謝建康， 徐康康， 李新利， 周辰宇， 施巾杰， 韓文杰， 周家中

（1.青島西海岸公用事業(yè)集團水務有限公司， 山東 青島 266555；2.青島思普潤水處理股份有限公司生物膜研究院， 山東 青島 266555）

隨著城鎮(zhèn)化進程的不斷加快， 污水排放量不斷增加， 污水廠提量改造刻不容緩［1-2］。 受季節(jié)水溫變化影響， 污水廠多會在冬季面臨處理效果惡化， 出水超標等困境［3］。 另外， 污水廠進水水質往往會發(fā)生較大波動， 對污水廠的運行和出水水質的穩(wěn)定達標產(chǎn)生不利影響。 氮磷作為污水處理的核心控制指標， 提高污水廠脫氮除磷效率成為亟待解決的問題。

移動床生物膜反應器（MBBR）同時具備生物接觸氧化和流化床的優(yōu)點， 是典型的生物膜法［4］。 試驗研究和工程實踐均表明MBBR 工藝能夠強化污水處理效果， 并且具有很強的抗沖擊能力。 王曉康等［5］采用MBBR 工藝對臺州黃巖江口污水廠進行提標改造后， 出水污染物濃度明顯降低， 并且系統(tǒng)的抗沖擊與快速恢復能力也明顯增強。 吳迪等［6］采用MBBR 工藝對山西某污水廠進行提標改造后，污水廠的脫氮除磷效果均得到明顯提升， 出水水質可以穩(wěn)定滿足GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》一級A 標準， 部分指標甚至達到地表水準Ⅳ類水平。 蘇高強等［7］也進行了MBBR用于污水廠升級改造的研究， 結果發(fā)現(xiàn)出水污染物濃度能夠滿足GB 18918—2002 一級A 標準。 另外， 汪傳新等［8］的研究表明MBBR 中存在同步硝化反硝化（SND）現(xiàn)象， 并且SND 脫氮率受溫度影響較小， 當水溫降至15 ℃后， SND 脫氮率仍可達40%左右， 這有利于強化系統(tǒng)的TN 去除效果。

本研究以北方某污水廠為例， 結合宏觀倒置A2O－MBBR 工藝的運行效果， 以及微觀微生物多樣性分析， 深度探究了MBBR 泥膜復合系統(tǒng)中活性污泥和懸浮載體生物膜中微生物多樣性差異； 從宏觀和微觀層面分析了MBBR 工藝的脫氮除磷性能，為污水廠升級改造提供技術支持以及理論指導， 為類似工程的運行提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 污水廠運行工藝

該污水廠原生化池采用倒置A2O（缺氧-厭氧-好氧）工藝， 出水水質執(zhí)行GB 18918—2002 一級A標準。 運行期間， 冬季多面臨NH3-N 與TN 不能穩(wěn)定達標， 且抗水量沖擊能力較差的問題。 該污水廠于2018 年5 月進行提量改造， 處理水量從10 萬t／d 提高至12 萬t／d， 出水標準維持不變。 為保證出水水質穩(wěn)定達標， 生化池采用倒置A2O－MBBR工藝進行原池提量改造， 將原好氧池改為MBBR池， 污水廠工藝流程如圖1 所示。

圖1 污水廠工藝流程Fig. 1 Process flow of sewage treatment plant

在好氧池投加懸浮載體形成泥膜復合系統(tǒng)， 并設置兩級， 分別為MBBR－Ⅰ和MBBR－Ⅱ， 所投加懸浮載體為SPR－Ⅲ型懸浮載體， 懸浮載體直徑和高度分別為（25±0.5）mm 和（10±1）mm， 掛膜后懸浮載體比重與水相近， 在水中呈現(xiàn)良好的懸浮狀態(tài)。生化池控制內外回流比分別為100% ～300% 和70%～100%， 且回流進水點均為缺氧池前端。 深度處理系統(tǒng)為高效沉淀池-V 型／轉鼓濾池， 以確保出水TP 和懸浮物等指標濃度達標。

1.2 污水廠設計進出水水質

改造后污水廠設計進出水水質如表1 所示。 污水廠進水BOD5和TN 的質量濃度分別不超過350和75 mg／L， 核算進水碳氮比約為4.67， 在市政污水中屬于正常值。

表1 污水廠設計進出水水質Tab. 1 Design influent and effluent water quality of sewage treatment plant mg·L-1

1.3 試驗方法

1.3.1 沿程測定

污水廠生化段沿程測定樣品分別為生化池進水、 缺氧池出水、 厭氧池出水、 MBBR－Ⅰ出水和MBBR－Ⅱ出水， 所有水樣均間隔2 ～3 h 重復取樣，連續(xù)取3 次并均勻混合后測定。 所有混合樣品經(jīng)過沉淀后取上清液， 并進行預處理， 而后檢測COD、NH3-N、 NO3--N、 TN、 TP 等濃度。

1.3.2 高通量測序

分別收集MBBR－Ⅰ區(qū)懸浮載體生物膜和活性污泥樣品， 根據(jù)取樣時間分別命名為May－2019（2019 年5 月）、 Aug－2019（2019 年8 月）、 Nov－2019（2019 年11 月）、 Feb－2020（ 2020 年2 月）和May－2020（2020 年5 月）， 并將所有樣品于－20 ℃儲存。 高通量測序通過試劑盒（E.Z.N.A Mag－Bind Soil DNA Kit， OMEGA） 提取微生物基因組DNA，通過1% 瓊脂糖凝膠電泳檢測抽提基因組的完整性， 利用Qubit 3.0 DNA 試劑盒檢測基因組DNA 濃度。 PCR 擴增所用引物為341F／805R。 對PCR 產(chǎn)物進行瓊脂糖凝膠電泳， 并通過DNA 膠回收試劑盒（SanPrep）對PCR 產(chǎn)物進行回收， 利用Qubit 3.0 DNA 檢測試劑盒對回收的DNA 精確定量， 按照1 ∶1 的等量混合后測序， 等量混合時， 每個樣品DNA量取10 ng， 最終上機測序量為20 pmol， 通過Illumina Miseq 測序平臺完成對樣品的高通量測序［9］。

1.3.3 熒光原位雜交（FISH）分析

根據(jù)硝化細菌2 種功能微生物——氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）， 以及聚磷菌Paos待雜交目的基因信息序列設計合成特異性的寡核苷酸探針并做相應熒光素標記。 探針序列如表2 所示， 樣品經(jīng)固定、 脫水、 雜交后將切片于正置熒光顯微鏡下觀察并采集圖像。

表2 FISH 探針序列Tab. 2 Probe sequence of FISH experiment

1.4 分析方法

COD 濃度采用重鉻酸鉀法， NH3－N 濃度采用納氏試劑分光光度法， NO3--N 濃度采用紫外分光光度法， TN 濃度采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法， PO43－－P 濃度采用鉬銻抗分光光度法， TP 濃度采用過硫酸鉀氧化鉬銻抗分光光度法。 另外， 有機氮根據(jù)TN 和NH3－N、 NO3－－N 濃度之差計算而得，有機磷根據(jù)TP 和PO43－－P 濃度之差計算而得。

2 結果與討論

2.1 氮素去除效果分析

NH3-N 和TN 的去除效果如圖2 所示。 由圖2可知， 進水NH3－N 和TN 的質量濃度分別為45.0和53.1 mg／L。 其中， 進水NH3－N 波動明顯， 且存在明顯的超過設計進水濃度的現(xiàn)象， 超標率達到30%， 但是出水NH3－N 和TN 質量濃度仍能夠分別降至1.8 和10.8 mg／L， 穩(wěn)定優(yōu)于GB 18918—2002一級A 標準， 顯示出良好的脫氮效果。 另外， 在長達1 a 的運行過程中， 無論是在溫度較高的夏季， 還是在低溫冬季， 污水廠NH3－N 和TN 的去除率均分別維持在96% 和80% 左右， 這說明系統(tǒng)具有很好的溫度適應性， 在低溫條件下仍能夠維持較好的脫氮性能。 分析原因主要有兩方面， 首先， 懸浮載體能夠富集大量的硝化菌， 使得MBBR 工藝對氮沖擊負荷具有更好的適應性， 有研究表明， 懸浮載體生物膜對硝化菌的富集能力可達到活性污泥系統(tǒng)的9 倍左右［10］； 其次， 倒置A2O－MBBR 工藝硝化系統(tǒng)中投加的懸浮載體的材質為高密度聚乙烯材質，在低溫條件下， 可為微生物的富集提供保溫效果，使系統(tǒng)在溫度降低時仍具有良好的硝化性能［11］。

圖2 NH3-N 和TN 的去除效果Fig. 2 Removal rates of NH3-N and TN

ρ（TN）eff＝ρ（TN）inf－ρ（TN）inf×R／（R ＋1）（1）

式中： ρ（TN）inf和ρ（TN）eff分別為進水和出水TN 質量濃度， mg／L； R 為系統(tǒng)總回流比， %。

根據(jù)式（1）結合實際進水TN 濃度和總回流比核算理論出水TN 濃度， 并與實際系統(tǒng)出水TN 濃度進行對比， 結果如圖3 所示。

圖3 實際和理論出水TN 濃度Fig. 3 Actual and theoretical effluent TN concentrations

由圖3 可知， 倒置A2O－MBBR 工藝的實際出水TN 平均質量濃度較理論出水TN 低2.02 mg／L，說明系統(tǒng)內或許存在不同于傳統(tǒng)硝化反硝化的脫氮途徑， 促進了TN 去除效果。 根據(jù)以往研究結果顯示， MBBR 系統(tǒng)中由于懸浮載體的嵌入， 微生物在懸浮載體上形成的生物膜隨著溶解氧滲透能力的弱化出現(xiàn)了功能菌分置現(xiàn)象， 其中， 生物膜外層形成以硝化細菌為主的好氧生物膜， 而內層存在厭缺氧微環(huán)境， 會富集反硝化菌， 反硝化菌可直接利用生成的硝態(tài)氮和生物膜中內碳源進行反硝化作用， 節(jié)省碳源的同時也強化了TN 的去除［12-13］。

為探究污水廠實際出水TN 偏低的原因， 檢測分析了污水廠沿程斷面的氮素含量， 結果如圖4所示。

圖4 生化區(qū)沿程斷面氮素變化Fig. 4 Nitrogen changes along the section of biochemical zone

由圖4 可知， 在MBBR 區(qū)存在明顯的TN 去除， 此時總回流比為250%， 核算MBBR 區(qū)TN 去除量為5.39 mg／L， 占系統(tǒng)TN 去除量的14.75%，這說明在MBBR 區(qū)存在明顯的SND 現(xiàn)象， 一定程度上提升了系統(tǒng)的TN 去除效果。

2.2 磷素去除效果分析

該污水廠TP 去除效果如圖5 所示。 在近1 a的運行過程中， 污水廠進水TP 的質量濃度為4.5 mg／L， 出水TP 的質量濃度能夠穩(wěn)定降至0.2 mg／L， 除磷效果較改造前明顯提升。

圖5 TP 的去除效果Fig. 5 TP removal effect

生化區(qū)沿程斷面的磷素變化如圖6 所示。 由圖6 可知， 厭氧段結束后， 系統(tǒng)TP 的質量濃度由1.15 mg／L 升至3.91 mg／L， 釋磷倍數(shù)達到396.7%，厭氧區(qū)良好的釋磷效果為好氧區(qū)過度吸磷創(chuàng)造了條件， MBBR－I 區(qū)好氧吸磷倍數(shù)達到79.66%， 最終，系統(tǒng)生化段出水TP 質量濃度可降至0.5 mg／L 以下， 大大減輕了深度處理對于TP 的去除負荷， 同時也降低了藥劑投加費用。 系統(tǒng)保持高效除磷的原因主要在于生化段生物除磷的強化。 生物除磷主要通過排放富磷污泥實現(xiàn)， 污泥齡是影響生物除磷效果的重要因素。 常規(guī)活性污泥法存在脫氮除磷的泥齡矛盾， 表現(xiàn)在脫氮所需硝化菌多為長泥齡， 而聚磷菌多為短泥齡。 改造前， 為保證系統(tǒng)硝化效果，生化池污泥濃度較高， 泥齡較長， 確保硝化菌群在活性污泥中的絕對含量， 但不利于短泥齡的聚磷菌活性發(fā)揮， 相當于犧牲了一部分生物除磷效果以滿足硝化效果； 改造后， 好氧區(qū)通過投加懸浮載體，實現(xiàn)了對長泥齡硝化菌群的高效富集， 保證了硝化菌群的含量， 因此在一定程度上可以增大排泥量，縮短懸浮污泥的泥齡， 強化聚磷菌生物活性， 進而提高生物除磷效果， 實現(xiàn)短泥齡的聚磷菌和長泥齡的硝化菌之間的泥齡分置， 使生物除磷得以強化［14］。

圖6 生化區(qū)沿程斷面磷素變化Fig. 6 Nitrogen changes along the section of biochemical zone

2.3 微生物菌群分析

為了從微觀層面進一步分析系統(tǒng)具有較強抗沖擊能力的原因， 對該污水廠活性污泥和懸浮載體生物膜進行了基于16S rDNA 的擴增子高通量測序。 物種組成主要從門和屬水平進行分析， 門水平主要物種組成如表3 所示。 由表3 可知， 在季節(jié)變化過程中， 懸浮載體生物膜和活性污泥在門水平的主要微生物沒有明顯差異， 優(yōu)勢菌群均為Proteobacteria（變形菌門）、 Chloroflexi（綠彎菌門）、 Actinobacteria（放線菌門）、 Bacteroidetes（擬桿菌門）、 Acidobactieria（酸桿菌門）、 Firmicutes（厚壁菌門）、 Patescibacteria、Actinobacteriota 和Nitrospirae（Nitrospirota）（硝化螺旋菌門）等， 與其他泥膜系統(tǒng)中的優(yōu)勢菌群較為一致［15］。 其中， 變形菌門所有細菌均為革蘭氏陰性菌， 大多數(shù)細菌營兼性或者專性厭氧及異養(yǎng)生活，廣泛存在于污水廠的活性污泥中［16］。 此外， 硝化螺旋菌門是一類與硝化有關的微生物， 廣泛存在于硝化性能良好的曝氣池中。 由表3 可知， 懸浮載體上硝化螺旋菌門的相對豐度不超過8.51%， 而活性污泥中硝化螺旋菌門的相對豐度僅為0.28%～3.23%，這說明投加懸浮載體能夠促進硝化菌群的富集。 懸浮載體固定于好氧池中， 使硝化菌群持續(xù)保持較高活性， 從而增強系統(tǒng)硝化效果。

表3 優(yōu)勢菌門相對豐度Tab. 3 Relative abundance of dominant phylum%

屬水平菌群組成如圖7 所示。 由圖7 可知，懸浮載體生物膜的主要菌屬（相對豐度＞1%）有Nitrospira（硝酸螺旋菌屬）、 Candidatus Microthrix、Trichococcus（明串珠菌屬）、 Ferruginibacter（鐵銹細菌）和Candidatus Alysiosphaera（冠醚屬）， 相對豐度分別為1.91% ～8.82%、 0.24% ～3.78%、 0.13% ～3.84%、 0.15%～2.47% 和0.29%～2.75%。 活性污泥中的主要菌屬（相對豐度＞1%）有Candidatus Microthrix、 Candidatus Accumulibacter、 Trichococcus（ 明串珠菌屬）、 Ferruginibacter （鐵銹細菌）、Terrimonas 和Dokdonella（昆山杜氏菌）， 相對豐度分別為0.36% ～11.78%、 1.53% ～3.67%、 0.64% ～7.48%、 0.48% ～5.75%、 0.54% ～2.91%、 0.81% ～2.24%。

圖7 屬水平微生物相對豐度Fig. 7 Relative abundance of micro-organisms on genus level

Nitrospira 是常見的亞硝酸鹽氧化菌（NOB）， 其部分菌種能夠作為全程氨氧化細菌（Comammox）［17］，并證實了其具有全程氨氧化能力［18］， 該結論也打破了傳統(tǒng)的兩步硝化理論。 該菌屬具有負責氨氧化的氨單加氧酶（AMO）和羥胺氧化還原酶（HAO）， 同時還具有亞硝酸鹽氧化必需的亞硝氧化酶（NXR），可將NH3－N 氧化至NO3－－N， 相比其他硝化細菌，該菌屬對底物具有更強的親和力， 在低NH3-N 濃度環(huán)境中更具優(yōu)勢。 另外， 在懸浮載體生物膜中還在一定豐度的Candidatus Alysiosphaera， 有研究表明在硝酸鹽或亞硝酸鹽作為潛在電子受體的情況下觀察到底物的吸收［19］， 說明該菌屬或許具有反硝化能力， 同時也能夠說明在MBBR 系統(tǒng)中或許存在同步硝化反硝化現(xiàn)象， 有利于提高系統(tǒng)的抗沖擊性能。 Candidatus Accumulibacter 是當前廣泛認可的能夠進行除磷作用的菌屬， Kong 等［20］利用顯微放射自顯影（MAR）－FISH 技術證明了該菌屬部分菌種具備反硝化除磷性能。 Candidatus Accumulibacter 在該污水廠活性污泥中相對豐度較其他采用活性污泥法的污水廠中明顯升高［21］， 也為系統(tǒng)良好的生物除磷效果提供了微觀基礎。 Ferruginibacter 同時存在于懸浮載體生物膜和活性污泥中， 屬于有機物降解菌［22］。另外， 生物膜和活性污泥中共存的另一優(yōu)勢菌屬Trichococcus 也是一種具備有機物降解能力的微生物， 該菌屬能夠將碳水化合物分解成乳酸、 甲酸、乙酸鹽和甲醇等產(chǎn)物［23］， 這2 種菌在懸浮載體和活性污泥中的大量存在強化了系統(tǒng)的抗有機物沖擊性能。 活性污泥中的Terrimonas 屬于反硝化菌［24］，能夠在缺氧條件下發(fā)揮作用去除好氧區(qū)產(chǎn)生的硝酸鹽， 保證出水TN 濃度達標。

懸浮載體生物膜和活性污泥系統(tǒng)中脫氮功能微生物相對豐度如圖8 所示。

圖8 功能微生物相對豐度Fig. 8 Relative abundance of functional micro-organisms

由圖8 可知， 在污水廠運行的各個時期， 主要脫氮功能菌群均為NOB 和反硝化菌（DNB）， AOB相對豐度相對較低， 其在懸浮載體生物膜上的相對豐度為0.27%～1.23%， 在活性污泥中的相對豐度僅為0.03%～0.29%， 該結果與Liu 等［25］在SND 系統(tǒng)中觀察到的AOB 種類及相對豐度較為一致。 系統(tǒng)中的硝化菌主要是NOB， 其中活性污泥中NOB的相對豐度為0.29% ～1.24%， 而懸浮載體生物膜中的NOB 卻能夠達到2.21%～8.83%， 懸浮載體生物膜對硝化菌的富集能力是活性污泥的7 倍以上，說明懸浮載體的投加能夠強化硝化菌的富集， 提高系統(tǒng)的硝化能力， 這是本系統(tǒng)具有良好抗NH3-N 沖擊性能的重要原因。 另外， 圖8 也表明生物膜NOB 相對豐度受溫度影響明顯， 表現(xiàn)在懸浮載體生物膜中NOB 的相對豐度隨季節(jié)變化， 在夏季（2019 年5 月、 8 月和2020 年5 月）相對豐度較低（2.21%～2.96%）， 懸浮載體生物膜對NOB 的富集能力為活性污泥的6 倍左右， 而冬季（2019 年11月和2020 年2 月）相對豐度較高（4.53%～8.83%），懸浮載體生物膜對NOB 的富集能力更是達到活性污泥的8 倍左右， 這表明懸浮載體生物膜具有較強的抗低溫性， 在基質競爭過程中占據(jù)優(yōu)勢， 從而強化NOB 的富集， 提高系統(tǒng)在低溫條件下的抗沖擊性能。 另一方面， 經(jīng)系統(tǒng)富集后活性污泥DNB 相對豐度達到7.44% ～15.19%， 而值得注意的是， 在懸浮載體上也發(fā)現(xiàn)了較高豐度的DNB， 其在懸浮載體生物膜中的相對豐度高達3.80% ～13.62%， 進一步驗證了該污水廠MBBR 區(qū)存在SND現(xiàn)象， 有利于降低出水TN 濃度， 提高系統(tǒng)的抗沖擊性， Liu 等［25］的研究結果也表明MBBR 懸浮載體生物膜中DNB 的相對豐度可達10.94%， 對應的TN 去除率能夠達到62%以上。

為進一步驗證系統(tǒng)在極端不利條件時（冬季）硝化菌及聚磷菌在不同生物相分布規(guī)律， 于2020年2 月對MBBR 系統(tǒng)懸浮載體生物膜和活性污泥進行FISH 檢測， FISH 結果顯示， 從懸浮載體生物膜看， AOB 含量略低于NOB， 而Paos 含量則明顯更低； 從活性污泥看， AOB 與NOB 含量差距不大， 但較同期懸浮載體生物膜中硝化菌含量明顯下降， 而Paos 含量則顯著高于生物膜， 也高于污泥系統(tǒng)中硝化菌含量， 該結論與高通量測序結果較為一致。

3 結論

（1） 北方某污水廠采用倒置A2O-MBBR-高效沉淀池-V 型／轉鼓濾池工藝， 強化了系統(tǒng)對各項水質指標的抗沖擊能力。 在進水水質長期波動的條件下， 出水NH3-N、 TN 和TP 的質量濃度能夠分別維持在1.8、 10.8 和0.2 mg／L， 穩(wěn)定達到GB 18918—2002 一級A 標準。 改造后MBBR 區(qū)存在明顯的SND 現(xiàn)象， 使TN 去除率高于理論值， 脫氮除磷菌泥齡分置也強化了系統(tǒng)生物除磷效果。

（2） MBBR 懸浮載體生物膜上優(yōu)勢硝化菌為Nitrospira， 懸浮載體生物膜對硝化菌的富集能力是活性污泥的7 倍以上， 硝化細菌的高度富集保障了出水NH3-N 的穩(wěn)定達標， 同時也是MBBR 強化硝化的主要原因。 在懸浮載體生物膜上檢測到一定豐度的反硝化菌， 為生物膜SND 提供了微觀保障，有利于提高系統(tǒng)對TN 的去除效果。

（3） 倒置A2O-MBBR 系統(tǒng)內聚磷菌優(yōu)勢菌屬為Candidatus Accumulibacter， 其在活性污泥中相對豐度較普通活性污泥污水廠更高， 為系統(tǒng)良好的生物除磷效果奠定了基礎。