cè)序結(jié)果表明：DPR系統(tǒng)主要除磷菌為（占7.41%），PDA 系統(tǒng)主要脫氮菌為（占7.24%）和（占3.12%）。