陈 晴， 王毅力， 赵 丽， 张盼月

北京林业大学环境科学与工程学院， 北京市污染水体源控制技术重点实验室， 北京 100083

ABR-MABR耦合工艺处理畜禽养殖废水的同步启动

陈 晴， 王毅力*， 赵 丽， 张盼月

北京林业大学环境科学与工程学院， 北京市污染水体源控制技术重点实验室， 北京 100083

为评价采用ABR-MABR(厌氧折流板反应器-膜曝气生物膜反应器)耦合工艺处理畜禽养殖废水的可行性，采用模拟畜禽养殖废水，通过在ABR的厌氧格室接种厌氧颗粒污泥和MABR的好氧格室接种活性污泥，逐步升高进水负荷进行反应器的同步启动，并通过PCR-DGGE技术研究了反应器中微生物群落结构.结果表明：48 d后反应器OLR(有机负荷，以CODCr计)达到5.0 kg(m3·d)，此时，耦合反应器对CODCr、NH4+-N的去除率分别可达89%、60%，反应器成功启动；成功启动之后反应器中厌氧颗粒污泥的浓度在14.0～35.0 gL之间，直径由1.18～1.58 mm增至1.62～2.37 mm.ABR-MABR中的污泥主要由杆状菌和少量丝状菌、球状菌以及胞外聚合物组成；反应器中微生物群落结构丰富，厌氧格室中存在优势的具有产氢、产甲烷功能菌群或反硝化功能的菌群，曝气格室中存在硝化细菌〔unculturedNitrospirasp.、unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)〕与反硝化细菌(Thauerasp.)，同时也发现了与厌氧消化产甲烷相关的菌群.研究显示，采用接种厌氧颗粒污泥与逐步升高进水负荷的方式可以快速实现ABR-MABR的同步启动.

厌氧折流板反应器； MABR； 耦合工艺； 畜禽养殖废水； 同步启动； 污泥

畜禽养殖业是关系到我国国计民生的重要产业，但其所带来的环境污染问题也日益突出.研究[1- 4]表明，畜禽养殖污染已成为继工业污染、生活污染之后的第三大污染源.根据全国污染普查动态数据，畜禽养殖业污染已经成为我国农业面源污染之首，2010年我国畜禽养殖业所排放的CODCr、TN和TP分别占农业面源污染的95.78%、37.89%和56.30%[5]；其中畜禽养殖废水排放的CODCr、NH4+-N相当于当年工业源排放量的3.23和2.3倍，占全国污染物排放总量的45%和25%[2].畜禽养殖废水具有ρ(CODCr)、ρ(SS)、ρ(NH4+-N)高、水质水量变化大、处理难度大的特点[1- 5]，从而成为我国环境保护工作的重点工作之一.如何在畜禽养殖废水处理过程中同时进行有机物和氨氮的去除，已经成为该领域的研究热点.

通过ABR-MABR(厌氧折流板反应器-膜曝气生物膜反应器)耦合工艺可以实现同一个反应器中的去碳脱氮[6]，因此在畜禽养殖废水的处理方面具有一定的潜力.ABR-MABR耦合工艺结合了ABR的高效去除高浓度有机污染[7- 14]和MABR的同步硝化与反硝化的优点[15- 19].有学者[6，20]采用ABR-MABR耦合工艺处理ρ(CODCr)和ρ(NH4+-N)分别为1 600和80 mgL的原水，其CODCr、TN去除率分别为59.5%、83.5%.尽管如此，有关ABR-MABR耦合工艺的研究依然不足，其针对畜禽养殖废水的处理效果与适应性的评价依然较少.该研究针对上述情况，拟探讨ABR-MABR耦合工艺的同步启动过程及其对主要污染物的去除效果，初步评价采用ABR-MABR耦合工艺处理畜禽养殖废水的可行性，以期为畜禽养殖废水的处理提供技术支持.

1 材料和方法

1.1 试验装置

ABR-MABR耦合工艺的ABR部分包括一个五格室和一个四格室的装置，五格室ABR的长×宽×高为400 mm×150 mm×450 mm，超高3 mm，有效容积27 L；四格室ABR是在五格室ABR的基础上将其第1格室、第2格室合并为一个格室所得.MABR选用13.5 mm×40 mm的PVDF(聚偏氟乙烯)中空纤维膜为曝气膜，面积为0.017m2，该膜组件分别置于五格室ABR的第3格室和第4格室及四格室ABR的第2格室和第3格室.图1为五格室ABR-MABR耦合工艺装置示意，四格室的ABR-MABR耦合工艺装置示意图略.

注： 1—ABR；2—PVDF中空纤维膜；3—流量计；4—曝气泵.图1 ABR-MABR耦合工艺装置示意Fig.1 Schematic diagram of ABR-MABR coupling process

1.2 试验用水

试验用水为模拟畜禽养殖废水，分别以葡萄糖和NH4Cl为碳源和氮源，通过投加NaHCO3调节进水碱度；同时，进水中还投加适量微量元素保证污泥的正常生长[21- 22].

1.3 ABR-MABR耦合工艺的同步启动

ABR-MABR耦合工艺的同步启动方式为在厌氧格室接种成熟厌氧颗粒污泥、在MABR格室接种活性污泥，然后逐步升高进水的OLR(有机负荷)和NH4+-N负荷.其中污泥接种量为格室体积的12，成熟厌氧颗粒污泥的ρ(MLSS)(MLSS为悬浮固体)为142.33 gL，直径为1.18～1.58 mm；活性污泥的ρ(MLSS)为5.93 gL，直径为45.00～83.00 μm.

ABR-MABR耦合工艺启动在室温(约20 ℃)下进行，进水ρ(CODCr)为2 000 mgL，ρ(NH4+-N)为100 mgL.15 d后，控制反应器的温度为(32±2)℃，继续运行，当CODCr去除率大于80%且保持稳定时，增加约30%的进水有机负荷和NH4+-N负荷，然后进入下一阶段的启动.逐步增加进水负荷，直到进水ρ(CODCr)升至5 000 mgL、ρ(NH4+-N)升至200 mgL〔对应的OLR为5.0 kg(m3·d)、NH4+-N负荷为0.2 kg(L·d)〕，出水CODCr去除率大于80%且保持稳定时，则认为启动成功.其中，在启动的第25天，耦合工艺出水ρ(CODCr)产生波动，通过增加进水碱度进行稳定.

1.4 测试方法

ρ(CODCr)采用CTL- 12COD快速测定仪(承德市华通环保仪器有限公司)测定；ρ(NH4+-N)采用纳氏试剂分光光度法测定；ρ(NO2--N)采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定；ρ(NO3--N)采用紫外分光光度法测定；ρ(DO)采用DO- 958- S溶解氧电极(上海精密科学仪器有限公司)测定.

污泥的ρ(MLSS)和ρ(VSS)(VSS为挥发性悬浮固体)参照标准方法[23]测定.污泥形貌、尺寸与分形维数采用图像统计法[24]确定.

污泥生物相采用扫描电镜(Quanta200，FEI，美国)观察[24]；污泥微生物群落结构及多样性的确定按文献[22]中程序和方法进行.

2 结果与讨论

2.1 耦合工艺启动过程中废水有机物和氨氮的变化 特征

由图2(a)(b)可见，该耦合工艺的启动过程共历时48 d，两种ABR-MABR耦合工艺对CODCr的去除率基本可稳定在80%以上，这比已有研究[6，20]采用成熟的厌氧颗粒污泥接种ABR(温度控制在28 ℃)进行同步启动的时间短了26 d.启动完成后，五格室和四格室ABR-MABR耦合工艺进水的ρ(CODCr)为5 000 mgL〔OLR为5.0 kg(m3·d)〕，CODCr去除率分别为89.57%和89.14%.由图2(c)(d)可见，在启动前3 d，2个工艺装置对NH4+-N的去除率较低，这主要是由于MABR格室的ρ(DO)(为0.3 mgL)不足所致.从第5天起调节五格室ABR-MABR耦合工艺中MABR格室的曝气量，控制ρ(DO)为1.00～4.00 mgL，NH4+-N去除率(4～31 d)逐渐升至60%以上.在第34天后调节四格室ABR-MABR耦合工艺中MABR格室的曝气量与五格室ABR-MABR耦合工艺接近，出水中ρ(NH4+-N)迅速下降并趋于稳定.当进水中ρ(NH4+-N)升至200.00 mgL〔NH4+-N负荷为0.2 kg(L·d)〕时，两种ABR-MABR耦合工艺在该阶段对NH4+-N的去除率保持在60%以上.综上，采用成熟的厌氧颗粒污泥可以完成同步启动ABR-MABR耦合工艺的目的，这与胡绍伟等[20]的研究结果一致.

图2 ABR-MABR耦合工艺装置启动过程对CODCr、NH4+-N的去除效果Fig.2 Variation of CODCr， NH4+-N and their removal efficiencies during ABR-MABR start-up

由表1可见，MABR格室中的ρ(DO)保持在2.40～2.90 mgL之间，ρ(NO2--N)较高；总体而言，ABR-MABR耦合工艺对TN(以3种形态N的浓度计)的去除率在50%左右.此外，出水中的ρ(NH4+-N)

较第2个曝气格室略有升高，这是因为异化NO3--N还原反应的混合菌群在厌氧条件下具有很大优势[25- 26]，能够在最后的厌氧格室将NO2--N通过异化作用还原为NH4+-N.

表1 曝气格室及出水水质

综上，ABR-MABR耦合工艺对有机物可以达到较好的去除效果，但对NH4+-N和TN的去除效果尚不够理想.由表1可见，在MABR格室中，废水中ρ(CODCr)∶ρ(TN)在5∶1左右，但相对于出水中的ρ(CODCr)，MABR格室中反硝化过程消耗的CODCr较少，说明这些格室中膜表面的反硝化过程存在碳源不足的问题[27]，尤其在四格室ABR-MABR耦合工艺的第3格室及五格室ABR-MABR耦合工艺的第4格室中更严重.这也是ABR-MABR耦合工艺在脱氮能力方面的不足，如何保证MABR格室中反硝化过程需要的碳源是该工艺成功的关键.此外，从去除有机物的效果看，五格室ABR-MABR耦合工艺稍好于四格室ABR-MABR耦合工艺，但后者NH4+-N的去除效果稍好.如1.1节所述，两种耦合工艺的总容积一定，四格室ABR-MABR耦合工艺的第1格室容积较大，可缓冲较高OLR和NH4+-N负荷的冲击[11]，但厌氧格室数量增加有利于有机物的去除，至于NH4+-N的去除效果的差异与MABR格室的营养组分的比例和环境条件有关.

2.2 ABR-MABR耦合工艺中成熟厌氧颗粒污泥的特征

由图3可见，厌氧颗粒污泥呈不规则的颗粒形态，这与文献[6，10- 11]的研究结果一致；由于营养物质分布不均，接受到营养物质较多的第1格室颗粒污泥粒径增长最快，而在接受营养物质较少的最后一个格室中，颗粒污泥粒径的增长速率已降低.

图3 ABR-MABR耦合工艺装置中成熟厌氧颗粒污泥的形貌特征Fig.3 Morphology of mature anaerobic granular sludge in ABR-MABR compartments

由表2可见，四格室ABR-MABR耦合工艺的第1格室中ρ(MLSS)为32.3 gL，ρ(MLVSS)ρ(MLSS)为67.5%，表明该厌氧颗粒污泥的有机组分含量较高；而第4格室中的ρ(MLSS)及ρ(MLVSS)ρ(MLSS)明显降低.五格室ABR-MABR耦合工艺的前2个格室的ρ(MLSS)较高，也达到30 gL左右，且ρ(MLVSS)ρ(MLSS)都在50%左右，而第5格室进水中有机物及营养物质减少，污泥的ρ(MLVSS)ρ(MLSS)明显降低.与姜潇[9]的研究结果相比，该研究厌氧格室中颗粒污泥的ρ(MLSS)较高，并且其中四格室耦合工艺装置第1格室中颗粒污泥的ρ(MLVSS)ρ(MLSS)较高.

ABR-MABR耦合工艺中采用的接种厌氧颗粒污泥直径在1.18～1.58 mm之间，随着ABR-MABR耦合工艺的成功启动，厌氧颗粒污泥的粒径呈不同程度的增长.其中，四格室ABR-MABR耦合工艺的成熟厌氧颗粒污泥d50(中位直径)均达到2.0 mm以上；五格室ABR-MABR耦合工艺第1格室颗粒污泥的粒径增长最快，成熟厌氧污泥的d50达到2.37 mm，第2格室次之，第5格室接触的营养物质较少，颗粒污泥的粒径增长非常缓慢，成熟污泥的d50仅为1.62 mm.总体而言，ABR-MABR耦合工艺各格室成熟颗粒污泥的尺寸与文献[9- 11]的结果接近.污泥的D2(二维分形维数)可表示其致密程度，ABR-MABR耦合工艺启动成功后，厌氧颗粒污泥的D2范围为1.75～1.89，与接种污泥的D2(1.88)及姜潇[9]的研究结果较为接近，说明ABR-MABR耦合工艺中厌氧颗粒污泥致密程度变化不大.

表2 ABR-MABR中成熟厌氧颗粒污泥的中位直径和分形维数变化

2.3 污泥的生物相与分子生物学特征2.3.1 厌氧颗粒污泥的生物相特征

由图4可见，五格室耦合工艺装置中前2个厌氧格室颗粒污泥结构较为致密，主要由杆状菌以及胞外聚合物组成构成，并有少量球状菌散布在厌氧颗粒污泥表面，其中第2格室厌氧颗粒污泥表面的丝状菌分布较多；第5格室中厌氧颗粒污泥结构比较疏松，含有大量丝状菌、杆状菌和胞外聚合物.厌氧格室的生物相特征与文献[9，11，25]的研究结果接近，优势菌沿格室由杆菌向丝状菌转变.第3格室和第4格室污泥表面除包含杆状菌和球状菌外，还有大量的丝状菌存在，第4格室的污泥更为疏松.

图4 五格室合工艺装置中不同厌氧格室中颗粒污泥的SEM形貌Fig.4 SEM morphology of sludge granules in ABR-MABR with 5 compartments

2.3.2 污泥的分子生物学特征

由图5可见，ABR-MABR耦合工艺中的微生物种类非常丰富(超过70种)，根据电泳条带数目及每个条带的强度(灰度)计算样本间相似度，绘制样本聚类树见图6.

由图6可见，ABR-MABR耦合工艺装置中污泥样品中细菌的16S rDNA-PCR产物水平DGGE图谱总体可以分为3类.四格室ABR-MABR耦合工艺中第2格室和第3格室是膜曝气格室，这2个格室的微生物群落结构基本相同，其中第2格室中微生物含量更高.五格室ABR-MABR耦合工艺中第2格室与四格室耦合工艺装置中第1格室的距离最短，这2个格室均为厌氧格室，可以聚在一起，说明这2个格室中微生物群落结构比较接近；五格室ABR-MABR耦合工艺中第4格室与四格室ABR-MABR耦合工艺中第4格室的距离最短，尽管这2个格室分别为好氧、厌氧格室，但图6显示二者可以聚在一起，说明这2个格室微生物群落结构的相似性较高，这可能是由于2个格室相近的处理效果和营养组分所致；尽管五格室ABR-MABR耦合工艺中第3格室和第4格室是膜曝

注： 1—四格室ABR-MABR耦合工艺第1格室；2—四格室ABR-MABR耦合工艺第2格室；3—四格室ABR-MABR耦合工艺第3格室；4—四格室ABR-MABR耦合工艺第4格室；5—五格室ABR-MABR耦合工艺第1格室；6—五格室ABR-MABR耦合工艺第2格室；7—五格室ABR-MABR耦合工艺第3格室；8—五格室ABR-MABR耦合工艺第4格室；9—五格室ABR-MABR耦合工艺第5格室.图5 ABR-MABR中污泥样品中细菌的16S rDNA-PCR产物水平DGGE图谱Fig.5 DGGE analysis of PCR-amplified 16S rRNA gene fragments of bacteria in sludge of ABR-MABR

图6 ABR-MABR中污泥样品中细菌的16S rDNA-PCR产物水平DGGE图谱的聚类分析Fig.6 Cluster analysis of PCR-amplified 16S rRNA gene fragments of bacteria in sludge of ABR-MABR based on the similarity coefficient

气格室，但这2个格室的污泥样品中细菌的16S rDNA-PCR产物水平DGGE图谱未聚在一起，第3格室出现的序列5、7和13在第4格室中没有出现.此外，五格室ABR-MABR耦合工艺中第1格室、第2格室、第5格室是厌氧环境，其中的微生物群落结构不尽相同，第1格室中微生物种类更丰富，含量更多.综上，废水中营养组分的含量和体系的ρ(DO)对ABR-MABR耦合工艺各格室中微生物群落的分布有着重要的影响，并且营养组分的含量的影响更大.

鉴于图5中的条带数量过多，根据条带出现的频率和颜色的深浅选取有代表性的条带进行测序分析，确定了ABR-MABR耦合工艺装置各格室污泥样品的DGGE条带16S rRNA基因序列.

四格室ABR-MABR耦合工艺第1格室的污泥中主要包含厌氧菌，如Propioniciclavatarda、unculturedClostridiumsp.[6，28]与产甲烷或产氢功能相关，Aminomonaspaucivorans具有利用氨基酸的功能.第2格室、第3格室中发现了硝化细菌[6，29- 32]〔unculturedNitrospirasp.、unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)〕与反硝化细菌(Thauerasp.)，同时也发现了与厌氧消化产甲烷相关的菌群(如unculturedSyntrophorhabdussp.等)；而且在第3格室中未经培养的细菌(uncultured bacterium)的丰度最高，它们的具体属种及其理化性质不能确定.第4格室中同时存在与产氢、产甲烷功能相关的细菌(unculturedClostridiumsp.、Mesotogainfera、unculturedAnaerolineaceaebacterium)和硝化与反硝化细菌[6，29- 32](unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)、unculturedNitrospirasp.、Thauerasp.、Hydrogenophagataeniospiralis).

五格室ABR-MABR耦合工艺第1、2格室的污泥中主要包含厌氧菌，其中unculturedBacteroidetesbacterium、unculturedSmithellasp.、unculturedProteobacterium、unculturedClostridiumsp.、Mesotogainfera、Syntrophorhabdussp.与产甲烷或产氢功能相关，unculturedDechloromonassp.具有反硝化聚磷功能，Thauerasp.具有降解芳香族化合物和反硝化功能.此外，在这2个格室中也发现了可利用氨基酸的Aminomonaspaucivorans.第3格室、第4格室中未发现硝化细菌的基因序列，但存在反硝化细菌的基因序列，如Hydrogenophagataeniospiralis、Thauerasp.、Hydrogenophagataeniospiralis、unculturedDechloromonassp.；同时也发现了产氢、产甲烷功能相关的细菌(unculturedClostridiumsp.[6，28]、Mesotogainfera、Propioniciclavatarda、unculturedProteobacterium、unculturedAnaerolineaceaebacterium)；在第4格室发现了一种古菌(uncultured crenarchaeote clone).与四格室ABR-MABR耦合工艺的第2格室、第3格室相比，五格室ABR-MABR耦合工艺第3格室、第4格室中未发现硝化细菌的基因序列表明硝化反应不显著，从而可能导致该装置脱氮效果稍低，这与表1的结果一致.在第5格室中发现的具有产氢、产甲烷功能的细菌包括unculturedClostridiumsp.、Propioniciclavatarda、unculturedBacteroidetesbacterium、uncultured proteobacterium等；硝化细菌[6，29- 32]〔(unculturedNitrospirasp.、unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)〕与反硝化细菌(Thauerasp.)出现在该格室的污泥中；古菌uncultured crenarchaeote clone也有出现.

两种ABR-MABR耦合工艺中微生物多样性共同的菌种包括产甲烷或产氢功能菌unculturedClostridiumsp.，可利用氨基酸的功能菌Aminomonaspaucivorans，硝化细菌unculturedNitrospirasp.、unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)以及反硝化细菌Thauerasp..

通过分析可以发现，两种ABR-MABR耦合工艺前端的厌氧格室中包含与产甲烷或产氢功能相关的厌氧细菌，而膜曝气格室既包含与脱氮相关的细菌，也存在与厌氧消化产甲烷相关的菌群，这说明膜曝气格室存在好氧、兼氧或厌氧的环境，适合这些微生物的生长.

3 结论

a) 针对模拟畜禽养殖废水的处理，通过接种厌氧颗粒污泥和逐步提升负荷的方式可以在48d内完成ABR-MABR耦合工艺的同步启动.启动成功后ABR-MABR耦合工艺OLR可达5.0 kg(m3·d)，CODCr平均去除率可达89%；进水NH4+-N负荷为0.2 kg(L·d)，NH4+-N去除率可达60%以上.强化ABR-MABR耦合工艺的脱氮效果需要进一步研究.

b) 成功启动之后耦合工艺装置中ρ(MLSS)在14.0～35.0 gL之间，厌氧颗粒污泥的d50由1.18～1.58 mm增至1.62～2.37 mm，接触营养物质越多的格室污泥活性越好、颗粒污泥增长越快.厌氧格室污泥结构致密，曝气格室以及出水格室中污泥结构相对疏松.

c) ABR-MABR耦合工艺装置中污泥主要由杆状菌和少量丝状菌、球状菌以及胞外聚合物组成，其微生物群落结构丰富.厌氧格室中优势菌种为与产甲烷或产氢功能相关的厌氧细菌.在膜曝气格室中存在好氧、兼氧或厌氧环境，适合不同的微生物生长，其中包括硝化细菌〔unculturedNitrospirasp.、unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)〕、反硝化细菌(Thauerasp.)以及与厌氧消化产甲烷相关的菌群(unculturedClostridiumsp.、Mesotogainfera、Propioniciclavatarda、unculturedProteobacterium、unculturedAnaerolineaceaebacterium).

[1] 贾晗，吴若菁，黄婧，等.生物法处理畜禽养殖污水的研究现状与展望[J].水处理技术，2008，34(7)：7- 11. JIA Han，WU Ruojing，HUANG Jing，etal.Review and forecast on biology treatment technology of intensive livestock wastewater[J].Technology of Water Treatment，2008，34(7)：7- 11.

[2] 孟祥海.中国畜牧业环境污染防治问题研究[D].武汉：华中农业大学，2014：2.

[3] 苗莹，沈志强，周岳溪，等.功能分区型人工湿地处理养殖废水厌氧硝化液的性质[J].环境科学研究，2016，29(7)：1075- 1082. MIAO Ying，SHEN Zhiqiang，ZHOU Yuexi，etal.Performance of a functional zoning constructed wetland for the treatment of digested swine wastewater[J].Research of Environmental Sciences，2016，29(7)：1075- 1082.

[4] 万莉，邹义龙，弓晓峰，等.电增强零价铁强化厌氧氨氧化处理高氮养猪废水[J].环境科学研究，2015，28(8)：1302- 1310. WAN Li，ZOU Yilong，GONG Xiaofeng，etal.Electrical field and zero-valent iron-enhanced anaerobic ammonium oxidation for the treatment of high-nitrogen swine wastewater[J].Research of Environmental Sciences，2015，28(8)：1302- 1310.

[5] 王亮，陈重军，陈英旭，等.规模化猪场养殖废水UASB-SFSBR-MAP处理工艺中试研究[J].环境科学，2013，34(3)：979- 985. WANG Liang，CHEN Chongjun，CHEN Yingxu，etal.Effect of pilot UASB-SFSBR-MAP process for the large scale swine wastewater treatment[J].Environmental Science，2013，34(3)：979- 985.

[6] 胡绍伟.厌氧折流板反应器与膜曝气生物膜反应器的耦合作用研究[D].大连：大连理工大学，2008：1- 29.

[7] BARBER W P，STUCKEY D C.The use of the anaerobic baffled reactor (ABR) for wastewater treatment：a review[J].Water Research，1999，33(7)：1559- 1578.

[8] 姜诗慧，彭剑锋，宋永会，等.电辅助对厌氧折流板反应器处理高浓度有机废水的影响[J].环境科学研究，2015，28(10)：1610- 1616. JIANG Shihui，PENG Jianfeng，SONG Yonghui，etal.Effects of electric-assiston treatment of high-strength organic wastewater in anaerobic baffled reactor[J].Research of Environmental Sciences，2015，28(10)：1610- 1616.

[9] 姜潇.折流板厌氧反应器(ABR)启动过程中颗粒污泥的分形特征研究[D].北京：北京林业大学，2008：1- 30.

[10] 沈耀良，王宝贞.废水生物处理新技术：理论与应用[M].北京：中国环境科学出版社，1999：47- 75.

[11] 王建龙.生物固定化技术与水污染控制[M].北京：科学出版社，2002：158- 190.

[12] JI G D，SUN T H，NI J R，etal.Anaerobic baffled reactor(ABR)for treating heavy oil produced water with high concentrations of salt and poor nutrient[J].Bioresource Technology，2009，100(3)：1108- 1114.

[13] UYANIK S，SALLIS P J，ANDERSON G K.The effect of polymer addition on granulation in an anaerobic baffled reactor(ABR).Part Ⅰ：process performance[J].Water Research，2002，36(4)：933- 943.

[14] ZHANG D，LI J，GUO P，etal.Dynamic transition of microbial communities in response to acidification in fixed-bed anaerobic baffled reactors(FABR)of two different flow directions[J].Bioresource Technology，2011，102(7)：4703- 4711.

[15] CASEY E，GLENNOM B，HAMERG.Review of membrane aerated biofilm reactors[J].Resources，Conservation and Recycling，1999，27：203- 215.

[16] LAPARAT M，COLE A C，SHANAHAN J W，etal.The effects of organic carbon，ammoniacal-nitrogen，and oxygen partial pressure on the stratification of membrane-aerated biofilms[J].Journal of Industrial Microbiology and Biotechnology，2006，33(4)：315- 323.

[17] SATOH H，ONO H，RULIN B，etal.Macroscale and microscale analyses of nitrification and denitrification in biofilms attached on membrane aerated biofilm reactors[J].Water Research，2004，38(6)：1633- 1641.

[18] CASEY E，GLENNON B，HAMER G.Biofilm development in a membrane-aerated biofilm reactor：effect of flow velocity on performance[J].Biotechnology and Bioengineering，2000，67(4)：476- 86.

[19] COLE A C，SEMMENS M J，LAPARA T M.Stratification of activity and bacterial community structure in biofilms grown on membranes transferring oxygen[J].Applied and Environmental Microbiology，2004，70(4)：1982- 1989.

[20] 胡绍伟，徐小连，杨春雨，等.厌氧折流板反应器与膜曝气生物膜反应器耦合作用的试验研究[J].环境科学，2010，31(3)：697- 702. HU Shaowei，XU Xiaolian，YANG Chunyu，etal.Coupling anaerobic baffled reactor and membrane-aerated biofilm reactor[J].Environmental Science，2010，31(3)：697- 702.

[21] KUSCUÖ S，SPONZAD T.Performance of anaerobic baffled reactor(ABR)treating synthetic wastewater containingp-nitrophenol[J].Enzyme & Microbial Technology，2005，36(7)：888- 895.

[22] 陈晴.ABR-MABR耦合工艺处理畜禽养殖废水研究[D].北京：北京林业大学，2015：10- 17.

[23] APHA.Standard methods for the examination of water and wastewater[M].21st ed.Washington DC：APHA，2005：214- 227.

[24] 冯晶.ABR-人工湿地分散处理乡村生活污水的控制因子的强化研究[D].北京：北京林业大学，2014：33- 47.

[25] 邢德峰，任南琪，李建政.荧光原位杂交在环境微生物学中的应用及进展[J].环境科学研究，2003，16(3)：55- 58. XING Defeng，REN Nanqi，LI Jianzheng.Application and progress of fluorescence in situ hybridization(FISH) in environmental microbiology[J].Research of Environmental Sciences，2003，16(3)：55- 58.

[26] 钱锋，曾萍，宋晨，等.养猪废水的吸附-过滤法初级处理试验研究[J].安全与环境学报，2008，8(6)：60- 64. QIAN Feng，ZENG Ping，SONG Chen，etal.Study on the way of pre-treating swine wastewater with the adsorption-filtration method[J].Journal of Safety and Environment，2008，8(6)：60- 64.

[27] 郑平，徐向阳，胡宝兰.新型生物脱氮理论与技术[M].北京：科学出版社，2004：55- 75.

[28] 任南琪，王爱杰.厌氧生物技术原理与应用[M].北京：化学工业出版社，2004：25- 28.

[29] HEADI M，HIOMS D，EMBLEY T M，etal.The phylogeny of autotrophic ammonia oxidizing bacteria as determined by analysis of 16S ribosomal RNA gene sequences[J].Journal of Genetic Microbiology，1993，139(6)：1147- 1153.

[30] CHEN G H，WONG M T，OKABES，etal.Dynamic response of nitrifying activated sludge batch culture to increased chloride concentration[J].Water Research，2003，37(13)：3125- 3135.

[31] BOTHE H，JOST G，SCHLOTER M，etal.Molecular analysis of ammonia oxidation and denitrification in natural environments[J].FEMS Microbiology Reviews，2000，24(5)：673- 690.

[32] LOGEMANN S，SCHANTL J，BIJVANK S，etal.Molecular microbial diversity in a nitrifying reactor system without sludge retention[J].FEMS Microbiology Ecology，1998，27(3)：239- 249.

Synchronous Start-Up of Anaerobic Baffled Reactor-Membrane Biofilm Bioreactor (ABR-MABR)Coupling Process Treating Synthetic Livestock and Poultry Wastewater

CHEN Qing， WANG Yili*， ZHAO Li， ZHANG Panyue

College of Environmental Science and Engineering， Beijing Key Laboratory for Source Control Technology of Water Pollution，Beijing Forestry University， Beijing 100083， China

To evaluate the feasibility of treating synthetic livestock wastewater by the coupling biological process of anaerobic baffled reactor (ABR) and membrane biofilm bioreactor (MABR)，mature anaerobic granular and activated sludges were employed as the seed sludge for ABR and MABR compartments， respectively. The microbial community structure in ABR-MABR compartments was analyzed by PCR-DGGE. The results showed that the duration of start-up time lasted 48 days until the OLR reached 5.0 kg(m3·d)(measured as CODCr) as the organic loading rate (OLR) increased gradually. After start-up， the average removal rates of CODCrand NH4+-N for ABR-MABR treating synthetic livestock and poultry wastewater reached 89% and 60%， respectively. The MLSS values of anaerobic granular sludge in ABR compartments ranged from 14.0 to 35.0 gL， and their median diameters increased from 1.18-1.58 mm of seed sludge to 1.62-2.37 mm. Moreover， sludge in ABR-MABR compartments consisted of bacillus， filamentous fungus， sphaerophorus and extracellular polymeric substance (EPS). Moreover， hydrogenogens and methanogensor denitrifying bacteria were predominant in anaerobic compartments of ABR-MABR. Nitrobacteria，such as unculturedNitrospirasp.， unculturedNitrospirasp.(Nitrospirae)and denitrifying bacteria likeThauerasp. were also observed in MABR compartments， and anaerobic bacteria such as hydrogenogens and methanogens also appeared. The study indicated that the quick and synchronous start-up of ABR-MABR could be achieved by inoculating mature anaerobic granular sludge and gradually increasing OLR.

anaerobic baffled reactor； membrane aeration biological membrane； coupling process；livestock and poultry wastewater； synchronous start-up； sludge

2016- 05- 12

2016- 09- 29

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2013ZX07202- 010，2012ZX07105- 002- 03)

陈晴(1989-)，女，江苏徐州人，chxyj@qq.com.

*责任作者，王毅力(1972-)，男，陕西乾县人，教授，博士，博导，主要从事环境水质学、环境污染防治技术研究，wangyilimail@126.com

X5

1001- 6929(2017)02- 0298- 08

A

10.13198j.issn.1001- 6929.2017.01.23

陈晴，王毅力，赵丽，等.ABR-MABR耦合工艺处理畜禽养殖废水的同步启动[J].环境科学研究，2017，30(2)：298- 305.

CHEN Qing，WANG Yili，ZHAO Li，etal.Synchronous start-up of anaerobic baffled reactor-membrane biofilm bioreactor (ABR-MABR)coupling process treating synthetic livestock and poultry wastewater[J].Research of Environmental Sciences，2017，30(2)：298- 305.