馬志剛，蘆秀青，王 靜，沈思彤，周忠波

（1.長江生態(tài)（湖北）科技發(fā)展有限責任公司，湖北 武漢 430015；2.西南大學資源環(huán)境學院，重慶 400715；3.農(nóng)村清潔工程重慶市工程研究中心，重慶 400715）

0 引言

隨著我國社會經(jīng)濟的快速發(fā)展，水資源短缺已成為生態(tài)文明建設(shè)的限制性因素，為此污水處理與回用尤顯必要。膜生物反應(yīng)器（MBR）污水處理技術(shù)因水力停留時間和泥齡完全分離、出水水質(zhì)好、占地少等優(yōu)勢而備受關(guān)注[1]。目前，MBR 技術(shù)在我國城鎮(zhèn)與工業(yè)污水處理與回用領(lǐng)域被廣泛應(yīng)用，已建成大型城鎮(zhèn)污水MBR 廠近300 座[2]，大型工業(yè)廢水MBR 廠180 余座[3]，對水務(wù)行業(yè)的快速發(fā)展起到重要作用。

膜污染或堵塞一直是MBR 技術(shù)推廣應(yīng)用中面臨的最大挑戰(zhàn)。膜污染不僅造成產(chǎn)水量降低和曝氣能耗增加，還導致頻繁膜清洗，縮短膜使用壽命[4]。在過去20 多年里，該領(lǐng)域?qū)W者和技術(shù)人員在膜污染過程與機理、膜污染表征與識別及膜污染控制方法等方面進行了大量研究[5]。目前，研究認為污泥混合液中溶解性微生物代謝產(chǎn)物（SMP） 和胞外聚合物（EPS）是主要的膜污染物，兩者主要由多糖、蛋白和腐殖質(zhì)及核酸等大分子組成，其性質(zhì)和結(jié)構(gòu)受工藝參數(shù)和環(huán)境因子影響，從而引起不同的膜污染行為[6]。其中，DREWS A 等[7]研究發(fā)現(xiàn)，MBR 中SMP 分子量與蛋白分子的膜截留率與污泥混合液中硝酸鹽濃度相關(guān)，即高硝酸鹽伴隨低分子SMP 產(chǎn)生，進而引起低的膜污染。胡苗苗等[8]研究發(fā)現(xiàn)，低進水堿度削弱了硝化過程，使得膜污染出現(xiàn)惡化。HU D L 等[9]通過向MBR 中投加NaHCO3發(fā)現(xiàn)，硝化細菌得到了富集，且減少了膜表面EPS 黏附，最終緩解了膜污染。綜上發(fā)現(xiàn)，MBR 系統(tǒng)中硝化菌活性和菌群結(jié)構(gòu)與膜污染間存在一定相關(guān)關(guān)系。

無機碳作為硝化菌（AOB 和NOB）等自養(yǎng)微生物細胞合成的碳源，對其活性有著重要影響。以前研究大多集中在堿度（OH－，HCO3－，CO32－）對于硝化過程的影響[10]。鮮有關(guān)于MBR 系統(tǒng)中不同無機碳水平條件下污泥硝化活性和菌群的改變?nèi)绾斡绊懩の廴镜膯栴}研究。因此，通過逐級降低MBR 污泥混合液中無機碳的濃度，考察不同無機碳水平下反應(yīng)器的運行性能、硝化菌活性、菌群結(jié)構(gòu)演替和膜污染行為的變化及其相關(guān)關(guān)系，以期為MBR 過程優(yōu)化與膜污染控制等提供技術(shù)參考和理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與運行

有效容積為10 L 的A/O MBR 系統(tǒng)裝置示意見圖1。V（缺氧） ∶V（好氧）為1 ∶1，回流比為200%。好氧池中放置聚偏氟乙烯中空纖維膜（膜孔徑為0.01 μm），操作模式為恒定流量連續(xù)抽吸，膜通量（LMH）設(shè)為13 L/（m2·h） 。HRT 設(shè)為7.7 h，SRT 設(shè)為20 d。好氧池曝氣量設(shè)為80～100 L/h，溶解氧（DO）質(zhì)量濃度控制在1～3 mg/L。反應(yīng)器在室溫下運行，溫度控制在24 ℃左右。

圖1 A/O 膜生物反應(yīng)器裝置示意

試驗中MBR 共運行200 d，分為3 個階段，不同階段向好氧池中投加不同量的無機碳[10]，反應(yīng)器運行參數(shù)見表1。由表1 可以看出，在階段I，向好氧池中添加NaHCO3，NaHCO3投加量為12.50 g/d；在階段II，NaHCO3的投加量縮減為6.25 g/d；在階段III，NaHCO3和NaOH 的投加量分別為3.00 和1.50 g/d。參考第四版《水質(zhì)監(jiān)測分析方法》和苯酚硫酸法以及福林酚法，在試驗中測定COD，NH4+-N，NO2--N，NO3--N，TN 和TP，MLSS，MLVSS 及多糖、蛋白等。采用總有機碳分析儀（日本島津TOC-L）測定無機碳。

表1 反應(yīng)器運行參數(shù)

1.2 接種污泥和進水水質(zhì)

研究中MBR 接種泥來自實驗室長期穩(wěn)定運行的活性污泥系統(tǒng)，污泥質(zhì)量濃度為4 g/L。反應(yīng)器使用的廢水由人工配制，具體成分的質(zhì)量濃度分別為：乙酸鈉為35 mg/L、淀粉為162 mg/L、奶粉為200 mg/L、蔗糖為141 mg/L、尿素為50 mg/L、蛋白胨為32 mg/L、酵母浸膏為77 mg/L、牛肉浸膏為80 mg/L、氯化銨為40 mg/L、磷酸二氫鉀為23 mg/L、磷酸氫二鉀為21 mg/L 和微量元素溶液（七水合硫酸亞鐵為2.5 mg/L、氯化鋅為0.06 mg/L、四水合氯化錳為0.06 mg/L、二水合鉬酸鈉為0.19 mg/L、六水合氯化鈷為0.13 mg/L、六水合氯化鎳為0.04 mg/L、硫酸銅為0.06 mg/L、氯化鈣為0.44 mg/L、硼酸為0.06 mg/L、氯化鎂為0.19 mg/L）。

1.3 膜污染行為監(jiān)測

跨膜壓差（TMP）可反映膜污染的嚴重程度，采用真空壓力表可監(jiān)測其變化情況。當TMP達到一定數(shù)值（約25 kPa），需對膜進行逐步清洗，測試其膜污染阻力分布情況，具體清洗步驟和計算見參考文獻[11]。

1.4 微生物活性測試

從好氧池取適當體積的污泥混合液，用普通定性濾紙過濾并用純水清洗后稀釋至1 L 置于玻璃器皿中。通過添加濃度為1 mol/L HCl 或NaOH 控制pH 值為7.5，保持溫度為24 ℃。再連接微孔曝氣裝置和溶氧儀（德國WTW Oxi7310）并與電腦相連接，打開溶氧儀自動監(jiān)控軟件，設(shè)置DO 閾值為2～4 mg/L，每隔5 s自動采集一次數(shù)據(jù)，得到DO-t 曲線，其下降直線斜率即為微生物好氧呼吸速率（OUR）[11]。最后測定污泥MLVSS，根據(jù)文獻[11]中方法分別計算得到微生物內(nèi)源呼吸速率、硝酸菌NOB 和氨氧化菌AOB 呼吸速率。

從好氧池取適當體積的污泥混合液，用普通定性濾紙過濾并用純水清洗后稀釋至1 L，置于另一玻璃器皿中。再連接微孔曝氣裝置和溶氧儀于計算機，控制DO 質(zhì)量濃度在2～4 mg/L，pH 值為7.5 左右，溫度為24 ℃左右。向混合液中加入NH4Cl，控制NH4+-N 初始質(zhì)量濃度為30 mg/L，分別在0 ，30 ，40 min 和1 ，1.5 ，2 ，3 ，4 ，5 h 時取污泥上清液，分別測定NO3--N，NO2--N 及NH4+-N 濃度。最后測定污泥MLVSS，繪制NH4+-N-t 曲線，計算求得直線斜率即為硝化速率。

1.5 高通量測序與分析

分別從AO/MBR 系統(tǒng)中取不同時期污泥樣品M1，M2，M3，M4，M5，在8 000 r/min，4 ℃條件下離心10 min 收集污泥絮體，采用DNA 試劑盒（UltraClean Soil DNA Kit）提取微生物總DNA，測定其濃度，并用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測其完整性。采用通用引物F515/R806 對微生物16S rRNA 基因V4區(qū)進行擴增。用Qiagen 試劑盒 （QIAquick Gel Extration Kit） 進行純化后，送至Novogene 公司于Illumina Miseq 測序平臺進行高通量測序。測序完成的原始數(shù)據(jù)去掉序列兩端接頭，根據(jù)QIIME 軟件操作流程對原始數(shù)據(jù)進行質(zhì)量控制和序列分析，獲得樣品中微生物群落結(jié)構(gòu)變化情況[12]。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同無機碳水平下MBR 運行性能

反應(yīng)器中污泥混合液無機碳濃度和pH 值變化情況見圖2。由圖2 可以看出，由于NaHCO3投加量的逐級減少，污泥混合液中無機碳質(zhì)量濃度不斷降低，從階段I 的105.1 mg/L 降至階段II 的62.5 mg/L和階段III 的46.3 mg/L。但由于污泥混合液的緩沖作用和第III 階段NaOH 的補加，反應(yīng)器中pH 值仍保持在7.5 左右。

圖2 反應(yīng)器中污泥混合液無機碳濃度和pH值變化

不同階段反應(yīng)器運行性能見表2。階段I 為0～80 d，階段II 為81～160 d，階段III 為161～200 d。

表2 不同階段反應(yīng)器運行性能 mg·L-1

由表2 可以看出，經(jīng)馴化培養(yǎng)后，反應(yīng)器運行性能良好，階段I 中NH4+-N，TN，TP 和COD 的去除率分別高達97.7%，76.3%，87.0%和90.9%，出水中除TP 外，其余污染物均滿足GB 18918—2002 一級A標準。在無機碳濃度降低后，階段II 和III 的NH4+-N去除率均略微下降，但并未出現(xiàn)NO2--N 累積現(xiàn)象。GUISASOLA A 等[13]研究發(fā)現(xiàn)，當無機碳質(zhì)量濃度低于36 mg/L 時，AOB 活性將受到很大抑制而NOB 活性并未受影響。同樣，BRESSANI-RIBEIROT T 等[14]也發(fā)現(xiàn)，NH4+-N 氧化過程易受無機碳濃度而非堿度水平影響。階段II 和III 反應(yīng)器中TN，TP 和COD 的去除率均有小幅增加，推斷原因與其中各功能微生物被截留和富集有關(guān)（由表1 可以看出，濃度有小幅提升）。隨著無機碳濃度降低，污泥混合液中多糖和蛋白的膜截留率均有提升，在階段III 分別提升至66.3%和58.4%，一定程度上強化了COD 的去除，同時也造成多糖和蛋白在膜表面的累積，最終加重膜的污染。

2.2 不同無機碳水平下膜污染行為變化

MBR 系統(tǒng)跨膜壓差（TMP）和平均膜污染速率及膜阻力分布變化情況見圖3。由圖3（a）可以看出，跨膜壓差的增長隨著無機碳濃度降低越來越快，膜污染速率從階段I 的30～55 Pa/h 增至階段II 的40～75 Pa/h 和階段III 的210～230 Pa/h。同時MBR進水堿度的降低（＜130 mg/L）也加重了膜污染，其污染速率由200 Pa/h 提升至500 Pa/h[8]。由圖3（b）可以看出，通過膜污染阻力分布分析發(fā)現(xiàn)，濾餅層污染阻力占比隨著無機碳濃度降低不斷增加，由35%增至近80%，成為膜污染不斷增加的主要原因[9]。有機污染阻力逐步降低，推斷原因是濾餅層的快速形成加強了混合液有機物的攔截，進而減少了其在膜面或膜孔的黏附。另無機污染阻力在階段I 和II 期間均呈現(xiàn)小幅增加。

2.3 不同無機碳水平下污泥好氧呼吸速率和硝化活性的變化

通常硝化過程是一個分步反應(yīng)，首先NH4+-N 被氧化為NO2--N，然后NO2--N 再被氧化成NO3--N。與以往研究一致，本次研究中AOB 活性也明顯高于NOB 活性[15]。另由于硝化細菌是自養(yǎng)化能微生物，需無機碳源做細胞合成代謝，且需消耗堿度[13]。不同階段反應(yīng)器污泥的比好氧呼吸速率的變化見圖4。由圖4 可以看出，無機碳濃度對反應(yīng)器中污泥的好氧呼吸速率存在負面影響，其中AOB 和NOB 的呼吸速率分別從階段I 的1.55 和7.86 mg/（g·h） 降至階段III 的1.01 和4.37 mg/（g·h），說明NH4+-N 轉(zhuǎn)化易受無機碳限制的影響。

圖4 不同階段反應(yīng)器污泥的比好氧呼吸速率的變化

不同階段反應(yīng)器中污泥硝化活性的變化見圖5。由圖5 可以看出，階段I 污泥的硝化活性呈大幅提升，說明高無機碳濃度下MBR 系統(tǒng)對硝化細菌有良好的截留和富集，進而促進了反應(yīng)器中NH4+-N的去除。當無機碳濃度降低后，污泥硝化活性也大幅降低，進一步說明無機碳濃度對反應(yīng)器運行過程中NH4+-N 的轉(zhuǎn)化存在較強的負面影響。上述結(jié)果與表2 中MBR 系統(tǒng)NH4+-N 的去除率下降趨勢一致。

圖5 不同階段反應(yīng)器中污泥硝化活性的變化

2.4 不同無機碳水平下微生物群落的變化

不同無機碳水平下微生物群落變化情況見圖6。在門水平上，所有樣品中微生物群落主要由變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）和酸桿菌門（Acidobacteria）等組成，涉及有機物（如：多糖和蛋白）的代謝。其中，變形菌門為主要菌門，在階段III 相對豐度增至20%。以往研究證明，變形菌門為主要的污水處理微生物，主要包含硝化菌和反硝化菌[15]。其次是擬桿菌門，其比例呈下降趨勢，從階段I的15.1%降至階段III 的11.5%。

圖6 微生物群落在屬水平上的組成和相對豐度

在屬水平中，污泥中絲硫菌屬（Thiothrix）、海列文氏菌屬（Lewinella）和突柄桿菌屬（Prosthecobacter）等相對豐度均出現(xiàn)大幅降低。其中，絲硫菌屬由接種污泥中6.36 %降至階段III 的1.44 %。該菌屬常呈絲狀，是活性污泥絮體的骨架，過多生長易引起污泥膨脹，而過少則會影響絮體結(jié)構(gòu)[16]。本次研究發(fā)現(xiàn)，隨著污泥混合液中無機碳濃度的降低，污泥絮體確實從階段I 的平均粒徑D[4,3] 401.90 μm 降至階段II 的295.28 μm 和階段III 的207.25 μm，進而可能加重了膜污染。

Emticicia，Azospira，Hydrogenophaga，Terrimonas等菌屬在反應(yīng)器中不斷被富集，尤其Emticicia 屬相對豐度在第III 階段升至3.98%。以往研究發(fā)現(xiàn)，Emticicia，Azospira，Hydrogenophaga 和Terrimonas 屬均具有反硝化功能[17-18]，其相對豐度增加與表2 中TN 去除率上升趨勢保持一致。

反應(yīng)器中污泥的硝化功能微生物Nitrosomonas和Nitrospira 屬的相對豐度也均變化明顯。其中，Nitrosomonas 屬呈先增后降的變化趨勢，其具有將NH4+-N 轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽的功能[19]。說明Nitrosomonas屬明顯受到無機碳濃度的影響，其在無機碳源富足的階段I 被富集，而在無機碳濃度降低后的階段II和III 則明顯下降。Nitrospira 屬的相對豐度在無機碳限制條件下反而增加，這與GUISASOLA A 等[13]研究結(jié)果相一致。

3 結(jié)論

根據(jù)反應(yīng)器運行性能、膜污染趨勢、硝化活性和群落演替的結(jié)果，得出以下結(jié)論：

（1）降低無機碳濃度后，反應(yīng)器運行性能依然穩(wěn)定，COD，TN 和TP 及NH4+-N 的去除率均保持在較高水平，而混合液中多糖和蛋白的膜截留率有所提升，一定程度上強化了有機物的去除效率。相應(yīng)膜污染速率不斷增加，且以濾餅層污染阻力為主。

（2）隨著無機碳濃度的持續(xù)降低，污泥中AOB和NOB 的呼吸速率均不斷降低，且硝化速率也呈明顯下降趨勢，說明無機碳的缺乏給硝化功能微生物造成了較大影響。

（3）在無機碳減少情況下，污泥中絲硫菌屬（Thiothrix） 下降趨勢明顯，影響了污泥的性狀，而Emticicia，Azospira，Hydrogenophaga，Terrimonas 等反硝化功能微生物的豐度明顯增加，強化了反應(yīng)器的脫氮性能。Nitrosomonas 屬相對豐度降低，與污泥硝化活性降低的結(jié)果保持一致。

MBR 中無機碳水平可明顯改變污泥的硝化活性和菌群結(jié)構(gòu)，影響了污泥的性質(zhì)和混合液中生物聚合物的組成，并最終造成MBR 系統(tǒng)不同的膜污染行為。