香茅/聚砜緩釋碳源SBR反應(yīng)器脫氮效能研究

張克峰，王琪琨，丁萬德，2，呂東曉

（1.山東建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，山東濟(jì)南 250101；2.山東水發(fā)環(huán)境科技有限公司，山東濟(jì)寧 272000）

近年來國家對(duì)水環(huán)境問題的關(guān)注度越來越高，出水標(biāo)準(zhǔn)更加嚴(yán)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(biāo)準(zhǔn)》（GB 18918—2016），出水總氮應(yīng)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(dǎo)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(yán)格及緩釋性能差等缺點(diǎn)，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(jì)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(shí)間長、填料性能好、反硝化效果好的固體緩釋碳源〔4〕。其中復(fù)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(qiáng)度，同時(shí)結(jié)合了兩種材料的優(yōu)勢(shì)，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(shí)的最佳HRT，然后探究不同進(jìn)水NO3--N負(fù)荷對(duì)反硝化過程的影響，以及廢水種類對(duì)反硝化脫氮的影響；通過高通量測(cè)序呈現(xiàn)了SBR反應(yīng)器的微生物豐度及群落結(jié)構(gòu)，為復(fù)合緩釋碳源的開發(fā)提供了一種可行性方案。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 儀器與試劑

儀器：HCA-102標(biāo)準(zhǔn)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(jì)、FA2004N電子分析天平，上海精密科學(xué)儀器有限公司；pHS-3E型pH計(jì)，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(xué)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(shí)驗(yàn)方法

1.2.1 實(shí)驗(yàn)裝置

SBR實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示。反應(yīng)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(gè)取樣口、1個(gè)排泥口和1個(gè)溢流口。反應(yīng)器內(nèi)設(shè)有機(jī)械攪拌裝置，可保證反應(yīng)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(yīng)器的整個(gè)工藝流程。

圖1 SBR反應(yīng)器Fig.1 SBR

1.2.2 原水水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)用水包括合成廢水及實(shí)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(shí)際廢水取自山東建筑大學(xué)中水站二沉池。合成廢水與實(shí)際廢水水質(zhì)見表1。

表1 合成廢水與實(shí)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(duì)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(jìn)一步得到促進(jìn)，最終提高脫氮效率〔6〕。為此，有必要對(duì)香茅材料進(jìn)行預(yù)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(fù)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(jī)對(duì)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(zhǔn)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(shí)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(jì)4 d，之后置于烘箱中，60℃下烘干備用。

1.2.4 實(shí)驗(yàn)流程

實(shí)驗(yàn)所用污泥取自濟(jì)南光大水務(wù)一廠二沉池，但需在進(jìn)水NO3--N維持在50 mg/L時(shí)進(jìn)行馴化。SBR反應(yīng)器每天運(yùn)行兩個(gè)周期，每次持續(xù)12 h：進(jìn)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(jìn)水和排水靜置合計(jì)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(gè)月后，4個(gè)SBR反應(yīng)器中污泥的MLSS維持在4.8～5.9 g/L。對(duì)污泥進(jìn)行反復(fù)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(yīng)器，開展后續(xù)實(shí)驗(yàn)。

后續(xù)實(shí)驗(yàn)分別固定進(jìn)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(jìn)水硝酸鹽濃度，并對(duì)比了對(duì)實(shí)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(yīng)用條件及實(shí)際應(yīng)用潛能。檢測(cè)各SBR反應(yīng)器中的NO3--N去除率及出水NH4+-N、NO2--N、COD，對(duì)反硝化污泥樣品進(jìn)行高通量測(cè)序。

1.2.5 分析方法

NO3--N、NH4+-N、NO2--N等參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》進(jìn)行檢測(cè)，COD采用重鉻酸鉀法檢測(cè)，pH用pH計(jì)檢測(cè)。提取SBR反應(yīng)器中實(shí)驗(yàn)前后的污泥樣品送樣檢測(cè)，用MiSeq平臺(tái)進(jìn)行高通量測(cè)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(yùn)行條件對(duì)SBR反硝化脫氮的影響

2.1.1 HRT對(duì)SBR反硝化脫氮的影響分析

選用4個(gè)SBR反應(yīng)器進(jìn)行同步實(shí)驗(yàn)，除HRT分別控制在6、8、12、16 h外，其余條件均保持一致，進(jìn)水采用合成廢水，NO3--N負(fù)荷維持在50 mg/L左右，待SBR反應(yīng)器運(yùn)行至穩(wěn)定狀態(tài)后，檢測(cè)各反應(yīng)器出水情況，確定最佳HRT時(shí)間，結(jié)果見圖2。

由圖2可見，隨著HRT的增加，SBR反應(yīng)器中NO3--N去除率明顯升高，出水NO2--N有明顯下降趨勢(shì)，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(shí)，較短的HRT使得反硝化細(xì)菌無法與NO3--N充分接觸，同時(shí)香茅/PS緩釋碳源屬于緩慢釋放的碳源，短時(shí)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(jìn)行得并不徹底。當(dāng)HRT超過12 h，之后4 h對(duì)NO3--N去除率未產(chǎn)生明顯影響，但總體趨勢(shì)更加穩(wěn)定。

圖2（b）中，HRT為6、8、12 h時(shí)，其平均出水NH4+-N均在小范圍內(nèi)波動(dòng)，分別保持在0.916、1.36、1.46 mg/L，但HRT為16 h時(shí)，其出水NH4+-N明顯增長，平均NH4+-N在2.45 mg/L，這可能是因?yàn)樘荚吹倪^量釋放使水中碳氮比達(dá)到閾值，促進(jìn)了NO3--N異化還原為NH4+-N（DNRA）反應(yīng)的發(fā)生〔7-8〕。

圖2（c）中，HRT維持在6、8 h時(shí)NO2--N波動(dòng)較大，平均分別為0.716、0.507 mg/L；HRT為12、16 h時(shí)，NO2--N保持平穩(wěn)，平均分別為0.127、0.097 mg/L。這是因?yàn)殡S著HRT的延長，緩釋碳源已釋放出足夠電子，與反硝化細(xì)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(yīng)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(dāng)HRT為12、16 h時(shí)，平 均 出 水COD可 達(dá) 到60.8、69.6 mg/L，HRT為12 h時(shí)出水COD更低。

圖2 不同HRT下SBR的運(yùn)行情況Fig.2 SBR run status at different HRT

綜合考慮出水情況，認(rèn)為對(duì)于外加香茅/PS緩釋碳源的SBR反應(yīng)器，最佳水力停留時(shí)間為12 h。

2.1.2 進(jìn)水NO3--N負(fù)荷對(duì)SBR反硝化脫氮的影響

選用4個(gè)SBR反應(yīng)器進(jìn)行同步實(shí)驗(yàn)，控制硝酸鉀的量調(diào)節(jié)進(jìn)水NO3--N負(fù)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(jìn)水NO3--N負(fù)荷，結(jié)果見圖3。

由圖3可見，隨著進(jìn)水NO3--N負(fù)荷的提高，SBR 反應(yīng)器中NO3--N去除率明顯降低，出水COD呈下降趨勢(shì)，NH4+-N及NO2--N則顯著升高。

圖3（a）中，當(dāng)進(jìn)水NO3--N負(fù) 荷 為30 mg/L時(shí)，SBR反應(yīng)器的NO3--N去除率平均為84.3%；進(jìn)水NO3--N負(fù)荷 增 長到50 mg/L時(shí)，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(jìn)水NO3--N負(fù)荷增長到70 mg/L乃至90 mg/L時(shí)，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(fù)荷提供了大量電子受體，只有碳源提供足量的電子供體時(shí)才能實(shí)現(xiàn)較徹底的反硝化，使出水COD降低。隨著進(jìn)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(jìn)水NO3--N負(fù)荷下SBR的運(yùn)行情況Fig.3 SBR run status under different influent NO3--loading

圖3 （b）、（c）中，當(dāng)進(jìn)水NO3--N負(fù)荷低于50 mg/L時(shí)，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(shì)。這是因?yàn)檫M(jìn)水NO3--N負(fù)荷為30 mg/L時(shí)，無法維持適宜的碳氮比，促進(jìn)DNRA反應(yīng)生成NH4+-N；當(dāng)進(jìn)水NO3--N負(fù) 荷 為50 mg/L時(shí)，較 高 的NO3--N負(fù)荷和碳氮比有利于反硝化的進(jìn)行，DNRA反應(yīng)受到抑制〔10〕。當(dāng)進(jìn)水NO3--N負(fù)荷進(jìn)一步升高，過多的NO3--N會(huì)抑制反硝化細(xì)菌的代謝，使反硝化反應(yīng)無法徹底進(jìn)行，進(jìn)而導(dǎo)致NO3--N去除率降低，同時(shí)伴隨大量中間產(chǎn)物NO2--N的產(chǎn)生，旺盛的DNRA反應(yīng)促進(jìn)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(shí)，進(jìn)水NO3--N負(fù)荷低于50 mg/L，得到較好的脫氮效果。

2.1.3 廢水種類對(duì)SBR反硝化脫氮的影響

選用合成廢水和實(shí)際廢水分別進(jìn)行SBR反硝化脫氮實(shí)驗(yàn)，在相同運(yùn)行條件下探究了其對(duì)合成廢水與實(shí)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(yīng)器對(duì)實(shí)際廢水的NO3--N去除率平均達(dá)到84.1%，略高于合成廢水（80.7%），對(duì)兩者均有良好的處理效果，而對(duì)實(shí)際廢水的處理效果更勝一籌。但實(shí)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(biāo)準(zhǔn)》的一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)要求（COD<50 mg/L）。這是因?yàn)閷?shí)際廢水中含有一定量的碳水化合物、脂肪、蛋白質(zhì)等有機(jī)物，以及鐵、錳、鎳等微量元素，使得碳氮比升高，雖促進(jìn)了反硝化進(jìn)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(yīng)將NO3--N轉(zhuǎn)化為NH4+-N〔11〕，因而呈現(xiàn)波動(dòng)趨勢(shì)。

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

綜合考慮出水情況，對(duì)實(shí)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(biāo)準(zhǔn)要求。

2.2 反應(yīng)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(yīng)器中反應(yīng)前后的門、屬水平的變化情況。其中S1、S2、S3、S4是僅經(jīng)4個(gè)SBR反應(yīng)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(yīng)器脫氮后的反硝化污泥樣品〔圖5（b）、（d）〕。實(shí)驗(yàn)中，反應(yīng)器R1、R2分別探究了進(jìn)水NO3--N負(fù)荷為30、70、50、90 mg/L時(shí)對(duì)脫氮的影響，反應(yīng)器R3探究了SBR反應(yīng)器的HRT對(duì)脫氮的影響，反應(yīng)器R4探究廢水種類對(duì)脫氮的影響，各反應(yīng)器均投加120 g香茅/PS緩釋碳源，其余運(yùn)行條件保持一致。

圖5 實(shí)驗(yàn)前后4個(gè)樣品細(xì)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(shí)驗(yàn)前，SBR反應(yīng)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(shí)驗(yàn)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(dá)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(yīng)用，且其多數(shù)為兼性或?qū)Ｐ詤捬酢愷B(yǎng)菌種〔12-13〕。擬桿菌門是廣泛存在于人或動(dòng)物的腸道中的化能有機(jī)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(jī)酸和低級(jí)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(shí)驗(yàn)后SBR反應(yīng)器內(nèi)擬桿菌門比例上升與預(yù)期相符。

由圖5（c）可知，實(shí)驗(yàn)前，反應(yīng)器R1與R2內(nèi)的菌屬豐度十分接近，反應(yīng)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(jìn)行反硝化，亦能在厭氧條件下進(jìn)行異養(yǎng)反硝化〔15〕，在反應(yīng)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(yīng)器R3和R4也占據(jù)不小比例，分別達(dá)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(yīng)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(yīng)器R1和R2中分別占15.0%、13.7%，可進(jìn)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(yīng)器的脫氮能力〔19〕，而Terrimonas菌屬可進(jìn)行好氧反硝化〔20〕。

由圖5（d）可知，在屬水平上，實(shí)驗(yàn)后SBR反應(yīng)器內(nèi)部的群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，其中R1、R2反應(yīng)器中菌屬分布較均勻，并未出現(xiàn)優(yōu)勢(shì)菌屬；在R3、R4反應(yīng)器中，假黃色單胞菌屬（Pseudoxanthmonas）和副球菌屬（Paracoccus）成為明顯的優(yōu)勢(shì)菌屬。作為一種能有效降解廢水中有機(jī)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(yīng)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(shí)驗(yàn)后相對(duì)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(yīng)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(jī)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(duì)難降解有機(jī)物進(jìn)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(shí)，SBR反應(yīng)器的最佳HRT為12 h，最大進(jìn)水NO3--N負(fù)荷為50 mg/L，同時(shí)因?yàn)閷?shí)際廢水成分更加復(fù)雜，營養(yǎng)物質(zhì)更豐富，其反硝化脫氮效果更優(yōu)異。

（2）實(shí)驗(yàn)前后SBR反應(yīng)器中的污泥發(fā)生顯著改變。實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)后，個(gè)別反應(yīng)器內(nèi)變形菌門的比例升高，在屬水平上，反應(yīng)器R1、R2菌屬分布均勻，未出現(xiàn)優(yōu)勢(shì)菌種，反應(yīng)器R3、R4則出現(xiàn)假黃色單胞菌屬的優(yōu)勢(shì)菌屬。