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温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析

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陈彦霖, 隋倩雯, 王拓, 海永龙, 郁达伟, 陈梅雪, 魏源送. 温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
引用本文: 陈彦霖, 隋倩雯, 王拓, 海永龙, 郁达伟, 陈梅雪, 魏源送. 温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
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CHEN Yanlin, SUI Qianwen, WANG Tuo, HAI Yonglong, YU Dawei, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Effects of temperature on biological nitrogen removal in batch membrane bioreactor and the microbial community mechanism[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
Citation: CHEN Yanlin, SUI Qianwen, WANG Tuo, HAI Yonglong, YU Dawei, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Effects of temperature on biological nitrogen removal in batch membrane bioreactor and the microbial community mechanism[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
shu

温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析

  • 1.

    中国科学院生态环境研究中心，环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100085

  • 2.

    中国科学院生态环境研究中心，水污染控制实验室，北京 100085

  • 3.

    中国科学院大学，北京 100049

  • 4.

    江西省科学院能源研究所，南昌 330029

    • 作者简介: 陈彦霖(1992—)，男，博士研究生。研究方向：污水处理与再生利用。E-mail：ylchen_st@rcees.ac.cn
    通讯作者: 魏源送(1969—)，男，博士，研究员。研究方向：污水处理。E-mail：yswei@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划课题(2016YFD0501405)；江西省重点研发计划项目(20171ACG70018)

  • 中图分类号: X523

Effects of temperature on biological nitrogen removal in batch membrane bioreactor and the microbial community mechanism

  • 1.

    State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

  • 2.

    Department of Water Pollution Control Technology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

  • 3.

    University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

  • 4.

    Institute of Energy, Jiangxi Academy of Sciences, Nanchang 330029, China

    • Corresponding author: WEI Yuansong, yswei@rcees.ac.cn

摘要

  • 摘要: 针对生猪养殖废水处理过程中普遍存在的脱氮效果不佳，工艺流程较长等问题，采用中试规模序批式膜生物反应器(SMBR)处理生猪养殖废水，并与猪场现有废水处理A2/O工艺进行了比较。结果表明：SMBR在运行温度逐步降低的情况下，可以取得较好的污染物去除效果，氨氮平均出水浓度为10 mg·L−1，去除率达到98.6%；总氮平均出水浓度为31 mg·L−1，去除率达到96.5%；COD为332 mg·L−1，去除率达到96.5%。猪场现有A2/O工艺对氨氮、总氮和耗氧有机物的去除率分别为99%、88%和97%。高通量测序和OUT分类结果表明，SMBR中主要的AOB为Nitrosomonas，NOB主要为Nitrospira、Nitrobacter和Nitrolancea。AOB是SMBR主要的硝化细菌，NOB是A2/O工艺中主要的硝化细菌，并且反硝化细菌在SMBR中的菌群丰度高于A2/O工艺中的反硝化菌群丰度。综上所述，与A2/O工艺相比，SMBR具有短流程和脱氮效果较好等优势，这可使其具有较好的应用前景。
    Abstract: Aiming at solving poor nitrogen removal performance and long process flow of swine wastewater treatment, a pilot scale sequencing batch membrane biological reactor(SMBR) was used to treat the swine wastewater in comparison with the current used A2/O treatment process. The results showed that good pollutant removals occurred even when the operating temperature of the SMBR decreased. The average effluent concentrations of ammonia, total nitrogen and COD were 10, 31 and 332 mg·L−1, and their removal rates were 98.6%, 96.5% and 96.5%, respectively; while their corresponding removal rates by A2/O were 99%, 88% and 97%, respectively. High-throughput sequencing and OTU classification showed that the major Ammonia-oxidizing bacteria (AOB) in the SMBR were Nitrosomonas, and the nitrite-oxidizing bacteria (NOB) were mainly Nitrospira, Nitrobacter and Nitrolancea. And AOB was the main nitrifying bacteria in the SMBR, NOB was the main nitrifying bacteria in the A2/O process, and the abundance of denitrifying bacteria in the SMBR was higher than that in the A2/O process. Thus, compared with the A2/O, SMBR had the advantages of the short process and better biological nitrogen removal efficiency, which makes it have more application prospect.

  • 随着人类健康越来越受到人们的重视，农用地土壤安全性问题已然成为亟待解决的关键问题之一。土壤重金属因其难降解性、易移动且具毒性的特性[1-2]，直接或者间接通过土壤、动物以及植物循环到人类身体内，给广大居民的生命安全造成威胁。除大气和水体外，土壤是重金属汇集的另一个重要场所[3]，土壤累积重金属达到阀值或国家给定的标准后，不仅会影响土壤的组成成分、结构以及理化性质，而且会极大地威胁到人类赖以生存的环境，并最终造成土壤重金属污染。农用地土壤污染是多要素、多尺度、多过程相互影响的结果，镉、汞、铅、砷、铬、铜、镍和锌是土壤重金属污染中最常见的8类元素。近几年，土壤中重金属的累积状况以及由此带来的生态风险，成为土壤环境研究领域的一个热点问题[4]。

    在进行污染程度评价时，多数研究利用单因子指数[5]、内梅罗综合污染指数法[6-7]、地累积指数法[8-9]等方法对污染程度进行评价，在此基础上，本研究利用最新的土壤环境质量评价标准对土壤污染程度进行评价。许多的研究集中于时间或者空间上的土壤重金属含量变化，少数研究将时空叠加进行动态土壤污染状况分析，如对土壤重金属含量进行空间预测[10-12]、在时间序列下土壤重金属浓度的变化[13-14]、污染源解析[15-16]等，这些研究在一定程度上可以反映污染现状以及污染趋势。由于土壤重金属有很强的迁移性和聚集性，空间分布大多是由历史和现在的人为活动造成的，因此，在目前土壤环境问题日趋严峻的形势下，土壤环境的保护和治理迫切需要准确掌握区域土壤重金属含量的时空变化信息，将历史数据和现今数据进行比对，分析出土壤重金属污染是属于加强型、减弱型还是保持不变型，这对土壤重金属污染解析以及今后在管理控制方面均有很大的帮助。同时，土壤重金属含量是评价土壤环境质量的重要因素，掌握土壤重金属的空间分布以及变化趋势对评价土壤环境质量类别具有重要的理论和实际意义。

    本研究描述了2008年和2018年研究区内土壤中8类重金属浓度的空间格局和时间变化，初步反应耒水流域土壤重金属含量分布状况；采用不同的方法评价2期土壤重金属的污染程度，从而阐明2个时间段研究区内重金属污染情况；叠加分析2期数据的时空变异情况，重点分析出研究区污染加强位置，为今后土壤污染治理以及管控提供参考。

    1.   材料与方法

    1.1   研究区概况

    耒水流域位于湖南省的东南部，同时也位于湘江流域的东南部，地理坐标为112°38′~113°26′E，25°28′~26°21′N，流经永兴县、资兴市、苏仙区、北湖区、桂阳县和耒阳市6个行政区。湘江流域(郴州)内支流众多，由于研究尺度的原因，本研究选取西河和部分耒水流域(东江镇至塘门口镇)作为本次研究的研究区。西河为湘江的2级支流，被苏仙区人民亲切的称之为“母亲河”。其发源于北湖石鼓山，止于永兴塘市，全长136 km(都在郴州市境内)，流域面积2 037 km2(郴州市境内1 618 km2)[17]；耒水为湘江的一级支流，发源于湖南省桂东县烟竹堡，于衡阳市珠晖区汇入湘江。西河是耒水中重要的支流之一，耒水干流全长453 km，河道平均坡降0.077%，流域面积11 783 km2，其河道特点是坡降大，多局部弯曲，总体属于山溪性河流[18]。研究区内矿产资源丰富，其中有色金属矿包括铅、锌、铜、锡、钼、铋、锑、钨、镁等，黑色金属包括铁、锰等。西河和耒水沿河企业分布众多，主要为黑色有色金属冶炼和延压业、黑色有色金属矿采选业以及化学原料和化学制品业(图1)。第一产业的大力推进不仅为经济发展做了贡献，也推动了当地民生的发展，但排放的工业“三废”也进入土壤，使土壤环境质量发生恶化。本研究主要以研究区内西河和耒水2条河流为线索，进而比对2期土壤重金属数据的变化。

    图 1  研究区沿河企业分布
    Figure 1.  Distribution of enterprises along the river in the survey region
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    1.2   采样及测定方法

    现场确定采样点位后，以确定点位为中心划定采样区域，采样范围一般为20 m×20 m；当地形地貌及土壤利用方式复杂，样点代表性差时，则扩大至100 m×100 m。以确定点位为中心，此次采样采用双对角线5点采样法，5点采样量基本一致，采样量总计不少于2 500 g，每个采样点均为土壤混合样，2008年和2018年采样点分别为157个和121个。农用地土壤的采样深度一般为0~20 cm，工矿用地以及城镇周围土壤采集深度为0~60 cm，果园林地类土壤样品采集深度也为0~60 cm。2008年和2018年2期采样点空间分布如图2所示。

    图 2  2008年和2018年采样点空间分布
    Figure 2.  Distribution of sampling points in 2008 and 2018
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    所有样品均在室温下风干，去杂，研磨，然后过100目尼龙筛(孔径约0.149 mm)，处理后的样品要及时放入冷藏箱，在4 ℃以下避光保存，最后封存测试。所有用来盛放样品或反应物的容器都要用4 mol·L−1的HNO3浸泡过夜，然后用超声波双频清洗机进行清洗，最后用去离子水反复清洗。所用药品全部为分析纯。本次土壤样品的测定指标为Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 8类重金属全量含量。按照GB 15618-2018标准中推荐的方法[19]测定Hg和As重金属的全量含量，依据HJ 766-2015标准中推荐的方法[20]测定Cd、Pb、Ni、Cu、Zn和Cr重金属全量。

    表层土壤样品测定指标包括8类重金属元素的全量含量。Hg和As元素利用原子荧光光谱法(atomic fluorescence spectrometry，AFS)进行测定，检出限分别为0.002 mg·kg−1和0.01 mg·kg−1；Cd、Pb、Ni和Cu分析元素利用电感耦合等离子体质谱法(inductively coupled plasma-mass spectrometry，ICP-MS)进行测定[21]，检出限分别为0.03、2.0、0.6和0.3 mg·kg−1；Zn和Cr分析元素利用电感耦合等离子体原子发射光谱法(inductively coupled plasma atomic emission spectrometer，ICP-AES)进行测定，检出限分别为0.4 mg·kg−1和2.0 mg·kg−1；在测定过程中，每测定10个样品用重金属标准溶液进行标准曲线的校正，以保证仪器测定误差范围控制在2%以内。另外，样品分析所用试剂均为优级纯，在质量控制方面，分析测试时加入国家标准物质土壤样品GSS系列，测定结果均在误差允许范围内。属于同一批次的样品在测试时，分析元素需要满足回收率为90%~110%，均在国标标准[22]范围之内，然后进行样品测试。

    1.3   研究方法

    目前，应用广泛的土壤重金属污染评价方法主要有以下5种：单因子污染评价指数法；综合污染指数法(又称内梅罗综合污染指数法)；地积累指数法[23]；生态危害指数法[24]；生态环境部国家市场监督管理总局最新发布的《土壤环境质量 农用地 土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)中的评价方法。本研究选用单因子评价指数法、综合污染指数法以及土壤环境质量类别法来评价土壤污染程度。

    单因子污染评价指数按式(1)计算。

    Pi=CiSi (1)

    式中：Pi为土壤中单项重金属i的污染指数；Ci为重金属i的实测值，mg·kg −1；Si为根据需要选取的重金属i评价标准，mg·kg −1，本研究选取湖南省土壤环境背景值为标准。将污染程度通常作如下划分[21]：Pi ≤1.00为非污染；1.00<Pi≤2.00为轻度污染；2.00<Pi≤3.00为中度污染；Pi>3.00为重度污染。

    综合污染指数法(内梅罗综合污染指数法)按式(2)计算。

    P=√(pi,max)2+(¯pi)22 (2)

    式中：P为所有重金属元素的内梅罗综合污染指数；pi,max为单因子污染指数的最大值；¯pi为单因子污染指数的平均值。通常将污染程度作如下划分[25]：P≤0.70为安全；0.70<P≤1.00为警戒；1.00<P≤2.00为轻度污染；2.00<P≤3.00为中度污染；P>3.00为重度污染。

    依据《土壤环境质量农用地 土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618-2018)中的筛选值Si和管制值Gi，基于表层土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Zn、Ni的含量Ci，评价农用地土壤污染的风险(本研究将此方法称为土壤环境质量类别评估法)，Cd、Hg、As、Pb、Cr分为Ⅰ类、Ⅱ类和Ⅲ类，Cu、Zn、Ni分为Ⅰ类和Ⅱ类，土壤环境质量类别具体划分如下。

    Ⅰ类：Ci ≤ Si，土壤污染风险低，可忽略，应划为优先保护类。

    Ⅱ类：Si < Ci ≤ Gi，可能存在土壤污染风险，但风险可控，应划为安全利用类。

    Ⅲ类：Ci > Gi，土壤存在较高污染风险，应划为严格管控类。

    2.   结果与讨论

    2.1   表层土壤重金属元素的统计分析

    对2008年的157个历史点位数据和2018年最新采集的121个土壤样品进行重金属元素描述性统计分析，得出Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn等8类土壤重金属元素含量的最大值、最小值、平均值、标准偏差、峰态系数、偏度系数以及变异系数(见表1)。

    表 1  2008年和2018年土壤重金属含量统计分析
    Table 1.  Statistical analysis of soil heavy metals in 2008 and 2018
    采样年份分析元素最小值/(mg·kg−1)最大值/(mg·kg−1)平均值/(mg·kg−1)标准偏差峰态系数偏度系数变异系数%湖南省土壤背景值/(mg·kg−1)全国土壤背景值/(mg·kg−1)
    2008Cd0.085 10.900 1.1341.52524.4194.592134.4920.1260.097
    Hg0.0280.6840.1810.1094.0401.75860.5320.1160.065
    As3.697639.05032.29454.343101.7199.379168.27415.70011.200
    Pb20.9002 950.000126.701267.24381.6538.238210.92429.70026.000
    Cr15.600190.00068.19528.7772.0920.90742.19871.40061.000
    Cu7.640205.00035.42623.09623.8754.05365.19627.30022.600
    Zn26.0001 638.000169.353212.34928.2414.966125.38894.40074.200
    Ni6.010112.90031.98519.1574.2291.82259.89431.90026.900
    2018Cd0.17419.7801.5812.46929.1564.920156.1570.1260.097
    Hg0.0590.7410.1580.1079.1992.62267.6840.1160.065
    As5.175146.15733.90028.0526.6642.44582.75115.70011.200
    Pb19.1002 794.000165.054331.82939.1415.853201.04329.70026.000
    Cr26.000156.00070.78020.7772.4311.06729.35471.40061.000
    Cu12.000323.00040.66634.67640.8565.78185.27127.30022.600
    Zn41.0002 801.000227.016347.40932.2265.319153.03394.40074.200
    Ni8.115117.40032.39515.8866.3161.90049.04031.90026.900
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    湖南省Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 8类土壤重金属元素的土壤环境背景值[26]均超过了国家土壤环境背景值[27]。除Cr外(Cr的含量平均数超过了湖南省土壤环境背景值但未超过国家土壤环境背景值)，2期8类土壤重金属元素的含量平均数均超过了湖南省土壤环境背景值和国家土壤环境背景值：2008年8类土壤重金属元素的含量平均数分别是湖南省土壤环境背景值的9.00、1.56、2.06、4.27、0.96、1.30、1.79、1.00倍，是全国土壤背景值的11.69、2.78、2.88、4.87、1.12、1.57、2.28、1.19倍；2018年8类土壤重金属元素的含量平均数分别是湖南省土壤环境背景值的12.55、1.36、2.16、5.56、0.99、1.49、2.40、1.02倍，是国家土壤环境背景值的16.30、2.44、3.03、6.35、1.16、1.80、3.06、1.20倍，这说明表层土壤整体表现为以Cd和Pb为主的土壤重金属聚集。当土壤重金属元素的变异系数小于20%时，被定义为低变异度；变异系数为21%~50%，被定义为中变异度；变异系数为51%~100%，被定义为高变异度；变异系数高于100%时，被定义为极高变异度[28]。2008年，仅Cr为中度变异，Hg、Cu和Ni为高度变异，Cd、As、Pb和Zn为极高变异度，2018年，Cr和Ni属于中变异度，Hg、As和Cu属于高变异度，Cd、Pb和Zn属于极高变异度；2期变异系数比对说明，研究区8类土壤重金属含量值变化幅度较大，连续性较弱，空间变异性较大，Cd和Pb受外界因子影响较为明显。

    2.2   表层土壤环境质量初步评价

    由2期表层土壤重金属单因子指数(图3及表2)可知，2008年和2018年的单因子指数Pi平均值按大小排序为Cd> Pb > As >Zn > Hg > Cu > Ni >Cr和Cd> Pb > Zn >As> Cu >Hg> Ni >Cr。2期数据排前2位的均为Cd和Pb，排最后2位的均为Ni和Cr；2期数据Cd的重度污染点位均超过80%，Cr和Ni的非污染点位均超过60%。根据单因子指数平均值做出下列分级：2008年，Cd和Pb属于重度污染，As属于中度污染，Hg、Cu、Zn和Ni属于轻度污染，Cr属于非污染；2018年，Cd和Pb属于重度污染且Cd无非污染点位，As和Zn属于中度污染，Hg、Cu和Ni属于轻度污染，仅Cr属于非污染。由单因子指数法对2期数据比对可知，Cd和Pb在2008—2018年一直处于重度污染状态，且重度污染占比有所上升；Cr一直处于非污染状态，各部分比例总体上保持不变，说明Cr基本无外源输入；Zn由原来的轻度污染状态转变为中度污染状态，说明Zn可能受到了外界的影响，导致超标点位增加；其余元素的等级均未发生变化，超标点位略有波动，总体上保持稳定。

    表 2  研究区土壤重金属单因子指数统计
    Table 2.  Statistics of single factor index of heavy metals in soil of survey region
    采样年份分析元素不同评价结果所占比例/%
    非污染轻度污染中度污染重度污染
    2008Cd1.275.107.6485.99
    Hg28.6650.3214.017.01
    As29.9438.8521.0210.19
    Pb4.4635.6724.8435.03
    Cr63.6934.391.910.00
    Cu38.2254.144.463.18
    Zn30.5750.969.558.92
    Ni61.1531.215.731.91
    2018Cd0.002.486.6190.91
    Hg44.6340.508.266.61
    As21.4937.1923.1418.18
    Pb0.8328.9320.6649.59
    Cr61.1638.020.830.00
    Cu23.9766.125.794.13
    Zn20.6647.1117.3614.88
    Ni60.3334.714.130.83
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    图 3  基于单因子指数评价法的表层土壤重金属污染评价结果
    Figure 3.  Assessment of heavy metal pollution in top soil based on the single factor index method
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    由研究区内梅罗综合污染指数评价结果(表3)可知，2008年，内梅罗综合污染指数大于3和介于1~2的样本数量最多，分别为324个和691个，说明2008年研究区污染状况总体呈轻度污染；2018年，内梅罗综合污染指数同样是大于3和介于1~2的样本数量最多，分别为248个和526个，表明研究区整体仍处于轻度污染。经过2期数据比对可知，研究区内全部采样点综合指数均超过了安全值，2008—2018年，警戒和轻度污染比例略有下降，中度污染比例明显增加，这进一步说明研究区有增强污染的趋势。

    表 3  土壤重金属的内梅罗综合污染指数评价结果
    Table 3.  Assessment of soil heavy metal pollution based on Nemerow comprehensive index
    年份安全警戒轻度污染中度污染重度污染
    2008016.5655.022.6325.80
    2018015.0854.344.9625.62
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    以Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn为基础，对研究区2期表层土壤点位评判结果进行统计分析(表4)。从总体上看，2008年，除Cd以外，Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn优先保护类占比最大，均大于60%；仅Cd、As、Pb元素存在严格管控类，Cd严格管控类占9.55%，安全利用类占78.34%，As严格管控类占1.27%，Pb严格管控类占1.91%。2018年，除Cd和Pb外，Hg、As、Cr、Cu、Ni、Zn优先保护类占比最大，优先保护类点位均超过60%，存在严格管控类点位分别为Cd、As、Pb，其中Cd严格管控类占13.22%，安全利用类占82.64%，As严格管控类占2.48%，Pb严格管控类占3.31%。2018年较2008年，环境质量类别数据评价结果Cd、As、Pb严格管控类点位比例均变大，这与单因子指数评价的结果相吻合，出现变化较大的是Zn。2008年，Zn的安全利用类占比15.92%，2018年Zn的安全利用类占比97.54%，安全利用类比例变化幅度为81.62%，在单因子指数评价中，Zn非污染占比降低，污染占比升高，与环境质量类别法评价结果相一致，说明研究区土壤中存在Cd、As、Pb污染，也存在Zn污染趋势。

    表 4  土壤重金属环境质量类别评价结果
    Table 4.  Assessment results of soil heavy metal based on environmental quality categories
    采样年份分析元素质量类别
    优先保护类安全利用类严格管控类
    采样数量/个比例%采样数量/个比例%采样数量/个比例%
    2008Cd1912.1012378.34159.55
    Hg157100.000000
    As9862.425736.3121.27
    Pb10667.524830.5731.91
    Cr15598.7321.2700
    Cu14592.36127.64——
    Zn13284.082515.92——
    Ni14894.2795.73——
    2018Cd54.1310082.641613.22
    Hg121100.000000
    As7864.464033.0632.48
    Pb7360.334436.3643.31
    Cr121100.000000
    Cu11595.0464.96——
    Zn32.4611997.54——
    Ni121100.0000——
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    2.3   表层土壤重金属时空变异解析

    对2期数据进行空间插值得出表层土壤重金属的空间分布图(图4)。克里金插值法(Kriging)和反距离加权插值法(IDW)是2种常用插值方法。与克里金插值法不同的是，IDW不需要数据遵循正态分布[29]。IDW是一种相对简单和广泛使用的方法，它不需要基于对数据统计分布的任何假设[30]。REIMANN等[31]研究表明，不太依赖统计假设的技术应该是首选。因此，我们使用IDW来绘制研究区内土壤重金属的空间分布图。2期数据的污染分布格局基本一致，因此，本研究只将2018年的土壤重金属空间分布图列出。从整体上看，Cd和As，Hg和Pb，Cu和Zn，Cr和Ni两两空间分布格局相似。Cd和As高值区主要集中于研究区的西南部和东北部，即西河中上游地区和耒水下游以及2河交汇处，污染程度较轻的主要分布与西河上游的源头区、西河中下游以及耒水中部；Hg和Pb高值区主要分布于西河中上游地区、北湖区的西部和苏仙区的东北部；Cu和Zn除西河中上游地区有部分高值区，其余地区污染均不显著；Cr和Ni污染分布格局基本一致，西河中上游和中游地区零星地分布着几块高值区，其余地区均为非污染状态。高值区主要是由于这些区域分布了大量的重工业企业(见图1)，其排放的“三废”通过大气沉降、污水倾倒以及固体废物的堆积等方式使得重金属进入土壤，造成土壤重金属超标，从而影响土壤环境质量。

    图 4  2018年表层土壤重金属空间分布
    Figure 4.  Spatial distribution of heavy metals in top soil in 2018
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    空间插值可以整体反映土壤重金属含量的分布情况，而空间地图几何分析可以将2期空间插值结果进行叠加分析，本研究利用这种方法将研究区2008年和2018年反距离空间插值结果进行对比，从而分析出土壤重金属污染变化状况；利用空间地图几何分析法得出2008—2018年研究区土壤重金属的含量的时空变异图(图5)。可以看出，8类表层土壤重金属在3个高值区(西河中上游地区、耒水上游地区和耒水下游地区)均为污染增强型，说明2008—2018年3个工业聚集区土壤的污染程度进一步增加。按8类土壤重金属含量的增幅排序，结果为Pb(25.47%)>Hg(22.08%)>Ni(16.05%)>Zn(11.83%)>Cu(5.75%)>Cr(5.23%)>Cd (4.53%)>As(3.71%)，重金属元素含量都存在增强的趋势，其中Pb的增幅最大，Hg次之，说明这10年间Pb和Hg在土壤中累积较为严重，研究区内以冶炼和矿物开采企业为主，矿物开采也能引起Pb、Cd和Zn在土壤中富集[32]，工业区会以Cd和Pb累积为主[33]，进而形成以Pb等元素为主导的污染分布。按8类土壤重金属含量面积增加的百分比排序，结果为Zn> Pb> Cu>As>Cr>Ni>Cd>Hg，其中Zn、Cu和Hg含量增加区主要位于西河上游、西河下游和耒水下游；Pb和As增长区主要位于西河中上游以及耒水西部；Cr的增加区较为分散，主要集中于西河的上中游和耒水中游的东部地区；Ni主要分布于西河和耒水东部区域；Cd主要集中于耒水下游和西河中上游区域。

    图 5  2008—2018年表层土壤重金属时空变异分布
    Figure 5.  Distribution of temporal and spatial variation on heavy metals in top soil from 2008 to 2018
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    3.   结论

    1)研究区整体存在土壤重金属污染，研究区内除Cr外，其余7类表层土壤重金属元素均存在点位超标的情况，含量均值都超过湖南省土壤环境背景值和国家土壤环境背景值的1倍以上，其中Cd超标最严重，超过了国家土壤环境背景值10倍以上；2期数据中Cd、Pb、Zn的变异系数均大于100%，说明这3种元素受外界因素影响很大，企业影响概率较大。

    2)从整体来看，有企业分布的土壤环境质量大幅下降。从单因子评价指数角度出发，除Cr外，Cd、Hg、As、Pb、Cu、Ni、Zn 7类元素均在不同程度上表现出一定的污染性，其中Cd、As、Pb尤为突出；从内梅罗综合污染指数角度出发，研究区内全部采样点综合指数均超过了安全值，中度污染比例明显增加，研究区有增强污染的趋势；从环境质量类别法角度出发，2008—2018年均只有Cd、As、Pb有严格管控类点位且点位占比均增大，其中Cd严格管控类点位占比最大，这3种元素污染程度均较高。

    3) 2期数据的污染分布格局基本一致，从整体上看，Cd和As，Hg和Pb，Cu和Zn，Cr和Ni两两空间分布格局具有相似性，单个元素之间存在差异性；2期数据的空间地图几何分析表明，在企业分布密度较大的3个高值区内，Pb和Hg在10年内聚集明显，Pb污染面积进一步增大，Hg污染分布格局基本保持不变。为防止污染面积扩大，建议相关部门应引起足够重视；重金属含量是土壤环境质量评价中的一个重要指标，对土壤环境质量评价的主要目的是减弱重金属对生态以及人体的危害，因此，在进行土壤重金属污染评价时，应考虑更多的贡献因素，以准确评价土壤环境质量。

  • 图 1  生猪养殖废水处理装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of treatment device for swine wastewater

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    图 2  SMBR去除污染物效果

    Figure 2.  Pollutants removal effect of SMBR

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    图 3  典型循环内含氮污染物和水质参数的变化

    Figure 3.  Changes of nitrogen pollutants and water quality parameters in a typical cycle

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    图 4  门水平群落结构丰度占比

    Figure 4.  Proportion of community structure abundance at the phylum level

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    图 5  属水平群落结构丰度分布

    Figure 5.  Distribution of community structure abundance at genus level

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    图 6  AOB和NOB在SMBR不同阶段中的读段数

    Figure 6.  AOB and NOB reads at different stages of the SMBR

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    表 1  SMBR和A2/O运行基本参数

    Table 1.  Basic parameters of SMBR and A2/O

    工艺阶段或池型处理量/(m3·d−1)SRT/dHRT/dNH+4-N负荷/(kg·(m3·d)−1)有机物负荷/(kg·(m3·d)−1)MLSS/(mg·L−1)水温/℃
    SMBRⅠ1015~205.6~6.60.11~0.141.48~1.757 20020±2
    Ⅱ1015~205.6~6.60.11~0.141.48~1.756 86015±2
    Ⅲ1015~205.6~6.60.11~0.141.48~1.758 24010±2
    A2/O厌氧池150—100.211.12~3.781 48020±3
    缺氧池150—100.071.19~2.206 70020±3
    好氧池150—100.01~0.020.35~0.84 34020±3
    工艺阶段或池型处理量/(m3·d−1)SRT/dHRT/dNH+4-N负荷/(kg·(m3·d)−1)有机物负荷/(kg·(m3·d)−1)MLSS/(mg·L−1)水温/℃
    SMBRⅠ1015~205.6~6.60.11~0.141.48~1.757 20020±2
    Ⅱ1015~205.6~6.60.11~0.141.48~1.756 86015±2
    Ⅲ1015~205.6~6.60.11~0.141.48~1.758 24010±2
    A2/O厌氧池150—100.211.12~3.781 48020±3
    缺氧池150—100.071.19~2.206 70020±3
    好氧池150—100.01~0.020.35~0.84 34020±3
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    表 2  生猪养殖废水水质

    Table 2.  Water quality parameters of swine wastewater

    阶段水温/℃COD/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)NO−3-N/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)
    阶段Ⅰ20±29 816±2 190733.44±78.9016.96±11.68880.31±112.24
    阶段Ⅱ15±29 520±938766.50±66.6336.10±9.47882.36±69.02
    阶段Ⅲ10±28 532±2 668724.00±72.9943.31±7.16904.30±206.32
    阶段水温/℃COD/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)NO−3-N/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)
    阶段Ⅰ20±29 816±2 190733.44±78.9016.96±11.68880.31±112.24
    阶段Ⅱ15±29 520±938766.50±66.6336.10±9.47882.36±69.02
    阶段Ⅲ10±28 532±2 668724.00±72.9943.31±7.16904.30±206.32
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    表 3  A2/O工艺处理生猪养殖废水效果

    Table 3.  Performance of A2/O process on swine wastewater treatment mg·L−1

    工况氨氮亚氮硝态氮总氮COD
    进水745±79037±9844.5±55 850±56
    厌氧池835±1023±3909±502 245±91
    缺氧池65±9020±396±31274±21
    好氧池5±0.2098±18108±1215±13
    出水7±2094±25107±7216±10
    去除率/%99±0.2——87.2±0.996.3±0.3
    工况氨氮亚氮硝态氮总氮COD
    进水745±79037±9844.5±55 850±56
    厌氧池835±1023±3909±502 245±91
    缺氧池65±9020±396±31274±21
    好氧池5±0.2098±18108±1215±13
    出水7±2094±25107±7216±10
    去除率/%99±0.2——87.2±0.996.3±0.3
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-03-03
  • 录用日期:  2020-07-02
  • 刊出日期:  2021-01-10
陈彦霖, 隋倩雯, 王拓, 海永龙, 郁达伟, 陈梅雪, 魏源送. 温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
引用本文: 陈彦霖, 隋倩雯, 王拓, 海永龙, 郁达伟, 陈梅雪, 魏源送. 温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
shu
CHEN Yanlin, SUI Qianwen, WANG Tuo, HAI Yonglong, YU Dawei, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Effects of temperature on biological nitrogen removal in batch membrane bioreactor and the microbial community mechanism[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
Citation: CHEN Yanlin, SUI Qianwen, WANG Tuo, HAI Yonglong, YU Dawei, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Effects of temperature on biological nitrogen removal in batch membrane bioreactor and the microbial community mechanism[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 65-73. doi: 10.12030/j.cjee.202003019
shu

温度对序批式膜生物反应器生物脱氮影响及微生物机制解析

    通讯作者: 魏源送(1969—)，男，博士，研究员。研究方向：污水处理。E-mail：yswei@rcees.ac.cn
    作者简介: 陈彦霖(1992—)，男，博士研究生。研究方向：污水处理与再生利用。E-mail：ylchen_st@rcees.ac.cn
  • 1. 中国科学院生态环境研究中心，环境模拟与污染控制国家重点联合实验室，北京 100085
  • 2. 中国科学院生态环境研究中心，水污染控制实验室，北京 100085
  • 3. 中国科学院大学，北京 100049
  • 4. 江西省科学院能源研究所，南昌 330029
  • 收稿日期:  2020-03-03
  • 录用日期:  2020-07-02
  • 网络出版日期:  2021-01-13
基金项目:
国家重点研发计划课题(2016YFD0501405)；江西省重点研发计划项目(20171ACG70018)

摘要: 针对生猪养殖废水处理过程中普遍存在的脱氮效果不佳，工艺流程较长等问题，采用中试规模序批式膜生物反应器(SMBR)处理生猪养殖废水，并与猪场现有废水处理A2/O工艺进行了比较。结果表明：SMBR在运行温度逐步降低的情况下，可以取得较好的污染物去除效果，氨氮平均出水浓度为10 mg·L−1，去除率达到98.6%；总氮平均出水浓度为31 mg·L−1，去除率达到96.5%；COD为332 mg·L−1，去除率达到96.5%。猪场现有A2/O工艺对氨氮、总氮和耗氧有机物的去除率分别为99%、88%和97%。高通量测序和OUT分类结果表明，SMBR中主要的AOB为Nitrosomonas，NOB主要为Nitrospira、Nitrobacter和Nitrolancea。AOB是SMBR主要的硝化细菌，NOB是A2/O工艺中主要的硝化细菌，并且反硝化细菌在SMBR中的菌群丰度高于A2/O工艺中的反硝化菌群丰度。综上所述，与A2/O工艺相比，SMBR具有短流程和脱氮效果较好等优势，这可使其具有较好的应用前景。

English Abstract

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  • 作为我国农业的支柱产业之一[1]，畜禽养殖业向集约化、规模化方向发展，但规模化养殖产生了大量粪尿等污染物，畜禽养殖污染防治日益得到重视[2]。据相关统计[3]表明，以生猪养殖为代表的畜禽养殖业排放的有机物和总氮已经成为我国农业面源污染之首。

    生猪养殖废水具有高氨氮(110~1 650 mg·L−1)、高有机污染物(2 000~30 000 mg·L−1)、高总氮(220~2 055 mg·L−1)等污染特征[4]，其主要有还田处理，自然处理和生物处理等方式，其中还田处理和自然处理模式由于占地面积较大、二次污染等原因，而较少被采用。生物处理模式中多采用厌氧-好氧联合处理模式[5]，但其存在处理工艺流程较长、出水难以稳定达标、冬季运行效果差等问题[6-7]。另一方面，由于生猪养殖废水属于低C/N比废水(4~7)，缺氧阶段缺乏足够碳源，从而影响微生物生长和反硝化脱氮效果[8]。为增强废水生物处理脱氮效率，需要外加碳源，导致其处理成本和能耗较高[9]。姜超等[10]和SUI等[11]通过建立关联氧化还原电位、pH控制点的SMBR工艺，通过优化好氧曝气时间实现了实时控制短程硝化过程，NH+4-N平均出水浓度为11.6 mg·L−1，去除率为98.3%；耗氧有机污染物的平均出水浓度(以COD计)为358 mg·L−1，去除率为95.3%；TN平均出水浓度为81 mg·L−1，去除率为92.7%；亚氮累积率在85%以上，因此，实现了常温下短流程高效处理畜禽养殖废水。

    本文在实验室规模SMBR工艺研究的基础上，通过研发中试规模SMBR工艺处理生猪养殖废水，考察了在低温环境下该工艺对污染物的去除效果及关键功能菌群的演替特征，以期为高效处理规模化畜禽养殖废水提供技术支撑。

1.   材料与方法

    1.1.   生猪养殖废水处理中试装置

  • 本中试研究在北京某养猪场实施。生猪养殖废水处理中试装置见图1。如图1(a)所示，本研究的中试规模序批式膜生物反应器(sequence membrane bio-reactor，SMBR)由碳钢(壁厚8 mm)制成，呈卧式圆柱体(2.8 m×8 m，总体积为50 m3，有效体积为30~35 m3，北京创迪环保科技有限公司)。如图1(a)所示，内置A~F共计6层陶瓷膜组件(膜孔径1 μm，单片膜单侧有效过滤面积0.5 m×0.11 m(共两侧)，江西博鑫精陶环保科技有限公司)，每层设置陶瓷膜48片，单片陶瓷膜短边垂直曝气管方向布置，膜片与膜片间隔0.8 cm，单层陶瓷膜设置1个出水管收集出水，6层(共288片陶瓷膜)设置统一出水管与抽吸泵相连，膜组件(共6层)总有效过滤面积为31.6 m2。SMBR设计处理规模10 m3·d−1，实际处理规模5~6 m3·d−1，SRT为15~20 d。反应器采用序批式模式运行：进水0.5 h、缺氧搅拌1.5 h、好氧曝气3 h(溶解氧为0.5~2 mg·L−1)、反应器膜出水0.6~1 h。

    该猪场生猪养殖废水处理采用连续流厌氧-缺氧-好氧工艺(anaerobic-anoxic-oxic process, A2/O)(图1(b))，该生物反应器覆盖有阳光棚，冬季具有一定的保温作用，其主要运行参数见表1。

    • 1.2.   实验用水与接种污泥

  • 猪场A2/O工艺处理实验用水为生猪养殖废水经预沉淀、螺旋挤压分离、沉淀一池、沉淀二池处理。SMBR实验用水为北京市某猪场生猪养殖废水经预沉淀和螺旋挤压固液分离处理，其水质特征如表2所示。SMBR接种污泥取自该猪场废水处理站A2/O工艺中的好氧池污泥，首次接种后反应器内污泥浓度(MLSS)在6 000 mg·L−1左右，MLVSS在4 500 mg·L−1左右。

    • 1.3.   水质指标测定方法

  • 实验过程中对常规水质指标进行周期性采样检测，其中NH+4-N测试采用纳氏试剂比色法；NO−2-N测试采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO−3-N测试采用紫外分光光度法；总氮测试采用碱性过硫酸钾紫外分光光度法；有机污染物测定采用快速测定仪测试(哈希中国)；SS、VSS测试采用重量法；pH、氧化还原电位和DO测试采用便携式测定仪(德国WTW)测定。

    • 1.4.   DNA提取

  • 分别在SMBR稳定运行的第28天(阶段Ⅰ)、第46天(阶段Ⅱ)和第63天(阶段Ⅲ)，以及在现场A2/O工艺中的厌氧池、缺氧池、好氧池各取污泥混合液50 mL后，实验室提取每个样品1~5 mL，10 000 r·min−1离心10 min，弃上清液，使用试剂盒Fast DNA Spin Kit for Soil(MP, Biomedicals, USA)提取DNA。

    • 1.5.   高通量测序与OUT分类

  • 采用Illumina Miseq平台(Illumina, USA)测序分析[12]，测序数据经优化后，样品经均一化后均含有40 875条序列，有效序列采用(ribosomal database project, RDP)核糖体数据库进行物种分类。

2.   结果与讨论

    2.1.   SMBR的生猪养殖废水处理效果

  • 在SMBR的运行过程中，耗氧有机污染物的平均进水浓度(以COD计)为9 377 mg·L−1，平均出水浓度为332 mg·L−1，去除率为96.5%；总氮平均进水浓度为887 mg·L−1，平均出水浓度为31 mg·L−1，去除率为96.5%；氨氮平均进水浓度为740 mg·L−1，平均出水浓度为10 mg·L−1，去除率为98.6%；SS去除率可以达到100%。

    SMBR去除污染物效果见图2。如图2(a)所示，在SMBR运行过程中，氨氮平均进水浓度为740 mg·L−1，平均出水浓度为10 mg·L−1，去除率高达98.6%，这表明尽管SMBR的运行温度逐步降低，但依然可以实现较好的氨氮去除效果；由图2(b)可以看出，耗氧有机污染物的出水浓度随着温度的降低有所增加，3个阶段耗氧有机污染物的平均出水浓度(以COD计)分别为279、378和373 mg·L−1，这说明反应器运行温度的降低可能会影响到微生物降解有机污染物的活性，导致出水有机物浓度随着反应器运行温度的降低有所提高；如图2(c)所示，在阶段Ⅰ初期，总氮平均进水浓度为880 mg·L−1，平均出水浓度逐步升高，在第8天达到最高出水浓度为79 mg·L−1，总氮去除率仅为89%，这是由于反应器启动初期，运行不稳定导致脱氮效果较差。此后当反应器稳定运行，出水总氮逐步降低，平均出水浓度降低至29 mg·L−1，总氮去除率提高至97%。

    由于接种污泥来自好氧池排泥，含有高浓度的硝酸盐，以及反应器运行初期脱氮效果较差，所以导致硝态氮出水浓度高于硝态氮进水浓度(图2(d))。随着反应器的稳定运行，硝态氮出水浓度逐步降低至6 mg·L−1。在一定温度范围内(5~40 ℃)，微生物的转化率与温度之间的关系可以用简化的阿伦尼乌斯方程[13]描述(式(1))。

    式中：rT为反应速率，mol·(L·s)−1；r293为标准温度下的反应速率，mol·(L·s)−1；θ为反应温度系数，K−1；T为反应温度，K。

    在硝化反应中，反应温度系数θ随着温度的降低而降低[14]。当温度低于20 ℃时，亚硝化细菌最大比增长速率低于硝化细菌[15]，亚硝化细菌产生的亚硝酸盐容易被硝化细菌继续氧化成硝酸盐。因此，在SMBR运行中随着水温的降低，亚硝化速率降低，出水亚氮浓度也逐步降低，阶段Ⅰ和阶段Ⅱ的亚氮累积率分别为62%和67%，而当水温降低至10 ℃后，亚氮累积率仅为44%。

    总体而言，在SMBR整体运行过程中，虽然运行温度逐步降低，但是SMBR对污染物均具有较好的去除效果，能够获得较高且稳定的污染物去除率，满足《畜禽养殖业污染物排放标准》(GB 18596-2001)所规定的集约化畜禽养殖业污染物最高允许日均排放浓度。

    图3为SMBR运行第21天(阶段Ⅰ)的一个典型循环周期内，含氮污染物指标和水质参数的变化曲线。第0~0.5小时为反应器进水阶段，反应器氨氮浓度逐步升高，直至进水完成其浓度达到29.46 mg·L−1，此时反应器总氮浓度也达到37.2 mg·L−1。在缺氧搅拌期间，微生物利用进水中的有机物进行反硝化作用，亚硝酸盐和硝酸盐的浓度降低至0 mg·L−1和1.4 mg·L−1，总氮浓度也因为反硝化脱氮作用逐步降低至30.3 mg·L−1，在此期间产生的碱度使反应器中的pH不断升高。

    第1.5~4.5小时为好氧单元，其中在曝气阶段的末端开启膜出水。在开启生物曝气的情况下，由于微生物的硝化作用，反应器内的氨氮浓度逐步降低至4.5 mg·L−1，亚氮浓度则是逐步升高至7.2 mg·L−1。由于反应器搅拌不均匀，存在死区，导致其成为缺氧环境，在好氧单元生成的亚氮或者硝氮在此发生反硝化作用，所以总氮在好氧单元略有降低。在好氧单元由于硝化作用消耗碱度，致使反应器在好氧单元期间实时pH逐步降低。

    • 2.2.   A2/O工艺处理生猪养殖废水效果

  • 该猪场A2/O工艺的生猪养殖废水处理效果如表3所示。氨氮平均进水浓度为745 mg·L−1，出水浓度为7 mg·L−1，去除率达到99%；总氮平均进水浓度为844.5 mg·L−1，出水浓度为107 mg·L−1，去除率为87.2%；耗氧有机污染物的平均进水浓度(以COD计)为5 850 mg·L−1，出水浓度为216 mg·L−1，去除率达到96.3%。

    生猪养殖废水在进入厌氧池之前有曝气沉淀、螺旋挤压固液分离和沉淀池预处理等步骤，降低进水中的SS，其中，由于曝气沉淀预处理的持续曝气原因，导致废水中的部分氨氮通过氧化作用转化为硝氮，使得进入到厌氧池中的废水含有一定浓度的硝态氮。因此，厌氧池中实际为缺氧环境，微生物利用进水中的有机污染物进行反硝化，硝态氮浓度由37 mg·L−1降低至23 mg·L−1，COD值由5 850 mg·L−1降低至2 245 mg·L−1，有机物去除率达到61.6%。厌氧池出水到配水池，在此过程中一沉池污泥回流到配水池。在此过程中，由于污泥回流的稀释作用，导致配水池中的氨氮、总氮和COD大幅降低。在缺氧池中由于废水中缺少足够的可生物降解有机物，所以硝态氮在缺氧池仅去除3 mg·L−1左右。在好氧池中，溶解氧高达6.1~7.2 mg·L−1，微生物在好氧环境中充分发挥硝化作用，氨氮浓度由65 mg·L−1降低至5 mg·L−1，硝态氮由20 mg·L−1升高至98 mg·L−1。在A2/O工艺处理中，畜禽养殖废水的总氮去除率仅为87.2%，有机物去除率为96.3%，说明由于曝气池由于曝气过量，导致进水中的部分有机物在好氧池中进行氧化分解，并未完全利用进行反硝化，导致总氮去除率较低。

    • 2.3.   2种工艺的微生物群落结构演替变化

  • 在不同运行温度下SMBR的微生物群落结构表征如图4所示。在3个不同的运行温度下，SMBR内门水平下的群落结构组成基本保持不变，主要由变形菌门(Proteobacteria)(43.29%~47.72%)、拟杆菌门(Bacteroidetes)(9.58%~16.32%)、绿弯菌门(Chloroflexi)(6.53%~9.06%)、厚壁菌门(Firmicutes)(16.67%~23.02%)等组成，其中，变形菌门包含了大多数具有硝化能力的菌属，如Nitrosomonas、Nitrosococcus、Nitrobacter、Nitrococcusi等硝化菌属[16]，是污水处理过程的常见微生物[17]。随着运行温度的降低，变形菌门的丰度略有上升，而拟杆菌门和绿弯菌门的丰度则呈现降低的趋势。值得注意的是，放线菌门(Actinobacteria)的丰度随着温度的降低逐步上升。有研究[18]表明，放线菌过度繁殖是导致活性污泥丝状膨胀和起泡现象的主要原因。而在SMBR反应器中由于内置陶瓷膜过滤废水，所以尽管放线菌有增长的趋势，但是并不会导致污泥流失的情况发生。

    A2/O工艺中厌氧池、缺氧池和好氧池的门水平群落结构丰度占比如图4所示。厌氧池中的变形菌门、拟杆菌门和厚壁菌门分别占比15%、22%和36%，其余细菌占比均低于10%；由于好氧池污泥回流到缺氧池，所以两者微生物群落组成类似，主要由变形菌门、疣微菌门(Verrucomicrobia)、拟杆菌门、酸杆菌门和厚壁菌门等菌群组成，其中，Verrucomicrobia门是高效活性污泥常见门类，对有机物的降解起重要作用[19]。

    为了深入研究SMBR和A2/O工艺中的微生物群落组成，在属水平上进行了菌属丰度分析，主要结果见图5。Nitrosomonas、Nitrososphaera、Nitrospira、Nitrobacter和Nitrolancea等菌属是SMBR和A2/O工艺的主要硝化菌属，反硝化菌属主要有Pseudomonas、Thauera、Hyphomicrobium、Thermomonas、Paracoccus、Flavobacterium、Azoarcus、Thiobacillus和Ralstonia等，并且SMBR中反硝化菌属的丰度远高于A2/O工艺，这也是SMBR具有较高脱氮效率的原因之一。

    图6反映了SMBR在不同阶段中AOB和NOB读段数量的变化。SMBR中主要的AOB为Nitrosomonas，NOB主要为Nitrospira、Nitrobacter和Nitrolancea。随着温度的降低，AOB和NOB的数量均有所降低，但是AOB仍然是主要的硝化细菌。结果表明，控制曝气时间，防止NOB将亚态氮转化为硝态氮，NOB未能获得足够的能量进行生长繁殖。随着SMBR反应器的稳定运行，NOB逐渐被淘汰，而AOB的优势地位越来越大，因此控制合适的曝气时间有利于AOB的富集和NOB的淘洗。

3.   结论

  • 1) SMBR对畜禽养殖废水具有较好的处理效果，氨氮、总氮和有机物的去除率分别达到98.6%、96.5%和96.5%；猪场现有A2/O工艺对畜禽养殖废水中的氨氮、总氮和有机物的去除率分别为99%、88%和97%，其中总氮去除率低于SMBR的处理效果。

    2)高通量测序与OTU分类结果表明，SMBR和A2/O工艺中具有类似的硝化菌属和反硝化菌属，但是SMBR的反硝化菌属的丰度较高，也是SMBR的脱氮效率高于A2/O的可能原因。

    3)与现有A2/O工艺相比，SMBR工艺具有短流程、高效脱氮、稳定运行等优势，处理生猪养殖废水的应用前景广阔。

参考文献 (19)

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