移動床生物膜反應器(movingbedbiofilmreactor，MBBR)根據微生物相存在形式，分為泥膜復合MBBR和純膜MBBR工藝2種形式。在21世紀初期，針對國內污水廠提標改造，采用泥膜復合MBBR工藝一定程度上解決了污水廠提標改造面臨的需新增占地及運行不穩定等難題，從而得到了大范圍應用。有研究表明，泥膜復合MBBR系統中泥膜兩相存在的泥膜競爭關系導致生物膜潛力無法充分發揮，而純膜MBBR不再富集活性污泥，擺脫了泥膜競爭關系，能夠進一步提高生物膜處理能力。

純膜MBBR處理效果與工藝流程密切相關，采用分段A/O設置優勢較為明顯，如前段A/O可利用原水碳源脫氮，后段則利用外投碳源脫氮，以破除傳統A2/O工藝中總氮(totalnitrogen，TN)去除受回流比限制的約束，進而提高系統整體脫氮效率，滿足國內對于出水TN需進一步降低的需求。此外，通過單一功能區的分級也使得每級生物系統都能獲得互不干擾、功能相對獨立的生境，更利于發揮MBBR工藝定向培養、專性富集的特點，分別培養特定功能的微生物種群，可進一步提升MBBR系統處理效果。相關研究表明，王雪欣等采用兩點進水三段純膜A/O-MBBR中試處理北方生活污水，前2段A/O在缺氧和好氧均設置2級工藝，且設置單獨的進水點和硝化液回流，第3段A/O在缺氧和好氧均設置單級工藝，系統出水SCOD、NH4+-N可優于類IV類水標準。周小琳等采用兩段純膜A/O-MBBR中試處理北方某城市污水，第1段A/O中，缺氧設置為兩級，采用原水碳源脫氮，好氧設置為3級；第2段A/O中，缺氧設置為兩級，采用外投碳源脫氮，好氧設置為一級，系統出水SCOD、NH4+-N同樣可優于類IV類水標準。劉婧邈采用兩段式A/O-純膜MBBR進行污水脫氮，各功能區通過專性富集形成獨特的菌群結構，在污水處理過程中聯合作用，保證出水水質穩定達標。ZHOU等建立了一種有效容積為10m3的新型的兩點進水三段A/O純膜MBBR中試系統，用于城市污水處理，進水點分別設置于1段和2段A/O缺氧區，第1和第2段A/O均設置自好氧向缺氧的硝化液回流，且均為兩級工藝，三段A/O均為單級工藝，在HRT僅為10h的基礎上，系統中TN去除率高達91.42%�？梢姡�純膜MBBR工藝采用多段分級的設置，確實可以達到較好的處理效果。但目前，關于純膜MBBR相關研究仍存在一定缺陷。首先，純膜MBRR技術的研究和嘗試多局限于中試階段，缺乏大體量工程應用；其次，純膜MBRR中試采用分段多級的布置形式，但這種布置形式仍沒有具體可靠的依據參考，脫氮機理還有待研究；最后，目前雖已確定純膜MBBR能進行功能菌群的專性富集，但關于各級功能菌群的分布特征還缺乏針對性研究。因此，本文以多級多段純膜MBBR工藝處理國內北方某污水廠中高基質濃度市政污水的工程項目為研究對象，通過工程宏觀運行情況結合微觀菌群結構，分析了純膜MBBR脫氮機理及分級合理性，為后續純膜MBBR工藝的多級多段設計及工程應用提供參考。

1、材料與方法

1.1 污水處理廠概況及水質

北方某污水處理廠設計處理量12×104m3·d−1，主體采用基于活性污泥法的改良A2/O工藝，為緩解長期滿負荷運行壓力，于2021年采用BFM(movingbiofilm&magneticseparation，懸浮載體生物膜-磁分離高效處理工藝)技術新建1×104m3·d−1的污水處理設施，對污水廠進水實現分流處理。BFM生物段為純膜MBBR工藝，實現主要碳氮污染物的去除，固液分離段為改良磁加載沉淀，實現主要總磷(totalphosphorus，TP)及懸浮固體(suspendedsolids，SS)的充分去除，從而保證出水全指標達標。如圖1所示，新建項目總用地1417.25m2，核算噸水占地面積為0.14m2·(m3·d)−1，僅為現有污水處理廠活性污泥法占地的17.00%。新建項目設計進出水水質如表1所示，設計水溫10℃，出水COD、TP等指標需達到《地表水環境質量標準》(GB3838-2002)V類水標準，氨氮滿足冬季低于5mg·L−1，夏季低于3mg·L−1，TN需達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB18918-2002)一級A標準。

新建項目工藝流程如圖2所示，預處理段采用原污水廠初沉池及自清洗過濾器進行顆粒物去除，后進入純膜MBBR段，純膜MBBR采用兩段A/O工藝流程，其中前缺氧(前A)分三級(A1-A2-A3)，主好氧(前O)分四級(O1-O2-O3-O4)，后缺氧(postanoxia，P-A)和后好氧(postaerobic，P-O)均為單級工藝，在O4與A1之間設有硝化液回流管路，控制回流比300%~400%。前缺氧利用原水碳源進行脫氮，后缺氧設置碳源投加管路，按照去除8~10mg·L−1的NO3−-N，以ΔCOD/ΔNO3−-N為6，投加乙酸鈉(25%有效COD含量)實現TN的高標準去除。純膜MBBR缺氧區懸浮載體填充率均為50%，主好氧區懸浮載體填充率60%，后好氧區懸浮載體填充率為50%。純膜MBBR出水進入改良磁加載沉淀段進行泥水分離，投加聚合氯化鋁(PAC，8%Al2O3有效成分)及陰離子PAM進行化學除磷。系統總水力停留時間(hydraulicretentiontime，HRT)10.6h，其中純膜MBBR段HRT為10.35h，純膜MBBR前缺氧3.45h，主好氧4.60h，后缺氧和后好氧均為1.15h，改良磁加載沉淀池HRT為0.25h。

1.2 沿程水質及微生物群落組成分析

于2022年9月19日—2022年11月29日對系統沿程各池體進行水質檢測，取樣點分別為純膜MBBR段進水、純膜MBBR段各級出水、改良磁加載沉淀段出水，取混合樣按已有方法分別測定各樣品NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N、TN、TP、溶解性COD(SolubleCOD，SCOD)等指標。污染物去除負荷按照式(1)計算。

式中：N為污染物去除負荷，即單位池容每天所能去除的污染物質量，kg·(m3·d)−1；△A為污染物質量濃度變化量，mg·L−1，t為反應時間，h。

于研究結束時(2022年11月29日)，采集純膜MBBR段各級懸浮載體樣品，進行基于16SrDNA的擴增子高通量測序，此時懸浮載體生物膜菌群組成更能代表研究期間情況，高通量測序選用試劑盒(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質量濃度。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，按照1:1的等量混合后測序；通過IlluminaMiseq測序平臺完成對樣品的高通量測序，測序序列已提交至NCBI(BioProjectID：PRJNA955194)。測序結果中有關物種組成參考已有方法進行分析。FISH實驗采用表2所示序列及標記物合成熒光探針，對于缺氧區，主要關注厭氧氨氧化菌，對于好氧區，則主要關注硝化菌。

1.3 硝化及反硝化小試

為驗證各功能區懸浮載體在進水水質升高時的抗沖擊負荷能力，進行懸浮載體最大負荷驗證小試實驗。搭建有效容積為16L的小試系統，硝化小試采用純膜MBBR主好氧段各級生物膜，同步考慮進水SCOD影響，設置2組實驗，一組采用純膜MBBR系統A3出水模擬實際好氧區進水，另一組采用純膜MBBR系統O1出水，以降低缺氧池出水所含SCOD影響，2組小試均通過投加氯化銨和碳酸氫鈉補充氨氮及堿度至合適質量濃度后作為小試用水，實驗過程中控制小試系統水溫和DO與實際純膜MBBR系統一致。反硝化小試采用前缺氧各級生物膜和后缺氧生物膜，同步考慮進水碳源類型影響，設置兩組實驗，一組實驗采用原水和O4出水按照實際平均回流比混合之后作為小試用水。另一組采用O4出水，以降低原水碳源影響，且通過投加乙酸鈉補充碳源至合適質量濃度后作為小試用水，兩種水質均通過投加硝酸鉀補充硝氮至合適質量濃度，實驗過程中控制小試系統水溫與實際純膜MBBR系統一致。

2、結果與討論

2.1 污染物去除效果

BFM項目設計HRT為10.6h，根據表3統計，該項目HRT僅為相同地區類似水質采用活性污泥法污水廠的43%~56%。在工藝流程上，BFM僅通過兩段工藝即可實現出水穩定達標，無需傳統活性污泥法所需的二沉池和深度處理，工藝流程更短，也減少了所需附屬設備設施。綜合HRT和附屬設備構筑物，BFM節地效果突出。

項目啟動成功后，純膜MBBR各池體懸浮載體掛膜情況如圖3所示。在生物膜顏色上，缺氧區載體生物膜顏色呈現棕黃色，好氧區生物膜顏色呈現深棕色，在生物膜厚度上，好氧區生物膜厚度較缺氧區更厚，前AO生物膜厚度相對后AO更厚，單一功能區從前往后生物膜厚度逐漸變薄。

近一年項目實際進水水量達到(9148.59±591.55)m3·d−1，核算系統總HRT為(11.60±0.76)h，其中純膜MBBR段HRT為(11.32±0.74)h，接近設計值。項目水溫變化幅度較大，夏季可達20℃以上，冬季可至10℃以下。新建項目實際進出水水質如圖4所示，進水COD、NH4+-N、TN、TP及SS分別為(487.60±193.86)、(50.65±13.80)、(58.59±15.51)、(7.29±3.13)和(571.00±250.59)mg·L−1，進水水質波動較大，且存在明顯高于設計進水水質標準的現象，各污染物超標率(超標天數/總運行天數)分別達到28.65%、56.43%、21.64%、10.53%和69.59%，但經處理后，對應出水COD、NH4+-N、TN、TP及SS依然能夠降至(23.15±7.05)、(0.54±0.67)、(6.59±2.77)、(0.11±0.06)和(4.46±2.76)mg·L−1，穩定達到設計標準。且在后期(2022年10月3日-2022年11月29日)通過提高碳源投加量對純膜MBBR段運行優化后，出水TN可進一步降至(2.31±1.52)mg·L−1，穩定低于5mg·L−1，充分體現了系統強大的脫氮潛力。此外，隨著溫度的降低，以及進水水質的波動，出水水質始終保持在排放標準內，表明系統具有較強的抗低溫能力，保障出水水質穩定達標。

純膜MBBR可在HRT僅為活性污泥法約50%的基礎上，實現穩定的處理效果，且對進水水質間歇超標具有較強的抗沖擊能力�；�于純膜MBBR的BFM技術能夠實現污水廠建設用地的大幅度節省，國內首座BFM項目于2020年在廣東肇慶落地，該項目BFM占地僅為《城市污水處理工程項目建設標準》(建標〔2001〕77號)的最低要求的4%。實際噸水占地約為常規污水處理廠的10%~25%；北方首座BFM項目噸水占地指標為原廠活性污泥工藝的26%；而本項目采用BFM噸水占地僅為原廠活性污泥系統的17%。

2.2 沿程氮素去除路徑

通過污染物沿程變化分析氮素去除路徑。2022年9月19日—2022年11月29日，系統水溫為(19.80±2.34)℃。由于系統HRT短，對于不溶性物質的利用效率較低，因此，僅考慮可溶性物質的利用。沿程SCOD去除效果如圖5所示，進水中SCOD和不溶性COD(VSS-COD)值分別為(356.61±41.83)mg·L−1和(103.95±12.35)mg·L−1，按照實際回流比核算前缺氧A1實際進水SCOD值為(102.39±11.36)mg·L−1，出水SCOD降至(71.89±11.43)mg·L−1，經A2和A3處理后，SCOD值分別降至(59.19±11.51)mg·L−1和(53.26±11.45)mg·L−1。經過主好氧區后，SCOD值進一步降至(34.16±11.84)mg·L−1，主好氧區SCOD去除主要依賴于O1，O1出水SCOD值已降至(43.38±10.26)mg·L−1，核算占好氧區SCOD去除的(51.73±7.07)%。后缺氧外投乙酸鈉進行反硝化脫氮，核算SCOD投加值為(43.49±13.34)mg·L−1，導致其出水SCOD值微升至(42.11±4.77)mg·L−1，但經后好氧和改良磁加載沉淀深度處理后，SCOD值進一步降至(36.79±5.22)mg·L−1和(30.56±4.20)mg·L−1，穩定達到排放標準。

從沿程SCOD去除效果看，前缺氧存在SCOD未完全利用的現象，致使好氧區一級發生了較為明顯的脫碳效果，但經過好氧一級之后，SCOD去除效果明顯下降，此后降低的SCOD可認為是較難降解的有機物。由于后缺氧主要依靠外投碳源進行脫氮，因此，認為原水所攜帶SCOD經前A/O已消耗殆盡，核算A1~A3及前O的原水SCOD去除貢獻率均值分別為44.70%、18.61%、8.69%、27.99%，后缺氧區通過外投碳源，在實現TN去除的前提下，也存在少量的SCOD未利用現象，而后好氧區的設置，可針對未利用的SCOD進行針對性去除。改良磁加載沉淀通過投加絮凝和混凝藥劑，可進一步去除(6.23±2.29)mg·L−1的SCOD。周小琳等利用兩段式A/O－MBBR工藝生物脫氮中試處理青島某污水廠一級處理出水，前A設置兩級工藝，合計HRT為2.8h，SCOD去除貢獻率達到64.60%。本研究在前缺氧A1-A2合計HRT為2.3h，SCOD去除貢獻率達到63.61%，與其差異不大。

系統沿程氮素去除效果如圖6所示，進水NH4+-N和TIN質量濃度分別為(59.00±5.62)、(61.37±5.82)mg·L−1，按照實際回流比核算前缺氧區進水NH4+-N和NOx−-N(硝態氮，取NO3−-N和NO2−-N加和)質量濃度分別為(12.42±1.04)、(9.58±0.64)mg·L−1，經A1~A3處理后，出水NOx−-N質量濃度分別降至(3.98±0.77)、(1.84±0.52)和(0.64±0.47)mg·L−1，前缺氧區出現了一定程度的NH4+-N下降及NO2−-N積累現象，至A3出水，NH4+-N質量濃度略降至(11.16±0.99)mg·L−1，結合回流比，核算前缺氧區共去除了(4.20±1.03)mg·L−1的NH4+-N。至A1~A3出水，系統中NO2−-N質量濃度分別達到(1.01±0.31)、(0.66±0.18)、(0.38±0.08)mg·L−1。好氧區主要發生硝化反應，經過O1~O4后，NH4+-N質量濃度分別降至(9.13±1.08)、(5.25±1.03)、(1.41±0.62)、(0.51±0.37)mg·L−1。伴隨著NH4+-N的硝化，NOx−-N隨之上升，至O4出水，NOx−-N質量濃度升至(11.46±0.88)mg·L−1，好氧區NO2−-N積累量明顯降低，O1出水NO2−-N質量濃度為(0.22±0.45)mg·L−1，至O4出水，NO2−-N質量濃度降至(0.09±0.10)mg·L−1。后缺氧通過外投碳源的方式，將NOx−-N質量濃度進一步降至(3.06±2.30)mg·L−1，至后缺氧結束至改良磁加載沉淀出水，系統氮素變化不再明顯，最終出水NH4+-N和NOx−-N質量濃度分別為(0.40±0.38)mg·L−1和(2.94±2.31)mg·L−1。

從沿程TIN去除效果看，前缺氧A1~A3脫氮負荷分別為(0.53±0.09)、(0.20±0.07)、(0.10±0.03)kg·(m3·d)−1，脫氮貢獻率均值分別為52.27%、19.96%和11.20%。脫氮效率降低的原因一方面與NO3−-N質量濃度隨推流下降，生物膜傳質梯度弱化有關，另一方面也與碳源可生化性下降有關。但該項目前缺氧合計脫氮貢獻率達到83.43%，較周小琳研究結果(48.2%)提高近1倍。原因一方面可能與本項目進水COD更高，提供的原水碳源更多有關，另一方面也與本項目前缺氧設置三級工藝并使HRT進一步延長有關。結合沿程SCOD變化，核算A1~A3的ΔSCOD/ΔNOx−-N分別為5.15±0.36、5.23±0.11和5.57±0.28，脫氮所需C/N逐漸升高，意味著易生物降解的高質量碳源逐漸減少。后缺氧區脫氮負荷0.16±0.05kg·(m3·d)−1，ΔSCOD/ΔNOx−-N為4.04±1.55，脫氮貢獻率均值為16.57%。相比前缺氧區，采用外投碳源進行反硝化的后缺氧區具有更高的脫氮效率，但由于碳源投加量較低，限制了其負荷的發揮，這也為應對進水沖擊時，出水TN穩定達標奠定了基礎。至于前缺氧區NH4+-N下降及NO2−-N積累的原因猜測為發生了厭氧氨氧化現象。根據NO2−-N來源的2種可能，一種可能是前缺氧區產生了短程反硝化現象，將NO3−-N轉化為NO2−-N，另一種則是由于硝化液回流攜帶溶解氧，導致在缺氧區產生了短程硝化，將NH4+-N轉化為NO2−-N。本研究采用蒸餾水作為小試實驗進水，以排除有機物影響，以氯化銨和硝酸鉀補充NH4+-N和NO3−-N至BFM前缺氧區實際進水質量濃度一致，以BFM前缺氧區A1懸浮載體進行反硝化小試，通過缺氧攪拌控制系統DO與BFM缺氧區A1一致，實驗過程中未發現明顯的NH4+-N氧化及NO2−-N積累現象，因此，確定系統中的NO2−-N主要來源于短程反硝化過程。主好氧O1~O4硝化負荷分別為(0.23±0.04)、(0.40±0.10)、(0.39±0.09)、(0.11±0.08)kg·(m3·d)−1，硝化貢獻率均值分別為23.04%、33.11%和25.94%、8.79%，O1和O4分別受前缺氧COD剩余和基質過低影響，導致硝化負荷偏低。后好氧區硝化貢獻率僅為0.03%，與硝化效果相關性不大。根據周小琳等實驗結果，純膜MBBR系統主好氧區氨氮去除負荷隨進水SCOD的升高而呈明顯下降趨勢，因此，為保證主好氧區硝化效果，前缺氧A3的設置仍然起到一定的有益效果，可降低直接進入主好氧氣區的SCOD值。

綜上所述，在脫氮方面，純膜MBBR脫氮的主要承擔者在于前缺氧A1~A2，兩者合計脫氮貢獻率超過75%。A3的設置則可進一步降低進入主好氧區的SCOD值，雖然該工況下仍然存在部分SCOD未完全利用，但由于出水硝氮已經降至1mg·L−1以下，而繼續上調回流比會導致回流液所含DO過多影響原水碳源利用，因此，并無延長HRT及設置四級的必要。從硝化的角度，主要承擔者在于主好氧區O1~O3，三者合計硝化貢獻率超過80%。O3出水氨氮已降至設計出水標準之下，若要達到更嚴格的出水標準，則可考慮增設四級工藝。P-A可以通過外投碳源的方式，彌補原水碳源不足缺陷，實現TN的進一步去除。而P-O的設置則主要針對P-A過量的外投碳源，保證出水COD的穩定達標，不具備硝化效果。

2.3 水質沖擊影響驗證

硝化小試結果如圖7所示，以NH4+-N下降速率明顯降低的時間點認為硝化效果受基質限制，硝化負荷以初始NH4+-N和基質受限之前的NH4+-N質量濃度變化進行核算。當采用O1出水作為小試進水時，主好氧區各級硝化負荷依次為0.28、0.47、0.44和0.25kg·(m3·d)−1，對比BFM工程中主好氧區各級實際硝化負荷均值分別為0.23、0.40、0.39、0.11kg·(m3·d)−1，各級小試硝化負荷分別提升至工程的1.22、1.17、1.13、2.27倍。而采用A3出水時，各好氧功能區負荷分別為0.25、0.42、0.41和0.23kg·(m3·d)−1，各級小試硝化負荷分別提升至工程的1.09、1.05、1.05、2.09倍，略低于采用O1出水時的小試負荷。

小試中基質的升高會提升其他好氧各級硝化效果，且工程中的硝化負荷越小，高基質下的負荷提升效果越明顯。瞬時的基質提升能夠快速提高負荷，說明懸浮載體生物膜中存在一定基數的功能菌群，在正常條件下，生物膜僅表層功能菌發揮作用，當受進水基質沖擊時，生物膜傳質梯度升高時，內層生物膜上富集的功能菌可以發揮處理潛力，提高處理效率，這也是純膜MBBR系統具有較強抗沖擊能力，保持出水氨氮穩定達標的主要原因。前缺氧區由于存在部分未降解完全的SCOD，導致實際運行中O1硝化效果不佳，而采用A3出水進行小試時發現瞬時的SCOD升高會對各級懸浮載體硝化負荷均造成抑制，抑制率(由于SCOD升高導致的硝化負荷下降比例)在6.80%~10.64%。所以在實際運行時，應注意在前缺氧區盡可能充分利用原水碳源，防止過多SCOD進入好氧區抑制硝化效果。對于本項目，O1的設置去除了絕大部分進入主好氧區的可生化SCOD，保證了O2~O4的硝化環境。另外，從小試SCOD與NH4+-N的變化趨勢可以看出，純膜MBBR系統SCOD和NH4+-N同步去除，不同于活性污泥法先降COD再降NH4+-N的分步去除，表明純膜MBBR能夠一定程度上減弱COD的硝化抑制程度。

反硝化小試結果如圖8所示，以NO3−-N下降速率明顯降低的時間點認為脫氮效果受基質限制，脫氮負荷以初始NO3−-N和基質受限之前的質量濃度變化進行核算。當采用原水碳源時，A1~A3及P-A脫氮負荷依次分別為0.62、0.32、0.18和0.14kg·(m3·d)−1，消耗的C/N分別為5.17、5.59、5.73和5.61，對比純膜MBBR工程各缺氧區實際脫氮負荷均值分別為0.53、0.20、0.10、0.16kg·(m3·d)−1，前缺氧區各級小試脫氮負荷分別提升至系統實際運行負荷的1.17、1.60、1.80倍。而在原水碳源下，P-A小試負荷出現降低，為系統實際運行負荷的0.88倍。采用外投碳源時，各缺氧區對應脫氮負荷分別升至1.27、0.55、0.31和0.29kg·(m3·d)-1，達到實際運行的2.40、2.75、3.10、1.81倍，是采用原水碳源的2.05、1.72、1.72、2.07倍，脫氮消耗的C/N分別降至4.56、4.66、5.13和4.56。

當采用原水碳源時，在碳源與硝氮基質充足時，前缺氧各級懸浮載體脫氮負荷均較系統實際運行得到提升，且與硝化一致，工程中脫氮負荷越小，高基質下的負荷提升效果越明顯。原因也與生物膜傳質梯度有關，基質的升高使生物膜處理潛力進一步得到釋放。而P-A由于在實際運行時采用外投碳源的方式，小試采用原水碳源出現負荷降低的原因主要與原水碳源利用效率更低有關。采用外投碳源時，由于含有更多易生物降解的優質碳源，較小試原水碳源具有更強的可利用性，有利于促進反硝化速率，致使缺氧各級懸浮載體脫氮負荷均出現更大幅提升，且提升效果遠高于原水碳源，說明當進水TN負荷超標或原水碳源不足時，臨時通過外投碳源的方式可以顯著提升系統脫氮負荷，提高系統抗沖擊性，保證出水氮素穩定達標。而P-A在外投碳源條件下小試負荷高于工程實際運行的原因則主要與硝氮和碳源質量濃度更高有關，強化了生物膜傳質效果，進而增強了脫氮效率。

純膜MBBR系統在進水沖擊時可以顯著提升污染物去除負荷，但受限于各級HRT較短，在沖擊時仍存在基質在不同分級之間穿透的情況，從而使系統中各級懸浮載體生物膜都富集一定基數的功能菌，當實際運行面臨進水沖擊時，生物膜傳質梯度增加，可以使前期富集的功能菌得到利用，進一步釋放生物膜處理潛力，提高系統抗沖擊性，保證出水穩定達標。為保證硝化效果，應在實際運行時盡可能在前缺氧區將原水碳源利用殆盡，為保證脫氮效果，在面臨大幅度進水沖擊時，可以通過臨時投加外投碳源的方式，使系統脫氮效率顯著提升，以保證出水達標。

2.4 微生物群落結構分析

對純膜MBBR系統不同分級的脫氮功能菌組成進行分析，對于好氧區，各級生物膜優勢硝化菌組成相同，但相對豐度存在差異。如圖9所示，優勢硝化菌屬包括Nitrosomonas(亞硝化單胞菌)和Nitrospira(硝化螺旋菌)。其中，Nitrosomonas為亞硝化菌(ammoniaoxidizingbacteria，AOB)，能夠將NH4+-N氧化為NO3−-N，在O1~O3及P-O中相對豐度分別為1.73%、1.69%、3.27%、3.11%和1.65%。Nitrospira為NOB(亞硝酸鹽氧化菌)，將NO2−-N氧化為NO3−-N，部分菌屬也具備直接將氨氮氧化為硝酸鹽氮的能力，其在O1~O4及P-O中的相對豐度分別為5.50%、11.44%、10.96%、5.65%和1.91%，因此，純膜MBBR系統O1~O3及P-O中硝化菌合計相對豐度分別可達7.23%、13.13%、14.23%、8.76%、3.56%。ZHOU等通過研究兩級AO純膜MBBR工藝生物膜微生物多樣性時發現，生物膜中硝化菌主要菌屬Nitrosomonas和Nitrospira在前好氧2級中相對豐度同樣高于一級，可能也與前缺氧區出水存在部分未利用的有機物導致對好氧一級硝化效果造成了一定抑制導致。

高晨晨等研究表明，在長三角和華北地區9座城市污水處理廠中，活性污泥中硝化菌同樣為Nitrosomonas和Nitrospira，但兩者相對豐度均值合計僅為3.27%。有研究表明，在與本項目距離及水質相近的青島某污水廠活性污泥系統中，AOB與NOB相對豐度合計僅為1.58%。而同樣位于青島的某污水廠活性污泥系統中，AOB與NOB在半年內合計相對豐度僅為0.33%~0.96%�？梢妼τ诨钚晕勰喾�，不同項目受具體水質及運行條件影響，硝化菌相對豐度并不相同，純膜MBBR工藝中硝化菌類型與活性污泥法較為相似，但主要硝化區硝化菌相對豐度顯著高于活性污泥法。

通過伯杰細菌鑒定手冊及相關文獻描述的具有普遍脫氮屬性的菌屬作為脫氮菌。缺氧區脫氮菌組成如圖10所示。其中優勢脫氮菌屬主要包括Denitratisoma、Flavobacterium、Hyphomicrobium、Terrimonas、Rhodobacter等，DNB_others為相對豐度低于1%的脫氮菌相對豐度加和。Denitratisoma為革蘭氏陰性反硝化菌，能夠利用不同類型的碳源進行反硝化，根據生長環境差異，其反硝化產物包括N2O、N2等多種形式。該菌屬在A1~A3及P-A中相對豐度逐漸由6.14%降至1.69%，分析原因主要有兩點，首先，其相對豐度下降與基質質量濃度逐漸降低有關；其次，前后缺氧雖然碳源類型不同，但該菌屬在P-A中基質充足的基礎上仍維持在較低豐度，表明其或許更適合利用原水大分子有機碳源進行脫氮。Flavobacterium為常見異養反硝化菌，屬于擬桿菌門，能降解羥基丁酸戊酸共聚酯(PHBV)。在低氧或無氧條件下，能利用NO3−-N或NO2−-N作為最終電子受體進行無氧呼吸，同時具備將多種大分子有機物轉化為小分子有機物的能力，該菌屬在不同缺氧區相對豐度維持在1.43%~2.60%，無明顯變化，其對不同碳源的利用能力可能相似。Hyphomicrobium屬于變形菌門，可利用有毒難降解有機物進行反硝化脫氮，如二氯甲烷、甲胺磷、二甲基硫醚和甲醇等，還可參與多環芳烴(polycyclicaromatichydrocarbons，PAHs)污染水體中菲的降解。該菌屬在前缺氧區中相對豐度逐漸由4.62%降至2.13%，在后缺氧區中則升至3.12%，其相對豐度與脫氮負荷呈明顯正相關，該菌屬的出現及較高的相對豐度或許說明了進水中含有部分難降解有毒物質。Terrimonas屬于擬桿菌門，部分菌種屬于嚴格好氧化能異養菌，不僅能夠進行好氧反硝化，還可以參與蒽類物質，包括苯并芘和布洛芬的降解。該菌屬在前缺氧區中的相對豐度逐漸由3.67%降至1.31%，而在P-A中則升至5.29%，說明該菌屬更容易利用乙酸鈉等小分子有機碳源進行反硝化脫氮，但同時也能進行原水中大分子有機物的降解。Rhodobacter為兼性厭氧菌，屬于變形菌門，在污水處理系統中較為常見，多可通過光合作用進行獲得能量，進行自養或異養生長，具有較為顯著的代謝多樣性。該菌屬在A1~A3及P-A中相對豐度維持在2.71%~5.68%，但無明顯變化規律。綜合來看，脫氮菌在A1~A3及P-A中合計合計相對豐度分別達到16.52%、13.61%、10.85%、12.65%，與脫氮效果具有一定正相關性，保障了出水氮素的穩定達標。此外，缺氧區還存在CandidatusBrocadia類型厭氧氨氧化菌，在A1和A2中的相對豐度分別達到1.25%和1.53%，該菌屬能夠在缺氧條件下利用NH4+-N和NO2−-N反應生成N2，實現自養脫氮，一方面能夠強化系統TN去除，另一方面能夠彌補進水碳源的不足，減少外投碳源量。厭氧氨氧化菌的存在也也為前缺氧氨氮去除提供了微觀支撐。該項目中發現的厭氧氨氧化菌屬與西安第四污水處理廠缺氧區懸浮載體生物膜中發現的主要厭氧氨氧化菌類型一致，但相對豐度較之(0.043%)提高了30倍以上，NEJIDAT等研究了城市污水處理廠高碳氮比下不同隔間內的厭氧氨氧化菌的豐度和多樣性，結果表示，高碳氮比的主流城市污水處理廠中，厭氧氨氧化菌優勢菌屬同樣為CandidatusBrocadia，說明其相比其他厭氧氨氧化菌屬更能適應城市污水高碳氮比水質環境。至于厭氧氨氧化菌所需基質NO2−-N的來源，則可能是在較低的進水C/N下，結合純膜MBBR較低的HRT，為短程反硝化的發生提供了條件，也為厭氧氨氧化脫氮提供了基質。

純膜MBBR系統FISH檢測結果如圖11所示，對于缺氧區，在A1和A2中同樣檢測出厭氧氨氧化菌(紅色部分)的存在，而在A3和P-A中則含量很少。對于好氧區，O1~O3中硝化菌(綠色+淺紅色)含量較高，而O4中硝化菌含量明顯降低。另外，同高通量測序結果類似，系統中硝化菌主要為NOB，而AOB含量很少。整體上，FISH檢測結果與高通量測序結果較為一致。

純膜MBBR各主要功能區懸浮載體功能菌相對豐度及最大污染物去除負荷如表4所示，對于好氧區，功能菌相對豐度指硝化菌相對豐度(圖9)，對于缺氧區，功能菌相對豐度指脫氮菌相對豐度(圖10)。最大污染物去除負荷指在基質充足條件下且最能反映實際運行效果的小試負荷，對于硝化，則以O1作為進水的小試結果，對于脫氮，則以原水碳源下A1~A3小試負荷及外投碳源下P-A負荷進行表征。整體上，功能菌相對豐度與最大污染物去除負荷呈現正相關關系。另外，在工程運行中污染物去除效果不明顯的A3與O4，既有污染物去除負荷也有一定的功能菌相對豐度，驗證了實際運行時，存在水質基質穿透從而為功能菌的富集提供了條件。

TORRESI等通過三級純膜MBBR反硝化研究，觀察到幾種藥物的去除率與相關反硝化基因的豐度呈正相關，但與生物多樣性無關。本研究對缺氧區和好氧區污染物最大去除負荷與功能菌相對豐度之間進行線性擬合，結果如圖12所示。缺氧區和好氧區污染物最大去除負荷與功能菌相對豐度之間呈顯著正相關�？梢�，純膜MBBR高效處理效果的前提為功能菌群的強化富集，通過線性擬合方程結合高通量測序結果，可以近似得到各功能區最佳污染物去除負荷，從而為工程中系統的抗沖擊負荷能力提供數據參考。

3、結論

1)純膜MBBR耦合改良磁加載沉淀工藝具有更高的污染物去除負荷，HRT可節省約50%，基于純膜MBBR的BFM工藝在進水水質間歇超標的前提下仍能實現穩定的處理效果，抗沖擊負荷能力強。

2)采用前缺氧3級、主好氧4級、后缺氧和后好氧均為單級的多段分級A/O設置，純膜MBBR系統氨氮去除率超過80%發生在O1~O3，系統TN去除率超過75%發生在前缺氧A1~A2，O4和A3的設計提高了系統的抗沖擊負荷能力。

3)純膜MBBR優勢硝化菌為Nitrospira和Nitrosomonas，在主好氧區相對豐度分別達到3.50%~6.91%和0.65%~2.28%，優勢反硝化菌屬(Denitratisoma、Flavobacterium、Hyphomicrobium、Terrimonas和Rhodobacter等)的合計相對豐度10.85%~16.52%。純膜MBBR在前缺氧區提高了CandidatusBrocadia型厭氧氨氧化菌富集效率，相對豐度達到1.21%~1.56%，為主流厭氧氨氧化的穩定實現提供依據。

4)純膜MBBR缺氧區與好氧區不同分級之間，最大污染物去除負荷與功能菌相對豐度均呈現正相關性，并分別滿足y=0.078x-0.069(R2=0.94)和y=0.031x+0.029(R2=0.78)。純膜MBBR通過多級多段設計，優化脫氮路徑，充分發揮MBBR處理優勢，具備節地效果好，抗沖擊能力高等優勢。（來源：青島思普潤水處理股份有限公司，青島思普潤水處理股份有限公司，青島市綠色低碳生物膜與水環境恢復重點實驗室，煙臺市城市排水服務中心，北京市市政工程設計研究總院有限公司）