詹承博， 張良長， 薛玉榮， 艾為黨， 董文藝

（1.哈爾濱工業(yè)大學（深圳）土木與環(huán)境工程學院， 深圳 518055； 2.深圳市綠航星際太空科技研究院， 深圳 518118；3.中國航天員科研訓練中心， 北京 100094； 4.湘潭大學環(huán)境與資源學院， 湘潭 411105）

1 引言

載人航天飛行任務過程中通過環(huán)境控制與生命保障系統(tǒng)完成大氣、水和食物的再生供應。 未來星際飛行以及星球基地系統(tǒng)中廢水的來源大致包括3 項：冷凝水、乘員尿液、衛(wèi)生廢水。 其中尿液廢水的污染程度最高，含高濃度氮素（新鮮尿液的總氮濃度可高達8000 mg／L）與有機污染物。物化技術處理廢水將產生較高的能量與物料消耗，因此探尋低消耗的微生物處理技術具有重要意義。

膜曝氣生物膜反應器（Membrane Aerated Bio?film Reactor， MABR）是一項近年迅速發(fā)展的水處理技術，具有能耗較低、脫氮效率高、污泥產量低的優(yōu)勢［1］。 MABR 利用氣體通透性膜同時作為微生物附著生長的載體與供氣單元的污水生物處理技術，利用無泡或微氣泡方式直接向生長在曝氣膜表面的微生物進行供氣，縮短了微生物獲取氧氣的途徑，從而提高了氧氣傳輸效率，并且只需較低壓力即可進行氣體傳輸進而降低能耗［2］。 除了氧氣傳輸效率的提升，MABR 中氧氣與污染物在空間上的濃度分布可以促使供氣膜表面形成具有獨特結構的生物膜，由于氧氣從膜絲由內向外透過MABR 膜，在接近供氣膜表面的區(qū)域氧氣濃度較高，而接近反應液的區(qū)域氧氣濃度較低［3］，因此自養(yǎng)的硝化細菌可在生物膜底部富集，而反硝化細菌可在表層富集［4］，從而提高同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification and Denitrification，SND）的效率。 這一技術特點對于處理高氨氮、低碳源的尿液廢水是極為適宜的。 此外，MABR 利用曝氣膜使微生物固著生長的構型特點對于微重力環(huán)境更為適應，因而具有在航天場景發(fā)揮作用的潛力。

NASA 開發(fā)了一系列基于MABR 工藝的試驗系統(tǒng)，并針對航天生活廢水進行了長期處理測試［5?9］。 在一系列實驗室級別試驗后，2010 年起得克薩斯理工大學（Texas Tech University， TTU）的Jackson 研究組開始搭建處理航天廢水的MABR 反應器，以驗證其能力。 TTU 開發(fā)的MABR 系統(tǒng)依次經歷了COMANDR 1.0、COMAN?DR 2.0、rCOMANDR 等階段，并進行了國際空間站（International Space Station， ISS）廢水、飛行階段廢水、早期星球基地廢水等多種類型廢水的處理測試［10?12］。 在不同的工藝條件下，COMANDR可將總有機碳（Total Organic Carbon， TOC）濃度從480～600 mg／L 降至＜20 mg／L，并實現(xiàn)45%～70%的硝化轉化率以及10%～20%的總氮去除率。 2016 年，TTU 報道了最新的rCOMANDR 反應器，系統(tǒng)整體外形改為橫置長方體以適應飛行運輸?shù)膸缀螚l件［12］。 這些結果證實了MABR 技術在處理航天廢水方面具有較大的潛力。

中國面向未來星球基地生命保障進行過若干地基集成試驗，如月宮一號、綠航星際4 人180 d等項目，驗證了模擬星球基地系統(tǒng)較長時間內實現(xiàn)乘員生活自給自足的可靠性。 月宮一號實驗中尿液廢水采用物化技術處理，氮素的循環(huán)閉合度較差［13］；4 人180 d 尿液廢水采用厭氧－好氧2 級反應進行生物硝化，處理后在植物培養(yǎng)系統(tǒng)中再利用［14－15］。 通過這些試驗積累了受控生態(tài)生命保障系統(tǒng)（Controlled Ecological Life Support Sys?tem， CELSS）中尿液廢水的特征。 未來載人地外星球探索任務，將經歷長時間飛行后到達地外星球表面，因此將至少產生對飛行階段生活廢水以及星球基地生活廢水2 種處理需求。 若MABR具備2 種廢水類型的處理能力，將為任務實施提供有力有效的保障。

本文研究搭建了MABR 裝置，在376 d 的試驗周期內進行了反應器啟動、馴化，并考察其對星球基地生活廢水（10%尿液＋衛(wèi)生廢水）、高濃度尿液廢水（40%尿液＋衛(wèi)生廢水）、飛行階段廢水的處理效果，初步驗證MABR 的可行性，從而為未來CELSS 發(fā)展提供技術借鑒。

2 材料與方法

2.1 MABR 裝置建立及運行過程

實驗中利用聚偏二氟乙烯（PVDF）中空纖維膜自制了MABR 組件，組件共包含1440 根膜絲，膜絲直徑為1.9 mm，與液體接觸部分長度為16 cm，總膜面積約為1.38 m2。 反應池為亞克力制長方體敞口盒，內徑為30 cm × 30 cm × 37 cm，溢流口高度約為32 cm。 經估算排除MABR 組件、潛水泵等體積后，反應池有效體積約為22 L。圖1 為MABR 廢水處理裝置的流程示意，MABR組件置于反應池內，利用小型空氣泵進行貫通式供氣，并利用氣壓表（量程為0～16 kPa）轉子流量計（量程為0.3～3 L／min）進行監(jiān)測；進水通過蠕動泵輸送至反應池中。 反應池底部安裝2 個潛水泵（功率為6 W）促進池水的混合。 反應池側面設有溢流口，通過溢流將出水收集。 實驗過程中，MABR 組件的供氣壓力約4 ～6 kPa，通過膜組件的空氣流量約300～400 mL／min。

圖1 MABR 系統(tǒng)組成示意圖Fig.1 Diagram of the MABR system

實驗裝置搭建后，接種污水處理廠二沉池的回流污泥。 通過配制的微生物營養(yǎng)液進行循環(huán)培養(yǎng)1 周后，開始由尿液與衛(wèi)生用品、自來水配制的進水進行馴化。 試驗計劃如表1 所示。 P0 ～P4為馴化階段，以稀釋的星球基地生活廢水（Early Planetary Base， EPB）通入反應器，并逐步升高進水強度；P5－1 ～P5－3 通入100%強度的EPB，并測試不同水力停留時間下的處理效果；P6 進一步升高尿液的體積分數(shù)，測試反應器的抗沖擊負荷能力；P7 主要測試反應器處理飛行階段廢水的能力。

表1 實驗中不同時段的進水與水力停留時間（HRT）規(guī)劃Table 1 Feed stream and hydraulic retention time（HRT） for all experimental periods

2.2 廢水水質及檢測方法

實驗所用的微生物營養(yǎng)液與廢水均為自行配制。 營養(yǎng)液所用藥品購自上海麥克林生化科技有限公司，純度為分析純及以上。 尿液通過若干男性志愿者提供。 表2 與表3 分別概括了星球基地生活廢水與飛行階段廢水組成及特征污染物濃度，廢水配制過程中使用的溶劑為自來水。 冷凝廢水濃縮液與Sabatier 濃縮液根據(jù)NASA 制定的航天廢水模擬配方配制［16］。

表2 實驗中星球基地生活廢水的組成及特征Table 2 Composition and characteristics of early plane?tary base wastewater

表3 實驗中飛行階段廢水的組成及特征Table 3 Composition and characteristics of transit wastewater

試驗過程中，對各系統(tǒng)進出水的水質狀況進行了持續(xù)的監(jiān)測，以評價其對各項污染物指標的去除效率。 關注的指標包括了總有機碳（TOC）、總氮（TN）、氨氮（NH4＋－N）、亞硝氮（NO2－－N）、硝氮（NO3－－N）、陰離子表面活性劑（Linear Alkyl?benzene Sulfonate， LAS）以及化學需氧量（Chemi?cal Oxygen Demand， COD）。 TOC 由島津TOC?LCPH 分析儀測定，NO2－－N 與NO3－－N 由賽默飛Dionex ICS－5000＋離子色譜儀測定，色譜柱型號為AS11－HC。 其余指標依據(jù)相關國家標準進行測定：TN 采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定（HJ 636－2012），NH4＋－N 采用納氏試劑分光光度法測定（HJ 535－2009），LAS 采用亞甲基藍分光光度法測定（HJ 826－2017），COD 采用重鉻酸鹽法測定（HJ 828－2017）。

3 實驗結果

3.1 MABR 基本運行情況

MABR 系統(tǒng)自運行開始首先經歷了馴化階段，隨后進入工作階段，此期間對反應池的溫度、pH、溶氧（Dissolved Oxygen， DO）、電導率（Elec?trical Conductivity， EC）進行了監(jiān)測。

實驗過程中反應系統(tǒng)的溫度、pH 情況如圖2（a）所示。 總體上反應池pH 穩(wěn)定在6.0 ～8.0 范圍內，適宜微生物進行污染物的轉化。 376 d 的實驗周期累計向系統(tǒng)添加30 g NaHCO3（在pH 下降至6.0 左右時加入），運行過程中pH 沒有發(fā)生較大波動，整個處理過程堿度消耗很低。 水溫呈現(xiàn)隨時間上升的趨勢，其原因為反應器啟動后（2021 年2 月，深圳）環(huán)境溫度逐漸上升，系統(tǒng)內水溫也隨之上升，總體處于23 ～30 ℃范圍。 由于此溫度較適宜微生物的生化活動，因此未對裝置進行外部溫度控制，只在溫度下降至24 ℃以下時通過加熱裝置以避免微生物活性受到低溫抑制。

圖2 MABR 系統(tǒng)基本運行情況Fig.2 The profiles of MABR system during operation

實驗過程中反應系統(tǒng)的DO、EC 情況如圖2（b）所示。 隨進水強度的提高，污染物負荷增加，DO 呈現(xiàn)下降趨勢，表明有機污染物轉化消耗氧氣的增加使反應池中DO 水平隨之下降。 在大部分時間內，通過將DO 水平控制在0.5 mg／L 以下，可促使微生物將硝氮、亞硝氮作為電子受體，從而促進同步硝化反硝化（SND）與厭氧氨氧化（Anammox）的進行，進而提高脫氮效率。 但在第250 d 前后觀察到組件側面出現(xiàn)氣體泄漏點，導致體系內DO 水平上升至約1.5 mg／L，由于供氣壓力過低將造成對生物膜供氣的嚴重阻礙，因此后期將供氣壓力調整至約4 kPa 左右，DO 水平維持在1.0 mg／L 左右。 EC 總體隨進水尿液體積分數(shù)的升高而上升，這是因為尿液中含有較高濃度的無機鹽，這部分離子不會被微生物轉化，因此反應池內EC 水平隨進水尿液體積分數(shù)的增加而逐漸升高，后續(xù)實驗結果表明，EC 的變化未對系統(tǒng)的脫氮效果產生明顯影響。

3.2 MABR 對有機碳的去除

圖3 展示了MABR 進出水TOC 濃度以及對應的去除效率。 盡管有所波動，進水TOC 濃度顯示了隨進水強度提高而上升的趨勢。

圖3 MABR 系統(tǒng)運行期間進水與出水的TOC 濃度及去除效果Fig.3 The influent and effluent TOC concentration in the MABR system

P1 至P7 各階段進出水平均TOC 濃度展示于表4。 根據(jù)上述結果，可知在大部分時間內TOC 去除率可達到95%以上，表明反應系統(tǒng)可有效去除進水中的TOC 污染物。

表4 MABR 系統(tǒng)進出水TOC 濃度情況Table 4 Influent and effluent TOC concentration in MABR system

由于MABR 系統(tǒng)出水可能于植物水培系統(tǒng)中使用，而根據(jù)相關國家標準（GB 5084－2021），灌溉用水中陰離子表面活性劑（LAS）濃度應低于5 mg／L，衛(wèi)生廢水中含有大量LAS，因此在進水強度達到100%期間（P5－1 至P6）對進出水的LAS濃度進行了測定。 由于MABR 系統(tǒng)中具有好氧區(qū)，因此其對LAS 應具有較強的降解活性。 結果表明，進水LAS 的平均濃度為27.0±5.29 mg／L，而出水LAS 平均濃度為0.14±0.07 mg／L，MABR對LAS 的去除率可達到99.5%，使出水的LAS 水平滿足灌溉用水的國家標準要求。

3.3 MABR 對氮素的轉化

分析MABR 系統(tǒng)運行過程中的氮素轉化情況，對進出水中TN 濃度，以及出水中NH4＋－N、NO2－－N、NO3－－N 的濃度進行了測定。 圖4 展示了這些指標在各階段的濃度，以及相對應的脫氮效率（依據(jù)出水殘留TN 與進水TN 濃度）。

圖4 MABR 系統(tǒng)運行期間進水總氮（Inf TN）、出水氨氮（Eff NH4＋－N）、出水亞硝氮（Eff NO2－－N）、出水硝氮（Eff NO3－－N）的濃度與脫氮效率Fig.4 The concentration of influent TN， effluent NH4＋－N， NO2－－N and NO3－－N at each stage during operation and TN removal effi?ciency

從P1 至P7 階段，各階段進出水TN 的平均值以及對應的脫氮效率展示于表5。 自P4 起在進水TN 達到500 mg／L 水平的情況下，系統(tǒng)脫氮效率可穩(wěn)定于60%以上。 對于星球基地生活廢水，在P5－1 至P5－3 階段尿液體積分數(shù)為10%，隨著系統(tǒng)HRT 的改變，脫氮效率由58%升至82%，表明調控進水負荷有助于提升脫氮效率。在P6 階段尿液體積分數(shù)提升至40%，穩(wěn)定運行下MABR 的脫氮率達到了92%。 P7 階段廢水類型轉換為飛行階段廢水，尿液體積分數(shù)下降至33%，但MABR 脫氮效率也降至64.9%，其主要原因可能有：①此期間反應器DO 水平上升，抑制了脫氮與厭氧氨氧化作用；②廢水中碳源物質發(fā)生了變化。 但總體而言，MABR 全程保持了較高的脫氮效率，從而初步驗證了該工藝作為載人航天生活廢水處理單元的應用潛力。

表5 MABR 進出水總氮濃度Table 5 Influent and effluent TN concentration in MABR system

此外對出水中氮素的存在形式進行了調查，各階段出水的平均NH4＋－N、NO2－－N 與NO3－－N濃度列于表6。 由此可得各階段氨氧化效率分別為 67.8%、 52.4%、 61.4%、 71.9%、 64.0%、70.7%、92.8%、96.4%與83.2%。 NH4＋－N 為出水中氮素的主要存在形式，而P5－3 至P7 階段NH4＋－N 與NO3－－N 濃度接近。 根據(jù)上述結果可以計算各階段氮素轉化速率。 對于星球基地生活廢水，自P4 階段始氨氧化速率與脫氮速率達到較高 水 平。 氨 氧 化 速 率 最 高 值 約 為110 mg N L－1d－1，而脫氮速率最高值約為100 mg N L－1d－1。 在P6 階段，進水中尿液體積分數(shù)上升，同時進水負荷上升，而MABR 系統(tǒng)的氨氧化速率與脫氮速率達到了160～170 mg N L－1d－1，因此依然保持了很高的氨氮與脫氮速率。

表6 MABR 出水不同形態(tài)氮素濃度Table 6 Concentration of nitrogen species in the effluent of MABR system

3.4 MABR 污泥菌種分布

從MABR 系統(tǒng)中于P3、P5－1、P5－2 與P5－3中采集的污泥樣品的微生物種群相關分析結果如圖5 所示。

圖5 MABR 活性污泥中微生物相對豐度Fig.5 The relative abundance of microorganisms in MABR activated sludge

在門水平上，變形菌門（Proteobacteria）具有超過94.61%～95.36%的相對豐度，占據(jù)絕對主導地位。 而此類細菌通常與生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)、氮循環(huán)以及污水處理過程關聯(lián)［13］。 屬水平上，豐度前20 的菌屬占據(jù)了總體的50%～60%，組成上也更為多樣。 相對豐度較高的菌屬大部分具有反硝化功能，其中菌屬Acidovorax（相對豐度5.60%～6.57%）、Alicycliphilus（相 對 豐 度 3.08% ～8.34%）、Pseudomonas（相對豐度3.45%～7.59%）以及Thauera（相對豐度1.43%～5.89%）是具有nirS基 因 與 反 硝 化 能 力 的 菌 屬［17］， 而 菌 屬Hydrogenophaga［18］、Hyphomicrobium［19］、Methylo?versatilis［20］與Burkholderia［21］均被報道過具有反硝化能力。 硝化細菌的豐度低于反硝化細菌，Ni?trosomonas菌屬為最主要的AOB，其相對豐度為0.17%～1.74%，而Nitrobacter為最主要的NOB，其相對豐度約為0.04%～0.10%。 此外，一種厭氧氨氧化細菌屬Candidatus Kuenenia被檢測到，其相對豐度約為0.04%～0.36%，表明厭氧氨氧化途徑在一定程度上參與了脫氮過程。

4 討論

由于MABR 系統(tǒng)同時具有好氧環(huán)境與厭氧環(huán)境，因此其對不同污染物均展現(xiàn)了較好的去除能力。 P1 ～P7 各階段TOC 去除速率分別為22.3，38.9，66.5，84.1，111.2，92.3，74.3，111.6與87.5 mg L－1d－1。 由于尿液廢水碳氮比極低，因此在控制進水氮素負荷的情況下，進水TOC 負荷相對較低，MABR 系統(tǒng)可有效去除進水中的TOC，自P3 階段起，TOC 平均去除率保持在95%以上。

氮素轉化方面，較高的脫氮效率以及后續(xù)對污泥菌群的檢測表明反硝化細菌活性較強，厭氧氨氧化菌也發(fā)揮了作用。 尿液中的有機物多為生化代謝產物，而飛行階段廢水中有機物來源于冷凝廢水中的小分子有機物；碳源的轉變可能使污泥中反硝化細菌對其利用率下降，因此脫氮效率有所下降。

進水為尿液廢水以及衛(wèi)生廢水時（P5－1 ～P6），NH4＋－N 是出水中氮素的主要殘留形式。 由于脫氮可較快地消耗NO2－－N 與NO3－－N，因此出水中殘留的NOx－－N 較少，低于進水TN 的10%。從P5－1～P5－3，進水TN 負荷逐漸下降但氮素轉化速率基本不變，因此氨氧化與脫氮效率提高，出水中NH4＋－N 濃度大幅降低。 因此適度提高系統(tǒng)的HRT 可使脫氮效率達到最高，與此同時應保證系統(tǒng)的脫氮速率可以處理每日的星球基地生活廢水產生量。 而對于飛行階段廢水，其有機污染物的組成發(fā)生改變，碳源類型的變化可能導致活性污泥需要作出調整以適應這種變化，從而導致脫氮速率有所下降，而由于此階段內反應池DO 上升，反硝化過程受到抑制，因此出水中NO3－－N 的濃度也有所提升。

目前已發(fā)現(xiàn)的生物脫氮的機制包括完全硝化－反硝化過程、短程硝化－反硝化以及厭氧氨氧化過程。 完全硝化－反硝化包括氨氧化、硝化、反硝化3 步。 此過程中每毫克N 脫氮需消耗COD 2.86 mg；對于短程硝化－反硝化過程：每毫克N脫氮需消耗COD 1.71 mg；而厭氧氨氧化過程理論上不消耗COD。 實驗各階段使用的廢水COD：N 比例大致處于0.8 ～1.1 范圍中，遠低于傳統(tǒng)脫氮技術適宜的COD：N 范圍（4 ～5）。 若MABR 系統(tǒng)中脫氮依完全硝化－反硝化過程進行，則理論脫氮效率僅為28.0%～38.5%；若脫氮依PND 過程進行，則理論脫氮效率為46.7%～64.2%；若脫氮依厭氧氨氧化過程進行，則理論脫氮效率為100%。 在P3～P5－2 以及P7 階段，MABR 系統(tǒng)的脫氮效率約60%，此時PND 可能發(fā)揮了主要作用。 而在P5－3 與P6 階段，脫氮效率達到了82%～92%，表明厭氧氨氧化一定參與了脫氮過程且具有較大影響。 這一點也與從污泥中檢測出厭氧氨氧化菌的結果相符。

總體來看，MABR 系統(tǒng)展示了較好的氮素轉化能力，其脫氮效率可在較長時間內維持在60%以上， 對于星球基地生活廢水最高可達到82.9%。 未來將進一步優(yōu)化MABR 系統(tǒng)的構型，精簡反應池布局，保證組件的氣密完整性，提高系統(tǒng)單位體積的脫氮速率。

5 結論

1）本文工作搭建的MABR 系統(tǒng)對含不同體積分數(shù)尿液的航天廢水，TOC 去除率可達95%以上，陰離子表面活性劑去除率可達99%以上。

2）MABR 系統(tǒng)對尿液體積分數(shù)10%的生活廢水，可實現(xiàn)83%的總氮TN 去除率；對尿液體積分數(shù)40%的生活廢水，可實現(xiàn)92%的TN 去除率；對飛行階段廢水，可實現(xiàn)65%的TN 去除率。

3）污泥樣品檢測結果表明其中含有大量的反硝化細菌以及少量的厭氧氨氧化菌，與系統(tǒng)展現(xiàn)出的高脫氮效率相符。