微污染水，即受到輕度污染的自然水體，其物理、化學和微生物指標已不能達到《地表水環(huán)境質量標準》（GB3838—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，水質指標一般低于《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》（GB18918—2002）中的一級B或一級A標準限值，若采用傳統(tǒng)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。早先，固定床類生物膜法得以應用，如曝氣生物濾池、生物接觸氧化法等，但存在水頭損失高、濾料結團堵塞、反沖洗后影響處理效果穩(wěn)定性等問題，應用受到限制。移動床生物膜反應器（MBBR）在污水處理領域應用廣泛，其在微污染水領域的應用亦受到關注。與市政污水應用的MBBR形式不同，微污染水處理基于生物膜，稱之為純膜MBBR工藝。目前針對MBBR工藝處理微污染水的報道多局限于中試，實際工程應用報道較少，而僅有的工程應用也主要關注運行效果，針對MBBR啟動過程中懸浮載體掛膜及影響因素的深入研究少有報道。為此，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過程研究的缺失，為MBBR應用于微污染水處理提供理論和調試依據。

1、應用工程簡介

廣東某水質凈化廠，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。水廠原處理工藝為單級混凝工藝，對進水中的TP、SS、COD去除效果較好，但對氨氮幾乎沒有處理能力；為響應政府治理河道水的號召，強化水廠對氨氮的處理能力，采用純膜MBBR對水廠進行改造，切割39%的混凝沉淀區(qū)并鑲嵌MBBR工藝包形成MBBR區(qū)，MBBR區(qū)設置兩級工藝，池體中間設置攔截篩網，將懸浮載體固定于各池體內。MBBR區(qū)的懸浮載體填充率為40%，投加的懸浮載體類型為SPR-Ⅲ型，材質為高密度聚乙烯（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/T461—2014）行業(yè)標準的要求。MBBR區(qū)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(tǒng)供氧。MBBR區(qū)的設計氣水比最大為2.0。

改造前后水廠的主要工藝流程見圖1。設計進水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水水質相關，當進水氨氮≥6mg/L時，系統(tǒng)對氨氮的去除量需大于5mg/L；當進水氨氮為3~6mg/L時，系統(tǒng)對氨氮的去除率不得低于84%；當進水氨氮

2、試驗材料與方法

2.1 水樣采集

以該項目一期工程為研究對象，自投加懸浮載體后開始，于上午9時分別采集總進水、沉淀區(qū)出水、一級和二級MBBR區(qū)出水，測定相關水質參數。

2.2 懸浮載體實際硝化性能試驗

為驗證懸浮載體的實際硝化能力，進行高基質下懸浮載體硝化小試。每周分別取一級和二級懸浮載體，以MBBR池進水補充氯化銨至氨氮濃度達到7mg/L作為小試進水，并按照堿度∶NH4+-N=8的比例投加NaHCO3以補充堿度。小試采用SBR運行方式，設置懸浮載體填充率為40%，DO及溫度控制與工程中MBBR池的實際運行參數一致，取樣間隔為10min，持續(xù)50min；采集的水樣通過0.45μm針頭過濾器后測定氨氮濃度并核算負荷變化。

2.3 懸浮載體生物量及生物膜厚度測定

進行懸浮載體硝化小試的同時，隨機從一級和二級MBBR區(qū)各取115枚掛膜懸浮載體（堆積體積為1L），用清水緩慢沖洗懸浮載體2~3次，以清除表面脫落的生物膜和雜質，于60℃鼓風干燥箱中烘干12h后稱量懸浮載體；隨后將懸浮載體置于10%的鹽酸溶液，攪拌浸泡12h后用自來水清洗；然后將懸浮載體置于10%的氫氧化鈉溶液中攪拌浸泡12h，重復此過程直至懸浮載體表面的生物膜完全脫落；于60℃條件下烘干12h后再次稱量懸浮載體。生物量為懸浮載體脫膜前干質量與懸浮載體脫膜后干質量之差。所取樣品于工業(yè)顯微鏡下同步測定生物膜厚度：測定懸浮載體中間六邊形孔隙中各邊生物膜厚度，以厚度均值和標準偏差表示該階段的生物膜厚度。

2.4 高通量分析

每周采集的一級和二級懸浮載體樣品經預處理后進行基于16SrDNA的擴增子測序。測序選用試劑盒（E.Z.N.AMag-BindSoilDNAKit，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Qubit3.0DNA試劑盒測定基因組DNA濃度。PCR擴增所用引物為341F/805R。對PCR產物進行瓊脂糖凝膠電泳，并通過DNA膠回收試劑盒（SanPrep）對PCR產物進行回收，利用Qubit3.0DNA檢測試劑盒對回收的DNA精確定量，通過IlluminaMiSeq測序平臺進行高通量測序。測序結果中有關α多樣性及物種組成參考已有方法進行分析。

2.5 樣品測定方法

常規(guī)水質指標均采用國家標準方法測定。DO采用WTWMulti-3430i多參數水質檢測儀測定。溶解性有機物（DOM）組分分布采用PerkinElmerLS55熒光分光光度計進行三維熒光光譜（3D-EEM）測定，激發(fā)波長（λEx）的掃描范圍為200~400nm、步長為5nm，發(fā)射波長（λEm）的掃描范圍為250~550nm、步長為1nm，掃描速度為1200nm/min。DOM熒光峰分布區(qū)域可分為5部分：Ⅰ區(qū)（λEx=200~250nm、λEm=280~320nm）為類芳香烴蛋白Ⅰ類物質；Ⅱ區(qū)（λEx=200~250nm、λEm=330~380nm）為類芳香烴蛋白Ⅱ類物質；Ⅲ區(qū)（λEx=250~400nm、λEm=380~540nm）為類富里酸類物質；Ⅳ區(qū)（λEx=250~340nm、λEm=280~380nm）為可溶性微生物代謝產物；Ⅴ區(qū)（λEx=250~340nm、λEm=380~540nm）為類腐殖酸類物質。

2.6 運行工況

系統(tǒng)采用原水啟動，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(tǒng)運行至12月21日時，其間日處理水量均值為（135.89±9.06）×104m3/d，其中處理水量超過設計值的天數為34d，占比超過70%，最大日處理水量達到了149×104m3/d。實際運行的氣水比為1.0~1.7，MBBR區(qū)水溫維持在18~24℃；一、二級MBBR區(qū)溶解氧自啟動開始至出水水質達標，分別由8.5、9.3mg/L降至5.6、7.6mg/L，并在后續(xù)穩(wěn)定運行期維持在（5.30±0.68）mg/L和（8.07±0.79）mg/L。

3、結果與討論

3.1 純膜MBBR對微污染水的處理效果

研究期間MBBR系統(tǒng)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行分析。進水氨氮濃度為（3.85±0.44）mg/L，懸浮載體投加后的2d內，一、二級MBBR區(qū)的氨氮去除率均在3%以下，系統(tǒng)的氨氮平均去除率僅為1.9%；隨著懸浮載體掛膜時間的延長，MBBR區(qū)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(qū)出水氨氮分別為（1.35±0.38）、（0.43±0.15）mg/L，系統(tǒng)對氨氮的去除率達到（88.98±3.03）%。盡管系統(tǒng)長期處于超負荷運行狀態(tài)，但出水氨氮濃度依舊能夠穩(wěn)定達標，反映出MBBR系統(tǒng)對水量沖擊有較強的抵抗能力。

根據一、二級MBBR池進出水水質核算其實際的硝化負荷，結果如圖3所示。懸浮載體投加后的2d內，兩級MBBR區(qū)的硝化負荷（以N計，下同）均低于0.01kg/（m3·d），系統(tǒng)的總硝化負荷不足0.005kg/（m3·d）；隨著懸浮載體掛膜效果的改善，兩級MBBR區(qū)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(qū)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(wěn)定。

系統(tǒng)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，在兩個項目二級MBBR區(qū)硝化負荷相差較小的情況下，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，相對較高的進水基質濃度和流量使得本項目中一級MBBR區(qū)的進水負荷較高，進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。一方面，本項目中所用的懸浮載體有效比表面積高達800m2/m3，遠超過徐斌等人研究中的100m2/m3；另一方面，本項目的進水氨氮濃度更高，懸浮載體附著的微生物生長所需基質更加充足，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)現在進水氨氮化能夠明顯影響系統(tǒng)的硝化負荷。

TP和SS在改造前即可通過原混凝沉淀池去除，改造后，沉淀池停留時間雖有所降低，但仍可滿足對TP及SS的去除要求。研究期間，在進水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(wěn)定優(yōu)于設計出水水質標準，其中，MBBR區(qū)進水SS為（7.82±1.64）mg/L，結合出水SS核算MBBR區(qū)的污泥產量（以干泥計）為（0.020±0.007）t/104m3。

本項目的實際進水COD濃度較低，并非重點控制指標，但為研究MBBR系統(tǒng)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(qū)進水、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。

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

3.2 啟動過程中懸浮載體的硝化性能

研究期間，一、二級MBBR區(qū)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且整體呈現黃棕色；10d后，整個載體掛膜已基本均勻，顏色進一步加深；17d后，生物膜顏色進一步加深，開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。同時期內一、二級MBBR區(qū)的懸浮載體生物膜雖然顏色一致，但掛膜效果存在差異。

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(xù)的7d迅速升高至0.328、0.189kg/（m3·d），此后分別穩(wěn)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，且均高于項目實際運行中核算的硝化負荷。由于小試的進水氨氮濃度較實際工程中的要高，因此懸浮載體表現出更高的硝化負荷，這與硝化負荷受進水基質濃度影響的結果相符。同時，也說明懸浮載體生物膜存在負荷余量，這為MBBR良好的抗水質沖擊性能奠定了生物學基礎。

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(wěn)定的變化趨勢。掛膜7d時，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(wěn)定在（2.66±0.36）、（2.14±0.19）g/m2。受進水負荷較低的影響，該生物量水平與市政污水處理系統(tǒng)（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。啟動階段，硝化負荷的上升速度領先于生物量，分析原因，雖然系統(tǒng)基質濃度較低，但污染物以氨氮為主，因此啟動前期生物膜以快速富集自養(yǎng)硝化菌為主，此階段硝化負荷上升迅速；隨著系統(tǒng)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，但與硝化關系不大。另外，對于MBBR工藝，在系統(tǒng)穩(wěn)定前，生物量與硝化負荷并非完全相關，對于不同水質、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14d系統(tǒng)硝化負荷穩(wěn)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，隨著運行時間的延長，生物膜厚度繼續(xù)增長；28d后分別穩(wěn)定在（197±23）、（157±17）μm。

研究過程中發(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(tǒng)中，時刻發(fā)生著老齡生物膜的脫落與新生生物膜的生長，生物膜厚度的差異可能是由于不同位點生物膜的更新程度不同。

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

3.3 啟動過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，說明該樣本物種數越多。如圖9（a）所示，整個研究階段，生物膜的Chao和Ace指數均無明顯變化趨勢，但除第21天外，其他時間一級生物膜的Chao和Ace指數均高于同期二級生物膜�？梢�，系統(tǒng)在啟動初期生物膜的物種豐富度就達到了較高水平，但受進水負荷的影響，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。

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21d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(wěn)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，隨著系統(tǒng)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，物種分布均勻程度同樣高于二級生物膜，進而導致其物種多樣性更高。

對各樣本屬水平物種組成進行分析，結果見圖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。

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、CandidatusNitrospiranitrosa和CandidatusNitrospiranitrificans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。該菌屬在不同時間的相對豐度變化無明顯規(guī)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(qū)進水氨氮負荷差異所致。另外，根據穩(wěn)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，這可能與進水中芳香烴類DOM的轉化有關。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，說明該菌屬的富集速率相對較慢，且受進水中某種成分在一、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%，該菌屬為常見的短程硝化細菌，其在不同時間的相對豐度無明顯變化規(guī)律，但受一、二級進水氨氮濃度影響，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(tǒng)中與污泥膨脹有關，在生物膜中則可能參與生物膜骨架的形成過程，該菌屬在不同時間不同樣品中的相對豐度均無明顯變化規(guī)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%，該菌屬可進行反硝化脫氮，同時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%，其余時間相對豐度均小于0.05%，該菌屬為污水處理系統(tǒng)內常見的脫碳菌，部分菌種可降解酚類物質，其在啟動前期相對豐度較高可能與進水水質差異有關。

4、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，經過10d系統(tǒng)調試成功，出水氨氮穩(wěn)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(tǒng)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，系統(tǒng)具有一定的COD去除能力，相比進水，出水DOM組分中增加了類富里酸類物質。

②在MBBR處理微污染水的啟動過程中，硝化負荷增長于14d后達到穩(wěn)定，生物膜的生物量增長滯后于硝化負荷增長，于28d后達到穩(wěn)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，能夠抵抗進水負荷沖擊。

③啟動階段，生物膜的物種豐富度于21d后基本達到穩(wěn)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水中芳香烴類DOM的轉化有關。

④采用MBBR工藝處理微污染水，通過在已有絮凝沉淀池內鑲嵌懸浮載體系統(tǒng)，強化氨氮去除效果，工程驗證技術路線可行，且啟動周期短，處理效果穩(wěn)定，可為微污染水旁位處理提供技術思路。（來源：青島思普潤水處理股份有限公司，東莞市水務集團工程有限公司，中國市政工程中南設計研究總院有限公司，東莞市水務集團有限公司）