羅黎煜，周立松，王夢(mèng)良，張陳永，劉 波

（南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院，污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇南京 210046）

氮和磷是導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要原因，而富營(yíng)養(yǎng)化會(huì)導(dǎo)致水體多樣性喪失、生態(tài)系統(tǒng)的退化、有毒藻類的爆發(fā)以及飲用水危機(jī)〔1〕。根據(jù)我國(guó)現(xiàn)有的污水排放標(biāo)準(zhǔn)（GB 18918—2002）和地表水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 3838—2002），經(jīng)污水處理廠處理后達(dá)到一級(jí)A的出水總氮、總磷濃度，仍遠(yuǎn)遠(yuǎn)無(wú)法滿足地表Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)〔2〕。傳統(tǒng)的污水脫氮大多采用活性污泥法，但污水中缺少碳源，所以異養(yǎng)反硝化菌脫氮效果不佳，進(jìn)而導(dǎo)致出水硝酸鹽氮濃度高〔3〕。因此，自養(yǎng)反硝化工藝由于無(wú)需額外碳源等優(yōu)點(diǎn)而得到大量關(guān)注與應(yīng)用〔4-5〕。但傳統(tǒng)的自養(yǎng)反硝化工藝對(duì)磷的去除效果較差，往往還需要化學(xué)除磷加以強(qiáng)化〔6〕。

利用石灰石作為碳源、硫磺作為電子供體的自養(yǎng)反硝化工藝（簡(jiǎn)稱SLAD 工藝）在污水同步脫氮除磷方面具有較大優(yōu)勢(shì)〔7-8〕。該工藝同步脫氮除磷的原理如下〔8-9〕：

J.M.FLERE 等〔7〕設(shè)計(jì)了4個(gè)不同硫磺∕石灰石體積比的SLAD 反硝化濾池，對(duì)NO3--N 負(fù)荷介于600～700 g（∕m3·d）的模擬廢水進(jìn)行處理，發(fā)現(xiàn)去除速率可以達(dá)到384 g（∕m3·d）；當(dāng)NO3--N 負(fù)荷高于600 g（∕m3·d）時(shí)，去除率開始嚴(yán)重下降；NO3--N 負(fù)荷 介 于175～225 g（∕m3·d）時(shí)，去除率較高，達(dá)到95%。Weili ZHOU 等〔10〕設(shè)計(jì)了硫磺∕石灰石體積比為2∶3 的SLAD 反硝化裝置，用來處理進(jìn)水NO3--N分別為10、40、70、100mg∕L的模擬廢水，當(dāng)進(jìn)水NO3--N 處于低質(zhì)量濃度時(shí)（10、40 mg∕L），去除率在HRT=3 h 時(shí)可以達(dá)到90%；當(dāng)進(jìn)水NO3--N 處于高質(zhì)量濃度時(shí)（70、100 mg∕L），則需要較長(zhǎng)的HRT，必須保證HRT 大于6 h。但是，要想使磷和鈣更好地發(fā)生化學(xué)沉淀，需要水體的pH 呈堿性，最佳pH 為10，而SLAD 工藝的水體pH 大多在中性環(huán)境〔11-12〕。因此傳統(tǒng)的SLAD 工藝除磷效果較低，很難超過50%〔8〕。此外，通常在SLAD 工藝中，硫磺和石灰石顆粒僅以一定的體積比（如1∶1、3∶1 等）簡(jiǎn)單混合〔13〕，為了避免堵塞，硫磺和石灰石的粒徑通常為2～5 mm〔14〕，這使得SLAD 生物濾池反沖洗后容易分層。石灰石是SLAD 體系的碳源和堿度來源，傳統(tǒng)SLAD 工藝使用的塊狀石灰石比表面積小，溶出速率有限，限制了堿度的補(bǔ)給，提供碳源的能力也較弱，導(dǎo)致SLAD 工藝脫氮速率較慢。因此，如果能制備出比表面積大的均質(zhì)硫磺∕石灰石材料，將有效提高脫氮速率。

在SLAD 工藝中，需要將石灰石破碎至一定的粒徑，破碎過程中會(huì)產(chǎn)生很多石灰石粉末。這些粉末因?yàn)榱教〔荒苡米鱏LAD 填料，浪費(fèi)了資源，因此制備均質(zhì)硫磺∕石灰石材料還具有變廢為寶、更廣泛地利用石灰石資源的重要意義。

本研究在傳統(tǒng)SLAD 工藝的基礎(chǔ)上進(jìn)行改良，以石灰石粉、硫磺和發(fā)泡劑NaHCO3為原料制備出一種改性硫磺材料，研究其同步脫氮除磷效果；探究生物濾池中微生物群落組成，為污水深度脫氮除磷提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料的制備

以石灰石粉（粒徑＜0.15 mm）、硫磺為原材料，參考硫磺混凝土的制造方法〔15〕，制備出改性硫磺材料。具體過程如下：

（1）取一定比例的石灰石粉、硫磺，145 ℃油浴加熱，使硫磺完全熔化；

（2）加入0～1.5% 的NaHCO3進(jìn)行發(fā)泡，當(dāng)NaHCO3比例為0 時(shí)，制備出的則為未發(fā)泡改性材料；

（3）通過攪拌使氣泡均勻地分布在石灰石和液態(tài)硫磺的混合物中，然后冷卻至室溫。

硫磺∕石灰石體積比為3∶1 的不同NaHCO3比例的改性材料送往檢測(cè)中心，采用GB∕T 9966.3—2020的標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行測(cè)量，測(cè)得體積密度和真氣孔率見表1。

表1 不同NaHCO3比例的改性材料性質(zhì)Table 1 Properties of limestone-modified sulfur with different proportion of NaHCO3

由表1 可知，隨著NaHCO3用量的增多，材料的密度降低，孔隙率變高，說明NaHCO3是有效的發(fā)泡劑。不加發(fā)泡劑的材料也有4%的孔隙率，是由于攪拌過程中空氣進(jìn)入了材料，并在冷卻時(shí)停留在材料中形成氣孔。

對(duì)發(fā)泡劑比例為0～1.5% 的材料進(jìn)行XRF 分析，結(jié)果見表2。

表2 發(fā)泡劑比例為0～1.5%的材料XRF 分析結(jié)果Table 2 XRF analysis of limestone-modified sulfur with 0-1.5% NaHCO3

由表2 可知，改性材料的主要元素為S、Ca、Na等，Na 的含量隨發(fā)泡劑比例的增加而增多?？芍男圆牧虾械闹饕镔|(zhì)為S 和CaCO3，還含有少量NaHCO3及其分解產(chǎn)物Na2CO3，證明材料在制備過程中未生成其他雜質(zhì)成分，也就是說改性主要改變材料的物理性質(zhì)而幾乎不改變其化學(xué)性質(zhì)。

1.2 生物濾池規(guī)格

生物濾池進(jìn)水方式采用連續(xù)上流式，生物濾池內(nèi)徑為70 mm，高度為500 mm，填料的堆積高度為480 mm。生物濾池裝填改性硫磺材料，裝填體積為1.85 L，填料孔隙率為41%，有效容積為750 mL。填料粒徑為2.5～4 mm。生物濾池有5 個(gè)側(cè)邊取樣口，距布水板高度分別為90、170、250、330、410 mm，實(shí)驗(yàn)裝置見圖1。

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置Fig.1 Schematic diagram of experimental device

1.3 進(jìn)水水質(zhì)與實(shí)驗(yàn)儀器

生物濾池進(jìn)水為模擬一級(jí)B 出水，即在自來水中加入一定量的KNO3、KH2PO4，使進(jìn)水TN、NO3--N分別為20 mg∕L，TP、PO43--P 分別為1 mg∕L。

實(shí)驗(yàn)儀器見表3。

表3 實(shí)驗(yàn)儀器Table 3 Experimental instruments

1.4 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

通過批次實(shí)驗(yàn)，探究改性材料的最佳硫磺∕石灰石體積比。批次實(shí)驗(yàn)的過程如下：

準(zhǔn)備一系列容積為60 mL 的批次管。每根批次管滅菌后依次加入6 mL 反應(yīng)材料、50 mL 模擬的一級(jí)B 廢水、3.5 mL 菌液，然后置于28 ℃的恒溫振蕩培養(yǎng)箱中。菌液為實(shí)驗(yàn)室馴化富集培養(yǎng)的硫自養(yǎng)反硝化菌。每根批次管視為一個(gè)樣品，每2 d 取3 個(gè)平行樣并測(cè)定NO3--N、NO2--N、PO43--P、pH、SO42-等水質(zhì)指標(biāo)。實(shí)驗(yàn)包括5 個(gè)實(shí)驗(yàn)組，硫磺∕石灰石體積比分別為1∶1、2∶1、3∶1、4∶1、5∶1。

選取批次實(shí)驗(yàn)中脫氮除磷效果較好的材料填入生物濾池。生物濾池掛膜啟動(dòng)6 個(gè)周期，每個(gè)周期時(shí)長(zhǎng)為4 d，掛膜使用的微生物來自實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)的自養(yǎng)反硝化菌液。出水氮磷濃度穩(wěn)定則視為啟動(dòng)成功。

生物濾池啟動(dòng)結(jié)束后在不同HRT 條件下運(yùn)行。每天取樣并測(cè)定進(jìn)出水pH、NO3-、NO2-、SO42-、PO43--P等指標(biāo)，每個(gè)HRT 條件運(yùn)行至少30 d。在不同運(yùn)行階段取2 個(gè)生物濾池中部的填料，進(jìn)行微生物群落組成分析。

1.5 微生物群落結(jié)構(gòu)分析方法

從濾池取出填料樣品，按照體積比1∶1 加入無(wú)水乙醇用以固定微生物，并保存至-20 ℃環(huán)境中。對(duì)于附著生長(zhǎng)在填料上的微生物，采用超聲的方法將其震離后，反復(fù)沖洗，收集沖洗液，經(jīng)抽濾截留將微生物富集，然后按照污泥樣品提取DNA 方法提取DNA。PCR實(shí)驗(yàn)采用TransGen AP221-02：Trans-Start Fastpfu DNA Polymerase，20 μL 反應(yīng)體系。

將同一樣本的PCR 產(chǎn)物混合后使用2%瓊脂糖凝膠回收PCR 產(chǎn)物，利用AxyPrep DNA Gel Extraction Kit（Axygen Biosciences，Union City，CA，USA）進(jìn)行回收產(chǎn)物純化，2%瓊脂糖凝膠電泳檢測(cè)，并用Quantus?Fluorometer（美國(guó)普洛麥格）對(duì)回收產(chǎn)物進(jìn)行檢測(cè)定量。使用NEXTFLEX?Rapid DNA-Seq Kit 進(jìn)行建庫(kù)：（1）接頭鏈接；（2）使用磁珠篩選去除接頭自連片段；（3）利用PCR 擴(kuò)增進(jìn)行文庫(kù)模板的富集；（4）磁珠回收PCR 產(chǎn)物得到最終的文庫(kù)。利用Illumina 公司的Miseq PE300 平臺(tái)進(jìn)行測(cè)序。

2 結(jié)果與討論

2.1 改性材料最佳硫磺∕石灰石體積比的確定

石灰石的含量決定了改性硫磺材料緩沖pH 的能力，而且石灰石還是反硝化菌的碳源，因此硫磺∕石灰石體積比對(duì)脫氮除磷效果有重要影響。有研究表明，在SLAD 體系中，當(dāng)硫磺∕石灰石體積比為3∶1時(shí)，脫氮效果最佳〔16〕。因此在研究硫磺∕石灰石體積比對(duì)改性材料脫氮除磷的影響時(shí)，以3∶1 為中心設(shè)置實(shí)驗(yàn)組，各實(shí)驗(yàn)組脫氮除磷效果見圖2。

圖2 硫磺∕石灰石體積比對(duì)改性材料自養(yǎng)反硝化體系的影響Fig.2 Effect of sulfur∕limestone ratio on modified sulfur autotrophic denitrification system

整個(gè)批次實(shí)驗(yàn)中，沒有NO2--N 被檢測(cè)出，因此NO3--N 的去除可以被認(rèn)為是TON（TON=NO3--N+NO2--N）的去除。由圖2（a）可知，改性材料反硝化體系中的初始NO3--N 為20.4 mg∕L。在 第16 天 時(shí)，體積比為3∶1 的體系中TON 去除率最高，達(dá)到93.5%，去除速率為1.19 mg（∕L·d）。在J.M.Flere 等〔14〕的研究中，傳統(tǒng)SLAD 體系當(dāng)硫磺∕石灰石體積比為3∶1時(shí)脫氮速率最快，與本實(shí)驗(yàn)的結(jié)論一致。這是因?yàn)楫?dāng)硫磺和石灰石處于這一比例時(shí)，硫磺提供的硫源（電子供體）和石灰石提供的碳源都能滿足微生物新陳代謝的需要，硫源和碳源匹配，而且石灰石提供的堿度能很好地中和反硝化產(chǎn)生的H+，達(dá)到最佳的反硝化效果。當(dāng)硫磺∕石灰石體積比分別為1∶1 和2∶1時(shí)，硫磺占比較小，提供電子的能力比較弱。當(dāng)硫磺∕石灰石體積比分別為4∶1 和5∶1 時(shí)，石灰石占比較小，釋放碳源和緩沖pH 的能力比較弱。H.S.Moon 等〔17-18〕的SLAD批次實(shí)驗(yàn)的脫氮速率分別為0.677、0.96 mg（∕L·d），低于本實(shí)驗(yàn)的改性材料。

由圖2（b）可知，反硝化體系的初始PO43--P 為1.24 mg∕L。硫磺∕石灰石體積比為3∶1 的體系除磷效果最好，在第16 天時(shí)的PO43--P 去除率為67.7%。結(jié)合圖2（a）可知，TON 去除率越高的體系，PO43--P去除率也越高，這說明除磷的主要途徑是和脫氮過程中產(chǎn)生的Ca2+生成沉淀。

總之，當(dāng)硫磺∕石灰石體積比為3∶1 時(shí)，改性硫磺材料同步脫氮除磷性能最好。因此，后面的生物濾池實(shí)驗(yàn)中選取硫磺∕石灰石體積比為3∶1 的未發(fā)泡改性材料和發(fā)泡改性材料作為填料，探究其在生物濾池中的脫氮除磷性能。

改性材料脫氮效果好的原因之一是用于制備材料的石灰石都是非常細(xì)的粉末。這些粉末比表面積大，反應(yīng)速率高，比傳統(tǒng)SLAD 使用的塊狀石灰石更容易作為碳源被硫自養(yǎng)反硝化菌利用，緩沖pH 的能力也更強(qiáng)，因此在脫氮過程中具有優(yōu)勢(shì)。而且，石灰石粉末較大的比表面積提供了大量的附著位點(diǎn)對(duì)磷進(jìn)行吸附，這使得改性材料具有很好的除磷性能〔19〕。

2.2 生物濾池脫氮除磷性能

用硫磺∕石灰石體積比為3∶1 的未發(fā)泡改性材料和發(fā)泡改性材料分別填入生物濾池，探究其脫氮除磷效果，結(jié)果見圖3（圖中第1～8 階段的HRT 分別為12、6、3、2、1.5、1、0.5、0.25 h。為方便起見，后續(xù)論述中，未發(fā)泡材料簡(jiǎn)寫為L(zhǎng)MS，發(fā)泡材料簡(jiǎn)寫為FLMS）。

圖3 不同HRT 條件下兩生物濾池脫氮除磷效果對(duì)比Fig.3 Nitrate and phosphate removal efficiency of two reactors under different HRT

由圖3 可知，改性材料生物濾池在HRT 發(fā)生變化時(shí)可以保持較好的穩(wěn)定性，在前150 d 脫氮除磷效果并未隨著HRT 縮短而出現(xiàn)大幅下降。相對(duì)而言，F(xiàn)LMS 的脫氮除磷效果一直優(yōu)于LMS。FLMS 在第1～6 階段的NO3--N 去除率平均值保持在89%以上，PO43--P 去除率平均值保持在65%以上。LMS 在第1～5 階段的NO3--N 去除率平均值保持在81%以上，PO43--P去除率平均值保持在46%以上。S.SENGUPTA等〔20〕用SLAD 生物濾池處理含氮廢水，當(dāng)進(jìn)水NO3--N速率為120 mg（∕L·d）時(shí)，脫氮速率為100 mg（∕L·d），去除率約為83%，而本實(shí)驗(yàn)FLMS 濾池當(dāng)HRT=2 h時(shí)進(jìn)水NO3--N 速率高達(dá)240 mg（∕L·d），脫氮速率為221 mg（∕L·d），去除率約為92%。這說明改性材料生物濾池脫氮效果優(yōu)于傳統(tǒng)的SLAD 生物濾池，此外，其除磷能力也比袁玉玲等〔8〕的SLAD 生物濾池大大增強(qiáng)。

在FLMS濾池的第7～8階段和LMS的第6～8階段，由于進(jìn)水NO3--N 負(fù)荷太高，氮磷去除率出現(xiàn)下降。LMS 濾池的最優(yōu)HRT 為1.5 h，F(xiàn)LMS 濾池的最優(yōu)HRT 為1 h，這也說明FLMS 作為填料優(yōu)于LMS。

反硝化作用強(qiáng)弱的決定性因素之一是微生物的數(shù)量與活性。FLMS 有大量孔隙，這使得材料具有很大的比表面積，為微生物提供了更多的生長(zhǎng)空間，比LMS 更有利于生物膜的生長(zhǎng)，故脫氮效果更好〔21〕。此外，F(xiàn)LMS 制備過程中加入了NaHCO3，可以緩慢釋放無(wú)機(jī)碳源供自養(yǎng)反硝化菌生長(zhǎng)。

自養(yǎng)反硝化過程中硫作為電子供體被氧化成SO42-，因此出水中SO42-含量可以間接反映反硝化作用的強(qiáng)弱。由圖3 可以看出，F(xiàn)LMS 生物濾池出水的SO42-濃度始終高于LMS 生物濾池。理論上每去除1 mg NO3--N 會(huì)產(chǎn)生7.54 mg SO42-，而本實(shí)驗(yàn)生物濾池SO42-產(chǎn)量略高于理論值（ΔSO42-∕ΔNO3--N 為8～16），但低于以前文獻(xiàn)中的一些值（ΔSO42-∕ΔNO3--N為40～60）〔14〕，SO42-偏多可能是由于一些好氧菌利用水中微量溶解氧將硫磺氧化成了SO42-〔22〕。測(cè)定生物濾池沿程溶解氧發(fā)現(xiàn)，2 個(gè)生物濾池內(nèi)溶解氧濃度變化幾乎一樣，這說明FLMS 濾池SO42-比LMS 濾池多是由于FLMS 濾池中反硝化作用更強(qiáng)，與兩生物濾池內(nèi)NO3--N 變化情況一致。生物濾池中PO43--P 的去除主要靠Ca2+的化學(xué)沉淀作用。FLMS 比表面積大，暴露在外的石灰石更多，因此反硝化產(chǎn)生的H+更容易與石灰石反應(yīng)，產(chǎn)生較多的Ca2+；此外，F(xiàn)LMS 大量的微孔增加了材料對(duì)磷的吸附位點(diǎn)，使磷容易附著到材料表面，和Ca2+有充分接觸的機(jī)會(huì)，從而提高除磷效率〔23〕。測(cè)定HRT=1.5 h 時(shí)2 個(gè)生物濾池進(jìn)出水Ca2+濃度，結(jié)果見圖4。

圖4 HRT=1.5 h 時(shí)2 個(gè)生物濾池出水Ca2+Fig.4 Ca2+in effluent of two filters at 1.5 h HRT

由圖4 可知，F(xiàn)LMS 濾池出水Ca2+濃度高于LMS，與除磷效果相一致。鈣鹽除磷的效果與水體pH 有著較大關(guān)聯(lián)，堿性環(huán)境有利于磷的去除，pH=10 時(shí)除磷效果最好。FLMS 制備過程中加入了NaHCO3，在生物濾池運(yùn)行過程中緩慢釋放堿度，使水體pH 保持在弱堿性環(huán)境，有利于磷的去除〔24-25〕。由圖3（c）可知，前5 個(gè)階段FLMS 濾池出水pH 高于LMS 濾池，與除磷效果相一致。

2.3 生物濾池填料表面微生物分析

2.3.1 微生物物種多樣性

研究微生物多樣性常用的方法有Alpha 多樣性，Alpha 多樣性是指一個(gè)特定生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的多樣性，它反映了群落內(nèi)物種間通過競(jìng)爭(zhēng)資源或利用同種生境而產(chǎn)生的共存結(jié)果，常用的度量標(biāo)準(zhǔn)有chao、shannon、ace、simpson、coverage 等〔26〕。Simpson指數(shù)反映了群落的均勻度，其值越大則表明均勻度越高。Shannon 指數(shù)反映了群落的物種數(shù)目和均勻度，物種數(shù)越多、均勻度越高，shannon 指數(shù)越大〔27-28〕。分別以F1～F4 表示FLMS 濾池HRT 分別為12、6、3、1.5 h 的填料，L1～L4 表示LMS 濾池HRT 分別為12、6、3、1.5 h 的填料，其微生物Alpha 多樣性見表4。

表4 填料表面微生物Alpha 多樣性Table 4 Alpha diversity on the surface of fillers

由表4 的simpson 指數(shù)可知，F(xiàn)LMS 濾池填料的微生物種類分布更均勻，群落均勻度隨濾池運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)先降低后升高；由表4 的shannon 指數(shù)可知，LMS 濾池中微生物種類更多，微生物種類數(shù)隨濾池運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)先增加后減少。

2.3.2 微生物群落組成分析

LMS 和FLMS 濾池填料表面微生物門水平和屬水平群落組成分別見圖5 和圖6。

圖5 填料表面微生物門水平群落組成Fig.5 Microbial community on the surface of fillers at Phylum level

圖6 填料表面微生物屬水平群落組成Fig.6 Microbial community on the surface of fillers at Genus level

由圖5 可知，Proteobacteria（變形菌門）和Campilobacterota 是占優(yōu)勢(shì)的門。Proteobacteria 門包括Thiobacillus 和Halothiobacillus 等，Campilobacterota門包括Sulfurimonas 等，都是常見的硫自養(yǎng)反硝化菌，這也解釋了濾池能夠高效脫氮的原因。啟動(dòng)菌液中主要含Campilobacterota，運(yùn)行后則以Proteobacteria 為主。

由圖6 可知，接種菌液中的微生物以Sulfurimonas為主，豐度高達(dá)85.12%，此外還有10.86% 的Halothiobacillus和0.56%的Thiobacillus，這3個(gè)菌屬均屬于硫自養(yǎng)反硝化菌，三者豐度之和高達(dá)96.54%，說明實(shí)驗(yàn)室硫自養(yǎng)反硝化菌馴化培養(yǎng)非常成功。由圖6 可以看出，HRT 為12 h 時(shí)2 個(gè)生物濾池中的優(yōu)勢(shì)菌屬都是Sulfurimonas，在LMS 和FLMS濾池中豐度分別為66.97%和66.13%。Sulfurimonas是一種化能自養(yǎng)菌，可以利用硫作為電子供體、NO3-作為電子受體進(jìn)行反硝化〔29-30〕。除了Sulfurimonas外LMS 濾池中大量存在的菌屬還有Thiobacillus，豐度為16.89%。Thiobacillus也是一種常見的自養(yǎng)反硝化菌，可以在氧化硫元素的同時(shí)將NO3-、NO2-及其他氮氧化物還原成N2〔31-32〕。在FLMS 濾池中大量存在的另一種菌屬是Halothiobacillus，豐度為20.19%。Halothiobacillus也具有硫自養(yǎng)反硝化的功能，它和Thiobacillus相比具有的優(yōu)勢(shì)是對(duì)鹽的耐受性很強(qiáng)〔33-34〕。發(fā)泡材料制備過程中加入了NaHCO3，會(huì)導(dǎo)致水體堿度上升。Halothiobacillus比Thiobacillus更能適應(yīng)高堿度的水體，因此在FLMS 濾池中占優(yōu)勢(shì)?？傊?，2 個(gè)生物濾池中的微生物群落都主要由硫自養(yǎng)反硝化菌構(gòu)成，F(xiàn)LMS 濾池中硫自養(yǎng)反硝化菌的豐度更高，這是因?yàn)镕LMS 材料提供碳源和堿度的能力更強(qiáng)，更有利于自養(yǎng)反硝化脫氮。

由圖6 還可以看出，隨著HRT 的縮短，Sulfurimonas的豐度呈下降趨勢(shì)，而Thiobacillus的豐度呈上升趨勢(shì)。當(dāng)HRT 為1.5 h 時(shí)，F(xiàn)LMS 和LMS 濾池中Thiobacillus豐度分別為83.93%和79.66%，幾乎沒有Sulfurimonas。以上結(jié)果說明HRT 從12 h 到1.5 h 的過程中，濾池內(nèi)發(fā)生了以Sulfurimonas為優(yōu)勢(shì)菌屬向以Thiobacillus為優(yōu)勢(shì)菌屬的演替過程。這是因?yàn)闉V池運(yùn)行初期存在啟動(dòng)階段殘留的Na2S2O3·5H2O，推 測(cè)Sulfurimonas更適合以Na2S2O3·5H2O 為硫源而Thiobacillus更適合以硫磺為硫源。Halothiobacillus在FLMS 濾池內(nèi)呈減少趨勢(shì)，當(dāng)HRT為3 h 時(shí)幾乎消失，這是因?yàn)镹aHCO3作為碳源和pH緩沖物質(zhì)被逐漸消耗，濾池內(nèi)水體鹽度逐漸下降。整個(gè)運(yùn)行過程中濾池內(nèi)的主要微生物一直都是硫自養(yǎng)反硝化菌，這保證了濾池始終具有良好的脫氮除磷性能。

除了硫自養(yǎng)反硝化菌之外，生物濾池內(nèi)豐度較大的菌屬還有Desulfocapsa、Cloacibacterium、Simplicispira、Ciceribacter等。其中，Desulfocapsa可以利用CO2等無(wú)機(jī)物作為碳源，將SO42-還原成硫化物，這一過程可在一定程度上降低出水中SO42-的濃度，減少反硝化副產(chǎn)物〔35〕。Cloacibacterium、Simplicispira、Ciceribacter等菌屬都含有一些異養(yǎng)反硝化菌，它們的存在也可以為NO3--N 的去除做出一定的貢獻(xiàn)〔36-38〕。

3 結(jié)論

（1）本研究制備的改性材料具有較好的脫氮除磷性能，其中硫磺∕石灰石體積比為3∶1 的材料脫氮除磷性能最佳。

（2）改性材料生物濾池對(duì)HRT 的變化有很強(qiáng)的適應(yīng)性，發(fā)泡改性材料脫氮除磷性能優(yōu)于未發(fā)泡改性材料。當(dāng)進(jìn)水NO3--N 為20 mg∕L、PO43--P 為1 mg∕L時(shí)，在HRT 從12 h 縮短至1 h 的過程中，發(fā)泡改性材料的NO3--N 去除率保持在89%以上，PO43--P 去除率保持在65%以上。較高的孔隙率和緩慢釋放的堿度是發(fā)泡材料高效脫氮除磷的重要原因。

（3）生物濾池中的微生物群落主要由硫自養(yǎng)反硝化菌構(gòu)成，運(yùn)行過程中濾池內(nèi)發(fā)生了以Sulfurimonas為優(yōu)勢(shì)菌屬向以Thiobacillus為優(yōu)勢(shì)菌屬的演替過程，這2 個(gè)菌屬都是硫自養(yǎng)反硝化菌。