1 引言(Introduction)
近年來，隨著工業的發展，大量富含硫的廢水隨之產生.如煉油、制藥、制革、垃圾滲濾液等廢水，在厭氧處理過程中產生大量有毒含硫副產物.因這些含硫廢水對水體生物具有高毒性，對設備管道具有強腐蝕性，及易散發惡臭氣體H2S等因素，因此，必須在排放前進行有效的脫硫處理.目前市場應用的主要的脫硫方法是物理化學法，但反應條件高、需要加入催化劑，而且還會腐蝕管道設備及產生二次污染等缺點, 正嚴重限制它的使用.與傳統的物理化學方法相比，生物法具有去除效率高，工藝設備簡單，管理維護方便，運行費用低，二次污染少，可生成單質硫回收礦質資源等優點，因而正逐漸成為研究熱門.生物脫硫法主要分為好氧脫硫和厭氧脫硫.好氧脫硫是利用O2作為電子受體，將硫化物氧化成單質硫或硫酸鹽.但這種方法能耗高，反應產物不易控制.厭氧脫硫主要是指利用NOx--N作為電子受體，將硫化物氧化成單質硫或硫酸鹽.厭氧脫硫法反應條件溫和，耗能少而且可以達到以廢治廢的目的，從而實現廢水脫硫、單質硫的回收利用.而且NOx--N作為一種水體污染物來源廣泛，如氮肥廠廢水、廢水處理廠廢水和沼氣站廢水中.長期接觸受NOx--N污染的自來水將嚴重威脅人類的身體健康，特別是孕婦和嬰幼兒.它能引發胃癌，高鐵血紅蛋白癥和霍奇全淋巴癌等疾病.因此，將廢水脫硫、脫氮耦聯起來，以廢水中硫化物為電子供體，硝酸鹽為電子受體，同步實現廢水脫硫耦聯反硝化脫氮反應(SDD)，實現污染治理的目的，為含硫含氮廢水治理提供了一個很好的思路.具體實現方式如方程(1)(2)所示.
實現SDD關鍵性因素包括溫度、pH值、填料、S/N比等.通過反應方程式(1)、(2)可知，當NO3-含量被限制時，S2-僅僅被氧化成S0.而當NO3-含量充足時，S2-完全被氧化成SO42-.這意味著S/N摩爾比是控制副產物種類的關鍵性因素.填料作為微生物生存的載體，它能提高微生物與廢水有效接觸面，對SDD過程起著很重要的影響.而且，填料的經濟性對控制工程成本也至關重要.因此，本文的研究重點主要是構建SDD反應器，并研究填料、進水S/N摩爾比對SDD過程的影響.借助SEM掃描電鏡和16S rRNA高通量測序技術研究構建的反應器中微生物群落結構特征.
2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 反應器的搭建
反應器為自行設計的生物滴濾塔，4組反應器結構均相同，由有機玻璃加工而成.反應器呈圓柱形，直徑120 mm，總高度1500 mm，填料層高度1200 mm，有效容積13.5 L.裝置設置在恒溫(28±2) ℃環境中.通過蠕動泵(Longer Pump BT 300-2J)進行水循環，循環液流量通過玻璃轉子流量計(LZB-10F)精密控制.排氣口通過水封進行密封.實驗裝置如圖 1所示.
圖 1 實驗裝置示意圖 (1.排水口;2.止回閥;3.循環泵;4.玻璃轉子流量計;5.篩板;6.排氣口;7.布液器;8.取樣口;9.檢測器;10.水封)
2.2 接種物及掛膜培養
接種物來源于市政廢水處理廠二沉池回流活性泥及沼氣池中沼液.掛膜前期將聚氨酯泡沫填料、多面空心球填料、鮑爾環填料分別放入含接種物和基礎培養基的厭氧容器中進行預掛膜培養，恒溫(28±2) ℃.當培養基中NO3--N去除80%時重新更換培養基，待NO3--N去除率穩定，將經掛膜培養的填料不規則放入實驗組B、C、D反應器中，加入8 L基礎培養基進一步強化掛膜，強化掛膜期15~20 d.設置滴濾速0.3~0.5 L·min-1，維持室溫(28±2) ℃.
掛膜培養時使用的基礎培養基成分g·L-1：Na2S2O3·5H2O 5，KNO3 4，KH2PO4 2，NaHCO3 1，MgCl2·6H2O 0.5，FeSO4·7H2O 0.01，微量元素1 mL·L-1.用1 mol·L-1 NaOH溶液調pH至7.5.為更好的模擬實際處理情況，使用自來水定容至1 L.而進行正式實驗時使用Na2S·9H2O代替Na2S2O3·5H2O.其中微量元素濃縮液組成(g·L-1)：EDTA (0.5)，FeSO4·7H2O(0.2)，微量元素SL-6(100 mL).微量元素SL-6:ZnSO4·7H2O(0.1)，MnCl2·4H2O(0.03)，H3BO3(0.3)，CoCl2·6H2O(0.2)，CuCl2·2H2O(0.01)，NiCl2·6H2O(0.02)，Na2MoO4·H2O(0.03).2.3 實驗方法
本實驗為序批式實驗，設置3個實驗組和1個對照組，共4組厭氧滴濾塔反應器.實驗以填料、進水S/N摩爾比為變量，研究在不同填料、不同進水S/N摩爾比條件下SDD完整過程.考慮S2-對微生物有一定毒害作用，實驗選擇由低S2-濃度到高S2-濃度4個階段進行培養.當每組S/N摩爾比實驗完成后，泄空4組滴濾塔中廢水，泵入下一組S/N摩爾比廢水進行重新實驗，監測SDD過程中pH，ORP、S2-、SO42-、NO3--N和NO2--N離子濃度的變化.對照組填料在實驗前取出并煮沸滅菌，以消除生物因素的干擾.具體實驗安排見表 1.
表 1 實驗安排
本實驗根據填料選擇的一般原則(何堅等, 2003)及相關研究成果，選出了比表面積大，孔隙率高的3種無機填料進行了實驗.其中，3種填料的相關參數如表 2所示.
表 2 不同填料參數
2.4 分析方法
硝酸鹽:紫外分光光度法;亞硝酸鹽：N-(1-萘基)-乙二胺光度法;硫化物：HACH sulfide 1和sulfide 2法;硫酸鹽：HACH sulfaver 4法;pH：METTLER FE28型酸度計;ORP：陸恒ORP計.
采用掃描電子顯微鏡對反應器中污泥表面細菌形態進行分析，污泥微生物形態采用FA固定液固定，乙醇溶液梯度脫水(Obaja et al., 2003)，美國產2424-SPI型臨界點干燥儀干燥和日產IB-Ⅲ型濺射儀噴金等預處理, 然后在VEGA TS5136XM掃描電子顯微鏡下觀察、照相.
使用MO-BIO土壤DNA提取試劑盒(MO-BIO PowerSoil © DNA Isolation Kit Components, American，12888-50)提取樣本中的基因組DNA.DNA濃度和質量均使用NanoDrop1000分光光度計測定(ThermoFisher，USA).將提取的DNA稀釋至10 μg·μL-1，并儲存在-80 ℃用于下游使用.
將提取的DNA進行純化后進行PCR擴增，引物為515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3′)-926R(5′-CCGTCAATTCMTTTGAGTTT-3′).為減小PCR偏差，每個樣本進行3個重復，并將同一樣本的PCR產物合并.使用OMEGA膠回收試劑盒切膠回收PCR產物，TE緩沖液洗脫回收目標DNA片段.將PCR回收產物用Qubit 2.0(ThermoFisher公司)或GE NanoVue系統(GE Healthcare公司)進行檢測定量.文庫構建使用Illumina公司TruSeq DNA PCR-Free Sample Prep Kit.測序試劑盒使用Illumina公司Hiseq Rapid SBS Kit v2.雙端測序得到的PE reads首先使用FLASH3進行拼接，同時對序列質量進行質控，在去除低質量堿基及接頭污染序列等操作過程后完成數據過濾，得到可供后續分析的高質量目標序列.
3 結果與討論(Results and discussion) 3.1 脫硫耦聯反硝化過程中pH和ORP的變化
圖 2顯示了在不同填料，不同S/N摩爾比條件下4組反應器中pH和ORP的變化.實驗發現，當進水S/N摩爾比為5/4，5/3時(S2-實測濃度為218、303 mg·L-1)，如圖 2a、2b所示，反應器中pH值均先上升再下降最后穩定在7.25~7.50，ORP則幾乎一致上升并最終穩定在0 mV附近.此時對照組和實驗組所得結果呈現出高度一致性.而且實驗組pH值反應前后較初始值變化小于0.5，可減少實際工程中pH調控過程，減少運行管理程序及工程投資.而當進水S/N摩爾比增加到5/2，5/1時，如圖 2c、2d所示，填料的差異對pH值和ORP的影響比較明顯.當進水S/N摩爾比為5/2時(S2-實測濃度538 mg·L-1)，以聚氨酯泡沫為填料的B塔和以多面空心球為填料的C塔pH值分別在30、70 h左右開始下降，而A、D塔直到110 h時才開始下降.這說明B塔和C塔較A和D塔更早的利用廢水體系中的S0作為電子供體，更早進入方程(2)過程.且僅有B塔與低進水S/N摩爾比(S/N=5/4，5/3)中ORP變化趨勢一致，僅ORP值開始增加的時間點延后至40 h附近.C塔ORP以緩慢速率增長，B和D塔ORP值微增或幾乎不變.而當進水S/N摩爾比進一步增大至5/1時(S2-實測濃度為1140 mg·L-1)，此濃度遠高于武鑫等報道的將原水S/N摩爾比控制在5/3時，能穩定去除400 mg·L-1原水中S2-濃度(武鑫等, 2013).僅有B塔中pH值在400 h時才開始下降，A、C和D塔pH值上升并穩定在9.0~9.5后基本不再變化.此時4組反應器中ORP變化趨勢較相似，僅有ORP曲線上升時間點不同，最后均增加至0 mV左右.據此可知，當進水S/N摩爾比增加至5/2時，C塔中微生物系統較之前相比活性明顯降低，D塔中微生物系統則開始出現崩潰現象.當S/N摩爾比進一步增加至5/1時，C、D塔中微生物系統崩潰，因而導致pH上升后不再變化.而A塔中非生物因素又不能將硫化物直接氧化成硫酸鹽，因此pH值穩定在一個固定的范圍.有趣的是當進水S/N摩爾比為5/4、5/3時，不接種微生物的A塔和接種微生物的B、C、D塔中pH和ORP曲線變化趨勢一致.其原因可能是與反應器中殘留的O2、取樣過程中少量漏氣以及自來水中脫硫菌的少量富集有關.
圖 2 不同填料、不同S/N比下pH和ORP變化
3.2 脫硫耦聯反硝化過程中S2-和SO42-的變化
圖 3顯示了在不同填料，不同S/N摩爾比條件下4組反應器中S2-和SO42-濃度的變化.在進水S/N摩爾比較低時，如圖 3a、3b所示，4組反應器對S2-均能達到很好的去除效果，其中對照組A塔和實驗組B、C、D塔幾乎沒有差別.實驗組中SO42-濃度反應前后升高明顯，而對照組中SO42-濃度僅有輕微的上升，不隨進水S/N摩爾比的升高而變化，最后都穩定在300~400 mg·L-1之間.當進水S/N摩爾比進一步升高時，如圖 3c、3d所示，4組反應器對S2-的去除效果開始顯現出較明顯的差別，對照組A塔脫硫效率最差，而以聚氨酯泡沫為填料的實驗組B塔和以多面空心球為填料的實驗組C塔脫硫效率要明顯好于實驗組D塔.其中，B塔脫硫效率最高，C塔次之.這說明隨著進水硫負荷的升高，非生物作用脫硫效率下降明顯，而且填料對反應器脫硫效率也有較大的影響.不同的填料通過其比表面積大小影響生物固著效果，聚氨酯泡沫填料比表面積最大，掛膜效果最好，抗沖擊負荷能力最強，從而脫硫效率最高(Fernandez et al., 2014).在圖 3c、3d中，接種脫硫微生物的D塔脫硫效率反而低于不接種脫硫微生物的A塔.其原因可能是因為D塔以鮑爾環為填料，其比表面積相對較小，微生物掛膜效果較差，當接觸較高濃度的含S2-廢水時反應器中微生物系統出現崩潰，微生物從填料上死亡脫落，從而生物脫硫作用顯著降低.而填料中其他兼性微生物相對含量升高，消耗一部分塔中殘留的O2，降低了其非生物脫硫效果，因此出現了D塔脫硫效率低于A塔的現象.
圖 3 不同填料、不同S/N條件下S-和SO42-變化
總體上各生物反應器對S2-的去除效果都較快.當進水S/N摩爾比升高至5/1時，C塔中微生物系統也開始有崩潰現象，S2-去除完全后SO42-濃度仍然增長緩慢.根據對A塔和出現崩潰的反應器中S2-和SO42-的監測可知，僅非生物作用雖能較緩慢的去除水中S2-，但不能將單質S0進一步氧化成SO42-.而且實驗發現生物反應器對S2-的去除效果都比較迅速，這可能是因為SDD過程中將S2-氧化成S0僅需要少量的電子(Xu et al., 2016).而且當反應體系中仍有S2-存在時，SO42-濃度僅以非常緩慢的速率上升，當且僅當S2-去除完全后，SO42-濃度才會迅速增長.這說明當反應體系中S2-和S0同時存在時，體系中功能菌優先將S2-氧化成S0，待S2-去除完全后，再進一步將S0氧化成SO42-.
3.3 脫硫耦聯反硝化過程中NO3--N和NO2--N的變化
圖 4顯示了在不同填料，不同進水S/N摩爾比條件下NO3--N和NO2--N的變化.對照組A塔在實驗反應前后NO3--N濃度僅微弱減少，NO2--N濃度沒有出現積累(Fernandez et al., 2014).而在進水S/N摩爾比為5/4, 5/3時，如圖 4a、4b所示，實驗組B、C和D塔中NO3--N均有明顯減少直至完全去除.但當進水S/N摩爾比增加到5/2時，如圖 4c所示，3個實驗組對NO3--N去除效果就開始顯現明顯的差異，B塔對NO3--N的去除率最高，C塔次之.而D塔對NO3--N的去除效果較之前實驗明顯降低，僅比對照組A去除率稍高.對應的NO2--N濃度變化也顯現出明顯的差異，對NO2--N去除率最高的是B、C兩塔，D塔在整個檢測過程中NO2--N一直在積累.當進水S/N摩爾比進一步增大到5/1時，如圖 4d所示，僅B塔對NO3--N表現出一定的降解效果，但去除效率較低進水S/N比實驗中下降明顯.其余3塔對NO3--N幾乎沒有去除.同時，也僅有B塔中出現NO2--N積累，其余3塔基本無變化.這說明隨著進水S/N摩爾比的增加，填料因素對NO3--N去除率的影響作用明顯，以聚氨酯泡沫和多面空心球為填料的生物滴濾塔反應器對NO3--N的去除效果最好.當進水S/N摩爾比進一步增加時，因系統中S2-濃度過高，填裝低比表面積填料的生物滴濾塔反應器中微生物系統容易出現死亡崩潰，導致反硝化脫氮能力嚴重降低或喪失.這與之前對S2-和SO42-濃度的變化的分析結果相呼應.而且實驗發現，反硝化過程中NO2--N出現了一定程度的積累，這可能是因為反硝化過程中NO3--N→NO2--N反應速度快于NO2--N→N2.但當NO3--N去除至較低濃度時NO2--N濃度才停止積累并迅速降低，這說明反硝化菌降解NOx--N的先后順序：NO3--N快于NO2--N, 因此后期NO2--N濃度迅速下降.
圖 4 不同填料，不同進水S/N下NO3--N和NO2--N變化
3.4 最優填料下不同進水S/N摩爾比實驗中S2-完全去除時SO42-產物相對含量
根據以上實驗結果分析，優選出聚氨酯泡沫為填料用于去除含S2-和NO3--N廢水，當S2-完全去除時分析產物中最終硫酸鹽的相對含量，結果如圖 5所示.實驗發現，隨著進水S/N摩爾比的增加，產物中SO42-相對含量逐漸降低，這意味著產物中單質硫的相對含量逐漸增大(Xu et al., 2016).當進水S/N摩爾比增加到5/1時(此時S2-實測濃度為1140 mg·L-1)，體系中微生物活性逐漸降低，生物系統瀕臨崩潰，不能高效的凈化含硫廢水.因此，工程應用上建議選定進水S/N摩爾比在5/3~5/2之間為宜(S2-濃度低于538 mg·L-1).
圖 5 聚氨酯泡沫填料塔中不同進水S/N摩爾比下SO42-相對含量
3.5 附著在不同填料上的微生物SEM圖
圖 6為實驗完成后不同填料上微生物SEM電鏡圖.從圖中可知對照組A塔中填料表面光滑，發現少量生物膜結構.而實驗組B、C、D塔中填料表面均有很明顯的生物膜結構，而且B塔中能觀察到明顯黃色硫顆粒的存在.其中以聚氨酯泡沫為填料的實驗組B塔中生物膜結構最復雜，對填料表面粘結的更緊密.以多面空心球為填料的實驗組C塔中生物膜數量則相對要少，厚度稍薄.以鮑爾環為填料的D塔生物膜數量更少，生物膜稀疏，厚度較薄.這說明實驗組B塔填料上微生物活性強，生長代謝快，因此對廢水凈化效果更好.這正好解釋了實驗組B塔表現出最好的SDD性能的原因.
圖 6 不同填料上微生物SEM電鏡圖 (a.對照組A中填料，b.對照組B中填料，c.對照組C中填料，d.對照組D中填料)
3.6 各反應器中微生物群落結構分析
為了分析不同填料、不同進水S/N摩爾比實驗后各反應器中微生物群落結構的差異，在實驗完成后泄空培養基并取出反應器中部分填料，提取填料中所含微生物的DNA并進行PCR擴增，進行16S rRNA測序研究.圖 7是4組反應器中屬水平上微生物群落結構圖.從圖中可以發現，4個反應器中占絕對優勢的屬為Thiobacilllus，其相對豐度均高于40%.Thiobacilllus屬中存在多種細菌可以將硫化物氧化成單質硫、硫酸鹽或硫代硫酸鹽，是脫硫系統中主要的優勢屬(Zhao et al., 2016).其次相對豐度較高的屬是Rhodanobacter屬、Arenimonas屬和Truepera屬，這與張躍洋等通過研究含硫廢水中生物群落所得到的結果一致(張躍洋等, 2016).而且研究發現這3種屬中部分細菌可在厭氧條件下以進行自養反硝化作用(Prakash et al., 2012).沒有進行接種的A塔中也檢測到Thiobacilllus屬細菌，很可能是因為自來水中含有的少量脫硫菌被富集，這也是Thiobacilllus屬相對豐度較高的原因.
圖 7 4組反應器中屬水平上的微生物群落結構
圖 8是4組反應器中物種豐富度圖，反映出Alpha水平下物種多樣性.Chao1是生態學中常用來估算物種總數，是基于稀有種的一種估算方法.Simpson用來估算樣本微生物多樣性指數之一，既考慮了物種的豐度，也考慮了均勻性，值越高代表多樣性越高.Shannon是一種基于信息理論的測量指數，結果包含物種數及均勻性兩種成分，值越大說明群落多樣性越高.PD是Alpha水平上最常用的系統發育多樣性度量方法，其計算方法是對進化樹的所有枝長求和.從圖 8中可以發現，A塔中檢測到的OTU，Shannon和PD值都最小，說明A塔中物種多樣性最差，D塔僅稍高于A塔，B塔和C塔物種多樣性最高.C塔中物種多樣性高于B塔的原因可能是實驗末期S2-濃度過高，暫時抑制了脫硫菌的生長，導致Thiobacilllus屬相對豐度降低，其他物種相對豐度升高，從而導致C塔物種多樣性更高.盡管D塔中Thiobacilllus屬相對豐度高于B和C塔，但它物種多樣性低，所以實際上Thiobacilllus屬在體系中總體含量并不高，因此在3個實驗組中得到最差的實驗效果.根據保險假說理論(Yachi et al., 1999)：群落的多樣性越高，微生物群落之間存在越高程度的功能冗余，即包含較高適應某種脅迫的互補分類單元(OTU)，從而保證在受脅迫時仍能正常的執行相應功能.這說明能取得良好SDD效果的體系中具有相同功能的微生物群落存在較高的冗余.工藝啟動后微生物結構會隨著外界環境的改變進行調整以維持最優工作狀態，這也說明SDD工藝有著較強的適應能力(于皓等, 2013).而且16S rRNA測序結果顯示，Thiobacilllus屬和Rhodanobacter屬、Arenimonas屬、Truepera屬等基本是同時存在的，這說明它們之間可能存在互生或共生關系.綜合以上分析，我們認為微生物多樣性越高的反應塔表現出越強的抗沖擊負荷能力，擁有更好的去除效果.具體參見污水寶商城資料或http://m.dongaorq.cn更多相關技術文檔。
圖 8 4組反應器中物種豐富度圖
4 結論(Conclusions)
1) 使用以聚氨酯泡沫和多面空心球為填料的厭氧滴濾塔能高效的去除廢水中S2-和NOx--N.而且，構建的厭氧滴濾塔有很大的工程化應用前景.
2) SDD反應前后pH變化小于0.5，反應后ORP都將升至0 mV附近.S2-去除段SO42-沒有出現積累，原因是功能菌優先利用NO3--N將S2-氧化成S0，待廢水中S2-去除完全后，再進一步將S0氧化成SO42-.反硝化過程中NO2--N出現一定程度積累.其原因是反硝化過程中NO3--N→NO2--N反應速度快于NO2--N→N2，但當NO3--N去除完全后NO2--N濃度迅速下降，說明SDD反應降解NO3--N的速率快于NO2--N.非生物作用能有效去除廢水中S2-, 但不能去除廢水中NOx--N.進水S/N比能明顯影響最終硫產物比例.進水S/N比越大，產物中SO42-相對含量越低.結合實際工程考慮，應控制進水S/N摩爾比在5/3~5/2之間，S2-濃度控制538 mg·L-1以下.
3) 微生物群落結構分析結果表明，Thiobacillus屬在4組反應器上占絕對優勢，其相對豐度均高于40%.其次相對豐度較高的Rhodanobacter、Arenimonas和Truepera屬與厭氧反硝化作用密切相關.對4組反應器中微生物進行Alpha-多樣性分析結果表明，取得較好脫硫耦聯反硝化效果的體系中物種多樣性指數也較高.
