摘要：采用兩級純膜MBBR工藝處理低基質(zhì)河道水，研究了啟動(dòng)過(guò)程中生物膜的硝化性能，并同步分析了生物膜厚度、生物量及微生物種群變化情況。結果顯示，在冬季最不利水溫條件下不接種污泥直接原水啟動(dòng)，經(jīng)過(guò)10d系統調試成功，出水氨氮穩定達標，一、二級MBBR區出水氨氮分別為（1.35±0.38）、（0.43±0.15）mg/L，硝化負荷分別為（0.182±0.026）、（0.066±0.020）kg/（m3·d），系統氨氮去除率達到（88.98±3.03）%，同時(shí)，系統具有一定的COD去除能力；啟動(dòng)過(guò)程中，負荷增長(cháng)至第14天達到穩定，生物膜的生物量于第28天達到穩定，一、二級MBBR區的生物量分別為（2.66±0.36）、（2.14±0.19）g/m2，生物膜厚度分別達到（197±23）、（157±17）μm；生物膜負荷具有一定余量，能夠抵抗進(jìn)水負荷沖擊。啟動(dòng)階段，生物膜物種豐富度于第21天基本達到穩定，一級生物膜的物種豐富度、物種分布均勻程度高于二級生物膜，具有更高的物種多樣性；生物膜中優(yōu)勢微生物主要有Nitrospira、Hyphomicrobium、Nitrosomonas、Kouleothrix、Pedomicrobium、Pedobacter等，其中硝化菌屬Nitrospira在一、二級生物膜中的相對豐度分別達到8.48%～13.60%、6.48%～9.27%，Nitrosomonas的相對豐度分別達到2.89%～5.64%、0.00%～3.48%，而Hyphomicrobium和Pedomicrobium等菌屬的存在可能與進(jìn)水中芳香烴類(lèi)DOM的轉化有關(guān)。

韓文杰（1990-），工程師，主要從事生物質(zhì)降解及污水脫氮除磷工藝研發(fā)工作。

微污染水，即受到輕度污染的自然水體，其物理、化學(xué)和微生物指標已不能達到《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 3838—2002）的要求，多數情況涉及氨氮和CODMn的微量污染。由于其污染濃度不高，水質(zhì)指標一般低于《城鎮污水處理廠(chǎng)污染物排放標準》（GB 18918—2002）中的一級B或一級A標準限值，若采用傳統方法處理難以有效富集活性污泥，因此多采用生物膜法處理。移動(dòng)床生物膜反應器（MBBR）在污水處理領(lǐng)域應用廣泛，其在微污染水領(lǐng)域的應用亦受到關(guān)注。與市政污水應用的MBBR形式不同，微污染水處理基于生物膜，稱(chēng)之為純膜MBBR工藝。筆者針對MBBR工藝應用于河道水脫氨的工程效果，研究了啟動(dòng)和運行階段懸浮載體的硝化性能及其生物膜生物量和微生物組成的變化，以彌補MBBR工藝處理微污染水啟動(dòng)過(guò)程研究的缺失，為MBBR應用于微污染水處理提供理論和調試依據。

1、應用工程簡(jiǎn)介

廣東某水質(zhì)凈化廠(chǎng)，設計水量為260×104m3/d，處理對象為微污染河道水，共分為兩期，水量均為130×104m3/d。水廠(chǎng)原處理工藝為單級混凝工藝，對進(jìn)水中的TP、SS、COD去除效果較好，但對氨氮幾乎沒(méi)有處理能力；為響應政府治理河道水的號召，強化水廠(chǎng)對氨氮的處理能力，采用純膜MBBR對水廠(chǎng)進(jìn)行改造，切割39%的混凝沉淀區并鑲嵌MBBR工藝包形成MBBR區，MBBR區設置兩級工藝，池體中間設置攔截篩網(wǎng)，將懸浮載體固定于各池體內。MBBR區的懸浮載體填充率為40%，投加的懸浮載體類(lèi)型為SPR-Ⅲ型，材質(zhì)為高密度聚乙烯（HDPE），載體直徑為（25±0.5）mm，高為（10±1）mm，有效比表面積>800m2/m3，附著(zhù)生物膜后密度與水接近，符合《水處理用高密度聚乙烯懸浮載體填料》（CJ/T 461—2014）行業(yè)標準的要求。MBBR區設置穿孔和微孔曝氣，穿孔曝氣保證懸浮載體的流化，微孔曝氣保證MBBR系統供氧。MBBR區的設計氣水比最大為2.0。

改造前后水廠(chǎng)的主要工藝流程見(jiàn)圖1。設計進(jìn)水COD、BOD5、TP、SS分別為40、15、1.5、60mg/L，設計出水濃度分別為30、7、1、50mg/L。對氨氮的處理要求與進(jìn)水水質(zhì)相關(guān)，當進(jìn)水氨氮≥6mg/L時(shí)，系統對氨氮的去除量需大于5mg/L；當進(jìn)水氨氮為3～6mg/L時(shí)，系統對氨氮的去除率不得低于84%；當進(jìn)水氨氮<3mg/L時(shí)，要求出水氨氮<0.5mg/L。

圖1改造前后水廠(chǎng)的主要工藝流程

系統采用原水啟動(dòng)，于2020年11月5日完成懸浮載體的投加，以一期工程（130×104m3/d）為研究對象，系統運行至12月21日時(shí)，其間日處理水量均值為（135.89±9.06）×104m3/d，其中處理水量超過(guò)設計值的天數為34d，占比超過(guò)70%，最大日處理水量達到了149×104m3/d。實(shí)際運行的氣水比為1.0～1.7，MBBR區水溫維持在18～24℃；一、二級MBBR區溶解氧自啟動(dòng)開(kāi)始至出水水質(zhì)達標，分別由8.5、9.3mg/L降至5.6、7.6mg/L，并在后續穩定運行期維持在（5.30±0.68）mg/L和（8.07±0.79）mg/L。

2、結果與討論

2.1純膜MBBR對微污染水的處理效果

研究期間MBBR系統對氨氮的去除效果如圖2所示。以單一斷面所采集水樣的混合樣品數據進(jìn)行分析。進(jìn)水氨氮濃度為（3.85±0.44）mg/L，懸浮載體投加后的2d內，一、二級MBBR區的氨氮去除率均在3%以下，系統的氨氮平均去除率僅為1.9%；隨著(zhù)懸浮載體掛膜時(shí)間的延長(cháng)，MBBR區對氨氮的去除率迅速升高，并且在懸浮載體投加完成后的第10天達到了84%，出水氨氮濃度達到了設計標準；之后，一、二級MBBR區出水氨氮分別為（1.35±0.38）、（0.43±0.15）mg/L，系統對氨氮的去除率達到（88.98±3.03）%。盡管系統長(cháng)期處于超負荷運行狀態(tài)，但出水氨氮濃度依舊能夠穩定達標，反映出MBBR系統對水量沖擊有較強的抵抗能力。

圖2氨氮去除效果

根據一、二級MBBR池進(jìn)出水水質(zhì)核算其實(shí)際的硝化負荷，結果如圖3所示。懸浮載體投加后的2d內，兩級MBBR區的硝化負荷（以N計，下同）均低于0.01kg/（m3·d），系統的總硝化負荷不足0.005kg/（m3·d）；隨著(zhù)懸浮載體掛膜效果的改善，兩級MBBR區的硝化負荷呈現快速上升趨勢，并于懸浮載體投加后的第10天分別達到了0.226、0.031kg/（m3·d），總硝化負荷為0.129kg/（m3·d）；此后，一、二級MBBR區的硝化負荷分別為（0.182±0.026）、（0.066±0.020）kg/（m3·d），總硝化負荷達到了（0.124±0.017）kg/（m3·d），整體運行較為穩定。

圖3兩級MBBR區的實(shí)際硝化負荷

系統運行期間，一級MBBR的硝化負荷始終高于二級MBBR。該現象與周正興等人的研究結果較為類(lèi)似，其在六級MBBR處理微污染河道水的工程應用中，核算得到沿程各級懸浮載體的硝化負荷呈現逐級遞減的趨勢。對比發(fā)現，在兩個(gè)項目二級MBBR區硝化負荷相差較?。?.005 kg/（m3·d）］的情況下，本項目的一級MBBR的硝化負荷更高且較二級MBBR高出了近5倍，分析原因，相對較高的進(jìn)水基質(zhì)濃度和流量使得本項目中一級MBBR區的進(jìn)水負荷較高，進(jìn)而強化了其硝化能力。另外，本項目中一、二級MBBR的硝化負荷均高于徐斌等人研究中的硝化負荷［0.057 kg/（m3·d）］。一方面，本項目中所用的懸浮載體有效比表面積高達800m2/m3，遠超過(guò)徐斌等人研究中的100 m2/m3；另一方面，本項目的進(jìn)水氨氮濃度更高，懸浮載體附著(zhù)的微生物生長(cháng)所需基質(zhì)更加充足，致使硝化性能更強。水遠敏等人利用MBBR工藝深度處理大連某石化企業(yè)二級處理出水，發(fā)現在進(jìn)水氨氮<1mg/L條件下，當運行水量由原先的1.44×104m3/d提升至3×104m3/d時(shí)，系統的氨氮去除容積負荷由0.046 kg/（m3·d）提升至0.144 kg/（m3·d），可以看出，實(shí)際工程應用中由于處理水量和水質(zhì)的差異而導致的進(jìn)水負荷變化能夠明顯影響系統的硝化負荷。

TP和SS在改造前即可通過(guò)原混凝沉淀池去除，改造后，沉淀池停留時(shí)間雖有所降低，但仍可滿(mǎn)足對TP及SS的去除要求。研究期間，在進(jìn)水SS和TP分別為（34.35±12.33）、（0.23±0.07）mg/L的條件下，出水SS和TP分別為（10.06±5.90）、（0.08±0.04）mg/L，穩定優(yōu)于設計出水水質(zhì)標準，其中，MBBR區進(jìn)水SS為（7.82±1.64）mg/L，結合出水SS核算MBBR區的污泥產(chǎn)量（以干泥計）為（0.020±0.007）t/104m3。

本項目的實(shí)際進(jìn)水COD濃度較低，并非重點(diǎn)控制指標，但為研究MBBR系統對低濃度COD的降解效果，測定了沿程COD濃度變化。結果顯示，自出水氨氮達標后，MBBR區進(jìn)水、一級出水、二級出水COD濃度分別為（7.36±1.20）、（7.04±1.21）、（6.87±1.17）mg/L，COD去除率為（6.80±1.68）%。DOM熒光數據的分峰結果如圖4所示。

圖4 DOM組分的變化

進(jìn)水中僅出現2個(gè)熒光峰，其中組分A的峰位置為λEx/λEm=240nm/370nm，為類(lèi)芳香烴蛋白類(lèi)物質(zhì)，而組分B的峰位置為λEx/λEm=280nm/320nm，為高激發(fā)波長(cháng)色氨酸，屬于類(lèi)蛋白物質(zhì)；出水中出現5個(gè)熒光峰，其中組分C（λEx/λEm=230nm/370nm）和組分D（λEx/λEm=240nm/380nm）均為類(lèi)芳香烴蛋白類(lèi)物質(zhì)，組分E（λEx/λEm=340nm/420nm）和組分F（λEx/λEm=340nm/425nm）為可見(jiàn)光區富里酸，而組分G（λEx/λEm=300nm/360nm）則屬于生化過(guò)程中產(chǎn)生的色氨酸?？梢?jiàn)，過(guò)低的進(jìn)水COD濃度導致系統COD去除率不高，但進(jìn)出水中的DOM組分卻存在一定差異，且出水DOM類(lèi)型更加豐富；另外，進(jìn)水中主要為類(lèi)芳香烴蛋白類(lèi)與色氨酸類(lèi)物質(zhì)，而出水相比進(jìn)水增加了類(lèi)富里酸類(lèi)物質(zhì)，可能是因為進(jìn)水中的DOM參與了生化反應，導致了組分的變化。

2.2啟動(dòng)過(guò)程中懸浮載體的硝化性能

研究期間，一、二級MBBR區懸浮載體的掛膜情況如圖5所示（左側為一級，右側為二級）。懸浮載體投加3d后即出現明顯的生物膜附著(zhù)且整體呈現黃棕色；10d后，整個(gè)載體掛膜已基本均勻，顏色進(jìn)一步加深；17 d后，生物膜顏色進(jìn)一步加深，開(kāi)始從黃棕色向黃褐色轉變；30d后，生物膜呈現深褐色；50d后，生物膜呈現深褐色且致密。同時(shí)期內一、二級MBBR區的懸浮載體生物膜雖然顏色一致，但掛膜效果存在差異。

圖5懸浮載體的掛膜效果

為了更準確地表征懸浮載體的硝化能力，投加懸浮載體后每7d取一、二級懸浮載體進(jìn)行硝化小試，并核算硝化負荷，同步測定生物膜的生物量與厚度。硝化小試及生物量測定結果如圖6所示。懸浮載體掛膜7d后，一、二級的硝化負荷分別為0.111、0.075kg/（m3·d）；在后續的7d迅速升高至0.328、0.189kg/（m3·d），此后分別穩定在（0.32±0.008）、（0.21±0.010）kg/（m3·d），一級硝化負荷是二級硝化負荷的1.5倍左右，且均高于項目實(shí)際運行中核算的硝化負荷。由于小試的進(jìn)水氨氮濃度較實(shí)際工程中的要高，因此懸浮載體表現出更高的硝化負荷，這與硝化負荷受進(jìn)水基質(zhì)濃度影響的結果相符。同時(shí)，也說(shuō)明懸浮載體生物膜存在負荷余量，這為MBBR良好的抗水質(zhì)沖擊性能奠定了生物學(xué)基礎。

圖6小試中懸浮載體的硝化負荷及生物量

另外，一、二級懸浮載體生物膜的生物量均呈現迅速升高而后逐漸穩定的變化趨勢。掛膜7d時(shí)，生物膜相對較薄，生物量較低，一、二級懸浮載體的生物量分別為0.62、0.49g/m2；此后兩級懸浮載體的生物量均迅速上升，并于28d后穩定在（2.66±0.36）、（2.14±0.19）g/m2。受進(jìn)水負荷較低的影響，該生物量水平與市政污水處理系統（12.9g/m2）相比明顯偏低。

雖然懸浮載體生物膜的生物量與硝化負荷變化趨勢相似，但并不完全一致。啟動(dòng)階段，硝化負荷的上升速度領(lǐng)先于生物量，分析原因，雖然系統基質(zhì)濃度較低，但污染物以氨氮為主，因此啟動(dòng)前期生物膜以快速富集自養硝化菌為主，此階段硝化負荷上升迅速；隨著(zhù)系統的運行，生物膜中逐漸富集了一部分其他菌群，該部分微生物雖然使生物量有所增加，但與硝化關(guān)系不大。另外，對于MBBR工藝，在系統穩定前，生物量與硝化負荷并非完全相關(guān)，對于不同水質(zhì)、不同階段需具體分析。

一、二級懸浮載體的生物膜厚度變化如圖7所示。生物膜厚度與生物量的變化趨勢較為一致，當運行14 d系統硝化負荷穩定后，一、二級懸浮載體的生物膜厚度分別為（107±28）、（81±16）μm；此后，隨著(zhù)運行時(shí)間的延長(cháng)，生物膜厚度繼續增長(cháng)；28 d后分別穩定在（197±23）、（157±17）μm。

圖7各級懸浮載體生物膜厚度

研究過(guò)程中發(fā)現，即便是在同一懸浮載體上，生物膜厚度分布也并不均勻，且表面較為粗糙，如圖8所示。在水處理系統中，時(shí)刻發(fā)生著(zhù)老齡生物膜的脫落與新生生物膜的生長(cháng)，生物膜厚度的差異可能是由于不同位點(diǎn)生物膜的更新程度不同。

圖8第28天懸浮載體的生物膜厚度

綜上，采用MBBR工藝處理微污染河道水時(shí)，最不利溫度下系統的硝化負荷僅需14d即可達到穩定，出水水質(zhì)穩定達標，但生物膜的生物量和厚度則需要28d才能達到穩定，相比硝化負荷具有一定的滯后性。

2.3啟動(dòng)過(guò)程微生物多樣性變化及物種組成

以Chao和Ace指數表征樣品物種的豐富度，指數值越大，說(shuō)明該樣本物種數越多。如圖9（a）所示，整個(gè)研究階段，生物膜的Chao和Ace指數均無(wú)明顯變化趨勢，但除第21天外，其他時(shí)間一級生物膜的Chao和Ace指數均高于同期二級生物膜?？梢?jiàn)，系統在啟動(dòng)初期生物膜的物種豐富度就達到了較高水平，但受進(jìn)水負荷的影響，一級生物膜優(yōu)先發(fā)揮污染物去除作用，致使其物種豐富度高于二級生物膜。

圖9懸浮載體生物膜的微生物多樣性指數分析

以Simpson和Shannon指數表征樣品中微生物的α多樣性。Simpson指數值越大，說(shuō)明物種分布越不均勻，群落多樣性越低；Shannon指數與之相反，其值越高表明群落多樣性越高。如圖9（b）所示，前21 d生物膜的Shannon指數逐漸升高，而Simpson指數則相反；而除第28天外，其他時(shí)間一級生物膜的Shannon指數均高于同期二級生物膜，Simpson指數則相反。結合物種豐富度分析結果可知，在前21d，在一、二級生物膜物種豐富度較為穩定的基礎上，物種分布均勻程度逐漸上升。與硝化負荷及生物量分析結果相對應，在啟動(dòng)初期，生物膜中優(yōu)先富集硝化菌群，而其他菌群雖然同樣富集于生物膜中，但整體分布并不均勻，隨著(zhù)系統的運行，生物膜的物種分布均勻性逐漸升高，也反映了其他菌群相對豐度的提升，進(jìn)而導致生物量升高。而一級生物膜在物種豐富度較高的同時(shí)，物種分布均勻程度同樣高于二級生物膜，進(jìn)而導致其物種多樣性更高。

對各樣本屬水平物種組成進(jìn)行分析，結果見(jiàn)圖10。一、二級生物膜中的優(yōu)勢微生物較一致，但相對豐度存在一定差異，其中一級生物膜中分類(lèi)較明確的優(yōu)勢菌屬包括Nitrospira、Hyphomicrobium、Nitrosomonas、Kouleothrix、Pedomicrobium等，二級生物膜中的優(yōu)勢菌屬有Nitrospira、Hyphomicrobium、Pedomicrobium、Nitrosomonas、Pedobacter等。

圖10懸浮載體生物膜的優(yōu)勢物種及相對豐度

Nitrospira在一、二級生物膜中的相對豐度分別為8.48%~13.60%、6.48%～9.27%，該菌屬的部分菌種（如CandidatusNitrospirainopinata、Candidatus Nitrospira nitrosa和Candidatus Nitrospira nitrificans等）除攜帶負責氨氧化的氨單加氧酶（AMO）和羥胺氧化還原酶（HAO）外，還攜帶亞硝酸鹽氧化還原酶（NXR），具有全程氨氧化能力，即將氨氮直接氧化成硝酸鹽氮。該菌屬在不同時(shí)間的相對豐度變化無(wú)明顯規律，但在一級生物膜中的相對豐度均高于同期二級生物膜，這可能是由于一、二級MBBR區進(jìn)水氨氮負荷差異所致。另外，根據穩定后的生物量核算，該項目中純膜MBBR生物膜的比氨氧化速率為0.15kg/（kgMLSS·d），高于李俊等人在氧化溝短程硝化啟動(dòng)及運行研究中的比氨氧化速率［0.037kg/（kgMLSS·d）］，這可能是由于MBBR懸浮載體強化了對硝化微生物的富集效果。

Hyphomicrobium在一、二級生物膜中的相對豐度分別為1.32%～13.40%、1.32%～6.69%，該菌屬除可利用甲醇、甲胺等一碳化合物作為唯一碳源和能源進(jìn)行脫氮外，還可參與多環(huán)芳烴（PAHs）污染水體中菲的降解，這可能與進(jìn)水中芳香烴類(lèi)DOM的轉化有關(guān)。在前35d，該菌屬在一、二級生物膜中的相對豐度逐漸升高，且在一級生物膜中的相對豐度高于二級生物膜，說(shuō)明該菌屬的富集速率相對較慢，且受進(jìn)水中某種成分在一、二級MBBR之間的濃度差異影響導致相對豐度不同。

Nitrosomonas在一、二級生物膜中的相對豐度分別為2.89%～5.64%、0.00%～3.48%，該菌屬為常見(jiàn)的短程硝化細菌，其在不同時(shí)間的相對豐度無(wú)明顯變化規律，但受一、二級進(jìn)水氨氮濃度影響，除第35天外，其在一級生物膜中的相對豐度均高于二級生物膜。Kouleothrix在一、二級生物膜中的相對豐度分別為1.00%～5.56%、1.88%～4.38%，該菌屬為絲狀菌，在活性污泥系統中與污泥膨脹有關(guān)，在生物膜中則可能參與生物膜骨架的形成過(guò)程，該菌屬在不同時(shí)間不同樣品中的相對豐度均無(wú)明顯變化規律。Pedomicrobium在一、二級生物膜中的相對豐度分別為1.45%～2.88%、1.71%～6.45%，該菌屬可進(jìn)行反硝化脫氮，同時(shí)部分菌種對高鹽度具有一定的耐受性。Pedobacter僅在第7天大量存在于一、二級生物膜中，相對豐度分別為12.38%、11.37%，其余時(shí)間相對豐度均小于0.05%，該菌屬為污水處理系統內常見(jiàn)的脫碳菌，部分菌種可降解酚類(lèi)物質(zhì)，其在啟動(dòng)前期相對豐度較高可能與進(jìn)水水質(zhì)差異有關(guān)。

3、結論

①采用MBBR工藝處理微污染水，在冬季最不利水溫條件下不接種污泥直接原水啟動(dòng)，經(jīng)過(guò)10d系統調試成功，出水氨氮穩定達標，一、二級MBBR出水氨氮分別為（1.35±0.38）、（0.43±0.15）mg/L，系統對氨氮的去除率達到（88.98±3.03）%，一、二級MBBR的硝化負荷分別為（0.182±0.026）、（0.066±0.020）kg/（m3·d）；同時(shí)，系統具有一定的COD去除能力，相比進(jìn)水，出水DOM組分中增加了類(lèi)富里酸類(lèi)物質(zhì)。

②在MBBR處理微污染水的啟動(dòng)過(guò)程中，硝化負荷增長(cháng)于14d后達到穩定，生物膜的生物量增長(cháng)滯后于硝化負荷增長(cháng)，于28d后達到穩定，一、二級生物膜的生物量分別為（2.66±0.36）、（2.14±0.19）g/m2，生物膜厚度分別達到了（197±23）、（157±17）μm；生物膜負荷具有一定余量，能夠抵抗進(jìn)水負荷沖擊。

③啟動(dòng)階段，生物膜的物種豐富度于21d后基本達到穩定，一級生物膜的物種豐富度和分布均勻程度高于二級生物膜，具有更高的物種多樣性；生物膜中優(yōu)勢微生物主要有Hyphomicrobium、Nitrospira、Nitrosomonas、Kouleothrix、Pedomicrobium、Pedobacter等，其中硝化菌屬Nitrospira在一、二級生物膜中的相對豐度分別為8.48%～13.60%、6.48%～9.27%，Nitrosomonas的豐度分別為2.89%～5.64%、0.00%～3.48%，而Hyphomicrobium和Pedomicrobium等菌屬的存在可能與進(jìn)水中芳香烴類(lèi)DOM的轉化有關(guān)。

④采用MBBR工藝處理微污染水，通過(guò)在已有絮凝沉淀池內鑲嵌懸浮載體系統，強化氨氮去除效果，工程驗證技術(shù)路線(xiàn)可行，且啟動(dòng)周期短，處理效果穩定，可為微污染水旁位處理提供技術(shù)思路。

本文的完整版刊登在《中國給水排水》2022年第7期，作者及單位如下：

純膜MBBR工藝處理微污染水的工程啟動(dòng)研究

韓文杰1，周家中1，劉妍2，余軍3，溫巧賢4，彭進(jìn)湖4，吳迪1，賀珊珊3

該文標準著(zhù)錄格式：

韓文杰,周家中,劉妍,等.純膜MBBR工藝處理微污染水的工程啟動(dòng)研究[J].中國給水排水,2022,38(7):19-27.

HANWenjie,ZHOUJiazhong,LIUYan,et al.Start-up of pure MBBR process for micro-polluted water treatment[J].China Water&Wastewater,2022,38(7):19-27(in Chinese).