-
厌氧氨氧化 (anaerobic ammonium oxidation，anammox) 是指厌氧或缺氧条件下，厌氧氨氧化菌 (anammox ammonium oxidation bacteria，AnAOB) 以亚硝态氮 (NO2−-N) 为电子受体，将氨氮 (NH4+-N) 氧化为氮气 (N2) 的生物过程[1-2]。传统生物脱氮工艺常用来去除生活污水中的氮元素，主要是通过好氧硝化和缺氧反硝化来实现。在好氧阶段，NH4+-N需要充足氧气以实现硝化，而缺氧阶段则需要足够有机碳源进行反硝化，从而使得氮元素的去除过程能耗非常高[3-4]。Anammox技术相较于传统生物脱氮工艺具有无需外加有机碳源、氮去除负荷高、运行费用低、剩余污泥产量低、无二次污染等优点[3, 5]，将其应用于生活污水中污染物的去除是污水生物处理领域的研究热点。
目前，个别生活污水处理厂实现了AnAOB的富集和anammox脱氮。如在新加坡樟宜回用水厂anammox工艺的自养脱氮贡献率为37.5%[6]；中国西安第四污水处理厂anammox工艺的脱氮贡献率约为15%[7]。然而，上述污水处理厂的主流工艺并不是anammox，因此，目前尚无一个真正意义上的anammox处理生活污水的工程实例。生活污水存在氨氮浓度较低、冬季水温低 (低于15 ℃，AnAOB活性急剧降低) 等问题[8]，使得anammox在工程上存在一定的局限性。低氨氮浓度情况下亚硝酸盐氧化菌 (nitrite oxidizing bacteria，NOB) 的生长速率比氨氧化菌 (ammonium oxidation bacteria，AOB) 高，使得短程硝化过程很难稳定实现[9]。另外，AnAOB最佳生长温度为30~37 ℃，当温度超过45 ℃时AnAOB会出现不可逆失活，而当温度低于15 ℃时反应器内还会因积累大量NO2−-N导致反应器失稳[10-11]。因此，如何在低氨氮浓度下保证NH4+-N稳定转化为NO2−-N，以及在低温条件下 (尤其是冬季) 如何维持anammox工艺稳定运行是亟需解决的问题。
针对上述问题，本研究结合传统硝化反硝化系统的稳定性优势，将anammox与MBR工艺耦合，组成一种兼顾低能耗、高负荷的新型生物脱氮工艺 (AX-MBR) ，通过对生活污水进行连续处理分析温度对AX-MBR工艺的脱氮效果，并探究anammox脱氮贡献率和微生物群落结构变化，从而分析系统的脱氮机理，以期为工艺的工程应用提供参考。
-
本研究采用的AX-MBR装置如图1所示。整个反应器以有机玻璃为主，分为缺氧反应器、好氧反应器、膜组件3个部分。其中，膜组件放置于好氧反应器中。缺氧反应器的有效容积为4 L，长、宽、高为9 cm×9 cm×74 cm；好氧反应器有效容积为6 L，长、宽、高为18 cm×10 cm×50 cm。生活污水先在缺氧反应器中经过微生物处理，再经过好氧反应器中的微生物处理和膜组件过滤。缺氧反应器进水口设置有液位控制器并连接进水泵，用于控制进水。挂膜有AnAOB的聚氨酯填料放置于缺氧反应器，投加量为2 L。2个反应器间设有1台回流泵，膜组件出水通过时间控制器控制。其中，2#和4#为出水调节阀，1#和3#为反冲洗调节阀，用来调节出水和反冲洗时间，二者时间比为9:1。反应器采用黑布遮盖，避免光线对细菌的影响[12]。
-
本研究接种污泥主要来自桂林市雁山污水处理厂，并配以课题组自行培养且具有较好活性的AnAOB，通过方形的聚氨酯填料进行固着[13-14]。实验用水为桂林理工大学的校园生活污水[3]。此外，进水先经过制氮机吹脱降低污水中的溶解氧 (DO) ，以便后续调节、控制反应系统中的DO指标。实验分成3个阶段 (共248 d) 。在I阶段取适量污水厂好氧池内污泥投加入反应器，校园生活污水作为进水，进水TN为70.16~123.25 mg·L−1 ，NH4+-N为42.5~85.6 mg·L−1，COD为110.88~174.72 mg·L−1。在系统启动并稳定运行后，降低好氧反应器DO至0.5 mg·L−1，共运行14 d。在II阶段投加600 mL厌氧氨氧化污泥，并继续保持DO低于0.5 mg·L−1，其余运行条件不变，共计130 d。在III阶段，从第146天开始共运行102 d，主要考察温度对AX-MBR工艺的影响。3个阶段均未对反应器进行温度控制，实验期间的水温为5~35 ℃。水力停留时间 (HRT) 控制在4 h，回流比为1:2，DO小于0.5 mg·L−1，pH为7.45~7.55。
-
NH4+-N：纳氏试剂分光光度法；NO2−-N：N-(1-奈基)-乙二胺光度分光光度法；TN：碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法；COD：重铬酸钾微波快速密闭消解法；pH/温度：北京天健在线监测DEC数字化pH计DPH10AC；DO：美国哈希便携式溶解氧仪[5, 15]。
-
取AX-MBR系统稳定运行后的污泥并进行预培养以消耗样本中残留的O2和NOx−。样品分为3个组，分别为E-0、E-A和E-D。E-0加15NH4+检验预培养过程是否耗尽O2和NOx−，并排除由纯化学反应生成N2的可能性；E-A组添加14NO3−和15NH4+检测污泥中anammox反应；E-D组添加15NO3−与样品本底的14NH4+发生anammox和反硝化反应，用于定量分析anammox的反应速率和脱氮贡献率。同位素示踪法具体步骤和计算方法参考文献[16]。
-
对实验不同阶段的污泥进行取样，委托生工生物工程 (上海) 有限公司进行高通量测序分析，以探究微生物多样性和优势菌种的变化，具体测序步骤参考文献[5]。进行3次采样共6个样品，分别取缺氧反应器和好氧反应器的污泥。第一次取样为AX-MBR工艺成功启动并稳定运行 (50 d)，分别为Y1、H1；第二次取自III阶段(230 d)，主要研究低温环境下群落结构的变化，记为Y2、H2；最后一次取样则是所有实验结束后(248 d)，分别是H3、Y3。
-
在AX-MBR工艺运行过程中各氮素质量浓度变化如图2所示。在I阶段通过减少曝气量控制反应器的DO，从0.89 mg·L−1逐渐降至0.5 mg·L−1以下。该阶段出水NH4+-N质量浓度增加，最高为34 mg·L−1，出水NO2−-N质量浓度并随之增加。该阶段的AOB对氧的半饱和系数大于NOB，NOB在低DO下竞争氧能力较弱，系统可能由短程硝化的原因产生NO2−-N的积累。第II阶段投加了AnAOB污泥后，NH4+-N去除率迅速增加，最后去除率稳定为约89%。这说明anammox作用具有高效脱氮的能力。第III阶段结果表明，随着运行天数的增加，温度降低会导致微生物活性降低，NH4+-N和TN去除率逐渐降低，NH4+-N去除率从最开始的84%将至58%，TN去除率也从67%将至47.28%。这说明温度对AX-MBR的脱氮效率具有较大影响。
在AX-MBR运行过程中，进水COD约为111~171.36 mg·L−1，出水COD约为21.77~50.4 mg·L−1，降低了58%~80%，可达到城镇污水处理厂污染物排放标准 (GB18918-2002) 的一级标准。从I阶段到III阶段，出水COD没有明显变化，在整个运行过程中保持稳定的处理效果。一方面，反应系统的微生物中存在着消耗有机物质的异养菌；另一方面，膜组件的有效过滤阻断作用也可保证出水COD的稳定性。
-
为考察温度变化对AX-MBR工艺脱氮性能的影响，将III阶段温度从低到高排列，以间隔5 ℃为一组，探究温度在5~35 ℃时的脱氮情况及厌氧氨氧化和反硝化的脱氮贡献量，结果如图3所示。NH4+-N的平均去除率随温度的增加逐渐由59%增至87%，TN去除率也从49%升至73%。当温度大于20 ℃时，NH4+-N去除率维持在较高水平，平均去除率达85%以上；当温度小于20 ℃时， NH4+-N和TN去除率都有所下降，此时温度降低开始影响微生物基础代谢的能力。这说明反硝化和厌氧氨氧化等脱氮反应速率受温度影响而降低。由于外回流会促进NH4+-N硝化产物NOx−-N在缺氧阶段被去除，而且反应器硝化液回流比为1∶2，理论上反硝化的最大脱氮贡献率为33.3%，因此可根据最大的反硝化脱氮贡献率和已知的总脱氮量推导出anammox的脱氮贡献量。当温度为25~30 ℃时，工艺总脱氮量为76.74 mg·L−1，anammox和反硝化作用的脱氮贡献量为51.42 mg·L−1 和25.32 mg·L−1。当温度为20~25 ℃时，工艺总脱氮量下降了17.12 mg·L−1，anammox和反硝化的脱氮量为39.95 mg·L−1和19.67 mg·L−1，当温度为15~20 ℃时，工艺总脱氮量再次降低3.14 mg·L−1。因此，随着温度的降低，微生物活性下降，脱氮量也逐渐降低，但整体上anammox的脱氮贡献率大于反硝化贡献率，anammox和反硝化作用二者同时保证AX-MBR工艺的高效脱氮性能。当温度在20~30 ℃范围内时，温度每下降1 ℃，anammox活性会降低约2.23%，而温度在15~20 ℃时每降低1 ℃，anammox活性下降1.05%。由于AnAOB和反硝化细菌的生存温度范围较广，但细菌的活性受温度影响较大，低温时活性降低，AnAOB和反硝化效率降低。AX-MBR工艺在低温环境运作时，可采用降低进水氮负荷的方法来保证处理效果，其他相关研究也表明可采用提高生物量和降低氮负荷等方式降低低温对AnAOB或其他菌活性的抑制作用[17-18]。
-
本研究通过15N同位素示踪法探究anammox和反硝化脱氮贡献率，验证上述AX-MBR稳定运行过程中各反应的脱氮贡献率。污泥取自稳定运行阶段的缺氧反应器。将污泥先进行离心，超纯水也经氦气吹脱20 min至厌氧状态，最后以1:5的泥水比例混匀，并分为E-0、E-A和E-D 3组。E-0组无29N2、30N2生成，这表明样品经预处理后NOx−消耗殆尽，E-A组29N2产量随时间变化明显积累且30N2无积累，因此该组只存在anammox反应。E-D组均有29N2和30N2积累，这说明该组同时发生anammox和反硝化反应。由于14NO3−的存在使得E-D组的反硝化反应产物包含有28N2、29N2和30N2，而anammox的产物只有28N2和29N2，进而通过30N2的量可以反推出反硝化所产生的N2总量，最后得出anammox的脱氮贡献率和潜在速率。由图4可知，AX-MBR工艺的anammox潜在速率为0.04~0.29 µmol·(L·h)−1，反硝化速率为0.02~0.17 µmol·(L·h)−1，厌氧氨氧化潜在速率较反硝化的速率高。不同反应时间可对应系统的HRT，当反应时间为2 h时，anammox脱氮贡献率为69.83%，并且为最大脱氮贡献率，但微生物反应不充分出水氮素质量浓度较高，不予采用。当反应4 h时，与实际运行HRT一致，此时anammox脱氮贡献率为60.11%。由于微生物作用的系统脱氮贡献率受HRT的影响，故反应进行6 h时的anammox脱氮贡献率增加为64.93%。较长的HRT会导致微生物颗粒污泥发生裂解，故当HRT大于6 h之后，会出现anammox脱氮贡献率下降的趋势。本研究为实验室规模小型反应器，其微生物组成与丰度受人为控制，anammox的脱氮贡献率始终大于反硝化反应，但这也进一步说明AX-MBR工艺中以anammox脱氮为主。
-
本研究采用16S rDNA高通量测序分析AX-MBR工艺中微生物群落结构及多样性的变化，从微生物的角度阐释其脱氮的机理。表1 通过不同多样性指数来评估微生物多样性特征，耦合系统中各样品的OUT数目变化情况见图5。结合图5和表1可知，系统的微生物为适应环境在不断的变化，群落多样性和丰度都在变化，但整体上工艺脱氮效果稳定，具有一定的耐冲击负荷的能力。其中，Y2、H2的特异OTU数目较Y1、H1有变化，主要因为低温环境中微生物优胜劣汰，但也唤醒了反应器内更多的低温菌。从3次样品的多样性指数来看，样品群落结构复杂、物种数目多、丰度较高。从Shannon指数、ACE指数和Chao1指数分析发现Y2、H2的指数值较Y1、H1高。这说明温度变化可能唤醒了工艺中的低温菌，原有优势菌种对温度耐受能力强，故群落多样性和丰度增加。综上所述，系统的微生物为适应环境在不断的变化，群落多样性和丰度都在变化，但整体上污水脱氮处理效果稳定，具有一定的耐冲击负荷的能力。
实时监测数据显示缺氧和好氧反应器的DO较低。因此，硝化作用及部分硝化驱动的anammox过程造成的氨氮损失是有限的。因此，短程反硝化可能是与anammox结合的主要途径，且导致缺氧和好氧反应器的氨氮损失可能是反硝化和anammox作用。AX-MBR中各样品的分类和系统发育信息可视化、门水平的物种丰度堆叠条形图、属水平的物种丰度柱状图见图6。Proteobacteria、Patescibacteria和Bacteroidetes门是絮状污泥中含量最多的3个门。这些门已被报道为负责氮和碳循环的典型门，并且已在以前的 PD/A 系统中广泛检测到[19]。在缺氧和好氧反应器污泥样品中，观察到Proteobacteria和Bacteroidetes、Acidobacteria为优势属。Bacteroidetes占比约40%，但 H3、Y3中Bacteroidetes有所下降。
图6 (c) 中AnAOB主要为Candidatus Kuenenia，相对丰度为1.7%。Armatimonadetes-gp5属于装甲菌门，与AnAOB菌属存在关联性[20]。由于AnAOB具有生长速率缓慢、低温抑制菌活性等原因，具有anammox的Candidatus Kuenenia菌属对环境温度敏感，其H1、Y1中Candidatus Kuenenia相对丰度较H1、Y1和H3、Y3样品相比最低，说明低温可能会促进NO2−-N积累，这与GAO等[21]的研究一致，即PD/A工艺在低温条件下能实现较好的脱氮效果。在属水平中，厌氧和缺氧反应器的反硝化细菌 (Aridibacter 、Pseudomonas、Paracoccus, Planctomicrobium、Bacillus和Thauera) 丰度远大于AOB丰度，其中AOB (Nitrosomonas) 丰度均小于NOB (Nitrospira) 丰度，故污水中亚硝酸盐主要来源于部分反硝化，这在群落水平上证明了PD/A的存在。
-
1) AX-MBR工艺可成功实现anammox工艺应用于处理低氨氮生活污水，工艺运行稳定，NH4+-N去除率可稳定在89%左右，COD去除率稳定在75%左右，出水可达到城镇污水处理厂污染物排放标准 (GB18918-2002) 的一级标准。
2) 随着季节温度变化，微生物活性下降导致氮元素去除效率逐渐降低，但anammox的脱氮贡献率始终大于反硝化贡献率，这说明anammox脱氮占据主体地位。AX-MBR工艺中anammox和反硝化作用二者同时保证了工艺的高效脱氮性能，这表明AX-MBR工艺可为anammox工艺的工程应用提供参考。
3) 反应器中微生物群落结构复杂，反硝化细菌丰度大于AOB丰度，且好氧反应器回流至缺氧反应器时给反硝化菌提供NO3−，故污水中NO2−主要来源于部分反硝化。这在群落水平上证明了PD/A的存在。
Anammox-MBR耦合工艺在生活污水中的脱氮性能及其机理
Nitrogen removal performance and mechanism of anammox-MBR coupling process in sewage treatment
-
摘要: 厌氧氨氧化工艺在处理生活污水过程中存在处理效率不稳定的问题，阻碍了其在生活污水处理中的工程应用。采用包括缺氧反应器、好氧反应器、膜组件3个部分的anammox-MBR (AX-MBR) 耦合工艺来处理生活污水，以期解决该问题。实验开始时，先投加污水处理厂好氧活性污泥进行启动，后降低反应系统的溶解氧，最后再投加厌氧氨氧化菌 (AnAOB) 。结果表明，投加AnAOB可有效提高AX-MBR的NH4+-N去除率，NH4+-N平均去除率由68%升至87%。实验过程中未对反应器进行温度控制，故在反应温度低于20 ℃时发现，AnAOB活性随着温度降低急剧下降。在低温环境运行时，可采用降低进水负荷的方式来保证处理效果。采用15N稳定同位素示踪法对AnAOB脱氮贡献率进行分析表明，AX-MBR氮元素的去除主要由AnAOB主导的途径完成，其脱氮贡献率可达65%。而16S高通量测序结果表明，缺氧反应器中的AnAOB主要为Candidatus Kuenenia，且缺氧反应器和好氧反应器的反硝化细菌丰度远大于氨氧化细菌丰度。这表明AX-MBR中NO2--N主要来源于部分反硝化，这在群落水平上证明了短程反硝化-厌氧氨氧化的存在。本研究结果可为厌氧氨氧化的工艺发展提供参考。
-
关键词:
- 厌氧氨氧化(anammox) /
- 生活污水 /
- MBR /
- 微生物多样性 /
- 脱氮机理
Abstract: Anaerobic ammonia oxidation (anammox) process has the problem of unstable treatment efficiency in treating domestic sewage, which seriously hinders its engineering application of sewage treatment. In view of the above problems, this paper proposed to use anammox-MBR (AX-MBR) coupling process to treat sewage, which included anoxic reactor, aerobic reactor and membrane module. During the startup of the experiment, the activated sludge of the sewage treatment plant was added, then the dissolved oxygen of the system was reduced, and the anaerobic ammonia oxidizing bacteria (AnAOB) was added. The results showed that the addition of AnAOB could effectively improve the NH4+-N removal rate of AX-MBR, and the average NH4+-N removal rate increased significantly from 68% to 87%. During the experiment, the temperature of the reactor was not controlled. The results indicated that the activity of AnAOB decreased sharply with decreasing temperature when the temperature was lower than 20 ℃. During the operation in low temperature environment, the way of reducing the influent load could be adopted to ensure the treatment rate. The research data of 15N stable isotope tracer method on the nitrogen removal contribution rate of anammox showed that the nitrogen removal of AX-MBR was mainly completed by the way dominated by anammox, and its nitrogen removal contribution rate could reach 65%. The 16S high throughput sequencing results showed that the AnAOB in the anoxic reactor was mainly Candidatus Kuenenia, and the abundance of denitrifying bacteria in the anoxic reactor and aerobic reactor was greater than that of ammonia-oxidizing bacteria, which indicated that the NO2--N in AX-MBR mainly formed from partial denitrification, which proved the existence of partial denitrification/anammox process.The results of this study can provide reference for the development of anammox process.-
Key words:
- anaerobic ammonia oxidation /
- domestic sewage /
- MBR /
- microbial diversity /
- removal mechanism
-
伴随经济的快速发展，环境问题日益突出，大气污染尤为严重 [1]. 大气污染受人类活动影响较大，当大气污染物浓度升高到一定程度，就会破坏生态系统和人类正常生存条件. 近年来，中国许多城市都受到大气污染的困扰，特别是在京津冀地区、长三角地区等经济发达地区[2]. 另外，当空气中大气污染物浓度较高时，人体可能出现呼吸系统疾病，心脑血管疾病、肺癌等[3].
新型冠状病毒肺炎（COVID-19）疫情于2020年春节前夕爆发，并快速在全国范围内传播. 2020年1月23日到1月29日，各省陆续启动公共卫生一级响应，实行全面居家隔离政策有效降低了病毒的传播几率[4]. 虽然疫情防控使经济发展受到一定影响，但大气质量得到改善[5]. 自疫情爆发以来，许多学者对居家隔离政策下的大气状况和空气质量进行了一系列研究，艾文育等[6]发现济南市NO2浓度下降幅度最大，社会活跃指数呈阶梯状下降；余锋等[7]发现关中盆地空气质量整体得到改善，除O3以外的污染物浓度均出现不同程度的下降；潘勇军等[8]发现广州市大气污染物浓度除O3外大幅度下降，O3成首要污染物.
兰州市作为中国西北地区重要的工业重镇和交通枢纽，大气污染源分布较多；再加上地形封闭，大气扩散条件较差，空气质量下降的风险较大[9]. 疫情防控为比较全面地分析研究兰州市大气污染的时空变化规律和成因创造了良好的机会，本文利用2020年、2021年监测站点数据以及卫星数据，从时间上和空间上对兰州市疫情期间大气污染物变化进行分析，并利用Pearson相关系数法分析6种大气污染物之间以及气象因素之间的关系，为今后兰州市大气污染防控工作开展提供科学依据.
1. 材料与方法（Data and methodology）
1.1 研究区概况
兰州市地处中国西北地区，是甘肃省省会，下辖城关区、七里河区、西固区、安宁区、红古区的5个区，永登县、榆中县、皋兰县的3个县，总面积1.31 × 104 km2 （见图1）. 兰州平均海拔约为1520 m，榆中县南部和永登县西北部的落基山区海拔均超过3000 m. 黄河自西南流向东北，横穿全境，形成峡谷与盆地相间的串珠形河谷. 兰州属温带大陆性气候，年平均气温10.3 ℃，夏无酷暑，冬无严寒. 兰州市常住人口数约436万人，其中城关区常住人口数最多，占34.04%. 从2016年开始兰州市机动车保有量持续稳定增长，截止2021年，机动车保有量为116万多辆，其中私家车约占60%. 兰州市地区总产值逐年增高，第二产业常年占比30%以上，兰州市的工业主要包括石油化工产业、有色冶炼和黑色金属产业、装备制造业、建材产业、烟草和食品产业、生物医药产业等.
1.2 数据来源
本研究所使用的空气质量数据，来自中国环境监测总站的全国城市空气质量实时发布平台，监测站点分布如图1 所示，主要监测的污染物有6种，分别是PM2.5 、PM10 、SO2、CO、NO2 和 O3，对其质量浓度进行监测，可以得到每天的空气质量状况. 行政边界矢量数据来自1∶100万全国基础地理数据库. 遥感影像数据来源于European Space Agency的Sentinal-5P卫星，是一颗于2017年10月13日发射的全球大气污染监测卫星，运行在太阳同步轨道，高度824 km，倾角98.742°，重访周期17 d，每日覆盖全球各地，成像分辨率达7 km ×3.5 km，直接利用其L2数据产品，获取2020年、2021年各阶段的气溶胶、NO2、SO2、CO、O3的空间浓度分布情况.
1.3 研究方法
根据我国发布的《抗击新冠肺炎疫情的中国行动》，将2020年1—4月兰州市疫情防控时期分为4个阶段：疫情传播前期（第一阶段），1月1日—1月19日；全面抗疫阶段（第二阶段），1月20日—2月20日；社会生产恢复阶段（第三阶段），2月21日—3月17日；防疫稳固阶段（第四阶段），3月18日—4 月18日. 首先，将2020年兰州市PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO、O3的质量浓度沿抗疫时间尺度进行分析；其次，对6种大气污染物的空间分布特征进行分析；另外，利用spss对各种污染物进行Pearson相关分析. 最后，对兰州市2021年10月突发疫情防控阶段的大气污染物浓度变化情况进行分析；根据兰州市发布的相关防疫政策，将2020年10月兰州市疫情防控时期分为两个阶段：10月2日—10月25日作为防控前期，10月26日—11月18日作为应急防控期；在10月26日以后，兰州市大量高校封校、中小学停课，部分小区实行封闭管理，人类活动减少，并在11月18日以后逐渐回复正常.
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 疫情期间大气污染物浓度时空分布
2.1.1 2020年疫情期间大气污染物时间变化
2020疫情期间，PM2.5、NO2、SO2、CO质量浓度均呈下降趋势，而PM10、O3呈上升状态（见图2），并且与2018、2019年同时期的变化趋势保持一致. 其中，PM2.5与NO2质量浓度在进入全面抗疫阶段（第二阶段）后，下降幅度最大，PM2.5由61.63 μg·m−3下降到49 μg·m−3，下降了20.49%，而NO2由67.52 μg·m−3下降到49.03 μg·m−3，下降了27.38%. CO、SO2平均浓度随着疫情的发展，一直保持下降趋势，CO、SO2浓度整体从2018年开始逐年递减，2020年二者浓度均比历年低；PM10平均浓度在进入全面抗疫阶段（第二阶段）后，有小幅度下降，仅下降了7.98%，PM10受气候影响较大，兰州市地处西北，多大风沙尘天气，再加上处于采暖期，排放较大，冬季大气扩散条件差，造成PM10浓度保持上升趋势. O3平均浓度随着疫情发展，一直保持上升状态，并且在进入第二阶段后，浓度提升幅度最大，提升了近76.25%（见表1）. 另外，2020年疫情防控期间与2018、2019年同期相比，O3浓度变化最大，上升了34.2%,其次是SO2浓度，下降了26.8%；PM10与CO平均浓度变化幅度也较明显，分别下降了15%、17.8%（见表2）.
图 2 2020年疫情防控时期与2018、2019年同期污染物平均浓度变化情况Figure 2. The epidemic prevention and control period in 2020 corresponds to the change of average pollutant concentration in the same period in 2018 and 2019表 1 2020年疫情防控时期污染物浓度变化情况Table 1. Change of pollutant concentration in four stages in 2020污染物Pollutants 第一至第二阶段Phase one to phase two 第二至第三阶段Phase two to phase three 第三至第四阶段Phase three to phase four PM2.5 −20.49% −22.14% +1.15% PM10 −7.98% +12.68 +13.04 NO2 −27.38% −2.81% −8.33% SO2 −3.95% −26.85% −23.15% CO −16.86% −28.98% −17.34% O3 +76.21% +11.61% +5.47% 注：计算公式为（后阶段-前阶段）/ 前阶段，即变化率. （阶段划分依据见研究方法）. Note: The calculation formula is （latter stage - former stage）/former stage, that is, the rate of change. | Show Table
DownLoad:
CSV
表 2 2020年第二阶段（全面抗疫阶段）与2018、2019年同期污染物平均浓度比较Table 2. Comparison of the average pollutant concentration in the second phase （comprehensive containment phase） of 2020 with the same period in 2018 and 2019污染物Pollutants 第二阶段The second stage 2018、2019年同期The same period in 2018 and 2019 与2018、2019年同期比较Comparison with the same period in 2018 and 2019 PM2.5/（μg·m−3） 49 48.71 0.595% PM10/（μg·m−3） 88.1 103.75 −15.08% NO2/（μg·m−3） 49.03 52.13 −5.95% SO2/（μg·m−3） 22.34 30.52 −26.8% CO/（mg·m−3） 1.38 1.68 −17.8% O3/（μg·m−3） 92 68.55 34.2% | Show TableDownLoad:
CSV
2.1.2 2020年疫情期间大气污染物空间分布
气溶胶颗粒包含PM2.5、PM10, 可利用气溶胶光学厚度（AOD）来反映PM2.5、PM10的平均浓度的空间分布特征. 由图3可知，兰州市2020年疫情期间AOD整体偏高，低浓度区域面积较小，高浓度区域面积分布较广，在红古区、西固区、安宁区、城关区、七里河区以及榆中县西侧等人口密集区变化幅度较大。在进入全面抗疫阶段（第二阶段）后，高浓度区域面积明显减小，在防疫稳固阶段（第四阶段）恢复正常. 兰州市地处西北，风沙源物质丰富，春季地面植被覆盖不足，大风沙尘天气偏多[10]，另外疫情期间，北方处于采暖期，各种污染物排放增多，加上冬季大气扩散条件差[11]，逆温效应多，所以就造成PM2.5、PM10浓度在冬季偏高.
图 3 2020年疫情防控时期AOD空间分布Figure 3. Spatial distribution of AOD in the epidemic prevention and control period in 2020由图4可知，兰州市NO2浓度空间分布呈现中部高, 边缘低, NO2质量浓度高的区域面积并不大, 主要集中在5个主城区人口密集处. 在进入全面抗疫阶段（第二阶段）后, 推行居家隔离政策, 社会正常运转受到干扰, 交通受阻,工厂大规模停工[6]，NO2浓度大面积减少。虽然高浓度集中在城关区、安宁区、七里河区北边, 但相较于管控前, NO2浓度明显降低. 随着确诊病例逐渐减少, 工厂陆续开工, 社会生活逐步恢复, 人为排放量逐步回升[6]. 由图5可知，2019年同期阶段, 没有疫情影响, 人为因素并未发生显著变化, 引起NO2浓度变化的主要原因为气象条件[12], 浓度分布特征由主城区人口密集处向周围递减. 2020全面抗疫阶段（第二阶段）与2019年同期对比，NO2浓度受人类活动影响比较大. 由图6可知，CO浓度分布与NO2相似，人类活动所使用的燃料，在不完全燃烧时，均可产生CO[13]，CO主要集中在西固区、安宁区、城关区、七里河区等人口密集地区，边缘人烟稀少地区CO浓度较低. 另外，交通污染源也是CO重要来源[10]，所以在进入第二阶段后，居民出行减少，CO浓度得到下降，高浓度区域面积明显减小.
图 4 2020年疫情防控时期NO2浓度空间分布Figure 4. Spatial distribution of NO2 in the epidemic prevention and control period in 2020
图 5 2020年第二阶段对应的2019年同期NO2浓度空间分布Figure 5. The second stage in 2020 corresponds to the spatial distribution of NO2 concentration in the same period in 2019兰州市SO2浓度空间分布较均匀，西侧比东侧略高（见图7），在第一阶段（疫情传播前期），兰州市整体SO2浓度偏高，在进入第二阶段（全面抗疫阶段）后，SO2浓度高浓度减少，分布得更均匀，整体平均浓度略有下降. 兰州拥有兰化、兰炼等企业，工业排放问题较突出，历年兰州SO2浓度在1月、12月最高[14]，在第二阶段，大量工厂停产，排放的SO2减少，但是SO2浓度并没有大幅度下降，而是从第三阶段开始下降，在第四阶段SO2浓度最低，因为冬季温度低，大气扩散条件差，产生的大量SO2并不能快速的扩散.
图 6 2020年疫情防控时期CO浓度空间分布Figure 6. Spatial distribution of CO in the epidemic prevention and control period in 2020
图 7 2020年疫情防控时期SO2浓度空间分布Figure 7. Spatial distribution of SO2 in the epidemic prevention and control period in 2020臭氧一直是大气污染物里比较特别的存在，短时间内受人为影响不大，大气臭氧总含量随高度、纬度、季节、天气条件变化而变化. 大气臭氧在大气层中进行着循环式流动，低纬地区的平流层（特别是赤道）在太阳紫外线辐射的作用下，形成一个臭氧源区，随着大气环流向高纬地区传输. 另外，研究表明，青藏高原在夏季时被热力作用的南亚高压所控制，进行大量的对流活动，垂直方向上气流速度较大，可以将对流层低空臭氧输送到平流层，随着大气环流向低海拔地区传输[15].
臭氧受辐射影响较大，温度越高，浓度越高，一般在夏季达到峰值[16]. 由图8 可知，兰州市臭氧浓度随着纬度的升高而增加、随着海拔的递增而减少，呈现出“西南低、东北高”的分布特征. 随着疫情的发展，从1月1日—4月18日，温度逐渐上升，臭氧整体平均浓度上升，低浓度区域面积减小，短暂的人类活动并未使臭氧浓度发生较大变化.
图 8 2020年疫情防控时期O3浓度空间分布Figure 8. Spatial distribution of O3 in the epidemic prevention and control period in 20202.1.3 2021年疫情期间大气污染物时间变化
2021年10月18日，甘肃兰州出现新冠阳性，10名被检者立即转入兰州市肺科医院进行隔离管控；主城区立即启动应急大规模核酸检测；这次疫情事发突然，涉及地区广泛，政府于10月25日发布通告，自10月26日起，在兰州的所有党政机关、人民团体、企事业单位、社会组织等实行居家办公办学模式，广大干部职工和市民非必要坚决不外出，部分中高风险小区实行封闭管理.
自2019年武汉新冠疫情以来，这是兰州实行的第二次大规模居家隔离政策. 对兰州市6种大气污染物浓度进行每日监测，从2021年10月18日起，至2021年11月23日（见图9）. 将2021年兰州应急防控时期与2020年同期对比，由统计结果可知，除O3以外，PM2.5、PM10、SO2、NO2、CO整体在2021年均比2020年低（见表3），且变化趋势基本保持一致；其中在11月5日出现的降温并伴随大风的天气，使得大气污染物得到扩散，PM2.5、PM10、SO2、NO2、CO浓度均下降，与2020年同期不一致，并在11月16日前浓度比2020年同期低得多. 在这次应急防控期间，工厂保持“不停工不停产”，使得SO2浓度并未受到较大影响，从2021年10月18日开始，到11月3日，保持稳定趋势，从11月4日开始，保持上升趋势.
图 9 2021年应急防控期与2020年同期污染物浓度变化监测Figure 9. Monitoring of pollutant concentration changes during the emergency prevention and control period in 2021 and the same period in 2020表 3 2021年应急防控期与2020年同期污染物平均浓度比较Table 3. Comparison of the average pollutant concentration between the emergency prevention and control period in 2021 and the same period in 2020污染物Pollutants 2021年应急防控期2021 epidemic control phase 2020年同期The same period in 2020 与2020年同期比较Comparison with the same period in 2020 PM2.5/（μg·m−3） 36 43.3 −16.86% PM10/（μg·m−3） 71.38 106.25 −32.82% NO2/（μg·m−3） 44.04 61.92 −28.88% SO2/（μg·m−3） 12.29 18 −31.72% CO/（mg·m−3） 0.76 1.14 −33.33% O3/（μg·m−3） 75.5 68 11.02% | Show TableDownLoad:
CSV
2.1.4 2021年疫情期间大气污染物空间分布
2021年应急防控时期，人类活动中的汽车尾气排放大幅度减少，对大气污染物中的NO2、CO影响最大，利用卫星数据对2021年10月兰州市应急防控时期NO2、CO浓度作空间分布图（见图10）. 由结果可知，CO、NO2浓度大幅度下降，NO2高浓度区域面积减少最多，除城关区、安宁区，其余主城区NO2浓度明显减少，NO2高浓度范围由城关区、安宁区等人口密集地区向四周边缘地区缩减；CO分布面积未明显减小，但是整体浓度明显降低，在实行居家办公办学后，人口密集的主城区CO浓度明显减少，由于工厂并未停工，西固区等核心工业区的CO仍大量存在.
图 10 2021年疫情防控时期NO2、CO浓度空间分布Figure 10. Spatial distribution of NO2 and CO concentrations during epidemic prevention and control in 20212.2 污染物间及与气象因素相关性分析
各种大气污染物之间存在一定的联系，并且它们与气象因素之间也存在一定联系，对它们之间进行相关性分析尤为重要. 利用SPSS对兰州市6种大气污染物在2020年四个阶段的浓度数据以及对应阶段的气象因素进行Pearson相关分析，分析结果见表4、表5. 通常把Pearson相关系数中0—0.2分为无相关，0.2—0.4分为弱相关，0.4—0.6分为相关，0.6—0.8分为强相关，0.8—1.0分为极相关[17].
表 4 6种大气污染物相关性分析Table 4. Correlation analysis of 6 kinds of air pollutants污染物Pollutants PM2.5 PM10 CO NO2 SO2 O3 PM2.5 1 0.402** 0.781** 0.672** 0.639** −0.512** PM10 1 −0.04 0.085 0.01 0.047 CO 1 0.864** 0.829** −0.481** NO2 1 0.757** −0.307** SO2 1 −0.265** O3 1 **在 0.01 级别（双尾），相关性显著；n=109. ** At level 0.01（double tail）, the correlation was significant. n=109 | Show TableDownLoad:
CSV
表 5 6种大气污染物与气象因素之间相关性分析Table 5. Correlation analysis between 6 kinds of air pollutants and meteorological factors气象因素Meteorological factors PM2.5 PM10 NO2 SO2 CO O3 平均温度 −0.368** −0.275** −0.398** −0.314** −0.412** 0.703** 湿度 −0.384** −0.228* −0.133** −0.231** −0.264** −0.671** 风速 −0.176** −0.245* −0.298** −0.310** −0.326** 0.317** 气压 −0.089 −0.102 −0.212* −0.149 −0.094 −0.132 *在 0.05 级别（双尾），相关性显著；**在 0.01 级别（双尾），相关性显著；n=109. *At level 0.05（double tail）, the correlation was significant. ** At level 0.01（double tail）, the correlation was significant. n=109. | Show TableDownLoad:
CSV
由分析结果可知，PM2.5与PM10、CO、NO2、SO2均呈正相关，与O3呈负相关；其中PM2.5与CO、NO2、SO2均呈强相关，相关系数分别为0.781、0.672、0.639，说明PM2.5、CO、NO2、SO2具有同源性，PM2.5浓度与CO、NO2、SO2浓度变化具有协同性，另外SO2、NO2是气溶胶的重要前体物，所以NO2、SO2也可反映PM2.5的来源[18]. CO与NO2、SO2表现出极强的正相关，相关系数为0.864、0.829，证明CO与NO2、SO2有着极强的协同性；CO与NO2主要集中在人口密集的主城区，人类汽车尾气排放可生成大量的CO、NO2；另外，SO2与NO2也呈正相关，相关系数为0.757，SO2主要来自化石燃料燃烧，所以工厂排放等人类活动影响二者浓度变化. O3与PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO均呈负相关，O3受太阳辐射影响较大，当大气中颗粒物含量上升，紫外线辐射减少，不利于O3的生成，O3浓度随之下降[19]. 气象因素对大气环境也会造成影响，由表5可知，平均温度与PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO、O3均呈现相关性；其中O3与温度呈现强相关性，相关系数为0.703，温度升高有利于加强对流层光化学反应，促进O3的生成[20]；另外，平均温度与PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO均呈负相关，温度升高，大气热力条件加强，加速大气运动，使得大气扩散条件增强，有利于扩散大气污染物，降低区域内污染物浓度[21]. 湿度与PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO、O3均呈负相关，其中湿度与O3表现极强的负相关，相关系数为0.671，当空气中湿度增加，水蒸气饱和度较高，空气中水汽所含的自由基H、OH等能够迅速将O3分解为O2，从而降低O3浓度[22]，同时影响PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO等污染物的生成. 风速与PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO均呈负相关，仅与O3呈正相关；风速对污染物的传输具有重要影响，可以反映污染物的清除效率[23]，在风速较高时，大气污染颗粒物得以扩散，PM2.5、PM10、NO2、SO2、CO浓度降低，另外风速高，有利于光化学反应的进行，O3得以生成，浓度提高，但是当风速过高时，不利于O3前体物的堆积，O3的浓度反而降低. 而且，由表5可知，气压对于兰州市的6种污染物的影响较小.
3. 结论（Conclusion）
疫情期作为一个特殊的“减排期”，对区域的大气污染产生了明显的改善效果. 本文基于监测站点数据和卫星遥感数据，运用了数学统计和空间分析等方法对兰州市疫情期间的大气污染物浓度变化进行了分析，得出如下结论：
（1）2020年新冠疫情爆发期间，兰州市PM2.5、NO2浓度在进入第二阶段下降幅度最大，SO2含量较2018、2019年减少最多. 同时O3浓度呈阶梯式上升，成为疫情期间首要污染物；PM10浓度在进入第二阶段有小幅度下降，后又呈上升状态.
（2）2020年疫情期间不同污染物的空间分布变化也存在差异. PM2.5与PM10始终呈“西北高东南低”；NO2与CO浓度主要集中在主城区人口密集处，与2018、2019年NO2、CO同期比较，平均浓度分别下降了5.95%和17.8%，高浓度区域面积随着汽车使用量减少而明显减少，二者受人类活动影响较大. SO2高浓度区域面积随着大量工厂停工而减少；O3浓度一直随着纬度的升高而增加，随海拔的升高而减小，受人类影响较小.
（3）CO与NO2、SO2相关性极强，表明兰州市大气污染物中CO、SO2、NO2的来源相似，与工厂排污、汽车尾气排放密切联系. PM2.5与CO也要较强相关性，说明兰州市大气污染中PM2.5与CO的贡献具有协同性. 气象因素中，温度、湿度、风速对大气污染影响较大，与PM2.5、PM10、NO2、CO、SO2均呈负相关；温度、风速与O3呈正相关，湿度与O3呈负相关.
（4）2021年10月实行的居家政策，使人类活动减少，NO2、CO大幅度减少，分布范围缩小，也导致PM2.5浓度大幅度下降；另外，由于一些主要的大型工业企业并未停工，SO2浓度与PM10、O3一致，并未明显下降.
-
图 2 TN、NH4+-N、NO2--N及COD变化
Figure 2. Changes in the performance of TN, NH4+-N, NO2--N and COD
图 3 厌氧氨氧化和反硝化的脱氮情况及贡献随温度的变化
Figure 3. Variation of nitrogen average removal rate with temperature
图 4 厌氧氨氧化、反硝化脱氮贡献率以及潜在速率随反应时间的变化
Figure 4. Variation of the contribution rate and potential rate of anammox and denitrification with reaction time
表 1 样本的多样性指数统计表
Table 1. Statistical Table of Sample Diversity Index
样本 Shannon指数 ACE指数 Chao1指数 盖度 Simpson指数 H1 5.36 2930.14 2860.94 0.99 0.04 Y1 5.39 2699.78 2644.48 0.98 0.03 H2 6.00 3109.33 3102.02 0.99 6.3e-03 Y2 6.00 3026.31 2928.73 0.99 6.4e-03 H3 5.28 2678.70 2597.72 0.99 0.02 Y3 5.32 2899.24 2815.25 0.99 0.02
下载: 导出CSV
-
[1] LIU X N, JIN Y, ZHANG W J, Effect of nitrite concentration on the growth and microbial diversity of anaerobic ammonia oxidation (anammox) sludge[J]. Desalination and Water Treatment, 2020, 179: 54-62. [2] MA B, WANG S Y, CAO S B, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: Recent advances[J]. Bioresource Technology, 2016, 200: 981-990. [3] WEI Y, JIN Y, ZHANG W. Domestic sewage treatment using a one-stage anammox process[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17: 796-805 . [4] ZHANG M, WANG S, JI B, LIU Y. Towards mainstream deammonification of municipal wastewater: Partial nitrification-anammox versus partial denitrification-anammox[J]. Science of the Total Environment, 692 (2019) 393-401. [5] YU D, ZHANG W. Integration of ANAMMOX into the MBR process for main stream sewage treatment[J]. Journal of Water Supply:Research and Technology-Aqua, 2021, 71: 193-210. [6] 沈明玉, 吴莉娜, 李志, 等. 厌氧氨氧化在废水处理中的研究及应用进展[J]. 中国给水排水, 2019, 35: 16-21. doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2019.06.003 [7] 王胤, 吴嘉利, 陈一, 等. 主流厌氧氨氧化工艺的研究与应用进展[J]. 净水技术, 2021, 40: 16-27. doi: 10.15890/j.cnki.jsjs.2021.11.003 [8] HENDRICKX T L G, WANG Y, KAMPMAN C, et al. Autotrophic nitrogen removal from low strength waste water at low temperature[J]. Water Research, 2012, 46: 2187-2193. [9] LEE D S, CHE O J, PARK J M. Biological nitrogen removal with enhanced phosphate uptake in a sequencing batch reactor using single sludge system[J]. Water Research, 2001, 35(16): 3968-3976. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00132-4 [10] GUO Q, XING B S, LI P, et al. Anaerobic ammonium oxidation (anammox) under realistic seasonal temperature variations: Characteristics of biogranules and process performance[J]. Bioresource Technology, 2015, 192: 765-773. [11] LAURENI M, WEISSBRODT D G, SZIVÁK I, et al. Activity and growth of anammox biomass on aerobically pre-treated municipal wastewater[J]. Water Research, 2015, 80: 325-336. [12] JETTEN M S M, CIRPUS I, KARTAL B, et al. 1994-2004: 10 years of research on the anaerobic oxidation of ammonium[J]. Biochemical Society Transactions, 2005, 33: 119-123. [13] ZHANG W J, ZHANG Y Y, LI L, et al. Fast start-up of expanded granular sludge bed (EGSB) reactor using stored Anammox sludge[J]. Water Science and Technology, 2014, 69: 1469-1474. [14] ZHANG W J, ZHANG. Y Y, LI L, et al[J]. Fast start-up of expanded granular sludge bed (EGSB) reactor using stored Anammox sludge[J]. Water Science and Technology, 2014, 69: 1469-1474. [15] WANG H, Han J, ZHANG W. Effects of NH4+-N and NO2−-N on carbon fixation in an anaerobic ammonium oxidation reactor[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 241: 450-457. [16] SUN R L, ZHANG W J. Addition of anaerobic ammonium oxidation bacteria to lower running cost during the membrane bioreactor process treating sewage[J]. Water Science and Technology, 2022, 85: 166-173. [17] WANG Y Y, XIE H C, WANG D L, et al. Insight into the response of anammox granule rheological intensity and size evolution to decreasing temperature and influent substrate concentration[J]. Water Research, 2019, 162: 258-268. [18] LI M C, SONG Y, SHEN W, et al. The performance of an anaerobic ammonium oxidation upflow anaerobic sludge blanket reactor during natural periodic temperature variations[J]. Bioresource Technology, 2019, 293: 122039. [19] DU R, PENG Y, JI J, et al. Partial denitrification providing nitrite: Opportunities of extending application for anammox[J]. Environment International, 2019, 131: 105001. [20] ZHAO Y P, LIU S F, JIANG B, et al. Genome-centered metagenomics analysis reveals the symbiotic organisms possessing ability to cross-feed with anammox bacteria in anammox consortia[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52: 11285-11296. [21] GAO R, PENG Y, LI J, et al. Improving performance and efficiency of partial anammox by coupling partial nitrification and partial denitrification (PN/A-PD/A) to treat municipal sewage in a step-feed reactor[J]. Bioresource Technology, 2021, 341: 125804. 期刊类型引用(5)
1. 于淼 ，周海宾 ，丁京涛 ，沈玉君 ，程红胜 ，徐鹏翔 ，王健 ，程琼仪 ，张冬丽 ，张朋月 ，马双双 ，张芸 . 农村庭院厨余垃圾好氧发酵设备设计与试验. 农业工程学报. 2024(18): 220-227 . 
百度学术
2. 牛德真，贾丽，张兆丰. 好氧堆肥工艺与设备优化. 节能. 2022(03): 77-80 . 百度学术
3. 袁兴茂，李霄鹤，吴海岩，张俊杰，胡栋，孙太福. 规模化猪场固粪好氧快速发酵工艺与设备研究. 农业机械学报. 2021(09): 355-360 . 百度学术
4. 黄晶晶，戴思慧，张良，胡鹤鸣，熊兴耀，李明. 生活垃圾有机肥制造设备的设计与试验. 湖南农业大学学报(自然科学版). 2019(03): 332-336 . 百度学术
5. 赵佳颖，周晚来，戚智勇. 农业废弃物基质化利用. 绿色科技. 2019(22): 232-234+241 . 百度学术
其他类型引用(9)
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 3651
- HTML全文浏览数: 3651
- PDF下载数: 143
- 施引文献: 14
