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伴随着我国城镇化进程的加快，市政污水的处理需求在快速上升。由于我国现代化建设起步较晚，污水排放管网建设多采用合流制[1]，致使管道除了承接生活污水之外，还容纳了工业废水及雨水等[2]。当前我国市政污水总体呈现出有机污染物含量低、水质水量变化大、污染物成分复杂等特点[3]，导致在污水处理中，生物脱氮的实际效果不佳，出水水质不达标。污水中的大量氮源若不能达到排放标准就进入自然水体，势必加剧河道和湖泊水体的富营养化[4]。因此，解决低碳氮比市政污水含碳量不足的问题，是提高市政污水处理高效脱氮的重要方向。
常规的生物脱氮主要由氨化作用、硝化作用和反硝化作用3个部分完成。根据氮的存在形态，功能微生物菌群在特定微环境下相互协作，共同完成脱氮过程[5]。当前生物脱氮多采用悬浮生长系统为主的缺氧/好氧、厌氧/缺氧/好氧、序批式活性污泥法、氧化沟等传统工艺。但这些传统生物脱氮工艺存在多种缺点，例如：因活性污泥在水中的形态多为絮体状，导致反应装置的水力停留时间和污泥停留时间难以控制；污泥内的自养菌生长周期长，易随出水流出；活性污泥抗环境胁迫能力较差等[6-8]。
为克服上述缺点，以填料为载体的悬浮生长系统正在被广泛采用。其中代表性工艺包括生物接触氧化、生物转盘、及生物滤池等[6,9]。不过，常规填料上附着的活性生物膜厚度一般不超过2 mm。受传质阻力和水力冲击的作用，生物膜较易脱落，因而影响水处理效能。近来有研究在单一反应器中引入改性玄武岩纤维(modified basalt fiber, MBF)做填料。这种新型生物载体可快速吸附活性污泥，形成一种有别于传统生物膜的微生物聚集体(生物巢)[10]。通常，生物巢尺寸可达10 cm以上。其生物量虽然巨大，但并不影响传质和生物活性，因而可实现不同类型污/废水的高效脱氮除碳[11]。相对于传统填料，新型改性玄武岩纤维更适合做生物载体。其能够富集大量的功能微生物菌群，尤其是生长缓慢的氨氧化细菌、亚硝酸盐氧化菌以及异养硝化-好氧反硝化(heterotrophic nitrifying aerobic denitrifying, HN-AD)菌等[12-13]。尽管从材料改性的角度可以优化功能微生物的富集，但功能微生物的生长通常受到生理条件如C/N比的限制。在传统的生物脱氮过程中，生物反硝化需要大量的有机碳源作为电子供体。而我国的市政污水的碳氮比普遍较低，导致反硝化菌生长受到抑制。为了降低出水中含氮污染物的浓度，现有工艺通常通过外加碳源来提高污水的碳氮比。不过，使用外加碳源一方面会增加污水厂的运行成本，另一方面由于实际废水进水的水质水量具有较大的波动性，碳源投加量难以精确控制[14]。
在此背景下，解决市政污水中碳源有效利用的问题就成了当前污水处理领域的研究热点之一。考虑到在偏中性和碱性环境中NO3−/NO2−电对的氧化还原电位高于Fe(II)/Fe(III)，研究人员尝试在复杂菌群中投加铁氧化物介导种间电子传递，以实现有机底物氧化与硝酸盐还原的耦合。纳米级铁氧化物如赤铁矿(α-Fe2O3)、磁赤铁矿(γ-Fe2O3)、磁铁矿(Fe3O4)作为半导体和导体材料具有良好的生物亲和性。微生物可以利用这些纳米材料作为电子介体实现电子传递[15]。据报道Geobacter sulfurreducens可以氧化乙酸盐但不能还原NO3−，而Thiobacillus denitrificans能够还原NO3−但不能氧化乙酸盐。两者的共培养并不能实现有机物氧化和硝酸盐还原的耦合发生，但当添加α-Fe2O3或Fe3O4纳米颗粒时共培养体系能成功实现共代谢[16]。此外，研究还发现氢自养反硝化菌的外膜细胞色素对α-Fe2O3具有高度亲和性，借助α-Fe2O3可加速电子向胞内硝酸盐还原酶的传递，从而促进反硝化的进行[17]。因此，铁氧化物介导的种间电子传递为菌群共代谢提供了一种有效途径[18]。此外，对于一些具有跨膜电子转移能力的反硝化菌，进入细胞内部的α-Fe2O3有可能在周质空间直接介导NADH(还原性辅酶I)等电子供体与硝酸盐还原酶之间的电子传递。因此，这种胞内电子传递促进机制也为碳源有效利用提供了新的途径。但是，目前尚未有关于投加铁氧化物以解决市政污水碳源不足问题的研究报道。
为此，本研究选用MBF作为生物载体，在生物接触氧化池中培养生物巢，借助于生物巢独特的好氧-缺氧-厌氧微环境，富集各种与氮转化相关的功能微生物。同时，在池体中投加纳米氧化铁(α-Fe2O3)，考察其介导种间或胞内电子转移机制对脱氮效能的刺激作用，并解析氮转化的代谢通路。本研究旨在探索α-Fe2O3介导下碳源有效利用的可行性及潜在的机制，为提高低碳氮比市政污水的高效脱氮提供一种新的策略。
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本实验所选用的种泥均采自镇江市某污水处理厂中的好氧生化池。在曝气条件下培养种泥，每日静置30 min后的上清液用等体积培养液替换。培养液的主要成分包括5 g·L−1的胰蛋白胨、10 g·L−1的酵母菌浸出物和10 g·L−1的NaCl。培养7 d后检测污泥的MLSS和MLVSS，测得MLSS含量为4 000 mg·L−1、MLVSS含量为2 211 mg·L−1、VSS/SS为0.552 8。随后将上述污泥接种到反应器中，同时保存部分污泥(−80 ℃冰箱)中用于微生物群落检测。在通入实际污水之前，反应器的出水COD和总氮(TN)需连续稳定7 d，使用模拟污水培养反应器的运行水质稳定状况如图1所示。
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本实验所选用的低C/N(1.83±0.51)市政污水取自镇江某市政污水处理厂的夏季进水，进水有机碳源的质量浓度过低，C/N比已经接近1:1，远低于正常生物脱氮所需要的C/N，且进水水质含量受天气影响有较大的波动。实验所用污水的水质质量浓度的变化见图2。
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本实验选用纳米α-Fe2O3作为外加铁源。该α-Fe2O3(罗恩试剂)外观形貌主要呈球形，尺寸在20 nm。活性污泥MLSS与纳米氧化铁按3:1的质量比投加入反应器中。
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本研究所设计的反应器为小型生物接触氧化池。设计反应器池体高70 cm，直径30 cm，池体容积设计为25 L。池体顶部设置溢流堰，底部设置排泥口，整体为亚克力板构造而成。在池体底部设有环状曝气管，自下至上给反应器提供曝气功能。反应器进水口设置于池体右下侧、略高于并紧贴于曝气环。出水口设置于反应器溢流堰的左上方。每个反应器培养3座生物巢。相邻生物巢间距为5 cm，放置位置须高于底部曝气环10 cm。反应器设计水力停留时间为12 h，包括换水沉淀1 h和曝气运行11 h，以连续流的形式运行，控制流量泵的流速为35 mL·min−1。具体反应装置示意图如图3所示。
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实验分为对照组和实验组。对照组直接将25 L活性污泥加入反应器中，而实验组除加入25 L活性污泥外，还混入33.3 α-Fe2O3。2组反应器同步运行。2组反应器均悬挂MBF(纤维长15 cm，单丝直径13 μm)填料，通过吸附活性污泥以形成稳定的生物巢。待反应器稳定后，持续运行36 d。每天定时采集进水和出水并进行水质检测。实验期间，反应器内的水温控制在25~30 ℃，溶解氧(DO)维持在3~5 mg·L−1，进水pH维持在7.0~7.5。反应器运行过程中每天采集进出水水样。统计数据采用中位数进行分析。
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进出水中的BOD使用BOD检测仪(Lovibond BD600)检测。TN、NH4+、NO2−、NO3−和COD分别使用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(GB 11894-89)、纳氏试剂分光光度法(GB 7479-87)、盐酸萘乙二胺分子吸收分光光度法(GB 7493-87)、盐酸紫外分光光度法(HJ/T 346-2007)和快速消解分光光度法(HJ/T 399-2007)进行检测。
实验结束后，对两座反应器的泥样进行宏基因组测序，以探究反应器中的微生物群落组成。采用CTAB法提取样本的DNA，利用Agilent 5400依次检测样本的DNA浓度、完整性和纯度。随后取用检测合格的样品，用Covaris超声波破碎仪将样品的DNA链打断，制备长度在350 bp左右的DNA片段，再对DNA片段进行修饰、加尾、接头、纯化、PCR扩增等[19-21]。最后，在Illumina NovaSeq高通量测序平台(深圳微科盟科技集团有限公司)上对样品DNA进行宏基因组测序，从而得到样品的宏基因组数据。最后基于RAST和KEGG数据库上对氮转化和生物电子转移相关的功能基因进行注释。
另取样品，用PBS缓冲溶液反复清洗3次并去除上清液，再用25%戊二醛溶液固定样品并置于4 ℃冰箱中12 h，随后再次使用PBS缓冲溶液清洗样品，并依次使用浓度为50%、60%、70%、80%和100%的乙醇稀释液对样品进行5次脱水处理备用[22]。最后将样品放置于硅片上，置于真空冷冻干燥箱内干燥，喷金处理后在透射电镜(TEM)上扫描拍摄，以观察样品形态及纳米Fe2O3的聚集位置。
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待反应器通入实际污水之后，开始测量2组反应器的进出水水质。本实验所使用的污水水质波动较大，在反应器运行后期进水中有机氮的质量浓度升高(图2)，总氮的进水质量浓度由30~40 mg·L−1提升至50~60 mg·L−1，反应器的出水总氮质量浓度也随之升高。整体而言，对照组的平均总氮出水质量浓度为(34.22±9.17) mg·L−1，实验组的平均出水质量浓度则为(29.63±8.14) mg·L−1(图4(a))；对照组的平均总氮去除率保持在(21.85±11.35)%左右，而实验组的平均总氮去除率则达到了(32.21到了平均总率保持。相比于对照组，实验组的总氮去除率提高了10% 左右，说明投加α-Fe2O3可以提高总氮的去除率。
实验所用污水的进水COD值在暴雨天低至40~50 mg·L−1，日常维持在80 mg·L−1，最高能达到130~150 mg·L−1(图2)。而反应器的平均出水COD值明显降低，且波动幅度减小。从COD的平均去除率来看，对照组的平均去除率为(49.84±19.37)%，而实验组的平均去除率则为(53.33±17.5)%(图4(b))。从出水COD值来看，对照组的出水COD值为(35.35±16.34) mg·L−1，实验组则为(32.43±8.17) mg·L−1。实验组的出水COD值基本低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准的出水指标。
整体而言，实验组中单位COD的脱氮量TN/COD约为0.370，明显高于对照组TN/COD的0.234，脱氮效率提高了58%(图4(c))。这一结果证明了在实际污水的处理中，纳米氧化铁的添加能够有效提高单位COD的利用效率。
此外，在对2组反应器出水总氮组成进行检测时发现，实验组出水中有机氮的质量浓度要低于对照组。这也证明相较于对照组，α-Fe2O3能够诱导池体内的大量微生物将进水中的有机氮化成氨氮。所以结果表现为出水时实验组总氮质量浓度低于对照组，同时氨氮又高于对照组的现象，因此，即使实验组的出水氨氮质量浓度要高于对照组，也不能说明实验组的脱氮效果差。其中，对照组的出水氨氮质量浓度为(3.03±2.49) mg·L−1，而实验组的出水氨氮质量浓度则为(5.89±2.66) mg·L−1，到25 d后因水质波动分别提升至(9.83±2.82) mg·L−1和(17.27±3.86) mg·L−1(图5(a))。
该市政污水的硝态氮及亚硝态氮的质量浓度很低，平均进水质量浓度仅为0.49 mg·L−1及0.03 mg·L−1(图2)。但因为进水有机碳源不足，导致反硝化作用不充分，2组反应器的出水中硝酸盐及亚硝酸盐质量浓度均有上升。整体而言，对照组的出水硝酸盐质量浓度平均为(19.14±5.77) mg·L−1，高于实验组的(11.50±5.38) mg·L−1(图5(b))；对照组的出水亚硝态氮质量浓度平均为(2.05±1.13) mg·L−1，高于实验组的(1.70±0.86) mg·L−1(图5(c))。这证明添加了α-Fe2O3的实验组在碳源不足的污水中的反硝化能力要强于对照组。结果证明添加α-Fe2O3能够提高实际市政污水处理中的生物脱氮效率。
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原始泥样的MLSS含量为4 000 mg·L−1，MLVSS为2 211 mg·L−1，VSS/SS为0.552，显示本实验所用污泥活性较高[23]。如表1所示，2组反应器经过约40 d的培养后，对照组的污泥MLSS含量为4 125 mg·L−1，MLVSS为2 253 mg·L−1以及VSS/SS为0.553。这一结果显示，对照组的污泥生物质与原始泥样相比没有明显变化。而实验组因为额外投加了α-Fe2O3，MLSS和MLVSS含量分别显著提升至5 239 mg·L−1和2 599 mg·L−1，同时VSS/SS降至0.496，显示污泥生物质存在明显变化。其中实验组的MLSS含量仅比对照组的含量增加了1 114 mg·L−1，低于投入反应器中1 333.3 mg·L−1的α-Fe2O3，说明α-Fe2O3会随着反应器的出水少量流失。同时实验组的MLVSS比对照组高了316 mg·L−1。这说明α-Fe2O3可能具有诱导胞外聚合物分泌的能力。
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通过宏基因组对2组反应器中的微生物群落进行门和属水平上的分类并进行功能结构分析。依据宏基因组学的物种丰度聚类分析测序结果显示，2组反应器的活性污泥中总共包含42个菌门，其中未被定义的菌门分别占对照组和实验组中总菌门的25.28%和23.54%。在门水平上，在对照组和实验组反应器中占比均超过1%的有Proteobacteria (51.64%；53.69%)、Actinobacteria (11.62%；15.13%)、Nitrospirae (6.19%；2.23%)、Bacteroidetes (1.65%；2%)和Firmicutes (1.04%；1.62%) (图6(a))。其中，在2组反应器中占比较高的Proteobacteria (变形菌门)和Actinobacteria (放线菌门)是优势菌门，二者在不同反应器中占比均超过了10%。变形菌门中含有大量可以分别在好氧和厌氧的环境中生存的硝化以及反硝化菌属 [24-25]。这2个菌门在实验组中的占比均高于对照组，说明投加α-Fe2O3可以刺激反硝化菌的生长。剩余的优势菌门Nitrospirae (硝化螺旋菌门)、Bacteroidetes (拟杆菌门)和Firmicutes (厚壁菌门)中同样包含大量与氮代谢相关菌属，说明反应器的微生物群落有利于去除含氮污染物。
而属水平上的分类显示，2组反应器中未被定义的菌属分别占对照组和实验组中总菌属的29.8%和27.19%。在对照组和实验组反应器中占比均超过1 %的属分别有Thauera (17.34%；11.85%)、Nitrospira (6.19%；2.23%)、Alicycliphilus (3.62%；2.14%)、Candidatus_Accumulibacter (2.89%；3.9%)、Mycolicibacterium (2.84%；1.83%)、Pseudomonas (2.52%；2.93%)、Micropruina (2.48%；5.78%)、Dechloromonas (2.42%；2.68%)、Casimicrobium (2.11%；5.11%)、Afipia (1.79%；1.57%)、Diaphorobacter (1.71%；1.44%)、Sphaerotilus (1.31%；6.37%)(图6(b))。其中，优势菌属Thauera、Pseudomonas以及Dechloromonas是具有异养硝化-好氧反硝化功能的菌属，能在有氧条件下将不同形态的氮转化为氮气[26-28]。此外，一些HN-AD菌被证明具有尿素水解酶[29]，可以将有机氨转化为氨氮。这可能是实验组反应器内氨氮质量浓度高于对照组的原因。Nitrospira是典型的亚硝酸盐氧化菌[30]。Alicycliphilus具有多样性的代谢机制，可利用硝酸盐等作为电子受体，参与污水处理中的反硝化过程[31]。Candidatus_Accumulibacter是典型的反硝化聚磷菌，在缺氧条件下以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体实现反硝化和聚磷[32]。Mycolicibacterium是一种革兰氏阳性菌，具有脲酶和硝酸盐还原活性[33]。Casimicrobium是市政污水处理厂一种常见的好氧菌，却能将硝酸盐还原为唯一产物亚硝酸盐[34]。Sphaerotilus是一种铁基好氧菌，能够以以Fe2+为电子供体实现自养反硝化[35]，其相对丰度在实验组中增加进一步证实了α-Fe2O3参与了反硝化菌的呼吸过程。Micropruina是一种聚糖元菌，在厌氧条件下可以将糖、氨基酸等同化成末端发酵产物如乳酸盐、乙酸盐、乙醇、丙酮酸盐等(作为内源性碳)[36]。Afipia属主要参与大多数有机底物如葡萄糖、果糖、蔗糖等的氧化[37]。总之，氨氮的转化和去除是HN-AD菌、硝化菌、反硝化菌共同作用的结果。
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通过对比2组反应器中与氮转化相关基因，可以分析α-Fe2O3对生物脱氮的影响。首先探究了能够影响氨化过程的功能基因，研究发现检出的实验组氨化功能基因簇ureA、ureB和ureC的表达量均高于对照组[38]，分别为对照组的1.58，1.89和1.03倍。此外，实验组中还检出了对照组中所没有的功能基因gdh[39](图7(a))。这说明在功能基因的层面上，α-Fe2O3确实能够诱导微生物更高效进行氨化反应。这进一步印证了对照组反应器中氨氮质量浓度较高的现象。在能够影响硝化过程功能基因中，功能基因amoB、amoC、hao、nxrA和nxrB的表达量实验组均高于对照组[40]，分别为对照组的1.36、1.19、1.29、1.05和1.31倍，证明添加α-Fe2O3确实可以提高微生物的硝化潜能(图7(b))。而在影响反硝化过程的功能基因中，除narI和nirK外，实验组的narG、narH、napA、napB、nirS、norC、norB和nosZ的相对表达量均高于对照组[41]，分别为对照组的1.05、1.31、1.59、2.09、1.04、2.23、1.68、1.19倍(图7(c))。功能基因相对丰度的差异表明，添加α-Fe2O3可正向调控氮转化功能基因的表达。本研究显示在单一池体的曝气条件下，生物巢可以实现同步硝化和反硝化。
此外，本研究对跟电子转移蛋白相关的编码基因进行了研究，共检索到4个编码跨膜电子转移蛋白的功能基因，分别是mtrA、mtrB、mtrC和macA[42]。与对照组相比，实验组的4个功能基因的表达量均受到了抑制，分别为对照组的67.89%、47.59%、63.56%和58.23% (图8)。这意味着投加α-Fe2O3后细胞已不需要更多的跨膜电子转移蛋白参与电子向胞外的传输，从而导致电子转运蛋白表达量减少。
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如上所述，实验组中跨膜电子转移相关基因的表达量要普遍低于对照组，这意味着更多的电子参与胞内含氮化合物尤其是硝酸盐的还原或反硝化过程。这导致了α-Fe2O3存在的情况下，消耗单位COD可以有利于去除更多的TN。外膜上电子转移蛋白表达的下调间接表明α-Fe2O3在胞内参与了电子传递与含氮化合物的转化[43-44]。此外，TEM表征结果(图9)表明，实验组中的细胞内存在大量黑色颗粒物，而未投加α-Fe2O3的对照组中则没有颗粒物的堆积。这一现象进一步证明了α-Fe2O3能够进入胞内参与电子传递(即介导了NADH等电子供体与硝酸盐还原酶之间的电子传递)，保证了更多电子(或碳源)被用于反硝化过程。这解释了在α-Fe2O3存在下消耗单位COD可以去除更多TN的原因。
综上所述，α-Fe2O3一方面能够显著提高氮转化相关基因的表达水平，提高系统内氮转化的效率；另一方面能够下调微生物周质空间和外膜上电子转移蛋白的表达，减少了跨膜的电子转移，将更多的电子留存在胞内进行硝酸盐呼吸，实现碳源的有效利用。基于出水水质、微生物群落结构、功能基因结构及其表达水平，本研究推测性地提出了α-Fe2O3介导下反硝化菌胞内的氮代谢通路(图10)。
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本研究依据外加铁源对生物脱氮性能的影响，探索性地将α-Fe2O3材料和MBF生物巢联系起来，成功构建出一种能够显著提高MBF生物巢反应器内单位COD利用效率的新工艺。具体结论如下。
1)实际污水实验中，对照组和实验组反应器对总氮的去除率分别为(21.85±11.35)%和(32.21±11.35)%，单位COD的脱氮效率(TN/COD)则分别为0.234和0.370，实验组比对照组的脱氮效率高出58%，说明α-Fe2O3能够提高MBF生物巢反应器对实际市政废水的脱氮效果。
2)宏基因组测序结果表明，α-Fe2O3的投加提高了氮转化相关基因的表达量，同时能够抑制周质与外膜上电子转移蛋白相关基因的表达。这说明α-Fe2O3能够参与胞内电子转移，促使更多电子参与胞内硝酸盐呼吸作用。
纳米Fe2O3强化MBF生物巢脱氮的机制
Augmentation of nitrogen removal by MBF bio-nests supplemented with nano-Fe2O3
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摘要: 针对我国市政污水C/N比偏低的问题，本研究旨在探讨纳米氧化铁在MBF生物巢反应器中对低C/N比市政污水处理的强化脱氮效果及其机理。将纳米氧化铁添加到MBF生物巢反应器中，处理实际低C/N比市政污水，通过监测脱氮效率和碳源利用情况，结合微生物群落结构和功能基因表达量的分析，评价其处理效果。结果表明，纳米氧化铁的加入可显著提高反应器的脱氮效率，脱氮率提升了58%。微生物群落结构分析结果表明，纳米氧化铁影响了特定脱氮微生物的相对丰度。功能基因表达量分析结果表明，纳米氧化铁下调了微生物外膜上电子转移蛋白的表达，减少了种间电子传递，从而提高了胞内电子的有效利用率。以上结果表明，纳米氧化铁通过调节微生物群落结构和功能基因表达，可提高碳源的利用效率，进而实现对低C/N比市政污水的有效脱氮，可为市政污水处理提供技术途径参考。Abstract: Addressing the issue of low C/N ratio in municipal wastewater in China, this study aims to investigate the enhanced nitrogen removal efficacy and its mechanism of nano-iron oxide in an MBF bio-nest reactor treating municipal wastewater with low C/N ratio. As nano-iron oxide was added to the MBF bio-nest treating actual municipal wastewater with low C/N ratio, the nitrogen removal efficiency and carbon source utilization were monitored, and the microbial community structure and functional gene expression levels were also analyzed, then the performance on treating wastewater with low C/N ratio was evaluated. The results showed that addition of nano-iron oxide significantly increased the nitrogen removal efficiency of the reactor by 58%. Microbial community structure analysis revealed that nano-iron oxide affected the relative abundance of specific nitrogen-removing microorganisms. Functional gene expression analysis found that nano-iron oxide downregulated the expression of electron transfer proteins on the outer membrane of microorganisms, reducing interspecies electron transfer and thereby enhancing the effective utilization of electrons within the cells. Above results indicated that nano-iron oxide increased the efficiency of carbon source utilization and effectively removed nitrogen from municipal wastewater with low C/N ratio through regulating microbial community structure and functional gene expression. This provides a new technical approach for municipal wastewater treatment.
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城市固体废弃物 (MSW) 的时变性会影响填埋体的稳定 [1-3]。MSW组分复杂，随着填埋龄期增加，大量有机物和纤维状物质产生降解，其抗剪强度也会随之改变。而抗剪强度的降低是造成分层垃圾填埋体滑移的主要原因[4-6]。填埋体的滑移失稳破坏会导致大量填埋垃圾和渗滤液滑出场外，造成严重的环境污染及财产损失[7]。
抗剪强度是MSW重要的力学性能之一，其变化规律与填埋龄期密切相关。随着龄期的增加，MSW的内摩擦角会增大，而粘聚力逐渐降低直至为0[8-10]，这会导致填埋体沿衬垫发生滑移破坏。因此，土-膜界面的剪切特性得到了学者们的广泛研究[11-15]。PUNETHA等[13]通过直剪实验研究了光面及糙面HDPE土工膜和各类土颗粒物界面抗剪强度。BACAS等[14]对8种土工合成材料和18种不同界面进行了直剪实验，分析了界面剪切强度特性。LI等[15]研究了冻融循环作用下，密实粘土衬垫与HDPE土工膜界面剪切特性。在稳定性分析方面，ZIENKIEWIEZ等[16]首次将强度折减法引入到有限元边坡分析中。UGAI等[17]、郑颖人等[18]和陈雪珍等[19]将有限元分析的安全系数应用在工程中，推动有限元强度折减法的发展。
学者们通常以实验确定各层垃圾土的抗剪强度，对分层填埋场进行稳定性分析[4,6]。但目前对分层填埋场的稳定性分析都集中在以粘土作为中间衬垫，HDPE土工膜因为其耐久性好、化学性质稳定、柔韧性佳等特性而被视为替代粘土的理想材料[20]，同时又缺乏将土工膜作为中间衬垫的应用研究。因此，本研究以HDPE土工膜代替粘土作为中间衬垫，进行土-膜界面剪切实验，利用PLAXIS有限元软件模拟分层填埋体的滑移过程及其整体稳定性变化，并分析HDPE土工膜作为中间衬垫的可行性，以期为土工膜应用于填埋场作为中间衬垫提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验材料
直剪实验的材料取自某苏南平原型垃圾填埋场，总计填埋库容量为476.5×104 m3。实验土样分别取自该场地的改扩建工程、二期工程、续建工程、续建二期工程。其物理指标如表1所示。选用3种不同规格的HDPE土工膜，分别为喷着式、柱点式和光面式。其中，柱点式表面排布规则的小凸点；喷着式表面具有不规则纹理，粗糙程度比柱点式低；光面式表面则是光滑的平面。3种土工膜厚度均为1.5 mm，密度大于0.94 g·cm-3，炭黑含量在2%~3%。HDPE土工膜的物理参数如表2所示。
表 1 MSW试样物理力学指标Table 1. Physical and mechanical indices of refuse MSW sample样品编号 填埋龄期/a 含水率 孔隙比 粘聚力/kPa 内摩擦角/ (°) Z1 1.5~2.0 45%~76% 2.33 23.3 9.8 Z2 4.5~5.0 1.65 23.8 17.5 Z3 8.0~9.0 1.96 16.1 26.0 Z4 10.0~13.0 2.62 2.8 34.2 | Show Table
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表 2 屈服应变下HDPE土工膜的物理参数Table 2. Physical parameter of HDPE geomembrane under yield strain类型 厚度/mm 拉伸强度/(kN·m−1) 屈服应变 拉伸刚度/(kN·m−1) 柱点式 1.50 17.80 16.00% 111.25 光面 1.50 20.51 14.00% 146.50 喷着式 1.50 17.51 14.00% 125.07 | Show TableDownLoad:
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1.2 实验装置
实验仪器与试样布置如图1所示，采用大尺寸直剪仪(THE-1000，天水红山实验机有限公司)，上下剪切盒尺寸为500 mm×500 mm×410 mm，根据《土工合成材料测试规程》 (SL 235-2012) [21]进行实验 。
图 1 土-膜界面剪切实验示意图Figure 1. Schematic diagram of shear test on the interface between soil and geomembrane1.3 实验方法
将试样按龄期分为4组，每组选择50、100、150、200 kPa竖向荷载进行压缩，压缩至少4 h，剪应变不小于20%，剪切位移设置为100 mm，剪切速率为2 mm·min-1。以土-膜界面峰值强度表征土-膜界面强度[21]。依据莫尔-库伦破坏准则，得到不同龄期MSW试样与HDPE土工膜的界面抗剪强度参数关系。
2. 分层填埋体数值模拟
2.1 几何模型建立
本研究参考某苏南平原型垃圾填埋场，建立的数值模型如图2所示。图2 (a) 从下至上为第1至第4填埋层；填埋体下底边长110 m、上底边长50 m、高20 m、斜坡度为1∶3，边界地基土深20 m、长300 m[22]，分层处布设HDPE土工膜衬垫[23]，有限元网格划分如图2 (b) 所示；不设HDPE土工膜的填埋体采用粘土封层，厚度为300 mm [22]。
2.2 计算参数确定
基于Mohr-Coulomb准则，不考虑渗流影响，土-膜界面相互作用按照强度折减计算。土体物理参数取值见表3。土体抗剪强度参数按照表1赋予每一填埋层。 HDPE土工膜厚度和拉伸刚度按照表2分别赋予每层衬垫。由于垃圾土无剪胀性，不考虑剪胀效应，剪胀角取值为0[24]。
表 3 各层土材料的参数Table 3. Table of material parameters of soil layers土层名称 压缩模量/MPa 泊松比 容重/(kN·m−3) 粘聚力/kPa 内摩擦角/ (°) 地基土层砂土状强风化花岗岩 30 0.25 19.5 35.0 28.5 粘土覆盖层 23 0.25 21.0 12.0 25.0 MSW第1填埋层 2 0.40 10.5 23.3 9.8 MSW第2填埋层 23.8 17.5 MSW第3填埋层 16.1 26.0 MSW第4填埋层 2.8 34.2 | Show TableDownLoad:
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3. 结果与讨论
3.1 龄期对土-膜界面强度的影响
界面剪切实验结果如图3所示。由图3 (a) 可知，11 a内土-膜界面粘聚力呈现下降趋势，但在小于6 a时，土-膜界面粘聚力降低不明显。其原因可能是，在龄期较短时，MSW中有机质组分迅速降解，纤维物质降解缓慢导致其质量占比增加，因此，在剪切过程中能持续提供粘聚效果[9]。随着龄期增长，生物降解充分导致纤维物质含量降低，废渣等组分中颗粒含量增高[9]，增大了土-膜界面的摩擦，因而，MSW失去粘聚力，土-膜界面内摩擦角呈现上升趋势，如图3 (b) 所示。垃圾土与HDPE土工膜界面剪切实验表明，相同的竖向荷载作用下，由于土工膜表面粗糙程度不同，随着法向应力的增大，表面越粗糙的的土工膜与MSW之间的摩擦越大，界面抗剪能力越好。3种不同土工膜按照剪切试验结果，抗剪强度表现为：柱点>喷着>光面。本实验研究了龄期影响下MSW与HDPE土工膜之间的界面抗剪强度变化特性，但未考虑土工膜本身随龄期变化产生的劣化影响。尽管HDPE土工膜相较于MSW受到龄期影响要小，但其水力性能会随时间下降并且产生而外的拉伸应变[25]，此种影响仍不可忽略。因此，本次实验得到的数据结果较保守，龄期对HDPE土工膜材质的影响还有待研究。
图 3 不同龄期的MSW和HDPE土工膜的土-膜界面抗剪强度参数Figure 3. Shear strength parameters on the interface of MSW and HDPE geomembrane with different ages3.2 土工膜作为中间衬垫的填埋体滑移分析
图4为不同材料作为中间衬垫的填埋体滑移情况，结果表明，分层填埋体在坡面中部产生应变集中。随着填埋龄期和高度的增加，MSW填埋体位移集中愈发明显，滑移区域不断扩展。结合实验结果可发现，可能是由于填埋体下层MSW的粘聚力较小，第4填埋层产生局部蠕变，随着龄期增长粘聚力进一步减小，坡体中部块体受重力影响沿坡面向坡脚推进，在坡面上部形成应变集中区，最终坡顶开始出现张拉裂缝，导致整个坡面滑移由表向里发展。图4 (a) 中临界滑动面连贯的穿透粘土衬垫，滑移面从坡顶向坡脚发展，直至贯通整个坡面。而HDPE土工膜替代粘土作为中间衬垫时，临界滑动面沿每层土-膜界面处均有一定滑移，在填埋体不同分层中错综发展，如图4 (b)~4 (d) 所示。图4滑移面分布情况表明，3种土工膜相较于粘土覆盖均延缓了上层滑移面的贯通，阻断了下方填埋体滑裂带的形成。根据实验结果可发现，首先，HDPE土工膜抗拉强度高于MSW，抵抗了上层填埋体对下层的剪应力；其次，由于每层MSW的参数不同，坡体下层填埋龄期较长，MSW的粘聚力很小，几乎接近于0，抗滑能力差，而上层填埋龄期较短，MSW的粘聚力跟内摩擦角能很好抵抗滑移。这解释了土-膜界面滑移由下至上越来越小的原因，但同时也会造成填埋体分层处的位移剧增。
图 4 受中间衬垫影响的滑移破坏分布图Figure 4. Distribution of sliding failure zone affected by intermediate liners图5为11~20 a填埋体的位移数值变化。由图5 (a) 可知，临界滑动面在土-膜界面处产生水平滑移，故导致坡体最大位移明显高于粘土，分别比粘土覆盖的填埋体最大位移增加了29% (光面)、18% (喷着) 、17% (柱点) 。可以看出，具有一定表面粗糙度的柱点、喷着类型HDPE土工膜抗滑移能力稍好。由图5 (b) 可看出，底部位移绝对值由粘土覆盖的0.084 m减小到土工膜覆盖的0.073 m，降低了10%，3种类型HDPE土工膜均能很好抑制填埋体底部位移的发展。HDPE土工膜阻断了临界滑动面的形成，大大减小了底部位移。综合效果为：柱点>喷着>光面。
3.3 3种类型HDPE土工膜在龄期影响下填埋体稳定安全系数变化
图6为20 a内填埋体整体稳定安全系数的变化。根据《生活垃圾卫生填埋场岩土工程技术规范》 (CJJ176-2012) [23]规定，填埋体整体稳定安全系数需高于1.25才能保证其稳定，数值模拟结果均达到要求。在17 a内，HDPE土工膜作为中间衬垫的填埋体整体稳定安全系数均高于粘土覆盖的填埋体。17 a之后的整体稳定安全系数则与粘土衬垫接近。这可能是因为，土工膜材料自身劣化导致其力学性能降低至与粘土接近引起的[25]。在20 a的模拟过程中，柱点类型的整体稳定安全系数从5.632减小到2.246；喷着类型与柱点类型降幅相近，从5.456减小到2.256；光面类型的整体稳定安全系数从4.877减小到2.154，与粘土作为中间衬垫相比分别增大了 28% (柱点) 、30% (喷着) 和18.5% (光面) 。可见，当MSW进行分层填埋时，HDPE土工膜能够代替粘土作为中间衬垫，将起到很好的安全稳定作用。
图 6 垃圾填埋体抗滑稳定安全系数随填埋龄期变化关系曲线Figure 6. Curve of anti-sliding stability safety factor of landfill with landfill age4. 结论
1) 随着龄期增长，土-膜界面粘聚力总体呈现下降趋势，内摩擦角先上升而后趋于平稳。表面越粗糙的HDPE土工膜与MSW的摩擦越大，柱点类型HDPE土工膜有更好的界面抗剪效果。
2) HDPE土工膜比粘土衬垫更能减小MSW填埋体底部位移绝对值，但会增加最大位移。
3) HDPE土工膜能延缓上层滑移面的贯通、阻断下方填埋体滑裂带的形成，提升坡体稳定性。其中柱点式与喷着式土工膜较粘土衬垫能提高30%左右安全性，起到很好的安全稳定作用。
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图 1 通入市政原水前反应器内的进出水水质
Figure 1. Influent and effluent quality of synthetic wastewater before feeding raw municipal wastewater into reactor
图 2 市政废水的每日进水水质变化
Figure 2. Changes in daily influent water quality of municipal wastewater
图 4 总氮、COD值及单位COD的脱氮量的进出水质量浓度
Figure 4. Concentration of TN、COD and nitrogen mass removed per unit of COD in influent and effluent wastewater
图 5 其余氮类污染物的进出水质量浓度
Figure 5. Concentrations of other nitrogen pollutants in the influent and effluent wastewater
图 6 2组反应器中相对丰度前20的优势菌门和优势菌属
Figure 6. Top 20 relative abundances of dominant phyla and genera in two groups of reactors
图 7 反应器中氮转化相关功能基因表达量的热图
Figure 7. Heat map of expression levels of nitrogen conversion related functional genes in bio-nests
图 8 反应器中电子转移功能基因表达量的热图
Figure 8. Heat map of the expression level of electron transfer functional genes in bio-nests
图 9 活性污泥中的微生物电镜照片
Figure 9. Electron microscopy photos of microorganisms in activated sludge
图 10 α-Fe2O3介导的反硝化菌胞内的氮代谢通路
Figure 10. Intracellular nitrogen metabolic pathway of denitrifying bacteria mediated by α-Fe2O3
表 1 原始泥样和反应器中的MLSS和MLVSS及其比值
Table 1. MLSS, MLVSS and their ratios in the raw sludge and reactors
样品 MLSS MLVSS MLSS/MLVSS 原始泥样 4 000 2 211 0.552 对照组 4 125 2 283 0.553 实验组 5 239 2 599 0.496
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