低溫條件下純膜MBBR脫氮技術(shù)

近年來，我國大部分地方政府在國家現(xiàn)有《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918―2002）的基礎(chǔ)上，對城鎮(zhèn)污水處理廠出水水質(zhì)提出了新的要求，尤其對有機(jī)物與氨氮指標(biāo)的要求更加嚴(yán)格。以活性污泥法為代表的傳統(tǒng)城鎮(zhèn)污水處理技術(shù)通常存在低溫生物硝化限制性瓶頸問題。有研究表明，當(dāng)反應(yīng)溫度<12℃時，活性污泥法的硝化功能會受到嚴(yán)重抑制。因此，如何突破污水處理低溫限制瓶頸，實(shí)現(xiàn)高效生物脫氮已成為污水處理領(lǐng)域急需解決的問題。移動床生物膜反應(yīng)器（MBBR）由于生物膜在載體表面附著生長，使硝化菌能夠形成富集生長并在低溫條件下維持較強(qiáng)的硝化能力。筆者結(jié)合純膜MBBR生物硝化與兩段式A/O生物脫氮的優(yōu)勢，構(gòu)建了兩段A/O-MBBR中試系統(tǒng)，考察了其在低溫條件下對有機(jī)物、氨氮與總無機(jī)氮（TIN）的去除能力，分析了各反應(yīng)池對主要污染物的去除效果，并通過靜態(tài)試驗(yàn)評估了好氧池的硝化能力和缺氧池的反硝化能力，同時分析了各反應(yīng)池活性生物量及功能微生物的差異，旨在建立宏觀脫氮能力與微觀微生物結(jié)構(gòu)之間的聯(lián)系，為多段A/O-MBBR系統(tǒng)的構(gòu)建及其優(yōu)化調(diào)控提供技術(shù)支撐。

1、材料與方法

1.1 中試系統(tǒng)裝置

本研究構(gòu)建了兩段A/O-MBBR生物脫氮中試系統(tǒng)，其工藝流程如圖1所示。中試系統(tǒng)由兩段缺氧/好氧（A/O）組成，共劃分為8個獨(dú)立的反應(yīng)單元，其中第1段A/O-MBBR系統(tǒng)由缺氧池A1、A2與好氧池O3、O4、O5組成，第2段A/O-MBBR系統(tǒng)由缺氧池A6、A7與好氧池O8組成，上述各反應(yīng)池的有效容積均為0.7m3（?0.8m×1.7m），有效水深為1.4m。各反應(yīng)池內(nèi)投加的生物膜載體比表面積均為500m2/m3，其在缺氧池內(nèi)的填充率為40%、在好氧池內(nèi)的填充率為50%。好氧池采用穿孔管曝氣，控制DO濃度為6~8mg/L，缺氧池采用機(jī)械攪拌以保證載體的流化。第1段A/O-MBBR系統(tǒng)的硝化液由O5回流至A1，控制回流比為100%。為保證后置反硝化正常進(jìn)行，在第2段A/O-MBBR系統(tǒng)的缺氧池A6投加一定量的外源性碳源（乙酸鈉），控制C/N值在7左右。控制中試系統(tǒng)進(jìn)水流量為8.4m3/d，理論水力停留時間（HRT）為16h。

1.2 進(jìn)水水質(zhì)特征

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)進(jìn)水取自青島某污水處理廠初沉池出水，其溫度為10~12℃、COD為（244.05±22.88）mg/L、溶解性COD（SCOD）為（157.96±28.42）mg/L、NH4+-N為（37.96±1.98）mg/L、TIN（NH4+-N、NO3--N與NO2--N之和）為（39.59±2.16）mg/L、SS為（155±20）mg/L、pH為7~9。

1.3 硝化和反硝化靜態(tài)試驗(yàn)

靜態(tài)試驗(yàn)采用5L燒杯反應(yīng)器，溫度與中試系統(tǒng)保持一致，反應(yīng)歷時2h。硝化與反硝化靜態(tài)試驗(yàn)均采用人工配水，好氧硝化試驗(yàn)以氯化銨為反應(yīng)基質(zhì)，生物膜載體取自中試系統(tǒng)各好氧池，控制靜態(tài)反應(yīng)器內(nèi)填充率為40%，好氧反應(yīng)過程中DO濃度在9~10mg/L。缺氧反硝化試驗(yàn)以硝酸鉀與乙酸鈉為反應(yīng)基質(zhì)，控制C/N值為6，生物膜載體取自中試系統(tǒng)各缺氧池，控制靜態(tài)反應(yīng)器內(nèi)填充率為30%，利用小型攪拌器保證載體在反應(yīng)器內(nèi)充分流化。

1.4 活性生物量測定方法

活性生物量采用Wang等提出的方法測定，取中試系統(tǒng)各反應(yīng)池內(nèi)的生物膜載體，采用水沖洗方式清除孔隙內(nèi)的懸浮活性污泥，然后置于5L密閉反應(yīng)器內(nèi)，通過曝氣使反應(yīng)器內(nèi)溶解氧濃度接近飽和狀態(tài)后，停止曝氣并開啟攪拌，控制不同反應(yīng)條件進(jìn)行不同反應(yīng)階段生物膜耗氧呼吸速率的測定，同時結(jié)合IWA的ASM模型進(jìn)行異養(yǎng)活性生物量和自養(yǎng)活性生物量的量化。

1.5 高通量測序方法

系統(tǒng)在低溫條件下穩(wěn)定運(yùn)行1個月后，取各反應(yīng)池內(nèi)的生物膜樣品，經(jīng)預(yù)處理后采用FastDNA?SpinKitforSoil試劑盒提取微生物基因組DNA，利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測DNA完整性，通過Qubit3.0DNA試劑盒測定DNA濃度，PCR擴(kuò)增所用引物為338F/806R。對PCR產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖凝膠電泳，通過SanPrep試劑盒回收PCR產(chǎn)物，利用Qubit3.0DNA試劑盒進(jìn)行精確定量，按照1∶1等量混合后通過IlluminaMiSeq測序平臺完成高通量測序。

1.6 水樣檢測方法

常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)均采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法檢測。

2、結(jié)果與討論

2.1 兩段A/O-MBBR系統(tǒng)的處理能力

在10~12℃反應(yīng)溫度條件下，兩段A/O-MBBR系統(tǒng)進(jìn)水有機(jī)物與氨氮容積負(fù)荷分別為（236.94±42.63）g/（m3?d）和（56.93±2.97）g/（m3?d），系統(tǒng)進(jìn)水SCOD、NH4+-N與TIN濃度分別為（157.96±28.42）、（37.96±1.98）、（39.59±2.16）mg/L，出水濃度分別降至（45.29±4.42）、（2.56±1.02）、（14.92±1.20）mg/L，去除率分別達(dá)到（71.20±4.64）%、（93.26±2.70）%、（62.30±2.41）%，并且可以通過增加O8至A6反應(yīng)池的硝化液回流同時調(diào)節(jié)碳源投加量實(shí)現(xiàn)出水TIN濃度的進(jìn)一步降低。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中各缺氧池污染物負(fù)荷與去除負(fù)荷的關(guān)系如圖2所示。由圖2（a）可知，對于第1段A/O-MBBR系統(tǒng)缺氧池中有機(jī)物的去除而言，A1、A2反應(yīng)池內(nèi)生物膜載體表面SCOD負(fù)荷分別為（11.49±1.31）、（8.07±1.06）g/（m2?d），對應(yīng)載體表面SCOD去除負(fù)荷分別為（3.42±0.95）、（0.55±0.28）g/（m2?d）。由圖2（b）可知，對于前置反硝化脫氮而言，A1、A2反應(yīng)池內(nèi)生物膜載體表面NOx--N（NOx--N=NO3--N+NO2--N+0.35DO）負(fù)荷分別為（0.91±0.13）、（0.31±0.08）g/（m2?d），對應(yīng)載體表面NOx--N去除負(fù)荷分別為（0.60±0.10）、（0.12±0.06）g/（m2?d），A2反應(yīng)池出水NOx--N濃度低于1.5mg/L。結(jié)合圖2（c）可以看出，以原水中溶解性有機(jī)物為碳源的前置反硝化過程主要發(fā)生在A1反應(yīng)池內(nèi)，其在進(jìn)水SCOD/NOx--N為12.63的條件下，實(shí)際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為5.70；而在A2反應(yīng)池內(nèi)，其在SCOD/NOx--N為26.03的條件下，實(shí)際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為4.58。分析原因在于，原水中絕大部分可快速降解有機(jī)物在A1反應(yīng)池內(nèi)用于反硝化脫氮，并形成較高的反硝化能力；在A2反應(yīng)池內(nèi)，由于可用于反硝化的可快速降解有機(jī)物與硝態(tài)氮基質(zhì)濃度降低，其反硝化能力顯著下降。從有機(jī)物可利用與反硝化C/N值需求角度核算，確定本試驗(yàn)原水中用于反硝化的可快速降解有機(jī)物占總SCOD的比例約為25%~34%；同時前置反硝化脫氮的C/N（ΔSCOD/ΔNOx--N）需求約為5.51，該結(jié)果與Rusten等的研究結(jié)果相近。

對于第2段A/O-MBBR系統(tǒng)的缺氧池而言，在外加碳源條件下，A6、A7反應(yīng)池內(nèi)生物膜載體表面SCOD負(fù)荷分別為（7.68±0.83）、（3.43±0.39）g/（m2?d），對應(yīng)載體表面SCOD去除負(fù)荷分別為（4.25±0.65）、（0.33±0.21）g/（m2?d）；A6、A7反應(yīng)池內(nèi)生物膜載體表面NOx--N負(fù)荷分別為（1.07±0.13）、（0.31±0.15）g/（m2?d），對應(yīng)載體表面NOx--N去除負(fù)荷分別為（0.76±0.19）、（0.09±0.04）g/（m2?d），A7反應(yīng)池出水NOx--N濃度低于4.0mg/L。由此可以看出，投加外源性碳源的后置反硝化過程主要發(fā)生在A6反應(yīng)池內(nèi)，其在SCOD/NOx--N為7.18的條件下，實(shí)際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為5.59；而在A7反應(yīng)池內(nèi)，其在SCOD/NOx--N為11.06的條件下，實(shí)際反硝化的ΔSCOD/ΔNOx--N為3.67。分析原因在于，投加的外源性碳源主要在A6反應(yīng)池內(nèi)用于反硝化脫氮，形成較高的反硝化能力；而在A7反應(yīng)池內(nèi)，反硝化微生物利用殘留外源性碳源的反硝化能力顯著下降。從后置反硝化C/N值需求角度出發(fā)，核算確定其反硝化C/N（ΔSCOD/ΔNOx--N））需求約為5.39，與前述前置反硝化C/N需求較為接近。

整體來看，兩段A/O-MBBR系統(tǒng)在10~12℃反應(yīng)溫度條件下，前置反硝化與后置反硝化具有相近的C/N需求與反硝化能力，其反硝化能力高于大部分MBBR系統(tǒng)，如Rusten等研究表明，在反應(yīng)溫度為11.4~12.7℃、C/N需求為3.9~7.4時，生物膜載體表面NOx--N去除負(fù)荷低于0.60g/（m2?d）。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中各好氧池污染物負(fù)荷與去除負(fù)荷的關(guān)系如圖3所示。

由圖3（a）可知，對于第1段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧池中有機(jī)物的去除而言，O3、O4與O5反應(yīng)池生物膜載體表面SCOD負(fù)荷分別為（6.03±0.69）、（4.96±0.66）、（4.31±0.64）g/（m2?d），對應(yīng)載體表面SCOD去除負(fù)荷分別為（1.07±0.14）、（0.65±0.10）、（0.30±0.11）g/（m2?d）。O3、O4與O5反應(yīng)池表現(xiàn)出不同的有機(jī)物降解去除能力，且呈顯著下降趨勢。分析原因在于，在前置反硝化對可快速降解有機(jī)物消耗利用的基礎(chǔ)上，進(jìn)入O3、O4與O5反應(yīng)池的SCOD主要為慢速或難降解有機(jī)物，受基質(zhì)供給能力的影響與限制，以及不同好氧池生物膜微生物結(jié)構(gòu)的差異，導(dǎo)致了其對有機(jī)物降解去除能力的變化。其中O5反應(yīng)池出水中約45mg/L的SCOD基本為不可生物降解有機(jī)物，表明原水中存在相應(yīng)數(shù)量的溶解性不可生物降解有機(jī)物。由圖3（b）可知，對于前置硝化而言，O3、O4與O5反應(yīng)池生物膜載體表面NH4+-N負(fù)荷分別為（2.26±0.19）、（1.98±0.20）、（1.53±0.22）g/（m2?d），對應(yīng)載體表面NH4+-N去除負(fù)荷分別為（0.28±0.05）、（0.45±0.05）、（0.49±0.04）g/（m2?d），O5反應(yīng)池出水NH4+-N與NOx--N濃度分別為（12.79±2.59）、（16.62±2.11）mg/L，由此反映出各好氧池硝化能力的差異，特別是O3反應(yīng)池的硝化能力遠(yuǎn)低于O4、O5反應(yīng)池。結(jié)合圖3（c）分析原因在于，O3反應(yīng)池承擔(dān)了原水中經(jīng)前置反硝化消耗利用后剩余的有機(jī)物，處于較高的有機(jī)物負(fù)荷狀態(tài)，因此形成了以有機(jī)物降解為主的生物膜結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致O3反應(yīng)池的硝化能力處于相對較低的水平；而O4、O5反應(yīng)池處于較低的有機(jī)物負(fù)荷狀態(tài)，其好氧反應(yīng)以氨氮硝化為主，同時溶解氧供給主要滿足好氧硝化對氧的需求，特別是其生物膜功能由以異養(yǎng)降解有機(jī)物為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐宰责B(yǎng)硝化為主，因此O4、O5反應(yīng)池的硝化能力顯著提高。從整體來看，在10~12℃反應(yīng)溫度條件下，第1段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧池的硝化能力與大部分試驗(yàn)結(jié)果一致，如Hem等在反應(yīng)溫度為15℃、溶解氧濃度為6~8mg/L、有機(jī)物負(fù)荷為5g/（m2?d）的條件下，測得生物膜載體表面的NH4+-N去除負(fù)荷低于0.50g/（m2?d）。

第2段A/O-MBBR系統(tǒng)的O8反應(yīng)池主要承擔(dān)外加碳源條件下后置反硝化殘留有機(jī)物與氨氮的去除，其生物膜載體表面SCOD負(fù)荷與NH4+-N負(fù)荷分別為（2.47±0.25）g/（m2?d）和（0.60±0.13）g/（m2?d），載體表面SCOD去除負(fù)荷與NH4+-N去除負(fù)荷分別為（0.11±0.07）g/（m2?d）和（0.47±0.06）g/（m2?d），出水NH4+-N低于3.0mg/L，表明O8反應(yīng)池具有較高的硝化能力。這是因?yàn)?，投加的外源性可快速降解有機(jī)物在A6、A7反應(yīng)池內(nèi)被高效利用，O8反應(yīng)池中的有機(jī)物以慢速或難降解為主且負(fù)荷較低，同時其具有一定的氨氮負(fù)荷，故生物膜功能以自養(yǎng)硝化為主，可以起到保證兩段A/O-MBBR系統(tǒng)最終出水水質(zhì)的作用。

2.2 各反應(yīng)池硝化與反硝化能力評估

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各反應(yīng)池生物膜的硝化與反硝化能力測試結(jié)果如圖4所示。由圖4（a）可知，在初始生物膜載體表面NH4+-N負(fù)荷均為（1.44±0.03）g/（m2?d）條件下，靜態(tài)試驗(yàn)各好氧池載體表面NH4+-N去除負(fù)荷與中試系統(tǒng)內(nèi)實(shí)際載體表面NH4+-N去除負(fù)荷變化趨勢一致，但一定程度上高于中試系統(tǒng)實(shí)際值。分析原因在于，靜態(tài)試驗(yàn)是在載體表面有機(jī)物去除負(fù)荷幾乎為零的非限制單氨氮基質(zhì)條件下進(jìn)行的，且在此過程中反應(yīng)器始終處于接近飽和的高溶解氧濃度狀態(tài)，其客觀反映了各好氧池生物膜載體具有的最大硝化能力，同時也反映出在實(shí)際污水處理系統(tǒng)內(nèi)各種形態(tài)的有機(jī)物及溶解氧水平對生物膜實(shí)際硝化能力的影響。

由圖4（b）可知，在初始生物膜載體表面NOx--N負(fù)荷均為（1.92±0.04）g/（m2?d）條件下，靜態(tài)試驗(yàn)各缺氧池載體表面NOx--N去除負(fù)荷與中試系統(tǒng)內(nèi)實(shí)際載體表面NOx--N去除負(fù)荷變化趨勢一致，同時A1、A2、A6和A7反應(yīng)池的NOx--N去除能力分別較中試系統(tǒng)實(shí)際值提高了83%、350%、54%和711%。分析原因在于，靜態(tài)試驗(yàn)是在碳源與NOx--N基質(zhì)充足的非限制性基質(zhì)與溶解氧近乎為零的相對理想條件下進(jìn)行的，其客觀反映了各缺氧池生物膜載體具有的最大反硝化能力，同時也反映出實(shí)際污水處理系統(tǒng)內(nèi)污水水質(zhì)與運(yùn)行條件對生物膜實(shí)際反硝化能力的影響，尤其對于A2、A7反應(yīng)池而言，在實(shí)際處理系統(tǒng)內(nèi)無法獲得充足的碳源與NOx--N基質(zhì)，一定程度上限制了其生物膜生長，但反硝化活性仍處于較高水平，若系統(tǒng)受到較大NOx--N負(fù)荷沖擊情況下為其提供足夠的碳源，可為系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)高效生物脫氮提供有力保障。

2.3 各反應(yīng)池活性生物量分析

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各反應(yīng)池內(nèi)生物膜載體表面生長的異養(yǎng)與自養(yǎng)活性生物量測定結(jié)果如圖5所示。由圖5（a）可知，在第1段A/O-MBBR系統(tǒng)中各好氧池生物膜活性生物總量處在同一水平，但異養(yǎng)活性生物量隨有機(jī)物負(fù)荷的降低而呈逐漸下降趨勢，自養(yǎng)活性生物量在各好氧池中的絕對量與相對量變化均較大，其中O3、O4與O5反應(yīng)池中自養(yǎng)活性生物量在總活性生物量中占比分別達(dá)到6.57%、9.59%與19.18%，且均在O5反應(yīng)池中達(dá)到最高，該結(jié)果與靜態(tài)反應(yīng)條件下硝化能力測試結(jié)果一致。由此表明，在第1段A/O-MBBR系統(tǒng)中O5反應(yīng)池的生物膜處于優(yōu)勢生長狀態(tài)，但其在中試系統(tǒng)內(nèi)的實(shí)際氨氮去除能力尚未得到充分發(fā)揮，可考慮通過系統(tǒng)優(yōu)化運(yùn)行進(jìn)一步提高O5反應(yīng)池的氨氮去除負(fù)荷。同時亦表明，兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中各好氧池形成了與基質(zhì)條件相適應(yīng)的功能化生物膜結(jié)構(gòu)。結(jié)合靜態(tài)反應(yīng)條件下生物膜的硝化能力測試結(jié)果，確定兩段A/O-MBBR系統(tǒng)O3、O4、O5與O8反應(yīng)池單位活性生物量的最大硝化能力分別為0.17、0.24、0.37與0.27gNH4+-N/（gCOD?d）。

由圖5（b）可知，在兩段A/O-MBBR系統(tǒng)的A1與A6反應(yīng)池中自養(yǎng)活性生物量均為（0.05±0.01）gCOD/m2，分析原因在于硝化液攜帶的大量溶解氧為自養(yǎng)微生物生長創(chuàng)造了條件，同時表明在高負(fù)荷低氧條件下可形成自養(yǎng)生物量的積累。此外A6反應(yīng)池的異養(yǎng)活性生物量遠(yuǎn)低于A1反應(yīng)池，但由靜態(tài)反應(yīng)條件下的反硝化能力測試結(jié)果可知，A6反應(yīng)池的反硝化能力略高于A1反應(yīng)池，由此反映出A6與A1反應(yīng)池內(nèi)可能存在微生物群落結(jié)構(gòu)的差異。結(jié)合靜態(tài)反應(yīng)條件下生物膜的反硝化能力測試結(jié)果，確定兩段A/O-MBBR系統(tǒng)A1、A2、A6與A7反應(yīng)池單位活性生物量的最大反硝化能力分別為0.45、0.40、1.60、1.35gNOx--N/（gCOD?d）。

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各反應(yīng)池中門水平上的微生物群落分布如圖6所示。其中，好氧池的優(yōu)勢菌門為Proteobacteria（變形菌門）、Chloroflexi（綠彎菌門）、Actinobacteriota（放線菌門）與Firmicutes（厚壁菌門），相對豐度分別為27.73%~31.06%、16.09%~28.01%、15.58%~17.79%與12.44%~17.35%。缺氧池的優(yōu)勢菌門為Proteobacteria（變形菌門）和Bacteroidota（擬桿菌門），相對豐度分別為31.32%~53.25%和15.38%~24.89%；此外，A1、A2反應(yīng)池中存在較多的Firmicutes（厚壁菌門）與Desulfobacterota（脫硫菌門），A6、A7反應(yīng)池中存在較多的Chloroflexi（綠彎菌門）。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各好氧池生物膜中硝化菌屬的分布情況如圖7（a）所示。可以看出，硝化菌屬主要為氨氧化菌Nitrosomonas（亞硝化單胞菌屬）和亞硝酸鹽氧化菌Nitrospira（硝化螺旋菌屬），兩者在O3、O4、O5與O8反應(yīng)池中的相對豐度分別為0.09%、0.27%、0.42%、0.50%和0.05%、0.66%、1.19%、0.36%，其中Nitrospira對氨氮基質(zhì)的親和力較強(qiáng)，在低氨氮濃度環(huán)境中更具優(yōu)勢。在第1段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧池生物膜中氨氧化菌與亞硝酸鹽氧化菌的相對豐度呈上升趨勢，且在O5反應(yīng)池達(dá)到最高，這與靜態(tài)反應(yīng)條件下硝化能力與自養(yǎng)活性生物量測試結(jié)果一致，表明各好氧池的硝化能力變化與自養(yǎng)活性生物量和功能微生物菌群結(jié)構(gòu)直接相關(guān)，同時各好氧池的有機(jī)物負(fù)荷與氨氮負(fù)荷變化對硝化菌生長及其菌群結(jié)構(gòu)產(chǎn)生直接影響。

兩段A/O-MBBR系統(tǒng)各缺氧池生物膜反硝化菌屬的分布情況如圖7（b）所示?？梢钥闯觯?/span>A1、A2、A6與A7反應(yīng)池中反硝化菌屬的相對豐度分別為32.16%、27.65%、41.28%與25.00%，且A6反應(yīng)池中的反硝化菌屬相對豐度明顯高于其他三個反應(yīng)池，由此表明A6反應(yīng)池在低活性生物量條件下具有較高反硝化能力的原因所在；同時A1和A6反應(yīng)池的反硝化菌屬相對豐度分別高于A2和A7反應(yīng)池，這是因?yàn)?/span>A1和A6反應(yīng)池的碳源與硝態(tài)氮基質(zhì)條件均優(yōu)于A2、A7反應(yīng)池。從組成來看，前置缺氧A1、A2反應(yīng)池的反硝化菌屬組成相似，主要為Flavobacterium（黃桿菌屬）、Denitratisoma、Rhodobacter（紅桿菌屬）、Lentimicrobium、Sulfuritalea與Thiobacillus（硫桿菌屬），其中Sulfuritalea和Thiobacillus為硫自養(yǎng)反硝化菌，可利用硫化物為電子供體進(jìn)行硝酸鹽或亞硝酸鹽還原，分析其大量存在的原因可能是中試系統(tǒng)進(jìn)水含有一定濃度的硫化物，有利于硫自養(yǎng)反硝化菌的生長。后置缺氧A6、A7反應(yīng)池中的優(yōu)勢菌屬組成相似但相對豐度存在差異，A6反應(yīng)池中主要為Dechloromonas（脫氯單胞菌屬）、Hydrogenophaga（氫噬胞菌屬）與Acidovorax（食酸菌屬），A7反應(yīng)池中主要為Flavobacterium與Acinetobacter（不動桿菌屬），其中Dechloromonas、Acidovorax和Acinetobacter為反硝化除磷菌，反硝化除磷菌在兩段A/O-MBBR系統(tǒng)中存在的機(jī)制有待進(jìn)一步研究。

3、結(jié)論

①兩段A/O-MBBR系統(tǒng)在反應(yīng)溫度為10~12℃、水力停留時間為16h、進(jìn)水有機(jī)物與氨氮容積負(fù)荷分別為（236.94±42.63）g/（m2?d）與（56.93±2.97）g/（m2?d）的條件下，對SCOD、NH4+-N與TIN去除率分別達(dá)到（71.20±4.64）%、（93.26±2.70）%與（62.30±2.41）%，出水濃度分別穩(wěn)定在（45.29±4.42）、（2.56±1.02）與（14.92±1.20）mg/L。

②兩段A/O-MBBR系統(tǒng)的前置缺氧段利用原水中的有機(jī)物進(jìn)行反硝化，實(shí)現(xiàn)原水中碳源的高效利用，后置缺氧段采用外加碳源提高系統(tǒng)的脫氮效果。A1與A6反應(yīng)池生物膜載體表面最大反硝化能力（以NOx--N計）分別為1.10、1.17g/（m2?d），進(jìn)水水質(zhì)不同導(dǎo)致前置缺氧段與后置缺氧段的活性生物量與反硝化微生物群落結(jié)構(gòu)存在顯著差異。

③兩段A/O-MBBR系統(tǒng)好氧段O3反應(yīng)池主要用于原水中經(jīng)前置反硝化利用后剩余有機(jī)物的降解，O4、O5反應(yīng)池主要發(fā)揮硝化作用，O8反應(yīng)池用于去除后置反硝化殘留的有機(jī)物與氨氮。低溫條件下各好氧池生物膜載體表面最大硝化能力（以NH4+-N計）在0.49~1.07g/（m2?d）之間，各好氧池形成了與基質(zhì)條件相適應(yīng)的功能化生物膜結(jié)構(gòu)。（來源：青島理工大學(xué)環(huán)境與市政工程學(xué)院城鎮(zhèn)污水處理與資源化國家地方聯(lián)合工程中心，煙臺市環(huán)衛(wèi)管理中心）