当前，研究和开发经济高效的生物脱氮除磷技术，有效去除生活污水中的氮、 磷等营养物质，是控制水体富营养化和保证水质安全的关键[1]. 为此，基于ABR具有微生物相有效分离且易于形成颗粒化污泥以及MBR具体高污泥截留和出水水质好的特点，本课题组将ABR和MBR进行优化组合构建新型反应器(CAMBR)，并首次将其应用于生活污水的脱氮除磷研究，取得了较好的处理效果[2].
温度是影响活性污泥系统脱氮除磷效果的关键因素之一[3,4]. 微生物在其最适生长温度下活性最强，生长速率快，而当温度高于或低于该温度时，其活性均会下降，影响反应器脱氮除磷效果及其稳定性. 在前期研究基础上[2]，结合四季温度变化情况，为CAMBR能在实际环境中运行应用，故对其在不同温度条件下处理实际污水脱氮除磷性能进行研究并结合PCR-DGGE技术对其内部微生物群落结构进行分析，揭示CAMBR脱氮除磷机制. 1 材料与方法 1.1 试验水质
试验进水水质为苏州市某高校生活小区污水，一天中水质变化如表 1所示.
表 1 某高校生活小区污水水质
1.2 试验流程及装置
CAMBR由三隔室ABR、 好氧池和膜池组成，有效容积分别为8.6、 2.7 和3.1 L，如图 1所示. ABR内接种污泥取自苏州市某城市污水处理厂的重力浓缩池，总接种泥量约为各隔室有效体积的3/5，各隔室悬浮污泥(MLSS) 约为28 g ·L-1; 好氧池和膜池内的接种污泥取自苏州市某污水处理厂的氧化沟，投入量占各隔室有效体积的1/2，MLSS 约为7.5 g ·L-1，挥发性悬浮污泥(MLVSS)/MLSS 约为0.45，控制系统总HRT为10 h，用生活污水填满各隔室，闲置1 d后开始连续进水. 好氧池中布设穿孔管，通过曝气为活性污泥供氧及对膜进行擦洗，延缓膜污染. 系统设置两个泥水混合液回流(R1为200%，R2为50%)，实现厌氧反硝化脱氮，厌氧释磷，反硝化除磷及好氧吸磷和硝化功能，最终通过排泥实现除磷. MBR由自吸泵间歇抽吸出水，抽吸周期为12 min(包括10 min 抽吸和2 min反冲洗). 整个系统采用可编程逻辑控制器(PLC)进行恒定水位、 出水泵和反冲洗泵的启闭的自动控制. 通过在线监测仪实时监控ABR和好氧池的DO、 pH值. 试验选用的膜组件为PVDF帘式中空纤维微滤膜，膜孔径为0.1 μm，过滤面积为0.15 m2，采用真空压力表监测跨膜压差(TMP)变化，观察膜的污染状况，当TMP增至40 kPa时对膜组件进行化学清洗.
图 1 CAMBR反应器示意
1.3 试验方案
取接种污泥和启动结束后污泥(90 d)，另分别取3个温度段最后一天的污泥共5个污泥样品用于DGGE分析. 102 d时(见表 2)，在CAMBR每个隔室采取污泥样品用于DGGE分析.
表 2 试验运行条件
1.4 监测方法
COD、 NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TN和TP等常规指标均采用国家标准方法[5].
PCR-DGGE分析方法：污泥样品的预处理、 DNA提取和PCR扩增：将10 mL污泥样品离心10 min (转速3500 r ·min-1)后弃去上清液，然后保存于-20℃的环境用于后续分析使用. 采用蛋白酶K-CTAB法破碎、 裂解细胞对样品中DNA进行提取，具体方法见文献[6]. 用于PCR扩增的细菌16S rDNA通用引物为 GC341f(5′-CGCCCGCCGCG CCCCGCGCCCGGCCCGCCGCCCCCGCCCGCCTACG GGAGGCAGCAG-3′) 和 907r (5′-CCGTCAATTCCT TTGAGT TT-3′)，PCR扩增条件为：首先95℃变性5 min，然后95℃变性40 s，55℃退火50 s，72℃延伸50 s，循环35次，最后在72℃保持10 min，最终于4℃保温[7]. DGGE分析：取30 μL PCR扩增产物在DCode System (Bio-Rad,USA)上进行电泳，详细步骤见文献[7]. 2 结果与讨论 2.1 对COD的去除效果
整个试验过程中进水COD为260~330 mg ·L-1，COD随时间变化的去除效果如图 2所示. 中温阶段，ABR对COD去除率达60%，其出水COD浓度低于112 mg ·L-1. CAMBR对COD的去除率达到90%以上，系统出水COD浓度低于26 mg ·L-1. 当温度降低至低温阶段，ABR对COD的去除效果骤降，COD去除率仅有40%，出水浓度高达166 mg ·L-1，系统对COD的去除能力也显著降低，COD去除率仅有66%，出水浓度高达90 mg ·L-1，这与温度的骤降导致微生物活性降低，其生长代谢能力减弱有关[8]. 随着反应器的运行，微生物逐渐适应了环境温度的变化，系统对COD的去除效果有所好转并趋于稳定，最终稳定在89%左右，出水浓度在31 mg ·L-1左右. 当温度突然升高到35℃，由于微生物没有适应环境温度的突变，ABR对COD的去除效果显著降低，其出水COD浓度高达160 mg ·L-1，系统对COD的去除率也仅有75%，出水浓度达到了75 mg ·L-1. 随着微生物对环境的适应，ABR对COD的去除效果逐渐增强，系统对COD的去除能力也逐渐增强并趋于稳定，最终COD平均去除率稳定在90%，出水平均浓度为28 mg ·L-1. 由试验可知，CAMBR对温度变化的适应能力较强，并能较快地恢复有机物去除能力.
图 2 COD浓度及其去除率随时间的变化
2.2 对NH+4-N的去除效果
整个试验过程中系统随时间变化对NH+4-N的去除效果如图 3所示. 系统进水NH+4-N浓度为17~30 mg ·L-1. 中温阶段，虽然进水NH+4-N浓度波动较大，但是系统出水NH+4-N浓度维持在0.7 mg ·L-1以下，去除效果良好，去除率达96%. 这与中温阶段最适合硝化细菌的生长繁殖，活性强，硝化速率高[9]，可有效利用NH+4-N有关，所以能取得很好的去除效果.
图 3 NH+4-N浓度及其去除率随时间的变化
当温度骤降进入低温阶段，由于低温环境不利于硝化细菌的生长，其活性明显受到抑制[10]，系统出水NH+4-N浓度显著上升，高达10.9 mg ·L-1，其去除效果明显降低，去除率仅有60%. 随着反应器的运行，硝化细菌逐渐适应低温环境，其活性有所增强. 另外，由于SRT较长及MBR膜组件对污泥的截留作用，系统内污泥维持在较高浓度，有利于硝化菌的生长富集[11]，使得NH+4-N去除率有所上升，达到71%左右，出水NH+4-N平均浓度为7 mg ·L-1.
当温度突然上升至高温阶段，由于硝化细菌对于环境温度的突变极度不适应，其活性受到抑制，系统出水NH+4-N浓度明显上升，达11 mg ·L-1，其去除率显著降低，仅有58%. 随着微生物对高温环境的适应，系统对NH+4-N的去除能力显著增强并趋于稳定，最终NH+4-N去除率达到89%左右，出水NH+4-N平均浓度为2.5 mg ·L-1.
虽然ABR内有机氮被转化为NH+4-N，由于混合液的回流稀释作用，ABR出水NH+4-N浓度仍有所降低. 3个阶段中，中温阶段系统NH+4-N去除效果最好，高温阶段次之，低温阶段最差，表明为取得较好的NH+4-N去除效果，系统应维持在10℃以上，尽量减小低温对硝化菌的抑制作用. 2.3 对TN的去除效果
整个试验过程中随时间变化CAMBR对TN的去除效果如图 4所示. 可知系统进水TN为28~41 mg ·L-1. 由于中温条件最适合硝化细菌的生长繁殖，其活性也较高，系统内NH+4-N在好氧池和膜池内几乎被完全转化为NO-3-N和NO-2-N，系统出水TN平均浓度为9.3 mg ·L-1，TN平均去除率为71%. 膜池内泥水混合液经回流至ABR1号隔室，NO-3-N和NO-2-N经ABR内反硝化细菌作用转化为N2而得以去除. ABR出水TN浓度为14 mg ·L-1左右，TN去除率平均为58%. 由此可知，ABR去除了大部分TN. 另外，好氧池和膜池对TN的去除率约为13%，这可能由于膜组件高效截留污泥的作用，膜池内维持了较高的污泥浓度，并且混合不均匀产生了同步硝化反硝化作用[12]，强化了TN的去除. 另外，膜池内好氧微生物利用氮源生长代谢合成自身细胞吸收部分TN，通过排泥也减少了部分TN.
图 4 TN浓度及其去除率随时间的变化
当温度降到低温阶段，由于低温条件对硝化菌活性产生抑制作用，NH+4-N转化为NO-3-N和NO-2-N的效果很不理想，回流混合液中NO-3-N和NO-2-N浓度很低，并且低温条件下反硝化速率显著降低[13]，导致反硝化效果较差，进而导致系统TN去除效果也很差. 另外，微生物在低温条件下生长繁殖缓慢，氮素代谢合成利用减缓. 随反应器的运行，微生物对低温环境也逐渐适应，随NH+4-N转化率的提高，TN去除率也有所提高，最终稳定在57%左右，出水浓度为15 mg ·L-1左右，其中，ABR对TN的去除率达53%.
由于温度的骤升，高温阶段初期随NH+4-N转化率的骤降，系统TN去除效果明显降低，TN去除率仅有40%，出水TN浓度高达19 mg ·L-1. 随着反应器的运行，微生物对温度的骤变逐渐适应，NH+4-N转化率逐渐提高，系统出水TN去除率也逐步提高，最终升高至70%左右，出水浓度为9 mg ·L-1左右，其中，ABR对TN的去除率达60%.
整个试验过程中，TN和NH+4-N的去除率变化趋势基本类似. 中温和高温阶段TN去除效果相差不大，而低温阶段较差. 好氧池和膜池在不同阶段对TN的去除贡献为：中温>高温>低温，同样表明为取得较好的TN去除效果，CAMBR应维持在10℃以上，减小低温对微生物的抑制作用. 2.4 对TP的去除效果
整个试验过程中CAMBR随时间变化对TP的去除效果如图 5所示. 系统进水TP浓度为2.4~3.3 mg ·L-1. 整个运行过程中，系统TP去除率与厌氧释磷量呈良好的正相关性; ABR2号隔室TP浓度显著高于进水浓度，表明ABR2号隔室内聚磷菌释磷充分; ABR出水TP浓度显著降低表明ABR3号隔室内反硝化除磷菌吸收了部分TP，有效保证了系统的除磷效果[14,15]，但仍显著高于进水浓度; 在好氧池和膜池内聚磷菌进一步过量吸磷后，最终以剩余污泥的形式排出系统，实现磷的去除.
图 5 TP浓度及其去除率随时间的变化
中温阶段，系统内微生物活性最高，有机物能充分降解为小分子有机酸，ABR内聚磷菌释磷充分，反硝化除磷菌也能充分吸磷，好氧池和膜池聚磷菌过量吸磷能力最强，TP可被有效去除，系统出水TP平均浓度为0.4 mg ·L-1，去除率达到87%左右.
当温度降低到低温阶段，微生物活性受到抑制，ABR内聚磷菌释磷能力减弱[16]，反硝化除磷菌吸磷能力降低，好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力也受到抑制，系统除磷效果明显下降，去除率骤降至38%. 随着反应器的运行，系统内微生物对低温环境逐渐适应，ABR内聚磷菌释磷能力、 反硝化除磷菌吸磷能力和好氧池、 膜池内聚磷菌过量吸磷能力同步有所增强，TP的去除率也稳步回升，最终系统TP去除率稳定在67%左右，出水TP平均浓度为1 mg ·L-1. 系统在低温环境下能够较好地除磷，与低温条件下PAOs相比聚糖菌(GAOs)能较多地利用VFAs、 抑制聚糖菌对除磷系统的不利影响密切相关[17]. 另外，缺氧反硝化除磷也提高了系统的除磷效能[18]. 此外，复合系统对于环境变化有较强的抗冲击能力，也使得CAMBR在低温环境能取得较好的除磷效果.
当温度从低温阶段急剧上升至高温阶段，由图 5可知，ABR内聚磷菌释磷能力、 反硝化除磷菌吸磷能力、 好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力均显著下降、 系统TP去除率骤降至38%，出水TP浓度高达1.9 mg ·L-1，其原因是环境温度的骤变导致微生物活性下降; 虽然温度上升，PAOs 释磷速率增加但吸磷速率降低[19]. 系统经过24 d的运行，其内部微生物逐渐适应了高温环境，ABR内聚磷菌释磷能力、 反硝化除磷菌吸磷能力、 好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力均得到不同程度的回升，但仍低于中温条件下的除磷效果，这与高温条件下GAOs在吸收基质方面相比PAOs更具优势有关[17]，最终系统TP去除率达到73%，出水TP平均浓度为0.8 mg ·L-1. 相比其他高温条件下强化除磷系统除磷效率急剧下降，甚至崩溃的研究[20]，CAMBR在高温环境仍具有稳定较好的出水. 其原因是ABR特殊的结构具有相分离的功能[21]，使不同厌氧微生物在不同的隔室最适条件下生长，并呈现出了良好的种群分布，强化其原有功能，有利于ABR内聚磷菌释磷能力，反硝化除磷菌吸磷能力，好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力的充分发挥.
3 CAMBR反应器DGGE图谱分析
脱氮除磷反应器中微生物菌群结构复杂，呈多样性分布[22,23]. 采用一些非培养的研究方法(如DGGE、 FISH、 T-RFLP、 醌谱和克隆文库技术等方法)对生物脱氮除磷反应器中菌群的研究表明：反应器内微生物菌群呈高度多样性分布，并且多种脱氮除磷功能菌群共同发挥脱氮除磷的功效. DGGE图谱中每一个条带代表着一个细菌种属，而同一图谱中的对应条带的密度则可代表此菌种的丰度. 由图 6可知，CAMBR在不同运行条件下，能够维持多种微生物的存在，使其共同发挥脱氮除磷的功能. 另外，根据生态学中的“多样性导致稳定性原理”，物种多样化具有稳定生态系统的功能特征[24]，可知CAMBR中微生物菌群呈多样性分布有利于反应器获得稳定的脱氮除磷效果. 生物脱氮除磷反应器中微生物菌群呈多样性分布的同时优势菌群突出[25]. 微生物菌群的多样性有利于系统的稳定，同时反应器中优势菌群的种类、 数量则可能直接关系到反应器功能的强弱. 从图 6可以看出CAMBR在不同运行条件下菌群结构有所变化，微生物菌群呈多样性分布的同时，优势菌群也格外明显. 部分在接种污泥中存在的微生物，随着反应器运行条件的改变而逐渐被淘汰，A泳道内优势细菌5号和11号在启动过程中逐渐减弱，最终失去优势地位，并且11号优势细菌在后面4个时期内几乎不存在. 条带6和14在接种污泥内并非优势菌种，经过不同运行条件的适应，在后期逐渐演替为优势菌种，说明这些细菌能很好地适应系统环境. 同时，15号条带对应的细菌种属随着反应器的运行逐渐成为顶级优势菌种，对提高污水处理效果起到了至关重要的作用. 伴随CAMBR内菌群结构的不断变化，不同条件下其脱氮除磷效果也不断得到增强，最终系统运行稳定，出水水质较好. 由此可见，CAMBR内菌群结构的变化直接关系到反应器脱氮除磷功能的发挥. 当反应器从中温变为低温和高温后，4、 6、 14和15号条带对应的细菌种属随着反应器的运行逐渐处于优势地位. 由于反应器温度从恒温(25℃)变为中温(25℃±5℃)，运行过程中温度出现明显波动，此时10号条带所代表的菌种在C泳道显示的信号特别强，说明10号菌种在中温(25℃±5℃)条件下得到了大量繁殖和富集. 同时1、 2、 3和15号相对较稳定的功能菌群使得CAMBR功能得到了稳定地发挥.
A. 接种污泥; B. 启动; C. 中温; D. 低温; E. 高温 图 6 污泥样品的DGGE凝胶图谱
4 CAMBR不同区域菌群结构分析
CAMBR不同区域菌群结构如图 7所示. 可知，各隔室之间相似性较高，均具有1、 2、 3、 5、 6和7号优势菌属. 这与整个系统存在污泥回流现象、 使得各个隔室内菌群在同一时期能够保持较高的相似性、 微生物菌群结构在相对较短的时间内改变不明显有关. 而ABR内特有的微环境促使各微生物种属的生理状态发生改变，使得不同微生物在不同隔室内发挥不同的功能：ABR1号隔室内反硝化细菌反硝化脱氮、 ABR2号隔室内聚磷菌厌氧释磷、 ABR3号隔室内反硝化除磷菌利用硝酸盐反硝化除磷; 而MBR发挥聚磷菌好氧吸磷及硝化细菌硝化作用. 另外，ABR内特有的4号优势菌种与ABR底部尺寸较大的颗粒污泥不参与整个系统的污泥回流有关，进一步稳定了ABR各隔室的原有功能. 可知各优势菌群功能的耦合有效保证了系统的脱氮除磷效果.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
A. ABR1; B. ABR2; C. ABR3; D. 好氧池; E. 膜池 图 7 第102 d不同隔室污泥样品的DGGE凝胶图谱
5 结论
(1)CAMBR在不同温度条件下能对实际生活污水进行有效处理，防止环境温度的突变(采取保温措施等)有利于系统获得稳定的除污性能. 环境温度的变化对系统去除COD的影响很小，出水COD均优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准，出水TN优于一级A标准，出水TP满足一级B标准. 试验过程中，系统内微生物类群保持多样性分布，同时优势菌群突出.
(2)在同一时期内，各个反应池菌群相似性较高，但各隔室微环境的改变使得ABR和MBR内微生物菌群结构仍存在明显差异，强化了ABR和MBR的各自功能，有效保证了系统脱氮除磷效果.(来源及作者：苏州科技学院环境科学与工程学院 吴鹏、陆爽君、徐乐中、刘捷、沈耀良)