王 林，張浩浩，2，吳興海，3，李詠梅

（1.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海200092；2.鄭州市規(guī)劃勘測(cè)設(shè)計(jì)研究院，河南鄭州450052；3.上海水業(yè)設(shè)計(jì)工程有限公司，上海200092）

水體中氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素過(guò)高是導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化的重要因素之一，而污水處理廠是重要的排放來(lái)源。污水中的磷可通過(guò)化學(xué)除磷的方式得以強(qiáng)化去除，而污水中的氮?jiǎng)t主要通過(guò)生物脫氮的方式得以實(shí)現(xiàn)。目前，國(guó)內(nèi)普遍采用的污水處理工藝主要有厭氧-缺氧-好氧（A2O）和缺氧-好氧（AO）工藝等，出水水質(zhì)能達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB18918―2002）一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)，但是總氮（TN）濃度不能滿足更為嚴(yán)格的地方標(biāo)準(zhǔn)［1］。例如，安徽省巢湖市執(zhí)行的《巢湖流域城鎮(zhèn)污水處理廠和工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》（DB34/2710―2016）Ⅰ類城鎮(zhèn)污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)就規(guī)定污水處理廠出水的TN質(zhì)量濃度需要穩(wěn)定在10 mg·L-1以下。因此，如何采用高效的深度處理工藝實(shí)現(xiàn)氮的深度去除是亟待解決的問(wèn)題。

反硝化生物濾池具有良好的生物脫氮性能，是近年的研究熱點(diǎn)。在傳統(tǒng)生物濾池的基礎(chǔ)上，借鑒了曝氣生物濾池和生物接觸氧化法的設(shè)計(jì)思路，反硝化生物濾池是將生物脫氮和物理截留過(guò)濾集于一體的新型污水深度處理工藝，具有投資費(fèi)用少、占地面積小、脫氮效果好等優(yōu)點(diǎn)［2-4］。本課題組利用無(wú)水乙酸鈉為外加碳源，在實(shí)驗(yàn)室研究了碳氮比（C/N比）對(duì)以生物陶粒和石英砂為濾料構(gòu)建的反硝化生物濾池脫氮效果的影響［5］。不管是以生物陶粒為濾料還是以石英砂為濾料，構(gòu)建的反硝化生物濾池對(duì)硝酸鹽和TN均具有很好的去除效果，并推薦最佳的C/N比為4。然而，為了進(jìn)一步優(yōu)化關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)并指導(dǎo)實(shí)際運(yùn)行，還需要更大規(guī)模的試驗(yàn)驗(yàn)證。吳正雙等［6］在保證外加碳源——甲醇充足的條件下，研究了不同季節(jié)下水力負(fù)荷對(duì)中試規(guī)模反硝化生物濾池運(yùn)行的影響。結(jié)果表明，冬季以低水力負(fù)荷（5 m·h-1）運(yùn)行才能保證出水-N質(zhì)量濃度低于10 mg·L-1，而夏季在高水力負(fù)荷（8 m·h-1）下運(yùn)行出水-N質(zhì)量濃度也能達(dá)到10 mg·L-1以下。一般來(lái)說(shuō)，排放標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的是TN濃度而不是-N濃度，因此研究具有一定的局限性。杜創(chuàng)等［7］以出水TN濃度為指標(biāo)考察了不同水力負(fù)荷對(duì)工業(yè)園區(qū)污水處理廠尾水的脫氮效果。當(dāng)反硝化生物濾池中試系統(tǒng)的水力負(fù)荷控制為6.3 m·h-1，進(jìn)水TN質(zhì)量濃度不高于12.86 mg·L-1時(shí)，出水TN質(zhì)量濃度穩(wěn)定在5.00 mg·L-1以下。綜上，已有研究主要集中于外加碳源的種類、投加比例以及水力負(fù)荷等因素對(duì)反硝化生物濾池脫氮效果的影響［2-7］，但并未對(duì)實(shí)際污水中已有碳源的利用情況進(jìn)行評(píng)價(jià)［8-9］。此外，劉智斌等［10］在研究厭氧生物濾池時(shí)發(fā)現(xiàn)溫度對(duì)污染物的去除效果影響較大，其中功能性微生物——乙酸型產(chǎn)甲烷功能菌群豐度的提高是保證系統(tǒng)對(duì)污染物有較好去除效果的根本原因。對(duì)于反硝化生物濾池，吳正雙等［6］從水力負(fù)荷的角度出發(fā)對(duì)夏冬2個(gè)季節(jié)下系統(tǒng)的運(yùn)行效果進(jìn)行了初步研究，但以出水NO-3-N濃度為考核指標(biāo)，并不能與排放標(biāo)準(zhǔn)中TN這一指標(biāo)完全對(duì)應(yīng)。因此，除了水力負(fù)荷和C/N比外，還需進(jìn)一步考察溫度對(duì)反硝化生物濾池運(yùn)行效果的影響，并對(duì)系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)微生物菌群進(jìn)行全面鑒定，從而明確脫氮機(jī)理。

以巢湖市某污水處理廠實(shí)際二級(jí)出水為進(jìn)水，開(kāi)展了中試規(guī)模的反硝化生物濾池深度脫氮運(yùn)行效能研究。考察了水力負(fù)荷、C/N比以及溫度等關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)對(duì)系統(tǒng)脫氮效果的影響，進(jìn)一步通過(guò)進(jìn)水、出水中有機(jī)物組分解析對(duì)二級(jí)出水原水中碳源的利用情況進(jìn)行了評(píng)價(jià)，最后通過(guò)微生物菌群分析對(duì)系統(tǒng)的脫氮機(jī)理進(jìn)行了初探，研究結(jié)果可為反硝化生物濾池的實(shí)際運(yùn)行提供指導(dǎo)。

1 試驗(yàn)材料和方法

1.1 中試系統(tǒng)的構(gòu)建

反硝化生物濾池中試系統(tǒng)主要由濾池主體、碳源投加系統(tǒng)以及反沖洗系統(tǒng)構(gòu)成，中試系統(tǒng)示意圖如圖1a所示，實(shí)物圖如圖1b所示。

圖1 反硝化生物濾池中試系統(tǒng)示意圖和實(shí)物圖Fig.1 Schematic diagram of pilot-scale denitrification biofilter system and picture of real pilot-scale denitrification biofilter system

反硝化生物濾池的主體為鋼結(jié)構(gòu)，總高為6.5 m，從上至下分別是跌水區(qū)、填料層、承托層和集水區(qū)，高度分別為2.90 m、2.55 m、0.65 m和0.40 m。填料層的濾料為普通石英砂，粒徑為2～3 mm；承托層由鵝卵石和濾磚組成，高度分別為0.20 m和0.45 m。

碳源投加系統(tǒng)主要由碳源儲(chǔ)箱和碳源計(jì)量泵組成，碳源原料為工業(yè)級(jí)乙酸鈉（質(zhì)量分?jǐn)?shù)58%～60%），按照試驗(yàn)研究對(duì)C/N比的控制要求進(jìn)行精準(zhǔn)投加。

反沖洗系統(tǒng)主要由反洗鼓風(fēng)機(jī)和反洗水泵組成，通過(guò)對(duì)中試系統(tǒng)進(jìn)行氣、水以及氣水聯(lián)合反沖洗來(lái)保證系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行。

1.2 進(jìn)水水質(zhì)及中試系統(tǒng)的啟動(dòng)

反硝化生物濾池中試系統(tǒng)的進(jìn)水為安徽省巢湖市某污水處理廠高效沉淀池的出水，具體水質(zhì)情況如表1所示。為了保證中試系統(tǒng)的脫氮效果，通過(guò)投加無(wú)水乙酸鈉進(jìn)行C/N比調(diào)控。

表1 進(jìn)水水質(zhì)Tab.1 Characteristics of the influent

反硝化生物濾池中試系統(tǒng)采用自然掛膜法進(jìn)行系統(tǒng)掛膜啟動(dòng)，掛膜啟動(dòng)期間系統(tǒng)的水力負(fù)荷為2.5 m·h-1，C/N比為4，運(yùn)行溫度為10～14℃。經(jīng)過(guò)32 d的啟動(dòng)運(yùn)行，中試系統(tǒng)出水中NH3-N、NO-3-N、TN以及CODcr質(zhì)量濃度分別穩(wěn)定在0.25 mg·L-1、5.20 mg·L-1、7.00 mg·L-1和20.00 mg·L-1左右，相應(yīng)的去除率分別穩(wěn)定在35.7%、71.9%、65.6%和75.0%左右。各主要水質(zhì)指標(biāo)均達(dá)到了《巢湖流域城鎮(zhèn)污水處理廠和工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》（DB34/2710―2016）的Ⅰ類城鎮(zhèn)污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)，而TN質(zhì)量濃度穩(wěn)定在10 mg·L-1以下，此時(shí)認(rèn)為中試系統(tǒng)已掛膜完成。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 運(yùn)行效能

在反硝化生物濾池中試系統(tǒng)運(yùn)行期間主要考察了水力負(fù)荷、C/N比以及溫度等對(duì)系統(tǒng)脫氮效果的影響，每次只改變一個(gè)運(yùn)行參數(shù)，監(jiān)測(cè)運(yùn)行參數(shù)改變對(duì)NH3-N、NO-3-N、NO-2-N、TN和CODcr等去除的影響。反硝化生物濾池中試系統(tǒng)關(guān)鍵運(yùn)行參數(shù)的運(yùn)行條件如表2所示。

表2 反硝化生物濾池中試系統(tǒng)運(yùn)行條件Tab.2 Operational conditions of pilot-scale denitrification biofilter system

中試系統(tǒng)運(yùn)行效能研究期間，每隔一天對(duì)反硝化生物濾池進(jìn)行一次反沖洗。具體反沖洗方式為：首先，進(jìn)行單獨(dú)氣沖洗，氣體體積流量80 m3·h-1，時(shí)長(zhǎng)3 min；然后，進(jìn)行氣水聯(lián)合反沖洗，氣體體積流量80 m3·h-1，水體積流量10 m3·h-1，時(shí)長(zhǎng)15 min；最后，進(jìn)行單獨(dú)水沖洗，水體積流量10 m3·h-1，時(shí)長(zhǎng)3 min。

1.3.2 進(jìn)出水中有機(jī)物組分

在水力負(fù)荷5 m·h-1、C/N比4、進(jìn)水溫度24～27℃下，中試系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后，利用氣相色譜-質(zhì)譜儀（GC-MS，Thermo Focus DSQ，美國(guó)）對(duì)污水處理廠高效沉淀池出水（即反硝化生物濾池中試系統(tǒng)中不外加碳源的原水）和反硝化生物濾池中試系統(tǒng)處理后出水中的有機(jī)組分進(jìn)行分析，考察反硝化生物濾池中試系統(tǒng)對(duì)原水中有機(jī)物的利用情況。

1.3.3 微生物菌群

在水力負(fù)荷5 m·h-1、C/N比4、進(jìn)水溫度24～27℃下，中試系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后，利用高通量測(cè)序?qū)Ψ聪趸餅V池中試系統(tǒng)內(nèi)微生物菌群進(jìn)行分析。

1.4 分析項(xiàng)目及檢測(cè)方法

試驗(yàn)研究期間采用標(biāo)準(zhǔn)方法對(duì)NH3-N、和CODcr等常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行測(cè)定［11］。利用便攜式pH計(jì)（JENCO 6010，中國(guó)）、便攜式溶解氧儀（哈希HQ30d，美國(guó)）、水溫檢測(cè)儀（A188，科瑞德，中國(guó)）對(duì)進(jìn)水pH值、溶解氧以及溫度進(jìn)行測(cè)定。

反硝化生物濾池進(jìn)出水中有機(jī)組分利用GCMS進(jìn)行測(cè)定。具體步驟為：將1 L樣品用1 L二氯甲烷分3次進(jìn)行等比例液-液萃取，萃取后加入無(wú)水硫酸鈉進(jìn)行脫水，再將脫水后的萃取液放在旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀中濃縮至1 mL，最后利用GC-MS對(duì)濃縮后的樣品進(jìn)行測(cè)定。GC-MS的色譜條件為：色譜柱采用HP-5 MS（30.00 m×0.25 mm×0.25μm）；進(jìn)樣口溫度為250℃；起始溫度為60℃，保持2 min，以30℃·min-1的速率升至270℃，保持5 min，最后在250℃下運(yùn)行3 min。載氣為氦氣，流速為25 mL·min-1，分流比為10∶1，進(jìn)樣量為1μL。質(zhì)譜條件為電子電離，電離能為70 eV，離子源溫度為220℃，傳輸線溫度為250℃，掃描范圍為41～450 amu，質(zhì)譜標(biāo)準(zhǔn)庫(kù)為NIST（National Institute of Standards and Technology）數(shù)據(jù)庫(kù)。

利用高通量測(cè)序?qū)Ψ聪趸餅V池中試系統(tǒng)內(nèi)微生物菌群進(jìn)行分析，根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)方法將來(lái)自樣品的擴(kuò)增子采用2×250 bp雙端測(cè)序法在Illimina Miseq平臺(tái)上進(jìn)行測(cè)序，通過(guò)比對(duì)Silva 128/16s數(shù)據(jù)庫(kù)（Release 128http：//www.arb-silva.de），從 門(mén)（Phylum）、綱（Class）、目（Order）、科（Family）和屬（Genus）等不同分類水平對(duì)反硝化生物濾池中試系統(tǒng)內(nèi)微生物菌群進(jìn)行分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 中試系統(tǒng)的運(yùn)行效能

2.1.1 水力負(fù)荷的影響

不同水力負(fù)荷下中試系統(tǒng)的運(yùn)行效果如圖2所示。在水力負(fù)荷為3 m·h-1、4 m·h-1、5 m·h-1和6 m·h-1下，中試系統(tǒng)對(duì)CODcr的平均去除率分別為60.2%、68.6%、62.9%和48.6%。結(jié)果表明，在水力負(fù)荷為3～5 m·h-1時(shí)，中試系統(tǒng)對(duì)CODcr的去除率均穩(wěn)定在60%以上；當(dāng)水力負(fù)荷繼續(xù)增加至6 m·h-1時(shí)，CODcr的平均去除率下降至48.6%。原因在于［12］：水力負(fù)荷過(guò)大時(shí)，有機(jī)物在系統(tǒng)中的停留時(shí)間變短，不利于生物膜對(duì)CODcr的有效利用；水力負(fù)荷過(guò)大時(shí)，較快的水流速度對(duì)生物膜的沖刷作用也變強(qiáng)，這不僅不利于生物膜的生長(zhǎng)，也會(huì)使生物膜變薄并過(guò)早脫落。

圖2 水力負(fù)荷對(duì)各污染物的去除效果Fig.2 Effect of hydraulic loading on removal of each pollutant

當(dāng)水力負(fù)荷從3 m·h-1提高至4 m·h-1時(shí)，中試系統(tǒng)對(duì)NH3-N的平均去除率從15.9%提高至36.1%，但是當(dāng)水力負(fù)荷繼續(xù)提高至5 m·h-1和6 m·h-1時(shí)，NH3-N的平均去除率分別降低至23.7%和27.8%。原因在于［4］：過(guò)快的濾速減少了NH3-N與生物膜的接觸時(shí)間，不利于NH3-N在濾料表面生物膜中的吸附與傳遞；過(guò)快的濾速加大了水流的剪切力，加劇了濾料表面正常生物膜的脫落，從而抑制了濾池中菌群對(duì)NH3-N的利用。此外，反硝化生物濾池內(nèi)部處于厭氧環(huán)境，并不利于硝化菌的生長(zhǎng)，這與后續(xù)對(duì)微生物菌群分析的結(jié)果一致，在中試系統(tǒng)中未并發(fā)現(xiàn)硝化菌。因此，中試系統(tǒng)內(nèi)NH3-N濃度的降低主要是NH3-N作為微生物的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)被利用所致，而通過(guò)硝化作用對(duì)NH3-N的去除較小。

結(jié)合CODcr和氮的去除效果，中試系統(tǒng)運(yùn)行較優(yōu)的水力負(fù)荷為4 m·h-1和5 m·h-1，而當(dāng)處理水量一定時(shí)，采用較大的水力負(fù)荷可以節(jié)約處理時(shí)間。因此，在后續(xù)研究過(guò)程中將水力負(fù)荷控制在5 m·h-1。

2.1.2 C/N比的影響

不同C/N比下中試系統(tǒng)的運(yùn)行效果如圖3所示。在C/N比為3、4和5時(shí)，中試系統(tǒng)對(duì)CODcr的平均去除率分別為61.7%、62.8%和56.7%。在C/N比為3和4時(shí)，系統(tǒng)對(duì)CODcr的去除效果較高，并且系統(tǒng)出水中CODcr濃度與未外加碳源時(shí)（即高效沉淀池原水）的濃度相當(dāng)，表明加入的無(wú)水乙酸鈉得到了充分利用。然而，繼續(xù)將C/N比從4提高至5時(shí)，系統(tǒng)對(duì)CODcr的去除率下降了6.1%，此時(shí)外加碳源超過(guò)了系統(tǒng)反硝化所需的碳源，這會(huì)造成碳源的浪費(fèi)以及出水CODcr濃度的增加。

圖3 C/N比對(duì)各污染物的去除效果Fig.3 Effect of C/N ratio on removal of each pollutant

在C/N比為3、4和5時(shí)，中試系統(tǒng)對(duì)NH3-N的平均去除率分別為30.2%、39.4%和40.5%?？傮w來(lái)說(shuō)，C/N比對(duì)NH3-N的去除影響不大，但是C/N比為4和5時(shí)，中試系統(tǒng)對(duì)NH3-N的去除效果略好于C/N比為3時(shí)的去除效果。由于反硝化生物濾池內(nèi)部主要是厭氧環(huán)境，反硝化菌群是優(yōu)勢(shì)的微生物菌群［5］，因此微生物的同化作用是系統(tǒng)對(duì)NH3-N去除的主要方式。C/N比越高越有利于微生物的生長(zhǎng)，這導(dǎo)致了同化作用對(duì)NH3-N去除效果的提高。

在C/N比為3、4和5時(shí)，中試系統(tǒng)對(duì)TN的平均去除率分別為41.5%、67.3%和68.0%。當(dāng)C/N比從3提高至4時(shí)，系統(tǒng)對(duì)TN的平均去除率提高了25.8%，而繼續(xù)提高C/N比，TN的平均去除率幾乎不變。因此，C/N比為4時(shí)就能夠滿足生物脫氮對(duì)碳源的需求，系統(tǒng)出水TN質(zhì)量濃度也能穩(wěn)定在5 mg·L-1左右。

結(jié)合CODcr和氮的去除效果，推薦的C/N比為4。雖然在C/N比為5時(shí)中試系統(tǒng)也有較好的脫氮效果，但是會(huì)造成一定程度的碳源浪費(fèi)以及出水CODcr濃度的增加。

2.1.3 溫度的影響

進(jìn)水溫度為15～19℃（平均水溫為17℃）和24～27℃（平均水溫為25℃）下中試系統(tǒng)的運(yùn)行效果如圖4所示。在平均水溫為17℃和25℃下，中試系統(tǒng)對(duì)CODcr的平均去除率分別為55.9%和62.8%，出水CODcr的質(zhì)量濃度范圍分別為24.2～35.5 mg·L-1和21.8～23.9 mg·L-1。可以看出，在進(jìn)水溫度較高的情況下，CODcr的去除效果要優(yōu)于進(jìn)水溫度較低的情況，但是2種溫度條件下出水CODcr均能滿足《巢湖流域城鎮(zhèn)污水處理廠和工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》（DB34/2710―2016）的Ⅰ類城鎮(zhèn)污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)。

圖4 溫度對(duì)各污染物的去除效果Fig.4 Effect of temperature on removal of each pollutant

在平均進(jìn)水溫度為17℃和25℃下，中試系統(tǒng)對(duì)NH3-N的平均去除率分別為23.7%和39.4%，出水NH3-N的質(zhì)量濃度范圍分別為0.25～0.45 mg·L-1和0.10～0.30 mg·L-1。反硝化生物濾池系統(tǒng)內(nèi)的NH3-N主要通過(guò)反硝化菌的同化作用得以去除，而溫度較高時(shí)更利于反硝化菌的生長(zhǎng)，因此溫度較高時(shí)NH3-N的去除有所提高。總體來(lái)說(shuō)，2種溫度條件下出水中NH3-N的濃度均較低。

在平均進(jìn)水溫度為17℃和25℃下，中試系統(tǒng)對(duì)TN的平均去除率分別為55.0%和67.3%，出水TN的質(zhì)量濃度范圍分別為8.1～9.6 mg·L-1和4.6～5.1 mg·L-1。雖然在溫度較高時(shí)，中試系統(tǒng)的生物脫氮能力有所提高，但是即使在較低溫度條件下，中試系統(tǒng)的出水TN質(zhì)量濃度也小于10 mg·L-1，滿足《巢湖流域城鎮(zhèn)污水處理廠和工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》（DB34/2710―2016）的Ⅰ類城鎮(zhèn)污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定的TN質(zhì)量濃度小于10 mg·L-1的排放限值。吳正雙等［6］的研究發(fā)現(xiàn)，在保證外加碳源充足的條件下，將反硝化生物濾池的水力負(fù)荷控制在5 m·h-1，系統(tǒng)在夏冬兩季不同溫度條件下出水的-N質(zhì)量濃度可穩(wěn)定在10 mg·L-1以下。本研究中反硝化生物濾池中試系統(tǒng)的進(jìn)水水質(zhì)與之相當(dāng)，控制的運(yùn)行條件也較為接近，但是系統(tǒng)出水-N質(zhì)量濃度穩(wěn)定在7.1 mg·L-1以下，TN質(zhì)量濃度穩(wěn)定在9.6 mg·L-1以下，表明本研究中反硝化生物濾池中試系統(tǒng)的反硝化效果要優(yōu)于已有研究［6］。

2.2 中試系統(tǒng)進(jìn)出水有機(jī)物組分

在反硝化生物濾池中試系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定后，利用GC-MS對(duì)系統(tǒng)進(jìn)水、出水中的有機(jī)物組分進(jìn)行測(cè)定，總離子流色譜圖（TIC）如圖5所示。由系統(tǒng)進(jìn)水、出水的TIC可以看出，進(jìn)水、出水中離子強(qiáng)度較高的有機(jī)物基本一致，將其與NIST數(shù)據(jù)庫(kù)進(jìn)行比對(duì)，檢測(cè)到的有機(jī)物信息如表3所示。由表3可以看出，反硝化生物濾池進(jìn)出水中的有機(jī)物成分主要包括烷烴類、含氯和苯類有機(jī)物，并且主要為長(zhǎng)鏈烷烴。其中，正十二烷、4，7-二甲基十一烷、正十五烷、正十六烷、2，4-二甲基苯甲醛、2-甲基十三烷、正二十一烷、2-甲基十八烷、2-甲基十九烷和2-甲基二十烷在TIC圖中的相對(duì)豐度較高。此外，和進(jìn)水相比，中試系統(tǒng)出水中新檢測(cè)到6種有機(jī)物，均為長(zhǎng)鏈烷烴，即三十一烷、2-甲基二十六烷、正二十四烷、9-己基十七烷、7-己基二十烷和二十烷基環(huán)己烷。這與黃滿紅［14］對(duì)實(shí)際污水中有機(jī)物組分分析結(jié)果一致，認(rèn)為烷烴類尤其是長(zhǎng)鏈烷烴在污水中廣泛存在，而這些物質(zhì)并不能在污水處理過(guò)程中得到有效去除。

表3 反硝化生物濾池進(jìn)水和出水中有機(jī)物組分Tab.3 Organic compounds in influent and effluent of pilot-scale denitrification biofilter

圖5 反硝化生物濾池進(jìn)水和出水的GC-MS總離子流色譜圖Fig.5 Total ion chromatogram of influent and effluent of denitrification biofilter

已有研究表明［5］，在反硝化過(guò)程中，小分子有機(jī)物更容易被反硝化微生物利用，而大分子有機(jī)物則不易被有效利用。和高效沉淀池出水（即中試系統(tǒng)未外加碳源的原水）相比，外加的無(wú)水乙酸鈉屬于更易于被反硝化菌利用的小分子有機(jī)物，而原水中的大分子有機(jī)物很難被反硝化菌利用來(lái)參與生物脫氮過(guò)程，這與進(jìn)出水中主要有機(jī)物及相對(duì)豐度基本相同的結(jié)果一致。此外，GC-MS的分析結(jié)果也與之前的運(yùn)行效果研究結(jié)果一致，在不同工況下，當(dāng)進(jìn)水中外加碳源被充分利用時(shí)，系統(tǒng)出水中CODcr濃度與進(jìn)水原水中CODcr濃度相當(dāng)，這也從側(cè)面證明了系統(tǒng)反硝化過(guò)程中主要利用的碳源是外加的無(wú)水乙酸鈉，而原水中的有機(jī)物不能被有效利用。

2.3 中試系統(tǒng)微生物菌群

在反硝化生物濾池系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后，從填料表面提取生物膜，利用高通量測(cè)序?qū)ξ⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)進(jìn)行分析，各類水平上微生物相對(duì)豐度如表4所示。結(jié)果表明，在門(mén)水平上，主要的優(yōu)勢(shì)菌群有變形菌門(mén)（Proteobacteria，占 比70.99%）、擬桿菌 門(mén)（Bacteroidetes，占比4.33%）和厚壁菌門(mén)（Firmicutes，占比0.55%），三者相對(duì)豐度占了總菌群數(shù)的75.87%，其中Proteobacteria占比最大，為70.99%。Proteobacteria被認(rèn)為是活性污泥以及生物膜中與氮、磷等營(yíng)養(yǎng)鹽去除密切相關(guān)的優(yōu)勢(shì)微生物，在很多活性污泥系統(tǒng)和膜生物反應(yīng)器中被頻繁檢出［15］。此外，Bacteroidetes和Firmicutes是兩類能夠促進(jìn)氮被有效利用的微生物。因此，中試系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌群主要是與營(yíng)養(yǎng)鹽去除，尤其是氮的去除相關(guān)的微生物。

表4 反硝化生物濾池中試系統(tǒng)中各類水平上微生物群落的相對(duì)豐度Tab.4 Relative abundances of microbial community at different levels in pilot-scale denitrification biofilter system

在綱水平上，相對(duì)豐度前三的均為變形菌綱，相對(duì)豐度從大到小依次為β-變形菌綱（Betaproteobacteria，占比40.98%）、α-變形菌綱（Alphaproteobacteria，占比26.11%）和γ-變形菌綱（Gammaproteobacteria，占比3.90%），這些細(xì)菌被認(rèn)為在污水的氮、磷去除過(guò)程中發(fā)揮著十分重要的作用［16］。在目水平上，相對(duì)豐度排名前三的細(xì)菌為嗜甲基菌目（Methylophilales，占比28.7%）、根瘤菌目（Rhizobiales，占比17.10%）和紅桿菌 目（Rhodobacterales，占 比9.01%），其 中Methylophilales屬于β-變形菌綱，而Rhizobiales和Rhodobacterales屬于α-變形菌綱。在科水平上，相對(duì)豐度較大的科為嗜甲基菌科（Methylophilaceae，占比28.70%）、生絲微菌科（Hyphomicrobiaceae，占比17.10%）和紅桿菌科（Rhodobacteraceae，占 比9.01%）。研究表明，Methylophilaceae和Hyphomicrobiaceae是常見(jiàn)的反硝化菌，易在反硝化系統(tǒng)中富集［17］。此外，從毛單胞菌科（Comamonadaceae，占比4.26%）的相對(duì)豐度也較高，其是兼性厭氧型細(xì)菌，具備很強(qiáng)的生物脫氮能力［16-17］。

在屬水平上，反硝化生物濾池中試系統(tǒng)中共檢測(cè)到了91個(gè)屬的細(xì)菌，其中相對(duì)豐度大于0.5%的屬有14個(gè)。相對(duì)豐度排名前三的屬分別為甲基嬌養(yǎng)桿菌屬（Methylotenera，占比26.10%）、生絲微菌屬（Hyphomicrobium，占比17.10%） 和Methyloversatilis（占比8.02%），這3個(gè)屬分別屬于嗜甲基菌科、生絲微菌科和紅環(huán)菌科。Methylotenera是一種甲烷氧化菌，同時(shí)也是一種同步硝化反硝化細(xì)菌，具備利用小分子有機(jī)物實(shí)現(xiàn)好氧反硝化的能力［18-19］，而Hyphomicrobium和Methyloversatilis是傳統(tǒng)反硝化細(xì)菌，具備利用單碳或多碳化合物實(shí)現(xiàn)脫氮的能力［19-21］。此外，副球菌屬（Paracoccus，占比7.19%）的相對(duì)豐度也較高，也屬于同步硝化反硝化菌，是能在好氧狀態(tài)下將氨氮轉(zhuǎn)化成硝態(tài)氮并同步實(shí)現(xiàn)反硝化的一類細(xì)菌［22-23］。反硝化生物濾池進(jìn)水中含有一定量的氧氣（3.9～6.4 mg·L-1），隨著進(jìn)水過(guò)程將氧氣帶入反硝化生物濾池系統(tǒng)內(nèi)部，從而使系統(tǒng)內(nèi)部形成低氧或者微氧環(huán)境，這有利于同步硝化反硝化菌的生長(zhǎng)。

在反硝化生物濾池系統(tǒng)內(nèi)部，占據(jù)優(yōu)勢(shì)的微生物主要是利于有機(jī)物尤其是小分子有機(jī)物實(shí)現(xiàn)生物脫氮的細(xì)菌，不僅傳統(tǒng)反硝化細(xì)菌（如Hyphomicrobium、Methyloversatilis等）的相對(duì)豐度較高，同步硝化反硝化細(xì)菌的相對(duì)豐度也較高（如Methylotenera、Paracoccus等），以上優(yōu)勢(shì)菌種的存在保證了反硝化生物濾池系統(tǒng)高效的生物脫氮效果。

3 結(jié)論

（1）綜合考慮反硝化生物濾池中試系統(tǒng)對(duì)CODcr和TN的去除效果，推薦的水力負(fù)荷和C/N比分別為5 m·h-1和4，此時(shí)系統(tǒng)對(duì)CODcr和TN的去除率分別為62.8%和67.3%；在溫度為15～27℃時(shí)，中試系統(tǒng)出水各主要指標(biāo)均能滿足《巢湖流域城鎮(zhèn)污水處理廠和工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》（DB34/2710―2016）的Ⅰ類城鎮(zhèn)污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)，而TN質(zhì)量濃度穩(wěn)定在10 mg·L-1以下。

（2）二級(jí)出水原水中的有機(jī)物難以被有效利用進(jìn)行生物脫氮，外加的小分子有機(jī)物，如無(wú)水乙酸鈉是反硝化生物濾池中試系統(tǒng)深度脫氮的主要碳源。

（3）在中試系統(tǒng)中，不但Hyphomicrobium和Methyloversatilis等傳統(tǒng)反硝化細(xì)菌的相對(duì)豐度較高（占25.12%），而且Methylotenera和Paracoccus等同步硝化反硝化細(xì)菌的相對(duì)豐度也較高（占33.29%），以上優(yōu)勢(shì)菌種的存在保證了系統(tǒng)的高效脫氮效果。