倒置A2O-MBBR 工艺强化氮磷去除及微生物研究

谢建康， 徐康康， 李新利， 周辰宇， 施巾杰， 韩文杰， 周家中

（1.青岛西海岸公用事业集团水务有限公司， 山东 青岛 266555；2.青岛思普润水处理股份有限公司生物膜研究院， 山东 青岛 266555）

随着城镇化进程的不断加快， 污水排放量不断增加， 污水厂提量改造刻不容缓［1-2］。 受季节水温变化影响， 污水厂多会在冬季面临处理效果恶化， 出水超标等困境［3］。 另外， 污水厂进水水质往往会发生较大波动， 对污水厂的运行和出水水质的稳定达标产生不利影响。 氮磷作为污水处理的核心控制指标， 提高污水厂脱氮除磷效率成为亟待解决的问题。

移动床生物膜反应器（MBBR）同时具备生物接触氧化和流化床的优点， 是典型的生物膜法［4］。 试验研究和工程实践均表明MBBR 工艺能够强化污水处理效果， 并且具有很强的抗冲击能力。 王晓康等［5］采用MBBR 工艺对台州黄岩江口污水厂进行提标改造后， 出水污染物浓度明显降低， 并且系统的抗冲击与快速恢复能力也明显增强。 吴迪等［6］采用MBBR 工艺对山西某污水厂进行提标改造后，污水厂的脱氮除磷效果均得到明显提升， 出水水质可以稳定满足GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A 标准， 部分指标甚至达到地表水准Ⅳ类水平。 苏高强等［7］也进行了MBBR用于污水厂升级改造的研究， 结果发现出水污染物浓度能够满足GB 18918—2002 一级A 标准。 另外， 汪传新等［8］的研究表明MBBR 中存在同步硝化反硝化（SND）现象， 并且SND 脱氮率受温度影响较小， 当水温降至15 ℃后， SND 脱氮率仍可达40%左右， 这有利于强化系统的TN 去除效果。

本研究以北方某污水厂为例， 结合宏观倒置A2O－MBBR 工艺的运行效果， 以及微观微生物多样性分析， 深度探究了MBBR 泥膜复合系统中活性污泥和悬浮载体生物膜中微生物多样性差异； 从宏观和微观层面分析了MBBR 工艺的脱氮除磷性能，为污水厂升级改造提供技术支持以及理论指导， 为类似工程的运行提供数据支撑。

1 材料与方法

1.1 污水厂运行工艺

该污水厂原生化池采用倒置A2O（缺氧-厌氧-好氧）工艺， 出水水质执行GB 18918—2002 一级A标准。 运行期间， 冬季多面临NH3-N 与TN 不能稳定达标， 且抗水量冲击能力较差的问题。 该污水厂于2018 年5 月进行提量改造， 处理水量从10 万t／d 提高至12 万t／d， 出水标准维持不变。 为保证出水水质稳定达标， 生化池采用倒置A2O－MBBR工艺进行原池提量改造， 将原好氧池改为MBBR池， 污水厂工艺流程如图1 所示。

图1 污水厂工艺流程Fig. 1 Process flow of sewage treatment plant

在好氧池投加悬浮载体形成泥膜复合系统， 并设置两级， 分别为MBBR－Ⅰ和MBBR－Ⅱ， 所投加悬浮载体为SPR－Ⅲ型悬浮载体， 悬浮载体直径和高度分别为（25±0.5）mm 和（10±1）mm， 挂膜后悬浮载体比重与水相近， 在水中呈现良好的悬浮状态。生化池控制内外回流比分别为100% ～300% 和70%～100%， 且回流进水点均为缺氧池前端。 深度处理系统为高效沉淀池-V 型／转鼓滤池， 以确保出水TP 和悬浮物等指标浓度达标。

1.2 污水厂设计进出水水质

改造后污水厂设计进出水水质如表1 所示。 污水厂进水BOD5和TN 的质量浓度分别不超过350和75 mg／L， 核算进水碳氮比约为4.67， 在市政污水中属于正常值。

表1 污水厂设计进出水水质Tab. 1 Design influent and effluent water quality of sewage treatment plant mg·L-1

1.3 试验方法

1.3.1 沿程测定

污水厂生化段沿程测定样品分别为生化池进水、 缺氧池出水、 厌氧池出水、 MBBR－Ⅰ出水和MBBR－Ⅱ出水， 所有水样均间隔2 ～3 h 重复取样，连续取3 次并均匀混合后测定。 所有混合样品经过沉淀后取上清液， 并进行预处理， 而后检测COD、NH3-N、 NO3--N、 TN、 TP 等浓度。

1.3.2 高通量测序

分别收集MBBR－Ⅰ区悬浮载体生物膜和活性污泥样品， 根据取样时间分别命名为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）， 并将所有样品于－20 ℃储存。 高通量测序通过试剂盒（E.Z.N.A Mag－Bind Soil DNA Kit， OMEGA） 提取微生物基因组DNA，通过1% 琼脂糖凝胶电泳检测抽提基因组的完整性， 利用Qubit 3.0 DNA 试剂盒检测基因组DNA 浓度。 PCR 扩增所用引物为341F／805R。 对PCR 产物进行琼脂糖凝胶电泳， 并通过DNA 胶回收试剂盒（SanPrep）对PCR 产物进行回收， 利用Qubit 3.0 DNA 检测试剂盒对回收的DNA 精确定量， 按照1 ∶1 的等量混合后测序， 等量混合时， 每个样品DNA量取10 ng， 最终上机测序量为20 pmol， 通过Illumina Miseq 测序平台完成对样品的高通量测序［9］。

1.3.3 荧光原位杂交（FISH）分析

根据硝化细菌2 种功能微生物——氨氧化菌（AOB）和亚硝酸盐氧化菌（NOB）， 以及聚磷菌Paos待杂交目的基因信息序列设计合成特异性的寡核苷酸探针并做相应荧光素标记。 探针序列如表2 所示， 样品经固定、 脱水、 杂交后将切片于正置荧光显微镜下观察并采集图像。

表2 FISH 探针序列Tab. 2 Probe sequence of FISH experiment

1.4 分析方法

COD 浓度采用重铬酸钾法， NH3－N 浓度采用纳氏试剂分光光度法， NO3--N 浓度采用紫外分光光度法， TN 浓度采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法， PO43－－P 浓度采用钼锑抗分光光度法， TP 浓度采用过硫酸钾氧化钼锑抗分光光度法。 另外， 有机氮根据TN 和NH3－N、 NO3－－N 浓度之差计算而得，有机磷根据TP 和PO43－－P 浓度之差计算而得。

2 结果与讨论

2.1 氮素去除效果分析

NH3-N 和TN 的去除效果如图2 所示。 由图2可知， 进水NH3－N 和TN 的质量浓度分别为45.0和53.1 mg／L。 其中， 进水NH3－N 波动明显， 且存在明显的超过设计进水浓度的现象， 超标率达到30%， 但是出水NH3－N 和TN 质量浓度仍能够分别降至1.8 和10.8 mg／L， 稳定优于GB 18918—2002一级A 标准， 显示出良好的脱氮效果。 另外， 在长达1 a 的运行过程中， 无论是在温度较高的夏季， 还是在低温冬季， 污水厂NH3－N 和TN 的去除率均分别维持在96% 和80% 左右， 这说明系统具有很好的温度适应性， 在低温条件下仍能够维持较好的脱氮性能。 分析原因主要有两方面， 首先， 悬浮载体能够富集大量的硝化菌， 使得MBBR 工艺对氮冲击负荷具有更好的适应性， 有研究表明， 悬浮载体生物膜对硝化菌的富集能力可达到活性污泥系统的9 倍左右［10］； 其次， 倒置A2O－MBBR 工艺硝化系统中投加的悬浮载体的材质为高密度聚乙烯材质，在低温条件下， 可为微生物的富集提供保温效果，使系统在温度降低时仍具有良好的硝化性能［11］。

图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分别为进水和出水TN 质量浓度， mg／L； R 为系统总回流比， %。

根据式（1）结合实际进水TN 浓度和总回流比核算理论出水TN 浓度， 并与实际系统出水TN 浓度进行对比， 结果如图3 所示。

图3 实际和理论出水TN 浓度Fig. 3 Actual and theoretical effluent TN concentrations

由图3 可知， 倒置A2O－MBBR 工艺的实际出水TN 平均质量浓度较理论出水TN 低2.02 mg／L，说明系统内或许存在不同于传统硝化反硝化的脱氮途径， 促进了TN 去除效果。 根据以往研究结果显示， MBBR 系统中由于悬浮载体的嵌入， 微生物在悬浮载体上形成的生物膜随着溶解氧渗透能力的弱化出现了功能菌分置现象， 其中， 生物膜外层形成以硝化细菌为主的好氧生物膜， 而内层存在厌缺氧微环境， 会富集反硝化菌， 反硝化菌可直接利用生成的硝态氮和生物膜中内碳源进行反硝化作用， 节省碳源的同时也强化了TN 的去除［12-13］。

为探究污水厂实际出水TN 偏低的原因， 检测分析了污水厂沿程断面的氮素含量， 结果如图4所示。

图4 生化区沿程断面氮素变化Fig. 4 Nitrogen changes along the section of biochemical zone

由图4 可知， 在MBBR 区存在明显的TN 去除， 此时总回流比为250%， 核算MBBR 区TN 去除量为5.39 mg／L， 占系统TN 去除量的14.75%，这说明在MBBR 区存在明显的SND 现象， 一定程度上提升了系统的TN 去除效果。

2.2 磷素去除效果分析

该污水厂TP 去除效果如图5 所示。 在近1 a的运行过程中， 污水厂进水TP 的质量浓度为4.5 mg／L， 出水TP 的质量浓度能够稳定降至0.2 mg／L， 除磷效果较改造前明显提升。

图5 TP 的去除效果Fig. 5 TP removal effect

生化区沿程断面的磷素变化如图6 所示。 由图6 可知， 厌氧段结束后， 系统TP 的质量浓度由1.15 mg／L 升至3.91 mg／L， 释磷倍数达到396.7%，厌氧区良好的释磷效果为好氧区过度吸磷创造了条件， MBBR－I 区好氧吸磷倍数达到79.66%， 最终，系统生化段出水TP 质量浓度可降至0.5 mg／L 以下， 大大减轻了深度处理对于TP 的去除负荷， 同时也降低了药剂投加费用。 系统保持高效除磷的原因主要在于生化段生物除磷的强化。 生物除磷主要通过排放富磷污泥实现， 污泥龄是影响生物除磷效果的重要因素。 常规活性污泥法存在脱氮除磷的泥龄矛盾， 表现在脱氮所需硝化菌多为长泥龄， 而聚磷菌多为短泥龄。 改造前， 为保证系统硝化效果，生化池污泥浓度较高， 泥龄较长， 确保硝化菌群在活性污泥中的绝对含量， 但不利于短泥龄的聚磷菌活性发挥， 相当于牺牲了一部分生物除磷效果以满足硝化效果； 改造后， 好氧区通过投加悬浮载体，实现了对长泥龄硝化菌群的高效富集， 保证了硝化菌群的含量， 因此在一定程度上可以增大排泥量，缩短悬浮污泥的泥龄， 强化聚磷菌生物活性， 进而提高生物除磷效果， 实现短泥龄的聚磷菌和长泥龄的硝化菌之间的泥龄分置， 使生物除磷得以强化［14］。

图6 生化区沿程断面磷素变化Fig. 6 Nitrogen changes along the section of biochemical zone

2.3 微生物菌群分析

为了从微观层面进一步分析系统具有较强抗冲击能力的原因， 对该污水厂活性污泥和悬浮载体生物膜进行了基于16S rDNA 的扩增子高通量测序。 物种组成主要从门和属水平进行分析， 门水平主要物种组成如表3 所示。 由表3 可知， 在季节变化过程中， 悬浮载体生物膜和活性污泥在门水平的主要微生物没有明显差异， 优势菌群均为Proteobacteria（变形菌门）、 Chloroflexi（绿弯菌门）、 Actinobacteria（放线菌门）、 Bacteroidetes（拟杆菌门）、 Acidobactieria（酸杆菌门）、 Firmicutes（厚壁菌门）、 Patescibacteria、Actinobacteriota 和Nitrospirae（Nitrospirota）（硝化螺旋菌门）等， 与其他泥膜系统中的优势菌群较为一致［15］。 其中， 变形菌门所有细菌均为革兰氏阴性菌， 大多数细菌营兼性或者专性厌氧及异养生活，广泛存在于污水厂的活性污泥中［16］。 此外， 硝化螺旋菌门是一类与硝化有关的微生物， 广泛存在于硝化性能良好的曝气池中。 由表3 可知， 悬浮载体上硝化螺旋菌门的相对丰度不超过8.51%， 而活性污泥中硝化螺旋菌门的相对丰度仅为0.28%～3.23%，这说明投加悬浮载体能够促进硝化菌群的富集。 悬浮载体固定于好氧池中， 使硝化菌群持续保持较高活性， 从而增强系统硝化效果。

表3 优势菌门相对丰度Tab. 3 Relative abundance of dominant phylum%

属水平菌群组成如图7 所示。 由图7 可知，悬浮载体生物膜的主要菌属（相对丰度＞1%）有Nitrospira（硝酸螺旋菌属）、 Candidatus Microthrix、Trichococcus（明串珠菌属）、 Ferruginibacter（铁锈细菌）和Candidatus Alysiosphaera（冠醚属）， 相对丰度分别为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属（相对丰度＞1%）有Candidatus Microthrix、 Candidatus Accumulibacter、 Trichococcus（ 明串珠菌属）、 Ferruginibacter （铁锈细菌）、Terrimonas 和Dokdonella（昆山杜氏菌）， 相对丰度分别为0.36% ～11.78%、 1.53% ～3.67%、 0.64% ～7.48%、 0.48% ～5.75%、 0.54% ～2.91%、 0.81% ～2.24%。

图7 属水平微生物相对丰度Fig. 7 Relative abundance of micro-organisms on genus level

Nitrospira 是常见的亚硝酸盐氧化菌（NOB）， 其部分菌种能够作为全程氨氧化细菌（Comammox）［17］，并证实了其具有全程氨氧化能力［18］， 该结论也打破了传统的两步硝化理论。 该菌属具有负责氨氧化的氨单加氧酶（AMO）和羟胺氧化还原酶（HAO）， 同时还具有亚硝酸盐氧化必需的亚硝氧化酶（NXR），可将NH3－N 氧化至NO3－－N， 相比其他硝化细菌，该菌属对底物具有更强的亲和力， 在低NH3-N 浓度环境中更具优势。 另外， 在悬浮载体生物膜中还在一定丰度的Candidatus Alysiosphaera， 有研究表明在硝酸盐或亚硝酸盐作为潜在电子受体的情况下观察到底物的吸收［19］， 说明该菌属或许具有反硝化能力， 同时也能够说明在MBBR 系统中或许存在同步硝化反硝化现象， 有利于提高系统的抗冲击性能。 Candidatus Accumulibacter 是当前广泛认可的能够进行除磷作用的菌属， Kong 等［20］利用显微放射自显影（MAR）－FISH 技术证明了该菌属部分菌种具备反硝化除磷性能。 Candidatus Accumulibacter 在该污水厂活性污泥中相对丰度较其他采用活性污泥法的污水厂中明显升高［21］， 也为系统良好的生物除磷效果提供了微观基础。 Ferruginibacter 同时存在于悬浮载体生物膜和活性污泥中， 属于有机物降解菌［22］。另外， 生物膜和活性污泥中共存的另一优势菌属Trichococcus 也是一种具备有机物降解能力的微生物， 该菌属能够将碳水化合物分解成乳酸、 甲酸、乙酸盐和甲醇等产物［23］， 这2 种菌在悬浮载体和活性污泥中的大量存在强化了系统的抗有机物冲击性能。 活性污泥中的Terrimonas 属于反硝化菌［24］，能够在缺氧条件下发挥作用去除好氧区产生的硝酸盐， 保证出水TN 浓度达标。

悬浮载体生物膜和活性污泥系统中脱氮功能微生物相对丰度如图8 所示。

图8 功能微生物相对丰度Fig. 8 Relative abundance of functional micro-organisms

由图8 可知， 在污水厂运行的各个时期， 主要脱氮功能菌群均为NOB 和反硝化菌（DNB）， AOB相对丰度相对较低， 其在悬浮载体生物膜上的相对丰度为0.27%～1.23%， 在活性污泥中的相对丰度仅为0.03%～0.29%， 该结果与Liu 等［25］在SND 系统中观察到的AOB 种类及相对丰度较为一致。 系统中的硝化菌主要是NOB， 其中活性污泥中NOB的相对丰度为0.29% ～1.24%， 而悬浮载体生物膜中的NOB 却能够达到2.21%～8.83%， 悬浮载体生物膜对硝化菌的富集能力是活性污泥的7 倍以上，说明悬浮载体的投加能够强化硝化菌的富集， 提高系统的硝化能力， 这是本系统具有良好抗NH3-N 冲击性能的重要原因。 另外， 图8 也表明生物膜NOB 相对丰度受温度影响明显， 表现在悬浮载体生物膜中NOB 的相对丰度随季节变化， 在夏季（2019 年5 月、 8 月和2020 年5 月）相对丰度较低（2.21%～2.96%）， 悬浮载体生物膜对NOB 的富集能力为活性污泥的6 倍左右， 而冬季（2019 年11月和2020 年2 月）相对丰度较高（4.53%～8.83%），悬浮载体生物膜对NOB 的富集能力更是达到活性污泥的8 倍左右， 这表明悬浮载体生物膜具有较强的抗低温性， 在基质竞争过程中占据优势， 从而强化NOB 的富集， 提高系统在低温条件下的抗冲击性能。 另一方面， 经系统富集后活性污泥DNB 相对丰度达到7.44% ～15.19%， 而值得注意的是， 在悬浮载体上也发现了较高丰度的DNB， 其在悬浮载体生物膜中的相对丰度高达3.80% ～13.62%， 进一步验证了该污水厂MBBR 区存在SND现象， 有利于降低出水TN 浓度， 提高系统的抗冲击性， Liu 等［25］的研究结果也表明MBBR 悬浮载体生物膜中DNB 的相对丰度可达10.94%， 对应的TN 去除率能够达到62%以上。

为进一步验证系统在极端不利条件时（冬季）硝化菌及聚磷菌在不同生物相分布规律， 于2020年2 月对MBBR 系统悬浮载体生物膜和活性污泥进行FISH 检测， FISH 结果显示， 从悬浮载体生物膜看， AOB 含量略低于NOB， 而Paos 含量则明显更低； 从活性污泥看， AOB 与NOB 含量差距不大， 但较同期悬浮载体生物膜中硝化菌含量明显下降， 而Paos 含量则显著高于生物膜， 也高于污泥系统中硝化菌含量， 该结论与高通量测序结果较为一致。

3 结论

（1） 北方某污水厂采用倒置A2O-MBBR-高效沉淀池-V 型／转鼓滤池工艺， 强化了系统对各项水质指标的抗冲击能力。 在进水水质长期波动的条件下， 出水NH3-N、 TN 和TP 的质量浓度能够分别维持在1.8、 10.8 和0.2 mg／L， 稳定达到GB 18918—2002 一级A 标准。 改造后MBBR 区存在明显的SND 现象， 使TN 去除率高于理论值， 脱氮除磷菌泥龄分置也强化了系统生物除磷效果。

（2） MBBR 悬浮载体生物膜上优势硝化菌为Nitrospira， 悬浮载体生物膜对硝化菌的富集能力是活性污泥的7 倍以上， 硝化细菌的高度富集保障了出水NH3-N 的稳定达标， 同时也是MBBR 强化硝化的主要原因。 在悬浮载体生物膜上检测到一定丰度的反硝化菌， 为生物膜SND 提供了微观保障，有利于提高系统对TN 的去除效果。

（3） 倒置A2O-MBBR 系统内聚磷菌优势菌属为Candidatus Accumulibacter， 其在活性污泥中相对丰度较普通活性污泥污水厂更高， 为系统良好的生物除磷效果奠定了基础。