低温条件下纯膜MBBR脱氮技术

近年来，我国大部分地方政府在国家现有《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918―2002）的基础上，对城镇污水处理厂出水水质提出了新的要求，尤其对有机物与氨氮指标的要求更加严格。以活性污泥法为代表的传统城镇污水处理技术通常存在低温生物硝化限制性瓶颈问题。有研究表明，当反应温度<12℃时，活性污泥法的硝化功能会受到严重抑制。因此，如何突破污水处理低温限制瓶颈，实现高效生物脱氮已成为污水处理领域急需解决的问题。移动床生物膜反应器（MBBR）由于生物膜在载体表面附着生长，使硝化菌能够形成富集生长并在低温条件下维持较强的硝化能力。笔者结合纯膜MBBR生物硝化与两段式A/O生物脱氮的优势，构建了两段A/O-MBBR中试系统，考察了其在低温条件下对有机物、氨氮与总无机氮（TIN）的去除能力，分析了各反应池对主要污染物的去除效果，并通过静态试验评估了好氧池的硝化能力和缺氧池的反硝化能力，同时分析了各反应池活性生物量及功能微生物的差异，旨在建立宏观脱氮能力与微观微生物结构之间的联系，为多段A/O-MBBR系统的构建及其优化调控提供技术支撑。

1、材料与方法

1.1 中试系统装置

本研究构建了两段A/O-MBBR生物脱氮中试系统，其工艺流程如图1所示。中试系统由两段缺氧/好氧（A/O）组成，共划分为8个独立的反应单元，其中第1段A/O-MBBR系统由缺氧池A1、A2与好氧池O3、O4、O5组成，第2段A/O-MBBR系统由缺氧池A6、A7与好氧池O8组成，上述各反应池的有效容积均为0.7m3（Ø0.8m×1.7m），有效水深为1.4m。各反应池内投加的生物膜载体比表面积均为500m2/m3，其在缺氧池内的填充率为40%、在好氧池内的填充率为50%。好氧池采用穿孔管曝气，控制DO浓度为6~8mg/L，缺氧池采用机械搅拌以保证载体的流化。第1段A/O-MBBR系统的硝化液由O5回流至A1，控制回流比为100%。为保证后置反硝化正常进行，在第2段A/O-MBBR系统的缺氧池A6投加一定量的外源性碳源（乙酸钠），控制C/N值在7左右。控制中试系统进水流量为8.4m3/d，理论水力停留时间（HRT）为16h。

1.2 进水水质特征

两段A/O-MBBR系统进水取自青岛某污水处理厂初沉池出水，其温度为10~12℃、COD为（244.05±22.88）mg/L、溶解性COD（SCOD）为（157.96±28.42）mg/L、NH4+-N为（37.96±1.98）mg/L、TIN（NH4+-N、NO3--N与NO2--N之和）为（39.59±2.16）mg/L、SS为（155±20）mg/L、pH为7~9。

1.3 硝化和反硝化静态试验

静态试验采用5L烧杯反应器，温度与中试系统保持一致，反应历时2h。硝化与反硝化静态试验均采用人工配水，好氧硝化试验以氯化铵为反应基质，生物膜载体取自中试系统各好氧池，控制静态反应器内填充率为40%，好氧反应过程中DO浓度在9~10mg/L。缺氧反硝化试验以硝酸钾与乙酸钠为反应基质，控制C/N值为6，生物膜载体取自中试系统各缺氧池，控制静态反应器内填充率为30%，利用小型搅拌器保证载体在反应器内充分流化。

1.4 活性生物量测定方法

活性生物量采用Wang等提出的方法测定，取中试系统各反应池内的生物膜载体，采用水冲洗方式清除孔隙内的悬浮活性污泥，然后置于5L密闭反应器内，通过曝气使反应器内溶解氧浓度接近饱和状态后，停止曝气并开启搅拌，控制不同反应条件进行不同反应阶段生物膜耗氧呼吸速率的测定，同时结合IWA的ASM模型进行异养活性生物量和自养活性生物量的量化。

1.5 高通量测序方法

系统在低温条件下稳定运行1个月后，取各反应池内的生物膜样品，经预处理后采用FastDNA®SpinKitforSoil试剂盒提取微生物基因组DNA，利用1%琼脂糖凝胶电泳检测DNA完整性，通过Qubit3.0DNA试剂盒测定DNA浓度，PCR扩增所用引物为338F/806R。对PCR产物进行琼脂糖凝胶电泳，通过SanPrep试剂盒回收PCR产物，利用Qubit3.0DNA试剂盒进行精确定量，按照1∶1等量混合后通过IlluminaMiSeq测序平台完成高通量测序。

1.6 水样检测方法

常规水质指标均采用国家标准方法检测。

2、结果与讨论

2.1 两段A/O-MBBR系统的处理能力

在10~12℃反应温度条件下，两段A/O-MBBR系统进水有机物与氨氮容积负荷分别为（236.94±42.63）g/（m3・d）和（56.93±2.97）g/（m3・d），系统进水SCOD、NH4+-N与TIN浓度分别为（157.96±28.42）、（37.96±1.98）、（39.59±2.16）mg/L，出水浓度分别降至（45.29±4.42）、（2.56±1.02）、（14.92±1.20）mg/L，去除率分别达到（71.20±4.64）%、（93.26±2.70）%、（62.30±2.41）%，并且可以通过增加O8至A6反应池的硝化液回流同时调节碳源投加量实现出水TIN浓度的进一步降低。

两段A/O-MBBR系统中各缺氧池污染物负荷与去除负荷的关系如图2所示。由图2（a）可知，对于第1段A/O-MBBR系统缺氧池中有机物的去除而言，A1、A2反应池内生物膜载体表面SCOD负荷分别为（11.49±1.31）、（8.07±1.06）g/（m2・d），对应载体表面SCOD去除负荷分别为（3.42±0.95）、（0.55±0.28）g/（m2・d）。由图2（b）可知，对于前置反硝化脱氮而言，A1、A2反应池内生物膜载体表面NOx--N（NOx--N=NO3--N+NO2--N+0.35DO）负荷分别为（0.91±0.13）、（0.31±0.08）g/（m2・d），对应载体表面NOx--N去除负荷分别为（0.60±0.10）、（0.12±0.06）g/（m2・d），A2反应池出水NOx--N浓度低于1.5mg/L。结合图2（c）可以看出，以原水中溶解性有机物为碳源的前置反硝化过程主要发生在A1反应池内，其在进水SCOD/NOx--N为12.63的条件下，实际反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N为5.70；而在A2反应池内，其在SCOD/NOx--N为26.03的条件下，实际反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N为4.58。分析原因在于，原水中绝大部分可快速降解有机物在A1反应池内用于反硝化脱氮，并形成较高的反硝化能力；在A2反应池内，由于可用于反硝化的可快速降解有机物与硝态氮基质浓度降低，其反硝化能力显著下降。从有机物可利用与反硝化C/N值需求角度核算，确定本试验原水中用于反硝化的可快速降解有机物占总SCOD的比例约为25%~34%；同时前置反硝化脱氮的C/N（ΔSCOD/ΔNOx--N）需求约为5.51，该结果与Rusten等的研究结果相近。

对于第2段A/O-MBBR系统的缺氧池而言，在外加碳源条件下，A6、A7反应池内生物膜载体表面SCOD负荷分别为（7.68±0.83）、（3.43±0.39）g/（m2・d），对应载体表面SCOD去除负荷分别为（4.25±0.65）、（0.33±0.21）g/（m2・d）；A6、A7反应池内生物膜载体表面NOx--N负荷分别为（1.07±0.13）、（0.31±0.15）g/（m2・d），对应载体表面NOx--N去除负荷分别为（0.76±0.19）、（0.09±0.04）g/（m2・d），A7反应池出水NOx--N浓度低于4.0mg/L。由此可以看出，投加外源性碳源的后置反硝化过程主要发生在A6反应池内，其在SCOD/NOx--N为7.18的条件下，实际反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N为5.59；而在A7反应池内，其在SCOD/NOx--N为11.06的条件下，实际反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N为3.67。分析原因在于，投加的外源性碳源主要在A6反应池内用于反硝化脱氮，形成较高的反硝化能力；而在A7反应池内，反硝化微生物利用残留外源性碳源的反硝化能力显著下降。从后置反硝化C/N值需求角度出发，核算确定其反硝化C/N（ΔSCOD/ΔNOx--N））需求约为5.39，与前述前置反硝化C/N需求较为接近。

整体来看，两段A/O-MBBR系统在10~12℃反应温度条件下，前置反硝化与后置反硝化具有相近的C/N需求与反硝化能力，其反硝化能力高于大部分MBBR系统，如Rusten等研究表明，在反应温度为11.4~12.7℃、C/N需求为3.9~7.4时，生物膜载体表面NOx--N去除负荷低于0.60g/（m2・d）。

两段A/O-MBBR系统中各好氧池污染物负荷与去除负荷的关系如图3所示。

由图3（a）可知，对于第1段A/O-MBBR系统好氧池中有机物的去除而言，O3、O4与O5反应池生物膜载体表面SCOD负荷分别为（6.03±0.69）、（4.96±0.66）、（4.31±0.64）g/（m2・d），对应载体表面SCOD去除负荷分别为（1.07±0.14）、（0.65±0.10）、（0.30±0.11）g/（m2・d）。O3、O4与O5反应池表现出不同的有机物降解去除能力，且呈显著下降趋势。分析原因在于，在前置反硝化对可快速降解有机物消耗利用的基础上，进入O3、O4与O5反应池的SCOD主要为慢速或难降解有机物，受基质供给能力的影响与限制，以及不同好氧池生物膜微生物结构的差异，导致了其对有机物降解去除能力的变化。其中O5反应池出水中约45mg/L的SCOD基本为不可生物降解有机物，表明原水中存在相应数量的溶解性不可生物降解有机物。由图3（b）可知，对于前置硝化而言，O3、O4与O5反应池生物膜载体表面NH4+-N负荷分别为（2.26±0.19）、（1.98±0.20）、（1.53±0.22）g/（m2・d），对应载体表面NH4+-N去除负荷分别为（0.28±0.05）、（0.45±0.05）、（0.49±0.04）g/（m2・d），O5反应池出水NH4+-N与NOx--N浓度分别为（12.79±2.59）、（16.62±2.11）mg/L，由此反映出各好氧池硝化能力的差异，特别是O3反应池的硝化能力远低于O4、O5反应池。结合图3（c）分析原因在于，O3反应池承担了原水中经前置反硝化消耗利用后剩余的有机物，处于较高的有机物负荷状态，因此形成了以有机物降解为主的生物膜结构，导致O3反应池的硝化能力处于相对较低的水平；而O4、O5反应池处于较低的有机物负荷状态，其好氧反应以氨氮硝化为主，同时溶解氧供给主要满足好氧硝化对氧的需求，特别是其生物膜功能由以异养降解有机物为主转变为以自养硝化为主，因此O4、O5反应池的硝化能力显著提高。从整体来看，在10~12℃反应温度条件下，第1段A/O-MBBR系统好氧池的硝化能力与大部分试验结果一致，如Hem等在反应温度为15℃、溶解氧浓度为6~8mg/L、有机物负荷为5g/（m2・d）的条件下，测得生物膜载体表面的NH4+-N去除负荷低于0.50g/（m2・d）。

第2段A/O-MBBR系统的O8反应池主要承担外加碳源条件下后置反硝化残留有机物与氨氮的去除，其生物膜载体表面SCOD负荷与NH4+-N负荷分别为（2.47±0.25）g/（m2・d）和（0.60±0.13）g/（m2・d），载体表面SCOD去除负荷与NH4+-N去除负荷分别为（0.11±0.07）g/（m2・d）和（0.47±0.06）g/（m2・d），出水NH4+-N低于3.0mg/L，表明O8反应池具有较高的硝化能力。这是因为，投加的外源性可快速降解有机物在A6、A7反应池内被高效利用，O8反应池中的有机物以慢速或难降解为主且负荷较低，同时其具有一定的氨氮负荷，故生物膜功能以自养硝化为主，可以起到保证两段A/O-MBBR系统最终出水水质的作用。

2.2 各反应池硝化与反硝化能力评估

两段A/O-MBBR系统各反应池生物膜的硝化与反硝化能力测试结果如图4所示。由图4（a）可知，在初始生物膜载体表面NH4+-N负荷均为（1.44±0.03）g/（m2・d）条件下，静态试验各好氧池载体表面NH4+-N去除负荷与中试系统内实际载体表面NH4+-N去除负荷变化趋势一致，但一定程度上高于中试系统实际值。分析原因在于，静态试验是在载体表面有机物去除负荷几乎为零的非限制单氨氮基质条件下进行的，且在此过程中反应器始终处于接近饱和的高溶解氧浓度状态，其客观反映了各好氧池生物膜载体具有的最大硝化能力，同时也反映出在实际污水处理系统内各种形态的有机物及溶解氧水平对生物膜实际硝化能力的影响。

由图4（b）可知，在初始生物膜载体表面NOx--N负荷均为（1.92±0.04）g/（m2・d）条件下，静态试验各缺氧池载体表面NOx--N去除负荷与中试系统内实际载体表面NOx--N去除负荷变化趋势一致，同时A1、A2、A6和A7反应池的NOx--N去除能力分别较中试系统实际值提高了83%、350%、54%和711%。分析原因在于，静态试验是在碳源与NOx--N基质充足的非限制性基质与溶解氧近乎为零的相对理想条件下进行的，其客观反映了各缺氧池生物膜载体具有的最大反硝化能力，同时也反映出实际污水处理系统内污水水质与运行条件对生物膜实际反硝化能力的影响，尤其对于A2、A7反应池而言，在实际处理系统内无法获得充足的碳源与NOx--N基质，一定程度上限制了其生物膜生长，但反硝化活性仍处于较高水平，若系统受到较大NOx--N负荷冲击情况下为其提供足够的碳源，可为系统实现高效生物脱氮提供有力保障。

2.3 各反应池活性生物量分析

两段A/O-MBBR系统各反应池内生物膜载体表面生长的异养与自养活性生物量测定结果如图5所示。由图5（a）可知，在第1段A/O-MBBR系统中各好氧池生物膜活性生物总量处在同一水平，但异养活性生物量随有机物负荷的降低而呈逐渐下降趋势，自养活性生物量在各好氧池中的绝对量与相对量变化均较大，其中O3、O4与O5反应池中自养活性生物量在总活性生物量中占比分别达到6.57%、9.59%与19.18%，且均在O5反应池中达到最高，该结果与静态反应条件下硝化能力测试结果一致。由此表明，在第1段A/O-MBBR系统中O5反应池的生物膜处于优势生长状态，但其在中试系统内的实际氨氮去除能力尚未得到充分发挥，可考虑通过系统优化运行进一步提高O5反应池的氨氮去除负荷。同时亦表明，两段A/O-MBBR系统中各好氧池形成了与基质条件相适应的功能化生物膜结构。结合静态反应条件下生物膜的硝化能力测试结果，确定两段A/O-MBBR系统O3、O4、O5与O8反应池单位活性生物量的最大硝化能力分别为0.17、0.24、0.37与0.27gNH4+-N/（gCOD・d）。

由图5（b）可知，在两段A/O-MBBR系统的A1与A6反应池中自养活性生物量均为（0.05±0.01）gCOD/m2，分析原因在于硝化液携带的大量溶解氧为自养微生物生长创造了条件，同时表明在高负荷低氧条件下可形成自养生物量的积累。此外A6反应池的异养活性生物量远低于A1反应池，但由静态反应条件下的反硝化能力测试结果可知，A6反应池的反硝化能力略高于A1反应池，由此反映出A6与A1反应池内可能存在微生物群落结构的差异。结合静态反应条件下生物膜的反硝化能力测试结果，确定两段A/O-MBBR系统A1、A2、A6与A7反应池单位活性生物量的最大反硝化能力分别为0.45、0.40、1.60、1.35gNOx--N/（gCOD・d）。

2.4 微生物群落结构分析

两段A/O-MBBR系统各反应池中门水平上的微生物群落分布如图6所示。其中，好氧池的优势菌门为Proteobacteria（变形菌门）、Chloroflexi（绿弯菌门）、Actinobacteriota（放线菌门）与Firmicutes（厚壁菌门），相对丰度分别为27.73%~31.06%、16.09%~28.01%、15.58%~17.79%与12.44%~17.35%。缺氧池的优势菌门为Proteobacteria（变形菌门）和Bacteroidota（拟杆菌门），相对丰度分别为31.32%~53.25%和15.38%~24.89%；此外，A1、A2反应池中存在较多的Firmicutes（厚壁菌门）与Desulfobacterota（脱硫菌门），A6、A7反应池中存在较多的Chloroflexi（绿弯菌门）。

两段A/O-MBBR系统各好氧池生物膜中硝化菌属的分布情况如图7（a）所示。可以看出，硝化菌属主要为氨氧化菌Nitrosomonas（亚硝化单胞菌属）和亚硝酸盐氧化菌Nitrospira（硝化螺旋菌属），两者在O3、O4、O5与O8反应池中的相对丰度分别为0.09%、0.27%、0.42%、0.50%和0.05%、0.66%、1.19%、0.36%，其中Nitrospira对氨氮基质的亲和力较强，在低氨氮浓度环境中更具优势。在第1段A/O-MBBR系统好氧池生物膜中氨氧化菌与亚硝酸盐氧化菌的相对丰度呈上升趋势，且在O5反应池达到最高，这与静态反应条件下硝化能力与自养活性生物量测试结果一致，表明各好氧池的硝化能力变化与自养活性生物量和功能微生物菌群结构直接相关，同时各好氧池的有机物负荷与氨氮负荷变化对硝化菌生长及其菌群结构产生直接影响。

两段A/O-MBBR系统各缺氧池生物膜反硝化菌属的分布情况如图7（b）所示。可以看出，A1、A2、A6与A7反应池中反硝化菌属的相对丰度分别为32.16%、27.65%、41.28%与25.00%，且A6反应池中的反硝化菌属相对丰度明显高于其他三个反应池，由此表明A6反应池在低活性生物量条件下具有较高反硝化能力的原因所在；同时A1和A6反应池的反硝化菌属相对丰度分别高于A2和A7反应池，这是因为A1和A6反应池的碳源与硝态氮基质条件均优于A2、A7反应池。从组成来看，前置缺氧A1、A2反应池的反硝化菌属组成相似，主要为Flavobacterium（黄杆菌属）、Denitratisoma、Rhodobacter（红杆菌属）、Lentimicrobium、Sulfuritalea与Thiobacillus（硫杆菌属），其中Sulfuritalea和Thiobacillus为硫自养反硝化菌，可利用硫化物为电子供体进行硝酸盐或亚硝酸盐还原，分析其大量存在的原因可能是中试系统进水含有一定浓度的硫化物，有利于硫自养反硝化菌的生长。后置缺氧A6、A7反应池中的优势菌属组成相似但相对丰度存在差异，A6反应池中主要为Dechloromonas（脱氯单胞菌属）、Hydrogenophaga（氢噬胞菌属）与Acidovorax（食酸菌属），A7反应池中主要为Flavobacterium与Acinetobacter（不动杆菌属），其中Dechloromonas、Acidovorax和Acinetobacter为反硝化除磷菌，反硝化除磷菌在两段A/O-MBBR系统中存在的机制有待进一步研究。

3、结论

①两段A/O-MBBR系统在反应温度为10~12℃、水力停留时间为16h、进水有机物与氨氮容积负荷分别为（236.94±42.63）g/（m2・d）与（56.93±2.97）g/（m2・d）的条件下，对SCOD、NH4+-N与TIN去除率分别达到（71.20±4.64）%、（93.26±2.70）%与（62.30±2.41）%，出水浓度分别稳定在（45.29±4.42）、（2.56±1.02）与（14.92±1.20）mg/L。

②两段A/O-MBBR系统的前置缺氧段利用原水中的有机物进行反硝化，实现原水中碳源的高效利用，后置缺氧段采用外加碳源提高系统的脱氮效果。A1与A6反应池生物膜载体表面最大反硝化能力（以NOx--N计）分别为1.10、1.17g/（m2・d），进水水质不同导致前置缺氧段与后置缺氧段的活性生物量与反硝化微生物群落结构存在显著差异。

③两段A/O-MBBR系统好氧段O3反应池主要用于原水中经前置反硝化利用后剩余有机物的降解，O4、O5反应池主要发挥硝化作用，O8反应池用于去除后置反硝化残留的有机物与氨氮。低温条件下各好氧池生物膜载体表面最大硝化能力（以NH4+-N计）在0.49~1.07g/（m2・d）之间，各好氧池形成了与基质条件相适应的功能化生物膜结构。（来源：青岛理工大学环境与市政工程学院城镇污水处理与资源化国家地方联合工程中心，烟台市环卫管理中心）