夏超， 周浩然， 周家中， 李志偉， 王書波

（青島思普潤水處理股份有限公司， 山東 青島 266555）

工業(yè)廢水由于其成分復(fù)雜、 水質(zhì)水量波動大、存在有毒有害物質(zhì)等特點(diǎn)［1］， 在出水水質(zhì)要求越來越高， 且污水處理廠面臨進(jìn)水超量的情況下， 使用傳統(tǒng)工藝很難保障出水的穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。

移動床生物膜反應(yīng)（MBBR）是一種將生物膜法與活性污泥相結(jié)合的高效廢水處理工藝， 兼具生物接觸氧化和生物流化床的優(yōu)點(diǎn)， 在國內(nèi)發(fā)展迅速［2-3］， MBBR 可實(shí)現(xiàn)在不增容不擴(kuò)建的條件下對現(xiàn)有污水處理廠的升級改造， 已成為目前污水處理廠升級改造的主要方法之一［4-7］。

浙江省某工業(yè)廢水處理廠承擔(dān)著周邊工業(yè)企業(yè)的生產(chǎn)廢水和生活污水處理， 其中70% 為工業(yè)廢水， 主要為印染廢水、 紡織廢水、 化工廢水等。 為了滿足出水水質(zhì)達(dá)到GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級A 標(biāo)準(zhǔn)， 以及周圍廠區(qū)不斷增加的廢水排放量的要求， 將原A2／O 工藝改造為A2／O-MBBR 工藝。 本研究以該污水處理廠提標(biāo)提量改造為例， 對比了改造前后的氨氮、 TN 的去除效果， 分析研究了A2／O-MBBR 工藝沿程各單元對氨氮和TN 的去除效果， 并對懸浮載體和活性污泥進(jìn)行高通量測序分析， 以期為同類污水處理廠運(yùn)行及相關(guān)工程應(yīng)用研究提供數(shù)據(jù)支撐。

1 試驗(yàn)部分

1.1 MBBR 池分區(qū)設(shè)計(jì)

該污水處理廠原采用A2／O 工藝， 通過向好氧區(qū)原位投加懸浮載體， 將其改造為A2／O-MBBR 工藝。 為達(dá)到分類富集功能菌和降低工程改造施工量的目的， MBBR 池實(shí)際采用2 個分區(qū)， 中間設(shè)攔截篩網(wǎng)， 使懸浮載體專性富集［8］。 廢水經(jīng)MBBR-1 區(qū)進(jìn)入MBBR-2 區(qū)， MBBR-2 區(qū)對MBBR-1 區(qū)起保障作用。 實(shí)際運(yùn)行控制內(nèi)外回流比均為100%， 生化池污泥濃度為3 ～4 g／L， 好氧區(qū)溶解氧質(zhì)量濃度為2 ～3 mg／L。 生化池總停留時間為13 h。

MBBR 池型采用微動力混合池型， 該池型有別于傳統(tǒng)MBBR 工藝常用的循環(huán)流動池型， 在無需推流的作用下通過合理布置曝氣， 即可保障懸浮載體的良好流化。 池內(nèi)投加SPR_II 型懸浮載體， 直徑為（25±0.5） mm， 厚為（10± 1） mm， 有效比表面積大于620 m2／m3， 符合CJ／T 461—2014《水處理用高密度聚乙烯懸浮載體》行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)， 掛膜前其比重略小于水（0.94 ～0.97）， 掛膜后比重與水接近［9］。 懸浮載體掛膜前后效果如圖1 所示。

圖1 懸浮載體掛膜前后效果Fig. 1 Effect of suspended carrier before and after biofilm culturing

1.2 生化單元進(jìn)出水水質(zhì)

MBBR 單元用于污水處理廠二級處理， 本研究主要分析氨氮和TN。 由于污水處理廠一級處理單元基本采用格柵和沉砂， 主要去除大塊漂浮物和砂礫， 對氨氮和TN 幾乎沒有去除， 三級處理單元僅含磁混凝-紫外消毒， 無反硝化脫氮處理單元， 故實(shí)際出水TN 和氨氮即為MBBR 工藝出水TN 和氨氮。 污水處理廠設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)見表1。

1.3 沿程測試方法

根據(jù)生化池功能區(qū)布置， 分別取生化池進(jìn)水、缺氧區(qū)出水、 MBBR-1 區(qū)和MBBR-2 區(qū)出水， 分析沿程各功能區(qū)對氨氮和TN 的去除效果。 取樣點(diǎn)位于以上各功能區(qū)末端。 取樣后立即靜置澄清取上清液， 將其放入冰箱中冷藏保存。 每個取樣點(diǎn)取3 次，取樣時間間隔4 h， 混合后測定氨氮和TN 濃度。

表1 污水處理廠生化池進(jìn)出水水質(zhì)Tab. 1 Influent and effluent water quality of biochemical tank in wastewater treatment plant

1.4 分析方法

氨氮和TN 分別采用納氏試劑分光光度法和堿性過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定， 溶解氧和溫度采用WTWMulti-3430i 進(jìn)行離線測定。

1.5 高通量測序

高 通 量 測 序 通 過 試 劑 盒（E.Z.N.AMag-Bind-SoilDNAKit）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Qubit3.0DNA 試 劑 盒 檢 測 基 因 組DNA 濃 度。 PCR擴(kuò)增所用引物為341F／805R。 PCR 產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖電泳， 通過DNA 膠回收試劑盒（SanPrep）對PCR產(chǎn)物進(jìn)行回收， 利用Qubit3.0DNA 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(jī)測序濃度為20 pmol， 通過IlluminaMiseq 測序平臺完成對樣品高通量測序。

用UPARSE 軟件（version7.1）根據(jù)97% 的相似度進(jìn)行OTU 聚類； 用UCHIME 軟件剔除嵌合體。利用RDPclassifier 對每條序列進(jìn)行物種分類注釋，比對Silva 數(shù)據(jù)庫（SSU123）， 設(shè)置比對閾值為70%。

2 結(jié)果與討論

2.1 MBBR 工藝對氨氮、 TN 去除效果分析

研究分析了2019 年1 月1 日至6 月25 日共計(jì)176 d 的運(yùn)行數(shù)據(jù)（包含整個冬季運(yùn)行階段）， 并與改造前同期2018 年1 月1 日至6 月25 日的運(yùn)行數(shù)據(jù)進(jìn)行對比。 污水處理廠改造前后氨氮的去除效果見圖2。

改造前， 污水處理廠生化池進(jìn)出水氨氮平均質(zhì)量濃度分別為（9.16±1.42） mg／L、 （1.29±0.86）mg／L， 氨氮去除率均值為85.92%； 改造后， 進(jìn)出水氨氮平均質(zhì)量濃度為（9.28±1.17）mg／L、 （0.76±0.55）mg／L， 氨氮去除率均值為91.81%。 改造后出水氨氮濃度明顯下降且更加穩(wěn)定， 完全可以達(dá)到GB 18918—2002 一級A 標(biāo)準(zhǔn)。 同時， 處理水量由3×104m3／d 增加至4×104m3／d， 結(jié)合生化池進(jìn)出水氨氮濃度、 好氧區(qū)MBBR 池容及處理水量計(jì)算可知， 生化池氨氮處理能力從0.040 kg／（m3·d）增加至0.052 kg／（m3·d）， 增大了30%， 分析其原因主要是通過在好氧區(qū)投加懸浮載體， 形成附著態(tài)生物膜， 生物膜的泥齡大于30 d， 有利于長泥齡的硝化菌群的富集［10］。 此外， 懸浮載體的掛膜過程與胞外聚合物（EPS）密不可分， 當(dāng)微生物活性越強(qiáng)時，EPS 分泌越旺盛， 越容易掛膜。 微生物活性減弱時， EPS 分泌減少， 在流化水力剪切的作用下老化生物膜脫離， 實(shí)現(xiàn)生物膜的自然動態(tài)更新， 保障了懸浮載體上的微生物一直處于較高的活性［11］。

圖2 改造前后氨氮去除效果Fig. 2 Ammonia nitrogen removal before and after modification

污水處理廠改造前后TN 去除效果見圖3。

圖3 改造前后TN 去除效果Fig. 3 TN removal before and after modification

改造前， 生化池進(jìn)出水TN 平均質(zhì)量濃度分別為（26.72±6.12）mg／L、 （9.52±2.02）mg／L， 平均去除率為63.4%， 且出水濃度波動較大， 不穩(wěn)定； 改造后， 進(jìn)出水TN 平均質(zhì)量濃度分別為（25.14±5.67）mg／L、 （7.62±1.87） mg／L， 平均去除率為69.7%。由于該污水處理廠接納的工業(yè)廢水都是先經(jīng)過各自預(yù)處理后再排入污水處理廠， 實(shí)際進(jìn)水COD 濃度和m（BOD5）／m（COD）都較低， 進(jìn)水碳氮比不足3。為了節(jié)省運(yùn)行費(fèi)用， 污水處理廠還加入部分COD濃度高的工業(yè)廢水（如對甲基苯酚、 石油廢水上清液等）進(jìn)行處理， 每天投加量約為60 m3， 除此之外不額外投加純碳源。 從圖3 還發(fā)現(xiàn)， 2019 年2 月1 日前后出水TN 濃度明顯高于其他時期， 這是因?yàn)榕R近春節(jié)， 附近工廠基本停產(chǎn)， 進(jìn)水COD 濃度下降導(dǎo)致出水TN 濃度升高， 但出水仍滿足GB 18918—2002 一級A 排放標(biāo)準(zhǔn)。 2019 年3 月以后隨著生物膜的成熟穩(wěn)定， TN 去除效果趨于穩(wěn)定，出水TN 平均質(zhì)量濃度為6.2 mg／L， 實(shí)際脫氮負(fù)荷由0.019 kg［N］／（m3·d）增 加 至0.026 kg［N］／（m3·d）， 上升了36.8%。 而實(shí)際改造過程中并沒有增大缺氧區(qū)的池容， 脫氮能力的提升一方面可能是由于硝化效果良好， 提高了回流硝態(tài)氮的濃度， 另一方面可能是好氧區(qū)懸浮載體生物膜的存在， 發(fā)生了同步硝化反硝化（SND）過程。

2.2 生化池沿程氮素分析

由于內(nèi)外回流的稀釋作用， 各功能區(qū)實(shí)際去除量按照該功能區(qū)進(jìn)出水氨氮濃度差值× 流量倍數(shù)的方式計(jì)算。 流量倍數(shù)指考慮到內(nèi)外回流量經(jīng)過該功能區(qū)的總流量與實(shí)際進(jìn)水量的比值。 如設(shè)計(jì)進(jìn)水量為Q， 流經(jīng)厭氧區(qū)時， 有污泥回流， 如果污泥回流比為r， 則厭氧區(qū)實(shí)際的進(jìn)水為Q + rQ，（1+r）即為厭氧區(qū)的流量倍數(shù)， 同理缺氧區(qū)的流量倍數(shù)為（1+r+R）。

為驗(yàn)證生化段各功能區(qū)對氨氮和TN 的去除效果， 進(jìn)行了沿程測定， 結(jié)果見圖4。

圖4 沿程斷面氮素分析Fig. 4 Nitrogen analysis along fracture surface section

從圖4 可以看出， 氨氮在好氧MBBR-1 區(qū)、MBBR-2 區(qū)均有去除， 在MBBR-1 區(qū)去除的氨氮量是MBBR-2 區(qū)的3 倍左右， 同時還發(fā)現(xiàn)好氧MBBR 區(qū)存在明顯的TN 去除現(xiàn)象。 厭缺氧區(qū)、 好氧MBBR-1 區(qū)、 MBBR-2 區(qū)的TN 去除率分別為54.15%、 7.48%、 21.53%， 總?cè)コ蕿?3.16%； 好氧區(qū)TN 去除率為29%， TN 去除貢獻(xiàn)率達(dá)到34.9%。在對生化段進(jìn)行多次沿程分析之后， 發(fā)現(xiàn)好氧MBBR 區(qū)均存在穩(wěn)定的SND 過程， TN 去除率均在20%～30%之間。

生物膜上典型的缺／好氧微環(huán)境為好氧區(qū)SND創(chuàng)造了可能， 溶解氧在從生物膜表面向內(nèi)層傳遞的過程中存在濃度梯度， 生物膜表層為硝化細(xì)菌， 將氨氮氧化為硝酸鹽氮， 隨著溶解氧傳遞濃度的下降， 生物膜內(nèi)層為缺氧環(huán)境， 因此在生物膜內(nèi)層可以生長反硝化菌， 將硝酸鹽氮還原為氮?dú)猓?2-14］。 同時由于懸浮載體對功能微生物有富集作用， 進(jìn)一步促進(jìn)了好氧區(qū)SND 的發(fā)生， 強(qiáng)化了碳源的有效利用。 對于進(jìn)水基質(zhì)濃度不高的污水處理廠， 甚至可完全節(jié)約外投碳源， 使得MBBR 除了在池容上做到深度挖潛外， 真正實(shí)現(xiàn)了基質(zhì)利用上的深度挖潛， 應(yīng)用前景廣闊［15］。 對眾多使用MBBR 的污水處理廠進(jìn)行調(diào)研， 發(fā)現(xiàn)在好氧填料區(qū)均存在顯著的SND 現(xiàn)象， TN 去除量為3 ～8 mg／L， 對于基質(zhì)濃度較高的污水處理廠， SND 效果更佳顯著［16-17］。

2.3 MBBR 微生物分析

為進(jìn)一步探究懸浮載體的作用， 對該污水處理廠投加的懸浮載體和活性污泥進(jìn)行了高通量測序分析， 結(jié)果如表2 所示。

表2 不同區(qū)域功能菌種占比Tab. 2 Proportion of functional strains in different regions

3 組樣品中均存在大量的Mycobacterium， 在MBBR-1 區(qū)存在較多的Lactococcus， 這2 種微生物均具有脫碳性能， 可以強(qiáng)化去除廢水中的難降解有機(jī)物。 MBBR-2 區(qū)存在大量的Acinetobacter， 該菌種多為反硝化除磷菌， 部分菌屬還具備異養(yǎng)硝化-好氧反硝化能力。 除此之外， 在懸浮載體中也檢測出其他反硝化菌的存在， 如Ferruginibacter、Hyphomicrobium 等。 反硝化菌在懸浮載體和污泥中的相對豐度分別為3.84%、 28% 和4%。 反硝化菌群在懸浮載體上存在， 尤其是MBBR-2 的Acinetobacter 相對豐度高達(dá)25%以上， 為MBBR-2區(qū)21.53%的TN 去除率提供了微觀基礎(chǔ)。

系統(tǒng)中優(yōu)勢硝化菌群為Nitrospira， 其在MBBR-1 區(qū)、 MBBR-2 區(qū)懸浮載體中的相對豐度分別為5.70%、 10.73%， 在活性污泥中為1.25%。 結(jié)合懸浮載體生物膜生物量和活性污泥濃度計(jì)算硝化菌的含量， 結(jié)果顯示系統(tǒng)中64.7% 的硝化菌來自懸浮載體， 35.3% 來源于污泥， 表明在硝化過程中， 懸浮載體起到了重要的作用。

對比其他采用MBBR 工藝進(jìn)行升級改造并穩(wěn)定達(dá)標(biāo)的污水處理廠發(fā)現(xiàn)， Nitrospira 均是硝化菌群的優(yōu)勢菌種， 且在懸浮載體生物膜中的平均占比可達(dá)15% 以上， 而在活性污泥中平均占比僅為2%， 顯示了MBBR 在極大程度上強(qiáng)化了對硝化菌的富集作用［18］。

3 結(jié)論

（1） 采用MBBR 工藝對工業(yè)廢水原池提標(biāo)提量升級改造， 改造后水量增加至4×104m3／d， 提升33%； 改造后出水氨氮、 TN 的質(zhì)量濃度分別為（0.76±0.55）、 （7.62±1.87）mg／L， 氨氮和TN 去除負(fù)荷分別提升了30%和36.8%。 可以穩(wěn)定達(dá)到GB 18918—2002 一級A 標(biāo)準(zhǔn)。

（2） 沿程氮素分析結(jié)果表明， MBBR-1 區(qū)懸浮載體的硝化性能優(yōu)于MBBR-2 區(qū)， 其活性為MBBR-2 區(qū)的近3 倍。 相比于活性污泥法， MBBR工藝具有更好的處理效果， 保證了系統(tǒng)氮素穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。 好氧MBBR 區(qū)存在20%～30% 的TN 去除率，保障了出水TN 穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。

（3） 懸浮載體對于硝化菌和反硝化菌都具有良好的 富 集 效 果。 MBBR-1、 MBBR-2 區(qū) 懸 浮 載 體Nitrospira 的相對豐度分別為5.70%、 10.73%， 遠(yuǎn)大于活性污泥的1.25%。 反硝化菌相對豐度分別為3.84%、 28%， 也為MBBR 區(qū)SND 提供了微觀基礎(chǔ)。

（4） 工程實(shí)踐表明， 采用MBBR 工藝可強(qiáng)化氮素去除， 出水水質(zhì)穩(wěn)定， 適用于工業(yè)廢水提標(biāo)提量改造。