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，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，系統(tǒng)具有一定的COD去除能力；啟動過程中，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。啟動階段，生物膜物種豐富度于第21天基本達(dá)到穩(wěn)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(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B或一級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(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(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)計進(jìn)水COD、BOD5、TP、SS分別為40、15、1.5、60mg/L，設(shè)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(dāng)進(jìn)水氨氮≥6mg/L時，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，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，要求出水氨氮<0.5mg/L。

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(shè)計值的天數(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(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，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(shè)計值的天數(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(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(dá)到了84%，出水氨氮濃度達(dá)到了設(shè)計標(biāo)準(zhǔn)；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(dá)到（88.98±3.03）%。盡管系統(tǒng)長期處于超負(fù)荷運行狀態(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MBBR池進(jìn)出水水質(zhì)核算其實際的硝化負(fù)荷，結(jié)果如圖3所示。懸浮載體投加后的2d內(nèi)，兩級MBBR區(qū)的硝化負(fù)荷（以N計，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），整體運行較為穩(wěn)定。

系統(tǒng)運行期間，一級MBBR的硝化負(fù)荷始終高于二級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MBBR處理微污染河道水的工程應(yīng)用中，核算得到沿程各級懸浮載體的硝化負(fù)荷呈現(xiàn)逐級遞減的趨勢。對比發(fā)現(xiàn)，在兩個項目二級MBBR區(qū)硝化負(fù)荷相差較小[0.005 kg/（m3·d）]的情況下，本項目的一級MBBR的硝化負(fù)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(qū)的進(jìn)水負(fù)荷較高，進(jìn)而強(qiáng)化了其硝化能力。另外，本項目中一、二級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)二級處理出水，發(fā)現(xiàn)在進(jìn)水氨氮<1mg/L條件下，當(dāng)運行水量由原先的1.44×104m3/d提升至3×104m3/d時，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）為（0.020±0.007）t/104?m3。

本項目的實際進(jìn)水COD濃度較低，并非重點控制指標(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(shù)據(jù)的分峰結(jié)果如圖4所示。

進(jìn)水中僅出現(xiàn)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(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)，可能是因為進(jìn)水中的DOM參與了生化反應(yīng)，導(dǎo)致了組分的變化。