1 引言

　　石化廢水中含有石油類、苯和苯的衍生物等多種難降解有機物，且污染物種類多、具有較強的生物毒性.因此，單一的污水處理工藝很難達到要求，一般采用幾種處理工藝的組合，而厭氧水解酸化-好氧生化法二級處理是常采用的方法之一.水解酸化是將厭氧處理控制在水解酸化階段，它能夠?qū)?fù)雜難降解的大分子有機物，如芳香烴、雜環(huán)類物質(zhì)轉(zhuǎn)化為簡單易降解的有機酸、醇等小分子物質(zhì).目前，石化廢水大多采用水解酸化預(yù)處理來提高廢水可生化性，減輕后續(xù)工藝的處理負擔，同時能有效降低成本，提高處理效率和出水水質(zhì).

　　石化廢水硫酸鹽含量普遍比較高，而硫酸鹽本身對生物處理系統(tǒng)并無任何不良影響，少量硫酸鹽的存在有利于厭氧消化反應(yīng)的進行，但高濃度的硫酸鹽在水解酸化過程中會被硫酸鹽還原菌還原為硫化氫.硫化氫是一種有毒的惡臭氣體，會腐蝕水解酸化的金屬設(shè)備，且硫化物易引起好氧生物處理系統(tǒng)中絲狀硫細菌的大量繁殖，導(dǎo)致污泥膨脹，較難恢復(fù)，還容易被曝氣吹脫，影響周圍環(huán)境.因此，本研究采用微氧水解酸化技術(shù)抑制硫酸鹽的還原，減少硫化氫的產(chǎn)生，提高石化廢水的可生化性.同時，通過與厭氧水解酸化的對比，研究微氧水解酸化處理高硫酸鹽石化廢水的生物降解特性，并對微生物種群結(jié)構(gòu)進行解析.

　　2 材料和方法

?　　2.1 試驗裝置

　　實驗裝置如圖 1所示.微氧和厭氧兩個反應(yīng)器平行運行，一個底部設(shè)曝氣管進行微氧曝氣(反應(yīng)器A)，一個配置攪拌器(JJ-1型)進行厭氧攪拌(反應(yīng)器B).每個反應(yīng)器分為4段，最后一段為污泥回流，有效容積均為33 L(長、寬、高分別為0.45 m、0.32 m和0.23 m).反應(yīng)器由有機玻璃制成，使用同一個進水箱，通過蠕動泵(BT100N型)進行配水.

　　圖 1 試驗裝置圖

　　2.2 試驗用水

　　實驗裝置建在某化工園區(qū)石化綜合污水處理廠內(nèi)，實驗用水為污水廠進水.該污水廠進水由石化工業(yè)廢水和生活污水兩部分構(gòu)成，比例約為3 ∶ 1，處理工藝采用厭氧水解酸化-A/O工藝.其中，工業(yè)廢水來源于該公司下屬的化肥廠、電石廠、煉油廠等工廠處理后的出水.生活污水主要來自該區(qū)域內(nèi)生活、商業(yè)及學(xué)校排水.試驗用水pH在7.28~8.95之間，其它水質(zhì)指標如表 1所示.可以看出，廢水中含有揮發(fā)酚、苯系物等有毒物質(zhì)，COD波動較大，硫酸鹽的濃度較高.

　　表1 試驗廢水水質(zhì)

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　　2.3 反應(yīng)器的啟動和運行

　　接種污泥取自該污水廠的厭氧水解酸化池，接種污泥濃度為9.0 g · L-1(以TSS計)，VSS/TSS為65%.反應(yīng)器從2013年6月下旬持續(xù)運行到2014年1月上旬，初始水力停留時間(HRT)為30 h，微氧反應(yīng)器的溶解氧(DO)濃度保持在0.1 mg · L-1.以COD去除率作為增加負荷的指標，待COD去除率穩(wěn)定在30%左右時降低進水負荷，相應(yīng)HRT逐漸降低為20 h(35 d)、16 h(15 d)，最后穩(wěn)定在12 h(130 d).反應(yīng)器的容積負荷和污泥負荷分別為0.4~1.0 g · L-1 · d-1(以COD計)和0.07~0.19 g · g-1 · d-1(以每g VSS產(chǎn)生的COD計).進水COD波動較大(202~514 mg · L-1)，導(dǎo)致反應(yīng)器的容積和污泥負荷波動較大.污泥停留時間(SRT)為25 d.在HRT為12 h時逐漸將微氧水解酸化反應(yīng)器的DO濃度提高到0.5 mg · L-1，以研究DO濃度的影響.反應(yīng)器溫度通過加熱棒控制在25~30 ℃.定期檢測反應(yīng)器進出水COD、BOD5、揮發(fā)性脂肪酸(VFA)、UV254、SO42-和S2-等指標的變化.VFA可以反映水解酸化的效果，VFA/COD可綜合反映不同進水水質(zhì)和不同實驗條件下有機物的產(chǎn)酸效果.比紫外吸收值SUVA(UV254/DOC)反映了廢水中有機物的芳香構(gòu)造化程度.所有的水樣均采用0.45 μm濾膜過濾后再進行分析.反應(yīng)器運行穩(wěn)定后，取污泥樣品進行微生物種群結(jié)構(gòu)解析;對反應(yīng)器進、出水進行分子量分級測試，分析其水質(zhì)特性的變化.

　　2.4 批式實驗

　　實際的石化廢水在水解酸化單元后一般采用好氧生物處理，因此，反應(yīng)器穩(wěn)定運行5個月后，分別取厭氧和微氧水解酸化反應(yīng)器的出水進行好氧批式實驗.將380 mL的進水和120 mL的好氧污泥加入到500 mL錐形瓶，底部放置曝氣頭進行曝氣.定時取上清液，過濾后檢測氨氮和COD，計算氨氮和COD的降解速率(mg · h-1，以VSS計)以表征反應(yīng)器出水的好氧生物降解特性.

　　2.5 分析方法

　　COD采用重鉻酸鉀法測定，BOD5采用稀釋培養(yǎng)法測定，SO42-濃度采用鉻酸鋇光度法測定，S2-采用亞甲基藍法測定，氨氮采用分光光度法測定(國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會，2002)，揮發(fā)性脂肪酸(VAF)采用聯(lián)合滴定法測定，總有機碳(TOC)采用總有機碳分析儀(TOC-VCPH，SHIMADZU)測定，DO、ORP和pH采用便攜式溶解氧快速測定儀(WTW 340i)測定.

　　采用超濾法對進、出水分子量分布進行測定.水樣先經(jīng)清洗過的0.45 μm微孔膜過濾，然后用超濾杯(Models 8400，Millipore)及截留分子量分別為100、30、10、5、3和1 kDa的纖維膜進行超濾，以不同分子量COD所占比例表征分子量的分布.加壓氣采用高純氮氣，壓力為0.1 MPa.

　　污泥濃度(TSS和VSS)采用重量法測量，采用454高通量測序的方法解析微生物種群結(jié)構(gòu).454高通量測序是基于焦磷酸測序(Pyrosequencing)法結(jié)合單分子乳滴PCR、微流體技術(shù)的新型超高通量測序技術(shù)，它無需進行電泳和熒光標記，具有測試準確、分析速度快、靈敏度高和高度自動化的特點.與傳統(tǒng)測序方法相比，焦磷酸測序可以更深入地了解微生物的多樣性.具體操作程序為：①污泥樣品DNA提取：使用OMEGA 公司 E.Z.N.A Soil DNA試劑盒抽提基因組DNA，利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測;②PCR擴增：按指定測序區(qū)域，合成帶有“5′454 A、B接頭-特異引物3′”的融合引物，PCR采用TransGen AP221-02：TransStart Fastpfu DNA Polymerase 20 μL反應(yīng)體系，用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測PCR產(chǎn)物，使用AxyPrepDNA凝膠回收試劑盒切膠回收PCR產(chǎn)物，Tris-HCl洗脫;③將PCR產(chǎn)物用QuantiFluorTM-ST藍色熒光定量系統(tǒng)進行檢測定量，然后按照每個樣品的測序量要求，進行相應(yīng)比例的混合，進行焦磷酸測序.在0.03水平進行OUT聚類和物種分類分析，以MOTHUR軟件及序列聚類軟件Usearch4.0.38進行序列比較及分析，所比對的數(shù)據(jù)庫為Silva106版.

　　3 結(jié)果與討論

　　?3.1 有機物去除效果

　　隨著反應(yīng)器的運行，COD去除率和出水產(chǎn)酸量逐漸增加，12 d后啟動成功，逐漸降低HRT至12 h.穩(wěn)定狀態(tài)下，微氧和厭氧水解酸化反應(yīng)器的污泥濃度分別為(7.76±0.23)和(7.28±0.28)g · L-1(以TSS計)，VSS/TSS比值分別為0.73和0.71.從上述數(shù)值可以看出，兩個反應(yīng)器的污泥濃度和活性沒有顯著差別.圖 2為兩個反應(yīng)器ORP的變化.微氧反應(yīng)器A的ORP隨著溶解氧濃度的升高而升高，平均ORP為-290 mV;厭氧反應(yīng)器B的ORP保持在-398 mV左右.A、B反應(yīng)器出水pH值分別為7.49±0.14和7.63±0.16.

　　圖 2 ORP隨時間的變化

　　圖 3為反應(yīng)器進出水COD和去除率隨運行時間的變化.反應(yīng)器運行穩(wěn)定后，在HRT為12 h時，A、B反應(yīng)器出水的COD分別為(227±48)和(245±53)mg · L-1.DO從0.1 mg · L-1增加至0.5 mg · L-1，有機物的去除效率保持穩(wěn)定，微氧反應(yīng)器的COD平均去除率(31.2%)高于厭氧反應(yīng)器(26.4%).一般文獻報道的厭氧水解酸化的COD去除率為10%~30%，這是因為微氧環(huán)境能夠強化兼性菌的生理代謝功能，促進有機物的降解(Krzemińska et al., 2013).反應(yīng)器進水TOC為(113±38)mg · L-1，微氧和厭氧出水的TOC濃度分別為(77±29)和(80±25)mg · L-1.TOC的去除率與COD差別不大，分別為31.8%和29.2%.進水的BOD5/COD為0.28±0.16，A、B反應(yīng)器出水的BOD5/COD增加到0.33±0.18和0.31±0.14，表明微氧和厭氧水解酸化均能提高進水的可生化性.

　　圖 3 反應(yīng)器進、出水的COD和去除率隨時間的變化

　　如圖 4所示，微氧與厭氧水解酸化出水VFA濃度分別為(1.89±0.48)和(2.34±0.60)mmol · L-1.經(jīng)水解酸化后廢水的VFA/COD均有明顯的提高，進水為(0.276±0.034)mg · mg-1，A、B反應(yīng)器出水分別為(0.369±0.025)和(0.418±0.031)mg · mg-1.厭氧反應(yīng)器的VFA/COD值(平均為0.418 mg · mg-1)高于微氧反應(yīng)器(0.369 mg · mg-1)，說明厭氧條件下廢水的酸化效果較好.微氧條件下部分異養(yǎng)型兼性菌的活性要高于厭氧條件，VFA作為小分子易降解物質(zhì)容易被這些細菌消耗，從而使VFA/COD降低.隨著微氧反應(yīng)器中DO濃度的提高(0.1~0.5 mg · L-1)，VFA產(chǎn)量和VFA/COD的比值先逐漸升高再降低，在DO濃度為0.2~0.3 mg · L-1時達到最大平均值，分別為52.3%和0.402 mg · mg-1.表明隨著水中溶解氧濃度的升高，水解酸化菌中兼性菌的生理代謝功能得到強化，能夠提高水解酸化效率，但溶解氧達到一定濃度后，對厭氧菌的抑制作用增強，導(dǎo)致水解酸化作用降低;同時，兼性菌對有機物尤其對小分子VFA的消耗增多，導(dǎo)致VFA產(chǎn)量和VFA/COD降低.進水和A、B反應(yīng)器出水的比紫外吸收值SUVA分別為0.019、0.017和0.025.可以看出，經(jīng)微氧水解酸化處理過后的SUVA值明顯低于進水，說明微氧出水中芳香性有機碳或含共軛不飽和雙鍵的有機物較少，微氧水解酸化對大分子芳香性難降解有機化合物的去除效果較好.

　　圖 4 反應(yīng)器進、出水的VFA濃度隨時間的變化

　　3.2 硫酸鹽和硫離子的濃度變化

　　微氧和厭氧水解酸化反應(yīng)器進、出水SO42-和S2-濃度變化如圖 5所示.由圖可知，進水SO42-濃度在350~650 mg · L-1之間波動，微氧和厭氧出水SO42-濃度分別為(470.6±58.3)和(406.7±52.5)mg · L-1.進水S2-濃度為(0.131±0.036)mg · L-1，微氧和厭氧水解酸化出水S2-濃度分別為(0.112±0.037)和(1.267±1.224)mg · L-1.可以看出，SO42-和S2-濃度的變化趨勢一致，微氧出水SO42-濃度較高，S2-濃度顯著降低，表明微氧條件能夠明顯地抑制硫酸鹽還原菌的活性，減少硫酸鹽的還原和H2S的產(chǎn)生.

　　圖 5 反應(yīng)器進、出水的SO42-(a)和S2-(b)濃度隨時間的變化

　　3.3 有機物分子量分布

　　通過分子量分布測定結(jié)果(圖 6)可以看出，石化廢水水質(zhì)較為復(fù)雜，進水溶解性有機物分子量分布廣泛，主要分布在分子量小于1 kDa(73.9%)和大于100 kDa(12.4%)的范圍，其余分子量有機物COD所占的比例為13.7%. 比較進出水的分子量分布可以看出，出水分子量小于10 kDa的小分子有機物所占比例明顯增大，水解酸化強化了難降解大分子有機物的降解和去除作用.

　　圖 6 反應(yīng)器進出水不同分子量COD所占比例

　　比較微氧和厭氧反應(yīng)器出水的分子量分布，微氧與厭氧水解酸化出水分子量在1~3 kDa和大于100 kDa的COD所占比值分別為29.9%、4.2%和0.7%、30%，厭氧水解酸化出水大分子有機物所占比例明顯高于微氧，同時較小分子有機物所占比例又遠低于微氧.

　　3.4 反應(yīng)器出水的好氧生物降解特性

　　微氧和厭氧水解酸化反應(yīng)器出水的好氧批式實驗結(jié)果如圖 7所示.開始COD和氨氮的降解速率較快，反應(yīng)12 h后，COD降低趨于平緩;反應(yīng)8 h后，氨氮濃度降至檢測限以下.微氧出水和厭氧出水的COD降解速率分別為11.8和10.9 mg · h-1(以VSS計)，氨氮降解速率為2.52和2.13 mg · h-1(以VSS計).二者差別不大，都具有較好的好氧生物降解特性.

　　圖 7 上清液COD和氨氮濃度隨時間的變化

　　3.5 反應(yīng)器微生物種群結(jié)構(gòu)分析

　　表 2為兩個反應(yīng)器中污泥樣品的454測序結(jié)果，表中豐度指數(shù)Ace和Chao1在生態(tài)學(xué)中常用來估計物種總數(shù); Shannon指數(shù)是用來估算樣品中微生物多樣性的指數(shù)之一，Shannon 值越大，說明群落多樣性越高(于鳳慶等， 2012，Sanapareddy et al., 2009).由表 2可以看出，微氧水解酸化反應(yīng)器中微生物種群豐度高于厭氧水解酸化反應(yīng)器，而厭氧水解酸化反應(yīng)器中微生物種群多樣性高于微氧水解酸化反應(yīng)器.從細菌種群結(jié)構(gòu)來看，微氧和厭氧有著相似的種群結(jié)構(gòu)，造成這兩個群落多樣性差異的主要原因是種的不均勻性.微氧環(huán)境可以提高水解酸化菌的代謝活性，同時引起部分嚴格厭氧的菌種不能適應(yīng)而死亡，使水解酸化微生物種類減少及物種分布趨于不均衡，集中在少數(shù)優(yōu)勢物種上.

　　表2 細菌種群多樣性指數(shù)特征(97%OTUs相似水平)

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　　在門的水平，兩個反應(yīng)器污泥細菌種群分布如圖 8所示.可以看出，水解酸化反應(yīng)器中的主要優(yōu)勢菌群有變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、厚壁菌門(Firmicutes)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、浮霉菌門(Planctomycetes)、酸桿菌門(Acidobacteria)、脫鐵桿菌門(Deferribacteres)和放線菌門(Actinobacterium)，其中，變形菌門菌群所占比重最大，其次是綠彎菌門.微氧水解酸化菌群中變形菌門、綠彎菌門和放線菌門所占比例分別為39.7%、20.3%、1.9%，高于厭氧水解酸化菌群中的比例(分別為36.9%、17.5%、1.3%)，而厭氧水解酸化菌群中的擬桿菌門和酸桿菌門所占比例較大.變形菌門中包含很多兼性菌，在低溶解氧濃度條件下能有效利用溶解氧進行有機物的降解.綠彎菌門細菌多為絲狀細菌，該菌群普遍存在于顆粒污泥中，對污泥顆粒結(jié)構(gòu)的形成起到促進作用，同時具有降解大分子有機物的能力.放線菌對有機物也有較好的降解能力，因此，微氧水解酸化菌群對有機物尤其難降解大分子有機物的去除效果更好.擬桿菌門和酸桿菌門細菌的生物功能以水解發(fā)酵為主，能將碳水化合物水解為單糖后，再酵解為乳酸、乙酸、甲酸或丙酮酸;或?qū)⒌鞍踪|(zhì)水解為氨基酸和有機酸等;或?qū)⒅愃鉃榈图壷舅岷痛迹@與厭氧水解酸化反應(yīng)器出水較高的VFA濃度一致.具體參見 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 8 在門的水平上反應(yīng)器污泥細菌菌群的相對豐度(僅列出大于1%的數(shù)據(jù))

　　硫酸鹽還原菌(SRB)是一類能夠還原硫酸鹽產(chǎn)生硫化氫的細菌的總稱.早期研究認為，SRB是嚴格的專性厭氧菌，但近期的研究結(jié)果表明，SRB能在有分子氧存在的情況下存活甚至占優(yōu)勢.在屬的水平上，厭氧水解酸化污泥檢測出17種硫酸鹽還原菌，總豐度為2.5%;而微氧水解酸化污泥檢測出12種硫酸鹽還原菌，總豐度為1.2%.表 3列出了主要的硫酸鹽還原菌及其豐度，可以看出，微氧水解酸化污泥的硫酸鹽還原菌的種群多樣性和豐度均低于厭氧污泥，其活性被有效抑制.

　　表3 在屬的水平鑒定出的主要硫酸鹽還原菌及其豐度

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　4 結(jié)論

　　1)微氧水解酸化是一種很有前途的石化廢水預(yù)處理技術(shù).微氧和厭氧水解酸化反應(yīng)器COD的平均去除率分別為31.2%和26.4%.厭氧出水的比紫外吸收值為0.025，明顯高于微氧出水(0.017)，表明微氧環(huán)境可以提高兼性水解酸化菌的生理代謝功能，強化難降解有機物的去除作用.反應(yīng)器進水溶解性有機物分子量主要分布在小于1 kDa(73.9%)和大于100 kDa(12.4%)范圍.出水分子量小于10 kDa的小分子有機物所占比例明顯增大，表明水解酸化有助于大分子有機物的降解和去除.微氧和厭氧出水均具有較好的好氧生物降解特性.

　　2)與厭氧水解酸化相比，微氧條件能夠明顯地抑制硫酸鹽還原菌的活性和種群多樣性，減少H2S的產(chǎn)生.

　　3)微氧水解酸化菌群中變形菌門、綠彎菌門和放線菌門的豐度明顯較厭氧水解酸化菌群大，對難降解大分子有機物的去除效果好，而厭氧水解酸化菌群中以水解發(fā)酵為主的擬桿菌門和酸桿菌門所占比例更大，酸化效果相對更好.