膜曝氣提升菌藻生物膜反應(yīng)器效能及穩(wěn)定性

張晗 公維佳 白朗明 曾瑋琛 陳睿 李圭白 梁恒

摘 要：比較曝氣頭曝氣以及膜曝氣兩種曝氣方式支持的菌藻共生系統(tǒng)在不同的運(yùn)行條件下對(duì)污染物的去除效能，探討去除機(jī)理。結(jié)果表明，以膜曝氣為基礎(chǔ)的MABAR對(duì)氨氮、總氮、磷、化學(xué)需氧量（COD）的去除負(fù)荷相對(duì)于以曝氣頭曝氣為基礎(chǔ)的HABAR，最高分別提升1.44、21.22、3.08、52.09 kg/m2/m3。藻類積累方面，MABAR在5個(gè)階段的積累量都高于HABAR，最高提升15.17 mg/cm2。這不但歸因于膜曝氣良好的無吹脫和高效的碳化能力為自養(yǎng)藻類提供了充足的無機(jī)碳，而且膜曝氣為一些十分有利于藻類生長的細(xì)菌，例如Acidovorax、Rhodobacter和Acinetobacter，提供了良好的生存環(huán)境。MABAR不但能夠提升去除效能，還能夠促使光生物膜反應(yīng)器抵抗沖擊，維持穩(wěn)定，這對(duì)未來光生物反應(yīng)器的實(shí)際應(yīng)用提供了一種新的運(yùn)行方式。

關(guān)鍵詞：菌藻共生;膜曝氣;脫氮除磷;膜反應(yīng)器

中圖分類號(hào)：X703.1 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：2096-6717（2021）06-0145-10

Abstract： The pollutant removal efficiencies of the bacterial-algae symbiotic system supported by head aeration and membrane aeration under different operating conditions were compared to explore the removal mechanism. Results showed that， in the MABAR （based on membrane aeration）， the removal rate of NH+4-N， total nitrogen （TN）， PO3-4-P， and COD were soared by 1.44，21.22，3.08，52.09 kg/m2/m3， respectively， compared to HABAR （based on aeration head aeration）.In terms of algae accumulation， the algae accumulation concentration of MABAR in 5 stages are higher than that of HABAR， with a highest increased concentration by 15.17 mg/cm2. These phenomena not only due to no-stripping and high carbonization ability of membrane aeration to provide sufficient inorganic carbon for autotrophic algae， but membrane aeration also provides a good living environment for the bacteria which has the function to stimulate algae growth， such as Acidovorax， Rhodobacter and Acinetobacter. In summary， MABAR can not only promote the removal efficiency， but also help the photobioreactor to resist shock and maintain stability. This new reactor provides a new operating mode for the practical application of the photobioreactor in the future.

Keywords： algae-bacteria symbiosis （ABS）;membrane aeration; nitrogen and phosphorus removal; biofilm reactor

利用菌藻共生系統(tǒng)處理污水已經(jīng)引起廣泛關(guān)注[1-2]。在這個(gè)共生系統(tǒng)內(nèi)，藻類在有光源的條件下進(jìn)行光合作用，利用二氧化碳或無機(jī)碳維持自身生長并產(chǎn)生氧氣。與此同時(shí)，好氧菌利用產(chǎn)生的氧氣降解有機(jī)物，其完全降解產(chǎn)物又是藻類生長所必需的無機(jī)碳。在藻類細(xì)菌相互作用下，污水中的有機(jī)物及營養(yǎng)物質(zhì)會(huì)吸附同化降解[3-4]。然而，在實(shí)際運(yùn)行中，菌藻共生體系存在水力停留時(shí)間長、藻類所產(chǎn)氧氣不足以供給細(xì)菌生長以及系統(tǒng)不穩(wěn)定等問題。比如，Xie等[5]利用光生物反應(yīng)器處理污水時(shí)，設(shè)置的水力停留時(shí)間為14 d。雖然處理效果顯著，但如此長的水力停留時(shí)間將限制菌藻共生系統(tǒng)的實(shí)際應(yīng)用。后續(xù)研究發(fā)現(xiàn)，如果為菌藻共生系統(tǒng)提供額外的氧氣，不但可以解決系統(tǒng)本身產(chǎn)氧量不足的問題，還可以大大縮短水力停留時(shí)間[6]。Tang等[7]就此進(jìn)行了不同曝氣強(qiáng)度對(duì)污染物去除效能及系統(tǒng)穩(wěn)定性的研究，發(fā)現(xiàn)在24 h的水力停留時(shí)間下，隨著曝氣強(qiáng)度的增加，藻類的生長會(huì)逐步受到限制，甚至在高強(qiáng)度的曝氣量下，系統(tǒng)接近崩潰。其原因歸結(jié)于兩方面，一是高曝氣強(qiáng)度導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)溶解氧的濃度增高，高濃度的溶解氧會(huì)抑制藻類的光合作用[8]。另外，也有研究發(fā)現(xiàn)，曝氣會(huì)導(dǎo)致二氧化碳吹脫[9]，無機(jī)碳大量損失，藻類得不到生長所需的無機(jī)碳而生長受限。

膜曝氣是一種新興的曝氣方式[10]。其利用膜的微孔結(jié)構(gòu)為污水提供肉眼不可見的氧氣，規(guī)避了普通曝氣所產(chǎn)生的吹脫效應(yīng)。沒有了吹脫，供給的氣體可以近乎100%地被微生物利用，避免一些有利于微生物生長的物質(zhì)的損失[11]。過去大多數(shù)關(guān)于膜曝氣生物膜反應(yīng)器（MABR）的研究都是著眼于以污泥為基礎(chǔ)的生物膜，因其具有較強(qiáng)的有機(jī)物碳化能力，一直被應(yīng)用于難降解有機(jī)物的去除。Mei等[12-13]采用膜曝氣生物膜反應(yīng)器處理乙腈和甲醛廢水，利用膜曝氣本身無吹脫和較強(qiáng)的氧化能力，完成了二者的去除。其中，乙腈和甲醛的去除率分別為93.00%和99.90%。Gong等[14]利用膜曝氣生物膜反應(yīng)器處理牛糞厭氧發(fā)酵液，其中COD的去除效率最高也可以達(dá)到90.00%以上。除了曝氣，膜曝氣生物膜反應(yīng)器中的膜也能作為生物生長的載體，靠近膜表面的生物接觸的氧氣濃度最高，為好氧區(qū)域。氧氣在生物膜中傳遞的過程中逐漸被消耗，到達(dá)生物膜外層，即污水區(qū)域時(shí)，氧氣基本耗盡，為厭氧區(qū)域[15]。而在光生物反應(yīng)器中，生物膜外層是藻類聚集區(qū)域，以此來接觸陽光進(jìn)行光合作用。這樣，在膜曝氣系統(tǒng)內(nèi)，藻類可以避免溶解氧過高導(dǎo)致的生長受限的問題。

膜曝氣的這些優(yōu)勢(shì)可以在很大程度上解決菌藻共生系統(tǒng)當(dāng)前存在的缺陷。筆者建立兩類反應(yīng)器：膜曝氣菌藻生物膜光反應(yīng)器（MABAR）和曝氣頭曝氣生物膜光反應(yīng)器（HABAR）。通過污染物去除效率、菌群演變以及生物積累幾個(gè)方面研究兩種反應(yīng)器在不同水力條件下的污染物去除能力和系統(tǒng)穩(wěn)定性，為菌藻共生系統(tǒng)的實(shí)際運(yùn)行提供了新的方式。

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器結(jié)構(gòu)

反應(yīng)器結(jié)構(gòu)簡圖如圖1所示，對(duì)于MABAR來說，整個(gè)體系包括5個(gè)系統(tǒng)（供氣系統(tǒng)、進(jìn)水系統(tǒng)、光源系統(tǒng)、混合系統(tǒng)和生化系統(tǒng)）。其中，供氣系統(tǒng)用于向生物反應(yīng)器供應(yīng)純氧氣。氧氣轉(zhuǎn)移測(cè)試在2 L反應(yīng)器中進(jìn)行。通過純氮?dú)獯祾叱兯≒W），使其溶解氧至0 mg/L。將膜組件浸入后開始曝氣，在5 kPa壓力下顯示，低于5 mg/L的溶解氧（DO）濃度與壓力之間呈現(xiàn)出線性關(guān)系，這代表曝氣量高于5 mg/L時(shí)會(huì)產(chǎn)生氣泡。在此基礎(chǔ)上，采用相關(guān)的斜率來計(jì)算PTFE膜的O2傳輸速率。測(cè)得MABR在5 kPa壓力下的供氧速率為453.2 mg/h。4個(gè)獨(dú)立的LED燈代替日光（光源系統(tǒng)）。利用磁力攪拌裝置使整個(gè)反應(yīng)器處于完全混合狀態(tài)（混合系統(tǒng)）。生化系統(tǒng)是整個(gè)MABAR的核心，既充當(dāng)膜曝氣生物膜反應(yīng)器又充當(dāng)光生物反應(yīng)器。生化系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)為：2.0 L的矩形有機(jī)玻璃容器，0.2 L的膜組件浸沒在反應(yīng)器內(nèi)，膜組件填充率為10%，因此，總工作容積為1.8 L?？梢源蜷_該反應(yīng)器的蓋子來監(jiān)測(cè)反應(yīng)器內(nèi)溶解氧（DO）和pH值。膜組件參數(shù)示于表1。

而對(duì)于HABAR來說，供氣系統(tǒng)將不再由膜組件擔(dān)當(dāng)，而是外加曝氣頭曝氣（曝氣頭為直徑2 cm、高度3 cm的圓柱體），其曝氣氣體為純氧氣。氣體流量同為5 mL/min。另外，膜組件只充當(dāng)生物生長的載體。

1.2 菌藻共生污泥的培養(yǎng)

菌藻共生系統(tǒng)包括活性污泥和藻類?；钚晕勰嗳∽怨枮I太平污水廠的二次沉淀池。藻類是從淘寶購買的斜生柵藻，并在BG11培養(yǎng)液中增殖10 d，至濃度為1 500 mg/L（MLSS）后作為藻類接種物。將活性污泥與藻類稀釋至相同的濃度后，在人工廢水中混合，此階段的人工合成廢水污染物濃度與實(shí)際運(yùn)行第一階段（S1）一致，運(yùn)行時(shí)間為15 d。將培養(yǎng)好的菌藻共生污泥接種到兩類反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行掛膜，接種混合懸浮液（MLSS）的濃度為1 500 mg/L。生物膜掛膜15 d后，反應(yīng)器中所有懸浮的固體均被排出，開始試驗(yàn)階段。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

兩類菌藻膜光生物反應(yīng)器以續(xù)批式反應(yīng)器的模式運(yùn)行，包括進(jìn)水0.5 h，反應(yīng)22 h，沉淀1 h，排水0.5 h。運(yùn)行溫度與室溫相同，為（26±2）℃，以此來節(jié)省能源。兩個(gè)菌藻膜光生物反應(yīng)器每天從10：00到21：00進(jìn)行11 h的光照，這個(gè)過程是通過4個(gè)獨(dú)立的LED燈代替日光來完成的，其光強(qiáng)度為5 000 lx[16]。另外，反應(yīng)器體積交換效率保持在80%，水力停留時(shí)間（HRT）為30 h[17]。每個(gè)進(jìn)水條件持續(xù)時(shí)間為45 d，總運(yùn)行時(shí)間為225 d。配水所需的化學(xué)成分分別為NaHCO3 300～600 mg/L、MgSO4·7H2O 65 mg/L、CaCl2 7 mg/L。微量元素配比為：H3BO3 2.86 mg/L、MnCl2·4H2O 1.86 mg/L、ZnSO4·7H2O 0.22 mg/L、Na2MoO4·2H2O 0.39 mg/L、CuSO4·5H2O 0.08 mg/L和Co（NO3）2·6H2O 0.05 mg/L。COD的成分為CH3COONa，NH+4-N由NH4Cl提供，PO3-4-P由KH2PO4提供。處理過程中，進(jìn)水水質(zhì)的詳細(xì)信息如表2所示。試驗(yàn)中的配水濃度是根據(jù)市政廢水的各類污染物濃度進(jìn)行配置的，各階段的配置理由如下：階段1為初始適應(yīng)階段，本階段中，主要考慮的是低碳氮比廢水中的反硝化過程受到限制時(shí)兩反應(yīng)器的處理效能。進(jìn)入階段2后，有機(jī)碳增加，這時(shí)系統(tǒng)進(jìn)入正常生活污水的污染物濃度范圍。階段3考察高有機(jī)碳濃度對(duì)系統(tǒng)處理效能及穩(wěn)定性的影響。階段4考察氨氮驟增對(duì)系統(tǒng)處理效能及穩(wěn)定性的影響。階段5考察高濃度碳氮磷沖擊對(duì)系統(tǒng)處理效能及穩(wěn)定性的影響。試驗(yàn)的創(chuàng)新在于：首先，運(yùn)行過程是長期的，共有5個(gè)階段，包括低有機(jī)碳階段（S1）、普通有機(jī)碳階段（S2）、高有機(jī)碳階段（S3）、高氨氮階段（S4）、沖擊階段（S5）;其次，不但有膜曝氣支撐的菌藻生物膜系統(tǒng)（MABAR），還增加了對(duì)照組曝氣頭支撐的菌藻生物膜系統(tǒng)（HABAR）;考察了廣泛的污染物種類，弱化了對(duì)藻類生長的研究，著重考察出水水質(zhì)和系統(tǒng)穩(wěn)定性。

1.4 分析方法

為了評(píng)估反應(yīng)器內(nèi)pH值和DO對(duì)污染物去除的影響，采用pH計(jì)（德國PB-21）和DO計(jì)（德國WTW的Oxi3210）來監(jiān)測(cè)pH值和DO。此外，利用納氏試劑分光光度法（T6， Puxi， 中國）檢測(cè)NH+4-N，利用離子色譜（Integerion HPIC， TheromFisher， 美國）監(jiān)測(cè)PO3-4-P，利用快速消解分光光度計(jì)（T6， Puxi，中國）測(cè)定進(jìn)出水COD值，利用TOC/TN儀（TOC-TN， Shimadzu， 日本）測(cè)量TN和IC。以上監(jiān)測(cè)的污染物（除PO3-4-P）在測(cè)量之前都通過0.45 μm濾膜過濾去除懸浮物質(zhì)。利用離子色譜測(cè)量PO3-4-P濃度前，水樣要使用0.22 μm濾膜過濾。

使用丙酮溶液萃取法[18]測(cè)量生物膜上葉綠素a（Chl-a）含量，評(píng)估藻類生長水平。與此同時(shí)，還考察了反應(yīng)器內(nèi)的生物量，利用葉綠素濃度與生物量的比值Chl-a/Biomass來考察葉綠素的相對(duì)含量。其中，Biomass代表生物膜干重，而Chl-a代表藻類的積累量，并不是藻類的干重。利用高通量測(cè)序分析每個(gè)反應(yīng)階段的生物組成[19-20]。從5個(gè)階段生物反應(yīng)器中共收集10個(gè)樣品（0.5 g生物膜），在5 000 r/min（4 ℃）離心10 min。使用PowerSoil DNA分離試劑盒（Mo Bio Laboratories，Inc.，Carlsbad，CA），根據(jù)制造商的說明提取總DNA。然后，將上述提取的DNA用于PCR擴(kuò)增，擴(kuò)增引物為338F（5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′）和806R：（5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′）。使用Miseq對(duì)獲得的PCR產(chǎn)物進(jìn)行測(cè)序，使用Uparse軟件（版本7.0.1001）確定操作分類單位（OTU），分析的相似度為97%。此外，采用t檢驗(yàn)來評(píng)估各組之間污染物去除效能與統(tǒng)計(jì)學(xué)上的顯著性差異（r <0.05）之間的可能聯(lián)系。

2 結(jié)果與討論

2.1 系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)碳的去除和無機(jī)碳的保留

通過分析系統(tǒng)內(nèi)DO以及有機(jī)碳的去除和無機(jī)碳的保留度來考察兩種曝氣方式在5個(gè)階段對(duì)碳元素去除效能及系統(tǒng)穩(wěn)定性的影響。其中的結(jié)果見圖2和表3。

S1屬于低有機(jī)碳階段，兩類反應(yīng)器中的COD出水濃度相似，都低于30 mg/L，這會(huì)導(dǎo)致兩系統(tǒng)所供給的溶解氧遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于微生物碳化有機(jī)碳所需要的溶解氧。因此，在這一階段里，兩種曝氣模式下反應(yīng)器內(nèi)溶解氧的含量都大于2 mg/L，在HABAR中甚至達(dá)到8.23 mg/L。但在這個(gè)階段內(nèi)，出水無機(jī)碳的濃度卻相差甚遠(yuǎn)。第1階段結(jié)束時(shí)，HABAR和MABAR中無機(jī)碳含量分別為8.4、56.2 mg/L。這是因?yàn)槟て貧庀到y(tǒng)具有的無吹脫特點(diǎn)避免了運(yùn)行過程中無機(jī)碳以二氧化碳的形式被不斷吹脫。相關(guān)報(bào)道認(rèn)為，污水中無機(jī)碳濃度低于50 mg/L時(shí)，藻類的生長會(huì)受到限制[21]。因此，HABAR中所剩余的無機(jī)碳不能支持藻類的大量積累。

進(jìn)入S2后，有機(jī)碳濃度上升至250 mg/L，由于變化并不大，兩反應(yīng)器并未受到明顯的沖擊，出水COD濃度分別為13.6 mg/L（MABAR）、42.7 mg/L（HABAR）。有機(jī)碳的增加，也為無機(jī)碳的產(chǎn)生提供了原始物質(zhì)。因此，在S2中，HABAR中所剩余的無機(jī)碳濃度雖然仍沒有MABAR中多，但已經(jīng)可以滿足藻類的生長需求（81.2 mg/L）。與此同時(shí)，由于有機(jī)碳的增加，所消耗的溶解氧也在增加，在此階段，兩反應(yīng)器內(nèi)溶解氧的濃度開始下降，分別為1.13 mg/L（MABAR）、5.34 mg/L（HABAR）。

S3進(jìn)一步增加COD至約400 mg/L。HABAR在本階段后期出現(xiàn)了有機(jī)碳氧化不足的現(xiàn)象，出水濃度開始大幅度提高。而MABAR中卻規(guī)避了這個(gè)現(xiàn)象。這是膜曝氣有能力碳化高濃度有機(jī)物的證據(jù)。在這個(gè)階段，有機(jī)碳的再次上升，加速了溶解氧的消耗，兩反應(yīng)器中的溶解氧分別下降至0.42 mg/L（MABAR）和1.41 mg/L（HABAR）。

S4階段降低了進(jìn)水COD的濃度。有機(jī)碳的降低促使溶解氧濃度的上升。兩類反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧濃度分別保持在0.88 mg/L（MABAR）和2.34 mg/L（HABAR）。在低有機(jī)碳的條件下出水，兩反應(yīng)器的出水COD濃度明顯降低，分別為21.83 mg/L（MABAR）和48.88 mg/L（HABAR）。無機(jī)碳方面，HABAR的吹脫效應(yīng)仍然存在，出水無機(jī)碳濃度為58.67 mg/L，比MABAR少19.59 mg/L。

進(jìn)入S5后，進(jìn)水COD濃度達(dá)到約800 mg/L，對(duì)整個(gè)系統(tǒng)都產(chǎn)生沖擊。兩反應(yīng)器中溶解氧都下降至0.3 mg/L以下。盡管溶解氧如此低，但膜曝氣條件下COD的去除并未受到明顯影響，并且出水濃度很快達(dá)到較低水平，本階段結(jié)束時(shí)維持在37.3 mg/L。但HABAR中已經(jīng)呈現(xiàn)COD出水超標(biāo)的現(xiàn)象，出水COD最高可以到達(dá)160 mg/L左右。由于充足的進(jìn)水有機(jī)碳，反應(yīng)器的pH值出現(xiàn)大幅上升，甚至超過8.0的現(xiàn)象。就本節(jié)來看，除了HABAR在S1中無法為藻類提供足夠的無機(jī)碳，其余的運(yùn)行條件都能滿足藻類生長的基本條件。另外，MABAR系統(tǒng)在有機(jī)碳脫除方面有著極大的優(yōu)勢(shì)，并有足夠的能力抵抗外來沖擊。

2.2 營養(yǎng)元素的去除效能

營養(yǎng)元素，包括氨氮，總氮和磷酸鹽，是評(píng)價(jià)出水水質(zhì)的重要指標(biāo)。結(jié)合有機(jī)碳去除和無機(jī)碳保留來討論兩類反應(yīng)器內(nèi)營養(yǎng)元素的去除效能和機(jī)理。其結(jié)果展示在圖3中。

第1階段內(nèi)，兩類反應(yīng)器中的氨氮都得到了較好的去除，出水含量皆低于0.50 mg/L。其去除機(jī)理如下：因?yàn)檫M(jìn)水有機(jī)碳濃度未干擾到體系內(nèi)硝化環(huán)境，溶解氧充足（表3），所以，在此階段內(nèi)，硝化過程成為HABAR反應(yīng)器中氨氮去除的主要方式。對(duì)于藻類同化而言，此階段HABAR反應(yīng)器中藻類積累量過于低（圖4），所以相對(duì)于硝化過程，藻類對(duì)氨氮的攝取貢獻(xiàn)不大。相對(duì)于HABAR，MABAR在S1中對(duì)氨氮的去除方式不僅有硝化，還有藻類同化。這一點(diǎn)不但可以從藻類積累量看出，也可以從總氮和磷酸鹽去除中看出（圖3（b）、（c））。在有機(jī)碳相同的條件下，兩反應(yīng)器中硝化反硝化的效能相似，但兩反應(yīng)器的總氮去除相差較大，MABAR的出水總氮比HABAR低21.22 mg/L。該結(jié)果表明，在較低有機(jī)碳、反硝化過程受限的條件下，膜曝氣支持的菌藻生物膜反應(yīng)器相對(duì)于普通曝氣方式具有更好的總氮去除效能，而這個(gè)過程更多地依賴于藻類的同化。另外，在膜曝氣系統(tǒng)內(nèi)，沒有排泥過程，導(dǎo)致磷的去除只能依靠藻類的同化作用，因此可以認(rèn)為磷酸鹽的去除與藻類生長呈正相關(guān)。本階段，磷酸鹽的去除在兩類反應(yīng)器中有明顯差距，最高相差1.62 mg/L，從側(cè)面證明MABAR中積累了更多的藻同化磷酸鹽。

進(jìn)入S2后，盡管進(jìn)水有機(jī)碳有所增加，但未對(duì)氨氮去除產(chǎn)生明顯干擾，在90 d的運(yùn)行過程中，HABAR中氨氮的出水濃度一直保持在1.00 mg/L以下。但隨著有機(jī)碳的增加，總氮去除受到顯著影響，HABAR中出水總氮迅速下降，并在本階段結(jié)束時(shí)達(dá)到總氮的去除效果與MABAR持平，兩反應(yīng)器出水總氮分別保持在13.00、14.57 mg/L。同時(shí)，由于反硝化明顯，產(chǎn)堿量上升，pH值開始增高，分別為7.83（MABAR）和7.32（HABAR）。這說明C/N為5的條件下，普通曝氣支持的菌藻共生系統(tǒng)可以將出水總氮保持在15 mg/L以下，進(jìn)入最優(yōu)的運(yùn)行狀態(tài)。另外，對(duì)于磷酸鹽來說，更多的有機(jī)碳為PHB的合成提供了基礎(chǔ)底物。因此，S2階段的磷酸鹽去除較S1階段有明顯上升。另外，隨著有機(jī)碳的增加，藻類積累量也在增加（圖4），加速了磷酸鹽的同化過程。本階段結(jié)束時(shí)，HABAR和MABAR出水磷酸鹽濃度分別為1.98、4.35 mg/L。

進(jìn)入S3后，有機(jī)碳大幅度上升，有機(jī)物對(duì)硝化細(xì)菌的影響開始加劇，隨著溶解氧的降低，氨氮通過硝化過程的去除效能也隨之降低。因此，在此階段內(nèi)，藻類的同化作用在氮元素去除方面起主要作用。本階段內(nèi)，MABAR出水總氮濃度達(dá)到本實(shí)驗(yàn)中最低，為6.56 mg/L。這是由于硝化反硝化與藻類同化共同作用的結(jié)果。從前3個(gè)階段來看，MABAR出水總氮總是保持在較低的水平，相對(duì)于HABAR來說，受到有機(jī)碳的影響較低，尤其是在有機(jī)物不足的情況下。這3個(gè)階段證明了膜曝氣系統(tǒng)有著較強(qiáng)的維持系統(tǒng)穩(wěn)定的功能，這一現(xiàn)象歸結(jié)于兩個(gè)方面：第一，膜曝氣本身具有的短程硝化優(yōu)勢(shì)，在低有機(jī)碳條件下依然可以維持較好的總氮去除;第二，膜曝氣為藻類的生長提供了穩(wěn)定的環(huán)境，藻類的大量積累可以同化更多的氨氮，而這個(gè)過程不受到有機(jī)物的限制[8]。

S4增加了進(jìn)水氨氮和總氮的濃度，并降低了進(jìn)水COD的濃度。這個(gè)過程是為了進(jìn)一步比較外來沖擊對(duì)兩種反應(yīng)器中氮元素去除的影響。顯然，在開始階段，兩種反應(yīng)器都受到了較明顯的沖擊，出水營養(yǎng)元素濃度驟升。但在一定時(shí)間后，MABAR中無論是氨氮還是總氮，都開始呈現(xiàn)明顯的下降趨勢(shì)。而HABAR系統(tǒng)中的氨氮和總氮僅在本階段的后20 d里出水濃度有明顯的上升趨勢(shì)。這歸因于兩點(diǎn)：第一，在長期的曝氣過程中，二氧化碳的不斷吹脫，無機(jī)碳的不斷損失，系統(tǒng)內(nèi)已經(jīng)出現(xiàn)硝化菌生長受限的狀況，這一點(diǎn)從無機(jī)碳剩余量（43.22 mg/L）和硝化菌占比（1.08%）兩方面可以得到證明。與此同時(shí)，隨著無機(jī)碳的損失，藻類積累也呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，同化過程也在一定程度上開始減弱;第二，較高濃度的氨氮進(jìn)入系統(tǒng)內(nèi)，抑制了硝化過程，造成大量氨氮剩余。本階段中的有機(jī)碳量處于較低狀態(tài)，在普通曝氣條件下，很快被異養(yǎng)菌分解，導(dǎo)致反硝化過程的有機(jī)物缺失。而膜曝氣支撐的生物膜系統(tǒng)因?yàn)楫愊騻髻|(zhì)的存在，能夠避免在反應(yīng)一開始就大量消耗有機(jī)物，為反硝化保存碳源[22]。盡管如此，由于C/N只有2.5，反硝化依然受限，總氮的去除也未達(dá)到良好狀態(tài)，僅維持在50%左右。磷酸鹽方面，有機(jī)碳的不足導(dǎo)致PHB合成受限、藻類積累受限，兩系統(tǒng)對(duì)磷酸鹽的吸收受到嚴(yán)重抑制[23]。在本階段結(jié)束時(shí)，HABAR和MABAR出水磷酸鹽濃度分別為2.91、4.47 mg/L。

進(jìn)入沖擊階段（S5）后，無論是氮元素還是磷元素，都因受到?jīng)_擊而產(chǎn)生出水惡化現(xiàn)象。但MABAR所受沖擊要遠(yuǎn)小于HABAR，尤其是氨氮和總氮的去除。另外，MABAR恢復(fù)速度也遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于HABAR。與S4比，兩反應(yīng)器的氨氮去除效能都有所下降，這是因?yàn)橛袡C(jī)物的濃度大幅度提升已經(jīng)干擾到了正常硝化過程，出水氨氮濃度維持在48.13 mg/L。而對(duì)于MABAR來說，硝化作用仍然存在，但作用已經(jīng)很微弱，此階段內(nèi)的氨氮去除也主要依賴于藻類的同化，出水濃度維持在33.73 mg/L。這一點(diǎn)也可以從磷酸鹽方面看出，盡管進(jìn)水磷酸鹽濃度已經(jīng)達(dá)到10 mg/L左右，但MABAR中磷酸鹽的出水濃度與前一階段的出水濃度保持一致，這說明有機(jī)碳的增加十分有利于磷酸鹽的去除?？偟糠郑捎谏倭康南趸a(chǎn)物存留，HABAR和MABAR出水總氮濃度與氨氮濃度接近，分別為51.28、34.19 mg/L。在本階段，MABAR有著良好的抵抗沖擊能力，并且在受到?jīng)_擊后會(huì)迅速恢復(fù)到平穩(wěn)狀態(tài)。這不僅僅是因?yàn)槟て貧獗旧頍o吹脫，也是因?yàn)樵孱惿L與氧擴(kuò)散的不同方向?yàn)樵孱愄峁┝肆己玫纳姝h(huán)境，進(jìn)一步完成系統(tǒng)內(nèi)的脫氮除磷。

2.3 藻類及生物量積累

觀察每個(gè)階段生物膜中藻類積累量是評(píng)估藻類生長的重要指標(biāo)。與此同時(shí)，我們還考察了相對(duì)于生物量來說的葉綠素積累量，用Chl-a/Biomass表示（圖4）。S1中，由于HABAR無法為藻類提供足夠的無機(jī)碳，藻類的積累量只有1.54 mg/cm2，為同時(shí)段MABAR的1/5。由于有機(jī)碳濃度較低，異養(yǎng)菌積累不明顯，Chl-a/Biomass的值在兩種反應(yīng)器內(nèi)也處于較低狀態(tài)，分別為0.77 （MABAR）和0.57 （HABAR）。進(jìn)入S2后，整個(gè)體系無機(jī)碳在增加，HABAR中的藻類開始大幅度積累至15.31 mg/cm2，與MABAR中藻類的積累水平（16.44 mg/cm2）相接近。由此可見，污染物去除方面，兩反應(yīng)器內(nèi)總氮去除水平相持平歸因于藻類的積累量相似。此時(shí)HABAR中的Chl-a/Biomass值也大幅上升，增至1.99。這說明此時(shí)的環(huán)境因素為HABAR中藻類生長提供了最佳生活環(huán)境。進(jìn)入S3后，MABAR中藻類的積累量依然保持上升，在本階段結(jié)束時(shí)，穩(wěn)定在20.95 mg/cm2。而HABAR生物膜中的藻類濃度開始下降。這可能是因?yàn)镠ABAR不能快速地碳化有機(jī)物，造成反應(yīng)器中濁度增加，減弱了光照強(qiáng)度。這也可以從Chl-a/Biomass中看出，此階段繼續(xù)增加的有機(jī)碳導(dǎo)致異養(yǎng)菌的快速繁殖，從而產(chǎn)生較高的生物量，導(dǎo)致Chl-a/Biomass迅速下降至0.79。當(dāng)S4中降低了有機(jī)物的濃度，增加了氨氮的進(jìn)水濃度時(shí)，在MABAR中，藻類的積累受到限制。原因通過比較S2和S4兩階段可以得出：這兩個(gè)階段的有機(jī)碳濃度一致，而S4中氨氮的濃度是S2的一倍。有報(bào)道稱高濃度的氨氮可以抑制藻類的增殖，導(dǎo)致了S2中藻類的積累量比S4多1.83 mg/cm2。而在此階段，MABAR中Chl-a/Biomass值仍處于上升階段。同樣，由于有機(jī)碳的下降，HABAR中Chl-a/Biomass也開始上升。綜合S2、S3和S4來看，HABAR中Chl-a/Biomass值受到進(jìn)水有機(jī)碳的影響十分顯著。有機(jī)物的增長為異養(yǎng)微生物提供了充足的底物，生物膜中生物量開始增大，需要消耗更多的氧氣。而MABAR卻一直保持平穩(wěn)狀態(tài)，更能適應(yīng)外界的沖擊。S5中碳氮磷的濃度都大幅上升，為藻類提供了充足的營養(yǎng)成分。MABAR中藻類的積累量也有顯著增加，達(dá)到29.46 mg/cm2，是HABAR中的兩倍。這表明當(dāng)營養(yǎng)物質(zhì)和無機(jī)碳不再成為藻類生長的限制時(shí)，MABAR可以為藻類的生長提供更加穩(wěn)定的場所。整體上看，MABAR中藻類的積累量隨著有機(jī)碳的增加而增加，這在以前的研究中得到過證明[24]：膜曝氣系統(tǒng)中有機(jī)碳可以促進(jìn)藻類的生長和積累。但HABAR中，藻類的生長與有機(jī)物的含量并未出現(xiàn)明顯的相關(guān)關(guān)系，并且相比于膜曝氣來說，普通曝氣模式不能為菌藻共生體系提供較為穩(wěn)定的環(huán)境來促使藻類積累。

2.4 生物群落分析

為了解兩反應(yīng)器中微生物群落的多樣性，深入分析污染物去除的微觀機(jī)理，檢測(cè)了門、綱和屬3個(gè)水平下的細(xì)菌分布并展示在圖5。在門水平下，MABAR生物膜上的主要功能細(xì)菌分別是變形菌門（Proteobacteria）、擬桿菌門（Bacteroidetes）、綠彎菌門（Chloroflexi）和放線菌門（Actinobacteria）。其中變形菌門和擬桿菌門在MABAR中呈現(xiàn)隨有機(jī)碳的增加豐度先增后降的趨勢(shì)，而綠彎菌門呈現(xiàn)先降后升的趨勢(shì)。據(jù)報(bào)道，擬桿菌門可以在藍(lán)細(xì)菌（Cyanobacteria）的裂解中起作用，并且藍(lán)細(xì)菌的生長可以被放線菌抑制[25]。而MABAR中兩大菌門，擬桿菌門和放線菌門的含量都較高，5個(gè)階段內(nèi)擬桿菌門的含量分別為22.17%、12.68%、5.13%、9.98%和18.37%，放線菌門的含量為12.51%、18.17%、33.49%、34.90%和20.46%。而HABAR中放線菌門相對(duì)于MABAR呈現(xiàn)較低的含量。與此同時(shí)，細(xì)胞破裂后產(chǎn)生毒性的藍(lán)藻菌門（Cyanobacteria）產(chǎn)生大程度積累。在前4個(gè)階段內(nèi)HABAR比MABAR在藍(lán)藻菌門豐度上多1.90%、29.70%、16.61%和14.58%。進(jìn)入第5階段后，由于HABAR中放線菌門的提升，藍(lán)藻門受到抑制，只有0.57%。這幾種菌門的含量說明MABAR可以抑制有毒的藍(lán)藻菌門的積累。其次，作為硝化過程的重要菌門Nitrospirae（硝化菌門）[26]在MABAR中總保持著較低的積累量，5個(gè)階段內(nèi)分別為1.07%、0.30%、0.15%、3.01%和0.56%。很明顯，隨著有機(jī)物的升高，硝化菌積累量開始下降。這是因?yàn)橛袡C(jī)碳的提升為異養(yǎng)菌提供了充足的底物，異養(yǎng)菌開始大量增殖。這也可以從生物量積累部分看出。異養(yǎng)生物量的增加，開始與硝化菌爭奪氧氣，硝化細(xì)菌積累量開始下降。與此同時(shí)，氨氮的提升也會(huì)刺激硝化菌門的不斷增加[27]，在第4階段，硝化細(xì)菌的增長量開始大幅上升，也是歸功于氨氮的增加和有機(jī)物的減少。相對(duì)于MABAR，HABAR中硝化菌門不但受到有機(jī)物的抑制，還受到不斷的曝氣吹脫造成的無機(jī)碳損失的影響。5個(gè)階段內(nèi)，HABAR中硝化菌門積累量分別為15.00%、1.06%、0.37%、1.08%和0.00%。相對(duì)于MABAR來說，除了第1階段有機(jī)碳含量低，其余階段硝化菌門的數(shù)量都有顯著降低。尤其是S4，氨氮的去除效果受到了硝化菌的限制，這是因?yàn)槟て貧庵邢趸T積累在生物膜內(nèi)部，藻類對(duì)其影響較低。而普通曝氣模式下，硝化菌門聚集在氧氣含量高的生物膜外表面，相較于膜曝氣來說，自養(yǎng)的微藻會(huì)與自養(yǎng)的硝化菌相互競爭生長物質(zhì)。從藻類積累量也可以看出，HABAR中的藻類積累量受到硝化菌限制，造成在各個(gè)階段都不如MABAR的現(xiàn)象。這個(gè)結(jié)果也證明了膜曝氣有利于硝化菌門的穩(wěn)定生長。另外，從門水平上看，兩種不同的曝氣方式中，菌群的結(jié)構(gòu)有著顯著差異。

與此同時(shí)，調(diào)查了綱水平下的生物群落組成（圖5（b））。放線菌綱（Actinobacteria）、氧合菌綱（Oxyphotobacteria）和硝化菌綱（Nitrospirae）的趨勢(shì)與其所在的菌門一致。變形菌門下屬的菌綱中，γ-變形桿菌（Gammaproteobacteria）具有產(chǎn)生膠狀EPS和將細(xì)胞結(jié)合在一起的能力。此外，γ-變形桿菌也是重要的反硝化細(xì)菌[28]。因此，隨著有機(jī)碳的不斷增加，γ-變形桿菌的積累量也在增加，在S5中MABAR和HABAR分別達(dá)到了32.48%和52.44%。

為了進(jìn)一步了解菌群的分布情況，屬水平下的菌群分布如圖5（c）所示。屬水平下有幾種利于藻類生長的菌屬，分別是Acidovorax、Rhodobacter和Acinetobacter。據(jù)報(bào)道，Acidovora和Rhodobacter可以與微藻共存，且Acidovorax包含許多促進(jìn)藻類生長的菌種，可與微藻形成共生關(guān)系[29]。而不動(dòng)桿菌屬（Acinetobacter）被證實(shí)是在某些藻類細(xì)菌培養(yǎng)物中促進(jìn)藻類生長的細(xì)菌，并且它們通過產(chǎn)生糖化酶來去除氮和水解碳水化合物[19，30]，加速有機(jī)碳的碳化過程。在前5個(gè)階段，相對(duì)于HABAR，Acidovorax提升量分別為0.30%、1.29%、2.89%、2.07%和0.03%。Acinetobacter上升量分別為4.30%、4.71%、4.43%、6.34%和-6.82%。Rhodobacter增加了0.23%、-1.74%、3.08%、0.67%和-7.08%。從數(shù)據(jù)上來看，相對(duì)于HABAR，這3種菌屬在MABAR中有著較為明顯的提升。但在S5時(shí)，HABAR開始反超MABAR。盡管如此，在藻類積累方面，HABAR積累量仍然不如MABAR。

3 結(jié)論

通過比較在不同進(jìn)水條件下，普通曝氣（HABAR）和膜曝氣（MABAR）支撐下的菌藻生物膜反應(yīng)器的處理效能和穩(wěn)定性，提出以膜曝氣為核心的菌藻生物膜反應(yīng)器。結(jié)果顯示，MABAR對(duì)氨氮、總氮、磷、COD的處理效能相對(duì)于HABAR有較明顯的提升，最高分別提升1.44、21.22、3.08、52.09 kg/m2/m3。而在外來沖擊下，MABAR可以更快地適應(yīng)沖擊，迅速恢復(fù)到較良好的出水水質(zhì)。藻類積累方面，MABAR的無吹脫和強(qiáng)大的有機(jī)碳碳化能力保留了更多的無機(jī)碳，為藻類的生長提供了充足的底物。一些有利于藻類生長的細(xì)菌，例如Acidovorax、Rhodobacter和Acinetobacter，也在MABAR中明顯積累，促使MABAR長期處于高去除效能和強(qiáng)穩(wěn)定性狀態(tài)。

參考文獻(xiàn)：

[1]LIU J Z， WU Y H， WU C X， et al. Advanced nutrient removal from surface water by a consortium of attached microalgae and bacteria：A review[J]. Bioresource Technology， 2017， 241： 1127-1137.

[2]陳濤靜. 菌藻共生與生物強(qiáng)化技術(shù)在廢水處理中的應(yīng)用及機(jī)理研究[D]. 上海： 上海大學(xué)， 2017.

CHEN T J. The study on application and mechanism of bacteria-algae symbiosis and bioaugmentation technology in wastewater treatment[D]. Shanghai： Shanghai University， 2017. （in Chinese）

[3]LI Y C， CHEN Y F， CHEN P， et al. Characterization of a microalga Chlorella sp. well adapted to highly concentrated municipal wastewater for nutrient removal and biodiesel production[J]. Bioresource Technology， 2011， 102（8）： 5138-5144.

[4]POSADAS E， GARCA-ENCINA P A， SOLTAU A， et al. Carbon and nutrient removal from centrates and domestic wastewater using algal-bacterial biofilm bioreactors[J]. Bioresource Technology， 2013， 139： 50-58.

[5]XIE B H， GONG W J， YU H R， et al. Immobilized microalgae for anaerobic digestion effluent treatment in a photobioreactor-ultrafiltration system： Algal harvest and membrane fouling control[J]. Bioresource Technology， 2018， 268： 139-148.

[6]TANG C C， TIAN Y， HE Z W， et al. Performance and mechanism of a novel algal-bacterial symbiosis system based on sequencing batch suspended biofilm reactor treating domestic wastewater[J]. Bioresource Technology， 2018， 265： 422-431.

[7]TANG C C， ZUO W， TIAN Y， et al. Effect of aeration rate on performance and stability of algal-bacterial symbiosis system to treat domestic wastewater in sequencing batch reactors[J]. Bioresource Technology， 2016， 222： 156-164.

[8]KESAANO M， SIMS R C. Algalbiofilm based technology for wastewater treatment[J]. Algal Research， 2014， 5： 231-240.

[9]ZHANG H， GONG W J， BAI L M， et al. Aeration-induced CO2 stripping， instead of high dissolved oxygen， have a negative impact on algae-bacteria symbiosis （ABS） system stability and wastewater treatment efficiency[J]. Chemical Engineering Journal， 2020， 382： 122957.

[10]RITTMANN B E. Biofilms， active substrata， and me[J]. Water Research， 2018， 132： 135-145.

[11]CASTRILLO M， DEZ-MONTERO R， ESTEBAN-GARCA A L， et al. Mass transfer enhancement and improved nitrification in MABR through specific membrane configuration[J]. Water Research， 2019， 152： 1-11.

[12]MEI X， GUO Z W， LIU J， et al. Treatment of formaldehyde wastewater by a membrane-aerated biofilm reactor （MABR）： The degradation of formaldehyde in the presence of the cosubstrate methanol[J]. Chemical Engineering Journal， 2019， 372： 673-683.

[13]MEI X， CHEN Y， FANG C H， et al. Acetonitrile wastewater treatment enhanced by a hybrid membrane-aerated bioreactor containing aerated and non-aerated zones[J]. Bioresource Technology， 2019， 289： 121754.

[14]GONG W J， FAN A L， ZHANG H， et al. Cow manure anaerobic fermentation effluent treatment by oxygen-based membrane aerated biofilm reactor[J]. Chemical Engineering Journal， 2020， 395： 125116.

[15]ACEVEDO ALONSO V， LACKNER S. Membrane aerated biofilm reactors-How longitudinal gradients influence nitrogen removal - A conceptual study[J]. Water Research， 2019， 166： 115060.

[16]MENG F S，XI L M， LIU D F， et al. Effects of light intensity on oxygen distribution， lipid production and biological community of algal-bacterial granules in photo-sequencing batch reactors[J]. Bioresource Technology， 2019， 272： 473-481.

[17]王振威. 固定化菌藻共生SBR系統(tǒng)處理生活污水的效能研究[D]. 哈爾濱： 哈爾濱工業(yè)大學(xué)， 2017.

WANG Z W.Research on the treatment effects towards sanitary sewage using the novel SBR based on the immobilized algae-bacterial symbionts system[D]. Harbin： Harbin Institute of Technology， 2017. （in Chinese）

[18]TANG C C， TIAN Y， LIANG H， et al. Enhanced nitrogen and phosphorus removal from domestic wastewater via algae-assisted sequencing batch biofilm reactor[J]. Bioresource Technology， 2018， 250： 185-190.

[19]SUN L， TIAN Y， ZHANG J， et al. A novel membrane bioreactor inoculated with symbiotic sludge bacteria and algae： Performance and microbial community analysis[J]. Bioresource Technology， 2018， 251： 311-319.

[20]ZHANG H， GONG W J， JIA B H， et al. Nighttime aeration mode enhanced the microalgae-bacteria symbiosis （ABS） system stability and pollutants removal efficiencies[J]. Science of the Total Environment， 2020， 743： 140607.

[21]LI T， STROUS M， MELKONIAN M. Biofilm-based photobioreactors： Their design and improving productivity through efficient supply of dissolved inorganic carbon[J]. FEMS Microbiology Letters， 2017， 364（24）： fnx218.

[22]張晗. 鳥糞石結(jié)晶聯(lián)用膜曝氣生物膜反應(yīng)器處理牛糞厭氧發(fā)酵液[D]. 哈爾濱： 哈爾濱工業(yè)大學(xué)， 2018.

ZHANG H.Treatment of anaerobically digested cattle manure wastewater with combination of struvite crystallization and membrane aerated biofilm reactor[D]. Harbin： Harbin Institute of Technology， 2018. （in Chinese）

[23]范愛倫. 膜曝氣生物膜反應(yīng)器法處理牛糞厭氧發(fā)酵液研究[D]. 哈爾濱： 東北農(nóng)業(yè)大學(xué)， 2019.

FAN A L. Treatment of anaerobic digestate from cattle manure by membrane aeration biofilm reactor[D]. Harbin： Northeast Agricultural University， 2019. （in Chinese）

[24]ZHANG H， GONG W J， ZENG W C， et al. Organic carbon promotes algae proliferation in membrane-aeration based bacteria-algae symbiosis system （MA-BA）[J]. Water Research， 2020， 176： 115736.

[25]UNNITHAN V V， UNC A， SMITH G B. Mini-review：A priori considerations for bacteria-algae interactions in algal biofuel systems receiving municipal wastewaters[J]. Algal Research， 2014， 4： 35-40.

[26]NISOLA G M， ORATA-FLOR J， OH S， et al. Partial nitrification in a membrane-aerated biofilm reactor with composite PEBA/PVDF hollow fibers[J]. Desalination and Water Treatment， 2013， 51（25/26/27）： 5275-5282.

[27]RIBOT M， SCHILLER D， SABATER F， et al. Biofilm growth and nitrogen uptake responses to increases in nitrate and ammonium availability[J]. Aquatic Sciences， 2015， 77（4）： 695-707.

[28]LIM Y W， LEE S A， KIM S B， et al. Diversity of denitrifying bacteria isolated from Daejeon sewage treatment plant[J]. Journal of Microbiology， 2005， 43（5）： 383-390.

[29]CHEN X Y， HU Z， QI Y， et al. The interactions of algae-activated sludge symbiotic system and its effects on wastewater treatment and lipid accumulation[J]. Bioresource Technology， 2019， 292： 122017.

[30]GAO D W， WEN Z D， LI B， et al. Microbial community structure characteristics associated membrane fouling in A/O-MBR system[J]. Bioresource Technology， 2014， 154： 87-93.

（編輯 王秀玲）