MTF-CWs工艺对剩余污泥厌氧消化液的强化脱氮效果

苏光曦; 杨永哲; 张雷; 方进宾; 程果

doi:10.12030/j.cjee.201710077

MTF-CWs工艺对剩余污泥厌氧消化液的强化脱氮效果

1.
西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055
2.
铜川市污水处理厂，铜川 727000
基金项目:
陕西省重点科技创新团队计划（2017KCT-19-01）

高等学校博士学科点专项科研基金（20116120110008）

Performance of MTF-CWs process in enhanced nitrogen removal from excess sludge anaerobic digester liquids

1.
School of Environmental & Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China
2.
Tongchuan Municipal Wastewater Treatment Plant, Tongchuan 727000, China
Fund Project:

摘要: 采用多级潮汐流人工湿地（multi-stage tidal flow constructed wetlands, MTF-CWs）处理城市污水处理厂剩余污泥厌氧消化液（excess sludge anaerobic digester liquids, ES-ADL），以垂直潮汐流的运行方式强化硝化，并根据进水NH4+-N和TN浓度分为2种不同工况。实验结果表明：在进水COD、NH4+-N和TN浓度分别为（293.68±9.62）、（845.70±11.53）和（847.00±11.47）mg·L-1的条件下（工况1），出水COD、NH4+-N和TN浓度分别为（84.47±8.10）、（8.81±1.74）和（351.50±7.78）mg·L-1，COD、NH4+-N和TN的平均去除率分别为72.45%、98.93%和56.48%；在进水COD、NH4+-N和TN浓度分别为（413.31±7.47）、（1 023.85±8.32）和（1 025.78±8.31）mg·L-1的条件下（工况2），出水COD、NH4+-N和TN浓度分别为（51.60±6.05）、（9.58±3.13）和（359.92±7.68）mg·L-1。COD、NH4+-N和TN的平均去除率分别为87.34%、99.05%和64.68%。在上述2种工况条件下，可将城市污水处理厂ES-ADL回流引起的氮循环累积量分别降低58.50%和62.19%。溶解氧消耗计算结果表明：MTF-CWs并没有提供NH4+-N的氧化（全程硝化或短程硝化过程）所需要的溶解氧；氮平衡计算结果表明：2种工况条件下通过非传统硝化-反硝化途径（如厌氧氨氧化）去除的总氮负荷分别占据总氮去除负荷的86.30%和82.53%。采用Miseq高通量测序技术进行菌群分析，结果表明：在反硝化脱氮贡献最大的人工湿地单元存在大量的厌氧氨氧化细菌Candidatus Kuenenia，且其占比随着取样深度（0.05～0.20 m）增加而增加（其丰度由5.08%增加到13.18%），表明MTF-CWs处理ES-ADL时存在厌氧氨氧化途径。
- 人工湿地 /
- 剩余污泥厌氧消化液 /
- 硝化 /
- 自养反硝化 /
- 高通量测序
Abstract: Multi-stage tidal flow constructed wetlands(MTF-CWs) was employed to treat the excess sludge anaerobic digesting liquids(ES-ADL) in a wastewater treatment plant, which was conducted under vertical tidal-flow mode to enhance nitrification, and two operating cases were set by the influent concentration of NH4+-N and TN. In operation case 1, when the influent concentration of COD, NH4+-N and TN was (293.68±9.62), (845.70±11.53) and (847.00±11.47)mg·L-1, the effluent concentration of COD, NH4+-N and TN was (84.47±8.10), (8.81±1.74) and (351.50±7.78)mg·L-1, and the corresponding average removal efficiency of COD, NH4+-N and TN reached 72.45%, 98.93% and 56.48%, respectively. In operational case 2, when the influent concentration of COD, NH4+-N and TN was (413.31±7.47), (1 023.85±8.32) and (1 025.78±8.31)mg·L-1, the effluent concentration of COD, NH4+-N and TN was (51.60±6.05), (9.58±3.13) and (359.92±7.68)mg·L-1, and the corresponding average removal efficiency of COD, NH4+-N and TN reached 87.34%, 99.50% and 64.68%. Under these two cases, MTF-CWs decreased 58.50% and 62.19% nitrogen accumulation caused by ES-ADL recycling, respectively. The calculation results of consumption of oxygen indicated that the removal of NH4+-N did not use up the demand dissolved oxygen of whole nitrification or shortcut nitrification. The calculation results of carbon balance indicated that 86.30% and 82.53% nitrogen loads, respectively, were removed by other nitrification-denitrification pathways under two operating cases. Miseq high-throughput sequencing was employed to analyze the microbial communities, large quantities of anaerobic ammonium oxidation bacteria Candidatus Kuenenia were found in the wetland unit which contributed most in denitrification, the ratio of Candidatus Kuenenia increased as the depth of sampling increased (5.08% to 13.18%), which substantiated the existence of anaerobic ammonium oxidation pathways during treating excess sludge digester liquids with application of MTF-CWs.
- constructed wetlands /
- excess sludge digester liquids /
- nitrification /
- denitrification /
- high-throughput sequencing

城市污水处理厂初沉污泥及剩余活性污泥的处理工艺通常采用污泥浓缩、厌氧消化和污泥脱水。在厌氧消化及脱水过程中产生的剩余污泥厌氧消化液（excess sludge anaerobic digester liquids, ES-ADL），往往含有高浓度的NH₄⁺-N，其浓度一般为800~1 500 mg·L⁻¹，有时甚至可达2 000 mg·L⁻¹^[1]。若不加处理直接回流到城市污水处理工艺前端，会造成城市污水处理厂总氮负荷增加15%~25%^[2]，并可能会导致出水氨氮及总氮超标。因此，ES-ADL的处理问题日益受到重视。

AHN等^[3]利用另曝气式上流式颗粒污泥床反应器处理厌氧污泥消化液，在HRT为5 d的条件下，NH₄⁺-N去除率达到了94%。但多组反应器的联用，额外曝气的增加，会增大操作难度，增加运行成本；CHEN等^[4]在无纺布旋转生物接触反应器中，当进水C/N为1时，实现了同步Sharon-anammox工艺，达到了79%的氨氮去除效率。但工艺条件受基质和环境因素影响较大，在运行过程中需要严格控制进水水质和系统运行条件，增大了实际应用的操作难度和运行成本。人工湿地（constructed wetlands，CW）因具有节能，低耗，运行稳定等优点^[5]，成为用于处理ES-ADL的良好选择。CW运行方式分为水平潜流和垂直流，REDDY等^[6]发现，垂直流人工湿地（vertical-flow constructed wetlands, VF-CWs）相比水平潜流人工湿地（horizontal-flow constructed wetlands，HF-CWs），其非饱和的运行方式提高了人工湿地的氧传递速率（由5.4 g·(m²·d)⁻¹提高到40.0 g·(m²·d)⁻¹）。然而，VF-CWs的氧传递速率仍无法满足ES-ADL中大量NH₄⁺-N的氧化去除^[7]。

潮汐流人工湿地（tidal-flow constructed wetlands，TF-CWs）的运行过程由“进水-反应-排水-空置”4个阶段组成，空置阶段基质的空隙吸力将大气中的氧吸入系统中，进而大大提高了氧传递量^[8]。SUN等^[9]将VF-CWs加入潮汐流运行方式，改进成TF-CWs处理农业废水，NH₄⁺-N的去除率达到了93.10%，相比之前增加了17.83%。因此，将垂直流和潮汐流2种运行方式结合，形成多级潮汐流人工湿地（hybrid tidal constructed wetlands, MTF-CWs）新工艺，对实现ES-ADL的强化脱氮具有重要意义。

通常，在采用易生物降解碳源反硝化时，碳氮比不小于3，才能较好地实现全程反硝化脱氮^[10]。而ES-ADL的碳氮比低，仅为0.5~1.5^[11-12]，其原水中的碳源严重不足。赵联芳等^[13]使用复合垂直人工湿地处理受污染的河水，将进水碳氮比由8.0降低到2.0时，反硝化被抑制，TN的去除率由89%下降到55%；赵立等^[14]使用5级潮汐流人工湿地处理污泥厌氧消化液，在进水碳氮比为0.53的条件下，TN的最高去除率为36.78%。推测其中可能存在非传统反硝化途径。

本实验采用多级潮汐流人工湿地（multi-stage tidal flow constructed wetlands, MTF-CWs）对剩余污泥厌氧消化液进行强化硝化脱氮，研究剩余污泥厌氧消化液中NH₄⁺-N和TN在多级潮汐流人工湿地内的去除特征、去除机理和途径。

1 材料与方法

1.1 实验系统及运行条件

实验系统采用MTF-CWs，系统由7级垂直潮汐流人工湿地系统串联而成。实验系统见图1。第1级和第2级（粒径为0.6~1.2 cm的豆石，填充层高度为62 cm）、第4级（粒径为0.6~1.2 cm的豆石，填充层高度为65 cm）、第6级和第7级（粒径为0.2~1.2 cm的红砖碎屑，填充高度为62 cm）内径均为9.4 cm；第3级（粒径为0.6~1.2 cm的豆石，填充层高度为50 cm）和第5级（粒径为0.2~1.2 cm的红砖碎屑，填充层高度为50 cm）内径均为50 cm（种植植物为香蒲）。

图1 MTF-CWs实验系统图
Fig. 1 Schematic diagram of MTF-CWs

MTF-CWs用于处理剩余污泥厌氧消化液，进水量为6 L·d⁻¹。平均水力负荷为0.014 m³·(m²·d)⁻¹，运行周期为8 h（进水：0.25 h；反应：7.5 h；排水和空置：2.5 h），采取相邻2级交替进水的运行方式，即上一级排空时下一级同步进水，以此按时段逐级实现潮汐流的运行方式。共运行363 d。根据进水NH₄⁺-N浓度及氮负荷的不同，将MTF-CWs的运行分为2个工况：工况1的设计进水COD浓度为400 mg·L⁻¹，NH₄⁺-N和TN浓度为800 mg·L⁻¹，运行时间为76 d；工况2的启动阶段和运行期设计进水COD浓度为500 mg·L⁻¹，NH₄⁺-N和TN浓度为1 000 mg·L⁻¹，运行时间为287 d。

1.2 进水水质

根据实际剩余污泥厌氧消化液水质，采用人工配制的方法制备原水（原水水质见表1）。

表1 原水水质（n=39）
Table 1 Raw water quality (n=39)

表1 原水水质（n=39）
**Table 1** Raw water quality (n=39)
原水水质指标	工况1（n=10）	工况2启动阶段及运行期（n=29）
COD/（mg·L⁻¹）	293.68±9.62	427.45±7.66
TN/（mg·L⁻¹）	847.00±11.47	1 025.78±8.31
NH₄⁺-N/（mg·L⁻¹）	845.70±11.53	1 023.85±8.32
NO₂⁻-N/（mg·L⁻¹）	0.03±0.22	0.02±0.16
NO₃⁻-N/（mg·L⁻¹）	1.27±1.22	1.91±1.02
PO₄³⁻-P/（mg·L⁻¹）	14.67±2.46	14.46±1.31
pH	8.84±2.16	8.59±2.12
碱度（以CaCO₃计）/（mg·L⁻¹）	3 876.85±38.27	4 383.15±40.45

注：进水COD采用葡萄糖配制，氨氮采用碳酸氢铵配制，磷酸盐采用磷酸二氢钾配制。

1.3 水质分析方法

本实验中COD、TN、NH₄⁺-N、NO₂⁻-N、NO₃⁻-N、PO₄³⁻-P等指标采用《水和废水监测分析方法（第4版）》中的方法^[15]进行分析。

1.4 氧传递速率与耗氧速率计算方法

氧传递速率（oxygen supply rate, r_os）与耗氧速率（oxygen demand rate, r_od）计算方法^[16]见式（1）和（2）。

$r_{os} = (r_{O_{2} - in} {- r}_{O_{2} - out}) + (r_{DO - in} {- r}_{DO - out}) + 2.86 r_{N O_{3}^{-} - N}$

（1）

$r_{od} = (r_{BO D_{5} - in} {- r}_{BO D_{5} - out}) + 4.3 (r_{N H_{4}^{+} - N - in} {- r}_{N H_{4}^{+} - N - out})$

（2）

式中：

$r_{O_{2} - in}$ 为O₂进入介质的速率，g·(m³·d)⁻¹；

$r_{O_{2} - out}$ 为O₂离开介质的速率，g·(m³·d)⁻¹；

$(r_{DO - in} {- r}_{DO - out})$ 为溶解氧的去除速率，g·(m³·d)⁻¹；

$r_{N O_{3}^{-} - N}$ 为通过反硝化去除的硝态氮的速率，g·(m³·d)⁻¹；

$(r_{BO D_{5} - in} {- r}_{BO D_{5} - out})$ 为介质BOD的去除速率，g·(m³·d)⁻¹；

$(r_{N H_{4}^{+} - N - in} {- r}_{N H_{4}^{+} - N - out})$ 为介质NH₄⁺-N的去除速率，g·(m³·d)⁻¹。

1.5 生物膜采集、PCR扩增与高通量测序

根据MTF-CWs中各级处理单元对TN的去除特征，选择第5级人工湿地单元进行脱氮机理研究。取样深度分别为0.05、0.10、0.15和0.20 m。通过离心获取基质表面的生物膜，该生物膜采用Mag-Bind® Soil DNA Kit M5635试剂盒对其中的DNA进行提取。使用341F引物和805R引物对生物膜核糖体16S RNA中的V3～V4区域进行PCR扩增（引物带有Barcode信息，用于区分生物膜）。所得的PCR扩增产物，经过磁珠纯化回收后，利用Qubit 2.0 DNA检测试剂盒对回收的DNA精确定量，以方便按照1∶1的等量混合后测序。

2 结果与讨论

2.1 COD去除特征

经过363 d的运行，MTF-CWs对剩余污泥厌氧消化液中COD的去除特征见图2。

图2 MTF-CWs对剩余污泥厌氧消化液中COD的去除特征（n=39）
Fig. 2 Characteristics of COD removal in ES-ADL of MTF-CWs (n=39)

由图2可知：在工况1条件下，MTF-CWs的进水COD浓度为117.22~386.59 mg·L⁻¹ （平均浓度±方差，（293.68±9.62）mg·L⁻¹），出水COD浓度为10.87~204.26 mg·L⁻¹（平均浓度±方差，（84.47±8.10）mg·L⁻¹）。系统运行76 d累积进水COD负荷为2 870.27 g·m⁻³，累积出水COD负荷为966.12 g·m⁻³，平均去除率为72.45%，平均去除负荷为24.07 g·(m³·d)⁻¹。

在工况2的启动阶段，COD的去除率降低到38.92%。在工况2运行期（下文均称作“工况2”）条件下，MTF-CWs的进水COD浓度为308.04~527.10 mg·L⁻¹ （平均浓度±方差，（413.31±7.47）mg·L⁻¹），出水COD浓度为0~127.58 mg·L⁻¹（平均浓度±方差，（51.60±6.05）mg·L⁻¹）。系统运行183 d累积进水COD负荷为8 089.91 g·m⁻³，累积出水COD负荷为896.65 g·m⁻³，平均去除率升高到87.34%，平均去除负荷为41.46 g·(m³·d)⁻¹（以累积负荷计）。在提高25%的进水COD负荷后，MTF-CWs对于COD的平均去除负荷增加了72.24%。

VÁZQUEZ等^[17]利用VF-CWs处理高浓度养猪废水，在进水TSS负荷为9.20 g·(m³·d)⁻¹，COD负荷为17.90 g·(m³·d)⁻¹的条件下，出水COD的去除率达到93.00%，计算可知去除负荷为16.64 g·(m³·d)⁻¹；PELISSARI等^[18]使用VF-CWs处理巴西南部的乳牛废水，在进水COD负荷为45.31 g·(m³·d)⁻¹的条件下，COD去除率达到了58.00%，计算可知去除负荷为26.28 g·(m³·d)⁻¹。上述结果表明MTF-CWs对于ES-ADL中的COD具有良好的去除能力。

2.2 NH₄⁺-N去除特征

经过363 d的运行，MTF-CWs对剩余污泥厌氧消化液中NH₄⁺-N的去除特征见图3。由图3可知，在工况1条件下，MTF-CWs的进水NH₄⁺-N浓度为531.95~1 018.14 mg·L⁻¹ （平均浓度±方差，（845.70±11.53）mg·L⁻¹），出水NH₄⁺-N浓度为4.29~12.87 mg·L⁻¹（平均浓度±方差，（8.81±1.74）mg·L⁻¹）。系统运行76 d累积进水NH₄⁺-N负荷为7.89 kg·m⁻³，累积出水NH₄⁺-N负荷为0.08 kg·m⁻³ ，平均去除率为98.93%，平均去除负荷为20.83 g·(m³·d)⁻¹（以累积负荷计）。由图3可知：在工况1条件下，氨氮的累积去除量为7.81 kg·m⁻³ ，按照传统硝化途径，应产生的硝酸盐及亚硝酸盐量为7.81 kg·m⁻³，而同一条件下硝酸盐及亚硝酸盐产生量为3.21 kg·m⁻³，根据质量平衡，约有4.60 kg·m⁻³消失。

在工况2的启动阶段，NH₄⁺-N的去除率降低到87.37%，NH₄⁺-N转化速率也在水温最低时（13.4 ℃）下降至63.33 g·(m³·d)⁻¹。在工况2条件下，MTF-CWs的进水NH₄⁺-N浓度为895.06~1 151.60 mg·L⁻¹ （平均浓度±方差，（1 023.85±8.32）mg·L⁻¹），出水NH₄⁺-N浓度为0.86~25.94 mg·L⁻¹（平均浓度±方差，（9.58±3.13）mg·L⁻¹）。系统运行183 d累积进水NH₄⁺-N负荷为30.39 kg·m⁻³，累积出水NH₄⁺-N负荷为0.69 kg·m⁻³，平均去除率升高到了99.05%，平均去除负荷为24.98 g·(m³·d)⁻¹（以累积负荷计），表明以潮汐流方式运行的MTF-CWs人工湿地系统对于NH₄⁺-N具有良好的去除能力。由图3可知：在工况2条件下，氨氮的累积去除量为29.70 kg·m⁻³，而同一条件下硝酸盐及亚硝酸盐产生量为10.84 kg·m⁻³，根据质量平衡，约有18.86 kg·m⁻³消失。

图3 MTF-CWs对剩余污泥厌氧消化液中NH₄⁺-N的去除特征（n=39）
Fig. 3 Characteristics of NH₄⁺-N removal in ES-ADL of MTF-CWs (n=39)

VÁZQUEZ等^[17]利用潮汐流方式运行的垂直流人工湿地处理高NH₄⁺-N废水，在进水平均NH₄⁺-N浓度为459.00 mg·L⁻¹的条件下，出水平均NH₄⁺-N浓度达到了16.00 mg·L⁻¹，达到了93.0%的NH₄⁺-N平均去除率，计算可知NH₄⁺-N的平均去除负荷为26.58 g·(m³·d)⁻¹；HEROUVIM等^[19]利用4级小型垂直潮汐流人工湿地系统处理橄榄工业废水，在进水平均NH₄⁺-N浓度为247.00 mg·L⁻¹的条件下，出水平均NH₄⁺-N浓度达到了74.00 mg·L⁻¹，达到了71.66%的NH₄⁺-N去除率，计算可知其NH₄⁺-N去除负荷为22.24 g·(m³·d)⁻¹。相对于MTF-CWs，三者的NH₄⁺-N去除负荷均达到了20.00 g·(m³·d)⁻¹以上，这是由于潮汐流运行方式的人工湿地系统相对于传统人工湿地系统拥有更高的氧传递速率；WU等^[20]也通过实验证实：潮汐流运行的单级人工湿地系统平均供氧速率为320.00 g·(m³·d)⁻¹，高于传统运行的单级人工湿地系统的平均供氧速率（一般不超过106.00 g·(m³·d)⁻¹）。

现有的结果表明，在垂直潮汐流人工湿地系统中，最高的氧传递效率可达到37.5%^[21]。依照式（1）和式（2），根据MTF-CWs中全程硝化条件下COD和NH₄⁺-N的去除量以及每天进入MTF-CWs的氧气量（孔隙率以40%计），可以计算出工况1条件下的需氧量为2 692.40 g·(m³·d)⁻¹，理论所需供氧量应为7 179.73 g·(m³·d)⁻¹，而计算出的实际供氧量为3 082.40 g·(m³·d)⁻¹，仅为理论所需供氧量的42.93%；工况2条件下需氧量为3 378.25 g·(m³·d)⁻¹，理论所需供氧量应为9 008.67 g·(m³·d)⁻¹，而计算出的实际供氧量为3 375.86 g·(m³·d)⁻¹，仅为理论所需供氧量的37.47%。即使考虑短程硝化过程，工况1条件下实际供氧量为理论所需供氧量的57.24%，工况2条件下实际供氧量为理论所需供氧量的49.96%。以上结果表明：MTF-CWs并没有提供NH₄⁺-N的氧化（全程硝化或短程硝化过程）所需要的溶解氧，表明在MTF-CWs中可能存在其他脱氮途径将NH₄⁺-N转化为氮气，如厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation, anammox）。anammox反应^[22]见式（3）。

$1 N H_{4}^{+} + 1.32 N O_{2} + 0.066 H C O_{3} + 0.13 H^{+} \to 1.02 N_{2} + 0.26 N O_{3} + 0.066 C H_{2} O_{0.5} N_{0.15} + 2.03 H_{2} O$

（3）

2.3 TN去除特征

经过363 d的运行，MTF-CWs对ES-ADL中TN的去除特征见图4。其中第5级C/N比根据第5级进水水质（COD浓度与TN浓度的比值）计算（第5级进水的COD和TN浓度值未给出）。

图4 MTF-CWs对剩余污泥厌氧消化液中TN的去除特征（n=39）
Fig. 4 Characteristics of TN removal in ES-ADL of MTF-CWs (n=39)

由图4可知：在工况1条件下，MTF-CWs的进水TN浓度为537.79~1 019.459 mg·L⁻¹ （平均浓度±方差，（847.00±131.65）mg·L⁻¹），出水TN浓度为288.64~514.40 mg·L⁻¹（平均浓度±方差，（351.50±7.78）mg·L⁻¹），平均去除率为56.48%。

在工况2启动期阶段，由于进水负荷的影响，MTF-CWs对TN的去除率降低到47.28%。而在工况2条件下，MTF-CWs的进水TN浓度为895.84~1 153.30 mg·L⁻¹ （平均浓度±方差，（1 025.78±8.31）mg·L⁻¹），TN的出水浓度为270.67~495.37 mg·L⁻¹（平均浓度±方差，（359.92±7.68）mg·L⁻¹），平均去除率升高到64.68%。出水中TN的组成以硝态氮为主。在工况2条件下，可将城市污水处理厂剩余污泥厌氧消化液回流引起的氮循环累积量降低62.19%。

由图4可知：在工况1条件下，累积TN去除负荷为4.60 kg·m⁻³，累积COD去除负荷为1.95 kg·m⁻³；而在工况2条件下，累积TN的去除负荷为18.26 kg·m⁻³，累积COD去除负荷为9.73 kg·m⁻³。按照传统硝化反硝化途径分析其中的氮平衡，在有机碳源的计算中考虑生物合成（即去除1 g的硝态氮需要消耗3.05 g COD），结果表明：分别有3.97 kg·m⁻³（工况1）和15.07 kg·m⁻³（工况2）的氮负荷的去除无法通过传统硝化反硝化途径解释，各占被去除TN负荷的86.30%和82.53%。MTF-CWs各级对TN平均去除贡献率（平均去除贡献率为各级处理单元对TN的去除量与全系统对TN的去除量的比值）见表2。

由表2及图4可知：TN去除贡献率最高的人工湿地单元为第5级，其在工况1条件下进水C/N比为0.31±0.46，工况2条件下进水C/N为0.21±0.27。张燕等^[23]在进水C/N为1的条件下，利用人工湿地处理垃圾渗滤液稀释溶液，仅能达到55%的TN去除效率；而LIN等^[24]认为，当进水C/N为3.5时，人工湿地能达到最佳的脱氮效果，而C/N低于3时，全程反硝化脱氮就会受到影响。该级人工湿地总氮去除率分别达到了24.80%和44.10%；在上述条件下，MTF-CWs并没有提供传统脱氮途径（全程或短程硝化-反硝化）所需要的碳源。同时，根据2.1节中“NH₄⁺-N消耗的溶解氧无法由MTF-CWs提供”的现象，表明在本MTF-CWs中可能存在其他脱氮途径，如anammox等。WANG等^[25]利用水平流人工湿地系统处理畜牧废水，在进水碳氮比仅为0.5时，仍旧达到了90.00%以上的总氮去除率，经过研究，证实了厌氧氨氧化途径是其中主要脱氮途径。

表2 MTF-CWs各级对TN的去除贡献率（工况2，n=19）
Table 2 Removal rate of contribution of each stage in MTF-CWs (operation condition 2, n=19)

表2 MTF-CWs各级对TN的去除贡献率（工况2，n=19）
**Table 2** Removal rate of contribution of each stage in MTF-CWs (operation condition 2, n=19)
MTF-CWs级数	TN去除贡献率/%
1	23.65
2	1.05
3	35.21
4	−10.55
5	47.37
6	2.68
7	0.59

注：第4级在工况2条件下出水TN浓度增加所致。

王俊安等^[26]利用生物滤池处理城市污水，发现在磷酸盐浓度大于10.00 mg·L⁻¹时，生物滤池中的anammox受到了抑制，在滤池空隙监测出了白色的沉积物“鸟粪石”。而经过监测，MTF-CWs第5级的进水和基质上吸附的磷酸盐平均浓度为（9.46±0.40）mg·L⁻¹，并不会抑制anammox反应。根据上述结论及表2结果，选择对TN去除贡献率最高（47.37%）的MTF-CWs的第5级进行Miseq高通量测序。

2.4 Miseq高通量测序结果分析

2.4.1 MTF-CWs细菌丰度及多样性分析

MTF-CWs第5级的细菌丰度变化情况见表3。

表3 MTF-CWs第5级的细菌丰度变化
Table 3 Variations of bacterial abundance in the 5th stage in MTF-CWs

表3 MTF-CWs第5级的细菌丰度变化
**Table 3** Variations of bacterial abundance in the 5th stage in MTF-CWs
取样深度/m	序列数	OTU	Chao指数	ACE指数	Shannon 指数	文库覆盖率/%	Simpson 指数
0.05	115 219	5 142	67 102.62	98 307.55	5.12	96	0.02
0.10	106 794	5 107	67 429.86	92 405.66	5.08	96	0.02
0.15	81 814	4 041	42 964.51	32 726.26	4.94	96	0.03
0.20	78 536	3 911	38 479.24	31 190.62	4.78	96	0.03

Chao指数和ACE指数均用来估计群落中OTU数目，由CHAO^[27]提出，是生态学中估计物种的常用指数之一，其数值越大说明样品中物种数目越多。从表3可知：随着取样深度的增加，Chao指数和ACE指数降低，细菌的总数呈下降趋势，这与OTU和序列数展现出的趋势基本一致；Shannon指数和Simpson指数通常用于反映样品的Alpha多样性指数，由Simpson提出。但不同之处在于：Shannon值越大，说明样品群落多样性越高；而Simpson值越大，说明样品群落多样性越低。由表3可知：在MTF-CWs的第5级，随着取样深度的增加，Simpson值虽无明显变化，但Shannon值逐渐降低，说明样品群落的多样性逐渐降低。表明某种菌群逐渐占据主要竞争优势，逐渐淘汰了其他菌群。

2.4.2 MTF-CWs中细菌在门分类层面的分布特征

MTF-CWs第5级的细菌分类（门）的群落组成相对百分比见图5。由图5可知：在MTF-CWs第5级，细菌门类多样性比较丰富；而在4种样品中，细菌门类组成相对百分比前5名均为Proteobacteria（变形菌门）、Planctomycetes（浮霉菌门）、Bacteroidetes（拟杆菌门）Chloroflexi（绿弯菌门）和Firmicutes（厚壁菌门）。其中与脱氮相关的2大细菌门类（变形菌门和浮霉菌门）占据了细菌门类组成的主要部分：变形菌门占总细菌门类的32.99%~36.86%，而浮霉菌门占总细菌门类的15.18%~24.92%。另一大脱氮细菌门类（硝化螺旋菌门）则占总菌群的0.30%~2.03%，相对较低。

浮霉菌门是一小门水生细菌，而anammox细菌主要存在于浮霉菌门，anammox细菌呈球状，因含有细胞色素c，总体呈现红色，生长极为缓慢（每7～22 d倍增1次）^[28]。而随着取样深度的增加，浮霉菌门所占百分比逐渐升高。这可能是由于随着取样深度的增加，水体中溶解氧（dissolved oxygen，DO）浓度下降，氧传递速率降低，更有利于anammox的发生。JETTEN^[29]认为，anammox应在厌氧条件下进行，因此高浓度的DO会抑制anammox的进行。在微氧条件（<0.5%的空气饱和度）下，氧会完全抑制anammox，但该过程是可逆的；然而一旦氧大于18%的空气饱和度，则anammox微生物被完全灭活，不可恢复。

变形菌门包含位于α变形菌门和β变形菌门的氨氧化细菌（ammonia oxidizing bacteria, AOB）和亚硝化盐氧化细菌（nitrite oxidizing bacteria, NOB）以及大量异养反硝化细菌，是推动传统硝化反硝化脱氮途径的重要微生物^[30]。随着取样深度的增加，变形菌门所占百分比逐渐降低（由36.86%降为32.99%）。

硝化螺旋菌门是推动亚硝化反应的微生物，在MTF-CWs第5级中由于水体更替复氧带入的氧气使其生长，而随着取样深度的增加，硝化螺旋菌门所占百分比由于氧传递速率降低而逐渐降低^[31]（由2.03%降为0.30%）。

由图5可知：在MTF-CWs第5级的3大脱氮细菌门类中，变形菌门占据了最为主要的位置，其次是浮霉菌门，最后是硝化螺旋菌门。但要确定MTF-CWs第5级的脱氮途径，还需要进一步从属的层面对变形菌门和浮霉菌门进行分析。

图5 MTF-CWs第5级中细菌分类（门）的群落组成相对百分比
Fig. 5 Taxonomic classification of bacterial communities in the 5th stage in MTF-CWs

2.4.3 MTF-CWs中脱氮细菌在属分类层面的分布特征

MTF-CWs第5级变形菌和浮霉菌门下主要细菌属组成百分比见图6。由图6（a）可知：MTF-CWs第5级变形菌门中，鉴定出的细菌占总数的69.19%~80.32%。其中，AOB（Nitrosomonas属，即亚硝化单胞菌属）和NOB（Nitrospira属，即硝化螺旋菌属）所占比例均随着取样深度的增加逐渐降低（AOB：由15.33%降为10.00%；NOB：由2.03%降为0.30%）。这是由于水体中的氧随着深度的增加而逐渐降低，硝化反应受到抑制，AOB和NOB的生长受限，逐渐失去主要竞争能力。付融冰等^[32]通过对垂直流人工湿地的DO分布研究，发现随着测量深度的增加（由5 cm增至50 cm），DO浓度逐渐降低（由0.18 mg·L⁻¹降为0.09 mg·L⁻¹）。由图6（b）可知：MTF-CWs第5级的浮霉菌门中，Candidatus Kuenenia是最主要的属，Candidatus Kuenenia以CO₂为碳源，将NO₂^—-N氧化成NO₃^—-N，最早在德国斯图加特废水处理滴滤池中被发现，是一种典型的anammox菌种^[31]。

随着取样深度由0.05 m增加到0.20 m，Candidatus Kuenenia的富集率由5.08%增加到13.18%，分析其原因，水体中氧浓度降低促进了Candidatus Kuenenia的增长，从而促进了anammox反应。STROUS等^[33]发现，当氧气分压小于0.5%时，anammox被完全抑制。而根据MTF-CWs的运行方式分析，也可能是随着取样深度增加，基质底物浓度增加，造成了Candidatus Kuenenia的富集。陈重军等^[31]通过ABR厌氧氨氧化反应器研究anammox细菌，发现在底物浓度充足的隔室，anammox细菌富集率更高，竞争性也更强。

上述结果表明：MTF-CWs的第5级中存在着能进行自养反硝化反应的anammox细菌Candidatus Kuenenia，且随着取样深度的增加，该细菌逐渐占据主要竞争优势，进而可以推论anammox反应成为其中主要的脱氮途径之一，证实了应用MTF-CWs处理ES-ADL时自养反硝化途径的存在，并为后续进一步的脱氮途径的研究奠定了基础。

图6 MTF-CWs第5级变形菌门和浮霉菌门的群落（属）分布特征
Fig. 6 Distribution characteristics of Proteobacteria and Planctomycetes bacterial communities in the 5th stage in MTF-CWs at a genus level

3 结论

1）多级潮汐流人工湿地对于剩余污泥厌氧消化液中的NH₄⁺-N去除效果优异，并在进水NH₄⁺-N负荷增加20%的条件下（工况2），NH₄⁺-N的去除率仍达到了99.05%。

2）在总氮去除率最高的人工湿地单元（第5级）进水C/N极低的条件下（工况1：0.31±0.13；工况2：0.43±0.05），MTF-CWs对于ES-ADL中的TN平均去除率分别达到56.48%（工况1）和66.51%（工况2）。

3）经过氧传递速率的计算，MTF-CWs中氨氮的去除并没有消耗全程硝化或短程硝化所需要的溶解氧；氮平衡计算结果也表明：被去除的氮负荷中各有86.30%（工况1）和82.53%（工况2）的氮负荷的去除是通过非传统硝化-反硝化途径完成的。ES-ADL的进水碳氮比无法满足完全反硝化脱氮（<3），且MTF-CWs并没有提供NH₄⁺-N的氧化（全程硝化或短程硝化过程）所需要的溶解氧，由此推测在MTF-CWs中存在自养硝化-反硝化途径。进一步通过Miseq高通量测序，发现在MTF-CWs第5级存在着大量anammox细菌Candidatus Kuenenia，且其总占比随着取样深度的增加而增加，证实MTF-CWs处理ES-ADL时自养反硝化途径的存在（即anammox途径脱氮）。

4）建议进一步提高进水氨氮负荷，以便探明MTF-CWs对于ES-ADL的最大处理能力；同时建议通过改变运行方式等措施增强MTF-CWs的anammox脱氮能力。

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