王云龍，潘玲陽，劉燕燕，玲 玲，楊華煒

（安徽新華學院 城市建設學院，安徽 合肥 230088）

隨著對“氮循環(huán)”研究的深入，相繼有報道指出，生物電化學系統(tǒng)（BES）中可形成電活性厭氧氨氧化生物膜[7,8]，此類生物膜可進行厭氧電極氨氧化（Electroammox）反應，即能夠以固體電極為電子受體將-N 厭氧氧化為NO-x-N 或氣態(tài)氮化合物[9-11]，該發(fā)現(xiàn)為生物脫氮工藝中短程硝化的實現(xiàn)指出了一條新途徑。且此工藝本身無需曝氣，操作簡單、能耗少。課題組前期研究發(fā)現(xiàn)：當恒定外加陽極電勢為0.50V（vs Ag/AgCl）時，BES 陽極在短期內(nèi)便可培育出電活性厭氧氨氧化生物膜，可確保BES 高效的-N轉化性能與NO-2-N 產(chǎn)率。但此工藝目前尚未完善，還有些問題需要深入研究，與傳統(tǒng)的短程硝化工藝相比，氨氮的轉化性能、系統(tǒng)的啟動進程、微生物的特性等方面尚不明確。

為了客觀評價基于陽極厭氧氨氧化作用的BES工藝在工程化應用方面的價值和優(yōu)勢，將適宜外加陽極電勢條件下構建的陽極厭氧氨氧化型BES 與以控制DO 濃度和分布而實現(xiàn)短程硝化作用的序批式生物膜反應器（SBBR）進行對比，考察不同的強化措施對短程硝化工藝啟動進程和穩(wěn)定性的影響，揭示各個反應體系在試驗過程中的微生物群落結構特征，通過上述比較，為新型生物脫氮工藝的研發(fā)提供更多參考與依據(jù)。

1 實驗部分

1.1 實驗裝置（自制）

（1）BES 裝置 雙室BES 由有機玻璃制成，其構型見圖1。

圖1 BES 構型Fig.1 Configuration of the BES

此裝置外形為長方體（長×寬×高=10cm×60cm×50cm），內(nèi)部反應空間則為圓柱體，該裝置的有效容積約為240 mL。中間設置質子交換膜（PEM），使該系統(tǒng)形成陰/陽兩個電極室，單室容積約為120mL。PEM 品牌為杜邦（Dupont），型號為N117，在安裝之前需預處理。采用石墨氈（3cm×5cm）作為工作電極（陽極）、石墨棒為對電極（陰極），飽和甘汞電極為參比電極。石墨氈購于北京晶龍?zhí)靥伎萍加邢薰?，在使用之前需對其進行適當裁剪和預處理。

（2）SBBR 裝置SBBR 同樣由有機玻璃制成，構型見圖2。

圖2 SBBR 構型Fig.2 Configuration of the SBBR

此裝置整體呈圓柱體結構，內(nèi)徑20cm，有效容積約6.00L。當裝置運行時利用機械攪拌器強化系統(tǒng)內(nèi)傳質；曝氣泵通過裝置底部安裝的微孔曝氣頭向系統(tǒng)中曝氣，曝氣量與曝氣時間分別由氣體流量計和時間繼電器控制；為了提高系統(tǒng)中功能微生物的截留量，系統(tǒng)中填充前述石墨氈作為微生物的載體，石墨氈的填充比約為40%。

1.2 運行方式

兩組SBBR 系統(tǒng)，分別標記為S1和S2，與BES按照相同的序批模式連續(xù)運行，溫度同樣控制在（35±1）℃。S1采用間歇曝氣模式連續(xù)運行，曝停比為30min/30min，曝氣速率1.0L·min-1；S2采用低氧曝氣模式連續(xù)運行，曝氣速率0.25L·min-1。

1.3 試驗用水

1.4 分析方法

1.4.1 水樣采集與分析 定期對裝置進出水水樣進行采集和分析，水樣分別采集于各系統(tǒng)的進水口和出水口，樣品設置3 個平行。水樣中N-N、-N、-N 和TN 濃度的測定均參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》（第四版）[12]。

1.4.2 掃描電鏡（SEM） SEM 主要通過電子束掃描樣品，反映出樣品的表面形貌和結構[13]。提取空白組和電極組反應器內(nèi)石墨氈電極上附著的生物膜，對微生物的表觀微形態(tài)進行觀察。將預處理后的樣品固定在樣品臺上，通過離子濺射鍍膜儀對樣品進行噴金鍍膜，然后對污泥中微生物的形態(tài)進行觀察拍照。

1.4.3 熒光原位雜交（FISH） FISH 基于堿基互補的原則，采用熒光標記的特異核酸探針與相應的靶DNA 或RNA 雜交，檢測細胞的存在與豐度[14]。采用FISH 技術對反應前后裝置生物膜中氨氧化菌（AOB）、NOB、厭氧氨氧化菌（AnAOB）和反硝化菌的豐度變化進行鑒別和研究。試驗所用探針委托武漢賽維爾生物科技有限公司合成，探針種類見表1。FISH 圖片用軟件進行統(tǒng)計分析，軟件型號為Image-Pro Plus 6.0。

表1 FISH 分析中所用探針種類Tab.1 Probe types used in fish analysis

1.4.4 數(shù)據(jù)處理 利用Origin 2018 作圖，圖中數(shù)據(jù)為平均值±標準差。文中污染物去除率、去除負荷、累積速率及累積率的計算均參照文獻[15]。

2 結果與分析

2.1 脫氮性能對比

由圖3 可知，在3 種運行模式下，各組試驗裝置最終均可實現(xiàn)系統(tǒng)中-N 的顯著積累。然而，3組系統(tǒng)各自的啟動進程及其穩(wěn)定后的運行性能存在不同程度的差異。

圖3 各組試驗裝置的氮素轉化性能變化Fig.3 Changes of nitrogen transformation performance of each experimental device

（1）S1以間歇曝氣模式運行，其在啟動階段共運行了60 個循環(huán)周期，而后其運行性能趨于穩(wěn)定。S1在前期試驗中為好氧硝化系統(tǒng)，其對進水中-N的轉化率及其出水中的硝酸鹽累積率（NaAR）分別穩(wěn)定在（97.23±5.01）%和（90.04±6.10）%。在該系統(tǒng)的啟動過程中，S1出水中的-N 含量在試驗伊始便為（15.77±4.99）mg·L-1，在經(jīng)歷60 個循環(huán)周期之后，其出水中-N 的濃度降至（0.31±0.05）mg·L-1，此時S1的-N 轉化率可達（99.38±5.61）%。另一方面，S1出水中的-N 含量伴隨著-N 轉化率的提高而提高，其濃度由啟動期伊始的（0.64±0.05）mg·L-1逐漸增至啟動階段末的（37.75±2.18）mg·L-1。相應的，此時系統(tǒng)出水中的亞硝酸鹽累積率（NiAR）增至（74.16±3.20）%。S1在啟動階段之初，該系統(tǒng)中-N 的累積較為嚴重，系統(tǒng)出水中-N 的濃度在第1 個循環(huán)周期末便高達（34.17±9.02）mg·L-1，而后又增至第9 個循環(huán)周期末的（41.79±4.32）mg·L-1。在第12 個循環(huán)周期結束后，S1出水中-N 的濃度才呈現(xiàn)下降趨勢，最終降至第60 個循環(huán)周期的（12.83±2.97）mg·L-1，即在S1的啟動階段末，系統(tǒng)出水中的NaAR 為（25.22±4.03）%。當S1進入穩(wěn)定運行期后，其出水中-N、-N和-N 的濃度分別維持在（0.43±0.09）、（39.10±1.67）和（11.86±0.67）mg·L-1，相應地，該系統(tǒng)的-N轉化率及其NiAR 和NaAR 分別為（99.18±0.17）%、（76.09±3.29）%和（23.08±1.36）%。

（2）S2采用低氧曝氣模式運行，系統(tǒng)的氮素轉化性能在經(jīng)歷了77 個循環(huán)周期后才趨于穩(wěn)定。雖然S2在前期試驗中也為好氧硝化系統(tǒng)，但在啟動階段伊始，該系統(tǒng)出水中-N 的濃度高達（34.08±4.64）mg·L-1，即-N 轉化率僅為（32.76±4.91）%。隨著運行時間的延長，S2系統(tǒng)的-N 轉化性能逐漸提高，在經(jīng)歷了77 個循環(huán)周期之后，其出水中的-N 濃度降至（2.70±0.41）mg·L-1，-N 轉化率則隨之增至（94.45±8.04）%。S2系統(tǒng)出水中-N 的濃度由啟動階段伊始的（6.78±1.69）mg·L-1增至階段末的（38.52±1.26）mg·L-1，而出水中的-N 含量則由階段伊始的（9.82±1.43）mg·L-1增至第53 個循環(huán)周期的（17.39±3.19）mg·L-1后，又逐漸降至啟動階段末的（7.42±0.91）mg·L-1。自第77 個循環(huán)周期后，S2進入穩(wěn)定運行階段，期間其出水中-N、-N和-N 的濃度分別穩(wěn)定在（3.72±0.77）、（41.06±3.43）和（5.28±1.06）mg·L-1，經(jīng)計算可得系統(tǒng)此時在典型循環(huán)周期末的-N 轉化率、NiAR 和NaAR分別為（92.56±4.54）%、（82.01±2.34）%和（10.56±2.13）%。

（3）BES 的啟動進程僅需23 個循環(huán)周期，而BES出水中的NiAR 卻優(yōu)于上述兩個系統(tǒng)，其-N 轉化性能亦不遜于S1和S2。在穩(wěn)定運行期間，BES 的-N 轉化率為（99.28±0.20）%，高于S2，與S1相比則無顯著差異，但其出水中的NiAR 可達（88.16±2.02）%，分別約為S1和S2的1.16 和1.07 倍。相較而言，BES 出水中N-N 的含量在穩(wěn)定運行時始終維持在相對較低的水平，即該系統(tǒng)在成功實現(xiàn)出水中-N 累積的同時，亦確保了出水中較低的NaAR 值，約（11.12±2.09）%。

2.2 典型周期內(nèi)的DO 濃度變化

在上述3 組系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間，考察了典型周期內(nèi)各系統(tǒng)中DO 濃度的變化情況，結果見圖4。

圖4 典型周期內(nèi)各系統(tǒng)中的DO 濃度變化Fig.4 Do concentration variation in each system in typical period

由圖4 可知，典型周期內(nèi)，S1、S2和BES 中DO的濃度及其變化特征存在顯著差異。其中，由于S1采用間歇曝氣措施向系統(tǒng)中供氧，系統(tǒng)中的DO 濃度呈周期性變化：即在循環(huán)周期前段（即第1～480min），充氧泵曝氣時系統(tǒng)中的DO 濃度維持在（1.12±0.09）mg·L-1；在停曝階段，系統(tǒng)中的DO 濃度則降至（0.37±0.02）mg·L-1。隨著反應時間的進行，在循環(huán)周期后段（即第480～690min），充氧泵停曝時系統(tǒng)中的DO 濃度增至（0.53±0.07）mg·L-1，而在循環(huán)周期的最后30min，充氧泵曝氣時S1中的DO 濃度亦增加至（1.33±0.12）mg·L-1。S2在試驗階段采用低氧曝氣措施連續(xù)運行，由于其曝氣量被嚴格控制，因此，循環(huán)周期內(nèi)系統(tǒng)中的DO 濃度始終維持在（0.77±0.08）mg·L-1，未出現(xiàn)明顯的波動。對于BES 而言，基于前述結果推測，其陽極形成的電活性厭氧氨氧化生物膜可在適宜電勢范圍內(nèi)以固體電極為電子受體，對進水中的-N 進行厭氧氧化，在試驗過程中未對BES 實施曝氣操作，該系統(tǒng)陽極室中的DO濃度始終小于0.10mg·L-1。

2.3 微生物特性分析

2.3.1 SEM 分析

待3 組系統(tǒng)運行穩(wěn)定后，利用SEM 觀察各系統(tǒng)中生物膜的微觀形貌，觀察結果見圖5。

圖5 3 組試驗裝置中生物膜的微觀形貌Fig.5 Micro morphology of biofilm in three experimental devices

由圖5 可知，在各系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間，其中的填料石墨氈均掛膜良好，生物膜厚度較大，其中的菌體排列緊湊且堆疊在一起，聚合程度緊密，由此表明，各系統(tǒng)中功能微生物的豐度均較高。同時應注意的是，由于3 組系統(tǒng)的運行模式不同，S1、S2和BES 中所培育的生物膜表觀形貌有所差別，其中的微生物菌體形態(tài)亦存在差異。對于S1而言，其生物膜中所含的菌體多呈短桿狀或橢球狀，另有一部分菌體呈螺旋狀；而對于S2和BES，其生物膜中細菌的菌體形態(tài)均呈短桿狀或橢球狀，鮮見螺旋狀的微生物。除此之外，還能觀察到S2和BES 生物膜中的功能菌之間及其成簇抱團時表面覆蓋有絲狀物質，且相比于S2，BES 生物膜中產(chǎn)生的絲狀物質更多，覆蓋范圍亦更廣。結合前述結果推測：（1）3 組系統(tǒng)中均存在亞硝化單胞菌。該類微生物隸屬于硝化桿菌科，為革蘭氏陰性菌，其胞體便呈橢圓狀或短桿狀，其能在好氧條件下氧化-N 為-N；（2）S1的生物膜中存在的部分螺旋狀微生物，推測可能為硝化螺旋菌，此類微生物隸屬于硝化螺旋菌門，亦為革蘭氏陰性菌，其能以O2作為電子受體將-N 進一步氧化為-N，該發(fā)現(xiàn)恰與S1中的氮素轉化特征相吻合；（3）S2與BES 的生物膜中出現(xiàn)的絲狀物質有可能是功能菌在應對環(huán)境變化（如DO 濃度不足或外加電化學強化措施）時做出的應激反應，絲狀物質的分泌應有助于保護生物膜中的功能微生物，并可使菌體之間的聯(lián)系更加密切。

2.3.2 FISH 分析 待S1、S2和BES 運行穩(wěn)定后，對其進行生物膜樣品進行采集，而后將各樣品固定后用相應的特異性熒光探針進行雜交，以便考察各系統(tǒng)生物膜中相關功能微生物，即AOB、NOB 和總細菌的富集情況，相關試驗結果見圖6。

圖6 3 組試驗裝置中生物膜的FISH 分析結果Fig.6 FISH analysis results of biofilm in three experimental devices

由圖6 可知，3 組系統(tǒng)生物膜中的功能菌豐度各不相同：（1）在間歇曝氣模式下，S1生物膜中AOB與NOB 的豐度均較高，兩種功能微生物相對于總細菌的豐度分別為16.26%和12.44%；（2）對于S2和BES，其生物膜樣品中NOB 的豐度較S1低，僅分別為4.74%和0.72%，但兩系統(tǒng)中AOB 的豐度卻與S1相當，相對于總細菌的豐度分別為14.16%和13.63%。由上述結果可知，與實施曝氣強化措施的水處理工藝相比，生物電化學強化措施也可實現(xiàn)BES 中部分種類AOB 的富集，使其參與-N 和固體電極之間的電子轉移過程，實現(xiàn)厭氧條件下-N 的氧化，而對于S1和S2此類系統(tǒng)而言，其曝氣量的控制是決定其短程硝化作用是否高效和穩(wěn)定的關鍵工況參數(shù)，如系統(tǒng)中的DO 濃度和分布控制不當，則會導致NOB 增殖或-N 氧化不完全，這些均會影響系統(tǒng)的短程硝化效果。

3 結論與展望

分別以雙室BES、間歇曝氣SBBR、低氧曝氣SBBR 為試驗裝置，分別標記為BES、S1、S2，考察并比較了3 組系統(tǒng)的啟動進程、氮素轉化性能及其微生物特性。試驗結果表明，在3 種運行模式下，各系統(tǒng)的-N 轉化性能與-N 產(chǎn)率均能得到強化。相較于S1和S2，BES 的啟動進程僅需23 個循環(huán)周期，需時最短，其穩(wěn)定運行后的-N 轉化率及其出水中的NiAR 分別可達（99.28±0.20）%和（88.16±2.02）%。BES 在成功實現(xiàn)出水中-N 累積的同時，亦確保了出水中較低的NaAR 值約為（11.12±2.09）%。綜合來看，BES 在啟動進程和氮素轉化性能方面優(yōu)于S1和S2。通過進一步SEM 分析，發(fā)現(xiàn)BES 的陽極生物膜表面及其菌體之間覆蓋有絲狀物質。由FISH分析的結果可知，在間歇曝氣模式下，S1生物膜中AOB 與NOB 的豐度均較高，對于S2和BES，AOB 的豐度均與S1相當，相對于總細菌的豐度分別為14.16%和13.63%，但其中NOB 的豐度較S1低，僅分別為4.74%和0.72%。