倒置A2O-MBBR 工藝強(qiáng)化氮磷去除及微生物研究

謝建康， 徐康康， 李新利， 周辰宇， 施巾杰， 韓文杰， 周家中

（1.青島西海岸公用事業(yè)集團(tuán)水務(wù)有限公司， 山東 青島 266555；2.青島思普潤(rùn)水處理股份有限公司生物膜研究院， 山東 青島 266555）

隨著城鎮(zhèn)化進(jìn)程的不斷加快， 污水排放量不斷增加， 污水廠提量改造刻不容緩［1-2］。 受季節(jié)水溫變化影響， 污水廠多會(huì)在冬季面臨處理效果惡化， 出水超標(biāo)等困境［3］。 另外， 污水廠進(jìn)水水質(zhì)往往會(huì)發(fā)生較大波動(dòng)， 對(duì)污水廠的運(yùn)行和出水水質(zhì)的穩(wěn)定達(dá)標(biāo)產(chǎn)生不利影響。 氮磷作為污水處理的核心控制指標(biāo)， 提高污水廠脫氮除磷效率成為亟待解決的問(wèn)題。

移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器（MBBR）同時(shí)具備生物接觸氧化和流化床的優(yōu)點(diǎn)， 是典型的生物膜法［4］。 試驗(yàn)研究和工程實(shí)踐均表明MBBR 工藝能夠強(qiáng)化污水處理效果， 并且具有很強(qiáng)的抗沖擊能力。 王曉康等［5］采用MBBR 工藝對(duì)臺(tái)州黃巖江口污水廠進(jìn)行提標(biāo)改造后， 出水污染物濃度明顯降低， 并且系統(tǒng)的抗沖擊與快速恢復(fù)能力也明顯增強(qiáng)。 吳迪等［6］采用MBBR 工藝對(duì)山西某污水廠進(jìn)行提標(biāo)改造后，污水廠的脫氮除磷效果均得到明顯提升， 出水水質(zhì)可以穩(wěn)定滿足GB 18918—2002《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》一級(jí)A 標(biāo)準(zhǔn)， 部分指標(biāo)甚至達(dá)到地表水準(zhǔn)Ⅳ類(lèi)水平。 蘇高強(qiáng)等［7］也進(jìn)行了MBBR用于污水廠升級(jí)改造的研究， 結(jié)果發(fā)現(xiàn)出水污染物濃度能夠滿足GB 18918—2002 一級(jí)A 標(biāo)準(zhǔn)。 另外， 汪傳新等［8］的研究表明MBBR 中存在同步硝化反硝化（SND）現(xiàn)象， 并且SND 脫氮率受溫度影響較小， 當(dāng)水溫降至15 ℃后， SND 脫氮率仍可達(dá)40%左右， 這有利于強(qiáng)化系統(tǒng)的TN 去除效果。

本研究以北方某污水廠為例， 結(jié)合宏觀倒置A2O－MBBR 工藝的運(yùn)行效果， 以及微觀微生物多樣性分析， 深度探究了MBBR 泥膜復(fù)合系統(tǒng)中活性污泥和懸浮載體生物膜中微生物多樣性差異； 從宏觀和微觀層面分析了MBBR 工藝的脫氮除磷性能，為污水廠升級(jí)改造提供技術(shù)支持以及理論指導(dǎo)， 為類(lèi)似工程的運(yùn)行提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 污水廠運(yùn)行工藝

該污水廠原生化池采用倒置A2O（缺氧-厭氧-好氧）工藝， 出水水質(zhì)執(zhí)行GB 18918—2002 一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)。 運(yùn)行期間， 冬季多面臨NH3-N 與TN 不能穩(wěn)定達(dá)標(biāo)， 且抗水量沖擊能力較差的問(wèn)題。 該污水廠于2018 年5 月進(jìn)行提量改造， 處理水量從10 萬(wàn)t／d 提高至12 萬(wàn)t／d， 出水標(biāo)準(zhǔn)維持不變。 為保證出水水質(zhì)穩(wěn)定達(dá)標(biāo)， 生化池采用倒置A2O－MBBR工藝進(jìn)行原池提量改造， 將原好氧池改為MBBR池， 污水廠工藝流程如圖1 所示。

圖1 污水廠工藝流程Fig. 1 Process flow of sewage treatment plant

在好氧池投加懸浮載體形成泥膜復(fù)合系統(tǒng)， 并設(shè)置兩級(jí)， 分別為MBBR－Ⅰ和MBBR－Ⅱ， 所投加懸浮載體為SPR－Ⅲ型懸浮載體， 懸浮載體直徑和高度分別為（25±0.5）mm 和（10±1）mm， 掛膜后懸浮載體比重與水相近， 在水中呈現(xiàn)良好的懸浮狀態(tài)。生化池控制內(nèi)外回流比分別為100% ～300% 和70%～100%， 且回流進(jìn)水點(diǎn)均為缺氧池前端。 深度處理系統(tǒng)為高效沉淀池-V 型／轉(zhuǎn)鼓濾池， 以確保出水TP 和懸浮物等指標(biāo)濃度達(dá)標(biāo)。

1.2 污水廠設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)

改造后污水廠設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)如表1 所示。 污水廠進(jìn)水BOD5和TN 的質(zhì)量濃度分別不超過(guò)350和75 mg／L， 核算進(jìn)水碳氮比約為4.67， 在市政污水中屬于正常值。

表1 污水廠設(shè)計(jì)進(jìn)出水水質(zhì)Tab. 1 Design influent and effluent water quality of sewage treatment plant mg·L-1

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 沿程測(cè)定

污水廠生化段沿程測(cè)定樣品分別為生化池進(jìn)水、 缺氧池出水、 厭氧池出水、 MBBR－Ⅰ出水和MBBR－Ⅱ出水， 所有水樣均間隔2 ～3 h 重復(fù)取樣，連續(xù)取3 次并均勻混合后測(cè)定。 所有混合樣品經(jīng)過(guò)沉淀后取上清液， 并進(jìn)行預(yù)處理， 而后檢測(cè)COD、NH3-N、 NO3--N、 TN、 TP 等濃度。

1.3.2 高通量測(cè)序

分別收集MBBR－Ⅰ區(qū)懸浮載體生物膜和活性污泥樣品， 根據(jù)取樣時(shí)間分別命名為May－2019（2019 年5 月）、 Aug－2019（2019 年8 月）、 Nov－2019（2019 年11 月）、 Feb－2020（ 2020 年2 月）和May－2020（2020 年5 月）， 并將所有樣品于－20 ℃儲(chǔ)存。 高通量測(cè)序通過(guò)試劑盒（E.Z.N.A Mag－Bind Soil DNA Kit， OMEGA） 提取微生物基因組DNA，通過(guò)1% 瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)抽提基因組的完整性， 利用Qubit 3.0 DNA 試劑盒檢測(cè)基因組DNA 濃度。 PCR 擴(kuò)增所用引物為341F／805R。 對(duì)PCR 產(chǎn)物進(jìn)行瓊脂糖凝膠電泳， 并通過(guò)DNA 膠回收試劑盒（SanPrep）對(duì)PCR 產(chǎn)物進(jìn)行回收， 利用Qubit 3.0 DNA 檢測(cè)試劑盒對(duì)回收的DNA 精確定量， 按照1 ∶1 的等量混合后測(cè)序， 等量混合時(shí)， 每個(gè)樣品DNA量取10 ng， 最終上機(jī)測(cè)序量為20 pmol， 通過(guò)Illumina Miseq 測(cè)序平臺(tái)完成對(duì)樣品的高通量測(cè)序［9］。

1.3.3 熒光原位雜交（FISH）分析

根據(jù)硝化細(xì)菌2 種功能微生物——氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）， 以及聚磷菌Paos待雜交目的基因信息序列設(shè)計(jì)合成特異性的寡核苷酸探針并做相應(yīng)熒光素標(biāo)記。 探針序列如表2 所示， 樣品經(jīng)固定、 脫水、 雜交后將切片于正置熒光顯微鏡下觀察并采集圖像。

表2 FISH 探針序列Tab. 2 Probe sequence of FISH experiment

1.4 分析方法

COD 濃度采用重鉻酸鉀法， NH3－N 濃度采用納氏試劑分光光度法， NO3--N 濃度采用紫外分光光度法， TN 濃度采用過(guò)硫酸鉀氧化紫外分光光度法， PO43－－P 濃度采用鉬銻抗分光光度法， TP 濃度采用過(guò)硫酸鉀氧化鉬銻抗分光光度法。 另外， 有機(jī)氮根據(jù)TN 和NH3－N、 NO3－－N 濃度之差計(jì)算而得，有機(jī)磷根據(jù)TP 和PO43－－P 濃度之差計(jì)算而得。

2 結(jié)果與討論

2.1 氮素去除效果分析

NH3-N 和TN 的去除效果如圖2 所示。 由圖2可知， 進(jìn)水NH3－N 和TN 的質(zhì)量濃度分別為45.0和53.1 mg／L。 其中， 進(jìn)水NH3－N 波動(dòng)明顯， 且存在明顯的超過(guò)設(shè)計(jì)進(jìn)水濃度的現(xiàn)象， 超標(biāo)率達(dá)到30%， 但是出水NH3－N 和TN 質(zhì)量濃度仍能夠分別降至1.8 和10.8 mg／L， 穩(wěn)定優(yōu)于GB 18918—2002一級(jí)A 標(biāo)準(zhǔn)， 顯示出良好的脫氮效果。 另外， 在長(zhǎng)達(dá)1 a 的運(yùn)行過(guò)程中， 無(wú)論是在溫度較高的夏季， 還是在低溫冬季， 污水廠NH3－N 和TN 的去除率均分別維持在96% 和80% 左右， 這說(shuō)明系統(tǒng)具有很好的溫度適應(yīng)性， 在低溫條件下仍能夠維持較好的脫氮性能。 分析原因主要有兩方面， 首先， 懸浮載體能夠富集大量的硝化菌， 使得MBBR 工藝對(duì)氮沖擊負(fù)荷具有更好的適應(yīng)性， 有研究表明， 懸浮載體生物膜對(duì)硝化菌的富集能力可達(dá)到活性污泥系統(tǒng)的9 倍左右［10］； 其次， 倒置A2O－MBBR 工藝硝化系統(tǒng)中投加的懸浮載體的材質(zhì)為高密度聚乙烯材質(zhì)，在低溫條件下， 可為微生物的富集提供保溫效果，使系統(tǒng)在溫度降低時(shí)仍具有良好的硝化性能［11］。

圖2 NH3-N 和TN 的去除效果Fig. 2 Removal rates of NH3-N and TN

ρ（TN）eff＝ρ（TN）inf－ρ（TN）inf×R／（R ＋1）（1）

式中： ρ（TN）inf和ρ（TN）eff分別為進(jìn)水和出水TN 質(zhì)量濃度， mg／L； R 為系統(tǒng)總回流比， %。

根據(jù)式（1）結(jié)合實(shí)際進(jìn)水TN 濃度和總回流比核算理論出水TN 濃度， 并與實(shí)際系統(tǒng)出水TN 濃度進(jìn)行對(duì)比， 結(jié)果如圖3 所示。

圖3 實(shí)際和理論出水TN 濃度Fig. 3 Actual and theoretical effluent TN concentrations

由圖3 可知， 倒置A2O－MBBR 工藝的實(shí)際出水TN 平均質(zhì)量濃度較理論出水TN 低2.02 mg／L，說(shuō)明系統(tǒng)內(nèi)或許存在不同于傳統(tǒng)硝化反硝化的脫氮途徑， 促進(jìn)了TN 去除效果。 根據(jù)以往研究結(jié)果顯示， MBBR 系統(tǒng)中由于懸浮載體的嵌入， 微生物在懸浮載體上形成的生物膜隨著溶解氧滲透能力的弱化出現(xiàn)了功能菌分置現(xiàn)象， 其中， 生物膜外層形成以硝化細(xì)菌為主的好氧生物膜， 而內(nèi)層存在厭缺氧微環(huán)境， 會(huì)富集反硝化菌， 反硝化菌可直接利用生成的硝態(tài)氮和生物膜中內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化作用， 節(jié)省碳源的同時(shí)也強(qiáng)化了TN 的去除［12-13］。

為探究污水廠實(shí)際出水TN 偏低的原因， 檢測(cè)分析了污水廠沿程斷面的氮素含量， 結(jié)果如圖4所示。

圖4 生化區(qū)沿程斷面氮素變化Fig. 4 Nitrogen changes along the section of biochemical zone

由圖4 可知， 在MBBR 區(qū)存在明顯的TN 去除， 此時(shí)總回流比為250%， 核算MBBR 區(qū)TN 去除量為5.39 mg／L， 占系統(tǒng)TN 去除量的14.75%，這說(shuō)明在MBBR 區(qū)存在明顯的SND 現(xiàn)象， 一定程度上提升了系統(tǒng)的TN 去除效果。

2.2 磷素去除效果分析

該污水廠TP 去除效果如圖5 所示。 在近1 a的運(yùn)行過(guò)程中， 污水廠進(jìn)水TP 的質(zhì)量濃度為4.5 mg／L， 出水TP 的質(zhì)量濃度能夠穩(wěn)定降至0.2 mg／L， 除磷效果較改造前明顯提升。

圖5 TP 的去除效果Fig. 5 TP removal effect

生化區(qū)沿程斷面的磷素變化如圖6 所示。 由圖6 可知， 厭氧段結(jié)束后， 系統(tǒng)TP 的質(zhì)量濃度由1.15 mg／L 升至3.91 mg／L， 釋磷倍數(shù)達(dá)到396.7%，厭氧區(qū)良好的釋磷效果為好氧區(qū)過(guò)度吸磷創(chuàng)造了條件， MBBR－I 區(qū)好氧吸磷倍數(shù)達(dá)到79.66%， 最終，系統(tǒng)生化段出水TP 質(zhì)量濃度可降至0.5 mg／L 以下， 大大減輕了深度處理對(duì)于TP 的去除負(fù)荷， 同時(shí)也降低了藥劑投加費(fèi)用。 系統(tǒng)保持高效除磷的原因主要在于生化段生物除磷的強(qiáng)化。 生物除磷主要通過(guò)排放富磷污泥實(shí)現(xiàn)， 污泥齡是影響生物除磷效果的重要因素。 常規(guī)活性污泥法存在脫氮除磷的泥齡矛盾， 表現(xiàn)在脫氮所需硝化菌多為長(zhǎng)泥齡， 而聚磷菌多為短泥齡。 改造前， 為保證系統(tǒng)硝化效果，生化池污泥濃度較高， 泥齡較長(zhǎng)， 確保硝化菌群在活性污泥中的絕對(duì)含量， 但不利于短泥齡的聚磷菌活性發(fā)揮， 相當(dāng)于犧牲了一部分生物除磷效果以滿足硝化效果； 改造后， 好氧區(qū)通過(guò)投加懸浮載體，實(shí)現(xiàn)了對(duì)長(zhǎng)泥齡硝化菌群的高效富集， 保證了硝化菌群的含量， 因此在一定程度上可以增大排泥量，縮短懸浮污泥的泥齡， 強(qiáng)化聚磷菌生物活性， 進(jìn)而提高生物除磷效果， 實(shí)現(xiàn)短泥齡的聚磷菌和長(zhǎng)泥齡的硝化菌之間的泥齡分置， 使生物除磷得以強(qiáng)化［14］。

圖6 生化區(qū)沿程斷面磷素變化Fig. 6 Nitrogen changes along the section of biochemical zone

2.3 微生物菌群分析

為了從微觀層面進(jìn)一步分析系統(tǒng)具有較強(qiáng)抗沖擊能力的原因， 對(duì)該污水廠活性污泥和懸浮載體生物膜進(jìn)行了基于16S rDNA 的擴(kuò)增子高通量測(cè)序。 物種組成主要從門(mén)和屬水平進(jìn)行分析， 門(mén)水平主要物種組成如表3 所示。 由表3 可知， 在季節(jié)變化過(guò)程中， 懸浮載體生物膜和活性污泥在門(mén)水平的主要微生物沒(méi)有明顯差異， 優(yōu)勢(shì)菌群均為Proteobacteria（變形菌門(mén)）、 Chloroflexi（綠彎菌門(mén)）、 Actinobacteria（放線菌門(mén)）、 Bacteroidetes（擬桿菌門(mén)）、 Acidobactieria（酸桿菌門(mén)）、 Firmicutes（厚壁菌門(mén)）、 Patescibacteria、Actinobacteriota 和Nitrospirae（Nitrospirota）（硝化螺旋菌門(mén)）等， 與其他泥膜系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌群較為一致［15］。 其中， 變形菌門(mén)所有細(xì)菌均為革蘭氏陰性菌， 大多數(shù)細(xì)菌營(yíng)兼性或者專(zhuān)性厭氧及異養(yǎng)生活，廣泛存在于污水廠的活性污泥中［16］。 此外， 硝化螺旋菌門(mén)是一類(lèi)與硝化有關(guān)的微生物， 廣泛存在于硝化性能良好的曝氣池中。 由表3 可知， 懸浮載體上硝化螺旋菌門(mén)的相對(duì)豐度不超過(guò)8.51%， 而活性污泥中硝化螺旋菌門(mén)的相對(duì)豐度僅為0.28%～3.23%，這說(shuō)明投加懸浮載體能夠促進(jìn)硝化菌群的富集。 懸浮載體固定于好氧池中， 使硝化菌群持續(xù)保持較高活性， 從而增強(qiáng)系統(tǒng)硝化效果。

表3 優(yōu)勢(shì)菌門(mén)相對(duì)豐度Tab. 3 Relative abundance of dominant phylum%

屬水平菌群組成如圖7 所示。 由圖7 可知，懸浮載體生物膜的主要菌屬（相對(duì)豐度＞1%）有Nitrospira（硝酸螺旋菌屬）、 Candidatus Microthrix、Trichococcus（明串珠菌屬）、 Ferruginibacter（鐵銹細(xì)菌）和Candidatus Alysiosphaera（冠醚屬）， 相對(duì)豐度分別為1.91% ～8.82%、 0.24% ～3.78%、 0.13% ～3.84%、 0.15%～2.47% 和0.29%～2.75%。 活性污泥中的主要菌屬（相對(duì)豐度＞1%）有Candidatus Microthrix、 Candidatus Accumulibacter、 Trichococcus（ 明串珠菌屬）、 Ferruginibacter （鐵銹細(xì)菌）、Terrimonas 和Dokdonella（昆山杜氏菌）， 相對(duì)豐度分別為0.36% ～11.78%、 1.53% ～3.67%、 0.64% ～7.48%、 0.48% ～5.75%、 0.54% ～2.91%、 0.81% ～2.24%。

圖7 屬水平微生物相對(duì)豐度Fig. 7 Relative abundance of micro-organisms on genus level

Nitrospira 是常見(jiàn)的亞硝酸鹽氧化菌（NOB）， 其部分菌種能夠作為全程氨氧化細(xì)菌（Comammox）［17］，并證實(shí)了其具有全程氨氧化能力［18］， 該結(jié)論也打破了傳統(tǒng)的兩步硝化理論。 該菌屬具有負(fù)責(zé)氨氧化的氨單加氧酶（AMO）和羥胺氧化還原酶（HAO）， 同時(shí)還具有亞硝酸鹽氧化必需的亞硝氧化酶（NXR），可將NH3－N 氧化至NO3－－N， 相比其他硝化細(xì)菌，該菌屬對(duì)底物具有更強(qiáng)的親和力， 在低NH3-N 濃度環(huán)境中更具優(yōu)勢(shì)。 另外， 在懸浮載體生物膜中還在一定豐度的Candidatus Alysiosphaera， 有研究表明在硝酸鹽或亞硝酸鹽作為潛在電子受體的情況下觀察到底物的吸收［19］， 說(shuō)明該菌屬或許具有反硝化能力， 同時(shí)也能夠說(shuō)明在MBBR 系統(tǒng)中或許存在同步硝化反硝化現(xiàn)象， 有利于提高系統(tǒng)的抗沖擊性能。 Candidatus Accumulibacter 是當(dāng)前廣泛認(rèn)可的能夠進(jìn)行除磷作用的菌屬， Kong 等［20］利用顯微放射自顯影（MAR）－FISH 技術(shù)證明了該菌屬部分菌種具備反硝化除磷性能。 Candidatus Accumulibacter 在該污水廠活性污泥中相對(duì)豐度較其他采用活性污泥法的污水廠中明顯升高［21］， 也為系統(tǒng)良好的生物除磷效果提供了微觀基礎(chǔ)。 Ferruginibacter 同時(shí)存在于懸浮載體生物膜和活性污泥中， 屬于有機(jī)物降解菌［22］。另外， 生物膜和活性污泥中共存的另一優(yōu)勢(shì)菌屬Trichococcus 也是一種具備有機(jī)物降解能力的微生物， 該菌屬能夠?qū)⑻妓衔锓纸獬扇樗帷?甲酸、乙酸鹽和甲醇等產(chǎn)物［23］， 這2 種菌在懸浮載體和活性污泥中的大量存在強(qiáng)化了系統(tǒng)的抗有機(jī)物沖擊性能。 活性污泥中的Terrimonas 屬于反硝化菌［24］，能夠在缺氧條件下發(fā)揮作用去除好氧區(qū)產(chǎn)生的硝酸鹽， 保證出水TN 濃度達(dá)標(biāo)。

懸浮載體生物膜和活性污泥系統(tǒng)中脫氮功能微生物相對(duì)豐度如圖8 所示。

圖8 功能微生物相對(duì)豐度Fig. 8 Relative abundance of functional micro-organisms

由圖8 可知， 在污水廠運(yùn)行的各個(gè)時(shí)期， 主要脫氮功能菌群均為NOB 和反硝化菌（DNB）， AOB相對(duì)豐度相對(duì)較低， 其在懸浮載體生物膜上的相對(duì)豐度為0.27%～1.23%， 在活性污泥中的相對(duì)豐度僅為0.03%～0.29%， 該結(jié)果與Liu 等［25］在SND 系統(tǒng)中觀察到的AOB 種類(lèi)及相對(duì)豐度較為一致。 系統(tǒng)中的硝化菌主要是NOB， 其中活性污泥中NOB的相對(duì)豐度為0.29% ～1.24%， 而懸浮載體生物膜中的NOB 卻能夠達(dá)到2.21%～8.83%， 懸浮載體生物膜對(duì)硝化菌的富集能力是活性污泥的7 倍以上，說(shuō)明懸浮載體的投加能夠強(qiáng)化硝化菌的富集， 提高系統(tǒng)的硝化能力， 這是本系統(tǒng)具有良好抗NH3-N 沖擊性能的重要原因。 另外， 圖8 也表明生物膜NOB 相對(duì)豐度受溫度影響明顯， 表現(xiàn)在懸浮載體生物膜中NOB 的相對(duì)豐度隨季節(jié)變化， 在夏季（2019 年5 月、 8 月和2020 年5 月）相對(duì)豐度較低（2.21%～2.96%）， 懸浮載體生物膜對(duì)NOB 的富集能力為活性污泥的6 倍左右， 而冬季（2019 年11月和2020 年2 月）相對(duì)豐度較高（4.53%～8.83%），懸浮載體生物膜對(duì)NOB 的富集能力更是達(dá)到活性污泥的8 倍左右， 這表明懸浮載體生物膜具有較強(qiáng)的抗低溫性， 在基質(zhì)競(jìng)爭(zhēng)過(guò)程中占據(jù)優(yōu)勢(shì)， 從而強(qiáng)化NOB 的富集， 提高系統(tǒng)在低溫條件下的抗沖擊性能。 另一方面， 經(jīng)系統(tǒng)富集后活性污泥DNB 相對(duì)豐度達(dá)到7.44% ～15.19%， 而值得注意的是， 在懸浮載體上也發(fā)現(xiàn)了較高豐度的DNB， 其在懸浮載體生物膜中的相對(duì)豐度高達(dá)3.80% ～13.62%， 進(jìn)一步驗(yàn)證了該污水廠MBBR 區(qū)存在SND現(xiàn)象， 有利于降低出水TN 濃度， 提高系統(tǒng)的抗沖擊性， Liu 等［25］的研究結(jié)果也表明MBBR 懸浮載體生物膜中DNB 的相對(duì)豐度可達(dá)10.94%， 對(duì)應(yīng)的TN 去除率能夠達(dá)到62%以上。

為進(jìn)一步驗(yàn)證系統(tǒng)在極端不利條件時(shí)（冬季）硝化菌及聚磷菌在不同生物相分布規(guī)律， 于2020年2 月對(duì)MBBR 系統(tǒng)懸浮載體生物膜和活性污泥進(jìn)行FISH 檢測(cè)， FISH 結(jié)果顯示， 從懸浮載體生物膜看， AOB 含量略低于NOB， 而Paos 含量則明顯更低； 從活性污泥看， AOB 與NOB 含量差距不大， 但較同期懸浮載體生物膜中硝化菌含量明顯下降， 而Paos 含量則顯著高于生物膜， 也高于污泥系統(tǒng)中硝化菌含量， 該結(jié)論與高通量測(cè)序結(jié)果較為一致。

3 結(jié)論

（1） 北方某污水廠采用倒置A2O-MBBR-高效沉淀池-V 型／轉(zhuǎn)鼓濾池工藝， 強(qiáng)化了系統(tǒng)對(duì)各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)的抗沖擊能力。 在進(jìn)水水質(zhì)長(zhǎng)期波動(dòng)的條件下， 出水NH3-N、 TN 和TP 的質(zhì)量濃度能夠分別維持在1.8、 10.8 和0.2 mg／L， 穩(wěn)定達(dá)到GB 18918—2002 一級(jí)A 標(biāo)準(zhǔn)。 改造后MBBR 區(qū)存在明顯的SND 現(xiàn)象， 使TN 去除率高于理論值， 脫氮除磷菌泥齡分置也強(qiáng)化了系統(tǒng)生物除磷效果。

（2） MBBR 懸浮載體生物膜上優(yōu)勢(shì)硝化菌為Nitrospira， 懸浮載體生物膜對(duì)硝化菌的富集能力是活性污泥的7 倍以上， 硝化細(xì)菌的高度富集保障了出水NH3-N 的穩(wěn)定達(dá)標(biāo)， 同時(shí)也是MBBR 強(qiáng)化硝化的主要原因。 在懸浮載體生物膜上檢測(cè)到一定豐度的反硝化菌， 為生物膜SND 提供了微觀保障，有利于提高系統(tǒng)對(duì)TN 的去除效果。

（3） 倒置A2O-MBBR 系統(tǒng)內(nèi)聚磷菌優(yōu)勢(shì)菌屬為Candidatus Accumulibacter， 其在活性污泥中相對(duì)豐度較普通活性污泥污水廠更高， 為系統(tǒng)良好的生物除磷效果奠定了基礎(chǔ)。