高濃度氨氮廢水采用生化方法處理時，需要較高的供氧量和生物量，因而成為生化處理含氮污染物的難題之一.傳統(tǒng)的生物脫氮工藝普遍存在著占地面積大、能耗高、外加碳源需求量大及脫氮效率低等不足.部分亞硝化和厭氧氨氧化聯(lián)合技術(shù)是新型的廢水生物脫氮方法，與傳統(tǒng)的生物脫氮方法相比，該方法能夠節(jié)省(spare)64%的能量需求和100%的外加碳源及減少80%~90%的污泥量，特別是在高氨氮廢水的治理方面存在很大的優(yōu)勢.膜曝氣生物膜反應(yīng)器是利用透氣膜進行曝氣供氧的一種污水生物處理工藝，溶解氧通過氣體透過性膜擴散進入生物膜進而氧化污染物，同時氣體透過性膜也可作為生物膜生長的載體.傳統(tǒng)的多孔或者微孔曝氣裝置氧的利用效率不高，膜曝氣生物膜反應(yīng)器由于采用無泡曝氣的方式，氧氣的傳遞效率可以接近100%.高效的氧傳質(zhì)速率、較高的生物膜表面積和內(nèi)外分層的特殊生物膜結(jié)構(gòu)，使得MABR工藝在高濃度廢水的處理中具有明顯的優(yōu)勢.
MABR特殊的生物膜分層結(jié)構(gòu)能夠?qū)崿F(xiàn)在同一系統(tǒng)中同時發(fā)生氧化和還原作用，通過調(diào)整供氧壓力來控制氧氣的傳遞，氧氣能夠直接透過曝氣膜被硝化菌（fungus)利用，為氨氧化菌的生長提供了良好的生存環(huán)境.有研究在MABR小試中實現(xiàn)了部分亞硝化.但是，目前對于MABR中試系統(tǒng)中部分亞硝化的穩(wěn)定運行的抑制條件及微生物機理方面的研究尚鮮有報道.
本文正是針對該問題，通過中試來考察MABR實現(xiàn)部分亞硝化的技術(shù)關(guān)鍵，重點分析在不同的氨氮負荷下，MABR工藝的部分亞硝化性能.從處理效果和生物膜特性兩個層面上分析MABR部分亞硝化工藝作為厭氧(Oxygen)氨氧化前處理單元的可行性和適用性，以期為MABR用于高濃度氨氮廢水的工程應(yīng)用提供技術(shù)支持.
2 材料與方法
2.1 試驗裝置
試驗裝置如圖 1所示，中試MABR的高度和直徑分別為1000 mm和150 mm，反應(yīng)器包括(bāo kuò)循環(huán)段在內(nèi)有效容積共計16.7 L.反應(yīng)器內(nèi)部膜組件由48根致密無孔硅橡膠(Silicone rubber)膜平行排列組成，總表面積0.37 m2，膜組件比表面積為22.16 m2 · m-3，系統(tǒng)采用貫通式曝氣方式方法，進水通過蠕動泵打入反應(yīng)器，上部空間溢流出水.
反應(yīng)器設(shè)置循環(huán)段進行水力混合，內(nèi)部流速約為1.25 cm · s-1，利用NaCl為示蹤劑進行水力停留時間分布實驗，結(jié)果表明，RTD曲線分布接近N=1時完全混合反應(yīng)器，因此，可以假定MABR反應(yīng)器內(nèi)部處于完全混合狀態(tài).氧通量實驗測定氣體氧表面負荷，采用最大氧通量近似計算，在氣體氧分壓為20 kPa，循環(huán)流速為800 L · h-1條件下得到反應(yīng)器最大氧傳質(zhì)系數(shù)KO2=0.81 m · d-1，本試驗MABR最大氧通量由式計算.
式中，LO2為系統(tǒng)的氧表面負荷，即氧通量，KO2為指定條件下的氧傳質(zhì)系數(shù)，SO2*為飽和溶解氧濃度，SO2為生物膜基質(zhì)內(nèi)的實際溶解氧濃度.假定SO2=0 mg · L-1，計算得到本試驗MABR最大氧通量為8.5 g · m-2 · d-
1.
2.2 試驗水質(zhì)及運行條件
試驗用水采用人工配制的模擬(定義:對真實事物或者過程的虛擬)高濃度氨氮廢水，不添加有機碳源，以碳酸氫銨作為氮源，碳酸氫鈉為無機碳源和pH調(diào)節(jié)劑，每升配水中加入28 mg KH2PO4、224 mg MgSO4·7H2
O、84.5 mg CaCl2·2H2
O、 1 mL微量元素，NH4+-N濃度見表 1.
表1 MABR中試各階段的運行條件
試驗過程采用溫控裝置保證水溫在25~30 ℃，添加碳酸氫鈉調(diào)節(jié)堿度，控制pH在7.5~8.3之間，供氧通過膜氧分壓控制，穩(wěn)定運行階段，逐步提高進水氨氮濃度，同時調(diào)控HRT，控制反應(yīng)器進水氨氮負荷.
由于中試裝置膜組件設(shè)立膜絲數(shù)量較少，膜比表面積相對較小，后續(xù)研究中已證實成倍增加膜組件膜絲數(shù)量時，生物膜對污染物表面篩除負荷相近，容積去除負荷成倍增加，因此，本研究中氨（化學(xué)式：NH3） 氮去除負荷采用生物膜表面去除負荷來表征，列出的容積負荷僅供參考.
2.3 水質(zhì)分析方法
pH和溫度測定采用HACH HQ 系列便攜式測定儀，DO測定采用在線溶解氧測定儀，電導(dǎo)率測定采用在線電導(dǎo)率測定儀.水質(zhì)指標(biāo)NH4+-
N、NO2--N和NO3--N測定參照國家環(huán)保總局發(fā)布的標(biāo)準方法.
2.4 生物膜厚度測定
采集完整生物膜樣品，采用冷凍切片機將生物膜沿曝氣膜絲的徑向切成50 μm厚的切片，切片置于載玻片上，通過配有測量裝置的光學(xué)攝影顯微鏡測量生物膜的厚度，每片生物膜在不同位置測定3次，取平均值表征生物膜厚度.
2.5 亞硝化率計算方法
亞硝化率計算公式如下：
式中，[NO2-]為出水亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度，[NO3-]為出水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度.
2.6 生物膜SOUR活性
取1根完整曝氣膜刮取生物膜，超聲5 min后用磁力攪拌器打散使之均勻懸浮，去離子水清洗3次后，8000 r · min-1離心10 min，去掉上清液，投入內(nèi)裝攪拌子的測定瓶中待測.
氨氧化細菌、亞硝酸鹽氧化菌和好氧異養(yǎng)菌的活性采用單位質(zhì)量微生物的氧利用速率來表征，分別以SOURAOB 、SOURNO
B、SOURH表示.根據(jù)懸浮微生物總量，測定時間和溶解氧變化情況，求得生物膜微生物比氧利用速率SOUR.
2.7 生物膜DNA提取和實時定量PCR
用無菌剃刀從反應(yīng)器曝氣膜上刮取部分生物膜，立即提取DNA或者短期保存于-20 ℃冰箱中后提取DNA.DNA提取采用MB公司的Fast DNASpin Kit for Soil 試劑盒，提取后的DNA存放于-20 ℃冰箱中保存?zhèn)溆?采用Nanodrop 2000納米熒光定量儀檢測DNA原始樣本濃度.
采用美國ABI7500型實時熒光定量PCR系統(tǒng)對反應(yīng)器中生物膜中的16S rRNA AO
B、16S rRNA Nitrospira sp.進行熒光定量研究，分別用來表征生物膜中氨氧化細菌和亞硝酸鹽氧化菌的含量.CTO前引物序列為CCGGAGGAAAG TAGGGGATCG，后引物序列為CTAGCYTTGTAGTTTCAAACGC，NSR前引物序列為CCTGCTTTCAGTT GCTACCG，后引物序列為GTTTGCAGCGCTTTG TACCG.每反應(yīng)體系20 μL，包括10 μL SYBR Green mix，前引物和后引物各0.4 μL，0.4 μL ROX，6.8 μL無菌水，2 μL DNA模板，每個樣品均重復(fù)3次，并添加HPLC級高純水作為陰性對照組，數(shù)據(jù)采用3次平均值.
2.8 生物膜掛膜與中試系統(tǒng)啟動
接種污泥取自運行良好的某污水處理廠好氧段活性污泥.本試驗啟動采用循環(huán)掛膜法，將污泥和營養(yǎng)液按一定配比打入反應(yīng)器，反應(yīng)器內(nèi)部循環(huán)水力混合，序批式運行，2 d后停止循環(huán)，更換營養(yǎng)液，繼續(xù)循環(huán)運行2 d，排出未掛膜剩余污泥，之后連續(xù)進水.以連續(xù)進水的第1 d記為連續(xù)運行第1 d.
啟動階段，定期清洗反應(yīng)器內(nèi)部器壁，防止生物膜(英文：Biofilm)在非曝氣膜載體上生長，一段時間后可觀察到肉眼可見的生物膜結(jié)構(gòu)，之后連續(xù)運行過程中由于滲透進入反應(yīng)器液相中的溶解氧濃度受到限制，不用對反應(yīng)器內(nèi)部進行清洗.
3 結(jié)果與討論
3.1 生物膜生長過程分析
取MABR穩(wěn)定運行時期的生物膜，認為此時生物膜結(jié)構(gòu)和組成不再發(fā)生顯著（striking）變化并處于相對穩(wěn)定狀態(tài)，生物膜厚度此時達到穩(wěn)定，結(jié)果見表 2.從表 2中可以看出，MABR運行至第38、47、60、78 d的生物膜厚度分別為、、和μm.在MABR運行過程中，生物膜在不斷的生長增厚，在運行初期生物膜增長較慢，在0~38 d僅增長至μm，但從60~78 d的18 d過程中，生物膜增長了約82.0 μm.生物膜的增厚相對于活性污泥系統(tǒng)中污泥量的增加，運行后期生物膜增長較快，這與系統(tǒng)中底物濃度NH4+-N的增加密切相關(guān)，與活性污泥系統(tǒng)相同，生物膜的厚度存在最優(yōu)值，生物膜過厚，底物的傳質(zhì)受到限制，在短程亞硝化系統(tǒng)中表現(xiàn)為對亞硝化性能的影響.
表2 MABR中試各階段的生物膜厚度
3.2 連續(xù)運行過程系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化
中試MABR連續(xù)運行過程中氮素的轉(zhuǎn)化情況如圖 2所示.啟動階段反應(yīng)器出水氨氮濃度逐漸下 降，出水亞硝氮濃度逐漸上升，氨氮水(Nitric acid)鹽氮濃度基本維持不變;反應(yīng)器初始階段就出現(xiàn)亞硝酸鹽的積累現(xiàn)象，初始自由氨濃度約為1.29 mg · L-1，當(dāng)FA濃度大于1 mg · L-1時會對NOB產(chǎn)生抑制，造成了亞硝酸鹽的積累，而自由亞硝酸的積累)反過來又會對NOB產(chǎn)生抑制作用.同時從圖 2溶解氧變化曲線可以看出，在第0~14 d的啟動運行階段，溶解氧濃度迅速從5.3 mg · L-1下降到0.25 mg · L-1.AOB的氧飽和常數(shù)一般為0.2~0.4 mg · L-1，而NOB的為1.2~1.5 mg · L-1，低溶解氧首先會對NOB的活性造成抑制，AOB成為優(yōu)勢種群，出水中的亞硝態(tài)氮濃度逐漸升高，發(fā)生亞硝酸鹽積累.階段Ⅰ，液相中的溶解氧濃度濃度進一步下降，基本維持在0.5 mg · L-1以下，至階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ，溶解氧濃度幾乎都在0.1 mg · L-1以下，反應(yīng)器中供氧不足，液相中的溶解氧濃度幾乎為零.因此，當(dāng)生物膜開始在膜絲上形成后，液相中溶解氧的濃度就開始急劇降低至零.
圖 2 連續(xù)運行階段氮素轉(zhuǎn)化情況及亞硝化率和DO變化情況
在系統(tǒng)運行的前61 d內(nèi)，出水硝酸鹽濃度很低，僅有亞硝酸鹽的積累，亞硝化率基本維持在80%以上，系統(tǒng)亞硝化效果較好，MABR系統(tǒng)可以達到穩(wěn)定的亞硝化;但61d后，也就是運行的第III階段后期和第IV階段，出水硝酸鹽濃度有逐漸上升的趨勢，亞硝化率最終降至65%.這可能是因為前期生物膜較薄，系統(tǒng)運行至第38 d的生物膜厚度僅為μm，生物量較低，第47 d的生物膜厚度為μm，高負荷條件下，液相中高濃度的FA和FNA能夠擴散至生物膜內(nèi)部，對生物膜亞硝酸鹽氧化（oxidation)菌造成了抑制.后期，隨著生物膜的生長增厚，至運行第60 d時，生物膜增厚至μm，過厚的生物膜開始對FA和FNA的傳質(zhì)造成限制，接近曝氣膜生長的NOB不受抑制，且氧基質(zhì)充足，導(dǎo)致部分亞硝酸鹽被氧化成硝酸鹽，同時亞硝化率出現(xiàn)下降.并且隨著運行時間的延長，生物膜進一步增厚，第78 d已增厚至μm，且亞硝化率降至65%;同時，參考Schramm等和Terada等報道的利用微電極測定的成熟硝化生物膜中各物質(zhì)的濃度梯度變化，遠離膜表面的亞硝酸鹽的減少趨勢大于硝酸鹽，導(dǎo)致亞硝酸鹽反硝化得到強化，進而出水亞硝酸鹽濃度降低.因此，在本研究中，生物膜的厚度應(yīng)控制在大約110~170 μm之間，可以實現(xiàn)穩(wěn)定的MABR部分亞硝化.關(guān)于如何控制生物膜厚度，在具體實踐中硝化生物膜可以采用定期空氣噴射的方式來進行清洗，對處理效率的影響較小.
3.3 氨氮去除負荷
由于本試驗的目標(biāo)是處理高氨氮廢水，因此，本試驗在同時提高氨氮濃度的情況下調(diào)整反應(yīng)器的HRT，以進水氨氮負荷為控制因素.不同工況下MABR對氨氮去除負荷的變化情況如圖 3所示.啟動階段進水氨氮負荷較低，僅為g · m-2 · d-1，氨氮去除負荷逐漸上升并穩(wěn)定在g · m-2 · d-1，控制HRT，將進水氨氮濃度提高1倍，氨氮負荷升至g · m-2 · d-1，初始前3 d由于高氨氮濃度的刺激作用，氨氮去除率和去除負荷一直處于上升趨勢，且最大氨氮去除負荷達到9.3 g · m-2 · d-1.但隨著運行時間的延長，總體的氨氮去除負荷和去除率波動較大并出現(xiàn)下降趨勢，由于持續(xù)高負荷進水、高FA和不充足的氧通量，結(jié)果造成AOB和NOB的共同抑制.30 d時增加進水氨氮負荷至g · m-2 · d-1考察氨氮的沖擊負荷對去除效果的影響，沖擊負荷期間，氨氮去除負荷和去除率逐漸下降，恢復(fù)進水氨氮負荷至沖擊前水平，去除負荷很快恢復(fù)到g · m-2 · d-1，說明膜曝氣生物膜反應(yīng)器有很好的對抗沖擊負荷能力.
圖 3 不同進水負荷下MABR對氨氮去除負荷變化情況
工況Ⅱ、Ⅲ將進水氨氮負荷分別降至g · m-2 · d-1、g · m-2 · d-1，但進水氨氮濃度仍繼續(xù)增加，分別增加至mg · L-1和mg · L-1，氨氮去除負荷較工況Ⅰ有些許增加，分別為g · m-2 · d-1和g · m-2 · d-1，反應(yīng)器仍然處于限氧條件.由于溶解氧基質(zhì)的限制作用限制了氨氮去除負荷的增加，根據(jù)清水實驗條件下得到的最大氧通量8.5 g · m-2 · d-1，按完全亞硝化計算最大氨氮去除負荷為2.48 g · m-2 · d-1，按完全硝化計算最大氨氮去除負荷為1.86 g · m-2 · d-
1. 氨氮去除負荷超過根據(jù)清水實驗計算的氨氮最大去除負荷近兩倍，說明生物膜(英文：Biofilm)的存在會顯著促進氧傳遞速率的增加.其他研究也發(fā)現(xiàn)類似結(jié)果，曝氣膜表面生物膜的生長會顯著促進透過膜的氧傳質(zhì)通量，生長有生物膜的MABR中氧傳質(zhì)通量比清水實驗中不生長生物膜的MABR高出幾倍.Pellicer-Nàcher等研究也發(fā)現(xiàn)，亞硝化MABR系統(tǒng)的運行中，生長生物膜的MABR系統(tǒng)氧傳質(zhì)速率是清水實驗條件下的6倍，生物膜的存在對氧傳遞速率的影響(influence)是雙重的，一方面會顯著改變膜/液界面的氧分配系數(shù)，另一方面生物膜的活性也會影響氧的傳質(zhì)性.
工況Ⅳ進水氨氮濃度增加至約575 mg · L-1，進水氨氮負荷增加至g · m-2 · d-1.根據(jù)Pellicer-Nàcher等有關(guān)氨氮表面負荷對氧傳遞速率的影響試驗，高負荷條件下的氧傳質(zhì)速率比低負荷條件下高4倍之多，在高氨氮負荷和限氧雙重條件下運行的MABR 硝化生物膜會顯著地促進內(nèi)部生物膜的氧攝取速率.因此，工況Ⅳ中雖然溶解氧受到限制，但氨氮去除負荷還有所提高并穩(wěn)定在g · m-2 · d-1.總體說明在逐步增加進水氨氮濃度的基礎(chǔ)上調(diào)整進水氨氮負荷，馴化MABR微生物能夠達到對高氨氮廢水良好的處理性能.
3.4 不同氨氮負荷下部分亞硝化效果
圖 4為不同進水氨氮負荷下MABR系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化物料平衡.從圖 4可以看出，4個工況下進水氨氮負荷分別為10.0、7.4、7.7和9.1 g · m-2 · d-1.由于第Ⅰ階段氨氮負荷過高導(dǎo)致處理效果不穩(wěn)定，并且生物膜厚度較薄，因此，參考Terada等的曝氣硅膠膜硝化特性研究，溶解氧的穿透深度在100~150 μm;在本實驗（experiment)第Ⅱ階段之后，溶解氧已無法完全穿透生物膜，生物膜結(jié)構(gòu)基本相同.對第Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ階段的出水部分亞硝化效果進行對比分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，3個階段出水NO2--N負荷分別為3.40、3.08、2.96 g · m-2 · d-1，且亞硝化率持續(xù)下降，由96.3%降至69.1%.從保持高的亞硝酸鹽積累量和部分亞硝化效果考慮，本試驗MABR最適宜的進水氨氮負荷為7.4 g · m-2 · d-1.同時發(fā)現(xiàn)，隨著生物膜的增厚，生物膜中出現(xiàn)內(nèi)層好氧外層缺氧的分層結(jié)構(gòu)，反硝化脫氮量也逐漸增加，由最初的0.2 g · m-2 · d-1增加到1.4 g · m-2 · d-1.
圖 4 不同氨氮負荷下MABR內(nèi)的氮素轉(zhuǎn)化物料衡算
3.5 生物膜(英文：Biofilm)SOUR活性
比氧利用速率是評價微生物代謝活性的重要指標(biāo)，圖 5為不同運行階段MABR生物膜活性的變化情況.從圖 5可以看出，在運行至38 d時，相較接種前污泥，MABR中生物膜AO
B、NOB的SOUR活性都有較大程度的提高，分別為和mg · g-1 · h-1計)，AOB活性增加明顯.主要是因為MABR中特殊的生物膜分層結(jié)構(gòu)及進水高氨氮濃度等環(huán)境有助于AOB的積累和活性的表達，這也與反應(yīng)器中出現(xiàn)亞硝酸鹽的大量積累相符.雖然進水中沒有有機底物但仍然有異養(yǎng)菌的存在，生物膜中的異氧(Oxygen)菌以微生物分泌的胞外聚合物為基質(zhì)進行代謝和生長繁殖.與Liu等研究的MABR生物膜SOURAOB為52.0 mg · g-1 · h-1相比，本研究的AOB活性要高.在78 d時，由于高氨氮負荷下氧傳質(zhì)速率的增加，AOB和NOB活性也有所增高，但AOB活性僅升高至mg · g-1 · h-1，而NOB活性由于外部基質(zhì)的抑制減弱從mg · g-1 · h-1升高到mg · g-1 · h-1.這也與運行第Ⅳ階段出水硝酸鹽氮濃度的增加對應(yīng)，也從微觀上說明了過厚的生物膜由于傳質(zhì)的限制，難于保持對NOB的持續(xù)抑制和亞硝化的穩(wěn)定實現(xiàn)，表明生物膜厚度控制對實現(xiàn)MABR亞硝化穩(wěn)定運行的重要性.
圖 5 不同運行階段MABR生物膜的比氧(Oxygen)利用速率比較
3.6 主要功能菌群及其豐度
采用實時定量PCR分析接種前后污泥和生物膜中功能基因的含量.采用AOB的16S rRNA定量表征氨氧化菌的豐度變化，以NOB的16S rRNA表征亞硝酸鹽氧化菌的豐度變化.圖 6為反應(yīng)器接種前污泥和接種后生物膜中功能基因含量對比圖，接種前污泥的CTO和NSR含量分別為2.56×103和1.62×104 copies · μg-1.采集反應(yīng)器穩(wěn)定運行至38 d時亞硝化階段的生物膜，得到系統(tǒng)微生物CTO和NSR含量分別為1.53×106和7.91×105 copies · μg-1.相比于活性污泥系統(tǒng)，生物膜系統(tǒng)微生物豐度都有2~3個數(shù)量級的提高.AOB和NOB功能基因的比例也由接種前的0.16提高到1.94，說明MABR中AOB逐步成為優(yōu)勢菌群，同時單位生物量AOB微生物豐度值也比普通活性污泥高.
圖 6 不同運行時間MABR生物膜中AOB和NOB功能基因拷貝數(shù)
運行至47 d時，AOB功能基因的含量增至3.80×106 copies · μg-1，NOB功能基因的含量降至2.49×105 copies · μg-1，這也與此階段運行數(shù)據(jù)中亞硝化率最高的實驗結(jié)果相一致.78 d時，由于生物膜生長過厚而出現(xiàn)缺氧反硝化層，同時由于外層基質(zhì)的擴散限制，單位DNA的AO
B、NOB功能基因量有所下降，分別降至9.20×105和1.75×105 copies · μg-1，同時存在內(nèi)層
