孫治冶，李保安*，李 玫，王國鋒，閆小軍，蘭美超，劉汝康，高 帥

(1.天津大學(xué)化工學(xué)院，天津 300350； 2.天津化學(xué)化工協(xié)同創(chuàng)新中心，天津 300072； 3.天津大學(xué)化學(xué)工程聯(lián)合國家重點實驗室，天津 300350； 4.天津大學(xué)青島海洋工程研究院，山東 青島 266200； 5.河南師范大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院，河南 新鄉(xiāng) 453007； 6.天津海之凰科技有限公司，天津 300384； 7.青島城投大任水務(wù)有限公司西部污水處理廠，山東 青島 266229)

當前全國正大規(guī)模開展水環(huán)境綜合治理，很多市政污水處理廠需要進行提標改造。我國多數(shù)污水處理廠的出水直接排入下游河道湖泊，由于較低的排放標準和環(huán)境容量的限制，污水處理廠出水成為地表水體的一個主要污染源。研究表明河道水體中12%～30%的氮污染物來源于污水處理廠排出水[1]。因此，強化市政污水處理廠中氮的去除是非常緊迫的任務(wù)。

大多數(shù)污水處理廠提標改造過程中需要大幅改動原有池體結(jié)構(gòu)和比例，并需額外新建反應(yīng)池以及聯(lián)合物理化學(xué)方法[2-4]。此外，為了強化總氮(TN)的去除，多數(shù)情況下需要向其生化系統(tǒng)補加碳源[5]。這些問題導(dǎo)致現(xiàn)有污水處理廠在實際運行和提標改造過程中面對極大的資金壓力。因此，若能在增加少量投資的約束條件下,利用現(xiàn)有構(gòu)筑物做簡單改造并優(yōu)化其工藝流程，使出水水質(zhì)滿足城鎮(zhèn)污水處理廠污染物一級A排放標準(GB 18918-2002)或更高標準則可較大提高現(xiàn)有污水處理廠升級改造的經(jīng)濟與技術(shù)可行性。

MABR是結(jié)合了氣體分離膜技術(shù)與生物膜法水處理技術(shù)的一種新型污水處理技術(shù)，中空纖維膜和多功能分層生物膜是其核心部分[6]。氧氣透過中空纖維膜為附著生長在其外表面上的生物膜直接供氧，污水中的有機污染物和氮磷等營養(yǎng)物質(zhì)擴散到生物膜內(nèi)被降解去除[7-8]。MABR技術(shù)已經(jīng)應(yīng)用于多種類型的污水處理研究，包括河道水體修復(fù)[9]、制藥廢水[10]、生活污水[11]、高氨氮養(yǎng)殖廢水[12]、含油廢水[13]以及反滲透濃縮液廢水[14]等，且在個別領(lǐng)域已實現(xiàn)規(guī)?；瘧?yīng)用。此外，Downing等[15]報道了在其MABR和活性污泥組成的耦合系統(tǒng)內(nèi)，在較高的BOD/N條件下，TN的去除率可以達到100%。MABR是一種高效的污水脫氮技術(shù)。

本實驗中，將MABR技術(shù)應(yīng)用于市政污水處理廠A2/O工藝的提標改造研究，建立起1個小型中試A2/O-MABR耦合系統(tǒng)。在不改動原有池體結(jié)構(gòu)和比例，以及不外加碳源的情況下，將膜組件直接放置在反應(yīng)池內(nèi)，利用MABR的獨特技術(shù)優(yōu)勢，強化COD和TN的去除。通過優(yōu)化反應(yīng)器的運行參數(shù)(硝化液回流比和好氧池溶解氧)，使得出水水質(zhì)滿足一級A或更高的排放標準。利用高通量測序技術(shù)，分析反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的微生物群落和污染物降解之間的關(guān)系，為進一步開發(fā)MABR污水處理技術(shù)奠定基礎(chǔ)。

1 實驗部分

1.1 實驗裝置與流程

圖1 裝置流程圖Fig.1 Flow chart of device

表1 進水水質(zhì) Table 1 The quality of influent

1.2 膜和膜組件

表2是中空纖維膜和膜組件的參數(shù)。MABR膜材質(zhì)為聚丙烯復(fù)合材料經(jīng)熔融拉伸制成的致密中空纖維膜。該膜具有良好的透氣性和機械性能、抗化學(xué)腐蝕性強，適合在實驗及工程中長期應(yīng)用。實驗所用MABR中空纖維膜由天津海之凰科技有限公司提供，單個組件含800根膜絲，32個膜組件固定在鋼架上組成1個8排4列的膜組件單元，反應(yīng)體系內(nèi)一共放置2組膜組件單元。MABR膜組件在好氧池中一方面作為微生物附著生長的載體，使微生物富集在MABR膜組件上形成附著生長的生物膜；另一方面，膜組件與風(fēng)機相連，中空纖維膜內(nèi)腔的氧氣透過膜壁為附著在膜表面上的微生物供氧。

1.3 工藝參數(shù)的優(yōu)化

在A2/O工藝中，硝化液回流比和好氧池溶解氧是重要的工藝參數(shù)[16-17]。在實驗過程中，將污泥回流比確定為75%(與污水處理廠A2/O工藝相同)，好氧池溶解氧為1.5 mg/L，硝化液回流比設(shè)為100%、200%、300%和400%，探究不同的硝化液回流比對污染物去除的影響。結(jié)合污染物去除率和能耗，確定最適宜硝化液回流比。在最適宜硝化液回流比的條件下，優(yōu)化好氧池溶解氧對污染物去除的影響，溶解氧濃度分別設(shè)置為0.5、1.5、2.5和3.5 mg/L。之后系統(tǒng)在最適宜參數(shù)的條件下連續(xù)運行90 d，考察系統(tǒng)運行的穩(wěn)定性。

表2 膜和膜組件參數(shù)Table 2 Parameters of the hollow fiber and membrane module

1.4 分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 不同硝化液回流比條件下污染物的去除

不同的硝化液回流比條件下系統(tǒng)內(nèi)COD的去除情況如圖2所示。

圖2 硝化液回流比對COD的去除效果Fig.2 The effect of nitrate recycling ratio on removal of COD

從圖2可以看到，實驗期間進水COD在294～302 mg/L之間。當硝化液回流比從100%增加到400%時,出水COD首先從28.8 mg/L降低到24.6 mg/L，之后增加到26.7 mg/L。去除率從90.4%增加到91.7%，之后降低到91%。進水中大部分易降解的有機物作為反硝化的碳源在缺氧池被去除。當回流比增加時，缺氧池反硝化消耗的COD增加，相應(yīng)提高了COD的去除率。但當回流比提高到400%時，系統(tǒng)內(nèi)COD的去除率有小幅的降低。這是因為在較高的回流比下，缺氧池的實際水力停留時間減小，導(dǎo)致缺氧池內(nèi)碳源利用不完全。當硝化液回流比從200%提高到300%時，去除率只有小幅增加，表明在200%時系統(tǒng)去除率接近達到飽和。

氨氮的去除情況如圖3所示。

圖3 硝化液回流比對氨氮的去除效果Fig.3 The effect of nitrate recycling ratio on removal of ammonia nitrogen

在不同的硝化液回流比的條件下，進水氨氮濃度在32.4～36.6 mg/L之間，而出水氨氮濃度都在0.3 mg/L左右，去除率99%以上。這表明系統(tǒng)有很好的硝化能力，不受進水水質(zhì)波動和回流比變化的影響。高通量測序分析表明系統(tǒng)內(nèi)硝化細菌含量高于常規(guī)污水處理廠系統(tǒng)，在MABR生物膜上以及好氧池懸浮污泥中都含有較高含量的硝化細菌，豐富的硝化細菌保證了系統(tǒng)較高的硝化能力。在2.4節(jié)微生物分析部分將具體討論系統(tǒng)污染物去除和微生物群落之間的關(guān)系。

硝化液回流比的變化對TN的去除情況如圖4所示。

圖4 硝化液回流比對TN的去除效果Fig.4 The effect of nitrate recycling ratio on removal of TN

由圖4可以看到實驗期間進水TN在52.3～56.7 mg/L之間。當硝化液回流比從100%增加到300%時，TN的去除率從65.4%增加到74.4%，出水TN從19.3 mg/L降到13.6 mg/L。但是，當硝化液回流比繼續(xù)增加到400%時，TN的去除率降為70.2%，出水TN增加到16.5 mg/L。系統(tǒng)內(nèi)TN的去除主要通過缺氧池的反硝化作用以及好氧池MABR生物膜上的脫氮菌群。當硝化液回流比增加時，回流到缺氧池硝酸鹽量增加，相對增強了TN的去除率。另一方面，在較高的回流比下，反應(yīng)池內(nèi)的液體流速加快相應(yīng)增大了污染物向MABR生物膜上的傳質(zhì)速率，因此增大了污染物的去除率。Tian等[18]報道了在MABR反應(yīng)器中，增加流速能夠強化碳和氮的去除。此外，好氧池內(nèi)的溶解氧也會隨硝化液回流比進入缺氧池，增加缺氧池的溶解氧。當缺氧池內(nèi)的溶解氧較高時，反硝化作用會受到抑制。所以在較高的回流比下，TN的去除率出現(xiàn)下降。

另一方面，回流比跟系統(tǒng)能耗直接相關(guān)[16]。由圖2和圖4也可以看出，當硝化液回流比從200%提高到300%時，COD和TN的去除率只有小幅增加。綜合污染物的去除率和系統(tǒng)的能耗，確定最適宜的硝化液回流比為200%。

2.2 不同好氧池溶解氧條件下污染物的去除

在最適宜硝化液回流比200%和設(shè)定的污泥回流比75%的條件下，討論好氧池溶解氧對污染物去除的影響。不同的溶解氧條件下系統(tǒng)對COD的去除情況如圖5所示。

圖5 好氧池溶解氧對COD的去除效果Fig.5 The effect of dissolved oxygen of aerobic tank on removal of COD

由圖5可看到，當進水COD在235～267 mg/L之間時，在變化的溶解氧條件下，出水COD含量先由47 mg/L降低到26 mg/L，之后增加到27 mg/L，去除率首先從80%增加到90.2%，之后降低到88.4%。如前所述，進水中大部分易降解的有機物通過缺氧池的反硝化作用被去除，剩余小部分COD在隨后的好氧池被去除。但當系統(tǒng)內(nèi)的溶解氧在0.5 mg/L時，好氧池內(nèi)異養(yǎng)菌去除COD的能力較弱，從而出水COD濃度增加。另一方面，在溶解氧濃度為0.5 mg/L時，好氧池硝化能力受到抑制，回流到缺氧池中的硝酸鹽含量減少，使得反硝化過程中利用的COD的量減少，導(dǎo)致進入好氧池中的COD含量增加。好氧池內(nèi)溶解氧較低，好氧異養(yǎng)菌也受到抑制，從而使得出水COD含量較高。但當溶解氧濃度增加到3.5 mg/L時，隨硝化液回流比進入缺氧池的溶解氧的含量增加，從而降低了缺氧池反硝化消耗COD的量。

不同溶解氧條件下氨氮的去除情況如圖6所示。

圖6 好氧池溶解氧對氨氮的去除效果Fig.6 The effect of dissolved oxygen of aerobic on removal of ammonia nitrogen

實驗期間氨氮進水濃度保持在30.2～35.7 mg/L之間。當溶解氧濃度為0.5 mg/L時，平均出水氨氮含量為2.8 mg/L，去除率僅為91.4%。當溶解氧濃度從0.5 mg/L逐漸增加到3.5 mg/L時，氨氮出水濃度低于0.5 mg/L，去除率保持在99%以上。這種情況是因為在較低溶解氧條件下，好氧池內(nèi)的硝化反應(yīng)受到抑制。硝化細菌的氧氣飽和常數(shù)低于異氧細菌，所以在低氧的條件下，異氧細菌在跟硝化細菌競爭氧氣的過程中占據(jù)優(yōu)勢。隨著溶解氧增加，系統(tǒng)硝化能力逐漸增強。

變化的好氧池溶解氧條件下系統(tǒng)內(nèi)TN的去除情況如圖7所示。

圖7 好氧池溶解氧對TN的去除效果Fig.7 The effect of dissolved oxygen of aerobic on removal of TN

實驗期間進水TN保持在45.2～47.3 mg/L范圍內(nèi)。當溶解氧從0.5 mg/L增加到2.5 mg/L時，出水TN濃度從18.8 mg/L降低到13.7 mg/L，TN去除率從60.2%增加到70.0%。但當溶解氧繼續(xù)增加到3.5 mg/L時，出水TN濃度增加到15.4 mg/L，TN去除率降低到65.9%。在溶解氧為0.5 mg/L時，系統(tǒng)的硝化作用受到抑制，從而導(dǎo)致TN的去除率較低。隨著溶解氧濃度增加，系統(tǒng)硝化能力逐漸增大，TN的去除率也逐漸增大。在溶解氧濃度為3.5 mg/L時，TN的去除率出現(xiàn)降低，這是因為好氧池的溶解氧較高時，由硝化液回流進入缺氧池的氧濃度增加，抑制了缺氧池的反硝化作用。

2.3 系統(tǒng)在最適宜參數(shù)條件下的連續(xù)運行

在工程應(yīng)用中，系統(tǒng)的穩(wěn)定運行無疑是非常重要的。實驗中考察了該中試系統(tǒng)在最適宜參數(shù)條件下(硝化液回流比為200%；污泥回流比為75%；好氧池溶解氧為1.5 mg/L)連續(xù)90 d的運行情況，考察系統(tǒng)運行的穩(wěn)定性和出水水質(zhì)是否能穩(wěn)定保持在一級A或更高排放標準。

由圖8可以看出，連續(xù)運行過程中平均進水COD濃度為220(±86.0) mg/L，而平均出水COD濃度為22.4(±7.4) mg/L，平均COD去除率達到89%(±3.3%)。

圖8 最適宜參數(shù)下COD的去除效果Fig.8 Removal effect of COD under the optimal operation parameters

連續(xù)運行實驗中氨氮的去除情況如圖9所示。平均進水氨氮濃度為30.3(±8.3) mg/L，而平均出水氨氮濃度僅為0.3(±0.1) mg/L,平均氨氮的去除率為98.6%(±1.3%)。

圖9 最適宜參數(shù)下氨氮的去除效果Fig.9 Removal effect of ammonia nitrogen under the optimal operation parameters

TN的去除情況如圖10所示，TN平均進水濃度為44.9(±12.6) mg/L，平均出水濃度為13.2(±1.4)mg/L，去除率為68.7%(±5.6%)。在整個連續(xù)運行過程中，除了個別由于機械設(shè)備故障導(dǎo)致的出水水質(zhì)波動外，其他情況下COD、氨氮和TN都能滿足一級A排放標準。

圖10 最適宜參數(shù)下TN的去除效果Fig.10 Removal effect of TN under the optimal operation parameters

在進水濃度較低階段(1～50 d)，A2/O-MABR系統(tǒng)TN的去除能力為36.6 g/(m3·d)，相應(yīng)的COD消耗量為201.14 g/(m3·d)；而在進水濃度較高階段(51～90 d)，A2/O-MABR系統(tǒng)TN的去除能力為60.94 g/(m3·d)，相應(yīng)的COD消耗量為398.3 g/(m3·d)。此外，由圖8、圖9和圖10還可以看出，在連續(xù)運行過程中，不論是由于雨水導(dǎo)致的進水污染物濃度較低還是由于少量工業(yè)廢水排入污水處理廠導(dǎo)致的進水污染物濃度增大，該系統(tǒng)都可以保持穩(wěn)定的出水水質(zhì)。連續(xù)運行實驗表明該系統(tǒng)具有很好的穩(wěn)定性和抗負荷沖擊能力，這與MABR生物膜結(jié)構(gòu)與豐富的微生物群落結(jié)構(gòu)相關(guān)。

2.4 微生物群落分析

在該中試系統(tǒng)連續(xù)穩(wěn)定運行的情況下，分別取MABR生物膜(A1)、污水處理廠好氧池懸浮污泥(B1)和A2/O-MABR系統(tǒng)好氧池懸浮污泥(C1)做高通量測序分析，分析功能菌群的多樣性和豐富度。

由圖11可以看出，在門水平上，Proteobacteria(A1，B1，C1：49.41%, 45.93%, 38.15%),Bacteroidetes(14.96%, 18.84%, 14.46%),Acidobacteria(7.32%, 13.28%, 11.67%) 和Planctomycetes(3.65%, 5.59%, 4.08%) 是占優(yōu)勢的物種。Proteobacteria，Bacteroidetes,Chloroflexi(8.86%, 2.74, 10.86%) 和Chlorobi(1.82%, 2.31%, 2.28%) 是污水處理系統(tǒng)中典型的反硝化細菌[19]，它們的含量在A2/O-MABR系統(tǒng)中明顯高于污水處理廠系統(tǒng)。MABR生物膜上這些豐富的脫氮功能菌群強化了TN的去除。此外，F(xiàn)irmicutes(3.25%, 0.86%, 1.94%) 有維持系統(tǒng)穩(wěn)定運行的作用[20]，其在MABR生物膜上的含量明顯高于污水處理廠懸浮污泥，保障該系統(tǒng)在90 d的運行階段有穩(wěn)定的污染物去除效果。

圖11 門Fig.11 Phylum

圖12是綱水平上的微生物群落。

圖12 綱Fig.12 Class

Betaproteobacteria(26.58%，18.37，14.21%),Sphingobacteriia(12.24%,9.03%,9.34%),Alphaproteobacteria(8.62%,9.03%,9.34%),Gammaproteobacteria(5.48%,7,68%,7.37%)和Deltaproteobacteria(5.6%,7.83%,6.21%)是豐富度較高的群落。其中Betaproteobacteria,Alphaproteobacteria,Gammaproteobacteria，Deltaproteobacteria是反硝化細[21]，其在MABR生物膜和好氧池懸浮污泥中的含量均高于污水處理廠系統(tǒng)。

圖13是屬水平上的微生物群落。

圖13 屬Fig.13 Genus

由圖11、圖12和圖13可以看出，Proteobacteria，Bacteroidetes,Chloroflexi和Chlorobi(門水平)；Betaproteobacteria,Alphaproteobacteria,Gammaproteobacteria，Deltaproteobacteria(綱水平)；Thauera和Paracoccus(屬水平)等反硝化細菌的含量在A2/O-MABR系統(tǒng)中的含量高于污水處理廠系統(tǒng)。這是因為MABR生物膜獨特的分層結(jié)構(gòu)和底物異向傳質(zhì)。在MABR生物膜內(nèi)側(cè)氧氣濃度高，有利于好氧反硝化細菌的富集。在生物膜外側(cè)氧氣濃度低，污染物濃度高，有利于異養(yǎng)反硝化細菌的富集。Nitrospira等硝化細菌在A2/O-MABR系統(tǒng)中的含量高于污水處理廠系統(tǒng)。這是因為A2/O-MABR系統(tǒng)缺氧池中不加碳源，使得進入好氧池中易生化降解有機物含量較低，減少了在懸浮污泥中異養(yǎng)菌與硝化細菌的競爭。

2.5 A2/O-MABR系統(tǒng)和污水處理廠系統(tǒng)的比較

表3是A2/O-MABR系統(tǒng)和污水處理廠系統(tǒng)運行情況的比較。該污水處理廠系統(tǒng)采用A2/O工藝，處理量為20 000 m3/d，污泥停留時間為12 d，作為A2/O-MABR系統(tǒng)的對照組。MABR復(fù)合系統(tǒng)的硝化液回流比和溶解氧均低于污水處理廠系統(tǒng)，將導(dǎo)致其更低的能耗。A2/O-MABR系統(tǒng)內(nèi)懸浮污泥含量(MLSS)明顯低于污水處理廠系統(tǒng)，且A2/O-MABR系統(tǒng)的SRT高于污水處理廠系統(tǒng)，表明該系統(tǒng)與污水處理廠系統(tǒng)相比有較低的污泥產(chǎn)量。污水處理廠污泥的處理和處置需要消耗大量能耗和成本，所占能耗比例超過60%，是節(jié)能降耗的主要領(lǐng)域[24]。在污染物去除率方面，A2/O-MABR系統(tǒng)除了TN的去除率稍低于污水處理廠系統(tǒng)，COD和氨氮的去除都要高于污水處理廠系統(tǒng)。A2/O-MABR系統(tǒng)TN的去除率低于污水處理廠系統(tǒng)，這是因為污水處理廠為強化TN的去除，向生化系統(tǒng)缺氧池中添加乙酸鈉作為反硝化反應(yīng)所需的碳源。雖然添加碳源強化了TN的去除，但增加了成本，使污水處理廠面臨較大的資金壓力。A2/O-MABR系統(tǒng)利用MABR生物膜上富集的豐富的脫氮功能菌群，在不加碳源的條件下強化TN的去除。雖然TN去除率稍低于污水處理廠系統(tǒng)，但A2/O-MABR系統(tǒng)TN出水仍然可以達到一級A排放標準(圖10)，同時減少了運行成本。A2/O-MABR系統(tǒng)的各反應(yīng)池的體積比、污泥回流比和HRT與污水處理廠系統(tǒng)相同(HRT之間微小誤差是由于裝置設(shè)計過程中帶來的誤差)，且與能耗相關(guān)的工藝參數(shù)[16]，如硝化液回流比和好氧池溶解氧等都小于污水處理廠系統(tǒng)。A2/O-MABR系統(tǒng)好氧池MABR組件除了作為微生物附著生長的載體外，另一個功能是進行無泡曝氣，利用MABR較高的氧氣利用率的優(yōu)勢，減少了好氧池底部傳統(tǒng)微孔擴散器的曝氣量，從而減少了系統(tǒng)總曝氣量。A2/O-MABR系統(tǒng)在好氧池維持較低溶解氧的條件下(1.5 mg/L)，取得了較高的污染物去除率。另一方面，由于MABR生物膜上富集的豐富的反硝化脫氮菌群，在生物膜上發(fā)生了反硝化作用，減少了由好氧池回流到缺氧池中的硝酸鹽的含量，從而減小了系統(tǒng)的硝化液回流比的值。這表明在處理相同體積的廢水時A2/O-MABR系統(tǒng)的運行能耗低于污水處理廠系統(tǒng)。

表3 A2/O-MABR系統(tǒng)和污水處理廠系統(tǒng)運行情況比較Table 3 Comparison of MABR system and sewage treatment plant system operation

2.6 MABR生物膜強化脫氮的優(yōu)勢與機理分析

MABR生物膜的一個顯著特征是氧氣和底物的異向傳質(zhì)形成具有不同活性功能層的生物膜。圖14表示異向傳質(zhì)MABR 生物膜和傳統(tǒng)同向傳質(zhì)生物膜系統(tǒng)的傳質(zhì)過程和生物膜結(jié)構(gòu)的差異。

圖14 a)同向傳質(zhì)生物膜與b)異向傳質(zhì)生物膜示意圖Fig.14 a) Schematic diagrams of co-diffusional biofilm and b) counter-diffusional biofilm

在傳統(tǒng)生物膜系統(tǒng)中[圖14a)]，氧氣和污染物由相同方向傳遞到生物膜上，在生物膜外側(cè)形成好氧層，由于生物膜對氧氣擴散的阻力，使得生物膜內(nèi)側(cè)形成厭氧層，厭氧細菌附著該側(cè)。在外側(cè)好氧層生物膜上，好氧異養(yǎng)細菌和硝化細菌競爭氧氣和營養(yǎng)物質(zhì)，由于異養(yǎng)細菌增殖速率快，對氧氣的親和度高，在好氧層生物膜上異養(yǎng)細菌占優(yōu)勢。較多的異養(yǎng)細菌一方面壓縮了硝化細菌在好氧層上的空間，抑制了硝化過程。另一方面，生物膜外側(cè)較多的異養(yǎng)細菌增加了生物膜的厚度，增大了傳質(zhì)阻力，導(dǎo)致從外側(cè)好氧層傳遞到內(nèi)側(cè)厭氧層受到限制，降低了系統(tǒng)內(nèi)同步硝化反硝化的性能。因此，在傳統(tǒng)生物膜內(nèi)，其最高活性出現(xiàn)在生物膜/廢水界面，內(nèi)側(cè)的生物活性受到抑制，降低了污染物去除速率。

而在MABR生物膜系統(tǒng)中[圖14b)]，氧氣透過中空纖維膜內(nèi)腔從生物膜內(nèi)側(cè)擴散到外側(cè)表面，由于微生物的消耗，從生物膜內(nèi)側(cè)到外側(cè)氧濃度逐漸遞減。水體中的污染物從生物膜外側(cè)擴散到內(nèi)側(cè)，微生物的氧化分解作用使得污染物濃度從膜外到膜內(nèi)逐漸遞減[25]。這使得基質(zhì)在MABR生物膜系統(tǒng)上形成獨特的濃度梯度，即在生物膜內(nèi)側(cè)，氧氣濃度高，有機物濃度低，而在生物膜外側(cè)，則是有機物濃度高，氧氣濃度低。因此，硝化細菌主要附著在生物膜內(nèi)側(cè)，該處氧氣濃度高，同時又減少了和異養(yǎng)菌的競爭。由于氧氣濃度的限制，抑制了好氧異養(yǎng)菌的活性，減小了外側(cè)生物膜的厚度，降低了污染物向內(nèi)側(cè)生物膜擴散的阻力。反硝化細菌主要在生物膜外側(cè)，利用水體中的有機物，把在膜內(nèi)側(cè)通過硝化作用生成的硝酸鹽還原成氮氣釋放到大氣中。由于外側(cè)反硝化細菌脫的脫氮過程消耗了水體中的有機物，使得進入生物膜內(nèi)部的有機物的量減少，進一步增加了內(nèi)側(cè)硝化細菌的活性。因此在MABR生物膜系統(tǒng)中，可以取得很好的同步硝化反硝化能力。此外，在MABR生物膜系統(tǒng)除了可以富集傳統(tǒng)的硝化和反硝化細菌外，還富集了一些其他形式的脫氮細菌，如好氧反硝化菌。該菌可以在好氧條件下利用少量碳源將硝酸鹽轉(zhuǎn)化成氮氣。MABR生物膜上豐富的脫氮功能菌群強化了系統(tǒng)脫氮能力。

3 結(jié)論

建立了A2/O-MABR耦合的中試裝置系統(tǒng)。測試結(jié)果表明，該A2/O-MABR系統(tǒng)含有豐富的硝化和反硝化微生物，以及良好的COD、氨氮和總氮去除能力。該系統(tǒng)在硝化液回流比為200%，好氧池溶解氧濃度為1.5 mg/L的條件下，當進水濃度COD、氨氮和TN分別為220(±86.0) mg/L、30.3(±8.3) mg/L和44.9(±12.6) mg/L時，系統(tǒng)COD、氨氮和TN的出水濃度分別達到22.4(±7.4) mg/L，0.3(±0.1) mg/L和13.2(±1.4) mg/L，相應(yīng)去除率分別達到89%(±3.3%)，98.6%(±1.3%)和68.7%(±5.6%)，滿足市政污水處理廠一級A對COD、氨氮和TN排放指標的要求。與污水處理廠常規(guī)的A2/O系統(tǒng)相比，A2/O-MABR系統(tǒng)與能耗相關(guān)的運行參數(shù)(硝化液回流比，溶解氧)低于污水處理廠系統(tǒng)，運行過程中不加碳源。實驗結(jié)果表明MABR在污水處理廠的提標改造以及強化脫氮過程中是優(yōu)勢明顯的技術(shù)。