同步硝化反硝化(SND)是一种新型的生物脱氮工艺. SND是将硝化和反硝化过程在同一个反应器中同步进行，它是由好氧处理系统中微生物絮体或生物膜内部缺氧产生的^[1]. 与传统生物脱氮工艺相比，SND具有节省空间，缩短反应时间等优势^{[2, 3, 4]}. 根据SND的机制和生物膜法的特点，在生物膜中更容易实现SND：首先，生物膜中微生物呈固着态，有利于不同优势菌属的培养生长； 其次，生物膜的聚集厚度更有利于形成好氧/厌氧微区^[5]. 溶解氧(DO)是SND过程中主要影响因素之一，直接影响到硝化细菌和反硝化细菌的生长和活性^[6]； 而溶解氧主要通过曝气过程来提供，因而曝气方式也对SND工艺运行效能具有重要影响.

微气泡曝气技术是一种日益受到关注的新型曝气方式，在废水处理中具有强化气-液传质及提高污染物去除效率的潜在应用优势^{[7, 8, 9]}. 微气泡通常是指直径为10~50 μm的微小气泡^[10]. 在废水物化处理过程中，微气泡曝气比传统气泡曝气具有更高的气-液传质效率^{[11, 12, 13]}. 由于微气泡曝气过程对活性污泥混合液性质具有不利影响，因而难以应用于活性污泥生物处理工艺^[14]； 另一方面，微气泡曝气技术已经成功应用于生物膜反应器，并且获得显著高于传统曝气方式的氧利用率^[15]. 同时，研究也发现在高有机负荷下，微气泡曝气生物膜反应器内具有SND现象，但SND效率较低，总氮去除率不高^[15].

本研究通过调整SPG膜微气泡曝气生物膜反应器的运行条件，实现高效的同步硝化反硝化，提高总氮去除率，并考察生物膜内功能菌群的变化，以期为微气泡曝气生物膜反应器在废水脱氮的应用中提供参考.

1 材料与方法 1.1 SPG膜微泡曝气系统

SPG膜(购于SPG技术有限公司，日本)微气泡曝气生物膜反应器如图 1所示，SPG膜为孔径0.6 μm的管式疏水膜，膜面积为1.57×10^-3 m².

微气泡产生过程为：SPG膜内部是流动液体，具有一定压力的气体从膜外侧通过膜孔压入到膜内，通过液体的剪切力形成微气泡. 采用屏蔽循环泵为液体输送泵，以反应器内混合液作为流动液体. 利用空气压缩机提供0.6~0.8 MPa的压缩空气，通过调节跨膜压差(膜外侧气压与内侧液压之差) 控制空气流量约为35 mL ·min^-1.

图 1

Fig. 1

图 1 SPG膜微气泡曝气生物膜反应器系统示意Fig. 1 Microbubble-aerated biofilm reactor using SPG membrane system

1.2 固定床生物膜反应器

反应器为圆柱形结构，底面直径和高分别为250 mm和600mm，有效容积为15 L. 反应器内填充组合填料床层，组合填料为聚丙烯悬浮球中填充聚氨酯多孔填料. 悬浮球直径80 mm，多孔填料平均孔径0.5~1 mm. 反应器填料的填充比为11%(体积比).

1.3 试验过程

向反应器中接种城市污水处理厂二沉池回流污泥，接种初始污泥浓度(MLSS) 约为0.6g ·L^-1. 采用传统气泡曝气，待单个填料上平均生物量达到1.1g ·L^-1左右，挂膜完成. 挂膜过程及后续运行过程均采用模拟生活污水^[16]，以葡萄糖、 淀粉为碳源，以NH₄Cl、 蛋白胨为氮源，同时添加Fe、 Ca等微量元素.

挂膜完成后采用微气泡曝气连续运行反应器，运行过程分为3个阶段. 在各阶段逐步提高C ∶N(COD ∶TN)比以及COD负荷； 同时，在填料床层体积不变的情况下，通过提高床层高度增加填料床层孔隙率. 各阶段运行条件见表 1，反应器运行温度控制在32~35℃.

表 1(Table 1)

表 1 运行条件Table 1 Running conditions 项目 Phase1 Phase2 Phase3 运行时间/d 0~38 39~72 73~106 HRT/h 12 C ∶N 2.0 ∶1 4.5 ∶1 8.6 ∶1 COD负荷/kg ·(m3 ·d)-1 0.26 0.58 0.86 氨氮负荷/kg ·(m3 ·d)-1 0.10 0.11 0.09 总氮负荷/kg ·(m3 ·d)-1 0.13 0.13 0.10 床层孔隙率/% 69 69 81

表 1 运行条件Table 1 Running conditions

1.4 生物膜活性测定

在各运行阶段末期，从反应器中取一定体积的填料放入三角瓶中，将盛有填料的三角瓶放在漩涡混合器上振荡10 min，然后超声波振荡3min，以将生物膜从填料上分离下来^[17]. 通过测定生物膜样品的耗氧速率(OUR)来表征生物膜的有机物降解活性和硝化活性^[18,19].

1.5 功能菌群检测

采用荧光原位杂交(FISH)技术检测反应器生物膜硝化菌群和反硝化菌群的平均相对丰度.

1.5.1 特异性探针

FISH检测中使用3种特异性探针，其中通用探针基因序列为：5′-ACGGGCGGTGTGTAC-3′^[20]； 硝化菌群的特异性探针基因序列为：5′-CCTGT GCTCCATGCTCCG-3′^[21]； 反硝化菌群特异性探针基因序列为：5′-GACTTGCATGCCTAATCC-3′^[22].

1.5.2 杂交

取250 μL的污泥置于离心管中，加入3倍体积的4%多聚甲醛固定，10000 r ·min^-1离心5 min，弃去上清液. 用1×PBS缓冲液清洗样品3次，然后用50%、 80%和100%的梯度乙醇对污泥样品进行脱水.

将1μL探针与9 μL杂交缓冲液充分混合，将载玻片放入分子杂交箱中46℃杂交5 h.

杂交好的污泥样品用杂交清洗液清洗未杂交的探针和杂交缓冲液，再用ddH₂O漂洗3次后自然风干.

1.5.3 镜检与图像处理

杂交后的污泥样品置于荧光显微镜(Motic，BA200，中国)下观察，每个样品取30个视野获得FISH杂交图像(Moticam2206). 使用Motic Fluo 1.0荧光分析软件对图像进行分析并计算荧光杂交区域面积，根据公式(1)计算目标菌群的相对丰度^[23].

1.6 水质分析方法

COD、 氨氮、 硝酸盐、 亚硝酸盐均采用国标方法测定. 溶解氧通过溶解氧测定仪(WTW cellOx 325，德国) 测定. TN采用TOC分析仪(TOC-VCPN，岛津，日本)测定.

2 结果与讨论 2.1 污染物去除性能 2.1.1 COD去除性能

图 2显示了Phase1~Phase3阶段COD去除性能的变化. Phase1~Phase3阶段进水COD平均浓度分别为131.1、 290.6和429.9 mg ·L^-1，出水COD平均浓度为29.2、 9.0和9.8 mg ·L^-1，COD的平均去除率为75.0%、 93.5%和97.6%. COD的平均去除负荷分别为0.20、 0.57和0.84 kg ·(m³ ·d)^-1. 可见，反应器运行过程中，可以得到稳定高效的COD去除效果.

图 2

Fig. 2

图 2 微气泡曝气生物膜反应器进出水COD浓度变化Fig. 2 Variation of COD concentration in the influent and effluent of the bioreactor with microbubble aeration

Phase1~Phase3阶段，随着进水COD负荷的增加，反应器中DO浓度逐渐下降，Phase1阶段DO平均浓度为3.0 mg ·L^-1，Phase3阶段DO平均浓度降至1.8 mg ·L^-1. DO浓度降低有利于在生物膜内形成缺氧区，从而促进反硝化过程的进行.

2.1.2 氨氮去除性能

图 3显示了Phase1~Phase3氨氮去除性能的变化. Phase~Phase3进水氨氮平均浓度分别为49.9、 55.6和44.7 mg ·L^-1，氨氮平均出水浓度分别为13.3、 20.6和4.4 mg ·L^-1，氨氮的平均去除率分别为63.0%、 62.9%和90.2%，氨氮的平均去除负荷分别为0.073、 0.070和0.081 kg ·(m³ ·d)^-1.

图 3

Fig. 3

图 3 微气泡曝气生物膜反应器进出水氨氮浓度变化Fig. 3 Variation of NH+4-N concentration in the influent and effluent of the bioreactor with microbubble aeration

可以看到，Phase1阶段到Phase2阶段提高进水COD负荷，DO浓度下降，氨氮去除负荷也随之略有降低. 高有机负荷和低DO浓度对促进生物膜内的反硝化作用是必要的，在此条件下，强化DO在生物膜内的扩散传质可能是改善硝化效果的可行途径. 因而，在Phase3阶段提高填料床层孔隙率，以强化填料床层内水流与生物膜的接触，改善DO向生物膜内的扩散传质. 在此条件下，尽管进水COD负荷继续增加且液相主体的DO浓度有所下降，但氨氮去除率和去除负荷仍显著提高，表明增加床层孔隙率可有效强化生物膜内的扩散传质，从而提高硝化过程的效率. 可见，相对于液相主体的DO浓度，DO向生物膜内的扩散传质对硝化作用的影响更为显著.

2.1.3 硝酸盐浓度变化

图 4显示了Phase1~Phase3硝酸盐浓度变化. Phase1~Phase3进水硝酸盐平均浓度<0.5 mg ·L^-1，出水硝酸盐平均浓度分别为32.4、 3.5和9.0 mg ·L^-1.

图 4

Fig. 4

图 4 微气泡生物膜反应器进出水硝酸盐浓度变化Fig. 4 Variation of nitrite concentration in the influent and effluent of the bioreactor with microbubble aeration

由图 4可以看出，Phase1阶段存在显著的硝酸盐累积现象，说明硝化作用明显，反硝化作用较差，主要的原因为：一方面Phase1进水有机负荷较低，反应器内DO浓度较高，不利于在生物膜内提供反硝化作用所需要的缺氧环境； 另一方面Phase1进水C ∶N比低于反硝化的理论最低量2.86 ∶1，有机碳浓度过低难以为反硝化过程提供所需的电子供体，使得反硝化作用受到影响.

Phase2增加进水有机负荷和C ∶N比，硝酸盐积累显著下降. 可见，通过增加有机负荷，使得反应器内DO浓度降低，有利于在生物膜内部为反硝化菌群提供缺氧环境，并满足反硝化菌群对有机碳源的需求，从而增强了反硝化作用.

Phase3阶段进一步提高进水有机负荷和C ∶N比，同时增加填料床层孔隙率，此时硝酸盐积累略有增加，此结果反映了硝化作用的增强. 但考虑到Phase3氨氮去除率高达90.2%而出水硝酸盐浓度仅增加至9.0 mg ·L^-1，因此Phase3阶段的反硝化效率也得到提高，整体同步硝化反硝化效果更为显著. 可见，Phase3阶段硝化效率提高可为反硝化过程提供足够的电子受体硝酸盐； 同时C ∶N提高至9.7 ∶1，接近同步硝化反硝化作用较优的C ∶N比^{[24, 25]}，为反硝化过程提供充足的电子供体，因而增强反硝化作用，实现了同步硝化反硝化过程整体效率的提高.

根据氨氮的去除量和硝酸盐的积累量计算SND效率^[24]，Phase1~Phase3阶段分别为73.3%、 97.8%和93.5%. SND效率反映了反硝化效率与硝化效率的同步平衡关系，Phase1阶段SND效率较低，表明此时硝化效率显著高于反硝化效率； Phase2阶段反硝化效率显著提高，基本接近硝化效率，因而SND效率趋近100%； Phase3阶段反硝化效率和硝化效率均有所提高，但SND效率却略有降低，可见此时硝化效率和反硝化效率并非同步提高，硝化效率提高幅度更大.

2.1.4 总氮(TN)去除性能

图 5显示了Phase1~Phase3 TN去除性能变化，Phase1~Phase3进水TN平均浓度分别为64.1、 66.7和49.4 mg ·L^-1，出水TN平均浓度分别为51.9、 33.6和14.6 mg ·L^-1，TN平均去除率分别为19.1%、 46.4%和70.2%，总氮平均去除负荷分别为0.018、 0.066和0.070 kg ·(m³ ·d)^-1.

图 5

Fig. 5

图 5 微气泡曝气生物膜反应器进出水总氮浓度变化Fig. 5 Variation of TN concentration in the influent and effluent of the bioreactor with microbubble aeration

反应器中TN的去除依赖于同步硝化反硝化效果，而反硝化作用是影响同步硝化反硝化效果的主要因素. Phase1阶段低有机负荷和高DO浓度使反硝化作用受到抑制，同步硝化反硝化效果不显著，因而TN的去除负荷较低. Phase2通过提高有机负荷降低DO浓度，增强了反硝化作用，同步硝化反硝化效率得到提高，TN的去除负荷显著增加. Phase3通过进一步增加进水C ∶N并提高床层孔隙率，同时增强了硝化作用和反硝化作用，因此同步硝化反硝化效果进一步提高，TN去除负荷也随之提高.

2.1.5 氧利用率

在氧利用率估算中，考虑有机物好氧降解对氧的利用、 硝化过程对氧的利用以及反硝化作用以硝酸盐为电子受体的有机物消耗，从而得到C、 N同步去除过程中氧的利用量； 同时根据微气泡曝气的空气流量计算理论供氧量，在此基础上估算氧利用率. 氧利用率的估算依据包括：①空气流量为35mL ·min^-1时的理论供氧量为0.93 kg ·(m³ ·d)^-1； ②去除1 mol氨氮需要消耗2 mol溶解氧，并产生1 mol硝酸盐用于后续反硝化； ③反硝化过程中去除1 mg ·L^-1硝酸盐需要消耗1.74 mg ·L^-1 COD^[26]； ④总的COD去除量减去反硝化过程中COD消耗量，即为COD好氧降解中溶解氧的消耗量. 估算结果表明，Phase1~Phase3阶段平均氧利用率分别为31.2%、 63.2%和91.8%.

可见，在Phase 3阶段高有机负荷、 高C ∶N比和高填料床层孔隙率的运行条件下，不仅可以实现高效的COD和TN的去除，而且可以获得远高于传统曝气条件下的氧利用率，体现出微气泡曝气在生物膜反应器同步硝化反硝化工艺中的应用优势.

2.2 生物膜活性变化

在各个阶段运行结束时取生物膜样品，测定其耗氧速率，以耗氧速率表征生物膜生物活性，如图 6所示.

图 6

Fig. 6

图 6 微气泡曝气生物膜反应器生物膜活性变化Fig. 6 Variation of biofilm activity in the bioreactor with microbubble aeration

可以看到，Phase1阶段到Phase2阶段，有机物好氧降解活性有所提高，分别为50.3 mg ·(g ·h)^-1和58.0mg ·(g ·h)^-1； 而硝化活性基本相当，分别为44.8 mg ·(g ·h)^-1和45.9mg ·(g ·h)^-1. 可见，Phase1和Phase2阶段的生物膜活性可以反映各阶段COD及氨氮的去除能力. Phase3阶段，有机物好氧降解活性和硝化活性分别提高到74.2mg ·(g ·h)^-1和54.1 mg ·(g ·h)^-1，同样与此阶段COD去除能力和硝化作用的进一步提高基本一致.

2.3 生物膜功能菌群变化

采用荧光原位杂交(FISH)对3个阶段生物膜内的硝化菌群和反硝化菌群进行检测，FISH杂交图像如图 7和图 8所示. 通过图像分析，计算了硝化菌群和反硝化菌群的平均相对丰度，结果如图 9所示.

图 7

Fig. 7

(a) Phase1； (b)Phase2； (c) Phase3图 7 运行不同阶段生物膜硝化菌群FISH检测Fig. 7 Detection of nitrifiers in the biofilm at different operation stage by fluorescence in situ hybridization (FISH)

图 8

Fig. 8

(a) Phase1； (b)Phase2； (c) Phase3图 8 运行不同阶段生物膜反硝化菌群FISH检测Fig. 8 Detection of denitrifiers in the biofilm at different operation stage by fluorescence in situ hybridization (FISH)

图 9

Fig. 9

图 9 运行不同阶段生物膜脱氮功能菌群平均相对丰度Fig. 9 Relative abundances of functional bacterial populations for nitrogen removal in the biofilm at different operation stages

Phase1~Phase3阶段硝化细菌平均相对丰度分别为24.2%、 25.1%和35.5%，反硝化菌群的平均相对丰度为4.9%、 8.8%和10.5%. 各阶段硝化菌群和反硝化菌群相对丰度的变化与其硝化作用和反硝化作用变化基本一致. Phase3阶段生物膜内硝化菌群和反硝化菌群的平均相对丰度最大，因而同步硝化反硝化效果最好. 同时，各阶段反硝化菌群的相对丰度均显著低于硝化菌群相对丰度，反映了反硝化过程是实现反应器内同步硝化反硝化作用的限制步骤.

3 结论

(1) 在微气泡曝气的固定床生物膜反应器内可以实现同步硝化反硝化，提高进水有机负荷和C ∶N比，降低DO浓度，同时增加填料床层孔隙率，有助于改善同步硝化反硝化效果.

(2)在进水COD负荷和TN负荷为0.86 kg ·(m³ ·d)^-1和0.10 kg ·(m³ ·d)^-1，且填料床层孔隙率为81%时，COD和TN的去除率分别为97.6%和70.2%，实现了COD和TN的同步高效去除； 同时氧利用率高达91.8%，体现了微气泡曝气强化氧传质的应用优势.

(3)生物膜活性和硝化及反硝化功能菌群的变化，与反应器COD、 氨氮和总氮去除能力的变化基本一致.