摘要：采用兩級(jí)純膜MBBR工藝處理低基質(zhì)河道水，研究了啟動(dòng)過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(jié)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10d系統(tǒng)調(diào)試成功，出水氨氮穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，一、二級(jí)MBBR區(qū)出水氨氮分別為（1.35±0.38）、（0.43±0.15）mg/L，硝化負(fù)荷分別為（0.182±0.026）、（0.066±0.020）kg/（m3·d），系統(tǒng)氨氮去除率達(dá)到（88.98±3.03）%，同時(shí)，系統(tǒng)具有一定的COD去除能力；啟動(dòng)過程中，負(fù)荷增長至第14天達(dá)到穩(wěn)定，生物膜的生物量于第28天達(dá)到穩(wěn)定，一、二級(jí)MBBR區(qū)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(dá)到（197±23）、（157±17）μm；生物膜負(fù)荷具有一定余量，能夠抵抗進(jìn)水負(fù)荷沖擊。啟動(dòng)階段，生物膜物種豐富度于第21天基本達(dá)到穩(wěn)定，一級(jí)生物膜的物種豐富度、物種分布均勻程度高于二級(jí)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(jí)生物膜中的相對豐度分別達(dá)到8.48%～13.60%、6.48%～9.27%，Nitrosomonas的相對豐度分別達(dá)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DOM的轉(zhuǎn)化有關(guān)。

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(biāo)已不能達(dá)到《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）的要求，多數(shù)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(biāo)一般低于《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18918—2002）中的一級(jí)B或一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)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。移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器（MBBR）在污水處理領(lǐng)域應(yīng)用廣泛，其在微污染水領(lǐng)域的應(yīng)用亦受到關(guān)注。與市政污水應(yīng)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。筆者針對MBBR工藝應(yīng)用于河道水脫氨的工程效果，研究了啟動(dòng)和運(yùn)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(bǔ)MBBR工藝處理微污染水啟動(dòng)過程研究的缺失，為MBBR應(yīng)用于微污染水處理提供理論和調(diào)試依據(jù)。

1?應(yīng)用工程簡介

廣東某水質(zhì)凈化廠，設(shè)計(jì)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(jí)混凝工藝，對進(jìn)水中的TP、SS、COD去除效果較好，但對氨氮幾乎沒有處理能力；為響應(yīng)政府治理河道水的號(hào)召，強(qiáng)化水廠對氨氮的處理能力，采用純膜MBBR對水廠進(jìn)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(shè)置兩級(jí)工藝，池體中間設(shè)置攔截篩網(wǎng)，將懸浮載體固定于各池體內(nèi)。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(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(biāo)準(zhǔn)的要求。MBBR區(qū)設(shè)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(shè)計(jì)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(shè)計(jì)進(jìn)水COD、BOD5、TP、SS分別為40、15、1.5、60mg/L，設(shè)計(jì)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(dāng)進(jìn)水氨氮≥6mg/L時(shí)，系統(tǒng)對氨氮的去除量需大于5mg/L；當(dāng)進(jìn)水氨氮為3～6mg/L時(shí)，系統(tǒng)對氨氮的去除率不得低于84%；當(dāng)進(jìn)水氨氮<3mg/L時(shí)，要求出水氨氮<0.5mg/L。

系統(tǒng)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(tǒng)運(yùn)行至12月21日時(shí)，其間日處理水量均值為（135.89±9.06）×104m3/d，其中處理水量超過設(shè)計(jì)值的天數(shù)為34d，占比超過70%，最大日處理水量達(dá)到了149×104m3/d。實(shí)際運(yùn)行的氣水比為1.0～1.7，MBBR區(qū)水溫維持在18～24℃；一、二級(jí)MBBR區(qū)溶解氧自啟動(dòng)開始至出水水質(zhì)達(dá)標(biāo)，分別由8.5、9.3mg/L降至5.6、7.6mg/L，并在后續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行期維持在（5.30±0.68）mg/L和（8.07±0.79）mg/L。

系統(tǒng)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(tǒng)運(yùn)行至12月21日時(shí)，其間日處理水量均值為（135.89±9.06）×104m3/d，其中處理水量超過設(shè)計(jì)值的天數(shù)為34d，占比超過70%，最大日處理水量達(dá)到了149×104m3/d。實(shí)際運(yùn)行的氣水比為1.0～1.7，MBBR區(qū)水溫維持在18～24℃；一、二級(jí)MBBR區(qū)溶解氧自啟動(dòng)開始至出水水質(zhì)達(dá)標(biāo)，分別由8.5、9.3mg/L降至5.6、7.6mg/L，并在后續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行期維持在（5.30±0.68）mg/L和（8.07±0.79）mg/L。

2 結(jié)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(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(shù)據(jù)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(nèi)，一、二級(jí)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(shí)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(dá)到了84%，出水氨氮濃度達(dá)到了設(shè)計(jì)標(biāo)準(zhǔn)；之后，一、二級(jí)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(dá)到（88.98±3.03）%。盡管系統(tǒng)長期處于超負(fù)荷運(yùn)行狀態(tài)，但出水氨氮濃度依舊能夠穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，反映出MBBR系統(tǒng)對水量沖擊有較強(qiáng)的抵抗能力。

根據(jù)一、二級(jí)MBBR池進(jìn)出水水質(zhì)核算其實(shí)際的硝化負(fù)荷，結(jié)果如圖3所示。懸浮載體投加后的2d內(nèi)，兩級(jí)MBBR區(qū)的硝化負(fù)荷（以N計(jì)，下同）均低于0.01kg/（m3·d），系統(tǒng)的總硝化負(fù)荷不足0.005kg/（m3·d）；隨著懸浮載體掛膜效果的改善，兩級(jí)MBBR區(qū)的硝化負(fù)荷呈現(xiàn)快速上升趨勢，并于懸浮載體投加后的第10天分別達(dá)到了0.226、0.031kg/（m3·d），總硝化負(fù)荷為0.129kg/（m3·d）；此后，一、二級(jí)MBBR區(qū)的硝化負(fù)荷分別為（0.182±0.026）、（0.066±0.020）kg/（m3·d），總硝化負(fù)荷達(dá)到了（0.124±0.017）kg/（m3·d），整體運(yùn)行較為穩(wěn)定。

系統(tǒng)運(yùn)行期間，一級(jí)MBBR的硝化負(fù)荷始終高于二級(jí)MBBR。該現(xiàn)象與周正興等人的研究結(jié)果較為類似，其在六級(jí)MBBR處理微污染河道水的工程應(yīng)用中，核算得到沿程各級(jí)懸浮載體的硝化負(fù)荷呈現(xiàn)逐級(jí)遞減的趨勢。對比發(fā)現(xiàn)，在兩個(gè)項(xiàng)目二級(jí)MBBR區(qū)硝化負(fù)荷相差較小[0.005 kg/（m3·d）]的情況下，本項(xiàng)目的一級(jí)MBBR的硝化負(fù)荷更高且較二級(jí)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(xiàng)目中一級(jí)MBBR區(qū)的進(jìn)水負(fù)荷較高，進(jìn)而強(qiáng)化了其硝化能力。另外，本項(xiàng)目中一、二級(jí)MBBR的硝化負(fù)荷均高于徐斌等人研究中的硝化負(fù)荷[0.057 kg/（m3·d）]。一方面，本項(xiàng)目中所用的懸浮載體有效比表面積高達(dá)800m2/m3，遠(yuǎn)超過徐斌等人研究中的100 m2/m3；另一方面，本項(xiàng)目的進(jìn)水氨氮濃度更高，懸浮載體附著的微生物生長所需基質(zhì)更加充足，致使硝化性能更強(qiáng)。水遠(yuǎn)敏等人利用MBBR工藝深度處理大連某石化企業(yè)二級(jí)處理出水，發(fā)現(xiàn)在進(jìn)水氨氮<1mg/L條件下，當(dāng)運(yùn)行水量由原先的1.44×104m3/d提升至3×104m3/d時(shí)，系統(tǒng)的氨氮去除容積負(fù)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(yīng)用中由于處理水量和水質(zhì)的差異而導(dǎo)致的進(jìn)水負(fù)荷變化能夠明顯影響系統(tǒng)的硝化負(fù)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(shí)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(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(wěn)定優(yōu)于設(shè)計(jì)出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，其中，MBBR區(qū)進(jìn)水SS為（7.82±1.64）mg/L，結(jié)合出水SS核算MBBR區(qū)的污泥產(chǎn)量（以干泥計(jì)）為（0.020±0.007）t/104?m3。

本項(xiàng)目的實(shí)際進(jìn)水COD濃度較低，并非重點(diǎn)控制指標(biāo)，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(jié)果顯示，自出水氨氮達(dá)標(biāo)后，MBBR區(qū)進(jìn)水、一級(jí)出水、二級(jí)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(shù)據(jù)的分峰結(jié)果如圖4所示。

進(jìn)水中僅出現(xiàn)2個(gè)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(zhì)，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(zhì)；出水中出現(xiàn)5個(gè)熒光峰，其中組分C（λEx/λEm=230nm/370nm）和組分D（λEx/λEm=240nm/380nm）均為類芳香烴蛋白類物質(zhì)，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(chǎn)生的色氨酸?？梢?，過低的進(jìn)水COD濃度導(dǎo)致系統(tǒng)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類型更加豐富；另外，進(jìn)水中主要為類芳香烴蛋白類與色氨酸類物質(zhì)，而出水相比進(jìn)水增加了類富里酸類物質(zhì)，可能是因?yàn)檫M(jìn)水中的DOM參與了生化反應(yīng)，導(dǎo)致了組分的變化。