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目前，低浓度废水的处理工艺主要包括A2O、氧化沟、SBR等，其技术核心为活性污泥法[1]。传统活性污泥法普遍存在着能耗高、污泥产量大的问题。相比而言，厌氧生物处理技术因其能耗低、污泥产量少且能产生甲烷而受到了越来越多的关注，但厌氧生物处理技术存在污泥流失和处理效果不佳的问题，故需进一步改进[2-3]。
厌氧膜生物反应器(anaerobic membrane bioreactor，AnMBR)是一种将膜分离技术与厌氧生物处理技术有效结合的新型废水处理工艺[4]。该工艺能通过膜的过滤截留作用，实现水力停留时间(HRT)和污泥龄(SRT)的完全分离[5]。荆延龙等[6]采用AnMBR处理低浓度生活废水，结果表明，经过117 d的稳定运行，COD去除率高达90.6%；许美兰等[7]研究了不同HRT对AnMBR处理低浓度废水运行效果的影响，经过35 d的稳定运行，发现HRT的缩短未对COD的去除产生显著差异。这说明AnMBR在处理低浓度废水方面稳定性良好，拥有广阔的发展前景[8]。但一直以来，膜成本和膜污染是困扰该技术走向实际工程应用的限制性条件[9]。而动态膜技术的出现，有望解决MBR中存在的膜成本过高及膜污染严重的问题[10]。程刚等[11]利用不锈钢丝网为基材构建AnMBR处理低浓度生活废水，结果表明，选用300目的不锈钢丝网，在污泥浓度(MLSS)为2 mg·L−1的条件下，可稳定运行240 h。赵立健等[12]在常温下利用无纺布为基材构建AnMBR处理人工合成低浓废水，结果表明，COD平均去除率为89.5%。尽管现有的研究已证实AnMBR对低浓度废水有较好的处理效果，但对其运行过程中膜污染的评估研究较少。
本研究利用廉价不锈钢丝网作为膜材料，构建新型AnMBR，在HRT为10 h的条件下，考察了反应器运行效果、产甲烷能力、膜污染程度以及对温度的适应性，旨在为AnMBR在实际低浓度废水中的应用提供技术支撑。
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实验采用升流式厌氧反应器，实验装置如图1所示，其总容积为3 L，有效容积为2.4 L。反应器底部装有生物膜填料，中上部装有1 000目不锈钢丝网制成的膜组件，膜组件的尺寸为13 cm×8 cm×3.5 cm，总过滤面积为0.011 m2。反应器外层装有一层保温层和循环水管，使反应器内的水温控制在35 ℃。
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本实验所采用的低浓度废水为人工合成废水，含有主要元素和微量元素[13-14]。其成分包括蔗糖(C12H22O11 500 mg·L−1)、碳酸氢钠(NaHCO3 350 mg·L−1)、三水合磷酸氢二钾(K2HPO4·3H2O 21 mg·L−1)、碳酸氢铵(NH4HCO3 41 mg·L−1)、氯化钙(CaCl2 50 mg·L−1)、四水合氯化锰(MnCl2·4H2O 5 mg·L−1)、六水合氯化钴(CoCl2·6H2O 5 mg·L−1)、六水合氯化铝(AlCl3·6H2O 5 mg·L−1)、硼酸(H3BO3 5 mg·L−1)、四水合钼酸铵((NH4)6Mo7O24·4H2O 5 mg·L−1)、六水合氯化镍(NiCl2·6H2O 5 mg·L−1)、氯化锌(ZnCl2 5 mg·L−1)、五水合硫酸铜(CuSO4·5H2O 5 mg·L−1)。反应器接种的污泥取自合肥市某污水处理厂，接种时的污泥浓度(MLSS)为4 g·L−1，实验期间没有剩余污泥排出。
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实验采用连续进出水的方式，总共连续运行66 d，反应器进水速度为240 mL·h−1，整个运行期间HRT控制在10 h。在33~39 d，由于加热系统出现故障导致温度降低到25 ℃，维持7 d后，恢复至35 ℃。低浓度废水在蠕动泵的作用下经反应器底部进入反应器内，并利用蠕动泵从膜组件抽取出水。实验内容分为2个阶段：第1阶段是反应器启动运行阶段(0~15 d)；第2阶段是反应器稳定运行阶段(16~66 d)。
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出水溶解性COD采用重铬酸钾法[15]测定；VFAs和气体采用气相色谱法测定；跨膜压差(TMP)采用压力传感器(MIK-P300，杭州米科传感技术有限公司)测定；膜面污染物采用扫描电子显微镜(SEM)(XL-30 ESEM，美国FEI)分析；膜阻及膜阻增长速率[16-17]分别根据式(1)和式(2)进行计算。
式中：R为膜阻，m−1；ΔP为跨膜压差，Pa；μ为渗滤液动力黏度系数，Pa·s；Ri为膜阻增长速率，m−1·h−1；J为瞬时膜通量，m3·(m2·h)−1；T为运行时间，d。
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1)反应器运行过程COD去除效果。在HRT为10 h、进水COD在500 mg·L−1的条件下，AnMBR共运行66 d，进出水COD及去除率的变化如图2所示。在0~33 d内，COD的平均去除率为95%，出水COD始终低于30 mg·L−1；从第33天开始，反应器运行温度由35 ℃变为25 ℃，经过7 d的运行后，COD的去除率仍维持在93%以上。从第40天开始，温度恢复至35 ℃后，COD的去除率又维持在95%。这说明本系统在HRT为10 h的条件下，获得了稳定的运行效果，且对温度波动有较强的适应能力，能始终保持较高的COD去除率，保证出水COD的达标排放。
2)反应器运行过程VFA累积情况。VFAs浓度是判断产酸菌和产甲烷菌活性的重要指标[18]。在整个实验阶段，出水中的VFAs仅可检测到乙酸，其浓度的变化如图3所示。由图3可知，运行期间乙酸的平均浓度低于10 mg·L−1。在前33 d内，出水中的乙酸浓度维持在4 mg·L−1以下，未出现积累。这是因为反应器内的产甲烷菌的活性较高，能有效地将乙酸转化成甲烷[19]。在33~39 d内，当温度下降至25 °C时，乙酸浓度从4 mg·L−1逐渐升高至24 mg·L−1。这表明在该温度下，产甲烷菌的活性受到了抑制，影响了乙酸的消耗和甲烷的稳定产出[20]。随着反应器温度的回升，出水中的乙酸浓度又在较短的时间内降低至原先水平，这说明产甲烷菌活性也随着温度的升高而恢复。这一结果和COD去除率的变化趋势相似，表明了该系统对温度波动具有较强的适应能力。
3)反应器运行过程中甲烷产量及产率的变化。在厌氧处理过程中，大部分的COD被转化成沼气，而甲烷作为沼气的主要成分，其产量就成为衡量AnMBR运行效果的一个重要指标[21]。本反应器运行期间甲烷体积比和甲烷产量的变化如图4所示。在前33 d运行过程中，反应器展现了良好的产甲烷性能，甲烷所占体积比一直稳定在70%左右，甲烷的平均产量为830 mL·d−1；在33~39 d温度降低后，甲烷产量明显降低(温度降低，对产甲烷菌的活性起到了一定的抑制作用[22])，但随着温度的回升，甲烷产量又逐渐升高并趋向于稳定，这一结果和COD的去除结果相一致。图5显示的是运行期间甲烷产率的变化，反应器甲烷的平均产率为0.28 L·g−1 (以COD)计。
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1)膜污染程度表征。膜通量衰减和TMP的升高是反映膜污染程度的重要指标[23]。在整个运行期间，没有进行膜清洗操作，AnMBR中TMP和膜阻的变化如图6所示。由图6可知，TMP呈缓慢增长的趋势。在66 d的运行期间内，TMP和膜阻分别上升至20 kPa和4×1012 m−1。相关研究[24]表明，在以陶瓷膜或中空纤维超滤膜为膜组件构建的AnMBR处理低浓度废水的过程中，仅运行15 d，TMP分别可增长至27 kPa和20 kPa。相比而言，本研究在生物膜填料和不锈钢丝网膜组件的共同作用下，能够显著地减缓TMP增长。通过对膜阻增长速率的计算发现，本反应器在温度为35 ℃ (0~33 d)时，膜阻增长速率为1.7×109 m−1·h−1，在温度降低阶段(33~39 d)，膜阻增长速率提高至5.7×109 m−1·h−1，而当温度回升时，膜阻增长速率又下降至2.3×109 m−1·h−1。因此，温度的波动会加剧膜污染。
2) SEM表征结果。为了观察钢丝网膜组件生物膜上膜污染分布情况，在反应器运行66 d后，将钢丝网膜组件从反应器中取出，截取膜边角和膜中心部分，通过SEM对膜污染进行表征(图7)。结果发现，当运行周期结束后，不锈钢丝网膜表面形成了一层泥饼层(图7 (a)和图7 (b))，但对比膜中心和膜边角位置的污染情况，膜中心的污染层含有一定的孔状结构，这对于保持膜的高出水通量，减缓系统的膜污染起到了促进作用[25]。
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1) 以廉价不锈钢丝网为膜组件构建AnMBR并将其用于处理低浓度废水，在整个实验过程中，HRT维持在10 h，温度为35 ℃和25 ℃，其COD去除率均能保持在93%以上。
2) 系统的产气率较高，甲烷体积比稳定在70%左右，甲烷平均产率为0.28 L·g−1 (以COD计)。
3) 不锈钢丝网的添加缓解了反应器的膜污染，整个运行期间(66 d)，TMP增长为0~20 kPa，膜阻最高为4×1012 m−1。
厌氧膜生物反应器处理低浓度废水的运行效能及膜污染特性
Performance and membrane fouling properties of anaerobic biofilm membrane bioreactor for low-concentration wastewater treatment
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摘要: 针对厌氧膜生物反应器(AnMBR)成本高、膜污染严重的问题，构建了以不锈钢丝网作为膜材料的新型厌氧膜生物器并将其用于处理低浓度废水，探究了其稳定运行以及耐温度波动的能力。同时，对甲烷产量、跨膜压差(TMP)以及反应器出水中的COD和挥发性有机酸(VFAs)进行了监测和分析，并利用扫描电子显微镜(SEM)对膜污染进行了表征。结果表明：反应器的COD去除率稳定在93%以上；出水中的VFAs仅可检测到乙酸，且平均浓度低于10 mg·L−1；甲烷平均产率为0.28 L·g−1 (以COD计)；当温度由35 ℃降到25 ℃时，反应器有较强的耐受能力；在66 d的运行期间内，TMP从0 kPa增长到20 kPa，膜阻最高为4×1012 m−1。以不锈钢丝网为膜材料构成的新型AnMBR，出水效果良好、产能高、运行稳定。Abstract: To deal with the high cost and serious membrane fouling of anaerobic membrane bioreactor (AnMBR), a novel AnMBR with stainless steel wire mesh as membrane material was constructed to treat the low-concentration municipal wastewater. Its operation stability and resistance to temperature shock were investigated. During the period of AnMBR running, methane production, transmembrane pressure (TMP), effluent COD and effluent volatile fatty acids (VFAs) were monitored and analyzed. The membrane fouling was also characterized by scanning electron microscopy (SEM). Results show that the COD removal efficiency was above 93%. Only acetate could be detected in the effluent with average concentration less than 10 mg·L−1. The average methane yield was as high as 0.28 L·g−1 (calculated based on COD). When the temperature was reduced from 35 ℃ to 25 ℃, the AnMBR had a strong tolerance. In addition, during 66 d operation, the TMP slowly increased from 0 kPa to 20 kPa and the highest membrane resistance was 4×1012 m−1. The novel AnMBR with stainless steel wire mesh as membrane material achieved good effluent quality, high energy productivity and operation stability.
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随着我国铁路大面积提速及城市化进程加快，以铁路噪声为主的环境噪声问题日益加重，交通噪声越来越受到公众关注。近年来，随着高速铁路网覆盖面的增加，沿线居民也开始受到高速铁路的交通噪声影响。根据《中长期铁路网规划（2016—2030年）》[1]，预计至2030年高速铁路会将全国主要省市区连接起来，形成以“八纵八横”主通道为骨架、区域连接线衔接、城际铁路补充的高速铁路网，这也意味着受到高速铁路噪声影响的居民会越来越多。
文献[2-3]研究表明，噪声作为一种有害的物理刺激，可损害动物的消化系统引起胃肠功能紊乱，影响动物的生长和发育，从而导致其体重增长速率减缓。在对武广高铁两侧居民的社会调查问卷中发现，距离高铁越近，居民的烦恼度越高[4]。因此管理治理好高速铁路噪声，减少对周围居民的影响，建立完备的针对高速铁路的噪声标准体系至关重要。但我国现有噪声标准，如《铁路边界噪声限值及其测量方法(GB 12525—90)》[5]、《声环境质量标准(GB 3096—2008)》等[6]均未对铁路类型（普通铁路和高速铁路）进行区分，且方法、标准多数是基于普通铁路噪声特点而建立。然而，普通铁路和高速铁路的噪声具有显著差异。高速铁路具有以下两个特点：噪声源组成复杂、声能量水平高、声源呈宽频特性；由于列车运行速度快，列车运营密度高，造成昼夜等效声级都很高[7]。在相关研究中也得出，高速铁路噪声的实际持续时间在6.1～13.5 s之间，而普通铁路为16.0～25.7 s，说明高速铁路噪声更具突发性；在相同等效声级（LAeq）情况下，高速铁路噪声的主观烦恼度与主观干扰度均高于传统铁路噪声[8]；高速铁路噪声的传播规律在45～120 m范围内不符合线声源衰减规律，衰减较慢[9]。由此可见，为了适应我国交通噪声污染新形势，急需研究高速铁路运营期的噪声影响程度，制定完善我国交通噪声排放标准。
本研究以北京至天津城际铁路客运专线为例，对该工程噪声进行了环境影响后评价，并在此基础上进一步提出了高速铁路噪声方面的管理建议。
1. 研究区及其噪声特征
京津城际铁路于2008年8月投入试运营，是国内第一条速度在300 km/h以上的高速客运专线，且具有高密度和公交化的特点。城际列车以最高时速（330 km/h）运行时，其噪声以低、中频噪声为主，具有源强高、作用时间短、频次密和衰减缓慢等特点，与普通铁路情况具有显著差异。根据该工程验收监测结果，铁路边界30 m处昼夜噪声均可满足文献[5]中昼夜70 dB(A)的要求；在安装了声屏障的330 km时速路段，铁路两侧全部区域昼间均可满足4类标准70 dB(A)的要求、夜间运行时段80 m外可基本满足4类标准55 dB(A)的要求；基于环境条件（地形、植被、桥高、房屋朝向等），昼间120 m外区域可基本满足2类标准60 dB(A)的要求、夜间运行时段内180 m外仍不能满足2类标准50 dB(A)的要求；声屏障对以时速330 km运行的列车的降噪效果为5～7 dB(A)。
2. 声环境影响后评价分析
2.1 监测点设置
结合验收调查声环境监测工作的实际情况，本次研究京津城际铁路的声环境监测点位依以下原则确定。
1）本研究噪声监测结果作为研究工作的基础数据验证支持，主要是为后续管理提供建议及借鉴，不对工程提出进一步污染防治措施改造建议，因此，选择重点点位进行验证监测并与验收调查阶段进行对比。
2）根据沿线敏感点的空间分布特征和列车运行速度，选择验收调查报告中有代表性的点位进行监测。
3）高铁在两端城市区域（北京市三环内和天津市的外环线以内）的运行速度较低，由于采用长轨、轮轨噪声也很小，工程在市区的靠近敏感点路段又全部安装了声屏障，而且城市内的其他噪声源较多（既有的铁路、城市道路），总体看城际列车不是主要的噪声源，因此，研究选取了可以判明高铁是主要噪声源的城郊区或农村敏感点开展了验证监测。4）为了全面了解高铁的噪声影响及其分布特征，开展水平衰减断面监测（30、60、120和240 m分别布设点位）。
5）噪声监测方案中，共设监测敏感点3处、典型验证监测点位12个，即每个敏感点水平衰减断面监测30、60、120和240 m共4个点位。监测点位布设情况见表1。
表 1 噪声监测点位基本情况表序号 敏感点名称 里程 高差/m 现阶段基本情况 1 A（饮马井村） DK7+000 16 建有声屏障。比较验收调查阶段，现状部分高楼已建设，但临铁路部分低矮房屋仍存在，距离没有变化。 2 B（董村） DK15+500 15 建有声屏障。比较验收调查阶段，现状户数有所增加，建设了一些小型企业，距离变近，最近建筑物与外轨中心线距离为10 m。 3 C（前屯） DK70+70 8 选取点位处为无声屏障路段，比较验收调查阶段，现状户数有所增加，建设了一些小型企业，距离变近，最近建筑物与外轨中心线距离为16 m。 | Show Table
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2.2 监测时间
本次监测时间选择在2019年4月下旬，测量时间为10:00～12:00，测量时段列车通过时间间隔约10 min，测量时段列车通过列数20列；其中前屯测点列车通过速度约350 km/h左右，董村测点列车通过速度约320～350 km/h，饮马井村测点列车通过速度约160 km/h左右。
2.3 执行标准
根据验收调查报告执行标准，距铁路外轨中心线30 m处的噪声排放昼夜均执行文献[5]中70 dB(A)标准。铁路两侧的一般敏感点，60 m内执行文献[10]中4类标准，即昼间70 dB(A)、夜间55 dB(A)，60 m外执行2类标准，即昼间60 dB(A)、夜间50 dB(A)；60 m内的特殊敏感点-学校以及医院等也执行2类标准。相关标准在该铁路投运之后有修订，但作为2010年12月31日之前投运的铁路，其应执行的噪声标准限值没有变化。
2.4 监测结果
本次研究选取典型的10:30～11:30的监测数据分析列车噪声特性，包括列车通过1 min时长Leq(td)（通过时段的Leq）和Lp(max)（通过时间段的噪声最大值）、1小时Leq，夜间按同等运行条件，采用昼间数据进行类比分析。研究选取的监测点位噪声监测结果见表2、表3。
表 2 噪声验证监测原始结果日期 点位 频次 结果值LeqdB(A) 最大值LmaxdB(A) 2019.04.23 饮马井村（距外轨中心线30 m） 小时* 55.6 85.5 第一列车 60.1 87.9 第二列车 58.0 62.0 第三列车 58.9 63.7 饮马井村（距外轨中心线60 m） 小时* 53.7 76.1 第一列车 60.3 66.1 第二列车 57.6 67.6 第三列车 56.8 61.1 饮马井村（距外轨中心线120 m） 小时* 50.2 80.3 第一列车 55.3 64.3 第二列车 53.5 65.2 第三列车 54.3 71.2 2019.04.25 董村（距外轨中心线30 m） 小时* 58.3 88.7 第一列车 69.9 79.2 第二列车 68.7 74.8 第三列车 69.8 79.4 董村（距外轨中心线60 m） 小时* 58.7 82.6 第一列车 72.3 75.7 第二列车 67.1 75.9 第三列车 70.8 74.5 董村（距外轨中心线120 m） 小时* 55.1 77.2 第一列车 62.8 78.8 第二列车 66.0 69.0 第三列车 64.9 79.7 董村（距外轨中心线240 m） 小时* 54.3 86.5 第一列车 61.1 75.0 第二列车 59.7 69.3 第三列车 60.6 68.5 2019.04.22 前屯（距外轨中心线30 m） 小时* 61.6 84.0 第一列车 75.6 83.7 第二列车 76.7 86.5 第三列车 75.0 79.7 前屯（距外轨中心线60 m） 小时* 61.8 85.3 第一列车 74.8 83.9 第二列车 74.7 84.6 第三列车 74.0 82.5 前屯（距外轨中心线120 m） 小时* 60.1 81.8 第一列车 72.7 79.2 第二列车 71.0 81.0 第三列车 68.2 77.3 前屯（距外轨中心线240 m） 小时* 56.6 78.0 第一列车 69.6 77.0 第二列车 67.8 77.5 第三列车 65.2 74.3 注：*表示10:30~11:30的1 h内平均值。 | Show TableDownLoad:
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表 3 监测结果统计（有效数据平均值）dB(A) 序号 监测点位 Leq(td) Lp(max) 1小时*Leq 1 A30 m 59.0 62.9 55.6 2 A60 m 58.2 64.9 53.7 3 A120 m 54.4 64.8 50.2 4 A240 m — — — 5 B30 m 69.5 77.8 58.3 6 B60 m 70.1 75.4 58.7 7 B120 m 64.6 75.8 55.1 8 B240 m 60.5 70.9 54.3 9 C30 m 75.8 83.3 61.6 10 C60 m 74.5 83.7 61.8 11 C120 m 70.6 79.2 60.1 12 C240 m 67.5 76.3 56.6 注：*表示10:30~11:30的1 h内平均值。 | Show TableDownLoad:
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2.5 结果分析
2.5.1 达标范围
饮马井村点位处于声源较多的城市区域，受其它噪声源及高大建筑影响较多，因此没有明显的特征。列车通过时段，铁路边界30 m处噪声可满足文献[5]中70 dB(A)的要求。
运行速度300～350 km/h区段有声屏障的达标情况：
①列车通过时段，铁路两侧60 m内，1小时Leq可满足4类昼间标准70 dB(A)的要求、但不能满足4类夜间标准55 dB(A)的要求；
②列车通过时段，铁路两侧60 m外（60～120 m），1小时Leq可满足2类昼间标准60 dB(A)的要求，不能满足2类夜间标准50 dB(A)的要求。
运行速度300～350 km/h区段无声屏障的达标情况：
①列车通过时段，铁路两侧60 m内，1小时Leq可满足4类昼间标准70 dB(A)的要求、但不能满足4类夜间标准的55 dB(A)要求；
②列车通过时段，铁路两侧60 m外（60～120 m），1小时Leq不能满足2类标准的要求。
2.5.2 噪声分布特性分析
从本次监测结果可以看出，高架高速铁路的列车运行噪声不同于普通铁路，随着距离而明显衰减的特征并不明显，并且由30～120 m过程中衰减不大，120～240 m衰减较大。选取的水平方向30、60、120和240 m测点，60 m附近测点噪声值偏高。
2.5.3 综合分析
声屏障对于高速铁路的降噪效果，综合监测结果并结合验收调查中开展的噪声分析可以看出，在线路中段，声屏障对以时速300～350 km运行的列车的降噪效果为5～7 dB(A)。
验收调查阶段，京津城际铁路每天开行动车组列车70对，本次研究时段，每天开行动车组列车136对。由于列车开行密度的增加，京津城际铁路的噪声（Leq）增量约为1.5～3.5 dB(A)。
3. 对高速铁路声环境管理的建议
3.1 高速铁路项目声环境标准体系管理建议
1）我国目前针对高速铁路噪声评价还没有相关专门的规范或者标准出台，所以目前对其内容的评价大多是依照铁路边界噪声的相关规定进行判定，相应规定的判定标准一般不考虑最大声级Lmax，而只是将等效声级Leq看做最主要判定标准。但研究结果显示，高速铁路上产生的噪声中对居民产生最大影响的主要是来自最大声级Lmax。因此建议在修订铁路噪声标准时，将高速列车通过时间的Leq(td)和Lp(max)作为评价量。
2）制修订铁路噪声标准应按不同运行时速考虑不同的噪声限值，体现差异化管理。高速铁路应制定专门的标准体系来进行管理，并考虑现有高速铁路和新建高速铁路。
3）标准限值应考虑高架高速铁路问题，建议30 m水平距离控制的同时，考虑一定距离内如60 m内的最大值控制。
4）高速铁路环境噪声预测研究是国际学术界和各国政府关心的一项重要课题。在欧美国家，高速铁路噪声早已引起各国政府、铁路运输部门、研究机构的高度重视[11-13]。美、日、法、英、德等国都建立了适合本国情况的高速铁路环境噪声预测模型，并将模型应用于高速铁路既有线路的环境噪声评估和新建铁路设计中的环境噪声预测，取得了良好的社会经济效益。我国高速铁路发展很快，而相应专门的技术规范体系并未建立起来，因此，很有必要对我国的高速铁路噪声预测评估体系进行制修定。同时，高速铁路以高架方式建设为主，本次研究监测结果以及文献[7-9]均表明，其噪声分布呈现复杂性的特点，同时其噪声特点亦与运行速度关联很大，现有规范标准体系中的分析预测方法并不能完全适用。
①噪声评估中应考虑高架高速铁路对地面目标影响的修正参数。
②应考虑不同路基、不同运行速度列车的修正参数。
③对于高大建筑物，应考虑垂直方向的噪声影响预测。
3.2 区域噪声环境功能管理建议
1）根据《声环境功能区划分技术规范(GB/T 15190—2014)》[14]，铁路交通干线边界线外一定距离以内的区域划分为4b类声环境功能区。即：①相邻区域为1类声环境功能区，距离为50 m±5 m；②相邻区域为2类声环境功能区，距离为35 m±5 m；③相邻区域为3类声环境功能区，距离为20 m±5 m。
北京至天津城际铁路客运专线在环境影响评价阶段，由环境影响报告书确定并经环境管理部门确认：“噪声执行标准—居民集中居住区60 m内执行4类标准、60 m外执行2类标准”；“铁路用地范围外一定距离以内的区域划为4类标准适用区域。当相邻区域为2类标准适用区时，铁路用地范围外30 m±5 m的区域执行4类标准”；“铁路用地范围外一定距离以内的区域执行4类标准；城市区域有声环境功能区划的、按功能区划执行；没有噪声功能区划的农村地区执行2类标准”；“验收调查中了解到，北京市各区的声环境功能区划各不相同，而且一般只对既有铁路划定相邻区域功能区”；“高铁的征地范围为铁路桥梁（宽21 m）的投影面积和路基的占地范围；沿线的拆迁补偿范围原则上是60 m（单侧30 m），但各段的地方政府最终完成拆迁的情况各异”。
由相关内容可见，对于高速铁路两侧的声环境功能管理还没有统一的管理规定，京津城际铁路有关声环境管理也没有完全达成一致。而高速铁路又不同于一般铁路的声环境影响特征，建议有关部门制定适用于高速铁路声环境功能管理的规范或文件，应充分考虑相邻区域为1类声环境功能区无法适用高速铁路的实际情况。
2）铁路两侧受铁路噪声影响区域的声环境功能区划分关系到铁路建设部门的责任和义务，关系到铁路两侧居民的权益保障，关系到铁路两侧区域土地的合理开发利用，关系到环保部门对铁路两侧的声环境质量管理[15]。调研过程中发现，在验收调查阶段，北京至天津城际铁路客运专线沿线很多规划发展区并未有成型的声环境功能区划分方案。因此，本研究认为在城市发展规划及高速铁路网建设规划制定同期即应考虑环境功能区划的制定，制定声环境保护的规划要求，以便项目建设时有所依据并提出有针对性的调整或保护措施。
4. 结论与建议
本研究通过对北京至天津城际铁路客运专线的噪声进行环境影响后评价，结合我国声环境标准体系以及声环境功能管理现状，得到如下结论。
1）根据噪声后评价分析结果，在运行速度300～350 km/h区段，列车通过时，铁路两侧60 m内，可满足4类昼间标准70 dB(A)的要求、但不能满足4类夜间标准55 dB(A)的要求；铁路两侧60 m外（60～120 m），列车通过时，有声屏障，可满足2类昼间标准60 dB(A)的要求，不能满足2类夜间标准50 dB(A)的要求，无声屏障，不能满足2类标准的要求；高速铁路上产生的噪声中对居民产生最大影响的主要是来自最大声级Lmax，高速铁路的列车运行噪声随着距离而明显衰减的特征并不明显，由30～120 m过程中衰减不大，120 ～240 m衰减要大一些。
2）建议完善我国现有的声环境标准体系，制定专门的高速铁路声环境标准并完善高速铁路噪声预测评估体系，将高速列车通过时间的Leq(td)和Lp(max)作为评价量，在标准限值上建议30 m水平距离控制的同时，考虑一定距离内如60 m内的最大值控制；同时建议制定适用于高速铁路声环境功能管理的规范或文件。
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图 2 AnMBR运行期间进出水COD及其去除率的变化
Figure 2. Variations of influent, effluent COD and removal efficiency during AnMBR operation
图 3 AnMBR运行期间乙酸浓度的变化
Figure 3. Variation of acetic acid concentrationduring AnMBR operation
图 4 AnMBR运行期间甲烷体积比和甲烷产量的变化
Figure 4. Variations of CH4 volume ratio and production during AnMBR operation
图 6 AnMBR运行期间TMP和膜阻的变化
Figure 6. Variations of TMP and membrane resistance during AnMBR operation
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