MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水

卢欣欣; 王怡; 黄瑞雪

doi:10.12030/j.cjee.201909017

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: 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。
- 移动床生物膜反应器 /
- 污泥水 /
- 自养脱氮 /
- 厌氧氨氧化
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 ( ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^ +$ -N) concentration of 167.51 mg·L⁻¹. The maximum removal rates of ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^ +$ -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.
- moving bed biofilm reactor /
- reject water /
- autotrophic nitrogen removal /
- anaerobic ammonium oxidation
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6×10⁷~9×10⁷万t^[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，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。

图 1 实验系统流程图

Figure 1. Schematic diagram of reactor system

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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： ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N为155~180 mg·L⁻¹、TN为173~205 mg·L⁻¹、 ${\rm{PO}}_{\rm{4}}^{{\rm{3 - }}}$ -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； ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N、 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -N、 ${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$ -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 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N、 ${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$ -N和 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -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， ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N的平均进水浓度为167.51 mg·L⁻¹。在第0~71天，出水 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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 ${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$ -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 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -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 ${\rm{NO}}_{\rm{2}}^{\rm{ - }}$ -N的大量积累。

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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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 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -N与去除 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N的比率(Δ ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -N/Δ ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N)的变化情况。由图3可知，反应器从开始运行至第40天，Δ ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -N/△ ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N从0.77逐步降低到0.1附近，之后，△ ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -N/△ ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N仅通过部分硝化-厌氧氨氧化过程进行生物转化，则 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ -N与 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -N之比趋于0.11；如果发生 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ -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。

图 3 整个运行期间生成的 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ 与去除的 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ 的比值

Figure 3. Ratio of ${\rm{NO}}_{{\rm{3}}\;{\rm{produced}}}^{\rm{ - }}$ to ${\rm{NH}}_{{\rm{4}}\;{\rm{removed}}}^{\rm{ + }}$ throughout the operation period

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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。

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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在MBBR运行了2、67和101 d时，分别测定了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。

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
AUR NUR SAA AUR NUR SAA

2 12.82 1.55 − 6.43 10.24 −
67 37.00 3.34 − 4.61 1.30 −
101 − − 5.50 − − 22.96

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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)。

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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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%。

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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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。
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 ${\rm{NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}$ 与去除的 ${\rm{NH}}_{\rm{4}}^{\rm{ + }}$ 的比值

Figure 3. Ratio of ${\rm{NO}}_{{\rm{3}}}^{\rm{ - }}$ (produced) to ${\rm{NH}}_{{\rm{4}}}^{\rm{ + }}$ (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
AUR NUR SAA AUR NUR SAA

2 12.82 1.55 — 6.43 10.24 —
67 37.00 3.34 — 4.61 1.30 —
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
AUR NUR SAA AUR NUR SAA

2 12.82 1.55 — 6.43 10.24 —
67 37.00 3.34 — 4.61 1.30 —
101 — — 5.50 — — 22.96

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图( 6) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 实验装置及运行条件
1.2 实验用水
1.3 采样与分析
2. 结果与讨论
2.1 MBBR的运行性能
2.2 MBBR内活性污泥及生物膜的研究
2.3 MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析
2.4 MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析
3. 结论

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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。

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)

MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水

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;

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

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

1. 材料与方法

1.1 实验装置及运行条件

1.2 实验用水

1.3 采样与分析

2. 结果与讨论

2.1 MBBR的运行性能

2.2 MBBR内活性污泥及生物膜的研究

2.3 MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

2.4 MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

3. 结论

计量

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

English Abstract

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

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

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1.1. 实验装置及运行条件

1.2. 实验用水

1.3. 采样与分析

2.1. MBBR的运行性能

2.2. MBBR内活性污泥及生物膜的研究

2.3. MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

2.4. MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

目录

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1.1. 实验装置及运行条件

1.2. 实验用水

1.3. 采样与分析

2.1. MBBR的运行性能

2.2. MBBR内活性污泥及生物膜的研究

2.3. MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

2.4. MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

运行时间/d	活性污泥/mg·(g·h)⁻¹			生物膜/mg·(g·h)⁻¹
运行时间/d	AUR	NUR	SAA	AUR	NUR	SAA
2	12.82	1.55	−	6.43	10.24	−
67	37.00	3.34	−	4.61	1.30	−
101	−	−	5.50	−	−	22.96

MBBR一体式耦合短程硝化-厌氧氨氧化处理污泥水

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;

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

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

1. 材料与方法

1.1 实验装置及运行条件

1.2 实验用水

1.3 采样与分析

2. 结果与讨论

2.1 MBBR的运行性能

2.2 MBBR内活性污泥及生物膜的研究

2.3 MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

2.4 MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

3. 结论

计量

出版历程

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

English Abstract

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

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

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1.1. 实验装置及运行条件

1.2. 实验用水

1.3. 采样与分析

2.1. MBBR的运行性能

2.2. MBBR内活性污泥及生物膜的研究

2.3. MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

2.4. MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

目录

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1.1. 实验装置及运行条件

1.2. 实验用水

1.3. 采样与分析

2.1. MBBR的运行性能

2.2. MBBR内活性污泥及生物膜的研究

2.3. MBBR内活性污泥和生物膜的FISH分析

2.4. MBBR内活性污泥和生物膜的高通量测序分析

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