近年來，我國大部分地方政府在國家現(xiàn)有《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》（GB18918—2002）的基礎上，對城鎮(zhèn)污水處理廠出水水質(zhì)提出了新的要求，尤其對有機物與氨氮指標的要求更加嚴格。以活性污泥法為代表的傳統(tǒng)城鎮(zhèn)污水處理技術通常存在低溫生物硝化限制性瓶頸問題。有研究表明，當反應溫度<12℃時，活性污泥法的硝化功能會受到嚴重抑制。因此，如何突破污水處理低溫限制瓶頸，實現(xiàn)高效生物脫氮已成為污水處理領域急需解決的問題。移動床生物膜反應器（MBBR）由于生物膜在載體表面附著生長，使硝化菌能夠形成富集生長并在低溫條件下維持較強的硝化能力。筆者結合純膜MBBR生物硝化與兩段式A/O生物脫氮的優(yōu)勢，構建了兩段A/O-MBBR中試系統(tǒng)，考察了其在低溫條件下對有機物、氨氮與總無機氮（TIN）的去除能力，分析了各反應池對主要污染物的去除效果，并通過靜態(tài)試驗評估了好氧池的硝化能力和缺氧池的反硝化能力，同時分析了各反應池活性生物量及功能微生物的差異，旨在建立宏觀脫氮能力與微觀微生物結構之間的聯(lián)系，為多段A/O-MBBR系統(tǒng)的構建及其優(yōu)化調(diào)控提供技術支撐。

1、材料與方法

1.1 中試系統(tǒng)裝置

本研究構建了兩段A/O-MBBR生物脫氮中試系統(tǒng)，其工藝流程如圖1所示。中試系統(tǒng)由兩段缺氧/好氧（A/O）組成，共劃分為8個獨立的反應單元，其中第1段A/O-MBBR系統(tǒng)由缺氧池A1、A2與好氧池O3、O4、O5組成，第2段A/O-MBBR系統(tǒng)由缺氧池A6、A7與好氧池O8組成，上述各反應池的有效容積均為0.7m3（Ø0.8m×1.7m），有效水深為1.4m。各反應池內(nèi)投加的生物膜載體比表面積均為500m2/m3，其在缺氧池內(nèi)的填充率為40%、在好氧池內(nèi)的填充率為50%。好氧池采用穿孔管曝氣，控制DO濃度為6~8mg/L，缺氧池采用機械攪拌以保證載體的流化。第1段A/O-MBBR系統(tǒng)的硝化液由O5回流至A1，控制回流比為100%。為保證后置反硝化正常進行，在第2段A/O-MBBR系統(tǒng)的缺氧池A6投加一定量的外源性碳源（乙酸鈉），控制C/N值在7左右。控制中試系統(tǒng)進水流量為8.4m3/d，理論水力停留時間（HRT）為16h。

1.2 進水水質(zhì)特征

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)進水取自青島某污水處理廠初沉池出水，其溫度為10~12℃、COD為（244.05±22.88）mg/L、溶解性COD（SCOD）為（157.96±28.42）mg/L、NH4+-N為（37.96±1.98）mg/L、TIN（NH4+-N、NO3--N與NO2--N之和）為（39.59±2.16）mg/L、SS為（155±20）mg/L、pH為7~9。

1.3 硝化和反硝化靜態(tài)試驗

靜態(tài)試驗采用5L燒杯反應器，溫度與中試系統(tǒng)保持一致，反應歷時2h。硝化與反硝化靜態(tài)試驗均采用人工配水，好氧硝化試驗以氯化銨為反應基質(zhì)，生物膜載體取自中試系統(tǒng)各好氧池，控制靜態(tài)反應器內(nèi)填充率為40%，好氧反應過程中DO濃度在9~10mg/L。缺氧反硝化試驗以硝酸鉀與乙酸鈉為反應基質(zhì)，控制C/N值為6，生物膜載體取自中試系統(tǒng)各缺氧池，控制靜態(tài)反應器內(nèi)填充率為30%，利用小型攪拌器保證載體在反應器內(nèi)充分流化。

1.4 活性生物量測定方法

活性生物量采用Wang等提出的方法測定，取中試系統(tǒng)各反應池內(nèi)的生物膜載體，采用水沖洗方式清除孔隙內(nèi)的懸浮活性污泥，然后置于5L密閉反應器內(nèi)，通過曝氣使反應器內(nèi)溶解氧濃度接近飽和狀態(tài)后，停止曝氣并開啟攪拌，控制不同反應條件進行不同反應階段生物膜耗氧呼吸速率的測定，同時結合IWA的ASM模型進行異養(yǎng)活性生物量和自養(yǎng)活性生物量的量化。

1.5 高通量測序方法

系統(tǒng)在低溫條件下穩(wěn)定運行1個月后，取各反應池內(nèi)的生物膜樣品，經(jīng)預處理后采用FastDNA®SpinKitforSoil試劑盒提取微生物基因組DNA，利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA完整性，通過Qubit3.0DNA試劑盒測定DNA濃度，PCR擴增所用引物為338F/806R。對PCR產(chǎn)物進行瓊脂糖凝膠電泳，通過SanPrep試劑盒回收PCR產(chǎn)物，利用Qubit3.0DNA試劑盒進行精確定量，按照1∶1等量混合后通過IlluminaMiSeq測序平臺完成高通量測序。

1.6 水樣檢測方法

常規(guī)水質(zhì)指標均采用國家標準方法檢測。

2、結果與討論

2.1 兩段A/O-MBBR系統(tǒng)的處理能力

在10~12℃反應溫度條件下，兩段A/O-MBBR系統(tǒng)進水有機物與氨氮容積負荷分別為（236.94±42.63）g/（m3·d）和（56.93±2.97）g/（m3·d），系統(tǒng)進水SCOD、NH4+-N與TIN濃度分別為（157.96±28.42）、（37.96±1.98）、（39.59±2.16）mg/L，出水濃度分別降至（45.29±4.42）、（2.56±1.02）、（14.92±1.20）mg/L，去除率分別達到（71.20±4.64）%、（93.26±2.70）%、（62.30±2.41）%，并且可以通過增加O8至A6反應池的硝化液回流同時調(diào)節(jié)碳源投加量實現(xiàn)出水TIN濃度的進一步降低。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中各缺氧池污染物負荷與去除負荷的關系如圖2所示。由圖2（a）可知，對于第1段A/O-MBBR系統(tǒng)缺氧池中有機物的去除而言，A1、A2反應池內(nèi)生物膜載體表面SCOD負荷分別為（11.49±1.31）、（8.07±1.06）g/（m2·d），對應載體表面SCOD去除負荷分別為（3.42±0.95）、（0.55±0.28）g/（m2·d）。由圖2（b）可知，對于前置反硝化脫氮而言，A1、A2反應池內(nèi)生物膜載體表面NOx--N（NOx--N=NO3--N+NO2--N+0.35DO）負荷分別為（0.91±0.13）、（0.31±0.08）g/（m2·d），對應載體表面NOx--N去除負荷分別為（0.60±0.10）、（0.12±0.06）g/（m2·d），A2反應池出水NOx--N濃度低于1.5mg/L。結合圖2（c）可以看出，以原水中溶解性有機物為碳源的前置反硝化過程主要發(fā)生在A1反應池內(nèi)，其在進水SCOD/NOx--N為12.63的條件下，實際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為5.70；而在A2反應池內(nèi)，其在SCOD/NOx--N為26.03的條件下，實際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為4.58。分析原因在于，原水中絕大部分可快速降解有機物在A1反應池內(nèi)用于反硝化脫氮，并形成較高的反硝化能力；在A2反應池內(nèi)，由于可用于反硝化的可快速降解有機物與硝態(tài)氮基質(zhì)濃度降低，其反硝化能力顯著下降。從有機物可利用與反硝化C/N值需求角度核算，確定本試驗原水中用于反硝化的可快速降解有機物占總SCOD的比例約為25%~34%；同時前置反硝化脫氮的C/N（ΔSCOD/ΔNOx--N）需求約為5.51，該結果與Rusten等的研究結果相近。

對于第2段A/O-MBBR系統(tǒng)的缺氧池而言，在外加碳源條件下，A6、A7反應池內(nèi)生物膜載體表面SCOD負荷分別為（7.68±0.83）、（3.43±0.39）g/（m2·d），對應載體表面SCOD去除負荷分別為（4.25±0.65）、（0.33±0.21）g/（m2·d）；A6、A7反應池內(nèi)生物膜載體表面NOx--N負荷分別為（1.07±0.13）、（0.31±0.15）g/（m2·d），對應載體表面NOx--N去除負荷分別為（0.76±0.19）、（0.09±0.04）g/（m2·d），A7反應池出水NOx--N濃度低于4.0mg/L。由此可以看出，投加外源性碳源的后置反硝化過程主要發(fā)生在A6反應池內(nèi)，其在SCOD/NOx--N為7.18的條件下，實際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為5.59；而在A7反應池內(nèi)，其在SCOD/NOx--N為11.06的條件下，實際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為3.67。分析原因在于，投加的外源性碳源主要在A6反應池內(nèi)用于反硝化脫氮，形成較高的反硝化能力；而在A7反應池內(nèi)，反硝化微生物利用殘留外源性碳源的反硝化能力顯著下降。從后置反硝化C/N值需求角度出發(fā)，核算確定其反硝化C/N（ΔSCOD/ΔNOx--N））需求約為5.39，與前述前置反硝化C/N需求較為接近。

整體來看，兩段A/O-MBBR系統(tǒng)在10~12℃反應溫度條件下，前置反硝化與后置反硝化具有相近的C/N需求與反硝化能力，其反硝化能力高于大部分MBBR系統(tǒng)，如Rusten等研究表明，在反應溫度為11.4~12.7℃、C/N需求為3.9~7.4時，生物膜載體表面NOx--N去除負荷低于0.60g/（m2·d）。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中各好氧池污染物負荷與去除負荷的關系如圖3所示。

由圖3（a）可知，對于第1段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧池中有機物的去除而言，O3、O4與O5反應池生物膜載體表面SCOD負荷分別為（6.03±0.69）、（4.96±0.66）、（4.31±0.64）g/（m2·d），對應載體表面SCOD去除負荷分別為（1.07±0.14）、（0.65±0.10）、（0.30±0.11）g/（m2·d）。O3、O4與O5反應池表現(xiàn)出不同的有機物降解去除能力，且呈顯著下降趨勢。分析原因在于，在前置反硝化對可快速降解有機物消耗利用的基礎上，進入O3、O4與O5反應池的SCOD主要為慢速或難降解有機物，受基質(zhì)供給能力的影響與限制，以及不同好氧池生物膜微生物結構的差異，導致了其對有機物降解去除能力的變化。其中O5反應池出水中約45mg/L的SCOD基本為不可生物降解有機物，表明原水中存在相應數(shù)量的溶解性不可生物降解有機物。由圖3（b）可知，對于前置硝化而言，O3、O4與O5反應池生物膜載體表面NH4+-N負荷分別為（2.26±0.19）、（1.98±0.20）、（1.53±0.22）g/（m2·d），對應載體表面NH4+-N去除負荷分別為（0.28±0.05）、（0.45±0.05）、（0.49±0.04）g/（m2·d），O5反應池出水NH4+-N與NOx--N濃度分別為（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異，特別是O3反應池的硝化能力遠低于O4、O5反應池。結合圖3（c）分析原因在于，O3反應池承擔了原水中經(jīng)前置反硝化消耗利用后剩余的有機物，處于較高的有機物負荷狀態(tài)，因此形成了以有機物降解為主的生物膜結構，導致O3反應池的硝化能力處于相對較低的水平；而O4、O5反應池處于較低的有機物負荷狀態(tài)，其好氧反應以氨氮硝化為主，同時溶解氧供給主要滿足好氧硝化對氧的需求，特別是其生物膜功能由以異養(yǎng)降解有機物為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐宰责B(yǎng)硝化為主，因此O4、O5反應池的硝化能力顯著提高。從整體來看，在10~12℃反應溫度條件下，第1段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧池的硝化能力與大部分試驗結果一致，如Hem等在反應溫度為15℃、溶解氧濃度為6~8mg/L、有機物負荷為5g/（m2·d）的條件下，測得生物膜載體表面的NH4+-N去除負荷低于0.50g/（m2·d）。

第2段A/O-MBBR系統(tǒng)的O8反應池主要承擔外加碳源條件下后置反硝化殘留有機物與氨氮的去除，其生物膜載體表面SCOD負荷與NH4+-N負荷分別為（2.47±0.25）g/（m2·d）和（0.60±0.13）g/（m2·d），載體表面SCOD去除負荷與NH4+-N去除負荷分別為（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反應池具有較高的硝化能力。這是因為，投加的外源性可快速降解有機物在A6、A7反應池內(nèi)被高效利用，O8反應池中的有機物以慢速或難降解為主且負荷較低，同時其具有一定的氨氮負荷，故生物膜功能以自養(yǎng)硝化為主，可以起到保證兩段A/O-MBBR系統(tǒng)最終出水水質(zhì)的作用。

2.2 各反應池硝化與反硝化能力評估

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各反應池生物膜的硝化與反硝化能力測試結果如圖4所示。由圖4（a）可知，在初始生物膜載體表面NH4+-N負荷均為（1.44±0.03）g/（m2·d）條件下，靜態(tài)試驗各好氧池載體表面NH4+-N去除負荷與中試系統(tǒng)內(nèi)實際載體表面NH4+-N去除負荷變化趨勢一致，但一定程度上高于中試系統(tǒng)實際值。分析原因在于，靜態(tài)試驗是在載體表面有機物去除負荷幾乎為零的非限制單氨氮基質(zhì)條件下進行的，且在此過程中反應器始終處于接近飽和的高溶解氧濃度狀態(tài)，其客觀反映了各好氧池生物膜載體具有的最大硝化能力，同時也反映出在實際污水處理系統(tǒng)內(nèi)各種形態(tài)的有機物及溶解氧水平對生物膜實際硝化能力的影響。

由圖4（b）可知，在初始生物膜載體表面NOx--N負荷均為（1.92±0.04）g/（m2·d）條件下，靜態(tài)試驗各缺氧池載體表面NOx--N去除負荷與中試系統(tǒng)內(nèi)實際載體表面NOx--N去除負荷變化趨勢一致，同時A1、A2、A6和A7反應池的NOx--N去除能力分別較中試系統(tǒng)實際值提高了83%、350%、54%和711%。分析原因在于，靜態(tài)試驗是在碳源與NOx--N基質(zhì)充足的非限制性基質(zhì)與溶解氧近乎為零的相對理想條件下進行的，其客觀反映了各缺氧池生物膜載體具有的最大反硝化能力，同時也反映出實際污水處理系統(tǒng)內(nèi)污水水質(zhì)與運行條件對生物膜實際反硝化能力的影響，尤其對于A2、A7反應池而言，在實際處理系統(tǒng)內(nèi)無法獲得充足的碳源與NOx--N基質(zhì)，一定程度上限制了其生物膜生長，但反硝化活性仍處于較高水平，若系統(tǒng)受到較大NOx--N負荷沖擊情況下為其提供足夠的碳源，可為系統(tǒng)實現(xiàn)高效生物脫氮提供有力保障。

2.3 各反應池活性生物量分析

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各反應池內(nèi)生物膜載體表面生長的異養(yǎng)與自養(yǎng)活性生物量測定結果如圖5所示。由圖5（a）可知，在第1段A/O-MBBR系統(tǒng)中各好氧池生物膜活性生物總量處在同一水平，但異養(yǎng)活性生物量隨有機物負荷的降低而呈逐漸下降趨勢，自養(yǎng)活性生物量在各好氧池中的絕對量與相對量變化均較大，其中O3、O4與O5反應池中自養(yǎng)活性生物量在總活性生物量中占比分別達到6.57%、9.59%與19.18%，且均在O5反應池中達到最高，該結果與靜態(tài)反應條件下硝化能力測試結果一致。由此表明，在第1段A/O-MBBR系統(tǒng)中O5反應池的生物膜處于優(yōu)勢生長狀態(tài)，但其在中試系統(tǒng)內(nèi)的實際氨氮去除能力尚未得到充分發(fā)揮，可考慮通過系統(tǒng)優(yōu)化運行進一步提高O5反應池的氨氮去除負荷。同時亦表明，兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中各好氧池形成了與基質(zhì)條件相適應的功能化生物膜結構。結合靜態(tài)反應條件下生物膜的硝化能力測試結果，確定兩段A/O-MBBR系統(tǒng)O3、O4、O5與O8反應池單位活性生物量的最大硝化能力分別為0.17、0.24、0.37與0.27gNH4+-N/（gCOD·d）。

由圖5（b）可知，在兩段A/O-MBBR系統(tǒng)的A1與A6反應池中自養(yǎng)活性生物量均為（0.05±0.01）gCOD/m2，分析原因在于硝化液攜帶的大量溶解氧為自養(yǎng)微生物生長創(chuàng)造了條件，同時表明在高負荷低氧條件下可形成自養(yǎng)生物量的積累。此外A6反應池的異養(yǎng)活性生物量遠低于A1反應池，但由靜態(tài)反應條件下的反硝化能力測試結果可知，A6反應池的反硝化能力略高于A1反應池，由此反映出A6與A1反應池內(nèi)可能存在微生物群落結構的差異。結合靜態(tài)反應條件下生物膜的反硝化能力測試結果，確定兩段A/O-MBBR系統(tǒng)A1、A2、A6與A7反應池單位活性生物量的最大反硝化能力分別為0.45、0.40、1.60、1.35gNOx--N/（gCOD·d）。

2.4 微生物群落結構分析

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各反應池中門水平上的微生物群落分布如圖6所示。其中，好氧池的優(yōu)勢菌門為Proteobacteria（變形菌門）、Chloroflexi（綠彎菌門）、Actinobacteriota（放線菌門）與Firmicutes（厚壁菌門），相對豐度分別為27.73%~31.06%、16.09%~28.01%、15.58%~17.79%與12.44%~17.35%。缺氧池的優(yōu)勢菌門為Proteobacteria（變形菌門）和Bacteroidota（擬桿菌門），相對豐度分別為31.32%~53.25%和15.38%~24.89%；此外，A1、A2反應池中存在較多的Firmicutes（厚壁菌門）與Desulfobacterota（脫硫菌門），A6、A7反應池中存在較多的Chloroflexi（綠彎菌門）。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各好氧池生物膜中硝化菌屬的分布情況如圖7（a）所示。可以看出，硝化菌屬主要為氨氧化菌Nitrosomonas（亞硝化單胞菌屬）和亞硝酸鹽氧化菌Nitrospira（硝化螺旋菌屬），兩者在O3、O4、O5與O8反應池中的相對豐度分別為0.09%、0.27%、0.42%、0.50%和0.05%、0.66%、1.19%、0.36%，其中Nitrospira對氨氮基質(zhì)的親和力較強，在低氨氮濃度環(huán)境中更具優(yōu)勢。在第1段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧池生物膜中氨氧化菌與亞硝酸鹽氧化菌的相對豐度呈上升趨勢，且在O5反應池達到最高，這與靜態(tài)反應條件下硝化能力與自養(yǎng)活性生物量測試結果一致，表明各好氧池的硝化能力變化與自養(yǎng)活性生物量和功能微生物菌群結構直接相關，同時各好氧池的有機物負荷與氨氮負荷變化對硝化菌生長及其菌群結構產(chǎn)生直接影響。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各缺氧池生物膜反硝化菌屬的分布情況如圖7（b）所示。可以看出，A1、A2、A6與A7反應池中反硝化菌屬的相對豐度分別為32.16%、27.65%、41.28%與25.00%，且A6反應池中的反硝化菌屬相對豐度明顯高于其他三個反應池，由此表明A6反應池在低活性生物量條件下具有較高反硝化能力的原因所在；同時A1和A6反應池的反硝化菌屬相對豐度分別高于A2和A7反應池，這是因為A1和A6反應池的碳源與硝態(tài)氮基質(zhì)條件均優(yōu)于A2、A7反應池。從組成來看，前置缺氧A1、A2反應池的反硝化菌屬組成相似，主要為Flavobacterium（黃桿菌屬）、Denitratisoma、Rhodobacter（紅桿菌屬）、Lentimicrobium、Sulfuritalea與Thiobacillus（硫桿菌屬），其中Sulfuritalea和Thiobacillus為硫自養(yǎng)反硝化菌，可利用硫化物為電子供體進行硝酸鹽或亞硝酸鹽還原，分析其大量存在的原因可能是中試系統(tǒng)進水含有一定濃度的硫化物，有利于硫自養(yǎng)反硝化菌的生長。后置缺氧A6、A7反應池中的優(yōu)勢菌屬組成相似但相對豐度存在差異，A6反應池中主要為Dechloromonas（脫氯單胞菌屬）、Hydrogenophaga（氫噬胞菌屬）與Acidovorax（食酸菌屬），A7反應池中主要為Flavobacterium與Acinetobacter（不動桿菌屬），其中Dechloromonas、Acidovorax和Acinetobacter為反硝化除磷菌，反硝化除磷菌在兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中存在的機制有待進一步研究。

3、結論

①兩段A/O-MBBR系統(tǒng)在反應溫度為10~12℃、水力停留時間為16h、進水有機物與氨氮容積負荷分別為（236.94±42.63）g/（m2·d）與（56.93±2.97）g/（m2·d）的條件下，對SCOD、NH4+-N與TIN去除率分別達到（71.20±4.64）%、（93.26±2.70）%與（62.30±2.41）%，出水濃度分別穩(wěn)定在（45.29±4.42）、（2.56±1.02）與（14.92±1.20）mg/L。

②兩段A/O-MBBR系統(tǒng)的前置缺氧段利用原水中的有機物進行反硝化，實現(xiàn)原水中碳源的高效利用，后置缺氧段采用外加碳源提高系統(tǒng)的脫氮效果。A1與A6反應池生物膜載體表面最大反硝化能力（以NOx--N計）分別為1.10、1.17g/（m2·d），進水水質(zhì)不同導致前置缺氧段與后置缺氧段的活性生物量與反硝化微生物群落結構存在顯著差異。

③兩段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧段O3反應池主要用于原水中經(jīng)前置反硝化利用后剩余有機物的降解，O4、O5反應池主要發(fā)揮硝化作用，O8反應池用于去除后置反硝化殘留的有機物與氨氮。低溫條件下各好氧池生物膜載體表面最大硝化能力（以NH4+-N計）在0.49~1.07g/（m2·d）之間，各好氧池形成了與基質(zhì)條件相適應的功能化生物膜結構。（來源：青島理工大學環(huán)境與市政工程學院城鎮(zhèn)污水處理與資源化國家地方聯(lián)合工程中心，煙臺市環(huán)衛(wèi)管理中心）