2010年，深圳市发布的《再生水、 雨水利用水质规范》进一步提高了对污水处理出水水质要求. 普通生物法脱氮除磷工艺已经很难达到日益严格的排放标准^[1]. 膜生物反应器(MBR)工艺出水水质好、 占地面积小和应用灵活，被广泛地运用在市政和工业废水处理中^[2]. 由于单一的MBR工艺对氮、 磷去除效果无法满足中水回用的要求，且膜污染问题严重，这些特点限制了MBR的广泛应用^[3]. 于是新型复合MBR工艺及膜污染控制研究成为该领域热点课题.

有学者^[4,5,6,7]将A²O工艺和MBR工艺组合，在强化脱氮除磷效果的同时也提高了出水水质，在处理城市污水时可使出水水质达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准. 元新艳等^[8]提出两级序批式MBR工艺，解决了MBR脱氮除磷效率低，膜污染严重等问题，但该过程需要额外添加碳源. 张捍民等^[9]对比研究了不同碳氮比条件下序批式膜生物反应器(SMBR)与MBR去除污染物质效果，发现SMBR能强化MBR的脱氮除磷性能; 然而，目前对SMBR工艺中间歇曝气与膜污染的控制关系少有研究. 另外，有分析表明投加粉末活性炭(PAC)可以有效减缓MBR膜污染，提高出水水质^[10,11,12]; 但大部分研究过程中PAC的投加量在1.0 g ·L^-1以上，很少有人探讨投加量低于1.0 g ·L^-1PAC对减缓膜污染的影响. 从工艺运行成本角度考虑，在达到相同的水质指标前提下，较低的运行消耗将是下一步追求的目标.

为此，本研究以序批式反应器(SBR)和MBR的复合形式SMBR，和传统MBR为对象，对比分析间歇曝气方式对脱氮除磷的强化作用，以及间歇曝气和投加浓度低于1.0 g ·L^-1粉末活性炭(PAC)两种方式减缓膜污染的效果. 同时应用微生物分子生物学技术探讨两种工艺微生物群落结构和组成的差异，从微生物角度了解间歇曝气的强化效果. 通过本研究，在降低运行成本的同时提高工艺效率，并最终使出水水质满足深圳市再生水水质标准，以期为城镇污水处理工艺及技术提供参考. 1 材料与方法 1.1 试验装置

试验装置如图 1. 从曝气沉砂池流出来的污水进入到平衡水箱，通过微电脑控制污水进入反应池 的时间和流速. 反应池底部装有曝气管与鼓风机联通. 反应池中放有膜组件，膜丝材质为PVC复合膜，膜孔径< 0.2 μm，其中内径为1.0 mm，外径为2.0 mm，膜通量10～20 L ·(m² ·h)^-1，单个膜组件尺寸为长220 mm×宽46 mm×高326 mm，有效膜面 积0.20 m²，产水量为2～4 L ·h^-1. 系统中共有两套 膜设备，每套膜设备由两个膜组件构成，相互连通后由蠕动泵抽真空形成负压出水，出水在蠕动泵的作用下流到池外的产水/反冲洗水箱，其中蠕动泵一个工作周期为10 min，即运行8 min，暂停2 min. 系统进水、 出水、 搅拌和曝气均由时间继电器和电磁继电器控制，周期运行.

图 1

Fig. 1

图 1 试验装置示意Fig. 1 Schematic diagram of the experimental device

本试验设SMBR和MBR共两套工艺对照运行. 反应器接种污泥取自污水处理厂回流污泥，污泥MLSS为2200 mg ·L^-1，MLVSS/MLSS为0.49，两反应器污泥接种量各为10 L. 以城市污水处理厂曝气沉砂池出水为本研究试验用原水(水质见表 1)，向反应器中注满原水后，开启时间继电器和电磁继电器，进行污泥驯化. 驯化期间每天监测进出水参数，测试污泥MLSS、 MLVSS. 当污泥浓度大于6000 mg ·L^-1，且出水水质稳定后，认为反应器启动成功，可以开始后续试验. 反应器启动驯化期间不排泥，试验开始后每天排泥，维持泥龄为35 d.

表 1(Table 1)

表 1 广西某污水处理厂曝气沉砂池出水水质Table 1 Characteristics of effluent from the aeration tank of a sewage treatment plant in Guangxi 项目 COD/mg ·L-1 总氮/mg ·L-1 总磷/mg ·L-1 氨氮/mg ·L-1 BOD/mg ·L-1 浊度(NTU) pH 范围 31.8-200 16-101 1.3-3.6 5.5-22.6 30.7-57.O 12.3-249 6.73-7.61 平均值 87.5 31 2.6 17.6 40.7 56.1 7.10

表 1 广西某污水处理厂曝气沉砂池出水水质Table 1 Characteristics of effluent from the aeration tank of a sewage treatment plant in Guangxi

MBR和SMBR两套工艺在两个不同时序条件下运行，时序1和2是用来探讨厌氧期长短对SMBR工艺的影响; 而时序2用来对比研究MBR和SMBR脱氮除磷性能. 在时序2条件下运行时，每个周期运行3 h，每周期处理水量为20 L，整个试验过程曝气量为2 L ·min^-1，其中MBR采用全程曝气，即每周期曝气3 h，SMBR采用间歇曝气，每周期曝气2 h. 具体控制过程如下.

时序1(MBR)：进水、 曝气(60 min) 曝气(60 min) 曝气、 出水(120 min)，出水流量为10 L ·h^-1.

时序1(SMBR)：进水、 搅拌(60 min) 搅拌(60 min) 曝气、 出水(120 min)，出水流量为10 L ·h^-1.

时序2(MBR)：进水、 曝气(30 min) 曝气(30 min) 曝气、 出水(120 min)，出水流量为8 L ·h^-1.

时序2(SMBR): 进水、 搅拌(30 min) 搅拌(30 min) 曝气、 出水(120 min)，出水流量为8 L ·h^-1.

污泥驯化成功后，MBR和SMBR先在时序1下运行一个泥龄期(35 d)，接着调节运行参数使MBR和SMBR在时序2条件下运行两个月(60 d). 在时序2稳定运行后且未投加PAC时采集反应器悬浮活性污泥，用于微生物群落分析. 保持系统在时序2下运行，研究粉末活性炭(PAC，150-200目)投加浓度分别为0.5、 0.8、 1.2 g ·L^-1下对膜污染的控制情况，选择出最佳PAC投加量，每个投加浓度运行30 d.

每天采集水样后，用反冲洗水箱中的水进行在线反冲洗膜，以清除吸附在膜组件上的污泥与污染物. 根据膜组件说明书，当膜组件跨膜压差达到25 kPa时，用次氯酸钠溶液离线浸泡，每次浸泡24 h. 1.4 监测方法 1.4.1 水质指标和测试方法

化学需氧量(COD)、 总氮、 氨氮(NH^＋₄-N)、 总磷、 硝酸盐和亚硝酸盐等水质指标均用哈希公司(HACH)专用试剂测定，消解仪为DRB200(HACH)，光度计采用DR2800便携式分光光度计(HACH)，pH、 溶解氧(DO)采用便携式多参数分析仪(HACH)，浊度采用便携式浊度仪(2100Q，HACH). 1.4.2 微生物群落分析

获取反应器运行稳定时MBR、 SMBR悬浮活性污泥生物样，梯度稀释后，采用LB培养基，以平板倾倒法对稀释菌液进行培养，28℃培养2 d后进行计数.

应用DNA提取试剂盒(Mobio，USA)提取生物膜微生物总DNA，以提取的微生物总DNA为模板，采用细菌16S rDNA通用引物进行PCR扩增. 引物分别为BA101F：5′-TGGCGGACGGGTGAGTAA-3′; BA534R：5′-ATTACCGCGGCTGCTGG-3′，对应于E. coli 16S rRNA的101-534 bp. 引物BA534R的5′端附GC夹，引物由哈尔滨博仕生物技术有限公司合成，根据文献^[14]进行PCR扩增及PCR产物的DGGE分析.

采用基于Illumina公司Miseq平台的高通量测序技术进行对于反应器运行稳定时MBR、 SMBR悬浮活性污泥中微生物群落组成分析. PCR扩增应用16S rDNA V4区保守引物515f/806r，扩增程序及条件参考文献^[15]进行. 测得的序列通过拼接及筛选后，以相似性97%为标准获得操作分类单元(OTU)，OTU通过RDP数据库中的Classifer程序进行检索分类，获得群落的微生物种类组成. 2 结果与讨论 2.1 MBR与SMBR脱氮除磷能力比较

污泥驯化成功后，SMBR和MBR在时序2控制进程条件下连续运行两个月，污染去除效果见表 2. 从中可知，MBR、 SMBR在去除COD、 氨氮、 总磷、 浊度方面无显著差异. 而在去除总氮方面，SMBR要好于MBR，前者对总氮去除率为61%，后者为41%.

表 2(Table 2)

表 2 MBR，SMBR处理污染物效果对比 Table 2 Comparison of pollutants removal efficiency between MBR and SMBR 项目 出水浓度/mg ·L-1 去除率/% MBR SMBR MBR SMBR COD 15.4±5.30 14.6±4.40 78±8 79±9 氨氮 0.59±0.47 0.71±0.46 94±6 94±3 总氮 14.6±4.30 10.3±4.40 41±22 61±22 总磷 0.45±0.36 0.52±0.20 79±17 78±7 浊度(NTU) 0.45±0.17 0.47±0.19 98±1 97±2

表 2 MBR，SMBR处理污染物效果对比 Table 2 Comparison of pollutants removal efficiency between MBR and SMBR

由于膜组件对微生物的截留作用，反应池中富集了大量微生物，特别是世代周期较长的硝化细菌、 亚硝化细菌得以在池中大量繁殖，维持较高生物活性. 另外，曝气为微生物提供了足够的溶解氧(DO)，强化了微生物对有机物和氨氮去除能力，从而保证了COD、 氨氮的高效去除，COD去除率为78%，出水浓度小于20 mg ·L^-1，氨氮去除率达到94%，出水浓度小于1.0 mg ·L^-1. 本研究表明SMBR对总氮去除效果要优于MBR，这是因为SMBR采用间歇曝气方式，形成了缺氧-厌氧-好氧交替环境，强化了硝化、 反硝化过程^[16]，而且相比于MBR，还减少了33.3%的曝气量，节约了曝气成本. 而MBR中没有形成明显的缺氧-好氧环境，但依旧有41%的去除率，一方面是因为反应器中丰富的微生物同化含氮有机物，用于细胞增殖和微生物生长，另一方面膜的高效截留作用，使得系统内污泥浓度高，形成了大颗粒絮体，气泡在上升过程中受溶解氧传质影响，容易在池中活性污泥絮体内和膜表面形成缺氧环境^[17]，构成反硝化作用条件，使得硝酸盐在缺氧环境中被反硝化细菌还原成N₂或N₂ O，进而从系统中去除^[18].

MBR、 SMBR对总磷去除无显著差异，去除率均在78%左右，出水浓度均在0.5 mg ·L^-1左右，但两者去除总磷过程不同. 根据对MBR中总磷的监测结果(图 2)，总磷在最初的30 min内大量被消耗，去除率达52%，随后的1 h内没有很大变化，90 min后降低到0.15 mg ·L^-1，并稳定在0.15 mg ·L^-1. 试验过程中并没有观察到磷的释放,这与文献^[19,20]的研究结果一致. 他们发现，在无厌氧段、 无胞内聚合物(PHAs)合成而直接进行好氧曝气时，聚磷菌亦能过量吸收废水中磷酸盐，并通过排除富磷污泥而达到除磷目的. 分析认为，一方面主要是聚磷菌在好氧或缺氧状态下能超量地将污水中的磷吸入体内，通过剩余污泥排出系统; 另一方面，微生物生长代谢过程中消耗了磷，成为细胞组分，而代谢过程中细胞分泌物(EPS)还能吸附水中含磷物质^[21]，这些物质被膜截留在反应器中，成为剩余污泥的一部分; 再者，膜组件对难溶或颗粒态磷具有截留作用，监测结果发现其对总磷的直接去除率可达16.2%.

图 2

Fig. 2

图 2 MBR、 SMBR系统典型周期内总磷(TP)随时间的变化特征Fig. 2 Changes of concentration of total phosphorus in a typical period of MBR and SMBR

SMBR系统内总磷变化结果如图 2. 在厌氧及缺氧初期(0-40 min)，总磷浓度由1.05 mg ·L^-1升高到1.5 mg ·L^-1，实现了磷的释放. 在厌氧及缺氧阶段后期(40-60 min)，反硝化聚磷菌开始反硝化吸磷，总磷浓度逐渐降低，尤其是进入曝气阶段后(90-180 min)，总磷浓度迅速下降，并在曝气后60 min(第120 min)降至最低浓度，为0.15 mg ·L^-1，下降了0.95 mg ·L^-1，聚磷微生物表现出很好的吸磷能力. 聚磷菌利用好氧环境中的O₂作为电子受体，利用在厌氧过程形成的PHAs为能源，进行好氧高效吸磷，最终通过富磷污泥形式排出系统. 2.2 缺氧时间对SMBR脱氮除磷影响

为了研究缺氧时间对工艺去除效果的影响，本研究对SMBR的缺氧时间进行了调整，其中时序1，一个运行周期内缺氧时间为120 min，而时序2的缺氧时间为60 min. 两个时序SMBR脱氮除磷效果如图 3. 时序1、 2条件下SMBR对COD、 氨氮去除无显著差异，COD去除率分别为77%和79%，氨氮去除率分别为95%和93%. 而在去除总氮、 总磷方面，时序2的效果明显要优于时序1，总氮去除率分别为61%和46%，总磷去除率分别为74%和52%，这表明，延长缺氧时间并不能提高系统的脱氮除磷能力.

图 3

Fig. 3

时序1：进水、 搅拌(60 min) 搅拌(60 min) 曝气、 出水(120 min)，曝气流量为2.0 L ·min-1，出水流量为10 L ·h-1; 时序2: 进水、 搅拌(30 min) 搅拌(30 min) 曝气、 出水(120 min)，曝气流量为2.0 L ·min-1，出水流量为8 L ·h-1 图 3 SMBR在不同时序下COD、 氨氮、 总氮和总磷去除情况Fig. 3 Removal efficiency of COD,NH＋4-N,TN,TP in SMBR under two different conditions

不同时序下，每个周期曝气时间相同，均为120 min，所以对氨氮和COD去除无显著差异 [图 3(a)、 3(b)]. 然而，延长缺氧时间并没有提高总氮去除效果，反而降低了总氮去除率，由61%下降到46%[图 3(c)]. 一般而言，延长缺氧时间可以让反硝化更加彻底，但进行反硝化需要足够的碳源，如果碳源不足，延长缺氧期则不能提高反硝化作用. 另外，采用较短缺氧期，缩短进水时间，可在短时间内集中进水，使池中DO快速下降，保持充足的缺氧厌氧时间，为反硝化菌提供充分的碳源，可提高反硝化速率^[9].

在时序2运行条件下，系统的总磷去除率较高，整体去除效果要好于时序1. 本研究处理的污水属于低碳源水质(见表 1)，COD/TN为3.88，进入反应器的污水在缺氧期前20 min，COD浓度已经降低到20 mg ·L^-1以下(数据未列出)，进水中可挥发性脂肪酸已转化成储能物质PAHs，延长缺氧时间由于碳源供给不足，聚磷菌无法进一步厌氧释磷，总磷去除无法提高. 此外，延长缺氧期的同时也延长了反硝化作用时间，使硝酸根反硝化彻底，会造成磷的二次释放^[22]，使出水总磷浓度升高，反而不利于除磷. 2.3 膜污染及控制措施

膜污染是指膜组件上容易吸附或膜孔堵塞等外部因素导致膜的性能变化，膜污染可以通过膜的跨膜压差(TMP)来表征，膜污染越严重，TMP值就越大. 试验过程中，往系统投加与随污泥排走等量的PAC，从而维持反应器PAC浓度为恒定值，整个过程测定污泥MLSS在6.0～7.0 g ·L^-1.

图 4(a)为MBR与SMBR 跨膜压差(TMP)随时间的变化状况. 从中可知，MBR膜组件需要每隔大约7 d进行处理以恢复其通量; 而采用间歇曝气的SMBR工艺，TMP上升缓慢，试验运行到第15 d，其跨膜压差才达到20 kPa，而且用回用水冲洗膜组件就能恢复膜通量，说明SMBR能减缓膜污染进程，这主要是因为间歇曝气和清洗可以减缓浓差极化，有效降低沉积污染和凝胶层污染^[8].

图 4

Fig. 4

图 4 MBR、 SMBR及投加不同浓度粉末活性炭MBR跨膜压差随时间的变化状况Fig. 4 Variations of trans-membrane pressure in MBR,SMBR and PAC-MBR with time

在MBR系统中，胞外多聚物、 微生物代谢产物及细微胶体在膜表面形成结构致密的凝胶层^[23,24]，增加过滤阻力，降低膜通量，而通过投加不同浓度PAC可以有效降低膜阻力，以减缓膜污染，结果如图 4(b). 投加PAC低于0.5 g ·L^-1，系统在运行到第7 d时TMP就升高到25 kPa，膜通量降低，观察发现膜表面有许多黑色的附着物，这些附着物无法应用反冲洗清洗掉，需要用次氯酸钠溶液浸泡48 h才能基本去除. 而投加0.8 g ·L^-1 PAC时，TMP在前7 d缓慢升高，这是因为投加的粉末活性炭能快速地吸附在膜表面，堵住膜孔使过滤压差增大. 随着试验进行，TMP升高到22 kPa后保持稳定，并稳定在22 kPa，第26 d后才达到25 kPa. 由此可知，向SMBR系统中投加0.8 g ·L^-1PAC能有效减缓跨膜压差过快上升. 分析认为，一方面是PAC颗粒和污泥絮体相互作用形成了粒径更大、 黏性更小的絮体颗粒，可以网捕周围的溶解性微生物产物(SMP)，污泥沉降性能和过滤性能大大改善，减缓了膜表面泥饼的生成及由SMP产生的膜阻力^[11]，膜过滤压差增大趋势得到减缓; 另一方面是由于炭粒吸附性可以吸附胞外多聚物、 微生物代谢产物，降低污泥比阻值，从而减轻膜污染^[12]. 继续加大PAC的投量，TMP增长速率得到进一步的减缓，但效果并无显著差异，考虑到工艺成本，向SMBR系统中投加0.8 g ·L^-1PAC为较佳的浓度. 3 微生物群落分析

异养菌计数结果显示，MBR中异养菌总数为(1.10±0.03)×10⁶ CFU ·mL^-1，SMBR中异养菌总数(1.40±0.30)×10⁵ CFU ·mL^-1，MBR中异养菌数量比SMBR高出一个数量级，这是由于MBR采用全程曝气，为异养菌提供充足的溶解氧，更利于异养菌富集.

比较两套工艺中微生物群落结构[如图 5(a)]，发现两者无显著差异，群落多样性一致. 对两工艺活性污泥微生物群落进行高通量测序，结果表明，两者在种群组成上基本相同[如图 5(b)]，丰度水平略有差异，微生物类群在两套工艺中的丰度为：变形杆菌门(MBR中39.60%，SMBR中42.60%)，拟杆菌门(21.30%，19.50%)，硝化螺菌门(7.80%，5.40%)，绿弯菌门(5.70%，5.70%)，浮霉菌门(3.60%，4.10%)，放线菌门(2.30%，2.70%)，酸杆菌门(1.70%，2.50%)，绿菌门(1.80%，1.40%)，疣微菌门(1.60%，1.50%)，厚壁菌门(1.40%，1.30%).

图 5

Fig. 5

图 5 MBR和SMBR系统中细菌群落结构与种群组成分析Fig. 5 Structure and constitution of microbial community in MBR and SMBR

对MBR和SMBR系统中细菌群落在属级水平的丰度进行总结见表 3. 丰度超过1%的属共3个，其中硝化螺菌门(Nitrospirae)中硝化螺菌属(Nitrospira)细菌序列丰度在MBR中达7.80%，SMBR中5.30%. 硝化螺菌属是重要的硝化细菌类群，它可在好氧状态下以多种有机物为碳源完成硝化过程^[25]，或通过固定CO₂自养生长，溶解氧浓度对这类微生物具有重要影响，该类群的数量和活性与反应器的硝化能力呈显著正相关，在本研究中，该菌属的丰度最高，表明系统具有良好的硝化能力. 监测结果显示，氨氮出水浓度MBR低于SMBR(见表 2)，而MBR中硝化螺菌属丰度较SMBR更高，这表明全程曝气更有利于硝化细菌的富集.

表 3(Table 3)

表 3 MBR和SMBR系统中细菌群落属级水平的丰度Table 3 Abundance of bacteria genera level in MBR and SBMR system 分类 相对丰度/% Phyla or classes genera MBR SMBR Acidobacteria Solibacter 0.30 0.40 Chloroflexi Caldilinea 0.20 0.10 Firmicutes Clostridium 0.20 0.10 Nitrospirae Nitrospira 7.80 5.30 Planctomycetes Gemmata 0.20 0.30 Planctomycetes Planctomyces 0.50 0.30 α-Proteobacteria Rhodoplanes 0.40 0.40 β-Proteobacteria Dechloromonas 5.70 4.10 β-Proteobacteria Dok59 1.10 2.00 β-Proteobacteria Thauera 0.20 0.10 β-Proteobacteria Zoogloea 0.50 0.60 δ-Proteobacteria Bdellovibrio 0.90 0.60 ε-Proteobacteria Sulfurimonas 0.30 0.10 γ-Proteobacteria Acinetobacter 0.30 0.50

表 3 MBR和SMBR系统中细菌群落属级水平的丰度Table 3 Abundance of bacteria genera level in MBR and SBMR system

变形杆菌门(Proteobacteria)β变形菌纲(β-Proteobacteria)中的脱氯单胞菌属(Dechloromonas)序列丰度仅次于硝化螺菌属，在MBR和SMBR系统中分别占5.70%和4.10%. 而与脱氯单胞菌属同为红环菌科(Rhodocyclaceae)中的属Dok59在两个系统中丰度也超过1.00%. 有研究表明，脱氯单胞菌属细菌能够高效还原硝酸盐和氯酸盐，是重要的反硝化聚磷菌^[26,27]，可见该属细菌的高度富集，是反应器具有良好反硝化过程的基础，其数量的多少也决定了反应器的脱氮性能.

调查还发现，β变形菌纲中动胶菌属(Zoogloea)序列在两系统中也具有较高丰度，研究表明，该菌属在活性污泥系统和生物膜形成与维持中具有重要作用，这类微生物的大量存在表明活性污泥和生物膜的稳定性^[28]. 与活性污泥和生物膜形成直接相关的还有γ-变形杆菌纲中不动杆菌属(Acinetobacter)，它们的大量存在有利于活性污泥絮体和生物膜的形成和稳定^[29]. 可见，MBR和SMBR系统的高效脱氮除磷能力具有良好的微生物学基础. 4 结论

(1)间歇曝气的序批式膜生物反应器(SMBR)对总氮的去除能力要优于传统的膜生物反应器(MBR)，而在氨氮、 总磷、 COD、 浊度去除方面两者无明显差异.

(2)延长SMBR缺氧时间由60-120 min，COD、 氨氮去除没有显著差异，COD去除率保持在78%以上，氨氮去除率保持在90%以上. 但总氮、 总磷去除率降低，总氮去除率由61%下降到46%，总磷由74%下降到52%.

(3)SMBR膜过滤压差(TMP)升高速度比MBR慢，间歇曝气有利于减缓膜污染. 投加0.8 g ·L^-1以上粉末活性炭(PAC)能有效减缓膜污染.

(4)对MBR、 SMBR活性污泥中微生物群落结构和组成分析，发现两者在微生物群落结构、 微生物组成上均无显著差异，在属级水平上部分微生物丰度存在不同. 高丰度的硝化螺菌属(Nitrospira)和脱氯单胞菌属(Dechloromonas)的存在，为系统的高效脱氮除磷过程提供了良好的微生物基础.