基于MBBR工藝的北方某污水廠運行效果及氮磷去除機(jī)理分析

李世文，王勝淵，于林靜，徐康康，韓文杰,*，徐金龍，李海明，徐新月

(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.青島思普潤水處理股份有限公司，山東青島 266510；3.青島西海岸新區(qū)城市管理局，山東青島 266499)

隨著人口的不斷增長，生活污水排放量逐漸增多，國內(nèi)對水資源短缺高度關(guān)注，污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)日益嚴(yán)格。但微生物活性受到溫度變化的影響，污水廠多存在冬季低溫時期處理效果差、出水氮素超標(biāo)等現(xiàn)象[1-2]。因此，污水處理的高效穩(wěn)定儼然已經(jīng)成為污水廠亟待解決的困境[3-4]。

污水處理采用AAO工藝，通過活性污泥在不同功能區(qū)發(fā)揮特定作用，實現(xiàn)氮、磷等污染物的去除，同時該工藝還具有操作簡單及運行成本低的特點，因此，被廣泛應(yīng)用于各污水處理廠生化段[5]。但在AAO中，缺氧池未能優(yōu)先接觸原水碳源，導(dǎo)致進(jìn)水C/N較低時，往往需要通過大量的外投碳源予以解決，由此帶來了較高的碳源投加費用。為解決AAO工藝缺陷，在此基礎(chǔ)上發(fā)展了倒置AAO工藝，通過缺氧區(qū)前置，強(qiáng)化反硝化原水碳源利用率，達(dá)到了較為良好的脫氮效果。但是其本質(zhì)仍為活性污泥法，在抗低溫性能方面存在天然弱勢，在面臨污水廠出水標(biāo)準(zhǔn)日益嚴(yán)格的基礎(chǔ)上，仍需對現(xiàn)有工藝進(jìn)一步研發(fā)創(chuàng)新。移動床生物膜反應(yīng)器(moving bed biofilm reactor，MBBR)通過對污水處理核心微生物的專性富集、固定培養(yǎng)，能夠全面強(qiáng)化污水廠對污染物的去除效果，提高污水廠生化池處理穩(wěn)定性與抗沖擊性[6]。首先，MBBR工藝能夠顯著強(qiáng)化系統(tǒng)低溫下的硝化性能。李韌等[7]研究表明，MBBR工藝能夠強(qiáng)化活性污泥系統(tǒng)的硝化性能，懸浮載體生物膜的硝化貢獻(xiàn)率能達(dá)到30%以上，且溫度越低，生物膜硝化貢獻(xiàn)率越高。董蕾茜等[8]采用MBBR工藝對某污水廠進(jìn)行提標(biāo)改造，改造結(jié)果表明，即使在低溫條件(10 ℃)下，污水廠出水氨氮也能穩(wěn)定在1 mg/L以下，系統(tǒng)硝化效果較改造前顯著加強(qiáng)。李新利等[9]的研究也表明，MBBR工藝硝化負(fù)荷能夠達(dá)到常規(guī)活性污泥系統(tǒng)的1.5倍以上。其次，大量研究表明MBBR工藝存在同步硝化反硝化(SND)現(xiàn)象，能夠強(qiáng)化TN去除效果。唐霞等[10]研究了AAO-MBBR工藝對低C/N廢水的處理效果，結(jié)果發(fā)現(xiàn)MBBR池懸浮載體上不僅富集了大量的硝化菌，還存在大量反硝化菌，暗示了MBBR池存在SND現(xiàn)象。韓文杰等[11]在長三角地區(qū)MBBR泥膜復(fù)合污水廠的研究過程中發(fā)現(xiàn)，各污水廠MBBR池均存在SND現(xiàn)象，并通過小試驗證懸浮載體生物膜SND的氮去除速率能夠達(dá)到2.0 mg/(L·h)以上。最后，MBBR工藝能夠?qū)崿F(xiàn)泥齡分置，通過懸浮載體生物膜富集硝化菌，從而能夠有效降低污泥齡，強(qiáng)化生物除磷[12]。綜上，倒置AAO工藝雖然強(qiáng)化了原水碳源的脫氮效率，但仍受限于活性污泥法自身缺陷，導(dǎo)致處理效果并不穩(wěn)定，而MBBR工藝可以顯著彌補(bǔ)污泥法活性污泥法缺陷，提高系統(tǒng)處理性能。目前，關(guān)于MBBR結(jié)合倒置AAO工藝的相關(guān)研究主要集中在宏觀運行效果上，關(guān)于脫氮除磷機(jī)理的研究尚缺。

本文以某污水廠為例，主要研究倒置AAO+MBBR工藝的處理效果及穩(wěn)定性。通過污水廠運行效果判斷污水廠實際處理能力，通過沿程水質(zhì)測定和小試試驗分析MBBR工藝對系統(tǒng)去除效果的影響，并結(jié)合生物膜胞外聚合物(EPS)分泌量、生物膜厚度及高通量測序，從多層面研究了MBBR工藝的脫氮除磷能力，為污水廠的穩(wěn)定運行提供指導(dǎo)與借鑒。

1 研究對象與方法

1.1 污水廠運行工藝

該污水廠原工藝為倒置AAO工藝，工藝流程為缺氧區(qū)→過渡區(qū)→好氧區(qū)，其中過渡區(qū)為三廊道串聯(lián)的形式，底部同時安裝有曝氣管路及攪拌裝置，根據(jù)實際情況確定曝氣管路的開啟或關(guān)閉，從而確定過渡區(qū)的實際功能，一般前兩廊道為厭氧狀態(tài)，而第三廊道則為微曝氣狀態(tài)，DO質(zhì)量濃度約為0.2 mg/L。該污水廠于2018年采用好氧區(qū)耦合MBBR工藝的方式進(jìn)行提量改造，MBBR區(qū)采用兩級串聯(lián)的形式，分別為MBBR1和MBBR2。該污水廠工藝流程如圖1所示，生化池水力停留時間為16.20 h，其中，缺氧區(qū)和過渡區(qū)水力停留時間為8.25 h，MBBR區(qū)水力停留時間為7.95 h。生化池內(nèi)回流比為100%～300%，外回流比為70%～100%。深度處理采用高效沉淀池+轉(zhuǎn)鼓過濾器/V型濾池，保障出水水質(zhì)穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。改造設(shè)計進(jìn)、出水水質(zhì)如表1所示，出水執(zhí)行《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 18918—2002)一級A標(biāo)準(zhǔn)。

圖1 污水廠流程圖Fig.1 Flow Chart of WWTP

表1 污水廠設(shè)計水質(zhì)Tab.1 Designed Water Quality for WWTP

MBBR區(qū)外投SPR-Ⅲ懸浮載體，載體直徑和高分別為(25±0.5)mm和(10±1)mm，掛膜后密度與水類似，可在水中呈現(xiàn)較好懸浮效果。另外，SPR-Ⅲ比表面積達(dá)到800 m2/m3以上，符合《水處理用高密度聚乙烯懸浮載體懸浮載體》(CJ/T 461—2014)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)。

1.2 硝化小試

1.2.1 試驗設(shè)計

硝化小試共設(shè)3組試驗，分別以MBBR池懸浮載體、活性污泥、MBBR池懸浮載體和活性污泥復(fù)合系統(tǒng)作為試驗對象，研究生物膜、活性污泥及泥膜復(fù)合系統(tǒng)的硝化能力，分析懸浮載體投加對活性污泥系統(tǒng)的影響。小試試驗裝置如圖2所示，采用20 L圓柱形裝置，試驗溫度與污水廠生化池實際運行保持一致。采用污水廠厭氧池出水上清液作為試驗用水，試驗期間DO濃度控制在與污水廠好氧池一致。小試采用間歇運行的方式，共歷時6 h，取樣間隔為0.5 h，試驗結(jié)束后檢測氨氮，并計算硝化負(fù)荷。

圖2 小試裝置圖Fig.2 Device Diagram of Small Scale Test

1.2.2 計算方法

采用上述小試的試驗數(shù)據(jù)，計算各組小試氨氮去除負(fù)荷及硝化貢獻(xiàn)率，具體計算如式(1)～式(2)。

(1)

(2)

其中：ARL——硝化負(fù)荷，kg/(m3·d)；

ARLB——生物膜硝化負(fù)荷，kg/(m3·d)；

ARLS——活性污泥硝化負(fù)荷，kg/(m3·d)；

NCRB——生物膜硝化貢獻(xiàn)率;

t——時間，h。

1.3 檢測方法

1.3.1 常規(guī)指標(biāo)檢測方法

1.3.2 EPS測定方法

EPS采用周俊等[14]提供的方法進(jìn)行提取。EPS主要包括多糖(PS)和蛋白質(zhì)(PN)，其中PS采用蒽酮法[15]測定，PN采用Folin-酚法[16]測定。

1.3.3 高通量測序

試驗分別于2021年6月、2021年8月、2022年1月和2022年2月取MBBR1懸浮載體、MBBR2懸浮載體及活性污泥樣品，經(jīng)預(yù)處理后進(jìn)行基于16S rDNA的擴(kuò)增子測序。具體測定過程與Wang等[17]相同。測序結(jié)果中有關(guān)物種組成參考已有方法進(jìn)行分析。

1.3.4 熒光原位雜交(FISH)試驗

參考Amann等[18]的方法進(jìn)行FISH試驗，對活性污泥和懸浮載體生物膜中氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)群落關(guān)系進(jìn)行分析。探針序列如表2所示，NSO190探針與FAM標(biāo)記表征AOB；采用Ntspa662探針與CY3標(biāo)記表征NOB。

表2 FISH試驗所用探針及標(biāo)記顏色Tab.2 Probe and Marking Color for FISH

2 結(jié)果與討論

針對污水廠的運行效果，分析了近一年(2021年3月—2022年2月)的運行數(shù)據(jù)，以及常溫(污水溫度高于12 ℃)和低溫(污水溫度低于12 ℃)下污水廠對有機(jī)物及氮、磷等污染物的去除效果。

2.1 有機(jī)物去除效果

污水廠運行數(shù)據(jù)如表3和表4所示，在常溫階段，進(jìn)水CODCr和BOD5質(zhì)量濃度分別為(290.79±58.43)mg/L和(145.74±29.32)mg/L，出水CODCr和BOD5則分別能夠降至(19.67±1.70)mg/L和(4.92±0.44)mg/L，明顯優(yōu)于一級A標(biāo)準(zhǔn)，CODCr和BOD5去除率分別高達(dá)93.03%±1.00%和96.52%±0.53%。而在低溫階段，盡管進(jìn)水CODCr和BOD5質(zhì)量濃度分別升至(332.29±16.97)mg/L和(167.88±8.25)mg/L，但出水CODCr和BOD5仍能夠穩(wěn)定降至(17.01±0.85)mg/L和(4.29±0.23)mg/L，去除率分別高達(dá)94.87%±0.33%和97.44%±0.18%，倒置AAO+MBBR工藝通過缺氧區(qū)前置，保證了缺氧區(qū)最先接觸原水碳源，既強(qiáng)化了原水碳源利用率，又保證了對COD的去除效果。

表3 MBBR池運行條件和生化池進(jìn)水水質(zhì)Tab.3 Operation Conditions of MBBR and Influent Water Quality of Biochemical Tank

表4 污水廠進(jìn)出水水質(zhì)Tab.4 Influent and Effluent Quality of WWTP

2.2 氨氮去除效果

污水廠倒置AAO+MBBR工藝具有較強(qiáng)的氨氮去除能力和抗低溫性。在常溫階段，污水廠進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度為(33.37±8.57)mg/L，出水氨氮能夠降至(0.85±0.69)mg/L，穩(wěn)定達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn)，氨氮去除率高達(dá)97.51%±1.95%；而在低溫階段，盡管進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度升至(35.89±5.91)mg/L，但出水氨氮仍能夠穩(wěn)定降至(0.78±0.37)mg/L，去除率仍高達(dá)97.69%±1.38%。MBBR工藝在低溫條件下仍能夠保持穩(wěn)定的硝化效果，具有良好抗低溫性。

為進(jìn)一步分析低溫運行期系統(tǒng)的硝化貢獻(xiàn)率，在冬季取生物膜、活性污泥進(jìn)行了純膜、活性污泥、泥膜復(fù)合系統(tǒng)的硝化小試，小試結(jié)果如圖3所示。一級MBBR和二級MBBR泥膜復(fù)合系統(tǒng)的氨氮去除負(fù)荷分別為0.25 kg/(m3·d)和0.21 kg/(m3·d)，明顯高于活性污泥系統(tǒng)的0.12 kg/(m3·d)，說明懸浮載體的投加能夠顯著強(qiáng)化活性污泥系統(tǒng)的硝化性能，保障污水廠出水氨氮穩(wěn)定達(dá)標(biāo)。另外，一級MBBR和二級MBBR生物膜的氨氮去除負(fù)荷分別為0.14 kg/(m3·d)和0.13 kg/(m3·d)，略高于活性污泥，核算生物膜硝化貢獻(xiàn)率能夠達(dá)到50%以上。MBBR工藝通過分級的設(shè)置，可以實現(xiàn)好氧功能區(qū)的優(yōu)化配置，當(dāng)好氧區(qū)之前存在碳源穿透時，一級MBBR主要起脫碳作用，從而保證了后段硝化環(huán)境。本項目通過缺氧區(qū)前置，強(qiáng)化了對原水碳源的利用，同時，將過渡區(qū)最后廊道開啟微曝氣，進(jìn)一步在好氧區(qū)之前強(qiáng)化了COD的去除，保證了好氧區(qū)免受COD抑制。一級MBBR工藝由于進(jìn)水負(fù)荷較高，可以始終發(fā)揮高效穩(wěn)定的硝化效果，而二級MBBR工藝受進(jìn)水基質(zhì)影響，雖然負(fù)荷較一級有所降低，但可以更好地保證出水達(dá)標(biāo)。

圖3 硝化小試過程氨氮變化Fig.3 Change of Ammonia Nitrogen in Nitrification Test

在微生物生長代謝過程中，細(xì)胞表面會吸附有機(jī)物并產(chǎn)生EPS，其主要成分PS和PN與生物膜結(jié)構(gòu)的形成和維持密切相關(guān)[19]。由圖4可知，在24 ℃條件下，生物膜PS和PN質(zhì)量濃度分別為(32.40±1.18)mg/g和(48.98±1.45)mg/g，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)約為81.38 mg/g。而隨著溫度不斷降低，生物膜EPS含量不斷升高，當(dāng)溫度降至12 ℃時，生物膜PS和PN質(zhì)量濃度則分別升至(41.06±0.75)mg/g和(81.80±0.61)mg/g，EPS質(zhì)量分?jǐn)?shù)升至122.86 mg/g，這與孫洪偉等[20]的研究結(jié)果一致。EPS是微生物生長過程中合成的一種重要物質(zhì)，而在其合成過程中存在大量影響因素，主要包括進(jìn)水水質(zhì)、溫度、DO和pH等運行參數(shù)[21]。由表3可知，在本研究中隨著溫度的變化，MBBR池DO和pH基本無變化，且生化池進(jìn)水水質(zhì)也無規(guī)律性變化，因此，MBBR池懸浮載體生物膜EPS變化的主要是溫度降低促進(jìn)微生物分泌EPS，使微生物發(fā)生聚集效應(yīng)，以抵抗低溫產(chǎn)生的不利影響[22]，這也是MBBR工藝具有較強(qiáng)抗低溫性的重要原因。另外，有研究指出PS含有親水官能團(tuán)，PN則含有大量疏水官能團(tuán)，PN/PS可以反映微生物表面疏水性，PN/PS越大表明微生物表面疏水性越強(qiáng)[23-24]。而微生物表面疏水性的提高能夠促進(jìn)生物膜的聚集。由圖4可知，PN/PS與溫度呈線性負(fù)相關(guān)，當(dāng)系統(tǒng)由24 ℃降至12 ℃時，生物膜PN/PS由1.51±0.12升至1.99±0.08，表明在低溫條件下，懸浮載體生物膜更容易聚集生長，使得生物膜厚度增加，進(jìn)一步提高M(jìn)BBR工藝的抗低溫性。

圖4 生物膜中EPS組分及含量Fig.4 EPS Composition and Content of Biofilm

2.3 TN去除效果

由表4可知，在常溫階段，污水廠進(jìn)水TN質(zhì)量濃度為(38.01±9.23)mg/L，存在明顯波動，但出水TN能夠降至(8.43±2.39)mg/L，穩(wěn)定達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn)，TN去除率達(dá)到77.06%±7.00%，這說明倒置AAO+MBBR工藝對TN具有良好處理能力。而在低溫運行階段，污水廠進(jìn)水TN質(zhì)量濃度升至(42.55±8.23)mg/L，但出水TN仍能夠降至(8.07±1.48)mg/L，TN去除率進(jìn)一步升至80.63%±3.96%，這說明MBBR工藝不僅能夠?qū)崿F(xiàn)出水TN的穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，也能夠強(qiáng)化系統(tǒng)的抗低溫性能。另外，對生化池沿程TN檢測分析發(fā)現(xiàn)(圖5)，MBBR池存在明顯SND現(xiàn)象。污水廠總回流比為250%左右，因此，在常溫階段，核算MBBR池氮去除量為4.66 mg/L，占生化池氮去除量的13.87%；而在低溫階段，MBBR池氮去除量進(jìn)一步增至6.51 mg/L，占生化池氮去除量的18.97%。本研究結(jié)果與汪傳新等[25]研究結(jié)果一致，其研究結(jié)果表明，當(dāng)溫度為22.3 ℃時，SND脫氮量占生化池TN去除量的比例為39.4%，而當(dāng)溫度降至15.4 ℃時，SND脫氮量占生化池TN去除量的比例則明顯升至47.3%。

圖5 污水廠生化池沿程TN變化Fig.5 TN Variation along the Biochemical Tank of WWTP

圖6表示的是冬夏兩季MBBR1和MBBR2中懸浮載體的生物膜厚度，其中夏季懸浮載體取自2021年6月，而冬季填料取自2022年1月?？梢园l(fā)現(xiàn)在高溫夏季，MBBR1和MBBR2池懸浮載體生物膜厚度分別為(316.89±61.71)μm和(270.13±46.55)μm。而在冬季，兩池懸浮載體生物膜厚度分別升至(498.67±47.59)μm和(489.79±76.22)μm，表明低溫更有利于生物膜富集。通過生物膜厚度的季相變化可以分析MBBR池存在SND的原因，主要是懸浮載體生物膜存在分層現(xiàn)象，外層以好氧硝化菌為主，而內(nèi)層處于厭缺氧環(huán)境，多為反硝化菌。在低溫條件下，生物膜較厚，有利于內(nèi)層反硝化菌生長，從而能夠強(qiáng)化MBBR池的SND效果，這也是該污水廠能夠保持穩(wěn)定TN去除效果的原因。另外，有研究表明，生物膜EPS具有可生物降解性，可以被饑餓狀態(tài)的微生物所降解[26-27]。結(jié)合圖4可知，低溫階段生物膜EPS含量顯著升高，有利于促進(jìn)內(nèi)層反硝化菌活性，提高M(jìn)BBR池SND效果。

圖6 MBBR池懸浮載體生物膜厚度變化Fig.6 Change of Biofilm Thickness of Suspended Carrier in MBBR

2.4 TP去除效果

該污水廠磷去除效果如表4所示。在常溫階段，污水廠進(jìn)水TP質(zhì)量濃度為(3.98±1.26)mg/L，存在較大波動，但出水TP質(zhì)量濃度穩(wěn)定降至(0.11±0.08)mg/L，能夠穩(wěn)定達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn)，這表明該污水處理系統(tǒng)對TP具有較強(qiáng)的去除能力。而在低溫階段，污水廠進(jìn)水TP質(zhì)量濃度明顯升高至(5.47±0.66)mg/L，但出水TP質(zhì)量濃度仍然能夠降至(0.08±0.03)mg/L，穩(wěn)定達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)，說明污水廠具有穩(wěn)定的TP去除效果。

通過測定生化區(qū)沿程斷面的TP變化(圖7)，過渡區(qū)由三廊道串聯(lián)組成，其中第一和第二廊道處于厭氧環(huán)境，而第三廊道為微好氧環(huán)境。過渡區(qū)第一和第二廊道存在明顯釋磷反應(yīng)，第二廊道出水TP質(zhì)量濃度升至3.98 mg/L，釋磷倍數(shù)為346.1%，而在過渡區(qū)第三廊道則存在顯著吸磷反應(yīng)，吸磷倍數(shù)達(dá)到74.16%，分析主要是該區(qū)域的微耗氧環(huán)境(DO質(zhì)量濃度為0.2 mg/L)導(dǎo)致部分氨氮被氧化成硝酸鹽，在反硝化除磷菌作用下進(jìn)行同步脫氮除磷，根據(jù)總回流比為250%核算反硝化除磷量為10.27 mg/L。MBBR區(qū)的好氧吸磷將TP質(zhì)量濃度進(jìn)一步降至0.42 mg/L，核算其除磷量為1.88 mg/L，能夠有效降低深度處理階段TP的去除負(fù)荷。另外，核算反硝化除磷和好氧吸磷比例約為8.39，表明系統(tǒng)的磷去除主要是通過反硝化除磷實現(xiàn)的。

圖7 污水廠生化池沿程TP變化Fig.7 TP Variation along the Biochemical Tank of WWTP

2.5 SS去除效果

進(jìn)水中過高的SS會導(dǎo)致生化池污泥濃度的升高，而污水廠往往會采用提高排泥量的方式維持系統(tǒng)的污泥濃度，從而導(dǎo)致功能菌群的流失，進(jìn)而影響污水廠出水水質(zhì)。由表4可知，在常溫階段，盡管污水廠進(jìn)水SS質(zhì)量濃度高達(dá)(316.87±67.76)mg/L，且存在較大波動，但是出水SS卻能夠穩(wěn)定降至(5.45±0.92)mg/L左右，穩(wěn)定達(dá)到一級A排放標(biāo)準(zhǔn)，SS去除率始終穩(wěn)定在98.19%±0.51%。而在低溫階段，污水廠進(jìn)水SS有所降低，為(221.24±18.14)mg/L，出水SS質(zhì)量濃度仍能降至(5.40±0.37)mg/L左右，去除率仍能達(dá)到97.55%±0.22%。另外，污水廠高效穩(wěn)定的有機(jī)物和氮素去除效果也證明了進(jìn)水SS的沖擊并不會影響污水廠的穩(wěn)定運行。

2.6 功能菌分析

圖8 屬水平微生物相對豐度Fig.8 Relative Abundance of Microorganisms at Genus Level

利用FISH試驗對污水廠活性污泥和懸浮載體生物膜功能菌進(jìn)行FISH分析，結(jié)果如圖9所示，AOB在生物膜和活性污泥中的含量均較低，這與高通量測序結(jié)果一致。而NOB則呈不同趨勢，其在生物膜中的含量明顯高于活性污泥，結(jié)合高通量測序結(jié)果，進(jìn)一步說明了懸浮載體生物膜較活性污泥具有更強(qiáng)的硝化菌富集能力。

圖9 污水廠懸浮載體生物膜和活性污泥FISH圖Fig.9 FISH Diagram of Suspended Carrier Biofilm and Activated Sludge of WWTP

3 結(jié)論

(1)污水廠采用倒置AAO+MBBR+高效沉淀池+V型濾池工藝/轉(zhuǎn)鼓過濾器+紫外消毒，提高了系統(tǒng)穩(wěn)定性，盡管在12 ℃低溫條件下，出水CODCr、BOD5、氨氮、TN、TP、SS質(zhì)量濃度仍能夠分別降至(17.01±0.85)、(4.29±0.23)、(0.78±0.37)、(8.07±1.48)、(0.08±0.03)、(5.40±0.37)mg/L，穩(wěn)定達(dá)到一級A 標(biāo)準(zhǔn)。

(2)懸浮載體的投加能顯著提高活性污泥硝化負(fù)荷，泥膜復(fù)合系統(tǒng)中懸浮載體生物膜的硝化貢獻(xiàn)率能夠達(dá)到50%以上。

(3)MBBR池存在SND現(xiàn)象，且低溫條件下尤為明顯，SND脫氮量達(dá)到6.51 mg/L，占系統(tǒng)TN去除量的18.97%。

(4)低溫條件下懸浮載體生物膜能分泌更多EPS，促進(jìn)微生物生長，從而不僅能夠提高系統(tǒng)抗低溫性，還可以提高系統(tǒng)SND效果。

(5)系統(tǒng)磷去除主要通過反硝化除磷實現(xiàn)，其中反硝化除磷量為10.27 mg/L，而好氧吸磷量僅為1.88 mg/L，核算反硝化除磷和好氧吸磷比例約為8.39。

(6)MBBR池懸浮載體生物膜的NOB相對豐度明顯高于活性污泥，低溫階段生物膜NOB相對豐度甚至達(dá)到8.25%～10.34%，高于活性污泥6倍以上；但活性污泥DNB相對豐度高達(dá)8.85%～13.05%，高于MBBR池生物膜的2.05%～8.21%，系統(tǒng)反硝化主要發(fā)生在活性污泥中，而生物膜中反硝化菌的存在能夠增強(qiáng)污水廠生化池處理效果。