張克峰，王琪琨，丁萬德，2，呂東曉

（1.山東建筑大學市政與環(huán)境工程學院，山東濟南 250101；2.山東水發(fā)環(huán)境科技有限公司，山東濟寧 272000）

近年來國家對水環(huán)境問題的關(guān)注度越來越高，出水標準更加嚴格，特別是總氮（TN），按照生態(tài)環(huán)境部頒布的《城市污水處理廠污染物排放標準》（GB 18918—2016），出水總氮應低于15 mg/L。而我國常規(guī)污水處理廠多數(shù)選用生物脫氮的方式，且排水中的TN主要由硝酸鹽組成，易導致富營養(yǎng)化〔1〕，特別在碳氮比較低的情況下〔2〕，異養(yǎng)反硝化菌的反硝化過程受到影響，最終脫氮效果不理想〔3〕。

外加碳源成為解決低碳氮比反硝化過程的理想方式。傳統(tǒng)上投加的碳源如甲醇、乙醇、乙酸等雖然供碳效果較好，但存在成本高、操作要求嚴格及緩釋性能差等缺點，還容易造成二次污染。相比之下固體緩釋碳源具有更出色的經(jīng)濟性能和可持續(xù)效能〔3〕。因此提高硝酸鹽去除效果的關(guān)鍵轉(zhuǎn)為制備釋放量大、釋放時間長、填料性能好、反硝化效果好的固體緩釋碳源〔4〕。其中復合緩釋碳源以高分子聚合材料為基本骨架，包裹天然植物材料，不僅大大提升了碳源整體的結(jié)構(gòu)強度，同時結(jié)合了兩種材料的優(yōu)勢，適于新的需求。

筆者以香茅為碳源材料，以聚砜（PS）為載體，利用相轉(zhuǎn)化法制備了香茅/PS緩釋碳源，通過SBR反硝化探究了香茅/PS緩釋碳源作為外加碳源時的最佳HRT，然后探究不同進水NO3--N負荷對反硝化過程的影響，以及廢水種類對反硝化脫氮的影響；通過高通量測序呈現(xiàn)了SBR反應器的微生物豐度及群落結(jié)構(gòu)，為復合緩釋碳源的開發(fā)提供了一種可行性方案。

1 實驗部分

1.1 儀器與試劑

儀器：HCA-102標準COD消解器，江蘇泰州市華晨儀器有限公司；UV754N紫外分光光度計、FA2004N電子分析天平，上海精密科學儀器有限公司；pHS-3E型pH計，梅特勒－托利多（上海）有限公司；HH-WO恒溫水浴鍋，上海緒航科學儀器有限公司；THZ-82恒溫振蕩培養(yǎng)箱，江蘇金怡儀器科技有限公司。

試劑：硝酸鉀、碘化鉀、無水硫酸鎂、二甲基乙酰胺、七水硫酸亞鐵、氫氧化鈉、氯化銨、硫酸銀、酒石酸鉀鈉、高錳酸鉀、磷酸二氫鉀、碘化汞、硫酸亞鐵銨、硫酸、磷酸、聚乙二醇，均為分析純。

1.2 實驗方法

1.2.1 實驗裝置

SBR實驗裝置如圖1所示。反應器為圓柱形鋼化玻璃材質(zhì)，內(nèi)徑為140 mm，高度為380 mm，有效容積為5 L，設(shè)有4個取樣口、1個排泥口和1個溢流口。反應器內(nèi)設(shè)有機械攪拌裝置，可保證反應過程中污泥與廢水充分接觸；此外設(shè)有曝氣裝置及控制裝置，確保在無人狀態(tài)下完成SBR反應器的整個工藝流程。

圖1 SBR反應器Fig.1 SBR

1.2.2 原水水質(zhì)

實驗用水包括合成廢水及實際廢水。合成廢水以桶裝純水為原水，按硝酸鉀0.36 g/L、磷酸二氫鉀0.044 g/L、無水硫酸鎂0.1 g/L、氯化鈣0.02 g/L、硫酸錳0.001 2 g/L、七水硫酸亞鐵0.014 g/L的比例配制，并調(diào)節(jié)pH至7.5左右；實際廢水取自山東建筑大學中水站二沉池。合成廢水與實際廢水水質(zhì)見表1。

表1 合成廢水與實際廢水水質(zhì)Table 1 Water quality of synthetic wastewater and actual wastewater

1.2.3 香茅/PS緩釋碳源的制備

香茅材料的表面結(jié)構(gòu)對微生物附著增殖有重要意義，良好的表面粗糙度有利于微生物的生長增殖〔5〕。且隨著粗糙度的增加，微生物的生長增殖進一步得到促進，最終提高脫氮效率〔6〕。為此，有必要對香茅材料進行預處理以增大其表面粗糙度。

將香茅清洗后置于烘箱中，在60℃下烘至恒重，剪成4～5 cm的小段，在水浴恒溫加熱至90℃的4% NaOH溶液中改性1 h。改性后的香茅段需反復清洗，直至洗出液清澈透明無色，再置于烘箱中，60℃下干燥處理，至質(zhì)量不變。使用粉碎機對香茅段粉碎5 min，再過0.600 mm（30目）篩網(wǎng)，將香茅粉末取出備用。

準確稱量一定量的凹凸棒土、二甲基乙酰胺（DMAC）、聚乙二醇和聚砜（PS）并置于250 mL錐形瓶中，用橡膠塞塞緊瓶口，在恒溫震蕩水浴鍋中持續(xù)震蕩1 d，其間保持水溫85℃。將香茅粉末置于其中攪拌均勻，將瓶內(nèi)混合物倒入模具中，壓實后將模具放置在純水中浸泡1 h。浸泡完成后分離模具，取碳源置于純水中繼續(xù)浸泡，每24 h換水1次，共計4 d，之后置于烘箱中，60℃下烘干備用。

1.2.4 實驗流程

實驗所用污泥取自濟南光大水務一廠二沉池，但需在進水NO3--N維持在50 mg/L時進行馴化。SBR反應器每天運行兩個周期，每次持續(xù)12 h：進水→好氧曝氣（0.5 h）→缺氧攪拌（10 h）→靜置沉淀（1 h）→排水與靜置（進水和排水靜置合計0.5 h），其間維持水溫在20℃，pH保持在6.5～8.0，溶解氧（DO）穩(wěn)定在2.5～3.0 mg/L。污泥馴化1個月后，4個SBR反應器中污泥的MLSS維持在4.8～5.9 g/L。對污泥進行反復沖洗后，稱取120 g香茅/PS緩釋碳源作為外加碳源投加至SBR反應器，開展后續(xù)實驗。

后續(xù)實驗分別固定進水NO3--N濃度以探究最佳HRT，固定香茅/PS緩釋碳源質(zhì)量及HRT以探究適宜的進水硝酸鹽濃度，并對比了對實際廢水與合成廢水的脫氮性能，考察香茅/PS緩釋碳源的最佳應用條件及實際應用潛能。檢測各SBR反應器中的NO3--N去除率及出水NH4+-N、NO2--N、COD，對反硝化污泥樣品進行高通量測序。

1.2.5 分析方法

NO3--N、NH4+-N、NO2--N等參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》進行檢測，COD采用重鉻酸鉀法檢測，pH用pH計檢測。提取SBR反應器中實驗前后的污泥樣品送樣檢測，用MiSeq平臺進行高通量測序，確定微生物群落結(jié)構(gòu)與物種豐度。

2 結(jié)果與分析

2.1 運行條件對SBR反硝化脫氮的影響

2.1.1 HRT對SBR反硝化脫氮的影響分析

選用4個SBR反應器進行同步實驗，除HRT分別控制在6、8、12、16 h外，其余條件均保持一致，進水采用合成廢水，NO3--N負荷維持在50 mg/L左右，待SBR反應器運行至穩(wěn)定狀態(tài)后，檢測各反應器出水情況，確定最佳HRT時間，結(jié)果見圖2。

由圖2可見，隨著HRT的增加，SBR反應器中NO3--N去除率明顯升高，出水NO2--N有明顯下降趨勢，NH4+-N及COD則 有所上升。

圖2（a）中，HRT由6h到8h再到12h的過程中，NO3--N去除率顯著提升，平均去除率從僅23.5%提升到50%，再提升到80%左右；但HRT從12 h增至16 h的過程中，NO3--N去除率變化不明顯。HRT為6 h時，較短的HRT使得反硝化細菌無法與NO3--N充分接觸，同時香茅/PS緩釋碳源屬于緩慢釋放的碳源，短時間內(nèi)無法釋放出足量電子供體與NO3--N結(jié)合，因此反硝化進行得并不徹底。當HRT超過12 h，之后4 h對NO3--N去除率未產(chǎn)生明顯影響，但總體趨勢更加穩(wěn)定。

圖2（b）中，HRT為6、8、12 h時，其平均出水NH4+-N均在小范圍內(nèi)波動，分別保持在0.916、1.36、1.46 mg/L，但HRT為16 h時，其出水NH4+-N明顯增長，平均NH4+-N在2.45 mg/L，這可能是因為碳源的過量釋放使水中碳氮比達到閾值，促進了NO3--N異化還原為NH4+-N（DNRA）反應的發(fā)生〔7-8〕。

圖2（c）中，HRT維持在6、8 h時NO2--N波動較大，平均分別為0.716、0.507 mg/L；HRT為12、16 h時，NO2--N保持平穩(wěn)，平均分別為0.127、0.097 mg/L。這是因為隨著HRT的延長，緩釋碳源已釋放出足夠電子，與反硝化細菌充分接觸，NO2--N作為中間產(chǎn)物原則上均參與到反硝化反應中，且反硝化極為徹底，這與汪宏等〔9〕的研究結(jié)果一致。

由圖2（d）可見，出水COD與NO3--N的變化相似，當HRT為12、16 h時，平 均 出 水COD可 達 到60.8、69.6 mg/L，HRT為12 h時出水COD更低。

圖2 不同HRT下SBR的運行情況Fig.2 SBR run status at different HRT

綜合考慮出水情況，認為對于外加香茅/PS緩釋碳源的SBR反應器，最佳水力停留時間為12 h。

2.1.2 進水NO3--N負荷對SBR反硝化脫氮的影響

選用4個SBR反應器進行同步實驗，控制硝酸鉀的量調(diào)節(jié)進水NO3--N負荷，使其分別維持在30、50、70、90 mg/L，其余條件保持一致，香茅/PS緩釋碳源均為120 g，HRT均為12 h，探究合適的進水NO3--N負荷，結(jié)果見圖3。

由圖3可見，隨著進水NO3--N負荷的提高，SBR 反應器中NO3--N去除率明顯降低，出水COD呈下降趨勢，NH4+-N及NO2--N則顯著升高。

圖3（a）中，當進水NO3--N負 荷 為30 mg/L時，SBR反應器的NO3--N去除率平均為84.3%；進水NO3--N負荷 增 長到50 mg/L時，NO3--N去除率平均為80.9%，稍有下降，但總體仍保持較高水平；進水NO3--N負荷增長到70 mg/L乃至90 mg/L時，NO3--N平均去除率大幅下降，分別在46.9%、33.8%。越來越高的NO3--N負荷提供了大量電子受體，只有碳源提供足量的電子供體時才能實現(xiàn)較徹底的反硝化，使出水COD降低。隨著進水硝酸鹽的提高，最終出水COD從50 mg/L左右降至20 mg/L左右。

圖3不同進水NO3--N負荷下SBR的運行情況Fig.3 SBR run status under different influent NO3--loading

圖3 （b）、（c）中，當進水NO3--N負荷低于50 mg/L時，NH4+-N和NO2--N均處于較低水平，且呈現(xiàn)先降低后升高的趨勢。這是因為進水NO3--N負荷為30 mg/L時，無法維持適宜的碳氮比，促進DNRA反應生成NH4+-N；當進水NO3--N負 荷 為50 mg/L時，較 高 的NO3--N負荷和碳氮比有利于反硝化的進行，DNRA反應受到抑制〔10〕。當進水NO3--N負荷進一步升高，過多的NO3--N會抑制反硝化細菌的代謝，使反硝化反應無法徹底進行，進而導致NO3--N去除率降低，同時伴隨大量中間產(chǎn)物NO2--N的產(chǎn)生，旺盛的DNRA反應促進了NH4+-N濃度的升高。綜合考慮出水情況，添加120 g香茅/PS緩釋碳源且HRT維持在12 h時，進水NO3--N負荷低于50 mg/L，得到較好的脫氮效果。

2.1.3 廢水種類對SBR反硝化脫氮的影響

選用合成廢水和實際廢水分別進行SBR反硝化脫氮實驗，在相同運行條件下探究了其對合成廢水與實際廢水的反硝化脫氮效果，結(jié)果見圖4。

由圖4可見，外加香茅/PS緩釋碳源的SBR反應器對實際廢水的NO3--N去除率平均達到84.1%，略高于合成廢水（80.7%），對兩者均有良好的處理效果，而對實際廢水的處理效果更勝一籌。但實際廢水的出水COD約為60 mg/L，無法滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》的一級A標準要求（COD<50 mg/L）。這是因為實際廢水中含有一定量的碳水化合物、脂肪、蛋白質(zhì)等有機物，以及鐵、錳、鎳等微量元素，使得碳氮比升高，雖促進了反硝化進程，提高了NO3--N去除率，但COD有所升高。由圖4（b）可知，廢水中的NH4+-N抑制了DNRA反應將NO3--N轉(zhuǎn)化為NH4+-N〔11〕，因而呈現(xiàn)波動趨勢。

圖4不同種類廢水條件下SBR的運行情況Fig.4 SBR run status under different types of wastewater

綜合考慮出水情況，對實際廢水的整體處理效果優(yōu)于合成廢水，但出水COD未能滿足相關(guān)標準要求。

2.2 反應器的微生物群落結(jié)構(gòu)與功能分析

圖5為4種反硝化污泥在SBR反應器中反應前后的門、屬水平的變化情況。其中S1、S2、S3、S4是僅經(jīng)4個SBR反應器馴化2周后的反硝化污泥樣品〔圖5（a）、（c）〕，S1’、S2’、S3’、S4’是SBR反應器脫氮后的反硝化污泥樣品〔圖5（b）、（d）〕。實驗中，反應器R1、R2分別探究了進水NO3--N負荷為30、70、50、90 mg/L時對脫氮的影響，反應器R3探究了SBR反應器的HRT對脫氮的影響，反應器R4探究廢水種類對脫氮的影響，各反應器均投加120 g香茅/PS緩釋碳源，其余運行條件保持一致。

圖5 實驗前后4個樣品細菌群落在門、屬水平上的top20物種聚類圖Fig.5 Top20 species clustering maps of bacterial communities at the phylum and genus levels for the four samples before and after the experiment

由圖5（a）可知，實驗前，SBR反應器在門水平上以變形菌門（Proteobacteria）占據(jù)最高比例，在4種樣品中分別占74.2%、73.2%、80.7%、63.2%，其次是擬桿菌門（Bacteroidetes）。由圖5（b）可知，變形菌門的豐度在反硝化實驗后有所下降，分別為55.2%、60.6%、43.1%、33.5%，而擬桿菌門占比有所增加，分別達到34.7%、26.7%、53.6%、62.2%。變形菌門作為一種功能性的活性污泥，在廢水的硝化和反硝化中廣泛應用，且其多數(shù)為兼性或?qū)Ｐ詤捬?、異養(yǎng)菌種〔12-13〕。擬桿菌門是廣泛存在于人或動物的腸道中的化能有機營養(yǎng)專性厭氧桿菌，多用于將大分子物質(zhì)如纖維素、淀粉、蛋白質(zhì)、脂質(zhì)等水解為小分子物質(zhì)如乳糖、乙酸、氨基酸、有機酸和低級脂肪酸等〔14〕。緩釋碳源的原材料香茅中含有大量纖維素，因此實驗后SBR反應器內(nèi)擬桿菌門比例上升與預期相符。

由圖5（c）可知，實驗前，反應器R1與R2內(nèi)的菌屬豐度十分接近，反應器R3與R4內(nèi)的菌屬結(jié)構(gòu)也高度相似。圖5（c）中的索氏菌屬（Thauera）是污水處理中十分常見的革蘭氏陰性菌屬，既能在好氧情況下進行反硝化，亦能在厭氧條件下進行異養(yǎng)反硝化〔15〕，在反應器中的比例分別為29.7%、31.1%、12.1%、26.1%。水單胞菌屬（Aquimonas）在反應器R3和R4也占據(jù)不小比例，分別達到15.8%、16.5%，且有研究表明Aquimonas豐度增加可能有利于絮體污泥中好氧顆粒污泥的形成〔16〕。Diaphorobacter菌屬在反應器R3中的豐度為12.5%，該菌屬能在好氧條件下反硝化降解NO3--N〔17〕。Denitratisoma菌屬在反應器R1和R2中分別占15.0%、13.7%，可進行好氧反硝化將NO2--N轉(zhuǎn)化為N2〔18〕。此外，還 存 在Niveibacterium、Ellin6067、黃 桿 菌 屬（Flavobacterium）、Terrimonas等菌屬，其中黃桿菌屬（Flavobacterium）可通過異養(yǎng)硝化提高SBR反應器的脫氮能力〔19〕，而Terrimonas菌屬可進行好氧反硝化〔20〕。

由圖5（d）可知，在屬水平上，實驗后SBR反應器內(nèi)部的群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，其中R1、R2反應器中菌屬分布較均勻，并未出現(xiàn)優(yōu)勢菌屬；在R3、R4反應器中，假黃色單胞菌屬（Pseudoxanthmonas）和副球菌屬（Paracoccus）成為明顯的優(yōu)勢菌屬。作為一種能有效降解廢水中有機污染物、氮和磷等的典型微生物〔21〕，假黃色單胞菌屬（Pseudoxanthmonas）在反硝化過程中迅速增殖，由微小占比極速增長至22.7%、27.7%。副球菌屬（Paracoccus）作為反應器R4中豐度最高（20.9%）的菌屬，隸屬于好氧或兼性厭氧非發(fā)酵革蘭氏陰性桿菌，兼具反硝化和異養(yǎng)硝化的特性，脫氮能力良好〔22〕。另外幾種實驗后相對豐度較高的菌屬還有奧托氏菌屬（Ottowia）、紅桿菌屬（Rhodobacter）、Propionivibrio、索氏菌屬（Thauera）等。其中奧托氏菌屬（Ottowia）和紅桿菌屬（Rhodobacter）在各反應器中均有部分分布，前者隸屬于β-變形菌綱叢毛單胞菌科，有利于有機物和氮的去除〔23〕，而后者為好氧反硝化菌，只有在溶解氧存在且充足的情況下才能對難降解有機物進行異養(yǎng)硝化和代謝〔24〕。

3 結(jié)論

（1）以香茅/PS緩釋碳源作為外加碳源時，SBR反應器的最佳HRT為12 h，最大進水NO3--N負荷為50 mg/L，同時因為實際廢水成分更加復雜，營養(yǎng)物質(zhì)更豐富，其反硝化脫氮效果更優(yōu)異。

（2）實驗前后SBR反應器中的污泥發(fā)生顯著改變。實驗前，污泥樣品在門水平上主要包含變形菌門和擬桿菌門，在屬水平上主要包含索氏菌屬、水單胞菌屬和Diaphorobacter；反硝化實驗后，個別反應器內(nèi)變形菌門的比例升高，在屬水平上，反應器R1、R2菌屬分布均勻，未出現(xiàn)優(yōu)勢菌種，反應器R3、R4則出現(xiàn)假黃色單胞菌屬的優(yōu)勢菌屬。