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MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水

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卢欣欣, 王怡, 黄瑞雪. MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水[J]. 环境工程学报, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
引用本文: 卢欣欣, 王怡, 黄瑞雪. MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水[J]. 环境工程学报, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
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LU Xinxin, WANG Yi, HUANG Ruixue. Reject water treatment by MBBR coupled with integrated partial nitrification-anaerobic ammonium oxidation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
Citation: LU Xinxin, WANG Yi, HUANG Ruixue. Reject water treatment by MBBR coupled with integrated partial nitrification-anaerobic ammonium oxidation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
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MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水

  • 1.

    西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055

  • 2.

    西北水资源与环境生态教育部重点实验室，西安 710055

    • 作者简介: 卢欣欣(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：污水处理与资源化。E-mail：2330390854@qq.com
    通讯作者: 王怡(1971—)，女，博士，教授。研究方向：污水处理与污泥资源化利用。E-mail：wangyi1003@sina.com; 
  • 基金项目:
    陕西省自然科学基础研究重点项目(2016JZ019)

  • 中图分类号: X703.1

Reject water treatment by MBBR coupled with integrated partial nitrification-anaerobic ammonium oxidation

  • 1.

    School of Environmental and Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China

  • 2.

    Key Laboratory of Northwest Water Resources, Environment and Ecology, Ministry of Education, Xi'an 710055, China

    • Corresponding author: WANG Yi, wangyi1003@sina.com ; 

摘要

  • 摘要: 采用移动床生物膜反应器(MBBR)处理已回收磷后的实际污泥水，在进水平均氨氮浓度为167.51 mg·L−1、HRT为22.24 h、DO为0.5 mg·L−1和温度为24~26 ℃的条件下实现了一体式短程硝化-厌氧氨氧化过程的耦合，对氨氮和总无机氮的最大去除率可达96%和79.7%。但是，一体式反应器受DO浓度影响较大，维持稳定的DO浓度对于系统的氮去除非常重要。荧光原位杂交(FISH)及高通量测序结果表明，MBBR的生物膜及活性污泥中Nitrosomonas菌分别占总菌数的10.46%和21.46%，厌氧氨氧化菌的优势菌种Candidatus Kuenenia在生物膜和活性污泥中分别占总菌数的4.13%和0.71%。因此，MBBR中活性污泥主要完成亚硝化，生物膜主要完成厌氧氨氧化，常温条件下，两者在一个反应体系中共同完成了对污泥水中氮的高效自养脱除。以上结果表明了一体式反应器处理实际污泥水的可行性，可为该工艺在实际工程中的应用提供参考。
    Abstract: A moving bed biofilm reactor (MBBR) was used to treat the reject water in which phosphorus was recovered in this study. The integrated partial nitrification-anaerobic ammonium oxidation (PNAAO) process was successfully coupled with MBBR under the room temperature of 24~26 ℃, HRT of 22.24 h, DO of 0.5 mg·L−1, and the average influent ammonia nitrogen (NH+4-N) concentration of 167.51 mg·L−1. The maximum removal rates of NH+4-N and total inorganic nitrogen could reach 96% and 79.7%, respectively. However, DO concentration had a great effect on the operation of the integratd reactor. So, it is very important to maintain a stable DO concentration for nitrogen removal by the system. The results of fluorescence in situ hybridization (FISH) and high-throughput sequencing confirmed that Nitrosomonas in biofilm and activated sludge of MBBR accounted for 10.46% and 21.46% of the total bacteria, respectively. In addition, Candidatus Kuenenia was the dominant species of AAOB(anammox bacterium) in both biofilm and activated sludge, which accounted for 4.13% and 0.71% of the total bacteria, respectively. Therefore, partial nitrification was mainly accomplished by activated sludge, while anaerobic ammonia oxidation was primarily accomplished by biofilm in MBBR. Therefore, the coupled process of partial nitrification and anaerobic ammonia oxidation in a MBBR could achieve an efficient autotrophic nitrogen removal under room temperature. This research shows the feasibility of the treatment of real reject water by the coupled reactor, and provides an important basis on the application of the process in practical engineering.

  • 黄河是我国第二大长河，全长5 464 km，流经青海、山东等9省区，是我国重要的生态安全屏障。黄河流域是人口活动和经济发展的重要区域。2021年，国务院将黄河流域的生态保护与高质量发展作为国家重要发展战略。重金属污染物进入水环境中，其中少部分重金属以溶解态形式存在于水体中，大部分则通过与水体中悬浮物作用，以不同形态存在于沉积物中[1]，因此，沉积物既是重金属污染的汇，又成为了一个重要的污染源[2]。当水体环境发生变化，沉积物中以较强迁移形态存在的重金属可能会再度被释放，不仅会引发水体二次污染[3]，同时也会通过食物链累积或其他暴露途径危害水生生态系统，进而威胁人类健康[4-5]。因此，针对沉积物中重金属的因赋存形态不同从而造成的生态风险与人类健康风险进行分析评价，对深入了解黄河流域重金属污染现状具有重要意义。

    沉积物中重金属形态的风险评价主要包括生态风险和健康风险评价两大类。评价方法多基于重金属总量[6-8]，这些方法一定程度上能反映该地区的重金属富集程度。但随着研究的深入，发现沉积物重金属的迁移释放能力和生物可利用性与其在沉积物中的赋存形态密切相关[9]。基于重金属形态的重金属风险评价标准[10-11] (Risk assessment code，RAC)、次生相与原生相分布比值[12]等生态风险评价方法可用以描述重金属的迁移能力大小与生物可利用性强弱，从而评估重金属对生态环境造成的危害。结合健康风险评价，可对人体因长期暴露于污染环境中所受到的损害进行定量计算。EMENIKE等[7]对干湿季的尼日利亚Atuwara河沉积物中重金属进行健康风险评价，结果显示2个季节中儿童经过口摄入As、Cd、Cr和Ni的非致癌风险均超过安全限值。WOJCIECHOWSKA等[5]对波兰北部两条河流的沉积物重金属进行非致癌健康风险分析发现，在皮肤接触暴露途径中Cr的非致癌健康风险值最高，但未超过人体可接受范围。LI等[13]在研究湘江流域表层沉积物样品时发现，S4和S5站点Pb对成人和儿童有潜在的非致癌健康风险。我国健康风险评价方法起步较晚，有关黄河流域重金属健康风险研究多集中于水体和灌溉农田土壤[14-15]，对沉积物的健康风险评价较少。沉积物中重金属的残渣态主要存在于原生矿和次生矿的矿物晶格中，迁移性弱，对人体危害性小，若直接使用重金属总量指标进行评价，易造成风险值高于实际风险值的情况[16]。而针对黄河沉积物的可利用态重金属含量进行健康风险评估，能更客观地反映沉积物中重金属存在的健康风险。因此，将生态风险和健康风险评价相结合，以重金属不同赋存形态的含量为依据，定性定量的评估重金属污染对生态和人体造成的风险，可降低单一评价方式所产生的遗漏或误判的影响[17]，从而对黄河干流表层沉积物中重金属污染进行综合评价。

    本研究在黄河干流全流域内进行沉积物样品采集，重点分析表层沉积物样品中重金属的赋存形态及空间分布情况，通过计算重金属风险评价标准、次生相与原生相分布比值以及健康风险指数，对黄河干流沉积物中重金属各赋存形态的分布、生态风险及对人类对重金属暴露风险进行综合评估，为黄河流域重金属污染防治提供参考。

    1.   实验部分

    1.1   样品采集和处理

    2020年9月至11月，在黄河干流内均匀采集15个表层沉积物样品，部分采样点受各河段工农业发展、大型工程建设和迁建政策等人类活动影响。具体采样点位置分布如图1所示，采样点名称和地理位置如表1所示。其中，U1~U4位于上游、M1~M6位于中游、D1~D5位于下游。表层沉积物使用彼得逊采泥器采集，采集深度均为0~20 cm，样品封存后及时运回实验室保存，取适量样品冷冻干燥24 h至恒重，用研钵研磨过150目尼龙筛备用。

    图 1  黄河干流采样点位置分布图
    Figure 1.  Distribution of sampling points in Yellow River mainstream
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    表 1  采样点名称与地理位置
    Table 1.  Sample point name and geographical location
    编号采样点名称地理坐标
    U1刘家峡35°56′13.22″N,103°20′51.06″E
    U2银川38°21′35.93″N,106°24′52.24″E
    U3三盛公40°18′34.88″N,107°1′49.9″E
    U4画匠营子40°31′52.55″N,109°55′28.49″E
    M1神泉40°11′11.62″N,111°12′45.33″E
    M2河曲39°21′10.27″N,111°10′57.27″E
    M3府谷38°57′47.06″N,110°59′30.3″E
    M4永和36°50′10.12″N,110°24′59.61″E
    M5潼关34°36′36.03″N,110°17′16.91″E
    M6七里铺34°51′33.08″N,113°5′32.42″E
    D1封丘浮桥34°54′21.41″N,114°16′19.67″E
    D2泺口36°43′31.8″N,116°59′18.74″E
    D3滨州黄河浮桥37°20′25.19″N,118°3′35.09″E
    D4胜利37°36′17.5″N,118°31′48.51″E
    D5入海口浮桥37°45′35.42″N,119°9′53.51″E
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    1.2   沉积物重金属形态提取方法与含量测定

    取0.25 g处理好的沉积物，按照沉积物金属元素总量消解法进行微波消解，消解液使用1% (质量分数) 硝酸定容，再用0.22 μm聚醚飒 (Polyethersulfone，PES) 滤膜过滤后待测。沉积物重金属的赋存形态提取使用改进的BCR方法[18]，提取形态为弱酸态 (F1) 、可还原态 (F2) 、可氧化态 (F3) 、残渣态 (F4) 4种。具体步骤为参考文献[18-20]。

    1) 弱酸态 (F1) 。取1.00 g样品，加20 mL醋酸溶液 (0.11 mol·L−1) ，摇床振荡16 h，离心10 min (4 000 r·min−1) ，取上清液加1.5 mL的浓HNO3，摇匀后定容。2) 可还原态 (F2) 。向F1的残渣中加入20 mL盐酸羟胺溶液 (pH=1.5，浓度为0.5 mol·L−1)，振荡16 h，离心、转移步骤同F1。3) 可氧化态 (F3) 。向F2的残渣中加5 mL的30% (质量分数) 双氧水 (pH=2~3) ，静置1 h后，在85 ℃水浴条件下消解，再次加入5 mL的30% (质量分数) 双氧水重复在85 ℃水浴条件下消解，取出加入1.0 mol·L−1的乙酸铵溶液25 mL (pH=2) ，振荡16 h，离心、转移步骤同F1。4) 残渣态 (F4) 。同沉积物中重金属总质量分数处理方法一致，使用HF-HClO4微波消解后待测。重金属的总质量与各形态质量分数均采用电感耦合等离子体质谱仪 (ICP-MS) 检测，采用内标法定量分析。实验过程中使用水系沉积物标准物质GBW07309 (GSD-9) 做全程质量控制。BCR提取的赋存形态质量分数之和与沉积物金属总质量相比，回收率为80%~120%。

    1.3   评价方法

    1) 重金属风险评价标准 (Risk assessment code，RAC) 。重金属风险评价标准指弱酸态F1占总质量的百分比，用以评价重金属迁移性和生物活性的大小[19]。RAC值越大，重金属的迁移性越强，生物活性越高，风险值越大；反之则越弱。RAC<1%时，沉积物中重金属对水环境无风险；1%≤RAC≤10%时，低风险；11%≤RAC≤30%时，中等风险；31%≤RAC≤50%时，高风险；RAC>50%，极高风险。

    2) 次生相与原生相分布比值法。沉积物中原生矿物称为原生相，即本研究中的残渣态，原生矿物风化后产物和外来物质称为次生相，即本研究中的可利用态 (弱酸溶态、可氧化态与可还原态含量总和) [12]。计算公式如式 (1) 所示。

    KRSP=MsecMprim×100% (1)

    式中：Msec为沉积物次生相的重金属质量分数，mg·kg−1；Mprim为沉积物原生相的重金属含量质量分数，mg·kg−1。比值KRSP可用以表述该地区重金属污染现状。KRSP<100%，无污染；100%≤ KRSP<200%，轻度污染；200% ≤KRSP<300%，中度污染；KRSP≥300%，重度污染。

    3) 健康风险评定方法。依据美国环境总署(U.S. Environmental Protection Agency, EPA)公布的土壤健康风险评价模型，对黄河沉积物中重金属可利用态含量对人体造成的危害进行健康风险评估。将重金属分为致癌污染物 (As、Cd、Cr、Ni) 和非致癌污染物 (Cu、V、Zn、Pb) 。一般认为，致癌污染物也会产生非致癌风险，故对9种重金属进行非致癌风险评价，对As、Cd、Cr、Ni这4种重金属进行致癌风险评价。沉积物中重金属元素一般通过口摄入、呼吸摄入和皮肤接触3种方式进入人体内，计算公式如[21]公式(2)~(4)，其中C为不同河段沉积物中重金属可利用态含量，其余各参数值见表2。重金属的非致癌健康风险评估模型如公式(5)~(6)。

    表 2  人体健康风险评价模型参数[6]
    Table 2.  Parameters of human health risk assessment model
    参数物理意义单位取值
    成人儿童
    BW体重kg7015
    CF单位转化因子kg·mg−110−610−6
    IR1土壤颗粒摄入量mg·d−1100200
    IR2呼吸频率mg·d−1207.65
    ED土壤暴露持续时间a246
    EF土壤暴露频率d·a−1350350
    SA暴露皮肤面积cm25 7002 800
    AF皮肤的粘附系数mg·cm−1·d−17×10−22×10−1
    ABS皮肤吸收因子无量纲1×10−31×10−3
    PEF灰尘排放因子m3·kg−11.36×10−91.36×10−9
    AT平均总暴露时间dED×365 (非致癌) ED×365 (非致癌)
    70×365 (致癌) 70×365 (致癌)
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    ADD口=(C×IR1×CF×EF×ED)/(BW×AT) (2)
    ADD皮肤=(C×CF×SA×AF×ABS×EF×ED)/(BW×AT) (3)
    ADD呼吸=(C×IR2×EF×ED)/(BW×PET×AT) (4)
    HQ=ADD/RfD (5)
    HI=∑ni=1HQi=HQ口+HQ皮肤+HQ呼吸 (6)

    式中：RfD为各重金属的参考剂量，mg·(kg·d)−1，具体参数如表3所示，HQ为危险商，HI是总的非致癌健康风险值。当HQ<1或HI<1时，健康风险值较小；当HQ>1或HI>1时，则存在严重的非致癌风险。

    表 3  重金属参考剂量与致癌斜率因子[6, 15, 22-23]
    Table 3.  Reference values and carcinogenic slope factors of heavy metals
    暴露途径RfD/(mg·(kg·d)−1)CSF/(kg·(d·mg)−1)
    口呼吸皮肤口呼吸皮肤
    As3.00×10−43.01×10−41.23×10−41.501.50×1013.66
    Cd1.00×10−31.00×10−31.00×10−51.86.303.80×10−1
    Cr3.00×10−32.86×10−56.00×10−55.00×10−14.20×1011.00×10−3
    Cu4.00×10−24.02×10−21.20×10−2///
    Ni2.00×10−22.01×10−25.40×10−3/8.40×10−1/
    Pb3.50×10−33.52×10−35.25×10−4///
    Zn3.00×10−13.00×10−16.00×10−2///
    V5.00×10−3/////
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    重金属的致癌健康风险评估模型如式 (7) 和 (8) 所示。

    CR=ADD×CSF (7)
    TCR=∑ni=1ADDi×CSFi (8)

    式中：CSF为各重金属的参考剂量，具体参数如表3所示；CR是重金属致癌风险的概率；TCR是总的致癌健康风险值，是3种途径致癌风险概率之和。以EPA提出的人体接受水平10−6~10−4为标准，当CR<10−6时，致癌风险可忽略，当CR>10−4时，存在较强的可致癌风险。

    2.   结果与讨论

    2.1   沉积物中重金属总量与形态分布特征

    黄河表层流域沉积物中不同重金属的总量与赋存形态空间分布如图2所示。其中，弱酸态 (F1) 、可还原态 (F2) 和可氧化态 (F3) 的组分是可提取的，也被称为可利用态，具有一定的潜在风险。按照F1、F2、F3的顺序，不同赋存形态的迁移性和生物可利用性逐渐加强，F1对外界环境变化最为敏感[24]。残渣态 (F4) 重金属形态稳定，一般条件下难以进行迁移转化，生物可利用性最弱[25]。

    图 2  黄河表层沉积物中重金属总含量与赋存形态分布图
    Figure 2.  Distribution of total content and existing form of heavy metals in surface sediments of the Yellow River
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    沉积物中Cd的F1和F2提取态占比较大，平均值分别为25.2%和16.98%，这与2008年黄河水系沉积物调查结果相似[26]。此外，贵州草海[3]、长江河口[20]、恒河[10]等流域表层沉积物中Cd的可利用态含量均较高。Cd总质量分数在黄河干流呈现先增长再下降趋势，平均质量分数为0.24 mg·kg−1，上游、中游和下游可利用态质量分数的平均值分别为0.11、0.13和0.06 mg·kg−1，可利用态质量分数平均占比从上游向下游逐渐加大，在M6点位达到最大百分比82.81%，D2、M2点位可利用态占比也较高，分别为79.65%和75.6%。这可能与农业、电池电气制造工业或交通污染相关[27-28]。除外来污染源影响外，水中Cd离子也容易吸附在沉积物的细小颗粒表面，易和Ca2+、Mg2+等离子发生替代反应，从而和碳酸盐形成金属结合物[29]。

    除了Cd外，其余重金属存在形态均以残渣态F4为主。Cr、V、Ni的最高值分别为304.07 mg·kg−1、485.42 mg·kg−1、51.02 mg·kg−1，赋存形态中F4态占比极高，在整个流域中的平均占比分别达到98.8%、97.02%和94.15%。可利用态含量的平均值均为上中游大于下游，可利用态占比在各采样点分布均匀，且均在M6处达到最大占比，分别为3.52%、9.4%和13.39%。

    Pb、Zn、Cu、Co的F4态平均占比为78.07%~91.41%，可利用态以F2态为主。Pb总质量分数在M3点位达到最大值 (44.67 mg·kg−1) ，该点位可利用态占比最低 (7.79%) 。在中游的可利用态平均质量分数 (8.62 mg·kg−1) 明显高于上游和下游地区 (4.76和3.68 mg·kg−1) ，可利用态占比在M6点位达到最大值66.16% (F2占比达41.28%) ，该点位的Pb总质量分数也较高 (41.18 mg·kg−1) ，其余点位可利用态均小于残渣态。Pb的F2态占比较高可能与黄河流域pH较高，碳酸钙离子较多有关，从而促使Pb与固体表面离子进行络合作用[26]，在印度恒河[10]沉积物中也有类似报道。也可能与上游内蒙古地区的钢铁工业和中游河南地区发达的农业和煤矿业相关[28]。Zn的总质量分数在M5达到最大值180.51 mg·kg−1，在上中游的可利用态平均质量分数分别为16.40和15.66 mg·kg−1，高于下游地区11.32 mg·kg−1。Zn的可利用态百分比在上中游分布较为均匀，平均值为14.96%，下游可利用态百分比明显升高，平均值达到25.18%。Cu和Co的F4态占比较高，分别为90.56%和91.51%，Cu的总质量分数在上游高于中下游，各点位的可利用态占都较低，均不超过15%，且分布比较均匀；Co的总质量分数在上中游高于下游流域，M5处达到最高值 (31.72 mg·kg−1) ，可利用态质量分数与占比在各流域分布较为均匀，可利用态占比在M6达到最大值 (17.58%) 。

    As总质量分数在下游高于上中游，在D3点位到达最高值22.52 mg·kg−1，在上中游可利用态质量分数平均值分别为1.76和1.92 mg·kg−1，高于下游的1.05 mg·kg−1，上中游的可利用态占比 (18.35%和18.74%) 也高于下游 (10.30%) ，以F3态为主 (平均百分比为8.06%) ，在中游M4、M2、M6点位占比较高，分别为36.01%、24.2%和21.01%。As常用于农药、杀虫剂中，可能与上中游发达的农业相关[28]。

    沉积物中重金属在不同采样点的形态分布情况表明Cd的元素性质不稳定，易发生迁移。同时发现Cd、Cr、V、Ni、Co和Pb的可利用态所占质量分数均在M6点位达到最大值，这表明该点位的潜在风险较高。

    2.2   重金属生态风险评价

    1) 重金属迁移能力评价。黄河表层沉积物中重金属的RAC如表4所示。重金属的迁移活性排序为Cd> Zn>As>Co>Cu>Ni>Pb>V>Cr。其中，Cd的RAC值最高，平均值为24.4%，下游的平均值最大为33.4%，在D2点位值达到最大 (51.33%) ，具有极高风险性。上游和中游分别为20.1%和21.77%，在U2、M2、M6、D1、D3这5个点位中具有高风险性，潜在生物毒害作用较强。Cr、V在各采样点中迁移系数均小于1%，几乎没有迁移风险，主要由于这2种元素是主要的成岩元素，多源于地表径流所输送的陆源碎屑物质[30]。As、Cu、Ni、Pb、Zn、Co在各采样点均为低风险至无风险，迁移性和生物活性都比较低，故应重点关注Cd在黄河流域内的潜在危害性。

    表 4  表层沉积物中重金属RAC值
    Table 4.  RAC values of heavy metals in surface sediments
    点位AsCdCrCuNiPbZnVCo
    U1LMNNLLLNL
    U2LHNLLLLNL
    U3LMNNNNLNL
    U4LMNNNNLNN
    M1LMNLNNLNN
    M2LHNNLNNNL
    M3LMNLNNNNN
    M4LMNNNNNNL
    M5NLNNNNNNN
    M6LHNLLNLNL
    D1LHNLLLLNL
    D2NVHNLNLLNL
    D3NHNLNNLNN
    D4LMNNNNLNN
    D5NMNLNNLNL
    　　注：N-没有风险; L-低风险; M-中等风险; H-高风险; VH-极高风险。
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    2) 重金属污染水平评价。黄河表层沉积物中重金属的KRSP值如图3所示。Cd的KRSP值最高，污染程度最重，中游和下游的平均值分别为155.4%和170.6%，属于轻度污染。其中，在M2、M6、D2点位KRSP值大于300%，为重度污染；在D1点位为中度污染；其余点位为轻度至无污染。Pb自上而下在各河段的KRSP平均值分别为24.7%、50.15%和27.08%，均为低风险，仅在M6点位的KRSP值分别为195.54%，属于轻度污染，其余点位无污染。结合该点位Pb的形态分布特征可知，Pb对铁锰氧化物具有较强的亲和性，可重新释放到孔隙水中，存在潜在的生态风险[18,31]。其余重金属As、Cr、Cu、Ni、Zn、Co和V在各点位的KRSP值均小于100%，无外来污染。

    图 3  表层沉积物中重金属KRSP值分布图
    Figure 3.  Distribution of KRSP value of heavy metals in surface sediments
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    结合RAC值和KRSP值发现黄河干流全流域内沉积物重金属中Cd的生态风险最高，其次为Pb。一方面是与Cd和Pb金属元素自身活性高、易发生溶解迁移有关；另一方面可能与外来污染源输入相关，这与前述形态分布特征结论一致。As、Cr、Cu、Ni、Zn、Co和V元素在黄河流域内无明显生态风险。结合表层沉积物重金属在不同采样点的形态分布情况分析可知，Cr、Ni、V元素F4态占比大，表明这3种元素广泛存在于矿物晶格之中、不易析出，其来源可能为原生地质环境，外来污染源较少，在伊朗里海南部也有类似报道[1]。其余元素在部分点位虽有外来源污染，但占比较少，故可利用态占比较低、迁移性弱，造成的生态风险较低。此外，Cd、Pb等多个重金属在M6点位的生态风险较高，这表明该点位具有一定的潜在生态危害，该采样点附近有农田分布、农业活动频繁，对黄河表层沉积物造成了影响。

    2.3   重金属健康风险评价

    1) 重金属元素非致癌健康风险评价。黄河全流域各采样点重金属可利用态的非致癌健康风险如表5所示，8种重金属在各点位对儿童和成人造成的健康风险值HI均小于1，属人体可接受范围。成人非致癌健康风险值中，Cd、Cr以口摄入和皮肤吸收为主要风险途径，其中HQ口占HI比重分别为71.47%、82.31%，HQ皮肤占HI比重分别为28.52%和16.42%。其余重金属的HQ口所占HI比重为97.4%~99.77%，口摄入为主要暴露途径。儿童非致癌健康风险值中，Cd和Cr的HQ皮肤占HI比重分别为21.87%和12.25%，以口摄入和皮肤吸收为主要风险途径，其余重金属的HQ口所占HI比重范围为88.29%~99.92%，口摄入为主要途径。V仅有口摄入参考剂量。

    表 5  重金属非致癌健康风险平均值
    Table 5.  Average non-carcinogenic health risk of heavy metals
    重金属与数据名称口皮肤呼吸HI
    成人儿童成人儿童成人儿童成人儿童
    As7.16×10−36.68×10−26.97×10−54.56×10−41.05×10−61.87×10−67.23×10−36.73×10−2
    Cd1.38×10−41.29×10−35.51×10−53.61×10−42.03×10−83.63×10−81.93×10−41.65×10−3
    Cr5.16×10−44.82×10−31.03×10−46.76×10−47.97×10−61.42×10−56.28×10−45.51×10−3
    Cu7.41×10−56.92×10−49.86×10−76.46×10−61.08×10−81.94×10−87.51×10−56.98×10−4
    Ni1.29×10−41.20×10−31.90×10−61.24×10−51.88×10−83.36×10−81.31×10−41.21×10−3
    Pb2.33×10−32.17×10−26.19×10−54.05×10−43.40×10−76.07×10−72.39×10−32.21×10−2
    Zn6.58×10−56.14×10−41.31×10−68.60×10−69.68×10−91.73×10−86.71×10−56.23×10−4
    V9.14×10−48.53×10−3////9.14×10−48.53×10−3
    总HI1.18×10−21.07×10−1
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    3种暴露途径对成人和儿童的总HI值范围为6.14×10−3~3.46×10−2、0.06~0.32，中游HI值 (1.42×10−2和0.13) 高于上下游 (1.33×10−2和0.12、7.68×10−3和0.07) ，均在M6点位达到最大值，儿童的风险总值是成人的7.61~9.25倍，其中M6点位的儿童总HI值(0.32)最高，应重点关注。在成人和儿童的总HI值中As的贡献率均为最高，分别达到了61.28%和62.71%；其次是Pb，贡献率为21.23%和20.27%；再者是V，贡献率为8.16%和7.95%，其余重金属总贡献率不超过10%，排序为Cr、Cd、Ni、Cu、Zn。As的健康风险值最高，这与近年来黄河干流沉积物中As总含量高于中国水系沉积物元素背景平均值的结论相符[28]。Pb因其浓度较高、RfD值低，比其他元素具有更高的非致癌风险[32]。Cd的生物活性较高，但由于沉积物样品中的可利用态质量分数较低，对人体的健康风险值较低。而V的生物可利用性较低，但其儿童和成人的健康风险值却均高于Cd，当前沉积物研究中对V的关注度较低，但其具有的非致癌健康风险可能超出人们预期[33]。

    2) 重金属元素致癌健康风险评价。黄河全流域各采样点重金属可利用态的致癌健康风险如表6所示，4种重金属在对儿童和成人造成的致癌健康风险值TCR均未超过10−4，处于人体可接受范围。As、Cd、Cr对儿童和成人的致癌健康风险值均为CR口>CR皮肤>CR呼吸，且CR口占TCR比重均超过98%，口摄入为主要致癌因子摄入途径。Ni仅有呼吸摄入参考剂量。

    表 6  重金属致癌健康风险平均值
    Table 6.  Average carcinogenic health risk of heavy metals
    口皮肤呼吸TCR
    成人儿童成人儿童成人儿童成人儿童
    As1.10×10−62.58×10−61.07×10−81.76×10−81.62×10−97.25×10−101.12×10−62.59×10−6
    Cd8.53×10−81.99×10−77.18×10−111.18×10−104.39×10−111.96×10−118.54×10−81.99×10−7
    Cr2.66×10−76.20×10−72.12×10−123.47×10−123.28×10−91.46×10−92.69×10−76.21×10−7
    Ni////1.09×10−104.86×10−111.09×10−104.86×10−11
    总TCR1.47×10−63.42×10−6
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    3种暴露途径对成人和儿童的总TCR值范围为6.73×10−7~3.77×10−6、1.56×10−6~8.76×10−6，上游TCR值 (1.75×10−6和4.07×10−6) 高于中下游 (1.7×10−6和3.95×10−6、9.67×10−7和2.25×10−6) ，且均在M6点位达到最大值，儿童的风险总值是成人风险值的2.32倍。此外，M6点位的儿童致癌健康风险总值最高(8.76×10−6)，虽在可接受范围内，但也应采取相应预防措施。在成人和儿童总TCR值中As的贡献率最大，分别达到了75.91%和75.98%，其次为Cr(18.28%与18.19%)、Cd(5.81%与5.83%)、Ni(0.01%与0%)。

    综上所述，黄河流域表层沉积物中重金属对人体的致癌和非致癌健康风险均较低，属于可控范围。但本研究中健康风险评价模型使用参数为EPA推荐参数模型，未实际考虑到黄河流域周边居民的健康参数，未来还需应用具体参数来完善中国境内不同区域的沉积物健康风险评价。

    3.   黄河干流表层沉积物中重金属防控策略

    1) Cd污染防控。本研究发现黄河干流表层沉积物重金属中Cd造成的生态风险最高，Cd主要由农业源和工业源产生[29]，应控制黄河上游内蒙古地区钢铁、稀土、电池电气等行业废水废气排放量，积极引导中游河南地区农业科学化发展。同时，应在黄河沿岸种植重金属超积累植物，辅助以化学、微生物等措施[34]，减少Cd在沉积物中的含量，并加强对沉积物中重金属污染的监管，设置配套监测防控措施，增强管控的可操作性[35]。

    2) 农业源污染防控。本研究发现黄河干流尤其是中游地区因农业活动频繁导致Cd、Pb等重金属生态风险较高，对此建议：建立生态农业，提高农民素质，根据农作物生长情况科学施加化肥农药，加强农业活动的科学管理；采取相应工程措施，在黄河流域沿岸建立农田缓冲带[36]，加强对畜禽粪便、农业灌溉水、生活污水的综合治理等，从源头减少农业污染源危害。

    3) 其他涉及人群健康问题的重金属。黄河干流表层沉积物中重金属造成的人体健康风险整体属可控范围，治理措施应以预防为主。应重点监察中游部分地区居民尤其是儿童的饮食健康问题，重点关注由As和Pb等重金属引发的地方性疾病[37]。建立科学的评价方法，将健康风险评价与其他沉积物评价相结合，以更全面评价沉积物中重金属对人体和生态环境造成的危害[8]。

    4.   结论

    1) 黄河流域沉积物重金属中Cd的弱酸态F1和可还原态F2占比较高，其余重金属均以残渣态F4为主。其中Cr、V、Ni、Cu的可利用态占比极少；Co、Pb、Zn的可利用态中以可还原态F2为主，As以可氧化态F3为主。2) 结合重金属风险评价标准和次生相与原生相分布比值分析，发现整个黄河流域内Cd的生态风险最高，污染程度与潜在危害性最大。Cd和Pb等多个重金属在M6点位迁移性较高，表明该点位具有一定的潜在生态危害。3) 黄河流域沉积物重金属对周围居民的致癌和非致癌健康风险总值均属于人体可接受范围，且均在M6点位达到最大值。整体表现为儿童风险值大于成人，并以口摄入为主要风险源，总体上健康风险属于可控范围。

  • 图 1  实验系统流程图

    Figure 1.  Schematic diagram of reactor system

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    图 2  MBBR中DO浓度变化及进出水氮浓度变化

    Figure 2.  Changes of DO concentration in MBBR and nitrogen concentration in influent and effluent

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    图 3  整个运行期间生成的NO−3与去除的NH+4的比值

    Figure 3.  Ratio of NO−3 (produced) to NH+4 (removed) throughout the operation period

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    图 4  MBBR内活性污泥和填料上生物膜的宏观对比

    Figure 4.  Macroscopic photographs of activated sludge and biofilm on filler in MBBR

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    图 5  MBBR中活性污泥及生物膜的FISH图

    Figure 5.  FISH images of activated sludge and biofilm in MBBR

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    图 6  MBBR中生物膜及活性污泥的宏基因组微生物分类测序基因丰度图

    Figure 6.  Macro-genomic microbial classification and sequencing gene abundance map of biofilm and activated sludge in MBBR

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    表 1  MBBR内活性污泥和生物膜的AUR、NUR及SAA

    Table 1.  AUR、NUR and SAA of biofilm and activated sludge in MBBR

    运行时间/d活性污泥/mg·(g·h)−1生物膜/mg·(g·h)−1
    AURNURSAAAURNURSAA
    212.821.55—6.4310.24—
    6737.003.34—4.611.30—
    101——5.50——22.96
    运行时间/d活性污泥/mg·(g·h)−1生物膜/mg·(g·h)−1
    AURNURSAAAURNURSAA
    212.821.55—6.4310.24—
    6737.003.34—4.611.30—
    101——5.50——22.96
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-09-04
  • 录用日期:  2019-12-11
  • 刊出日期:  2020-07-01
卢欣欣, 王怡, 黄瑞雪. MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水[J]. 环境工程学报, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
引用本文: 卢欣欣, 王怡, 黄瑞雪. MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水[J]. 环境工程学报, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
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LU Xinxin, WANG Yi, HUANG Ruixue. Reject water treatment by MBBR coupled with integrated partial nitrification-anaerobic ammonium oxidation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
Citation: LU Xinxin, WANG Yi, HUANG Ruixue. Reject water treatment by MBBR coupled with integrated partial nitrification-anaerobic ammonium oxidation[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(7): 1827-1833. doi: 10.12030/j.cjee.201909017
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MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水

    通讯作者: 王怡(1971—)，女，博士，教授。研究方向：污水处理与污泥资源化利用。E-mail：wangyi1003@sina.com; 
    作者简介: 卢欣欣(1994—)，女，硕士研究生。研究方向：污水处理与资源化。E-mail：2330390854@qq.com
  • 1. 西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西安 710055
  • 2. 西北水资源与环境生态教育部重点实验室，西安 710055
  • 收稿日期:  2019-09-04
  • 录用日期:  2019-12-11
  • 网络出版日期:  2020-07-10
基金项目:
陕西省自然科学基础研究重点项目(2016JZ019)

摘要: 采用移动床生物膜反应器(MBBR)处理已回收磷后的实际污泥水，在进水平均氨氮浓度为167.51 mg·L−1、HRT为22.24 h、DO为0.5 mg·L−1和温度为24~26 ℃的条件下实现了一体式短程硝化-厌氧氨氧化过程的耦合，对氨氮和总无机氮的最大去除率可达96%和79.7%。但是，一体式反应器受DO浓度影响较大，维持稳定的DO浓度对于系统的氮去除非常重要。荧光原位杂交(FISH)及高通量测序结果表明，MBBR的生物膜及活性污泥中Nitrosomonas菌分别占总菌数的10.46%和21.46%，厌氧氨氧化菌的优势菌种Candidatus Kuenenia在生物膜和活性污泥中分别占总菌数的4.13%和0.71%。因此，MBBR中活性污泥主要完成亚硝化，生物膜主要完成厌氧氨氧化，常温条件下，两者在一个反应体系中共同完成了对污泥水中氮的高效自养脱除。以上结果表明了一体式反应器处理实际污泥水的可行性，可为该工艺在实际工程中的应用提供参考。

English Abstract

    全文HTML

  • 随着我国污水处理能力和处理率的迅速增长，作为污水衍生品的污泥产量也逐年增加，预计到2020年，我国污泥年产量将达到6×107~9×107t[1]。污泥在经过浓缩、消化、脱水过程时会产生大量污泥水，其水质特点为氮磷浓度高、C/N比较低，且其中的大部分碳较难降解。目前，污泥水通过回流到污水处理厂的前端，与市政污水混合处理，增加了系统的氮磷负荷，容易导致出水氮磷不达标排放[2-4]。因此，将污泥水进行单独处理，可保障主工艺流程的稳定性和达标率，对污水处理厂的运行管理具有重要意义。

    然而，污泥水单独处理工艺在目前的污水处理厂中应用较少，主要因为采用单独处理工艺在保证处理效率的前提下，其运行操作较为复杂或其能耗较高[5]。污泥水中的磷一般可通过沉淀或结晶去除，研究相对成熟[6]，而污泥水中氮的低耗高效脱除一直是单独处理工艺研究开发的重点。污泥水中的氮主要为氨氮，从节能角度考虑，短程硝化-厌氧氨氧化(PN/A)工艺在污泥水处理中的研究应用较多。目前，大多研究通过分段式实现PN/A工艺对高氨氮废水的处理，即在2个独立的反应器中先经过短程硝化、后经厌氧氨氧化过程去除废水中的氮，但分段式存在操作复杂且短程硝化系统不易于长期稳定控制等问题[7-8]。因此，一体式PN/A对高氨氮废水的处理工艺受到了广泛的关注，相较于分段式，其具有工艺流程简单、占地面积小的优点[9-10]。然而，近年来采用一体式PN/A处理污泥水的研究中大多采用模拟废水[11-12]，其对一体式短程硝化-厌氧氨氧化处理实际污泥水的工程应用借鉴性不高。

    鉴于此，本研究以实际污泥水为对象，采用移动床生物膜反应器(moving bed biofilm reactor，MBBR)一体式耦合短程硝化与厌氧氨氧化来实现污泥水的生物脱氮，探究了生物脱氮效果并通过微生物鉴定了解其脱氮机制，为实际污泥水中氮的去除提供参考。

1.   材料与方法

    1.1.   实验装置及运行条件

  • 实验系统流程如图1所示。主体部分为MBBR，总高为50 cm，有效体积为10 L。MBBR内部填充K1填料，其密度为0.95 g·cm−3，填充率为50%，规格为直径10 mm×高10 mm。MBBR底部设石英砂曝气头，通过气泵曝气；底部同时设磁力搅拌器，系统完全混合器。MBBR前期接种污泥来自西安市第五污水处理厂二沉池，在开始实验前，MBBR已完成挂膜。沉淀池总有效体积为2.3 L，上部为圆柱形，底部为锥形。

    实验在室温(24~26 ℃)下连续运行135 d，进水流量为0.45 L·h−1，DO保持在0.5 mg·L−1。

    • 1.2.   实验用水

  • 实验采用西安市第五污水处理厂的污泥水，污泥水进入MBBR前已经过磷回收，进入MBBR的污泥水水质如下：NH+4-N为155~180 mg·L−1、TN为173~205 mg·L−1、PO3−4-P为8.5~12.5 mg·L−1、COD为109~172 mg·L−1、SS为65~184 mg·L−1。实验期间pH维持在8.45~8.59。

    • 1.3.   采样与分析

  • 进出水水样每4 d采集1次，其中pH采用雷磁pH计(PHS-3C)测量，温度采用温度计测量，DO采用HACH便携式多功能水质测定仪(HQ-30d)测定；NH+4-N、NO−3-N、NO−2-N、SRP均采用XINMAO752N分光光度计测量；SCOD采用重铬酸钾法测定；采用重量法测定悬浮固体(SS)和挥发性悬浮固体(VSS)。

    在第2天和第67天时，分别采集活性污泥和生物膜样本，测定其氨氧化活性(AUR)、亚硝酸盐氧化活性(NUR)并观察其宏观形态；在第101天时，采集活性污泥和生物膜样本测定其厌氧氨氧化活性(SAA)并观察其宏观形态。活性污泥和生物膜AUR、NUR、SAA测定时依据文献中的方法[13-14]测定NH+4-N、NO−2-N和NO−3-N的浓度和MLVSS浓度，并据此计算对应的AOB、NOB及Anammox菌活性。活性污泥和生物膜的宏观形态采用尼康相机采集。

    在进行微生物的荧光原位杂交(FISH)及高通量测序分析时，在第128天，分别采集活性污泥和生物膜样本。通过FISH观察污泥和生物膜中AAOB菌的空间分布，用激光扫描共聚焦显微镜(Leica TCS SP8)来观察成像，本实验所用探针：总细菌采用Eub338mix (为Eub338, Eub338Ⅱ及Eub338Ⅲ三者等体积混合)，总厌氧氨氧化菌采用Amx368，最常见的厌氧氨氧化菌种Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia采用Amx820。

    利用Illumina MiSeq平台对MBBR内的活性污泥和生物膜进行高通量分析测定，具体测定步骤如下。利用OMEGA试剂盒(Life，USA)提取土壤中的总DNA，利用琼脂糖凝胶电泳检验DNA的完整性。利用Qubit 2.0 DNA检测试剂盒(Life，USA)对基因组DNA精确定量，以确定PCR反应过程中应加入的DNA量。利用341F/805R引物进行PCR扩增，341F引物：5′-CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG-3′；805R引物：5′-GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCA-3′。

2.   结果与讨论

    2.1.   MBBR的运行性能

  • 实验考察了MBBR中氮的去除及DO的影响。MBBR的运行性能如图2所示。由图2可知，在整个运行过程中，NH+4-N的平均进水浓度为167.51 mg·L−1。在第0~71天，出水NH+4-N浓度随时间的延长逐渐降低，在第71天，降低至7.13 mg·L−1。由于曝气泵故障，之后的几天反应器内的DO浓度有所降低，出水NH+4-N浓度在第75天时升高至41.12 mg·L−1。在曝气泵故障排除后，出水NH+4-N浓度逐步降低，在第91天，降低至15.09 mg·L−1，恢复期为16 d。类似的情况又造成MBBR内DO浓度降低，出水NH+4-N浓度升高至48.07 mg·L−1，排除故障后，经过20 d的恢复，出水NH+4-N浓度降低至7.66 mg·L−1并保持稳定运行状态。此外，MBBR运行40 d后，出水NO−2-N浓度有一定的波动，这可能归因于DO的波动。40 d后，出水中NO−3-N浓度有所增加，这可能归因于反应器中发生的厌氧氨氧化或硝化，而整个过程未出现NO−2-N的大量积累。

    由图2亦可知，MBBR对氨氮和总无机氮的最大去除率可分别达到96%和79.7%。DO的降低可直接导致氮去除率的锐减，而DO的恢复并不能立即恢复氮的去除。因此，一体式反应器受DO浓度的影响较大，维持稳定的DO浓度对于系统的氮去除非常重要。

    图3反映了整个实验过程中生成NO−3-N与去除NH+4-N的比率(ΔNO−3-N/ΔNH+4-N)的变化情况。由图3可知，反应器从开始运行至第40天，ΔNO−3-N/ΔNH+4-N从0.77逐步降低到0.1附近，之后，ΔNO−3-N/ΔNH+4-N一直稳定在0.11附近。已有研究[15]表明，进水氨氮中约65%在部分硝化-厌氧氨氧化工艺中首先被AOB氧化成亚硝氮，然后剩余的氨氮和生成的亚硝氮通过厌氧氨氧化转化成N2，如果进水NH+4-N仅通过部分硝化-厌氧氨氧化过程进行生物转化，则NO−3-N与NH+4-N之比趋于0.11；如果发生NH+4-N的完全氧化，则该比率为1.00。因此，本研究表明，MBBR中维持了典型的部分硝化-厌氧氨氧化过程。

    • 2.2.   MBBR内活性污泥及生物膜的研究

  • MBBR内活性污泥和填料上生物膜的宏观照片如图4所示。图4(a)为MBBR运行第101天的填料照片，此时填料内表面附着了棕褐色、凹凸不平的生物膜。图4(b)为MBBR运行第101天的活性污泥照片，此时的活性污泥呈现絮状，颜色为淡褐色。因此，MBBR中生物膜和活性污泥呈现出不同的宏观特征。

    在MBBR运行2、67和101 d时，分别测定MBBR内活性污泥和生物膜的AUR、NUR和SAA，结果如表1所示。由表1可知，在运行过程中，活性污泥中的AOB菌活性强且增加较快，而NOB菌在活性污泥中活性较低，且在生物膜中的NOB菌活性有一定程度的下降，这有利于在MBBR中较好地完成部分硝化，为后续厌氧氨氧化提供合适的基质。此外，厌氧氨氧化菌存在于活性污泥和生物膜中，且在生物膜中的活性更高。总之，在整个运行过程中，微生物活性的变化有利于在MBBR中较好地完成部分硝化-厌氧氨氧化。

    • 2.3.   MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

  • 通过FISH观察污泥和生物膜中AAOB菌的空间分布，结果如图5所示。实验分别对样品中的总细菌、总厌氧氨氧化菌及最常见的厌氧氨氧化菌种(Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia)进行了荧光染色，其荧光标识色分别为红、绿、蓝。3种颜色的叠加色为白色，白色即为总菌中最常见的厌氧氨氧化菌种(Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia)。图5(a)为活性污泥中的菌种分布。由图5(a)可知，活性污泥中存在厌氧氨氧化菌，大部分菌体成团聚集，也有少部分分散在活性污泥中，图5(a)中显示的粉白色即为厌氧氨氧化菌种(Candidatus Kuenenia或Candidatus Brocadia)。图5(b)为生物膜中的菌种分布。由图5(b)可知，白色团状菌体在生物膜上大量聚集，图5(a)中显示的青白色即为厌氧氨氧化菌种(Candidatus Kuenenia或Candidatus Brocadia)。

    • 2.4.   MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

  • 图6给出了MBBR中活性污泥及生物膜的高通量测序分析结果。由图6可知，各菌种在活性污泥和生物膜中所占的比例各不相同，但其菌种的类型较为相似。测定结果显示，本实验的功能菌之一的氨氧化菌Nitrosomonas，在活性污泥中占比达到了21.46%，而在生物膜中占比只有10.46%，这与CHAO等[16]的研究结果相似。因此，氨氧化菌Nitrosomonas在活性污泥中明显富集，其功能主要为部分硝化，这可能归因于氧气在活性污泥中的传质阻力小于生物膜[17]。此外，MBBR中的主要厌氧氨氧化菌为Candidatus Kuenenia和Candidatus Brocadia，两者分别占生物膜中总菌的4.13%和0.4%，占活性污泥中总菌的0.71%和0.04%，这与GILBERT等[18]发现生物膜上的厌氧氨氧化菌的丰度高于活性污泥的结果相一致。由此可见，生物膜具有较强的富集厌氧氨氧化菌的作用。此外，样品中还检测出亚硝酸盐氧化菌Nitroapira，其含量在生物膜及活性污泥微生物中仅分别占0.05%和0.15%。

    综上所述，MBBR中活性污泥和生物膜中虽然均存在亚硝化菌和厌氧氨氧化菌，但2类菌在其中的富集程度并不相同，活性污泥主要发挥着亚硝化作用，生物膜主要发挥着厌氧氨氧化作用，这也与前述的活性测定结果一致。

3.   结论

  • 1)以实际污泥水为研究对象，24~26 ℃下在MBBR中实现了短程硝化-厌氧氨氧化一体式耦合，在氮负荷为0.22 kg·(m3·d)−1时，对TN的去除率达到79.7%，但其受反应器中DO浓度影响较大。因此，实现稳定的短程硝化-厌氧氨氧化过程的耦合，关键是要保持稳定的DO浓度。

    2)微生物的活性测定及菌种鉴定结果表明，氨氧化菌Nitrosomonas在活性污泥中富集，厌氧氨氧化菌Candidatus Kuenenia在生物膜上富集。相应地，MBBR中的活性污泥主要完成短程硝化，而生物膜主要完成厌氧氨氧化。因此，为控制短程硝化-厌氧氨氧化合理匹配，可以通过控制活性污泥的生物量来实现。

    3) MBBR在常温条件下通过短程硝化-厌氧氨氧化过程的耦合实现了对污泥水中氮的有效脱除，这表明MBBR在短程硝化-厌氧氨氧化耦合方面具有巨大的潜力。

参考文献 (18)

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