基于硫代谢的含硫石化废水处理效能及微生物群落结构特点 151页

博士学位论文基于硫代谢的含硫石化废水处理效能及微生物群落结构特点PERFORMANCEANDCHARACTERISTICSOFMICROBIALCOMMUNITYSTRUCTUREBASEDONSULFURMETABOLISMFORSULFATEPETROCHEMICALWASTEWATERTREATMENT魏超哈尔滨工业大学2017年12月n国内图书分类号：TU992.3学校代码：10213国际图书分类号：628.3密级：公开工学博士学位论文基于硫代谢的含硫石化废水处理效能及微生物群落结构特点博士研究生：魏超导师：何文杰教授级高工申请学位：工学博士学科：市政工程所在单位：市政环境工程学院答辩日期：2017年12月授予学位单位：哈尔滨工业大学nClassifiedIndex:TU992.3U.D.C:628.3DissertationfortheDoctoralDegreeinEngineeringPERFORMANCEANDCHARACTERISTICSOFMICROBIALCOMMUNITYSTRUCTUREBASEDONSULFURMETABOLISMFORSULFATEPETROCHEMICALWASTEWATERTREATMENTCandidate：ChaoWeiSupervisor：Prof.WenjieHeAcademicDegreeAppliedfor：DoctorofEngineeringSpeciality：MunicipalEngineeringAffiliation：SchoolofMunicipalandEnvironmentalEngineeringDateofDefence：December,2017Degree-Conferring-Institution：HarbinInstituteofTechnologyn摘要摘要石化废水来源于以石油为主要原料的石油产品加工领域，石化行业因其丰富的产品门类和自身特点，使石化废水具有种类多样，成分复杂，污染物浓度高，可生化性差等特点。石化行业对水资源具有较高的依赖程度，加之我国的石化工业规模较大，因此，石化废水的妥善处理成为制约我国石化行业能否良性发展的重要因素。有些石化废水属于含盐、含硫酸根废水，会抑制生物相中微生物的活性，这就为该种石化废水的生物降解提出了挑战。本研究可以为含硫酸根石化废水的处理提供新的工艺形式和理论基础，从本研究中取得的微生物群落结构信息可以为实际的工艺运行提供一定的参考。针对高盐高硫酸根石化废水的水质特点，本研究将硫代谢组合工艺应用于石化废水处理。该组合工艺利用了硫的不同价态的转化，在厌氧反应器中利用硫酸盐还原菌（Sulfate-ReducingBacteria，SRB）还原硫酸根的同时降解有机物，在此过程中产生的硫化物可以为自养反硝化过程提供电子供体。在序批实验中设置三组实验来分析组合工艺中污染物的降解规律，包括不同化学需氧量（ChemicalOxygenDemand，COD）和硫酸根浓度以及不同盐度对硫酸根还原和COD降解的影响，不同硫化物和硝酸根浓度对反硝化作用的影响。在该组合工艺的厌氧反应器中，硫酸盐还原过程受硫酸根和有机物底物浓度的调控。在缺少有机物底物的情况下，提高硫酸根浓度对COD的比例不影响硫酸根还原和COD的降解过程。在该组合工艺的兼性反应器中，需要控制硫化物和硝酸根浓度比在合理范围之内，以此来保证能够取得最大的脱氮效率。在设置的三个不同的盐度条件中，工艺中的厌氧反应器仅在6g/L的盐度条件下仍能保持较高的COD降解效率和硫酸根还原效率。在本研究中，将硫代谢组合工艺用于中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的处理。在稳定运行阶段，该组合工艺对中和池废水中COD的去除率为83.60%，最终出水中COD、氨氮和总氮的平均浓度分别为57.64mg/L、1.65mg/L和8.72mg/L。在稳定运行阶段，该组合工艺对反渗透浓缩液中COD、氨氮和总氮的去除率分别为80.79%、79.84%和84.57%，其在最终出水中的平均浓度分别为57.41mg/L、2.45mg/L和14.07mg/L。该组合工艺对纳滤浓缩液中COD、氨氮和总氮的去除率分别为76.16%、83.83%和73.06%，其在最终出水中的平均浓度分别为106.29mg/L、5.39mg/L和19.09mg/L。该组合工艺在稳定运行阶段对脱硫废水中COD的去除率为In哈尔滨工业大学博士学位论文89.05%，最终出水中COD的平均浓度为28.88mg/L。该工艺对脱硫废水中氨氮和总氮的去除率分别为30.77%和45.17%，在最终出水中氨氮和总氮浓度分别为1.98mg/L和13.91mg/L。本研究选取的四种石化废水中含有较多的长链烷烃、卤代烃、芳香族化合物类有机污染物，经过该工艺处理后，最终出水中有机物的分子量更小，结构趋于简单。在处理反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的厌氧反应器中，SRB在去除有机物过程中发挥了重要的作用。通过高通量测序技术研究了中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的处理组合工艺中的微生物群落结构。分析了典型功能微生物在不同工艺中的分布差异。在处理中和池废水的组合工艺中，厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器中丰度最高的微生物在属水平上分别为Pirellula，Chlorobium，Hyphomicrobium。Clostridium属在分类上属于Clostridia纲，该纲可以降解有机污染物。Hyphomicrobium与含氮有机物的代谢存在联系。在处理反渗透浓缩液和纳滤浓缩液的工艺中，检测到与反硝化存在联系的微生物包括Azoarcus、Paracoccus、Thauera。在处理反渗透浓缩液的兼性反应器中，Azoarcus的丰度可达19.03%。在处理脱硫废水的组合工艺中，Clostridium是厌氧反应器中丰度最高的属。Blastocatella是好氧反应器中丰度最高的属，它是一种好氧的化能异养型微生物。在该工艺中检测到可降解含氮有机物的Hyphomicrobium属。兼性反应器中与脱氮相关的微生物为Azoarcus，Paracoccus等。关键词：石化废水；生物降解；硫代谢；硫酸盐还原菌；微生物群落解析IInAbstractAbstractPetrochemicalwastewaterisderivedfromthepetroleumproductsprocessingfield,whichservedtheoilasmainrawmaterial.Becauseoftherichproductcategoriesandtheirowncharacteristicsinpetrochemicalindustry,petrochemicalwastewaterhasthecharacteristicsofvarietyofdiverse,complexcomposition,highconcentrationofpollutants,andlowbiodegradability.Petrochemicalindustryhasahighdegreeofdependenceonwaterresources,andthepetrochemicalindustryhasalargescaleinChina.Thus,theproperhandlingofpetrochemicalwastewaterhasbecomeanimportantfactor,whichcouldinfluencethebenigndevelopmentofChina'spetrochemicalindustry.Somekindofpetrochemicalwastewaterwithsalinityandsulfatecouldinhibittheactivityofmicroorganismsinthebiologicalphase,whichposesachallengetothebiodegradationofthepetrochemicalwastewater.Theresearchcouldprovidenewprocessandtheoreticalbasisforthetreatmentofsulfatepetrochemicalwastewater,themicrobialcommunitydataobtainedfromthisresearchcouldprovidereferencesfortheoperationofpracticalprocess.Accordingtothecharacteristicsofsaline,sulfate-petrochemicalwastewater,thesulfurmetabolismintegratedprocesswasusedtotreatthepetrochemicalwastewaterintheresearch.Thevalentchangeofsulfurwasusedintheintegratedprocess.Intheanaerobicreactor,theSulfate-ReducingBacteria(SRB)reducethesulfatewhiledegradingtheorganicmatter,andthegeneratedsulfidecouldserveaselectrondonorforautotrophicdenitrificationintheanoxicreactor.Inthebatchexperiments,threegroupsofexperimentsweredesignedtoanalyzethedegradationruleofcontaminationintheintegratedprocess,includingtheeffectofCOD/sulfateandsalinityonsulfatereductionandCODdegradation.Intheanaerobicreactoroftheintegratedprocess,thesulfatereductionwasregulatedbytheconcentrationsofsulfateandorganicsubstance.Theincreaseofsulfate/CODratiodidn’taffectsulfatereductionandCODdegradationattheconditionoforganicsubstancelimited.Intheanoxicreactoroftheintegratedprocess,theconcentrationofsulfideandnitrateshouldbecontrolledatsuitableratiotoguaranteethemaximaldenitrificationefficiency.TheanaerobicreactorcouldkeephighefficiencyonsulfatereductionandCODdegradationatthe6g/Lsalinitycondition,ofwhichwasoneofthethreesetsalinitycondition.Intheresearch,thesulfurmetabolismintegratedprocesswasusedforthetreatmentofneutralizationtankwastewater,reverseosmosisconcentrate,-III-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文nanofiltrationconcentrate,anddesulfurizationwastewater.Atthestableoperationalperiodoftheintegratedprocess,theremovalefficiencyofCODwas83.60%,andtheaverageconcentrationofCOD,ammoniumnitrogen,andtotalnitrogeninthefinaleffluentwere57.64mg/L,1.65mg/Land8.72mg/L,respectivelyforthetreatmentofneutralizationtank.Atthestableoperationalperiodoftheintegratedprocess,theremovalefficienciesofCOD,ammoniumnitrogen,andtotalnitrogenwere80.79%,79.84%,and84.57%,respectivelyforthetreatmentofreverseosmosisconcentrate,theaverageconcentrationofCOD,ammoniumnitrogen,andtotalnitrogeninthefinaleffluentwere57.41mg/L,2.45mg/Land14.07mg/L,respectively.TheremovalefficienciesofCOD,ammoniumnitrogen,andtotalnitrogenwere76.16%,83.83%,and73.06%,respectivelyintheintegratedprocessforthetreatmentofnanofiltrationconcentrate,theaverageconcentrationofCOD,ammoniumnitrogen,andtotalnitrogeninthefinaleffluentwere106.29mg/L,5.39mg/Land19.09mg/L,respectively.Atthestableoperationalperiodoftheintegratedprocess,theremovalefficiencyofCODwas89.05%,andtheaverageconcentrationofCODinthefinaleffluentwas28.88mg/Lforthetreatmentofdesulfurizationwastewater.Theremovalefficienciesofammonianitrogenandtotalnitrogenwere30.77%and45.17%,andtheaverageconcentrationofammonianitrogenandtotalnitrogeninthefinaleffluentwere1.98mg/Land13.91mg/L,respectively.Thesefourpetrochemicalwastewaters,usedinthestudy,containedmanykindsoforganicpollution,includinglong-chainalkane,halo-hydrocarbonandaromaticcompound.Afterthetreatmentoftheprocess,themolecularweightofthecontainingorganicmatterinthefinaleffluentwassmaller,andthestructuretendstobesimple.Intheanaerobicreactorsforthetreatmentofreverseosmosisconcentrate,nanofiltrationconcentrate,desulfurizationwastewater,SRBplayedimportantroleonthedegradationorganicmatter.Throughhigh-throughputpyrosequencing,themicrobialcommunitiesintheprocessforthetreatmentofneutralizationtank,reverseosmosisconcentrate,nanofiltrationconcentrate,anddesulfurizationwastewater,wereanalyzed.Intheanaerobic,anoxic,andaerobicreactorsoftheprocessforthetreatmentofneutralizationtankwastewater,themostabundantgroupsatgenuslevelwerePirellula,Chlorobium,andHyphomicrobium,respectively.GenusClostridiumbelongtoclassClostridia,andthisclasscoulddegradeorganicpollutants.Hyphomicrobiumisassociatedwithnitrogenousorganic’sdegradation.Intheprocessforthetreatmentofreverseosmosisconcentrateandnanofiltrationconcentrate,Azoarcus,Paracoccus,andThaueraweredetected,whichwereIVnAbstractassociatedwithdenitrification.Intheanoxicreactorforthetreatmentofreverseosmosisconcentrate,theabundanceofAzoarcuscouldachieve19.03%.Intheprocessforthetreatmentofdesulfurizationwastewater,Clostridiumwasthemostabundantgenusintheanaerobicreactor,whichwasalsoabundantintheanoxicandaerobicreactors.Clostridiawasalsodetectedtodegradeorganicpollutants.Blastocatellawasthemostabundantgenusintheaerobicreactor,whichwasakindofchemoheterotrophymicroorganism.GenusHyphomicrobium,whichcoulddegradenitrogenousorganic,wasalsodetectedintheprocess.Intheanoxicreactor,thedetecteddenitrificationbacteriawereAzoarcus,Paracoccusetal.Keywords:petrochemicalwastewater,biodegradation,sulfurmetabolism,sulfate-reducingbacteria,microbialcommunityanalysis-V-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文目录摘要...............................................................................................................................IAbstract..........................................................................................................................III第1章绪论.................................................................................................................11.1课题背景......................................................................................................11.2微生物工艺在石化废水处理领域的应用....................................................11.2.1厌氧生物法处理石化废水...................................................................21.2.2物化-生化组合工艺处理石化废水......................................................31.2.3微生物群落结构及功能解析...............................................................31.2.4含盐及含硫废水处理进展...................................................................41.3微生物硫代谢在水处理领域的应用............................................................51.3.1微生物在硫循环中发挥的作用...........................................................51.3.2硫自养反硝化工艺在水处理上的应用...............................................81.3.3微生物硫代谢过程中相关污染物的降解过程.................................101.4研究的目的意义及主要内容......................................................................151.4.1研究的目的和意义............................................................................151.4.2研究的主要内容................................................................................16第2章实验材料与方法..............................................................................................182.1实验材料.....................................................................................................182.1.1污泥驯化...........................................................................................182.1.2实验用水...........................................................................................182.2实验装置与运行.........................................................................................232.2.1序批实验...........................................................................................242.2.2连续流实验装置...............................................................................262.2.3连续流实验装置启动与运行............................................................282.3主要试剂和仪器.........................................................................................292.3.1主要试剂...........................................................................................292.3.2主要仪器...........................................................................................302.4水质分析方法.............................................................................................302.4.1常规水质指标及分析方法................................................................302.4.2三维荧光光谱...................................................................................31VIn目录2.4.3GC-MS操作方法...............................................................................312.5DNA提取和测序........................................................................................312.5.1生物样品采集...................................................................................312.5.2破壁...................................................................................................322.5.3DNA提取...........................................................................................322.5.4测序及序列处理...............................................................................342.5.5丰度及多样性指数...........................................................................352.5.6微生物群落结构分析.......................................................................36第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究.........................................................373.1引言............................................................................................................373.2硫酸根还原和反硝化的影响因子研究.....................................................383.2.1COD/硫酸根对硫酸根还原及COD降解的影响..............................383.2.2盐度对硫酸根还原及COD降解的影响...........................................403.2.3硫化物/硝态氮对反硝化作用的影响...............................................423.3HRT和回流比对工艺污染物降解的影响..................................................443.3.1对中和池废水处理工艺污染物降解的影响.....................................443.3.2对反渗透浓缩液处理工艺污染物降解的影响.................................463.3.3对纳滤浓缩液处理工艺污染物降解的影响.....................................473.3.4对脱硫废水处理工艺污染物降解的影响.........................................493.4本章小结....................................................................................................50第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能.....................................................524.1引言............................................................................................................524.2硫代谢工艺对低硫酸根石化废水的处理效能..........................................524.2.1硫代谢工艺对中和池废水的处理效能.............................................524.2.2硫代谢工艺对反渗透浓缩液的处理效能.........................................574.3硫代谢工艺对高硫酸根石化废水的处理效能..........................................624.3.1硫代谢工艺对纳滤浓缩液的处理效能.............................................624.3.2硫代谢工艺对脱硫废水的处理效能.................................................684.4工艺中硫元素平衡......................................................................................724.5本章小结.....................................................................................................73第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点.............................................................755.1引言............................................................................................................755.2低硫酸根石化废水降解工艺中微生物群落分析......................................75-VII-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文5.2.1中和池废水降解工艺中微生物群落结构分析.................................755.2.2反渗透浓缩液降解工艺中微生物群落结构分析.............................815.3高硫酸根石化废水降解工艺中微生物群落分析......................................875.3.1纳滤浓缩液降解工艺中微生物群落结构分析.................................875.3.2脱硫废水降解工艺中微生物群落结构分析.....................................945.4不同废水处理工艺中微生物分布情况...................................................1015.4.1不同废水处理工艺中微生物群落差异分析...................................1015.4.2不同废水处理工艺中SRB分布情况..............................................1025.4.3不同废水处理工艺中氮代谢微生物分布.......................................1045.4.4不同废水处理工艺中有机物代谢微生物分布...............................1075.4.5基于KEGG代谢通路的微生物群落功能预测..............................1085.5本章小结..................................................................................................113结论...........................................................................................................................115参考文献.......................................................................................................................117附录..........................................................................................................................129附录Ⅰ研究中常见微生物在门纲属水平上的拉丁名与中文常用名对照.129攻读博士学位期间发表的论文及其它成果............................................................134哈尔滨工业大学学位论文原创性声明和使用权限................................................135致谢..........................................................................................................................136个人简历......................................................................................................................137VIIInContentsContentsAbstract(InChinese).............................................................................................IAbstract(InEnglish)..........................................................................................IIIChapter1Introduction.........................................................................................11.1Projectbackground.................................................................................................11.2Applicationofbiologicalprocessforpetrochemicalwastewatertreatment........11.2.1Anaerobicbiologicalprocessforpetrochemicalwastewatertreatment......21.2.2Physicochemical-biochemicalintegratedprocessforpetrochemicalwastewatertreatment........................................................................................................31.2.3Analysisofmicrobialcommunitystructureandfunction............................31.2.4Achievementofsalinesulfatewastewatertreatment....................................41.3Applicationofmicrobialsulfurmetabolismonwatertreatmentaera.................51.3.1Roleofmicroorganismsinthesulfurcycle..................................................51.3.2Applicationofsulfurautotrophicdenitrificationonwatertreatment..........81.3.3Degradationprocessofrelatedpollutantsinmicrobialsulmetabolism....101.4Thepurpose,significanceandmaincontentoftheresearch.............................151.4.1Thepurposeandsignificanceoftheresearch.............................................151.4.2Themaincontentoftheresearch................................................................16Chapter2MaterialsandMethods..............................................................................182.1Experimentalmaterials........................................................................................182.1.1Sludgeacclimation.......................................................................................182.1.2Usedwastewaterintheexperiment.............................................................182.2Equipmentsandoperationofsequentialexperiment.........................................232.2.1Batchexperiments........................................................................................242.2.2Experimentalequipments............................................................................262.2.3Start-upandoperation..................................................................................282.3Mainreagentsandequipments............................................................................292.3.1Mainreagents...............................................................................................292.3.2Mainequipments..........................................................................................302.4Analyticalmethodsofwaterquality...................................................................302.4.1Commonwatercharacteristicandanalyticalmethods...............................302.4.23D-FS............................................................................................................312.4.3OperationmethodofGC-MS......................................................................312.5DNAextractionandsequencing..........................................................................312.5.1Microbialsamples’collection......................................................................31-IX-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文2.5.2Celllysis.......................................................................................................322.5.3DNAextraction............................................................................................322.5.4Sequencingandsequenceprocessing..........................................................342.5.5Abundanceanddiversityindex...................................................................352.5.6Analysisofmicrobialcommunitystructure................................................36Chapter3Researchofpollutantdegradationimpactfactorinsulfurmetabolismprocess............................................................................................................................373.1Introduction..........................................................................................................373.2Researchofimpactfactoronsulfatereductionanddenitrification...................383.2.1EffectofCOD/sulfateonsulfatereductionandCODdegradation...........383.2.2EffectofsalinityonsulfatereductionandCODdegradation....................403.2.3Effectofsulfide/nitratenitrogenondenitrification....................................423.3EffectofHRTandrefluxratioonpollutantdegradationinprocess.................443.3.1Effectonpollutantdegradationinprocessforneutralizationtankwastewatertreatment......................................................................................................443.3.2Effectonpollutantdegradationinprocessforreverseosmosisconcentratetreatment..........................................................................................................................463.3.3Effectonpollutantdegradationinprocessfornanofiltrationconcentratetreatment..........................................................................................................................473.3.4Effectonpollutantdegradationinprocessfordesulfurizatonwastewatertreatment..........................................................................................................................493.4Briefsummary......................................................................................................50Chapter4Performanceofsulfurmetabolismprocessfordifferentpetrochemicalwastewatertreatment...................................................................................................524.1Introduction..........................................................................................................524.2Performanceofsulfurmetabolismprocessforlow-sulfatepetrochemicalwastewatertreatment......................................................................................................524.2.1Performanceofsulfurmetabolismprocessforneutralizationtankwastewatertreatment......................................................................................................524.2.2Performanceofsulfurmetabolismprocessforreverseosmosisconcentratetreatment..........................................................................................................................574.3Performanceofsulfurmetabolismprocessforhigh-sulfatepetrochemicalwastewatertreatment......................................................................................................624.3.1Performanceofsulfurmetabolismprocessfornanofiltrationconcentratetreatment..........................................................................................................................624.3.2Performanceofsulfurmetabolismprocessfordesulfurizationwastewatertreatment..........................................................................................................................68XnContents4.4Theconservationofsulfurmatterintheprocess...............................................724.5Briefsummary......................................................................................................73Chapter5Characteristicsofmicrobialcommunitystructureinsulfurmetabolismprocess.......................................................................................................755.1Introduction..........................................................................................................755.2Analysisofmicrobialcommunitystructureinprocessforlow-sulfatepetrochemicalwastewaterdegradation..........................................................................755.2.1Analysisofmicrobialcommunitystructureinprocessforneutralizationtankwastewaterdegradation..........................................................................................755.2.2Analysisofmicrobialcommunitystructureinprocessforreverseosmosisconcentratedegradation..................................................................................................815.3Analysisofmicrobialcommunitystructureinprocessforhigh-sulfatepetrochemicalwastewaterdegradation..........................................................................875.3.1Analysisofmicrobialcommunitystructureinprocessfornanofiltrationconcentratedegradation..................................................................................................875.3.2Analysisofmicrobialcommunitystructureinprocessfordesulfurizationwastewaterdegradation..................................................................................................945.4Microbialdistributionindifferentwastewatertreatmentprocess..................1015.4.1Analysisofmicrobialcommunitydifferencesindifferentwastewatertreatmentprocess.........................................................................................................1015.4.2DistributionofSRBindifferentwastewatertreatmentprocess.............1025.4.3Distributionofnitrogenmetabolismmicrobeindifferentwastewatertreatmentprocess.........................................................................................................1045.4.4Distributionoforganicmetabolismmicrobeindifferentwastewatertreatmentprocess.........................................................................................................1075.4.5ThefunctionpredictionofmicrobialcommunitybasedonKEGGmetabolismpathway....................................................................................................1085.5Briefsummary....................................................................................................113Conclusions..................................................................................................................115References....................................................................................................................117Appendix.....................................................................................................................129AppendixⅠComparisonofmicrobialLatinandChinesecommonnamesintheresearchatphylum,class,andgenuslevel.................................................................129PaperspublishedintheperiodofPh.D.education...............................................134StatementofcopyrightandLetterofauthorization.............................................135Acknowledgements....................................................................................................136Resume........................................................................................................................137-XI-n第1章绪论第1章绪论1.1课题背景石油化工行业以石油或天然气为主要原料，通过裂解、合成等工艺生产各种石油产品、有机化工原料，以服务于化工生产的各行各业。石化行业的产品多样，在其生产过程中产生的石化废水中含大量的石油类物质、硫化物、氨类物质、苯系物以及重金属[1,2]。石化废水具有成分复杂，污染物浓度高，毒性强和可生化性差等特点，属于难处理的工业废水；且在生产过程中，出水水质和水量波动较大，这些特点为该废水的妥善处理提出了挑战。石化行业对淡水资源的需求量大，这与我国人均淡水资源匮乏的现状形成了尖锐的矛盾。对石化行业中产生的废水进行妥善处理：一方面可以减少有毒废物的排放，降低对自然环境的破坏；另一方面，将经过处理后的石化废水回用，可以提高水资源的利用率，以达到节约水资源的目的。在石化废水的处理上，生物法具有能耗较低，处理效率高等优势，因此具有广阔的应用前景。但是有些石化废水属于含盐、含硫酸根废水，会抑制生物相中微生物的活性。研究生物法对含盐、含硫酸根石化废水的降解效能以及该环境下微生物群落状况有助于理解生物工艺运行环境与处理效能之间的关系。根据微生物群落结构的情况调整工艺的运行可以提高生物处理工艺的实际处理效果。1.2微生物工艺在石化废水处理领域的应用由于石化行业的发展，每年会产生大量的石化废水，这些废水如果不能得到妥善的处置，会引发一系列环境问题以至于威胁人类的健康[3,4]。石化废水种类繁多，不同类型的石化废水在组成成分上呈现出较大的差异，因此在水处理工艺的选择上也呈现出了较高的多样性。处理石化废水的非生物工艺包括膜技术、高级氧化技术、电化学技术等多种形式。由于生物法处理石化废水具有运行成本低，可以回收能源等诸多优势，因此利用生物法处理石化废水的相关研究也较多。在近些年的研究中，各种工艺都被用于石化废水的处理。例如，水解酸化-兼性-好氧工艺、MBR工艺、生物-电化学工艺等都被用于石化废水处理相关方面的研究[5-8]。近年来的研究方向包括微氧水解酸化工艺处理石化废水，曝气强度对膜污染的控制，生物氧化处理废碱液，高效COD降解菌强-1-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文化石化废水的处理效能等[9-19]。厌氧-好氧处理是生化处理过程中常见的工艺组合形式，在石化废水处理领域，厌氧-好氧的组合方式也经常被单独或是与其它工艺联合用于石化废水的处理。在近些年的研究中，A/O生物膜法以及A/O与水解酸化工艺，曝气生物滤池（BiologicalAeratedFilter，BAF），MBR等工艺相组合常被用于石化废水的处理[20-26]。在生化法的组合应用上，也有研究者将膨胀颗粒污泥床与周期循环活性污泥法相结合用于石化废水的处理[27]。在石化废水处理领域，有些研究者的研究重点为生化工艺的脱氮效能，例如利用活性砂滤技术实现石化废水的脱氮除磷，好氧反硝化菌的筛选及降解特性研究，脱氮产絮凝剂微生物的鉴定及效能研究等[28-30]。以填料为微生物载体的水处理研究也是近些年的热点问题，例如，利用改性聚氨酯填料强化石化废水的处理[31]。1.2.1厌氧生物法处理石化废水与生物法中的好氧生物法相比，厌氧微生物在活动过程中只将少部分物质转化为自身的细胞组分，因此在厌氧处理过程中活性污泥的增长量较小，厌氧生物工艺可以实现污泥减量。厌氧生物法中的微生物代谢途径复杂，不同的微生物之间互相利用代谢产物，因而形成了比较复杂的生态系统。在厌氧过程中，石化废水中的有机污染物被厌氧微生物当做生长代谢过程中必不可少的物质，经过水解酸化、产酸、产甲烷阶段，复杂的有机物被不断降解，最终转化为二氧化碳和其它能源物质，从而实现了对污染物的降解效能。在厌氧微生物降解有机污染物的复杂过程中产生了很多可供人类生产生活的有用物质，通过控制反应条件、干预代谢途径等手段可以影响厌氧微生物的代谢产物，从而在降解有害物质的同时实现对能源及其它资源的回收。正是由于厌氧生物法可回收资源物质，因而在近些年的相关研究中成为了人们关注的热点。例如，Elreedy利用研发出的分步式厌氧阻断反应器处理含有单乙二醇的石化废水来制备氢气和甲烷；Siddique等人利用石化废水和牛粪的协同降解来制备甲烷，以及研究了水力停留时间（HydraulicRetentionTime，HRT）对降解效果及能源回收的影响，该研究者还研究了食微比对石化废水降解效果的影响[32-35]。Ghasemian等人采用实验室规模的厌氧工艺进行了含有甲基·叔丁醚（MTBE）和叔丁醇的石化废水降解的研究。在不同的水力负荷条件下(1.51，3.23和3.25gCOD/L·d)，MTBE的去除率分别为78%，98%，88%。在前两种水力负荷条件下，COD的去除率分别为85%和90%，当水力负荷提高到最后一种条件下，COD的去除率急剧降到72%。在该研究中同时研究了一些其2n第1章绪论它污染物的去除率和影响MTBE降解效率的因素[36]。Hussain等人使用升流式厌氧污泥床反应器（UpflowAnaerobicSludgeBlanketReactor，UASBR）对苯酚废水进行降解研究。通过调节COD与氮和磷的比例来研究其对污染物降解效率的影响。当将COD：N：P从300：10：1改变为300：1：0.1时，不影响酚类物质的降解，但当将比例改为300：0：0时，CH4–COD的去除率从90%降到40%[37]。Mirbagheri等人利用两向厌氧+两向好氧+沉降工艺对某石化废水进行处理，同时回收其中的尿素和氨，监测出水碱度、氨氮、悬浮物、COD等指标的变化情况[38]。1.2.2物化-生化组合工艺处理石化废水石化废水种类多样，使用单一工艺对其进行处理有时不能达到理想的处理效果，因此，组合工艺经常被用于石化废水的处理。生化法应用于石化废水处理具有运行成本低，不会产生二次污染等特点。有些石化废水可生化性差，其中含有的有机污染物具有生物毒性，在采用生化法对其进行处理时不能取得良好的效果。因此，生化工艺经常与其它工艺相结合使用，以提高石化废水的可生化性，提高总体的污染物去除率。高级氧化法与生化法相结合就是一种常见的石化废水处理方式。例如，臭氧与生物滤池联合用于石化废水的处理，臭氧处理在生化工艺之前可提高石化废水的可生化性，也有研究将臭氧用于生化出水的强化处理[39-43]。除臭氧与生化工艺相结合用于石化废水的处理外，絮凝沉淀，气浮，Fenton，催化氧化等工艺也与生化工艺联合用于处理含盐、含硫、含酚、难降解等类型的石化废水[44-48]。1.2.3微生物群落结构及功能解析生物法处理石化废水的主体是微生物，因此反应器中微生物的群落结构会直接影响到对石化废水的处理效果。因此，在近些年的研究中对微生物群落结构的解析，具有抗逆性的微生物的分析开发，反应器中微生物的生长调控成为了相关研究的热点问题[49,50]。伊朗的Shokrollahzadeh等人利用活性污泥工艺处理某石化废水，进行工艺的处理效能研究以及分析工艺中的微生物群落结构。为了分析该工艺的降解效能，将温度、pH、溶解氧、COD、1，2-二氯乙烷，乙烯基氯作为参考指标，研究历时六个月，表明该石化废水的主要污染物质为C10–C21类，芳香族化合物，多环烃类物质。在本研究中，活性污泥工艺对COD，1，2-二氯乙烷，乙烯基氯和总烃类的去除率分别为89%，99%，92%，80%。在本研究中，还对该工艺中的活性污泥进行群落结构解析，共分-3-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文析得出67种细菌和一株真菌，微生物的群类主要为假单胞杆菌、黄质菌、丛毛单胞菌、噬细胞菌属、嗜酸菌属、鞘氨醇单胞菌等，鉴定出的真菌为Trichodermasp[51]。Gargouri等人采用连续搅拌反应器（ContinuouslyStirredTankBioreactor，CSTR）处理石油类废水，评估该工艺的可行性。经过225天的运行，取得了良好的效果，COD去除率达95%，总烃类（TotalPetroleumHydrocarbon，TPH）从320mg/L降低到8mg/L，同时使用GC-MS检测到26种烃类物质。通过16sRNA序列分析分离出六种微生物，同时获得微生物的种属信息[52]。高通量测序技术克服了传统培养方法、FISH、变性梯度凝胶电泳、克隆文库等常规分析方法所具有的耗时、费力，只能对环境样品中少部分微生物类群进行分析的缺点，使得快速全面分析环境样品中的微生物群落结构成为可能。在水处理研究领域，高通量测序技术用于直观全面地反映生物处理工艺中的微生物群落结构。高通量测序技术的应用范围涵盖了水处理领域的各个方面，其中包括将高通量测序技术应用于具有某种污染物降解功能的微生物的检测。例如，苯降解菌群落结构、功能以及活力检测；能够降解甘油的微生物的检测；蛋白质降解菌的检测；处理食品废水中产甲烷菌的检测[53-56]。在水处理领域，有很多关于氮素代谢的研究，自高通量测序技术问世以来，将其应用于氨化、硝化和反硝化细菌检测，氮代谢反应器中微生物群落结构研究的相关文章被不断发表[57-62]。在有些研究中分析了不同工艺条件下微生物群落结构，所涉及的研究方向包括膜生物反应器中的微生物群落结构分析[63]；厌氧反应器中的微生物群落结构分析[64]；中温条件下运行的反应器中微生物群落结构分析[65]；好氧-沉淀-缺氧工艺和硫酸根还原-自养反硝化-硝化（SulfateReduction,AutotrophicDenitrificationandNitrificationIntegrated，SANI）工艺中的微生物群落结构分析[66,67]。此外，有些研究方向为特定类群的微生物的检测，例如致病菌的检测和污泥膨胀相关菌的检测[68,69]。由于高通量测序具有高效快速的特点，使得对较多样品中的微生物群落结构的比较研究变得更为全面且快速[70-72]。1.2.4含盐及含硫废水处理进展石化行业生产的多个环节都可以产生含盐废水，这些含盐废水具有污染物种类多样、盐度高的特点，其降解难度比一般石化废水更高。因此，含盐石化废水的妥善处理成为摆在石化行业面前的首要难题。在处理工艺的选择上，很多研究者采用物化法对其进行处理。例如，有研究者采用多效蒸发技术对石化4n第1章绪论含盐废水进行浓缩处理并对其运行参数进行优化，该工艺具有处理效率高、处理较彻底等优势[73,74]。电化学方法也被广泛用于含盐石化废水的处理，例如，应用电吸附法和电脱盐法处理难降解含盐石化废水，采用微电解结合臭氧催化氧化深度处理石化含盐废水[75-77]。虽然这些物化工艺能够有效处理含盐石化废水，但是具有运营成本较高及运行维护困难等缺点。因此，很多研究者致力于含盐石化废水生物处理工艺的相关研究。由于盐度对微生物有胁迫作用以及石油类物质的可生化性较差，因此，采用微生物工艺处理含盐石化废水需要驯化适宜的微生物。有研究者采用污泥驯化及生物滤池处理高含盐石化废水，以及采用筛选驯化耐盐菌株强化含盐废水的处理效能[78,79]。在水处理工艺的选择上，生物氧化[80]、曝气生物滤池[81]、微气泡纯氧曝气[82]、微好氧及厌氧水解酸化[83]、膜生物反应器[84]、A/O工艺[85]、粉末活性炭生化技术[86]等也被应用于石化含盐废水的处理研究。由于含盐石化废水具有可生化性差的特点，因而生物处理与物化法相结合的处理工艺也被用于该类废水的处理，通过组合工艺可以提高处理效率并降低运营成本[87-89]。废水中的硫污染物的组成形式多为硫化物或硫酸根，对于含有硫化物的废水的处理多以氧化法为主，包括混凝[90,91]、絮凝[92]、化学剂氧化[93,94]、催化氧化[95,96]等工艺。在含硫酸根石化废水的处理领域，相关的报道则较少。例如，有研究者分析硫酸盐废水中的污染物在折流板反应器中的转化机理；有关利用SRB处理含硫酸盐废水的研究也有报道[97,98]。石化废水中的各种污染物并不是孤立存在的，由于石化废水的种类多样，含盐含硫酸根石化废水的种类也较为丰富。但是，在以往的研究中，利用完全生化法处理该种石化废水的相关研究较少。在低C/N石化废水中，COD浓度较低、氨氮和总氮浓度较高，同时具有污染物种类多和可生化性差的特点，如何在不投加外源有机物的情况下保证COD的去除效率以及提高该类废水的脱氮效率成为石化废水处理领域中的难点和热点问题。1.3微生物硫代谢在水处理领域的应用1.3.1微生物在硫循环中发挥的作用硫在自然界中分布广泛，其主要的存在形式为地层中的黄铁矿（FeS2）和石膏（CaSO4），以及存在于海水中的游离态硫酸根。硫元素在自然界中的存在形态包括从-2价的硫化物到+6的硫酸根等多种形式，因此硫循环过程较为复杂。硫循环过程可以由化学过程完成，也可以由生物转化完成。硫循环过程与-5-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文碳循环和氮循环之间存在着紧密的联系（图1-1）[99]。图1-1生物圈中的硫循环[99]Fig.1-1Thesulfurcycleinbiosphere[99]根据生物体对硫化合物的积累和释放，可以将生物硫循环作用分为同化作用和异化作用，硫化合物的同化还原作用是通过合成含硫的氨基酸（半胱氨酸、胱氨酸、蛋氨酸）和含硫的生长因子（生物素、硫胺，类脂酸）为细菌、真菌、藻类和植物等提供所需要的还原态含硫化合物。动物排泄的硫以硫酸盐的形式存在，然而通过真菌和细菌的死亡和分解作用，大部分硫在生物体内会以硫化物的形式又返回到循环中。在生物硫循环的氧化还原过程中，微生物起到了至关重要的作用。在微生物参与到硫循环的过程中，硫的高价态化合物的异化作用起到了关键作用，它直接将自然界中的含硫化合物引入到微生物的代谢活动中。通过硫还原细菌和硫酸盐还原菌，硫化合物被转变为硫化物。硫元素的微生物转化依靠生物硫酸根还原作用（BiologicalSulfateReduction，BSR）和生物还原性硫氧化作用（BiologicalReducedSulfurOxidation，BSO）[100-102]。根据这两个生化过程不同的特征，可以将它们应用于不同的水处理过程中，以实现不同的水处理目的。硫酸盐还原菌（SRB）在硫酸盐的还原过程中占据着重要的地位。在缺氧的条件下，SRB可以通过还原硫酸根获得可进行新陈代谢的能源，在这一过程中，可以将硫酸根作为最终电子供体，将其还原为硫化物，将有机物作为电子供体[103]。硫酸盐还原过程中产生的硫化物，在碱性条件下更易溶于液体环境中。在SRB还原硫酸盐的过程中，每还原1g的硫酸根态硫即可消耗2gCOD。在硫6n第1章绪论酸盐还原过程中产生的硫化物在兼性条件下可以重新被氧化，在氧不足的情况下，单质硫是硫化物氧化的主要产物，在硫化物受限的情况下，硫酸根是硫化物氧化的主要产物[104-106]。在有氧的生态环境中，异养菌可以将有机物完全矿化为CO2，并从中获取能量。而有机物的厌氧降解过程则更为复杂，这一过程需要不同微生物类群的参与，互为提供适宜的底物条件，最终实现污染物减量的目的。在厌氧环境中具有较低的氧化还原电位，SRB与其它微生物类群（发酵菌群、产乙酸菌、产甲烷菌等）竞争可供新陈代谢的底物。在厌氧环境中，硫酸盐的浓度对SRB竞争底物起到了至关重要的作用。与产甲烷菌相比，SRB在新陈代谢过程中需要消耗更多的底物。从热力学角度分析，SRB在将硫酸根还原为硫化物消耗有机物的过程中释放的能量比发酵菌氧化有机物时更多，因此在与发酵微生物竞争生存底物时，SRB更具有竞争优势[66]。SRB可以利用有机酸进行新陈代谢作用，而产甲烷菌不能利用有机酸营新陈代谢，氢，二氧化碳，醋酸盐是产甲烷菌生长最重要的基质组分。因此，SRB与其它类群的微生物在对底物的利用上也存在着相互依存的关系。根据以往对SRB的研究，发现其广泛分布于厌氧环境和水生环境，根据SRB不同的特性将其分为四种不同的类型[107]：（1）革兰氏阴性中温型SRB革兰氏阴性中温不产芽孢型SRB广泛分布于自然界中。其中，Desulfovibrio，Desulfobotulus，Desulfobulbus，Desulfohalobiumk，Desulfomiriobium五个属不能完全氧化有机物，只能将有机物氧化物乙酸。Desulfoarculus,Desulfobacter,Desulfobacterium,Desulfobacterium,Desulfococcus,Desulfomonile,Desulfonema,Desulfosarcina这七个属能够完全氧化有机物为CO2。根据以往SRB生长环境的研究发现，Desulfobulbas和Desulfovibrio这两个属的量在海洋和淡水环境中相同。而Desulfobacter，Desulfobacterium，Desulfohalobium，Desulfonema和Desulfobtulus几个种属却主要是嗜盐或微嗜盐的。Desulfoareulus，Desulfobotulus,Desulfomicrobium和Desulfomonile种属则基本上是从淡水环境中分离出来的。在该论文中，硫代谢工艺被用于处理含硫酸根石化废水，有些石化废水中含有较高的盐度。因此，明晰不同SRB对盐度的响应情况有利于指导工艺的运行，提高处理效率。（2）革兰氏阳性中温型SRBDesulfotomaculum属为该类型，大多数Desulfotomaculum种是从淡水环境以及相对盐度较低的生境中分离到的。在Desulfotomaculum所属种也分为能完全氧化有机物和不能完全氧化有机物两种类型，Desulfotomaculum属包含五-7-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文个中等嗜热种，且在环境温度50℃~65℃时产生异化硫酸盐作用。（3）革兰氏阴性嗜热真核SRBThermodesulfobacterium属为该类型，该属不能够完全氧化有机物为CO2，其包括两个种。Thermodesulfobacterium种是从盐水中分离到的，然而该属并未表现出典型的耐盐特性。（4）革兰氏阴性嗜热硫酸盐还原古细菌Archaeoglobus属的硫酸盐还原古细菌只能在厌氧海底热液中找到，它的生长需要盐分和高温。1.3.2硫自养反硝化工艺在水处理上的应用具有还原性的硫化合物在水处理领域的一个重要应用即是为自养反硝化提供电子供体。在以往的研究中可以作为电子供体的硫化合物包括硫化物、单质硫和硫代硫酸盐。其中，以硫化物为电子供体的相关研究较多。单质硫具有无毒、不溶于水、性质稳定等化学特性，应用水处理领域时具有容易分离，不会形成二次污染等优点[108,109]。因此，有研究将单质硫作为自养反硝化过程中的电子供体，且有研究表明单质硫在自养反硝化过程中的效率较高[110,111]。反硝化反应是指硝态氮和亚硝态被反硝化细菌还原为氮气的过程。反硝化反应中的电子受体为硝态氮和亚硝态氮，根据电子供体的不同，可将反硝化菌分为异养型反硝化菌和自养型反硝化菌。异养型反硝化菌利用有机物作为电子供体并提供能量，在实现脱氮目的的同时可以去除废水中的有机物，因此异养反硝化过程被广泛应用于各种类型废水的处理过程中。由于异养反硝化过程需要消耗有机物，在处理低C/N比的废水时并不能达到理想的脱氮效果。自养反硝化过程是指自养反硝化菌利用无机碳源（CO--3，HCO3）作为合成自身细胞的组成物质，将无机物作为电子供体以实现反硝化过程。与异养反硝化过程相比，自养反硝化过程中不需要额外提供有机物，能够适应低C/N比废水的脱氮需要。在自养反硝化过程中，还原态硫可以作为电子供体，同时以硝态氮或者亚硝态氮为电子受体，将其还原为氮气，从而实现脱氮目的。在近些年的研究中，常见的硫氧化型自养反硝化的电子供体为硫化物、单质硫、硫代硫酸根。以单质硫为电子供体的自养反硝化得到了广泛的研究，其反硝化的效率较高。以硫代硫酸根为电子供体的自养反硝化的明显缺点是每去除1g的硝态氮会产生高达12.15g的硫酸根。以硫化物为电子工艺的自养反硝化工艺在脱氮的同时可以去除水中的硫化物，因此也成为近些年研究中的热点问题[112-115]。8n第1章绪论虽然硫化物氧化自养反硝化工艺具有较多的优点，然而其较低的微生物生长率限制了其应用。有研究人员采用中性沸石比表面积比较大的特点，为微生物的生长提供合适的载体。在硫氧化型自养反硝化的相关研究中，不同环境因子对自养反硝化的影响是一个很重要的研究方向。例如，有研究者分析了温度、pH、有机物等影响因子对自养反硝化的影响[116,117]。通过对影响因子和反应条件的探索分析，在近些年的研究中，有多种可以提高自养反硝化效率的新工艺被不断开发出来。例如，Nguyen等人采用两室的生物电化学反应器处理含硝态氮的废水，在该研究中，研究者采用生物电极或者非生物电极作为电化学反应器的阳极，分析了在不同外电压、不同阳极的情况下脱氮效率的差异。在该研究中，研究者还对反应器中的微生物群落结构进行了分析[118]。Xing等研究者将微电解工艺与自养反硝化工艺相结合，用于处理不含有机物的硝氮污染废水，并对组合工艺中的微生物群落情况进行分析。在该研究中该组合工艺取得了较高的脱氮效率[119]。Tong等研究者分析了C/N和电流密度对异养反硝化/生物膜电极自养反硝化反应器（Heterotrophic/Biofilm-ElectrodeAutotrophicDenitrificationReactor，HAD-BER）脱氮效率的影响[120]。由于废水中的碳氮比等环境因子会对自养反硝化的效率产生影响，在实际应用中含氮废水的种类复杂，单纯的利用自养反硝化很难达到理想的脱氮效果。因此，目前有很多工艺都采用异养反硝化与自养反硝化工艺相结合的方式来实现对待处理废水的脱氮作用。例如，Li等研究者也采用同步异养反硝化和自养反硝化工艺来实现脱氮作用。在该研究中，研究者创新地采用木屑来为异养反硝化工艺提供碳源[121]。在工艺的创新方面，自养反硝化流化床反应器和垂直固定床反应器也被应用于含硝态氮废水的处理[122-124]。利用硫自养反硝化的原理，同步脱氮除硫工艺被开发出来。在该工艺中，硫化物被当做电子供体，硝态氮或者亚硝态氮被当做最终电子受体，通过一步反应将氮化合物还原为氮气，将硫化物氧化物单质硫，从而彻底去除含硫及含氮污染物对水质的影响。在该工艺的运行过程中，进水中碳、氮、硫之间的比例关系以及反应环境的酸碱度会影响硫化物氧化以及脱氮的最终产物。如何控制反应进程，使硫化物氧化为单质硫，以及如何将产生的单质硫从体系中分离出来，都是该工艺在研究过程中需要解决的问题。由于以往的同步脱氮除硫工艺存在的这些尚未妥善解决的问题，制约了将现有工艺应用于实际废水，特别是实际石化废水的处理领域。由于石化废水水质复杂，含有的含硫污染物的形式较多，有些石化废水中硫污染物的主要形式为硫酸根。在处理含硫酸根较多-9-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文的废水时，以往的同步脱氮除硫工艺无法发挥作用。本论文研究中采用的工艺利用了硫酸根还原过程和硫自养反硝化过程，并将这两个过程分置于不同的反应器中，不同的反应器中具有单一的硫电子传递方向，这样可以比较简便地调整反应器的运行参数以及控制反应进程。本研究中采用工艺的厌氧反应器中，利用SRB的作用来提高对有机污染物的去除效率，其它类群的微生物同样发挥去除有机物的作用，因此该工艺可以处理含有不同硫酸根浓度的石化废水；在该工艺的兼性反应器中利用硫自养反硝化工艺来提高在缺乏有机物供给情况下的脱氮效率，自养反硝化工艺以及异养反硝化工艺同时在该工艺中发挥作用。与以往的同步脱氮除硫工艺相比，本论文中采用的工艺主要针对含硫酸根石化废水的处理，对不同碳、氮、硫比例的废水具有较强的适应性。1.3.3微生物硫代谢过程中相关污染物的降解过程本研究中选用的组合工艺在运行过程中依赖于硫的还原和氧化，在厌氧反应器中发生了硫的还原过程。该工艺被用于处理含硫酸根的石化废水，在厌氧反应器中将硫酸根作为硫还原的最终电子受体。由于参与硫酸根还原的各种酶类都存在于细胞质或是细胞内膜上，因此硫酸根必需被跨膜转运后，才能参与到硫酸根的还原代谢中。SRB对硫酸盐有很强的亲合力，在SRB中发现了二级硫酸盐运输系统，环境中的质子或钠离子梯度能促使硫酸盐的积累。硫还原的主体SRB在研究上被分为淡水种和海生种，其在硫酸根的积累和转运机制上存在着巨大的差异。淡水种SRB需要有对低硫酸盐浓度的适应和硫酸盐积累的能力。大多数生存在高硫酸盐浓度环境下的海生种SRB也有能积累高浓度硫酸盐的运输系统，海生种SRB在硫酸盐的吸收过程中对pH值的影响非常小，其对硫酸盐的积累过程依赖于钠离子[107]。硫酸盐还原过程中虽然以硫酸根为最终电子受体，然而SRB并不能直接还原硫酸根，硫酸根需要在耗能的情况下被活化后才能参与到硫酸盐还原的过程中。在ATP硫酸化酶（或腺苷酰硫酸酯酶）的作用下，ATP和硫酸盐被转化为腺嘌呤磷酰硫酸盐（AdenosinePhosphosulphate，APS）和焦磷酸（PPi）（公式1-1）。SO2-4+ATP+2H+→APS+PPi(1-1)硫酸根的活化过程需要消耗较多的能量，因此必须通过终产物的去除才能推动反应的进行。焦磷酸在焦磷酸酶的水解作用下被转化为无机磷酸盐，从而推动硫酸根的活化作用（公式1-2）。PPi+H2O→2Pi(1-2)硫酸根活化过程中产生的APS，在APS还原酶的作用下被转化为亚硫酸10n第1章绪论盐和磷酸腺苷（AMP）（公式1-3）。APS+2e-→SO2-3+AMP(1-3)亚硫酸根化学性质活泼，其在还原的过程中无需ATP进一步活化，因此亚硫酸根才是硫酸根还原过程中的真正前体。关于亚硫酸根还原为硫化物的途径目前有两种假设：（1）直接途径，即在亚硫酸盐的还原过程中亚硫酸根直接经过六个电子的传递被转化为硫化物（公式1-4）；（2）连三硫酸盐途径，即以连三硫酸盐和硫代硫酸盐为中间产物，经过三个连续的双电子传递过程（SO2-2-2-2-3→S3O6→S2O3→S），亚硫酸根被最终转化为硫化物（图1-2）。SO2--+2-3+6e+6H→S+3H2O(1-4)图1-2硫代谢组合工艺中的电子传递过程（参考[125]）Fig.1-2Theelctrontransferprocessinthesulfurmetabolismintegratedprocess(Referenceas[125])硫酸根还原过程的最终产物硫化物被转运到外环境中，随着水流方向，产生的硫化物被转移到兼性反应器中，硫化物可以作为自养反硝化的电子供体参与到反硝化过程中。生物硫自养反硝化主要依靠硫自养反硝化菌，在缺氧条件下，以硝酸根为电子受体，将硝酸根还原为氮气，从而将含氮污染物最终从水中去除。与此同时，硫化物作为电子供体而被氧化。根据反应体系中，电子供体和电子受体的配比不同，硫化物氧化的最终产物可以是硫酸根或是单质硫（公式1-5，1-6）。至此，在该组合工艺中，通过不同反应器中含硫的化合物-11-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文分别作为电子受体和电子供体完成了自身的循环过程，在这一过程中，有机物和硝态氮得以去除。S2-+1.6NO-+2-03+1.6H→SO4+0.8N2+0.8H20ΔG=-743.9(kJ/mol)(1-5)S2-+0.4NO-+003+2.4H→S+0.2N2+1.1H20ΔG=-191.0(kJ/mol)(1-6)该研究中所采用的组合工艺的厌氧反应器是一个多种微生物并存的复杂体系（图1-3）。厌氧环境中的氧化还原电位较低，SRB与其它微生物类群竞争可供新陈代谢的底物。其中，硫酸根的浓度水平对SRB与其它微生物类群的竞争产生了至关重要的影响，在反应器体系中存在硫酸根有利于SRB的生长代谢。在本研究中采用的工艺的厌氧反应器中，能够降解有机物的微生物可分为四种不同的类群。第一类为发酵菌，这类微生物能水解蛋白质、多聚糖，脂类等大分子有机物，将它们水解为氨基酸，糖，长链脂肪酸等单体物质。通过发酵作用，这些单体物质被转化为乳酸，丙酸，丁酸等物质；第二类为产乙酸菌，它能分解有机酸和乙醇为乙酸，H2和CO2；第三类为产甲烷菌；第四类为SRB[126]。SRB能够利用的底物种类也较多，它与其它微生物类群竞争可供新陈代谢的底物。其中，硫酸根的浓度水平对SRB与其它微生物类群的竞争产生了至关重要的影响。图1-3硫代谢组合工艺中的污染物降解过程（部分参考[126]）Fig.1-3Thedegradationofpollutantinthesulfurmetabolismintegratedprocess(Partialreferenceas[126])12n第1章绪论石化废水中的氮类污染物，除氨氮和硝态氮以外，还包括含氮有机物，这部分氮污染物需要经过脱氨基作用将其转化为无机氮。本研究中所采用的工艺包含三种具有不同溶解氧条件的反应器。脱氨基作用在好氧条件下和缺氧条件下均可进行。在好氧条件下的脱氨基作用为氧化脱氨基（公式1-7）。RCHNH2COOH+O2→RCOOH+CO2+NH3(1-7)在缺氧条件下的脱氨基作用为水解脱氨基（公式1-8）和还原脱氨基（公式1-9）。RCHNH2COOH+H2O→RCH2OH+CO2+NH3(1-8)HOOCCH2CHNH2COOH→HOOCCH=CHCCOH+NH3(1-9)含氮有机物中的氮经过脱氨基作用被转化为氨和不含氮有机物，不含氮有机物可以继续参与到其它的有机物代谢途径而被降解。氨的进一步转化需要在有氧条件下以氧为电子受体。组合工艺中的好氧反应器为硝化作用提供了适宜的条件。在氨单加氧酶的催化下（AmmoniaMonooxygenase，AMO），氨氮被氧化为羟氨，在羟胺氧化酶（HydroxylamineOxidoreductase，HAO）的催化作用下，羟氨被氧化为亚硝酸根（公式1-10，1-11）。NH3+O2+2[H]→NH2OH+H2O(1-10)NH-+-2OH+H2O→NO2+5H+4e(1-11)在硝化细菌的作用下，亚硝酸根进一步被氧化为硝酸根，参与这个过程的酶系被称作亚硝酸氧化酶。参与这一过程中电子传递的为细胞色素a1（Cyta1）和细胞色素a3（Cyta3），经过一步反应，亚硝酸根直接被氧化为硝酸根，并且释放出ATP（公式1-12）。NO--02+1/2O2+ADP→NO3+ATPΔG=-100.5(kJ/mol)(1-12)在采用的组合工艺中，最终去除氮类污染物的过程为反硝化作用，在好氧反应器中产生的硝酸根回流至兼性反应器中为自养反硝化作用提供电子受体。在兼性反应器中同时发生了自养反硝化过程和异养反硝化过程。在异养反硝化过程中，可供利用的电子供体多种多样，其中乙酸、乙醇、葡萄糖等结构简单的有机物较易被利用，且反硝化效果良好，如苯系物、含氮杂环化合物也被证明可以为反硝化作用提供电子供体。以乙酸为例，某些自养反硝化细菌可经脱氢作用，将其完全氧化为CO+2（公式1-13），在这一过程中产生的NADH+H以硝酸根为电子供体，将其转化为氮气。CH++3COOH+2H2O+4NAD→2CO2+4NADH+H(1-13)通过该工艺的作用，主要去除石化废水中的有机污染物和含氮污染物。在组合工艺的运行过程中污染物降解的主体为微生物，这其中主要涉及到的物质-13-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文转化过程为硫酸盐还原过程、自养反硝化过程、异养反硝化过程、铵化过程、硝化过程。因此，在该工艺中存在着复杂的微生物体系（图1-3）。在该组合工艺的厌氧反应器中SRB与其它微生物共同竞争可供新陈代谢的底物。在微生物的种类上非SRB类群的多样性更高，且在底物利用上SRB存在着一定的局限性，SRB依赖其它微生物将难降解物质转化为可供其代谢生长的有机底物。已有研究表明，Bacteriodetes，Spirochaetes，Actinobacteria，Synergistes，Firmicutes，Clostridium等门在自然环境和工业环境中占据了广阔的生态位（图1-4）。这些门中的多数微生物类群属于化能异养型微生物，已经在含有复杂有机物的污染环境中检测到这些微生物类群的存在[66]。石化废水中通常含有长链烷烃，苯系物，多环芳烃等难降解物质。在工艺运行过程中，检测到这些微生物类群的存在，则有可能与这些难降解物质的去除存在联系。微生物对含氮有机物的处理依靠脱氨基作用，以往的研究表明水体环境中Bradyrhizobium，Hyphomicrobium，Microcystis，Sphingobium等属的存在可能在含氮有机物的降解过程中发挥重要的作用[127]。图1-4硫代谢和反硝化过程中的微生物类群Fig.1-4Themicrobialcomunityinsulfurmetabolismanddenitrificationprocess本研究采用的硫代谢工艺发挥脱氮作用的途径为硝化-反硝化，工艺中的好氧反应器承担硝化作用。硝化细菌为专性好氧菌，大多数为化能自养型，具有生长缓慢，世代周期长的特性。硝化细菌可以分为亚硝化细菌和硝化细菌两个亚群，这两个亚群在底物的利用上都有比较强的专一性。对于自养型硝化细菌来说，其不能在有机培养基上生长，也不需要外源生长因素。在本研究中，好氧反应器处于工艺的末端，石化废水经过前两级的生化处理后，其中所剩的有机底物较少，硝化细菌则能够适应这种“严苛”的生长环境。常见的硝化细14n第1章绪论菌包括：Nitrosomonas、Nitrosospira、Nitrosococcus、Nitrosolobus、Nitrobacter、Nitrospina、Nitrococcus。经过硝化作用后，氨氮被转化为硝态氮，如果含有较多硝态氮的废水排入自然水体后，在水体缺氧的情况下会发生反硝化作用，造成二次污染。在缺氧条件下，硝酸盐还原菌可以将硝酸根还原为氮气，在水处理领域具有十分重要的意义。经过反硝化作用，各种含氮污染物被最终转化为氮气，实现了污染物无害化和减量化，使氮重新回归生物圈的氮素循环。在异养反硝化过程中，典型的微生物为Hyphomicrobium、Pseudomonas、Moraxella、Spirillum、Thiobacillus属中的某些种。自养反硝化微生物可以利用碳酸根和碳酸氢根为碳源，将单质硫、硫化物、铵根等无机离子作为电子供体进行反硝化作用。自养反硝化作用具有产泥量低的特点，在低C/N废水的处理中具有优势。1.4研究的目的意义及主要内容1.4.1研究的目的和意义石化废水的种类多种多样，本研究针对含有硫酸根、低COD浓度的石化废水进行处理研究。由于石化废水中的石油类物质对微生物具有一定的毒害作用，低碳氮比无法为反硝化作用提供充足的有机物，盐离子胁迫也会影响微生物的新陈代谢。因此，在利用传统的生物法对这类废水进行处理时，有机物的去除和脱氮效能较差。但是，生物法具有运行成本低，不产生二次污染等优势。为解决这一矛盾，亟需开发适宜于含硫酸根石化废水处理的微生物水处理技术。针对这类废水处理过程中有机物去除和脱氮效能较差的问题，在本研究中利用硫酸根还原和硫化物氧化来耦合有机物降解和自养反硝化过程，由于硫酸盐还原菌具有底物谱系较广的优势，将其应用于石化废水的处理领域可以提高COD的去除效率。在硫酸根还原过程中产生的硫化物可以作为自养反硝化的电子供体，这一过程不依赖有机物的供给，可以提高低碳氮比废水的脱氮效率。将本研究中采用的硫代谢组合工艺应用于不同类型的石化废水处理时，可以取得较高的COD去除和脱氮效率。在该研究中利用高通量测序技术分析了工艺中的微生物群落结构和功能微生物的分布，探讨了工艺对废水的处理效能和功能微生物之间的关系。本研究中采用的为实际的石化废水，期望通过本研究可以为含硫酸根石化废水的处理提供新的思路和理论基础；希望该工艺中的污染物降解规律和微生物群落结构信息为实际的工艺运行提供一定的参考。-15-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文1.4.2研究的主要内容本研究的主要内容包括：（1）通过序批实验研究不同的COD和硫酸根浓度比对厌氧条件下COD降解和硫酸根还原的影响，分析了硫酸根电子受体在受限和过量情况下对组合工艺的厌氧反应器中硫酸根还原和COD解规律；研究了厌氧环境下硫酸根还原和COD降解对不同浓度NaCl盐度胁迫的响应情况；研究了不同的硫化物和硝酸根浓度比对该工艺兼性反应器中自养反硝化作用的影响，研究了有机物供给对兼性反应器中反硝化作用的影响。图1-5本研究的技术路线Fig.1-5Thetechnicalrouteoftheresearch（2）为了考察硫代谢工艺对含盐含硫石化废水的降解效能，根据序批实验实验用水中COD和硫酸根浓度的差异，选取了四种实际含盐含硫石化废水做为处理对象，这四种实际石化废水包括中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水。在运行的过程中，对各工艺段出水中COD、氨氮和总氮等16n第1章绪论水质指标进行考察，利用这些水质指标的降解效率考察该工艺对不同类型含盐含硫石化废水的降解效能。考察污染物在工艺中的迁移、降解和转化规律，进一步评估该工艺对含盐含硫石化废水的降解效能。（3）通过高通量测序技术对中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水处理工艺中微生物进行群落结构进行分析。分析工艺中微生物种属特征以及群落的功能结构特征。通过对比各工艺段的差别，分析微生物群落结构组成的差异及分析微生物群落结构特点。分析各种属微生物之间在污染物降解过程中的协同作用，探讨工艺对特定污染物的降解规律与效能。分析硫酸盐还原菌、典型有机物降解微生物、典型氮代谢微生物在不同工艺不同反应器中的分布差异。同时研究硫酸根、难降解物质对反应器中生物群落结构和功能的影响，探讨微生物群落结构与反应器功能之间的联系。-17-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文第2章实验材料与方法2.1实验材料2.1.1污泥驯化本研究中所采用的活性污泥来源于长期稳定运行的污水处理厂，取回的活性污泥在实验室条件下经去除杂质后添加驯化用营养液（表2-1），配制时活性污泥与营养液的体积比为1：5，对经调配过的活性污泥在隔绝空气的条件下进行厌氧驯化。本研究的好氧反应器中添加的填料为为聚氨酯泡沫填料，驯化方法为将体积为2cm×2cm×2cm的聚氨酯泡沫填料与调配过的活性污泥搅拌后放置于曝气条件下进行好氧驯化。本研究中所采用的聚氨酯泡沫填料孔隙率大于99.5%，具有良好的生物附着特性，易于微生物挂膜。厌氧驯化和好氧驯化持续的时间为30天。表2-1活性污泥驯化营养液Table2-1Thenutrientsolutionforactivatedsludgeacclimation试剂浓度氯化钠1g/L无水硫酸钠3g/L尿素5g/L葡萄糖30g/L2.1.2实验用水本研究中选用的硫代谢工艺依靠SRB的硫酸盐还原作用来去除废水中的有机物。为考察组合工艺对含有不同COD和硫酸根浓度的化工废水的降解效能，在本研究中选取了四种不同类型的化工废水作为处理对象，根据这四种化工废水中COD与硫酸根浓度的比值由高到低的顺序，依次为中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液和脱硫废水（表2-2）。根据SRB在还原硫酸根时每还原1g硫酸根态硫可消耗2gCOD的理论值，可以将这几种实际废水划分为硫酸根还原电子受体受限型，包括中和池废水、反渗透浓缩液；以及硫酸根还原电子受体过量型，包括纳滤浓缩液和脱硫废水。本研究选取的石化废水中含有不同浓度的含氮污染物以及具有不同的盐度条件。-18-n第2章实验材料与方法表2-2研究中所采用废水的水质情况Table2-2Characteristicsoftheusedwastewaterintheresearch实验用水水质指标中和池废水反渗透浓缩液纳滤浓缩液脱硫废水COD（mg/L）351.29299.53445.88266.59SO42--S（mg/L）18.42124.54309.17504.10NH4+-N（mg/L）1.8012.1533.342.86TN（mg/L）24.6391.2070.8725.37NO3--N（mg/L）9.1924.8940.9920.25Cl-（mg/L）1030.92586.04442.38137.52pH8.238.408.328.44COD/SO42--S19.072.411.440.53本研究中所选用的中和池废水来源于石化企业化学中和池，在工业生产中产生的废水被排入中和池后，通常使用NaOH或是HCl对其酸碱度进行调节，由于加入较多的药剂，其中的离子浓度较高。在利用生物法对该种较高盐度的废水进行处理时会对微生物的新陈代谢产生一定的抑制作用。除盐度外，化学中和池废水中含有的有机物浓度和其它污染物含量皆较低。在利用该组合工艺对其进行处理时，主要为考察在低有机物及硫酸根离子的情况下，该工艺对高盐度废水的处理情况，以及工艺中的微生物群落结构对极端生态因子的响应情况。三维荧光光谱能够表示激发波长（λex）和发射波长（λem）同时变化时的荧光强度信息，用于水质测定时能够揭示有机污染物的分类及其含量信息。由于废水中存在着大量的荧光有机物，利用三维荧光光谱对其检测时，在特定波长的激发光照射下，会发出特定波长的发射光，且荧光有机物的浓度对应峰值高度。因此，通过三维荧光光谱特征区域的λex/λem位置和峰值信息就能够确定污水中荧光有机物的组成情况。在石化废水中含有较多的烃类物质，其中饱和烃类没有发光特性，但是可以通过三维荧光光谱反映本研究中不同类型石化废水中芳烃类物质的组成情况。通过三维荧光光谱技术在中和池废水中检测到四个比较明显的特征峰：特征峰A的荧光区域为λex/λem=280nm/350nm；特征峰B的荧光区域为λex/λem=220nm/300nm；特征峰C的荧光区域为λex/λem=220nm/350nm；特征峰D的荧光区域为λex/λem=220nm/400nm。根据以往的文献报道，特征峰A-19-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文附近为一环和二环芳烃的发光区域，特征峰C附近为二环和三环芳烃的发光区域，特征峰D附近为三环和四环芳烃的发光区域。由三维荧光光谱的检测结果可知，在该中和池废水中含有品类较多的芳烃类污染物（图2-1）。4000.00038050.00360340100.0320150.0300200.0280Ex(nm)260250.0A240220BCD200250300350400450500550Em(nm)图2-1中和池废水三维荧光光谱图Fig.2-13Dfluorescencespectrumofneutralizationtankwastewater反渗透（Reverseosmosis，RO）技术以其工艺简单，能耗低，能去除大多数污染物等优势而得到长足的发展。反渗透工艺常被设置在一系列水处理工艺的最末端，而被认为是去除溶解性污染物的最后一道屏障[128,129]。然而，反渗透技术明显的缺点是在运行过程中会产生浓缩液，且该浓缩液的产量能够达到进水水量的5~25%。特别是在石化行业中，反渗透浓缩液中含有大量的有毒有害物质，其中的溶解性固体，不可生化的污染物及毒性物质皆数倍于反渗透工艺的进水。因此，在工业生产中产生的反渗透浓缩液如果直接排放，会对受纳水体的生态环境和生物安全造成潜在的威胁[130]。由于反渗透工艺本身会对污染物产生富集的作用，再加之反渗透工艺在近些年得到了广泛的应用，每天都会产生大量含有有害物质的反渗透浓缩液，因此对这些浓缩液的进一步处理与无害化是十分必要的[131]。通过三维荧光光谱技术在反渗透浓缩液中检测到三个比较明显的特征峰，其中A峰（λex/λem=260nm/380nm）峰值较高，表明该物质在采用的反渗透浓缩液中含量较高。另外两个特征峰B和C的荧光区域分别为λex/λem=230nm/300nm和λex/λem=230nm/330nm。根据以往的文献报道，推测特征峰C代表的可能物质为二环和三环芳烃类物质。在反渗透浓缩液的三维荧光光谱图中，检测到的特征峰A的荧光区域为λex/λem=230nm/300nm，-20-n第2章实验材料与方法该特征峰的峰值较高（图2-2）。4000.000380360100.0340200.0320300300.0280Ex(nm)400.0260240A220BC200250300350400450500550Em(nm)图2-2反渗透浓缩液三维荧光光谱图Fig.2-23Dfluorescencespectrumofreverseosmosisconcentrate在本研究中所采用的纳滤浓缩液来源于工业用水及动力废水深度处理站，经过处理后的废水主要应用于工业循环水的补充水。该废水处理站的工艺主要由“曝气生物滤池、中高压气浮、一级过滤、二级过滤、超滤+纳滤（Ultrafiltration+Nanofiltration，UF+NF）”组成。图2-3研究中所用的纳滤浓缩液来源的工业水处理设备Fig.2-3TheindustrialequipmentsoftheusedNFCintheresearch整个工艺流程结合了生化处理工艺，气浮，多介质过滤，超滤及纳滤脱盐工艺，能够有效地去除和降低污水中的有机物，悬浮物，胶体和盐类的浓度，自动化程度高，采用“UF+NF”作为深度脱盐处理工艺，经过处理后的工业废水可以达到工业循环水的用水标准（图2-3）。在利用纳滤工艺对该工业废-21-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文水处理的过程中，产生的纳滤浓缩液中有机污染物的浓度较低，但是含有较高浓度的硫酸根及氯离子。通过三维荧光光谱技术在纳滤浓缩液中检测到四个比较明显的特征峰，特征峰A的荧光区域为λex/λem=240nm/370nm；特征峰B的荧光区域为λex/λem=230nm/350nm；特征峰C的荧光区域为λex/λem=250nm/380nm；特征峰D的荧光区域为λex/λem=280nm/370nm。根据以往的文献报道，特征峰B的荧光区域为二环和三环芳烃的发光区，特征峰D的发光区域为一环和二环芳烃（图2-4）。4000.00038050.00360340100.0320150.0300D200.0Ex(nm)280260250.0240C220BA200250300350400450500550Em(nm)图2-4纳滤浓缩液三维荧光光谱图Fig.2-43Dfluorescencespectrumofnanofiltrationconcentrate脱硫废水可以作为“廉价优质”的硫酸根来源而驱动硫的还原和氧化来对工业污水进行处理。脱硫系统最早见于二十世纪70年代，是以燃煤燃烧为能源获得方式的工业企业为了减少二氧化硫的排放而设置的废气处理设施[132,133]。在这一过程中会产生固相和水相的污染物。脱硫废水来自于脱硫过程中石膏浆过滤排出的含硫酸根较高的浓水。起初浓度较低的污染物经过多次循环过滤后浓度逐渐升高。在脱硫过程中，无机污染物在过滤液中处于亚饱和状态，在后续的循环过滤过程中会逐渐达到平衡饱和。因此，在这一过程中需要定期将浓水排出并补充清水以维持设备的正常运行。因此，排出的脱硫废水中含有很高浓度的硫酸根和其它污染物[132,134]。在本研究中采用的脱硫废水来源于石化企业燃烧石油制品过程中的二氧化硫吸收装置，该废水中含有较高浓度的硫酸根以及石油类物质。-22-n第2章实验材料与方法通过三维荧光光谱技术在纳滤浓缩液中检测到三个比较明显的特征峰，特征峰A的荧光区域为λex/λem=280nm/350nm；特征峰B的荧光区域为λex/λem=230nm/320nm；特征峰C的荧光区域为λex/λem=230nm/350nm。根据以往的文献报道，特征峰A的区域为一环和二环芳烃类物质的发光区，特征峰C为二环和三环芳烃类物质的发光区域（图2-5）。4000.00038010.0036020.0034030.0032040.0030028050.00Ex(nm)26060.00A240220BC200250300350400450500550Em(nm)图2-5脱硫废水三维荧光光谱图Fig.2-53Dfluorescencespectrumofdesulfurizationwastewater2.2实验装置与运行在本研究中将硫酸根还原和硫化物氧化引入石化废水的处理，利用这两种物质转化过程分别耦合有机物降解和自养反硝化过程，以此来提高生物工艺对含COD浓度较低的难降解石化废水的有机物去除效率和脱氮效率。在本研究中采用的组合工艺利用石化废水中含有的硫酸根作为最终电子受体，并将其还原为硫化物，这一过程在组合工艺的厌氧反应器中完成，厌氧反应器同时为有机物降解的主要场所。硫酸盐还原过程中产生的硫化物被转运至兼性反应器，可以为自养反硝化过程提供电子供体（图2-6）。由于含盐含硫石化废水的成分组成复杂，盐度等环境因子会对微生物代谢产生胁迫作用。因此，为明晰关键环境因子对硫代谢组合工艺的影响，在本研究中采用序批实验考察了硫酸根浓度水平以及盐度对组合工艺中厌氧反应器去除COD的影响；考察了硫化物和硝酸根浓度对反硝化作用的影响。在序批实验的基础上，考察了连续流组合工艺对含有不同浓度硫酸根和氮污染物石化-23-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文废水的处理效能。根据SRB还原硫酸根过程中消耗COD的理论值，将在该阶段实验过程中选取的中和池废水和反渗透浓缩液划分为低硫酸根石化废水，将纳滤浓缩液和脱硫废水划分为高硫酸根石化废水。通过四种不同类型的石化废水对应序批实验中不同的COD/SO2-4浓度比，以此来验证该组合工艺对实际石化废水的处理效能。图2-6组合工艺中污染物降解途径Fig.2-6Thedegradationrouteofpollutantintheintegratedprocess2.2.1序批实验在本研究中，采用三组实验来验证不同COD/SO2-4（实验1）和盐胁迫（实验2）对厌氧条件下硫酸根还原和COD降解的影响，以及不同硫化物/NO-3（实验3）对兼性条件下反硝化作用的影响。在这三组实验中所使用的活性污泥来自于2.1.1中所述的驯化后的活性污泥。在进行该实验之前，使用无氧水对活性污泥冲洗三次以去除本底物质对实验产生的影响。在实验过程中，使用磁力控温搅拌器控制各反应器的反应温度为37℃，并保持150r/min的旋转速度。在本实验中使用经过稀释的丙烯腈废水为各实验提供有机物，这是由于该研究中所采用的组合工艺被设计用来处理化工废水，丙烯腈废水属于化工废水中的一种，其中的有机污染物具有一定的代表性。本实验中采用的丙烯腈废水COD浓度在105mg/L以上，经过稀释，使其有机物浓度达到500mg/L以后，其中的硫酸根浓度、硝酸根浓度和盐度等其它离子浓度极低，方便后续实验过程中对各污染物浓度进行调配。实验中相应的硫酸根、硫化物、硝酸根和盐度分别用分析纯的Na2SO4，Na2S·9H2O，NaNO3，NaCl进行配制，其反应体系为2L。-24-n第2章实验材料与方法为了维持实验1和实验2中的各反应器的厌氧运行条件，将这两组实验中的各反应器顶部密封。实验3中的各反应器顶部不密封，在搅拌过程中水体与空气可以发生气体交换，以维持实验3中各反应器的兼氧运行条件。在实验1中共设置四个不同的反应器，编号分别为BR1-1，BR1-2，BR1-3和BR1-4，SRB在还原硫酸根时每消耗1g硫酸根态硫消耗的COD理论值为2g[66]，根据这一理论值，将反应器BR1-2中供给的COD与SO2-4-S的质量比设置为2：1。在反应器BR1-1中，供给的硫酸根电子受体处于受限的状态。在反应器BR1-3和BR1-4中，供给的硫酸根电子受体处于过量状态，其COD/SO2-4-S分别为2：1.75和1：1（表2-3）。表2-3序批实验1中各反应器的实验参数Table2-3Parametersofreactorsinbatchexperimentgroup1有机物SN盐度序号COD（mg/L）SO42-（mgS/L）NO3-（mgN/L）NaCl（g/L）BR1-1500125----BR1-2500250----BR1-3500375----BR1-4500500----在实验2中设置的三个反应器中的COD/SO2-4-S都为2：1，其编号分别为BR2-1，BR2-2，BR2-3。为验证不同的盐度胁迫条件对厌氧条件下COD还原和硫酸根还原的影响，在这三个反应器中NaCl的浓度分别为6g/L，12g/L和18g/L（表2-4）。表2-4序批实验2中各反应器的实验参数Table2-4Parametersofreactorsinbatchexperimentgroup2有机物SN盐度序号COD（mg/L）SO42-（mgS/L）NO3-（mgN/L）NaCl（g/L）BR2-1500250--6BR2-2500250--12BR2-3500250--18在实验3中共设置四个不同的反应器，其编号分别为BR3-1，BR3-2，BR3-3，BR3-4。在反应器BR3-1，BR3-2，BR3-3中没有添加有机物，设置的硫化物和硝态氮质量比分别为3：1，2：1，1：1，以验证不同的硫化物/NO-3-N对兼性条件下自养反硝化作用的影响。在反应器BR3-4中，硫化物/NO-3-N与-25-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文反应器BR3-3中所设置的比例相同，但是额外添加了有机物，以验证有机物供给对反硝化作用的影响（表2-5）。表2-5序批实验3中各反应器的实验参数Table2-5Parametersofreactorsinbatchexperimentgroup3有机物SN盐度序号COD（mg/L）S2-（mgS/L）NO3-（mgN/L）NaCl（g/L）BR3-1--6020--BR3-2--4020--BR3-3--2020--BR3-45002020--2.2.2连续流实验装置在本研究中用于处理石化废水的组合工艺由厌氧活性污泥反应器、兼性活性污泥反应器、好氧生物膜反应器三部分组成。在该工艺的厌氧段和兼性段采用活性污泥工艺，可以使这两级反应器具有比较高的生物量，从而保证该工艺对石化废水中的污染物具有较高的去除效率。该工艺的好氧段采用了生物膜反应器，在其中装填孔隙率较大的轻质填料，可以为好氧反应器提供较好的传质条件，有利于好氧微生物的生长。在本研究中，应用于石化废水处理效能研究的工艺形式如图2-7、图2-8所示。图2-7组合工艺示意图Fig.2-7Schematicdiagramoftheintegratedprocess-26-n第2章实验材料与方法在处理中和池废水过程中，厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的有效容积分别为4L、5L和16L；在处理反渗透浓缩液过程中，厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的有效容积分别为18L、16L和50L；在处理纳滤浓缩液过程中，厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的有效容积分别为18L、16L和60L；在处理脱硫废水过程中，厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的有效容积分别为18L、16L和60L。厌氧反应器和兼性反应器中装填2.1.1中所述的已驯化好的活性污泥，在厌氧反应器和兼性反应器顶部设置澄清层以实现泥水分离，在工艺的运行过程中只有各反应器中的上清液进入下一极被进一步降解，而活性污泥则留在原反应器中。在好氧反应器中使用的为2.1.1中所述的已驯化好的聚氨酯泡沫填料。图2-8组合工艺实物图Fig.2-8Pictureoftheintegratedprocess好氧反应器底部设置曝气装置，为其中的微生物提供合适的溶解氧条件，在运行过程中控制好氧反应器中曝气的气水体积比为20：1。在厌氧反应器和兼性反应器中预先安装了氧化还原电位电极用来监测运行过程中反应器的氧化还原电位。为了保证运行过程中各反应器的运行温度，该工艺中所使用的反-27-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文应器均配备加热装置，使厌氧反应器和兼性反应器的运行温度为37°C，好氧反应器的运行温度为30°C。2.2.3连续流实验装置启动与运行在本论文中考察了连续流运行情况下组合工艺对中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的处理效能。待处理废水由厌氧反应器底部注入该组合工艺，经厌氧反应器处理后进入兼性反应器，兼性反应的出水再进入好氧反应器，好氧反应器出水为该工艺的最终出水，好氧反应器的出水有一部分回流至兼性反应器。兼性反应器的进水由厌氧反应器的出水以及好氧反应器的回流水两部分组成，好氧反应器出水中含有较高浓度的溶解氧，与厌氧反应器的出水混合后可以维持兼性反应器的兼性条件。在本论文中，将组合工艺的运行过程分为驯化阶段，调试阶段，连续运行阶段。驯化阶段：在工艺中微生物的驯化阶段，首先采用待处理废水体积比为20%的混合液作为该组合工艺的进水，混合液中的另外80%为由葡萄糖、NaCl、Na2SO4、KH2PO4和尿素配制的营养液，该驯化过程持续时间为10天。然后，将待处理废水的比例逐渐提高到40%，60%，80%，采用不同待处理废水比例情况下的驯化过程均持续10天，经过该驯化阶段后将进水全部替换为待处理废水。在该阶段，将厌氧反应器的水力停留时间控制为48h，好氧反应器的回流比控制在100%。调试阶段：为确定不同废水处理工艺的最佳水力停留时间和好氧反应器回流比，首先考察工艺在不同水力停留时间下的COD去除率，以确定最佳的水力停留时间，在该过程中，好氧反应器的回流比设置为100%。该工艺在每个水力停留时间条件下各运行20d。然后，在最佳水力停留时间运行条件下，考察好氧反应器回流比对脱氮效率的影响，以确定最佳的好氧反应器回流比，每个回流比下，该工艺的运行时间为20d。在这一过程中，运用软件SPSS20.0，采用单因素方差分析（One-wayANOVA）Duncan法比较不同水力停留时间和好氧回流比情况下COD去除率和脱氮效率的差异。连续运行阶段：根据调试阶段确定的最佳水力停留时间和好氧反应器回流比。在连续流运行状态下考察工艺对中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的处理效能。在该水力停留时间和好氧反应器回流比条件下，各工艺连续运行90d或100d。-28-n第2章实验材料与方法2.3主要试剂和仪器2.3.1主要试剂在本研究中所使用的主要化学试剂，详见表2-6。表2-6研究中所用的主要试剂Table2-6Theusedmainregentsintheresearch试剂纯度厂家重铬酸钾分析纯天津市赢达稀贵化学试剂厂硫酸银分析纯沈阳市华东试剂厂硫酸汞分析纯天津市科密欧化学试剂有限公司硫酸分析纯洛阳昊华试剂有限公司硫酸亚铁铵分析纯天津市耀华试剂厂邻苯二甲酸氢钾分析纯天津市科密欧化学试剂有限公司1，10-邻菲罗啉分析纯沈阳市华东试剂厂盐酸分析纯洛阳昊华试剂有限公司冰乙酸分析纯天津市恒兴化学试剂制造有限公司氢氧化钠（片）分析纯沈阳市华东试剂厂乙酸锌分析纯沈阳市华东试剂厂淀粉食用级黑龙江省富裕忠厚淀粉食品有限公司碘化钾分析纯沈阳市新兴试剂厂硫代硫酸钠分析纯沈阳市华东试剂厂氢氧化钾分析纯辽宁泉瑞试剂有限公司氯化汞分析纯天津市科密欧化学试剂有限公司酒石酸钾钠分析纯天津市科密欧化学试剂有限公司氯化铵分析纯天津市化学试剂公司硫酸锌分析纯天津市天力化学试剂有限公司尿素分析纯天津市天力化学试剂有限公司氯化钠分析纯沈阳市华东试剂厂无水硫酸钠分析纯辽宁泉瑞试剂有限公司磷酸二氢钾分析纯天津市科密欧化学试剂有限公司磷酸氢二钾分析纯天津市科密欧化学试剂有限公司九水硫化钠分析纯天津市恒兴化学试剂制造有限公司-29-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文2.3.2主要仪器在本研究中所使用的仪器及设备主要包括反应器运行过程中的仪器和设备，包括蠕动泵、曝气泵等；水质分析仪器，包括COD消解仪、分光光度计、气相色谱等；微生物群落结构分析相关仪器和设备，包括超声破碎仪、DNA提取试剂盒等，详见表2-7。表2-7研究中所用主要的仪器及材料Table2-7Theusedmaininstrumentsandmaterialsintheresearch仪器型号制造商COD消解仪HCA-100标准COD消解器江苏姜堰市华晨仪器有限公司低温离心机5805Eppendorf超纯水仪PacificRO7ThermoYXQ-SG41-280A手提式压灭菌锅常州市华怡仪器制造有限公司力蒸汽灭菌器超声破碎仪VCX130SonicsDNA提取试剂盒K210012InvitrogenpH计PHS-25上海雷磁仪器厂ORP复合电极501型号上海雷磁仪器厂六联磁力搅拌器CJ-6江苏大地自动化仪器厂蠕动泵BT100-2J保定兰格恒流泵有限公司曝气泵RS-8801中山日胜电器有限公司便携式溶解氧仪HQ30D哈希（HACH）分析天平ALC-210.4赛多利斯科学仪器有限公司分光光度计2100尤尼柯（上海）仪器有限公司气相色谱7890A安捷伦科技质谱7890A安捷伦科技三维荧光光谱F-4500日立2.4水质分析方法2.4.1常规水质指标及分析方法在本研究中，选取工艺运行过程中COD、氨氮、总氮等指标的去除率来反映组合工艺对石化废水的处理效能。研究中测定COD的方法为重铬酸钾法，参考的标准为SY/T5523-2016。采用的组合工艺在运行过程中需要硫循环的参-30-n第2章实验材料与方法与，在该研究过程中以硫的氧化还原过程来反映工艺的运行情况，因此在工艺运行过程中需要检测硫化物和硫酸根的浓度。测定硫化物和硫酸根分别采用的为碘量法和铬酸钡分光光度法，参考的标准为HJ/T60-2000和HJ/T342-2007。在运行过程中检测各种氮素浓度的变化情况，氨氮、总氮和硝态氮的测定方法分别为纳氏试剂比色法、碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法和离子色谱法，参考的标准分别为HJ535-2009、HJ636-2012和GB/T14642-2009。2.4.2三维荧光光谱在本研究中选用的荧光分光光度计为日立F-4500荧光分光光度计（Three-dimensionalfluorescencespectrum,3D-FS,F-4500Spectrophotometer,Hitachi），采用光程为10mm的石英比色皿。扫描条件设置为：激发波长Ex=200~400nm，狭缝宽度为10nm；发射波长Em=250~550nm，狭缝宽度为10nm，光电管负高压选择为700v。2.4.3GC-MS操作方法在本研究中采用GC-MS测定处理过程中有机物的变化情况。GC-MS在测定过程中以甲基叔丁基醚（MTBE）溶液为萃取剂，高纯氮气为载气，空气和氢气为燃气。测定过程中的升温方式采用程序升温法。注射器温度为250℃，柱温在35℃下保持3分钟，然后以10℃/min的频次升温至280℃并保持5min。此时，质谱离子源温度达到240℃，可以对待测样品进行检测。2.5DNA提取和测序2.5.1生物样品采集在本研究中所采用的供测序用的生物样品包括活性污泥和填料上附着的生物样品，均系采自各反应器稳定运行阶段。活性污泥样品取自各反应器的适宜位置，每个样品取20mL左右的活性污泥混合液，保存于50mL的离心管中备用。填料上附着的生物样品采样方法为：选取附着生物量较高的填料若干个，置于去离子水中震荡悬浮，去除填料后收集生物样品，同样保存于50mL的离心管中备用。采集好的生物样品立即放于-20℃的环境中保存，且尽快进行后续的处理测定。在本研究中选取处理五种不同石化废水的厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器中的微生物样品进行微生物群落结构分析。各微生物样品的样品编号如表2-8所示。-31-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文表2-8测序样品标识Table2-8Sequencingsamples’identification取样位置废水类型厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水样品D1样品D2样品D3反渗透浓缩液样品R1样品R2样品R3纳滤浓缩液样品N1样品N2样品N3脱硫废水样品S1样品S2样品S32.5.2破壁本研究中对生物样品的破壁方法选取了超声的方式，在对样品进行破壁处理之前，首先对样品进行清洗，具体步骤如下：（1）取出在-20℃保存的的生物样品，在室温条件下进行融化；（2）融化后吸取约1.5mL的样品转移至1.5mL的离心管中；（3）配平后对离心管进行离心，离心条件为4℃，5000r/min，2min；（4）弃去上清液后使用1×磷酸缓冲液（PhosphateBufferedSaline，PBS）进行配平，然后充分的震荡混合；（5）对震荡混合液进行离心-去上清-洗脱，重复三次；（6）采用超声破壁的方式对样品进行破壁处理，破壁处理时将1.5mL的离心管置于冰浴中。超声仪模式为工作10s，间歇2s，功率40%，每个样品需循环处理10次。2.5.3DNA提取在本研究中采用DNA提取试剂盒（Invitrogen，K210012）对已经处理好的采集好的微生物样品进行DNA提取。DNA的提取方法参照试剂盒中提供的说明书。2.5.3.1DNA提取需要的试剂及耗材DNA提取过程中需要准备的试剂分为需要自行准备的试剂与试剂盒中提供的试剂两部分。DNA提取试剂盒中提供的试剂包括结合缓冲液、酶切缓冲液、蛋白酶和RNA酶（表2-9）。在实验过程中需要自行准备的耗材和设备包括离心管和水浴，需要自行准备的试剂包括磷酸缓冲液、无水乙醇和溶菌酶降解缓冲液，其中溶菌酶降解缓冲液配制需要准备Tris-HCl、EDTA、TritonX-100（表2-10）。-32-n第2章实验材料与方法表2-9DNA提取试剂盒中的试剂Table2-9RegentsprovidedintheDNAextractionkit试剂盒中提供的试剂备注PureLinkRGenomic结合缓冲液Lysis/BindingBufferPureLinkRGenomic酶切缓冲液DigestionBuffer蛋白酶ProteinaseK(20mg/mL)RNA酶RNaseA(20mg/mL)表2-10DNA提取过程中需要准备的材料Table2-10MaterialsneededintheDNAextraction试剂及耗材备注无水乙醇磷酸缓冲液（PhosphateBufferedSaline，PBS）25mMTris-HCl,pH8.0溶菌酶降解缓冲液2.5mMEDTA1%TritonX-100离心管灭菌无DNA酶，1.5mL水浴或金属浴2.5.3.2DNA提取方法：（1）将水浴锅的温度设置为55℃；（2）在1.5mL离心管中加入180μL的DNA酶切缓冲液及待提取的生物样品，以将待提取的生物样品重新悬浮，加入20μL的蛋白酶后，使用旋涡震荡器将其混合震荡混合均匀；（3）将步骤（2）中的离心管放入已经达到设置温度的水浴锅中孵育30min到4h，期间需要不时地翻转混匀；（4）加入20μL的RNA酶，利用旋涡震荡器快速混匀后在室温下孵育2min；（5）加入200μL的结合缓冲液，利用旋涡震荡器快速混匀；（6）加入200μL的无水乙醇，利用旋涡震荡器混匀5s。2.5.3.3DNA清洗步骤：（1）将之前获得的DNA提取液转移到试剂盒中提供的洗脱管中并加入500μL的清洗缓冲液1，然后在室温下离心，离心条件为10000g，1min；（2）离心后将收集管丢弃，将洗脱管放入新的收集管中，并加入500μL-33-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文的清洗缓冲液2，然后在室温下离心，离心条件为10000g，3min。2.5.3.4DNA洗脱步骤：（1）将之前的DNA洗脱管置于新的15mL离心管中，加入适量的DNA洗脱缓冲液，在室温下孵育1min，然后在室温下进行离心，离心条件为10000g，3min；（2）为获得较好的洗脱效果，重复上述洗脱步骤；（3）将洗脱管丢弃，1.5mL的离心管中即为纯化后的DNA样品，根据采集的样品进行编号待用。2.5.4测序及序列处理高通量测序技术因其划时代的意义也被成为下一代测序技术（NextGenerationSequencing）。高通量测序技术将dNTP聚合与荧光信号的释放相耦联，通过检测荧光信号的释放和强度来达到DNA序列测定的目的，具备快速、准确、灵敏度高和自动化程度高的优势。高通量测序技术测序一次测序过程就可以得到大量的碱基数据，当样本数量少时会造成信息冗余。为了提高测序效率，在操作过程中需要将多个样本混合后进行测序。这就需要在PCR引物的5’端标记一段barcoded序列用于区分不同的样本，这种barcoded测序可适用于大量样本的分析[136]。在测序之前，首先使用TaKaRa公司的琼脂糖凝胶DNA纯化试剂盒对模板进行纯化并使用微量分光光度计对DNA进行定量，然后，对样品进行测序。DNA扩增选用的引物为细菌通用引物8F（5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’）和533R（5’-TTACCGCGGCTGCTGGCAC-3’），涵盖了细菌的V1-V3可变区。测序后需要对获得的序列进行优化处理，序列处理包含的内容为：（1）检测引物中的碱基错配，如果错配的碱基超过2bp，则序列被排除；（2）以50bp长度的序列为读码框，步长设置为1bp对序列的平均碱基质量进行检测。在这50bp的读码框内，如果平均碱基质量低于20（即错配率超过1%），这50bp连同后续的序列则被去除；（3）去除模糊碱基及后续的序列；（4）检测超过10bp的重复序列并将其去除；（5）去除在PCR扩增过程中产生的嵌合体；（6）经过上述序列处理后，去除长度小于200bp的序列。-34-n第2章实验材料与方法表2-11本研究中测序取得的序列编号Table2-11Sequences’numberachievedinthestudy废水类型取样位置样品编号序列编号厌氧反应器样品D1SRR2374999中和池废水兼性反应器样品D2SRR2375000好氧反应器样品D3SRR2375001厌氧反应器样品R1SRR2374964反渗透浓缩液兼性反应器样品R2SRR2374997好氧反应器样品R3SRR2374998厌氧反应器样品N1SRR2375030纳滤浓缩液兼性反应器样品N2SRR2375031好氧反应器样品N3SRR2375032厌氧反应器样品S1SRR2375033脱硫废水兼性反应器样品S2SRR2375034好氧反应器样品S3SRR2375035序列经过处理后，根据barcodes的不同区分其来源于不同的样品。在本研究中使用Mothurver.1.17.0根据序列的相似性划分操作分类单位（OperationalTaxonomicUnits，OTUs）。划分OTU时，选取的序列相似性为97%。OTU是在系统发生学研究或群体遗传学研究中，为了便于进行分析，人为给某一个分类单元设置的同一标识。在本研究中采用的对微生物进行分类的工具包括RibosomalDatabaseProject(RDP)Classifier，NationalCentreforBiotechnologyInformation(NCBI)BLAST，以及Greengenesdatabases，在进行物种分类时所采用的置信区间为70%。在本论文中，通过高通量测序获得的序列信息提交至NCBISequenceReadArchivedatabase数据库，序列编号见表2-11。2.5.5丰度及多样性指数Coverage：测序对样品的覆盖率，用来反映测序是否能够代表样品的真实情况；Chao：是用chao1算法估计样品中所含OTU数目的指数，用来反映样品中菌群丰度，Chao指数越高，则样品中菌群丰度越高；Ace：同样用来反映样品中的菌群丰度，但与Chao指数的计算方法不同，Ace指数越高，则表明样品中的菌群丰度越高；Shannon：用来反映样品中微生物的多样性，Shannon指数越高，则说明微生物群落多样性越高；Simpson：同样用于反映样品中微生物的多样性，Simpson指数越低，则说明微生物群落多样性越高。-35-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文2.5.6微生物群落结构分析稀释曲线（RarefactionCurve）：稀释曲线由序列数和相应的操作分类单位OTU数绘制而成，当稀释曲线趋于平缓时，则表明测序接近饱和，获得的序列数能够较好地反映样品中的序列情况。当稀释曲线趋于饱和时，增加测序获得的序列量，不能获得更多有效的OTU数量。Rank-Abundance曲线：是形如阶梯状的曲线，可以直观地反映出不同样品间的微生物群落丰度及均一性。Rank-Abundance曲线在横轴上所占的宽度与样品中微生物的丰度呈正相关，曲线的平滑程度则反映了样品中微生物群落的均一性。通过同一张图中不同样品的Rank-Abundance曲线就可以直观看出不同样品间的微生物群落丰度差异。样品OTU分布文氏（Venn）图：可以看出不同样品间共有的和特有的OTU数量，通过多个样品的Venn图可以直观反映出不同样品间的重叠和相似程度。热图（Heatmap）：Heatmap以颜色变化来反映数据信息，可以直观地将数据值的大小以定义的颜色深浅表示出来。在本研究中，Heatmap被用来反映属水平上不同样品间微生物群落分布。-36-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究3.1引言石化废水中含有的石油类污染物、氨氮和总氮浓度较高，同时具有低碳氮比和可生化性较差的特点，在利用传统生物法对其进行处理时，去除有机物和脱氮的效能较差。含盐含硫石化废水由于含有较高的离子浓度，会对生物处理工艺中的微生物类群产生一定的胁迫作用，进而进一步增加该类废水的处理难度。但是，生物法具有运行成本低，不产生二次污染等优势。因此开发出适宜的生物处理技术是一条可行的途径。本研究将硫酸盐还原菌（Sulfate-ReducingBacteria，SRB）引入石化废水的处理过程中，SRB在厌氧条件下可以将硫酸根还原为硫化物，并在此过程中获得生长代谢所需的生化能，在这一过程中，有机污染物作为电子供体可以被同步降解[137]。SRB可以利用的底物谱系更为广泛。从热力学角度分析，SRB将硫酸根还原为硫化物时释放的能量比产甲烷菌产生甲烷时释放的能量更多。因此在SRB与产甲烷菌共同存在的体系中，SRB的生存竞争性更强[107138]。因此在利用厌氧生物法处理含硫酸根石化废水时，可以利用SRB底物谱系广泛的优势。硫酸根还原产生的硫化物在兼性条件下可被氧化为硫单质或硫酸根。当溶解氧条件成为限制因素时，硫单质是硫化物氧化的主要产物，当硫化物含量成为限制因素时，硫化物则被氧化为硫酸根[104,106]。硫化物在兼性条件下可以作为自养反硝化的电子供体而将硝酸根转化为氮气[139,140]。废水中存在的氨氮污染物可以在好氧生物处理的条件下被转化为硝酸根离子，进而在反硝化过程中得以去除。硫元素在生物处理中的价态变化包括硫酸根还原（BiologicalSulfateReduction，BSR）和硫化物氧化（BiologicalReducedSulfurOxidation，BSO）两种形式[100,102,141]。该组合工艺应用这两个过程耦合有机物的降解和反硝化过程，在低COD/硝酸根废水的处理过程中，可以利用SRB底物谱系较广泛的优势提高工艺对COD的去除效率，同时利用硫自养反硝化过程提高工艺的脱氮效率。在该组合工艺中，有机污染物和含氮污染物的去除都是依靠硫元素在生物处理中充当电子受体或是电子供体而被去除。在本研究中，组合工艺由独立的厌氧反应器，兼性反应器，好氧反应器相串联而成。在厌氧反应器中，借助SRB去除石化废水中的COD，与此同时，其它微生物菌群也在厌氧反应器中-37-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文承担了COD去除的任务；在兼性反应器中，由SRB还原硫酸根产生的硫化物为自养反硝化提供电子供体，以去除石化废水中的硝酸根。同时，由于硫化物含量的限制，有一部分的硝酸根通过异养反硝化过程得以去除，在这一过程中，COD被进一步的去除；在好氧反应器中，氨氮被氧化为硝酸根回流到兼性反应器作为反硝化的底物。在好氧反应器中，COD可以被好氧微生物进一步利用而加以去除。本研究中所采用的硫代谢工艺利用硫酸盐还原菌底物谱系较广的优势来提高对COD的去除效率。在硫酸根还原过程中产生的硫化物可以作为自养反硝化的电子供体，这一过程不依赖有机物的供给，可以提高低碳氮比废水的脱氮效率。在考察组合工艺对实际含盐含硫石化废水的处理效能之前，需要明晰不同的COD和硫酸根浓度对硫代谢工艺运行的影响。因此，在本章的研究中，通过序批实验的方式考察了不同的COD和硫酸根浓度比、不同的盐度浓度对厌氧条件下COD降解和硫酸根还原的影响，分析了硫酸根电子受体在受限和过量情况下硫酸根还原和COD的降解规律；分析了厌氧环境不同盐度条件下硫酸根还原和COD解规律。考察了不同的硫化物和硝酸根浓度比以及有机物供给对兼性条件下反硝化作用的影响。为了将该组合工艺应用于实际石化废水的处理工艺中，在本章的研究中考察了不同HRT和好氧回流比对选取的四种不同石化废水COD去除效率和脱氮效率的影响，为后续的连续流运行实验确定最佳的工艺运行参数。3.2硫酸根还原和反硝化的影响因子研究3.2.1COD/硫酸根对硫酸根还原及COD降解的影响在反应器BR（BatchReactor）1-1中，硫酸根的初始浓度为117.94mgS/L，在实验前期，硫酸根的还原速率较高。在8h时，反应器BR1-1中的硫酸根浓度即降为0mgS/L，且在后续的实验过程中都维持在这个水平。在反应器BR1-2，反应器BR1-3，和反应器BR1-4中，硫酸根的初始浓度分别为247.64mgS/L，385.21mgS/L和507.64mgS/L。在8h时，硫酸根的浓度分别变为59.15mgS/L，172.48mgS/L和296.73mgS/L。在这三个反应器中，硫酸根浓度变化呈现出相同的趋势。在实验的前8小时，硫酸根的浓度以比较快的速度下降。在反应器BR1-2，反应器BR1-3和反应器BR1-4中，硫酸根在前8h的还原速率分别为23.56mgS/L·h，26.59mgS/L·h和26.36mgS/L·h，而在后续的实验过程中，各实验中硫酸根的浓度都维持在实验8h的水平（图3-1a）。在反应器-38-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究BR1-1，反应器BR1-2，反应器BR1-3，和反应器BR1-4中，COD的初始浓度在各实验中分别为481.52mg/L，497.83mg/L，491.58mg/L和485.53mg/L。在实验过程中，各实验COD浓度逐渐降低，COD的降解速率也随着实验进程而逐渐降低。a)b)500BR1-1500BR1-1BR1-2BR1-2）400BR1-3400BR1-3）BR1-4BR1-4300mg/L300mgS/L200200浓度（浓度（2-4100COD100SO000481216202404812162024时间（h）时间（h）图3-1不同COD/SO42--S比条件下硫酸根和COD浓度变化：（a）SO42-；（b）CODFig.3-1ThevariationofsulfateandCODconcentrationunderdifferentCOD/SO42--Sratios:(a)SO42-;(b)COD在硫酸盐还原菌代谢过程中，对COD和硫酸根的理论消耗值为每消耗2gCOD可还原1g硫酸根态的硫。在反应器BR1-1中，前8h硫酸根的累计还原量为235.88mgS。在反应器BR1-2中，初始的COD/SO2-4-S质量比为2/1，前8h硫酸根态硫的累计还原量为376.98mg。在反应器BR1-2中，前8h累计降解了776.20mgCOD，在这一过程中，硫酸根还原菌发挥了重要的作用。在反应器BR1-3和反应器BR1-4中，加大了硫酸根的相对浓度，初始的COD/SO2-4-S质量比分别为2/1.5和1/1，前8h硫酸根态硫的累计还原量分别为385.46mg和371.82mg，理论上由硫酸盐还原菌降解的COD的量分别为770.92mg和743.64mg，而在这8h的实验过程中，COD的总去除量分别为785.38mg和765.02mg。由反应器BR1-2，BR1-3和BR1-4中还原的硫酸根态硫的量可知，虽然这几个反应器中硫酸根供给浓度各不相同，但是由SRB还原的硫酸根的量与反应器BR1-2中相当（图3-1b）。由反应器BR1-2，反应器BR1-3和反应器BR1-4的实验结果可知，在实验的前8h，硫酸盐还原菌在降解有机物过程中发挥了重要的作用；在实验的8h至24h中硫酸根浓度没有显著的变化，而COD仍然能够被降解。这些结果说明，在该实验体系中，硫酸盐还原菌与其它微生物种群相比更具竞争优势，能够优先利用其中的有机物进行代谢活动。在实验进行8h以后，虽然硫酸根-39-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文仍有较高的浓度，但是不能在体系中被有效的还原。虽然在反应器BR1-3和反应器BR1-4中提高了硫酸根的浓度比例，但是并不能提高硫酸根在体系中的还原量。在本研究中使用的石化废水难降解物质多，具有一定的生物毒性，而硫酸盐还原菌在利用有机物时具有一定的局限性，因而在后续实验中有机物为非硫酸盐还原菌所降解。在反应器BR1-2中，根据SRB还原硫酸根时所消耗的理论COD值来设定反应器中的C/S比。根据该理论值，反应器BR1-1处于一种硫酸根浓度受限的环境中，而反应器BR1-3和BR1-4则处于硫酸根过剩的状态。在该研究中，根据COD的浓度变化来反映在这些反应器中有机物被微生物的降解情况。在COD/SO2-4-S比对COD降解及硫酸盐影响的相关实验中，COD的降解趋势相似，且这些反应器中的COD均未被完全降解。在反应器BR1-2中，SRB和非SRB类群的微生物均参与到有机物的降解过程中。在反应器BR1-2，BR1-3，BR1-4中，硫酸根的降解趋势相近。通过实验1中的实验结果可以表明在硫代谢工艺的厌氧反应器中，硫酸盐还原过程受硫酸根和有机物底物浓度调控。在缺少有机物底物的情况下，提高硫酸根浓度对COD的比例不影响硫酸根还原和COD的降解过程。在硫代谢工艺的厌氧反应器中，硫酸根对SRB与其它类群的微生物竞争底物是至关重要的。在厌氧环境中，水解细菌可以通过水解酸化降解大分子有机物，如蛋白质、多糖和脂类物质。随后，单体氨基酸、单糖和脂肪酸通过发酵细菌被转化为各种发酵产物，如醋酸、丙酸、丁酸、乳酸和H[126]2。SRB可以利用发酵细菌的发酵产物进行代谢活动。虽然在该序批实验中，SRB承担了更多的COD降解任务，然而SRB也依赖非SRB类群的微生物为其代谢活动转化适宜的底物。3.2.2盐度对硫酸根还原及COD降解的影响在反应器BR2-1，反应器BR2-2和反应器BR2-3中，我们研究了厌氧条件下不同盐度对硫酸盐还原菌代谢活动的影响。在反应器BR2-1，反应器BR2-2和反应器BR2-3中各体系的氯化钠浓度分别为6g/L，12g/L和18g/L，实验中初始的COD/SO2-4-S与反应器BR1-2中相同，皆为2/1。反应器BR2-1与反应器BR1-2相比，硫酸根的降解速率降低，在实验进行到8h时，硫酸根的浓度由初始的247.03mgS/L降为119.15mgS/L，到实验进行到14h时硫酸根的浓度为64.98mgS/L，此时的硫酸根浓度与反应器BR1-2中8h时的硫酸根浓度相当（图3-2a）。-40-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究a)300b)BR2-1500BR2-1250BR2-2BR2-2BR2-3BR2-3））400200mg/LmgS/L300150浓度（200浓度（1002-4CODSO501000481216202404812162024时间（h）时间（h）图3-2盐胁迫条件下的硫酸根浓度变化COD浓度变化：（a）SO42-；（b）CODFig.3-2ThevariationofsulfateandCODconcentrationundersalinitystress:(a)SO42-;(b)COD在反应器BR2-1中，24h时COD的浓度由初始的497.43mg/L降为97.67mg/L，且在20h至24h的实验过程中，COD的浓度没有显著变化。与反应器BR1-2相比，反应器BR2-1中COD的降解同样受到盐度的抑制，其降解速率降低，且COD的终浓度高于反应器BR1-2中COD的终浓度。由这些结果可知，6g/L的盐度条件抑制了硫酸盐还原菌和其它微生物种群的代谢活动，通过延长停留时间的方式能够使硫酸盐还原菌达到原有的处理效能。该盐度条件对体系中的某些微生物的代谢活动产生了较严重的影响，导致COD的终浓度高于反应器BR1-2，然而该实验仍能获得较好的COD去除效果，且能够耐受较高的盐度条件，因而具有实际应用的价值。在反应器BR2-2和反应器BR2-3中，随着盐度胁迫的加强，对硫酸盐还原和COD降解的抑制作用更为明显（图3-2b）。在24h的实验过程中，硫酸根和COD的浓度都以较低的速率逐渐降低，硫酸盐还原菌和其它微生物类群虽然能够保持一定的代谢活动，但是对有机物的处理效率低下。高渗透压会造成微生物的死亡，增加污泥流失，影响出水的水质。无机盐类是微生物新陈代谢过程中所不可或缺的，例如其可以维持细菌的细胞膜平衡，调节渗透压，对酶的活力起促进作用[142]。然而过高的盐度会导致微生物细胞中的酶失活以及抑制微生物的生长[143]。本研究中的反应器BR2-1，BR2-2，BR2-3反映了盐度胁迫对厌氧反应器中COD降解和硫酸盐还原的影响。在反应器BR1-2中，反应进行到8h时，硫酸根的还原率为76.11%，在后续的实验过程中，硫酸根的浓度没有明显的变化。反应器BR2-1中的COD/SO2-2-4-S与反应器BR1-2中的COD/SO4-S相同，在反应器BR2-1中，-41-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文6g/L的NaCl使前8h硫酸根的还原率降低为51.77%，但在实验的后续阶段，硫酸根的还原过程持续进行，表明通过增加反应时间的方式能够消除6g/LNaCl对SRB还原硫酸根效率的影响。虽然6g/L的NaCl浓度没有影响最终的COD去除效率，然而其降低了反应过程中COD的降解速率。在反应器BR2-2和BR2-3中，随着投加盐度的增加，反应器中硫酸根的还原率进一步降低，且最终的硫酸根还原率低于反应器BR1-2中的硫酸根还原率。高盐度对硫酸根的还原会产生较大的影响，且长时间的高盐驯化并不能改善高盐对硫酸根还原的影响[144]。3.2.3硫化物/硝态氮对反硝化作用的影响该实验研究了在兼性条件下，不同硫化物/硝态氮比对反硝化效率的影响。在反应器BR3-1，反应器BR3-2和反应器BR3-3中，初始的硫化物/硝态氮被分别设置为3/1，2/1和1/1，在这三个实验中没有添加有机物而使异养反硝化作用被抑制。硫化物在兼性条件下可以为自养反硝化提供电子受体。在反应器BR3-3中，初始的硫化物的浓度为18.79mgS/L，在实验的前10h，硫化物浓度以比较稳定的降解速率下降，在实验10h时硫化物的浓度为4.29mgS/L。与此同时硝酸根浓度逐渐下降，在实验的前12h，硝酸根的降解速率较高，其浓度由初始的20.18mgN/L降至9.18mgN/L。在后续的实验过程中，硝酸根的浓度则没有明显的下降。由此可见，在反应器BR3-3中硫化物可以作为电子供体参与到自养反硝化过程中使硝态氮得以去除。由于硫化物参与自养反硝化理论上的硫化物/硝态氮为1.92，反应器BR3-3中的硫化物被消耗尽时，硝酸根就无法被进一步去除（图3-3a）。在反应器BR3-2的前12h，硫化物浓度仍然稳定下降，浓度从初始的38.30mgS/L降至4.06mgS/L，对应的硝酸根浓度从20.48mgN/L降为2.31mgN/L。反应器BR3-2与反应器BR3-3相比，提高了硫氮比，从而提高了硝态氮的去除率。在实验3-1中，硫化物的初始浓度为56.29mgS/L，在实验的前10h硫化物浓度的下降速度较快，从初始浓度降至21.10mgS/L，而在后续阶段硫化物浓度的降低较为缓慢。虽然在BR3-1中继续提高了硫氮比，然而在实验后期硫化物浓度几乎不下降，这说明在该体系中硫化物在不参与自养反硝化的情况下不容易被氧化。反应器BR3-4中的初始硫氮比与实验3-3中相同，但是添加了一定量的有机物。在反应器BR3-4中，硫化物的浓度在实验的前10h下降较快，浓度由初始的18.95mgS/L降至4.22mgS/L，其下降趋势与反应器BR3-3中硫化物的下降趋势类似。在反应器BR3-4中硝酸根浓度的下降趋势-42-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究与反应器BR3-3中相比，硝酸根浓度的降低速率更快，且硝酸根去除更彻底，在实验的后期，硝酸根浓度较低（图3-3c）。在反应器BR3-4中加入的有机物为异养反硝化菌提供了底物，因此对硝态氮的去除率更高。硫化物作为电子供体参与到自养反硝化的过程中，自身被氧化为单质硫或是硫酸根。a)60b)BR3-14050BR3-2）BR3-340）30BR3-4mgS/L30mgS/L2020BR3-1浓度（10BR3-2102-4BR3-3SO硫化物浓度（00BR3-40481216202404812162024时间（h）时间（h）c)20BR3-1BR3-2）BR3-315BR3-4mgN/L105硝酸根浓度（004812162024时间（h）图3-3不同硫化物和硝酸根浓度比条件下硫化物，硫酸根和硝酸根浓度变化：（a）硫化物；（b）硫酸根；（c）硝酸根Fig.3-3Thevariationofsulfide,sulfateandnitrateconcentrationunderdifferentsulfide/nitrateratios:(a)Sulfide;(b)Sulfate;(c)Nitrate在本研究的反应器BR3-1和反应器BR3-2中，硫酸根浓度的上升趋势相近，从初始的0.94mgS/L和1.13mgS/L分别上升至41.27mgS/L和39.10mgS/L。在反应器BR3-3和反应器BR3-4中硫酸根浓度上升的趋势相近，从初始的0.25mgS/L和0.18mgS/L分别增加至19.24mgS/L和20.17mgS/L。通过各实验中硫化物浓度的下降曲线和硫酸根浓度的上升曲线相对比可知，各实验中的硫化物都被转化为硫酸根，而没有单质硫在各反应器中累积（图3-3b）。-43-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文在兼性反应器中，S/N比和有机物浓度会影响自养反硝化过程。在反应器BR3-1，BR3-2，BR3-3中，S/N比被分别设置为1.3mol/mol，0.9mol/mol和0.4mol/mol。从以往的研究中可知，过量的硫化物浓度是保证自养反硝化充分进行的必要条件[145]。反应器BR3-3中的脱氮效率为60.31%。在反应器BR3-2和BR3-1中，随着S/N比升高，为自养反硝化过程提供了更多的电子供体，因此其脱氮效率分别升高为94.46%和94.53%。在反应器BR3-2和BR3-3中，几乎所有的硫化物都参与到自养反硝化过程中而被消耗，而在反应器BR3-1中，由于硫化物浓度过量较多，因而有26.77%的硫化物没有被消耗。反应器中过高的S/N比会导致DNRA（DissimilarNitrateReductiontoAmmonia）途径，在这种情况下硝态氮会被转化为铵根离子从而降低了总脱氮效率[146]。因此，在组合工艺的兼性反应器中，需要控制S/N比在合理范围之内，以此来保证能够取得最大的脱氮效率。反应器BR3-4与反应器BR3-3相比，在S/N相同的情况下额外添加了有机物，添加的有机物为异养反硝化菌的新陈代谢提供了底物，因此反应器BR3-4中的脱氮效率更高。反应器BR3-3和反应器BR3-4中硫化物浓度的变化趋势相似，这表明在反应器BR3-4中异养菌的新陈代谢并不能影响自养反硝化过程。在该工艺的兼性阶段，待处理的石化废水中仍有未被降解的有机物，这些有机物可以为异养反硝化菌的代谢提供底物。因此，异养反硝化过程和自养反硝化过程都发挥了脱氮的作用。3.3HRT和回流比对工艺污染物降解的影响3.3.1对中和池废水处理工艺污染物降解的影响在该工艺的调试阶段，首先控制进水负荷使该工艺中厌氧反应器的水力停留时间为48h，在20d的运行过程中，该工艺对COD去除率的平均值为81.31%。将厌氧反应器的水力停留时间分别缩短至36h和24h后，该工艺对COD去除的平均值分别为80.62%和80.69%。通过显著性差异的分析结果可知，当控制厌氧反应器的水力停留时间为24h、36h、48h的情况下，该工艺对中和池废水中COD的去除效率没有明显差异，表明在该中和池废水中存在一部分难生物降解物质，通过增加水力停留时间的方式也无法有效去除。当厌氧反应器的水力停留时间降至18h和12h时，该工艺对COD的去除率分别降低为71.96%和66.84%。通过这一阶段的运行，确定了在后续连续运行阶段过程中需要控制厌氧反应器的水力停留时间为24h（图3-4）。-44-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究800aaa0.8600b））c进水0.7%mg/L出水4000.6浓度（去除率（200CODCOD0.501218243648‘水力停留时间（h）图3-4不同水力停留时间下的COD浓度和去除率（a、b、c代表不同的差异显著性水平）Fig.3-4TheCODconcentrationandremovalefficienciesatdifferentHRT(a,b,cpresenteddifferentsignificancelevel)当好氧反应器回流比为50%时（V好氧出水：V回流液=1：0.5），该工艺对中和池废水中总氮的去除率为21.98%。当将好氧回流比提高为100%时，该工艺对总氮的去除率升高至47.10%。然后，逐渐将好氧回流比提高至150%和200%，该工艺在运行过程中对总氮的去除率分别为47.34%和50.13%。根据显著性差异分析可知，在好氧回流比为100%、150%和200%的条件，该工艺对总氮的去除率没有明显的差异。50aaa0.640b0.4））进水%30mg/L出水0.2200.0总氮浓度（10-0.2总氮去除率（0-0.450100150200’回流比（%）图3-5不同回流比下的总氮浓度和去除率（a、b代表不同的差异显著性水平）Fig.3-5TheTNconcentrationandremovalefficienciesatdifferentrefluxratio(a,bpresenteddifferentsignificancelevel)-45-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文当好氧回流比为200%时，该工艺对总氮去除率的波动较大，过高的回流比会破坏该工艺中的兼性条件，对反硝化过程产生消极影响，从而影响工艺的脱氮效能。根据不同回流比下的总氮去除率，将回流比100%作为后续连续运行阶段的工艺条件（图3-5）。3.3.2对反渗透浓缩液处理工艺污染物降解的影响在利用该组合工艺处理反渗透浓缩液的调试阶段，当控制进水负荷使厌氧反应器的水力停留时间为30h时，该工艺对COD去除率的平均值为76.42%。当控制该工艺中厌氧反应器的水力停留时间为27h时，该工艺对COD的去除率为77.30%。然后逐渐提高该工艺的进水负荷，当控制厌氧反应器的水力停留时间为24h、21h和18h时，该工艺对反渗透浓缩液中COD的去除率分别降低为69.41%、64.28%和59.65%。根据显著性差异分析结果可知，当控制厌氧反应器水力停留时间为27h和30h时，该工艺对COD的去除率没有明显差异。因此，在后续的工艺连续运行阶段，控制该工艺中厌氧反应器的水力停留时间为27h（图3-6）。800aa0.8b600）c0.7）d%mg/L进水4000.6出水浓度（去除率（0.5200CODCOD0.401821242730‘水力停留时间（h）图3-6不同水力停留时间下的COD浓度和去除率（a、b、c、d代表不同的差异显著性水平）Fig.3-6TheCODconcentrationandremovalefficienciesatdifferentHRT(a,b,c,dpresenteddifferentsignificancelevel)在确定该工艺的最佳水力停留时间之后，根据不同好氧反应器回流比对该工艺总氮去除效率的影响来确定后续连续运行阶段的好氧回流比。当该工艺的好氧回流比被设置为50%时，该工艺对总氮的去除效率为60.57%。当将该工艺的好氧回流比升高至100%时，该工艺对总氮的去除效率升高至80.67%。可-46-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究见，在该工艺中，在一定范围内提高好氧反应器的回流比是保证工艺获得较高脱氮效率的必要条件。当该工艺中好氧反应器的回流比为150%和200%，该工艺对总氮的去除率分别为78.34%和79.54%。与回流比为100%的情况相比，将回流比提高至150%和200%，对该工艺的脱氮效率没有明显的影响。因此，好氧回流比100%为该工艺的最佳好氧回流比，并且在后续的连续运行阶段，将工艺中好氧反应器的回流比控制在这一水平（图3-7）。2001.0aaab0.8150））进水%mg/L出水0.61000.450总氮浓度（总氮去除率（0.2050100150200‘回流比（%）图3-7不同回流比下的总氮浓度和去除率（a、b代表不同的差异显著性水平）Fig.3-7TheTNconcentrationandremovalefficienciesatdifferentrefluxratio(a,bpresenteddifferentsignificancelevel)3.3.3对纳滤浓缩液处理工艺污染物降解的影响在确定工艺最佳水力停留时间的过程中，首先控制进水流速，使工艺中厌氧反应器的水力停留时间为24h。在20d的运行过程中，该组合工艺对进水中COD的去除率为74.99%。然后逐渐提高进水流速，在厌氧反应器水力停留时间为20h的情况下，该工艺对进水中COD的去除率为73.87%。根据差异显著性分析的结果可知，在将厌氧反应器水力停留时间设置为24h和20h的情况下，该工艺对纳滤浓缩液中COD的去除率没有明显的差异。由此逐渐将进水负荷提高，在厌氧反应器的水力停留时间为16h、12h和8h的情况下，该工艺对进水中COD的去除率分别为62.99%、53.29%和39.54%。可见，随着进水负荷的提高，该工艺对COD的去除率显现出明显的降低。因此，在后续的工艺连续运行阶段，控制进水的水力负荷以使该工艺中厌氧反应器的水力停留时间为20h（图3-8）。-47-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文1000aa0.8b800c0.6））600d进水%mg/L出水0.4400浓度（0.2去除率（COD200COD0.00812162024‘水力停留时间（h）图3-8不同水力停留时间下的COD浓度和去除率（a、b、c、d代表不同的差异显著性水平）Fig.3-8TheCODconcentrationandremovalefficienciesatdifferentHRT(a,b,c,dpresenteddifferentsignificancelevel)200aa0.8b150c）0.6）d%mg/L100进水0.4出水500.2总氮浓度（总氮去除率（00.0100150200250300‘回流比（%）图3-9不同回流比下的总氮浓度和去除率（a、b、c代表不同的差异显著性水平）Fig.3-9TheTNconcentrationandremovalefficienciesatdifferentrefluxratio(a,b,cpresenteddifferentsignificancelevel)在确定的最佳水力停留时间条件下，根据不同回流比对该工艺总氮去除效率的影响来确定连续运行阶段好氧反应器的回流比。首先，控制好氧反应器的回流比为100%（V好氧出水：V回流液=1：1），在该阶段的运行过程中，该工艺对纳滤浓缩液中总氮的去除率为50.01%。然后，逐渐将好氧反应器的回流比增加至150%、200%、250%，此时，该工艺在运行过程中对总氮的去除率分别为59.08%、73.94%和70.64%。根据差异显著性的分析结果可知，在回流比为-48-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究200%和250%的情况下，该工艺对纳滤浓缩液中总氮的去除率没有明显的差异。当将回流比增大到300%时，该工艺对总氮的去除率降低至44.43%。因此，将好氧反应器回流比200%作为后续连续运行阶段的工艺条件（图3-9）。3.3.4对脱硫废水处理工艺污染物降解的影响在工艺的调试阶段，首先控制进水负荷，使厌氧反应器的水力停留时间为48h，在这一阶段的运行过程中，该工艺对脱硫废水中COD的去除率为86.07%。逐渐提高该工艺的水力负荷，当厌氧反应器和兼性反应的水力停留时间被控制为36h和24h时，该工艺对COD的去除效率分别为89.38%和85.62%。当控制厌氧反应器的水力停留时间为18h和12h时，该工艺对COD的去除效率分别为77.71%和64.30%。8001.0aaab6000.8）c）%mg/L400进水0.6出水浓度（去除率（2000.4CODCOD00.21218243648‘水力停留时间（h）图3-10不同水力停留时间下的COD浓度和去除率（a、b、c代表不同的差异显著性水平）Fig.3-10TheCODconcentrationandremovalefficienciesatdifferentHRT(a,b,cpresenteddifferentsignificancelevel)根据显著性差异分析的结果可知，当厌氧反应器的水力停留时间被控制为24h、36h和48h时，该工艺对COD的去除率没有明显差异。延长该工艺的水力停留时间并不能提高对COD的去除率，表明在采用的脱硫废水中存在一些难生物降解物质。根据调试阶段不同水力停留时间对COD去除率的影响，表明在连续运行阶段需控制厌氧反应器的水力停留时间为24h（图3-10）。根据上一阶段确定的最佳水力停留时间，首先控制好氧反应器的回流比为50%，在这一运行条件下，该工艺对脱硫废水中总氮的去除率为19.79%。当将好氧反应器的回流比提高至100%时，该工艺对总氮的去除率升高至-49-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文41.13%。当好氧反应器的回流比为150%和200%时，该工艺对总氮的去除率分别为40.21%和40.22%。与回流比为100%的情况相比，在回流比为150%和200%时，该工艺对总氮的去除效率没有明显的变化。因此，采用好氧回流比100%为连续运行阶段的工艺条件（图3-11）。60aaa0.6500.4）40b）%mg/L进水0.230出水0.020总氮浓度（10-0.2总氮去除率（0-0.450100150200‘回流比（%）图3-11不同回流比下的总氮浓度和去除率（a、b代表不同的差异显著性水平）Fig.3-11TheTNconcentrationandremovalefficienciesatdifferentrefluxratio(a,bpresenteddifferentsignificancelevel)3.4本章小结本章的研究主要围绕采用的组合工艺中厌氧反应器和兼性反应器的污染物降解规律展开，分析了不同COD和硫酸根浓度比对厌氧反应器中硫还原和COD降解的影响，盐度对厌氧反应器中硫还原和COD降解的影响，不同硫化物和硝酸根浓度比以及添加有机物对兼性反应器中自养反硝化过程的影响。（1）在该组合工艺的厌氧反应器中，硫酸盐还原过程受硫酸根和有机物底物的浓度调控。在缺少有机物底物的情况下，提高硫酸根浓度对COD的比例不影响硫酸根还原和COD的降解过程。（2）6g/L的盐度条件抑制了硫酸盐还原菌和其它微生物种群的代谢活动，通过延长停留时间的方式能够使硫酸盐还原菌达到原有的处理目标。高盐度对硫酸根的还原会产生较大的影响，且长时间的高盐驯化并不能改善高盐度胁迫对硫酸根还原的影响。（3）在组合工艺的兼性反应器中，过量的硫化物浓度是保证充分自养反硝化的必要条件，然而也应将硫化物和硝酸根的浓度比控制在合理的范围内。在兼性反应器中添加有机物不会抑制自养反硝化过程，且通过促进异养反硝化-50-n第3章硫代谢工艺污染物降解影响因子研究作用能够提高脱氮效率。（4）根据水力停留时间和好氧反应器回流比对处理不同石化废水工艺COD去除效率和总氮去除效率的影响，确定了各工艺在连续运行过程中的最佳水力停留时间和最佳的好氧反应器回流比。在处理中和池废水过程中，需要将厌氧反应器的水力停留时间控制为24h，好氧反应器的回流比为100%；在处理反渗透浓缩液过程中，需要将厌氧反应器的水力停留时间控制为27h，好氧反应器的回流比为100%；在处理纳滤浓缩液过程中，需要将厌氧反应器的水力停留时间控制为20h，好氧反应器的回流比为200%；在处理脱硫废水过程中，需要将厌氧反应器的水力停留时间控制为24h，好氧反应器的回流比为100%。-51-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能4.1引言通过第3章的序批实验可知该工艺的厌氧反应器可以通过硫酸盐的还原过程实现对COD的降解，在不同的COD和硫酸根浓度条件下，该工艺的厌氧反应器都可以取得较为理想的COD去除效率。在兼性反应器中硫化物可以为自养反硝化提供电子供体。为了研究硫代谢组合工艺对含盐含硫石化废水的降解效能，需要考察该组合工艺在连续流运行情况下对石化废水中污染物的降解效能。根据第3章序批实验中不同的COD和硫酸根浓度比，选取了四种实际含硫石化废水做为本章研究中的处理对象，根据SRB还原硫酸根过程中消耗COD的理论值，将硫酸根态硫与COD浓度比低于1/2的划分为低硫酸根石化废水，将该比值高于1/2的石化废水划分为高硫酸根石化废水。其中的硫酸根/COD浓度比渐次升高，含氮污染物浓度也存在差异。该研究中选用的低硫酸根石化废水为中和池废水和反渗透浓缩液废水，选用的高硫酸根石化废水为纳滤浓缩液和脱硫废水。通过不同类型实际石化废水处理工艺的连续运行情况，考察该组合工艺对不同石化废水中COD、氨氮和总氮的降解效能。根据第3章研究中的水力停留时间和好氧回流比对工艺COD去除效率和脱氮效率的影响实验，确定本章研究中的连续流工艺的运行参数。4.2硫代谢工艺对低硫酸根石化废水的处理效能4.2.1硫代谢工艺对中和池废水的处理效能在工艺连续运行阶段，进水中COD的平均浓度为351.29mg/L，根据处理后工艺出水中COD的浓度水平，将工艺运行过程分为启动阶段（0~35d）和稳定阶段（36d~100d）。在启动阶段，进水中COD的平均浓度为363.28mg/L，经过该组合工艺处理后，出水中COD的平均浓度为75.66mg/L，在这一阶段，该组合工艺对中和池废水中COD的平均去除率为79.17%。厌氧反应器和兼性反应器出水中COD的平均浓度分别为178.00mg/L和92.89mg/L，从各反应器对COD去除率贡献的角度进行分析，在启动阶段厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器对COD去除的贡献率分别为64.42%、29.59%、5.99%。由这些数-52-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能据可知，在工艺运行的启动阶段，厌氧反应器承担了降解中和池废水中COD的主要任务（图4-1）。在该工艺的稳定运行阶段，进水中COD的平均浓度为351.53mg/L，与工艺的启动阶段相比，进水中COD负荷有小幅下降。经过该工艺处理后，最终出水中COD的平均浓度为57.64mg/L，该工艺在稳定运行阶段对中和池废水中COD的平均去除率为83.60%。与启动阶段相比，稳定阶段对中和池废水中COD的去除率更高，最终出水中COD的浓度低于60mg/L。在这一阶段，厌氧反应器和兼性反应器出水中COD的平均浓度分别为155.79mg/L和91.46mg/L。从各反应器对COD的去除情况分析，厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器对COD的去除率分别为66.60%、21.89%、11.51%。与启动阶段相比，在稳定运行阶段，厌氧反应器在对中和池废水中COD的去除方面仍然发挥主要作用，好氧反应器在对COD的去除方面发挥了更大的作用。由于用于本研究的中和池废水来源于实际的生产过程中，其来水水质波动较大，在稳定运行阶段，进水中COD浓度的标准偏差为28.66mg/L，厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器出水中COD浓度的标准偏差分别为18.29mg/L、12.34mg/L、6.59mg/L。由进水和各反应器出水中COD浓度的标准偏差可知，虽然好氧反应器在COD去除上的贡献率较低，但其在稳定出水水质方面仍然发挥重要的作用。a)500b)50进水厌氧进水兼性好氧厌氧40040）兼性）好氧30030mg/LmgS/L20020浓度（10010COD硫酸根浓度（00020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-1组合工艺对中和池废水中COD和硫酸根的去除情况：（a）COD；（b）硫酸根Fig.4-1TheremovalefficiencyofCODandsulfateintheneutralizationtankwastewaterbytheintegratedprocess:(a)COD;(b)Sulfate该组合工艺的理论依据为SRB在硫酸根还原过程中会同步降解有机物，在该研究中选用的中和池废水中硫酸根含量较少。在运行过程中，进水中硫酸根的平均浓度为18.42mgS/L。在该工艺的启动阶段，进水中硫酸根的平均浓-53-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文度为17.79mgS/L，厌氧反应器出水中硫酸根的平均浓度为15.31mgS/L。在该工艺的稳定运行阶段，进水中硫酸根的平均浓度为18.10mgS/L，厌氧反应器出水中硫酸根的浓度为15.31mgS/L。这表明在厌氧反应器中只有少部分的硫酸根被还原，因此可以判断在处理中和池废水过程中，因受硫酸根浓度的影响，SRB的新陈代谢较弱。虽然SRB的代谢活动受到影响，但是厌氧反应器中的其它微生物类群仍然发挥了较好的去除有机物的作用。处理中和池废水的过程中，进水中氨氮和总氮的浓度分别为1.80mg/L和24.63mg/L，经过处理后，最终出水中氨氮和总氮浓度分别为1.65mg/L和8.72mg/L，因此该工艺在运行过程中对氨氮和总氮的去除率分别为8.34%和64.60%。该工艺在处理中和池废水的过程中对氨氮的去除率较低，但是该中和池废水中的氨氮浓度较低，因此在最终出水中仍然控制了较低的氨氮浓度。在该工艺的启动阶段，进水中总氮的浓度为26.55mg/L，其波动范围为23.17mg/L~28.09mg/L，进水中总氮浓度的标准偏差为1.42mg/L。经该工艺处理后，在启动阶段最终出水中总氮的浓度从14.77mg/L（0d）逐渐降低至3.28mg/L（35d）。在该工艺的稳定运行阶段，进水中总氮浓度的平均值为24.22mg/L，其波动范围为20.77mg/L~27.63mg/L。与启动阶段相比，进水中总氮浓度的波动范围更大，其进水中总氮浓度的标准偏差增大至2.22mg/L。经过该工艺处理后，出水中总氮浓度的平均值为8.65mg/L，但是出水中总氮浓度的波动范围仍然较大（图4-2a，图4-2b）。3.030a)b)进水2.5好氧25））2.020进水mg/Lmg/L1.515好氧1.010氨氮浓度（0.5总氮浓度（50.00020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-2组合工艺对中和池废水中氨氮和总氮的去除效率：（a）氨氮；（b）总氮Fig.4-2RemovalefficiencyofammonianitrogenandTNinneutralizationtankwastewaterbytheintegratedprocess:(a)Ammonianitrogen;(b)TN-54-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能由于该中和池废水中含有的硫酸根浓度较低，在厌氧反应器中还原的硫酸根浓度较低，因此不能为硫自养反硝化过程提供丰富的硫电子供体。从总氮的去除情况可知，该工艺仍然发挥了较好的脱氮效能，因此推测在兼性反应器中的异养反硝化作用发挥了主要的脱氮作用。环境影响因子中的酸碱平衡对微生物的代谢活动能起到至关重要的作用，因此通过检测工艺中各反应器出水中pH值的变化情况可以间接检测工艺的运行情况。在运行过程中，进水pH的平均值为8.23，经过厌氧反应器处理后pH降低至7.81，这可能是在厌氧反应器中有机物经过水解酸化和发酵作用被转化为有机酸，导致环境中的pH降低。经过好氧反应器处理后，pH回升至较高水平，可能是有机酸在好氧反应器中被进一步降解所引起的（图4-3a）。在该工艺的厌氧反应器和兼性反应器中预先设置了ORP探头以便在工艺运行过程中监测各反应器的厌氧状态。在该工艺的厌氧反应器中，在启动阶段ORP值维持在较低的水平，在运行的前27d，ORP值的波动范围为-482mv~-471mv。在后续的运行过程中，ORP值经历了较大幅度的上升，但是在总体上，厌氧反应器维持了较低的氧化还原电位。在启动阶段（0~35d），兼性反应器中ORP的平均值为-361mv；而在稳定运行阶段（36d~100d），ORP的平均值上升为-286mv。好氧回流液中带入的溶解氧和硝酸根，会引起兼性反应器中ORP值的上升。在稳定运行阶段，该工艺的脱氮效果稳定，ORP值维持在比较稳定的水平（图4-3b）。10.0a)进水厌氧b)厌氧9.5兼性好氧-200兼性9.0）-3008.5mvpH（8.0ORP-4007.57.0-500020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-3中和池废水降解工艺中pH和ORP变化情况：（a）pH；（b）ORPFig.4-3ThevariationofpHandORPduringthetreatmentofneutralizationtankwastewater:(a)pH;(b)OPR-55-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文该中和池废水中的盐度较高，氯离子含量可达1030.92mg/L，该组合工艺在该盐度下运行正常，对中和池废水中的有机物仍然保持了较高的去除率。在最终出水中氯离子的浓度为927.68mg/L（图4-4）。在工艺的启动阶段（0~35d），出水中氯离子浓度的平均值为851.98mg/L；在工艺的稳定阶段（36d~100d），出水中氯离子的浓度的平均值为926.20mg/L。在工艺运行过程中，进水和出水中氯离子浓度都呈现出了较大的波动。1200）1000mg/L800600原水氯离子浓度（好氧400020406080100时间（d）图4-4中和池废水氯离子浓度在组合工艺中的变化Fig.4-4Thevariationofchloridionconcentrationoftheneutralizationtankintheintegratedprocess在本研究中，利用GC-MS分析该工艺稳定运行阶段，中和池废水中的有机污染物在各反应器中的降解转化情况。在中和池废水中，主要的有机污染物为长链烷烃，如Hentriacontane、Eicosane、Nonadecane,9-methyl-、Heptane,1,7-dibromo-。此外，还包括苯系物的存在，如ButylatedHydroxytoluene、Benzene,1,3-bis(1,1-dimethylethyl)-。检测到的污染物中，包含复杂的烷基取代基团、卤代基团、含氮取代基团的存在。经过该工艺处理后，没有再检测到原水中含有的多数复杂有机物。这些污染物在厌氧反应器就被转化为一些结构简单、分子量较小的有机物，如4-Dodecene、2-Acetylcyclopentanone、4-Isopropyl-1,3-cyclohexanedione。在有机物的降解转化过程中，有些有机物仅在处理过程中被检出，在进水和最终出水中都没有被检测到，例如仅在兼性反应器出水中检测到3-Undecene,9-methyl-,(E)-。Hexane,3,3-dimethyl-是一种仅在好氧反应器中被检测到的有机物（图4-5）。-56-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能40000004000000原水厌氧300000030000002000000200000010000001000000）mv001020304010203040丰度（保留时间（min）保留时间（min）40000004000000兼性好氧300000030000002000000200000010000001000000001020304010203040保留时间（min）保留时间（min）图4-5组合工艺中各反应器出水的气相色谱图Fig.4-5Thegaschromatogramsofeachreactor’sefffluentintheintegratedprocess4.2.2硫代谢工艺对反渗透浓缩液的处理效能在该工艺的连续运行阶段，反渗透浓缩液中进水COD浓度在285.82mg/L和316.15mg/L之间波动，其平均值为299.53mg/L。根据工艺最终出水中COD的浓度，将工艺运行分为启动阶段（0~20d）和稳定阶段（21d~100d）。在该工艺的启动阶段，进水中COD浓度的平均值为302.26mg/L，经过该组合工艺处理后，最终出水中COD浓度的平均值为82.20mg/L，该工艺在启动阶段对反渗透浓缩液中COD的去除率为72.80%。经过该工艺中厌氧反应器和兼性反应器的处理，COD浓度的平均值分别降低为148.21mg/L和128.48mg/L。从工艺中不同反应器对COD去除贡献的角度分析，该工艺中的厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器，在启动阶段对反渗透浓缩液中COD的去除贡献率分别为70.00%、8.97%、21.03%。在该工艺的启动阶段，厌氧反应器在去除反渗透浓缩液COD上发挥了主要作用，而兼性反应器对COD的去除效率较低。在该工艺的稳定运行阶段，进水中COD浓度的平均值为298.84mg/L，经-57-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文过该工艺处理后，最终出水中COD浓度的平均值为57.41mg/L，在该阶段，组合工艺对反渗透浓缩液中COD的总去除率为80.79%。厌氧反应器和兼性反应器出水中COD浓度的平均值分别为146.68mg/L和115.53mg/L。从各反应器对COD的去除贡献角度进行分析，该工艺中的厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器对反渗透浓缩液中COD去除贡献率分别为63.02%、12.90%、24.07%。在这一段，厌氧反应器仍然是COD去除的主要场所。与启动阶段相比，稳定阶段厌氧反应器对COD的去除贡献率降低，但是这一现象是由COD的总去除率提高引起的，厌氧反应器在启动阶段和稳定运行阶段去除的COD浓度的平均值分别为154.05mg/L和152.16mg/L。在稳定运行阶段，由于兼性反应器和好氧反应器对COD的去除能力更强，引起了总去除率的升高。本研究中采用的反渗透浓缩液来源于实际工业生产，因此水质有一定的波动。在稳定运行阶段，进水中COD浓度的波动范围为285.82mg/L~315.67mg/L，其波动幅度为29.85mg/L，标准偏差为8.85mg/L。厌氧反应器和兼性反应器出水中COD浓度的标准偏差分别为7.82mg/L和8.31mg/L，而好氧反应器出水中COD浓度的标准偏差为4.22mg/L，可见好氧反应器在稳定出水水质方面具有重要的意义（图4-6）。300250进水厌氧）兼性好氧200mg/L（150浓度100COD50020406080100时间（d）图4-6组合工艺对反渗透浓缩液中COD的去除情况Fig.4-6TheremovalefficiencyofCODintheROCbytheintegratedprocess厌氧反应器进水和出水中硫酸根态硫的浓度分别为124.54mgS/L和76.48mgS/L，因此在厌氧反应器中还原的硫酸根态硫的浓度为48.06mgS/L（图4-7a）。在厌氧反应器中去除的COD和还原的硫酸根的比例，与SRB与其它菌群的群落分布情况存在着联系。当由SRB去除COD时，所去除的COD浓度与还原的硫酸根态硫浓度的理论比值为2，当反应器中实际消耗的两者的-58-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能比值大于2时，则有机物为硫酸根还原提供了过多的电子，过多的有机物则是由非SRB代谢处理；当反应器中实际消耗的两者的比值小于2时，则硫酸盐还原占据主导地位。在本研究的厌氧反应器中，所去除的COD浓度与还原的硫酸根态硫浓度的比值为3.17，所以厌氧反应器中去除的COD中有63.1%（2/3.17）是由SRB完成的，也就表明SRB在厌氧反应器中去除的COD浓度为96.24mg/L。但是这并不意味着SRB在厌氧反应器中承担了有机物降解的主要任务。该工艺的厌氧反应器是一个微生物类群丰富的复杂环境，SRB与其它类群的微生物对有机物产生了竞争作用。但是在有机物的利用上，SRB需要依靠其它微生物的水解酸化作用为其提供适宜的底物。由于其它微生物类群的水解酸化和发酵作用并不能将有机物完全矿化，因此这一过程不能引起COD值的降低。SRB能够利用的底物谱系广泛，但是偏爱利用小分子的有机物，从热力学角度分析，SRB与其它类群的微生物相比在底物竞争上更具有优势。因此，在表观上SRB降解的COD更多，实际上这一过程严重依赖其它微生物对底物的转化作用（图4-7）。40a)b)140））30120进水mgS/LmgS/L100厌氧（20厌氧兼性8010硫酸根浓度（60硫化物浓度0020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-7（a）厌氧反应器进水和出水中硫酸根的浓度；（b）厌氧反应器和兼性反应器出水中硫化物的浓度Fig.4-7(a)Theconcentrationofsulfateininfluentandeffluentoftheanaerobicreactor;(b)Theconcentrationofsulfideineffluentsofanaerobicandanoxicreactors在厌氧反应器中产生的硫化物被转移到兼性反应器中后，可以作为自养反硝化的电子供体。厌氧反应器出水硫化物的浓度在24.88mg/L和34.31mg/L之间波动，其平均值为29.46mg/L。在厌氧器中被还原的硫酸根态的硫有61.30%被转化为硫化物。在密闭的环境中，这部分硫化物转移到兼性反应器中，兼性反应器出水中硫化物浓度的平均值为4.43mg/L。因此，平均有25.03mg/L的硫化物在兼性反应器中被氧化，硫化物在兼性反应器中的去除率为84.97%（图-59-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文4-7b）。该工艺进水中氨氮浓度的平均值为12.15mg/L，经过处理后，最终出水中氨氮的浓度为2.45mg/L，因此该工艺对氨氮的去除率为79.84%。在工艺的启动阶段（0~20d），该工艺进水中总氮浓度的平均值为91.10mg/L，波动范围为87.65mg/L~96.18mg/L，其标准偏差为2.66mg/L。经过该工艺处理后，最终出水中总氮的浓度为18.50mg/L。因此，该工艺在启动阶段对反渗透浓缩液中总氮的去除率为79.69%。在启动阶段运行过程中，总氮浓度从起始的21.93mg/L（0d）逐渐降低为13.98mg/L（20d）。在该工艺的稳定运行阶段，进水中总氮的浓度平均值为91.23mg/L，波动范围为86.64mg/L~97.12mg/L，其标准偏差为3.37mg/L。与启动阶段相比，进水中总氮浓度的波动更大。经过该工艺处理后，最终出水中总氮浓度平均值为14.07mg/L。在稳定阶段，该工艺对反渗透浓缩液中总氮的去除率为84.57%。与启动阶段相比，稳定运行阶段该工艺对总氮的去除率更高。因此，该工艺可以有效去除该反渗透浓缩液中的含氮污染物（图4-8a，4-8b）。15100a)b)1280））进水9进水60mg/Lmg/L好氧好氧640氨氮浓度（3总氮浓度（20020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-8组合工艺对反渗透浓缩液中氨氮和总氮的去除效率：（a）氨氮；（b）总氮Fig.4-8TheremovalefficiencyofammonianitrogenandTNintheROCbytheintegratedprocess:(a)Ammonianitrogen;(b)TN微生物的代谢活动会受到环境中酸碱环境的影响，因此，监测反应器中的pH值有助于了解工艺中各反应器的运行情况。在该工艺的运行过程中，进水和各反应器出水中的pH值呈现出比较稳定的状态。进水中pH的平均值为8.4，经过厌氧反应器的处理后，反渗透浓缩液的pH降低为8.0。在厌氧反应器中发生了有机物的降解过程，通过发酵菌以及其它微生物的代谢作用，有机物可以被转化为有机酸，厌氧反应器中pH值可能因为这些有机酸的产生而降低。在兼性反应器和好氧反应器中，产生的有机物进一步被降解矿化，这就引起了-60-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能好氧反应器出水中pH值的上升（图4-9a）。在本研究中，通过预先设置的ORP探头来定期检测厌氧反应器和兼性反应器中的氧化还原电位。该工艺厌氧反应器和兼性反应器中的ORP值波动较大。在该工艺的启动阶段（0~20d），厌氧反应器中ORP值的波动范围为-377mv~-329mv。在该工艺的稳定运行阶段（21d~100d），ORP值的波动范围为-372mv~-254mv。该工艺兼性反应器中ORP值在初始阶段逐渐上升至-43mv，在后续运行过程中，ORP值逐渐降低，但是呈现出一定的波动。好氧回流液中带入的溶解氧会引起兼性反应器中ORP值的升高，在工艺的的启动阶段，兼性反应器中的反硝化菌没有发挥最大的脱氮效能，兼性反应器中的ORP值可能因此而升高。在稳定运行阶段，反硝化菌逐渐发挥反硝化效能，消耗了兼性反应器中的溶解氧，可能会引起兼性反应器中ORP值的重新下降（图4-9b）。10.00a)b)进水厌氧9.5兼性-100好氧9.0）厌氧mv-200pH（兼性8.5ORP-3008.07.5-400020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-9反渗透浓缩液降解工艺中pH和ORP变化情况：（a）pH；（b）ORPFig.4-9ThevariationofpHandORPduringthetreatmentofROC:(a)pH;(b)ORP通过利用GC-MS分析反渗透浓缩液中的有机物可知，在该反渗透浓缩液中，主要的有机物包括一些长链烷烃及含较多烷烃基取代基的多碳烷烃，如Heneicosane、Nonadecane,9-methyl-、Heptadecane,3-methyl-、Hexadecane,2,6,10,14-tetramethyl-等。此外还包括苯系物、带有卤代基团的烷烃、含长链烷烃取代基团的脂类等复杂难降解的有机物，如ButylatedHydroxytoluene、Phenol,2,4-bis(1,1-dimethylethyl)-、Heptane,1,7-dibromo-、Octacosyltrifluoroacetate、Cyclopentanepropanoicacid,2-methyl-3-oxo-,methylester,trans-(.+-.)-、Sulfurousacid,2-ethylhexylnonylester等。经过该工艺处理后，上述污染物中的大多数没有在最终出水中被检出，表明该工艺具备对这些复杂-61-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文污染物的降级能力。工艺的最终出水与该反渗透浓缩液原水相比，含有的有机物结构更简单，分子量更小。但是在最终出水中，仍然有一些苯系物未能被完全去除，如Phenol,2,4-bis(1,1-dimethylethyl)-、Benzene,1,3-bis(1,1-dimethylethyl)-（图4-10）。20000002000000原水厌氧1500000150000010000001000000500000500000）mv001020304010203040丰度（保留时间（min）保留时间（min）20000002000000兼性好氧1500000150000010000001000000500000500000001020304010203040保留时间（min）保留时间（min）图4-10组合工艺中各反应器出水的气相色谱图Fig.4-10Thegaschromatogramsofeachreactor’sefffluentintheintegratedprocess4.3硫代谢工艺对高硫酸根石化废水的处理效能4.3.1硫代谢工艺对纳滤浓缩液的处理效能在连续运行阶段，该组合工艺应用于纳滤浓缩液降解时，进水和最终出水中COD浓度的平均值比较稳定，没有明显的启动阶段和稳定运行阶段。在该工艺的运行阶段，进水中COD浓度的平均值为445.88mg/L，经过该工艺的处理后，最终出水中COD浓度的平均值为106.29mg/L，该工艺对纳滤浓缩液中COD的去除率为76.16%。在该工艺的厌氧反应器中，有286.76mg/L的COD被去除。厌氧反应器和兼性反应器出水中COD浓度的平均值分别为-62-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能159.12mg/L和113.40mg/L。由此可知，厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器对纳滤浓缩液中COD去除的贡献率分别为84.44%、13.46%、2.09%。厌氧反应器在去除COD方面发挥了主要作用，而兼性反应器和好氧反应器对COD去除的贡献率较低。用于本研究的纳滤浓缩液取自实际生产过程中，因此进水中COD的波动较大，其波动范围为400.51mg~478.24mg/L，进水COD浓度的标准偏差达19.51mg/L。最终出水中COD的波动范围为92.88mg/L~120.31mg/L，其波动幅度为27.43mg/L，最终出水中COD浓度的标准偏差为7.31mg/L。虽然好氧反应器对COD的去除率较低，但是其可以稳定出水水质，在降低出水水质波动上发挥了重要的作用。在该工艺运行过程中，纳滤浓缩液进水中硫酸根的平均浓度为309.17mgS/L。该工艺厌氧反应器出水中硫酸根态硫的浓度为208.80mgS/L，因此有100.37mgS/L的硫酸根被还原。当由SRB去除COD时，所去除的COD浓度与还原的硫酸根态硫浓度的理论比值为2，当反应器中实际消耗的两者的比值大于2时，则有机物为硫酸根还原提供了过多的电子，过多的有机物则是由非SRB代谢处理；当反应器中实际消耗的两者的比值小于2时，则硫酸盐还原占据主导地位。在本研究的厌氧反应器中，所去除的COD浓度与还原的硫酸根态硫浓度的比值为2.86，因此推测厌氧反应器中去除的COD中有70%（2/2.86）是由SRB完成的。500360120a)b)400）280厌氧进水SO2-100））4进水2-厌氧出水SO4mg/L300厌氧mgS/LmgS/L兼性20080好氧浓度（200厌氧出水硫化物12060COD100硫酸根浓度（硫化物浓度（404001530456075900153045607590时间（d）时间（d）图4-11组合工艺各反应器中COD浓度和SO42-浓度的变化：（a）COD；（b）硫酸根Fig.4-11ThevariationofCODandsulfateconcentrationinreactorsoftheintegratedprocess:(a)COD;(b)Sulfate在该工艺的厌氧反应器中，有部分COD是被非硫酸盐还原菌所降解。SRB与其它类群的微生物共享生态环境，但是形成了竞争关系。SRB能够利用底物的种类更加广泛，从热力学角度看SRB代谢COD时能够释放更多的能量，-63-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文因而SRB在对底物的竞争上更具竞争优势[147]。如果进水中的COD/硫酸根浓度比较高也不会影响SRB的代谢情况（图4-11a）。厌氧反应器出水中硫化物的平均浓度为53.47mgS/L。通过厌氧反应器进出水中硫酸根浓度的变化以及出水中硫化物的浓度，可推算出在厌氧反应器中有32.46%的硫酸根被还原，而其中被还原部分的53.27%被转化为溶解性硫化物（图4-11b）。1050a)b)840））mg/L6mg/L30进水厌氧420兼性好氧厌氧210兼性硝态氮浓度（亚硝态氮浓度（0001530456075900153045607590时间（d）时间（d）图4-12兼性反应器进水和出水中亚硝酸根和硝酸根浓度：（a）亚硝酸根；（b）硝酸根Fig.4-12Theconcentrationofnitriteandnitrateintheinfluentandeffluentoftheanoxicreactor:(a)nitrite;(b)nitrate在该工艺厌氧反应器出水中亚硝酸根和硝酸根的浓度分别为5.54mgN/L和34.92mgN/L，这些含氮污染物被转移至兼性反应器（图4-12a，4-12b）。在好氧反应器的回流液中硝酸根的浓度为12.06mgN/L。考虑到回流比对各污染物浓度的影响，兼性反应器总进水中包含的亚硝酸根和硝酸根浓度分别为1.85mgN/L和19.68mgN/L，兼性反应器出水中包含的亚硝酸根和硝酸根浓度分别为5.20mgN/L和2.35mgN/L。因此兼性反应器对硝酸根的去除率为88.06%，其中有一部分硝酸根被转化为亚硝酸根。在该兼性反应器中，共有13.98mg/L的亚硝态氮和硝态氮被去除。厌氧反应器出水和好氧反应器回流水中含有的COD浓度分别为159.12mg/L和106.29mg/L，因此兼性反应器的总进水中COD的浓度为113.40mg/L（图4-17a）。根据兼性反应器出水中COD的浓度计算，平均仅有10.50mg/L的COD被去除。在多数情况下，优先进行异养反硝化，然而该研究中所处理的纳滤浓缩液中可供利用的有机污染物较少，所以多数的硝酸根经由自养反硝化过程所降解[148,149]。当硫化物作为电子供体参与到反硝化过程中时，消耗的S/N比影响硫化物氧化的最终产物[150]。当S/N的比值低于理论值时，硫酸根是硫化物氧化的-64-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能唯一产物[143]。在本研究的兼性反应器中，硫化物处于匮乏的状态，只有一部分硝酸根经由自氧反硝化代谢，因此硫化物氧化的最终产物为硫酸根。4080a)c)30）60）进水mg/L进水mg/L好氧2040好氧10总氮浓度（20氨氮浓度（0001530456075900153045607590时间（d）时间（d）图4-13组合工艺对NFC中氨氮和总氮的去除情况：（a）氨氮；（b）总氮Fig.4-13TheremovalefficiencyofammonianitrogenandTNintheNFCbytheintegratedprocess:(a)Ammonianitrogen;(b)TN在本研究的处理过程中，该工艺的进水中氨氮浓度平均值为33.34mg/L。经过该工艺处理后，出水中氨氮浓度平均值为5.39mg/L，因此该工艺对氨氮的去除率为83.83%，但是在连续运行过程中，最终出水中氨氮浓度的波动较大（图4-13a）。在本研究的处理过程中，该组合工艺的进水中总氮浓度平均值为70.87mg/L。经过该工艺处理后，出水中总氮浓度平均值为19.09mg/L，因此该工艺对NFC中总氮的去除率为73.06%（图4-13b）。在该工艺的运行过程中，进水中氨氮浓度的波动范围为29.77mg/L~36.61mg/L，其进水浓度的标准偏差为2.26mg/L。经过该工艺处理后，最终出水中氨氮浓度仍有比较大的波动，其出水中氨氮浓度的范围为2.18mg/L~9.81mg/L。进水中总氮浓度的范围为64.44mg/L~77.24mg/L，其进水中总氮浓度的标准偏差为3.85mg/L。经过该工艺处理后，最终出水中总氮浓度趋于稳定，水质波动减小。出水中总氮浓度的标准偏差降低为2.64mg/L。在本研究中的厌氧和兼性反应器中预先安置了氧化还原电位探头。厌氧反应器中的ORP值波动范围为-487mV到-437mV之间，而兼性反应器中的ORP波动范围为-217mV到-173mV之间。在该工艺处理纳滤浓缩液的运行过程中，厌氧反应器和兼性反应器中的氧化还原电位比较稳定，这两个反应器中的微生物处于比较适宜的生态环境中，可以较好地发挥各自污染物去除效能。pH值可以反应微生物生长环境中的酸碱平衡情况，对于监测生物反应器的运行情况具有积极的意义。厌氧反应器出水的pH值波动范围为7.96到8.35，-65-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文好氧反应回流水的pH值波动范围为8.49到8.74。兼性反应器中进水的pH值条件适宜反硝化过程[149]。在经过兼性反应器处理后，出水pH值的波动范围为7.78到8.30。以工艺运行的第30d为分界线，可以观察到各反应器出水中pH值仍然呈现出不同的变化趋势。该工艺在运行过程中，在其厌氧反应器中发生水解酸化作用和发酵作用可以产生有机酸，可能会导致环境中pH降低，而这些有机酸继续被微生物降解后，可以引起环境中pH值的上升。在该工艺运行的前30d，兼性反应器出水的pH值高于厌氧反应器出水的pH。因此，推测在厌氧反应器中产生的有机酸在兼性反应器中被进一步降解。然而在后续的运行过程中（31d~90d），兼性反应器出水的pH值低于厌氧反应器出水的pH值。就此推测随着工艺的运行，各反应器中的微生物受到良好的驯化作用，对纳滤浓缩液中各种污染物降解能力提高。因此，在兼性反应器中大分子污染物继续被转化为小分子的有机酸，引起了环境中pH值的降低。该工艺好氧反应器出水中的pH值由初始的8.56（0d）逐渐升高至8.74（52d），表明好氧反应器对各种有机酸的氧化能力逐渐增强，致使环境中的pH值逐渐升高（图4-14a，4-14b）。-1008.8a)c)8.6-200厌氧8.4）-300兼性mv8.2（-400pH8.0ORP厌氧-5007.8兼性好氧-6007.601530456075900153045607590时间（d）时间（d）图4-14（a）厌氧和兼性反应器中氧化还原电位；（b）各反应器出水pH值Fig.4-14(a)ThevaluesofORPintheanaerobicandanoxicreactors;(b)ThevaluesofpHintheeffluentsofthethreereactors本研究中选用的纳滤浓缩液中含有的有机物种类繁多，其中包括较多种类的长链烷烃以及含卤代基团的烷烃，如Nonadecane,9-methyl-、Heneicosane、Eicosane、Heneicosane、Hentriacontane、Nonadecane、Hexadecane,2,6,10,14-tetramethyl-、Heptane,1,7-dibromo-。该纳滤浓缩液中含有多种复杂的芳香族化合物，如Benzene,1,3-bis(1,1-dimethylethyl)-、Phenol,2,5-bis(1,1-dimethylethyl)-、Phenol,4-(1,1,3,3-tetramethylbutyl)-、Phenol,2-(1,1--66-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能dimethylethyl)-4-(1,1,3,3-tetramethylbutyl)-、Spiro[2,4,5,6,7,7a-hexahydro-2-oxo-4,4,7a-trimethylbenzofuran]-7,2'-(oxirane)、2-Methyl-6-phenylpyridine1-oxide、2,9-Dimethyl-5-carboxy-1,10-phenanthroline、.alpha.-Methylfentanyl、3-Methyl-6,7-benzoisoquinoline。经过该工艺处理后，在最终出水中只检测到上述有机物中的Benzene,1,3-bis(1,1-dimethylethyl)-、Phenol,2,5-bis(1,1-dimethylethyl)-。该纳滤浓缩液中其它类型的长链烷烃以及复杂的芳香族化合物都被降解转化。在该工艺的最终出水中，含有的有机物类型较少，包括1-Hexadecanol,2-methyl-、4-Isopropyl-1,3-cyclohexanedione、Decane,2,3,5,8-tetramethyl-、Cyclohexane,1-ethyl-2-propyl-、Bacchotricuneatin、5-(2-Thienyl)pentanoicacid、Cyclohexane,1,1,2-trimethyl-、Cyclohexane,1-ethyl-1,4-dimethyl-,trans-。与纳滤浓缩液原水相比，最终出水中有机物的结构更简单，分子量更小（图4-15）。20000002000000原水厌氧1500000150000010000001000000500000500000）mv001020304010203040丰度（保留时间（min）保留时间（min）20000002000000兼性好氧1500000150000010000001000000500000500000001020304010203040保留时间（min）保留时间（min）图4-15组合工艺中各反应器出水的气相色谱图Fig.4-15Thegaschromatogramsofeachreactor’sefffluentintheintegratedprocess-67-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文4.3.2硫代谢工艺对脱硫废水的处理效能该工艺在处理脱硫废水过程中，进水中COD浓度的平均值为266.59mg/L。根据最终出水中COD浓度的变化趋势，将工艺的运行阶段分为启动阶段（0d~20d）和稳定阶段（21d~100d）。在该工艺的启动阶段，脱硫废水中进水COD的平均浓度为277.74mg/L，最终出水中COD的平均浓度为44.57mg/L，该工艺在启动阶段对脱硫废水中COD的去除率为83.95%。在该阶段，厌氧反应器和兼性反应器出水中COD的平均浓度分别为61.07mg/L和54.02mg/L。因此，厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器对脱硫废水中COD去除的贡献率分别为92.92%、3.02%、4.05%。进水中COD浓度的标准偏差为2.62mg/L，从水质波动角度进行分析，该工艺在运行过程中，进水中COD浓度较为平稳。厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器出水中COD浓度的标准偏差分别为6.43mg/L、8.38mg/L、5.54mg/L。由于该工艺处于启动阶段，各反应器中微生物处于适应调整阶段，因此出水水质的波动较大。300）进水200厌氧mg/L兼性好氧浓度（100COD0020406080100时间（d）图4-16组合工艺对脱硫废水中COD的去除效率Fig.4-16TheremovalefficiencyofCODinthedesulfurizationwastewaterbytheintegratedprocess在该工艺的稳定运行阶段，进水中COD的平均浓度为263.81mg/L，进水中COD的浓度范围为252.02mg/L~273.46mg/L，其标准偏差为5.96mg/L。与启动阶段相比，稳定运行阶段进水中COD的浓度负荷虽然有所降低，但是水质的稳定性变差。经过该工艺处理后，最终出水中COD的平均浓度为28.88mg/L。在稳定运行阶段，该工艺对脱硫废水中COD的去除率为89.05%。与启动阶段相比，在稳定运行阶段，该工艺对COD的去除率更高，最终出水中COD的浓度更低。厌氧反应器和兼性反应器出水中COD的平均浓度分别-68-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能为49.15mg/L和39.45mg/L，该工艺中的厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器在稳定运行阶段对COD的去除贡献率分别为91.37%、4.13%、4.50%。与启动阶段一致，在稳定运行阶段厌氧反应器同样是降解COD的主要单元。好氧反应器出水中COD的浓度变化为17.35mg/L~38.44mg/L，其标准偏差为5.96mg/L。与该阶段进水相比，最终出水中COD浓度的波动更小。因此，在稳定运行阶段，好氧反应器起到了稳定出水水质，减少水质波动的作用（图4-16）。在该工艺的运行过程中，厌氧反应器出水中COD的平均浓度为51.54mg/L，因此在厌氧反应器中去除的COD浓度为215.05mg/L。厌氧出水中硫酸根态硫的浓度在411.95mgS/L和454.45mgS/L之间波动，平均值为431.03mgS/L，因此在厌氧反应器中还原的硫酸根态硫的浓度为73.07mg/L（图4-17a）。在厌氧反应器中去除的COD与还原的硫酸根的比例会影响到SRB与其它类群的微生物对新陈代谢底物的竞争情况。55080a)b)厌氧兼性）500）60mgS/LmgS/L4504040020进水硫酸根浓度（厌氧硫化物浓度（3500020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-17（a）厌氧反应器进水和出水中硫酸根的浓度；（b）厌氧反应器和兼性反应器出水中硫化物的浓度Fig.4-17(a)Theconcentrationofsulfateininfluentandeffluentoftheanaerobicreactor;(b)Theconcentrationofsulfideintheeffluentsofanaerobicandanoxicreactors在本研究的厌氧反应器中，所去除的COD浓度与还原的硫酸根态硫浓度的理论比值为2.94，因此推测厌氧反应器中去除的COD中有68%（2/2.94）是由SRB完成的。在厌氧反应器中产生的硫化物被转移到兼性反应器中后，可以作为自养反硝化的电子供体。厌氧反应器出水硫化物的平均浓度为43.62mg/L，在密闭的环境中，这部分硫化物转移到兼性反应器中，兼性反应器出水硫化物的平均浓度为25.96mg/L（图4-17b）。因此，平均有17.66mg/L的硫化物在兼性反应器中被氧化，硫化物在兼性反应器中的去除率为40.49%。-69-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文兼性反应器中进水和出水硫酸根态硫的平均浓度为431.03mgS/L和449.73mgS/L，因此在兼性反应器中产生的硫酸根态硫的平均浓度为18.70mg/L。这与在兼性反应器中被氧化的硫化物的浓度相当，因此被氧化的硫化物都被转化为硫酸根，在兼性反应器中没有单质硫的积累。该工艺进水中平均的氨氮和总氮的浓度分别为2.86mg/L和25.37mg/L，经过处理后，最终出水中平均氨氮和总氮浓度分别为1.98mg/L和13.91mg/L，因此该工艺对氨氮和总氮的去除率为30.77%和45.17%（图4-18a，4-18b）。530a)b)进水好氧254））20进水mg/Lmg/L3好氧152氨氮浓度（总氮浓度（1015020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-18组合工艺对脱硫废水中氨氮和总氮的去除效率：（a）氨氮；（b）总氮Fig.4-18TheremovalefficiencyofammonianitrogenandTNinthedesulfurizationwastewaterbytheintegratedprocess:(a)Ammonianitrogen;(b)TN虽然该工艺对脱硫废水中氨氮和总氮的去除率较低，但是在最终出水中仍然控制了较低的氨氮和总氮浓度。在工艺的运行阶段，进水中总氮浓度的标准偏差为1.81mg/L，最终出水中总氮浓度的标准偏差为1.13mg/L，最终出水的水质较为稳定，含氮量波动较小。在该工艺的运行过程中，通过预先设置的ORP探头定期测定厌氧反应器和兼性反应器中的ORP值来监测这两个反应器的运行情况。在运行过程中，这两个反应器中的ORP值呈现出一定的波动。厌氧反应器和兼性反应器中的ORP值在运行过程中都有所升高，但是在整体水平上符合各反应器运行所需的条件。pH值可以间接反映反应器运行过程的酸碱平衡，对其中微生物新陈代谢的环境情况具有指示作用。在该工艺的运行过程中，兼性反应器的pH值在整体上高于厌氧反应器出水中的pH值。由此，推测在厌氧反应器中产生的有机酸在兼性反应器中部分被继续降解，引起环境中pH值的升高。在好氧反应器中，有机酸被进一步降解去除，导致最终出水中pH值的大幅回升（图4-19）。-70-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能010.0a)b)厌氧厌氧兼性兼性-1009.5好氧）-2009.0mv（pH-3008.5ORP-4008.0-5007.5020406080100020406080100时间（d）时间（d）图4-19（a）厌氧和兼性反应器中氧化还原电位；（b）各反应器出水pH值Fig.4-19(a)ThevaluesofORPintheanaerobicandanoxicreactors;(b)ThevaluesofpHintheeffluentsofthethreereactors40000004000000原水厌氧300000030000002000000200000010000001000000）mv001020304010203040丰度（保留时间（min）保留时间（min）40000004000000兼性好氧300000030000002000000200000010000001000000001020304010203040保留时间（min）保留时间（min）图4-20组合工艺中各反应器出水的气相色谱图Fig.4-20Thegaschromatogramsofeachreactor’sefffluentintheintegratedprocess-71-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文通过GC-MS技术分析可知，在本研究中选用的脱硫废水中含有的有机污染物主要为Nonadecane、Heneicosane、Hentriacontane、Nonadecane,9-methyl-、Octadecane、Eicosane、Heptane,1,7-dibromo-、ButylatedHydroxytoluene、Benzene,1,3-bis(1,1-dimethylethyl)-、3,9-Dimethyl-4,8-diaza-3,8-undecadiene-2,10-dionedioxime、2,2,4-Trimethyl-1,3-pentanedioldiisobutyrate、Butanoicacid,butylester。这些有机物都具有比较复杂的结构，主要包括长链烷烃、卤素取代烃、芳香族化合物、复杂的脂类、肟等。经过该组合工艺处理后，仅在最终出水中检测到上述有机物中的Benzene,1,3-bis(1,1-dimethylethyl)-，而其它类型的有机物经过该工艺处理后，都被降解转化为其它类型的有机物。出水中的有机物包括一些烷烃类有机物，如Heptane,5-ethyl-2,2,3-trimethyl-、3-Ethyl-3-methylheptane、2-Undecene,4-methyl-、4-Dodecene、Tridecane,4-methyl-、2,3-Dimethyldodecane、Cyclohexane,1,1,2-trimethyl-。与脱硫废水原水中的有机物相比，最终出水中的有机物主要为含碳量更少、基团更为简单的烷烃类物质（图4-20）。4.4工艺中硫元素平衡在本章的研究中，考察了硫代谢组合工艺在连续流情况下对不同类型石化废水的处理效能。除中和池废水外，采用的另外三种石化废水中都含有较为丰富的硫酸盐供给。根据SRB还原硫酸根过程中消耗COD的理论值，反渗透浓缩液中的硫酸根供给不足，而纳滤浓缩液和脱硫废水中的硫酸根都处于过量状态。SO2-4/COD浓度比在反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水中呈逐渐升高的趋势，以此来对应第3章研究中的序批反应器BR1-1、BR1-2、BR1-3和BR1-4。利用组合工艺处理反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水过程中，硫酸根在厌氧反应器中的还原率（1-S2/S1）分别为38.59%、32.46%、14.50%，虽然在这三种石化废水中，硫酸根浓度渐次升高，但是在厌氧反应器中硫酸根的还原效率没有与硫酸根浓度的升高呈现出线性关系，这一结果与第3章中序批实验1中阐述的结果一致，由于SRB为异养微生物，在有机底物受限的环境中，硫酸根的还原代谢受到抑制，因此硫酸根浓度升高并不能提高硫酸根的还原率。用于本研究中的石化废水本底pH高于7，在厌氧反应器中，由于微生物的作用，产生了一些有机酸性物质，导致厌氧反应器出水中pH值有所下降，但整个工艺仍处于碱性环境中。在理论上，硫化物在碱性条件中倾向于溶于水体中，但在实际运行过程中，该组合工艺的厌氧反应器中仍然会有H2S逸散。-72-n第4章硫代谢工艺对不同石化废水的处理效能组合工艺在处理反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水过程中，水体中损失的S浓度（S1-S2-S3）依次为18.60mgS/L、46.90mg/L、29.45mg/L，这些在厌氧反应器中损失的硫元素可能被微生物同化为自身组成物质或是转化为H2S而从水中逸散。表4-1处理不同石化废水工艺中硫元素守恒Table4-1TheconservationofsulfurmatterinprocessfordifferentpetrochemicalwastewatertreatmentS浓度（mgS/L）序号S组成反渗透浓缩液纳滤浓缩液脱硫废水S1进水中SO42--S124.54±4.83309.17±2.57504.10±12.54S2厌氧反应器出水中SO42--S76.48±4.38208.80±14.32431.03±9.16S3厌氧反应器出水中硫化物29.46±2.8453.47±3.3543.62±4.18S4兼性反应器出水中硫化物4.43±0.810.40±0.3625.96±3.30S5兼性反应器出水中SO42--S78.34±5.82221.22±40.05449.73±8.61S6好氧反应器出水中SO42--S84.60±5.73214.56±36.40455.68±8.734.5本章小结在本章的研究中，将硫代谢组合工艺应用于中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的处理。（1）在工艺的稳定运行阶段，对中和池废水中COD的去除率83.60%，最终出水中COD的浓度为57.64mg/L。在工艺运行过程中，出水中氨氮和总氮的平均浓度分别为1.65mg/L和8.72mg/L。该组合工艺在稳定运行阶段对反渗透浓缩液中COD、氨氮和总氮的去除率分别为80.79%、79.84%和84.57%，其在最终出水中的平均浓度分别为57.41mg/L，2.45mg/L和14.07mg/L。（2）该组合工艺对纳滤浓缩液中COD、氨氮和总氮的去除率分别为76.16%、83.83%和73.06%，其在最终出水中的平均浓度分别为106.29mg/L，5.39mg/L和19.09mg/L。该组合工艺在稳定运行阶段对脱硫废水中COD的去除率为89.05%，最终出水中COD的平均浓度为28.88mg/L。该工艺对脱硫废水中氨氮和总氮的去除率较低，分别为30.77%和45.17%，由于该类型废水中氨氮和总氮浓度较低，在最终出水中也控制了较低的氨氮和总氮浓度，分别为1.98mg/L和13.91mg/L。（3）本研究选取的四种石化废水中含有较多的长链烷烃、卤代烃、芳香族化合物类有机物，经过该工艺处理后，最终出水中有机物的分子量更小，结-73-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文构趋于简单。（4）本研究中选取的四种废水中硫酸根浓度渐次升高，在处理反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的厌氧反应器中，SRB在有机物的去除过程中发挥了重要的作用。-74-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点5.1引言通过第4章的研究可知，该组合工艺可以适应不同浓度COD和硫酸根石化废水的处理需求。在连续运行情况下，可以对中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水中COD、氨氮和总氮取得较高的处理效率。废水生物处理的基本原理是利用各种微生物的分解作用，对废水中的污染物进行降解和转化，使其无害化或实现污染物减量的目的。微生物是生物法处理废水的主要完成者，微生物水处理设施为其中的微生物提供生长及代谢所需的条件，如底物供给、温度、溶解氧等，是维持工艺正常运行的基本要求。因此，微生物水处理设施中的微生物群落结构情况直接决定了系统是否能够稳定运行。深入分析微生物的群落结构和功能，对于维持工艺的稳定运行和提高工艺的处理效率是十分必要的。在本章的研究中，通过高通量测序技术获得了第4章各石化废水处理工艺中的微生物群落结构数据，分析了在同一废水处理工艺中各反应器中的微生物群落结构及功能微生物；分析了SRB以及几种有机物降解微生物在不同工艺中的分布差异；分析了氮代谢微生物Hyphomicrobium、Nitrospira、Azoarcus、Paracoccus、Thauera在不同工艺不同反应器中的分布差异；探讨了微生物群落结构与反应器功能之间的联系。5.2低硫酸根石化废水降解工艺中微生物群落分析5.2.1中和池废水降解工艺中微生物群落结构分析5.2.1.1中和池废水降解工艺中微生物多样性分析在本研究中，将取自厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的微生物样品分别命名为样品D1，样品D2，样品D3。通过测序过程分别从这三个样品中获得了53140条，43973条和43642条有效序列。依据2.5.4中所表述的方法对序列进行处理，分别从三个样品中获得了47931条，40633条，36570条可供划分OTUs的序列。在划分OTUs时所采用的序列相似性为97%，在该相似性下，各个样品的稀释曲线（RarefactionCurve）在测序的末端都趋于平缓，说明随着循环数的增加不能够有效增加获得的OTUs的数量，这表明测序所能获得的有效序-75-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文列的数量趋于饱和。样品D1，样品D2，样品D3的覆盖率分别为98.92%，98.93%，98.90%，表明此次测序基本涵盖了样品中所有能够获得的微生物学信息，测序结果能够较好地反映各个样品中的微生物群落结构（图5-1）。1600样品D1样品D21200样品D3800OTUs400001000020000300004000050000NumberofTagsSampled图5-1样品D1，样品D2和样品D3在3%差异水平上的稀释曲线Fig.5-1Rarefactioncurvesdepictedat3%dissimilaritylevelforSampleD1,SampleD2,andSampleD3根据ACE，Chao，Shannon和Simpson指数分析可知：三个样品菌群丰度由高到低排列顺序为样品D1＞样品D2，样品D1＞样品D3，样品D2和样品D3的菌群丰度近似；菌群多样性由高到低排列顺序为样品D3＞样品D1＞样品D2（表5-1）。表5-1样品D1，样品D2和样品D3的多样性分析Table5-1DiversityindexesofSampleD1,SampleD2,andSampleD3样品有效序列修剪后序列覆盖率ACEChaoShannonSimpsonD1531404793198.92%2009.7062099.8184.9810.029D2439734063398.93%1748.1151748.1154.8750.031D3436423657098.90%1681.6561755.8195.1640.018Rank-Abundance曲线同样可以反映样本的菌群丰度，代表样品的曲线在X轴方向占据的位置越宽，则表明该样品的菌群丰度越高。在本研究中所反映的菌群丰度由高到低的顺序与ACE指数和Chao指数所反映的菌群丰度的结果是一致的（图5-2a）。文氏（Venn）图表示了各个样品之间共有的或者特有的OTU数量情况，反映了不同样品之间的相似性。样品D1，样品D2，样品D3中所独有的OTU数量分别为375个，301个，781个。三个样品所共有的OTU数量为290个。只为样品D1和样品D2共有的OTU数量为627个，只为样品D2和样品D3-76-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点共有的OTU数量为76个，只为样品D1和样品D3共有的OTU数量为154个。样品D1和样品D2之间共有的OTU数量较多，表明两个样品之间的相似性较高（图5-2b）。图5-2（a）样品D1，样品D2和样品D3的Rank-abundance曲线；（b）反映样品D1，样品D2和样品D3中特有和共有OTU的文氏图Fig5-2(a)RankabundancecurvesofSampleD1,SampleD2andSampleD3;(b)VenndiagramshowinguniqueandsharedOTUsbetweenSampleD1,SampleD2andSampleD35.2.1.2中和池废水降解工艺中微生物在门水平上的群落结构对处理中和池废水的组合工艺中各反应器进行微生物群落结构分析，Proteobacteria为各反应器中门水平上丰度最高的微生物，其在三个反应器中的丰度分别为43.19%，33.66%，31.87%。Proteobacteria门的微生物在群落分布上占据绝对的优势，而其它各优势门的微生物在不同的反应器中呈现出明显的相对丰度的差异。例如，在好氧反应器中Acidobacteria（3.59%）、Actinobacteria（19.71%）、Nitrospirae（4.03%）、Firmicutes（8.59%）、Planctomycetes（15.45%）这几个门的微生物在好氧反应器中的丰度较高，但是其在厌氧反应器和兼性反应器中的相对丰度则明显低于好氧反应器，这其中的Nitrospirae只在好氧反应器中的相对丰度较高，而在厌氧反应器和兼性反应器中则几乎检测不到该门的微生物存在，表明属于该门中的微生物类群共有需要氧才能生存的生理特征。同属于这类微生物中的另外四种微生物在厌氧反应器和兼性反应器中的相对丰度虽然明显低于在好氧反应器中的相对丰度，但是在这两个反应器中的分布也较为广泛。在该工艺各反应器中微生物的分布上，厌氧反应器和兼性反应器中的微生物群落结构更为相似，这是由于二者比较相近的生态条件造成的。Spirochaetae、Synergistetes和Bacteroidetes这三个门的微生物在厌氧反应器和兼性反应器中的相对丰度都较高，然而在好氧反-77-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文应器中的相对丰度较低，表明属于这三个门的微生物有较多的类群不适宜含氧较高的生态条件。在兼性反应器中，Chlorobi的相对丰度可达12.59%，而在其它两个反应器中其相对丰度则较低（图5-3）。图5-3样品D1，样品D2和样品D3在门分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-3MicrobialcompositionatthephylumlevelforSampleD1,SampleD2andSampleD35.2.1.3中和池废水降解工艺中微生物在纲水平上的群落结构在纲水平上，Alphaproteobacteria为三个样品中丰度最高的微生物群落，其丰度分别为28.33%，21.09%，16.63%。在分类上，Alphaproteobacteria属于Proteobacteria，Proteobacteria中的其它分支纲在样品D1中按丰度排列为Beta-（7.95%），Delta-（3.78%），Gamma-（3.13%）。样品D1中其它丰度较高的纲包括Anaerolineae（11.35%），Planctomycetacia（4.40%），Clostridia（4.06%），Synergistia（3.41%），Actinobacteria（2.54%），Phycisphaerae（2.48%），Spirochaetes（2.15%），Caldilineae（1.80%），Holophagae（1.59%），Armatimonadetes_norank（1.50%），Thermotogae（1.50%），vadinHA17（1.05%），Flavobacteria（1.02%），Thermoleophilia（1.00%）。在样品D2中，Proteobacteria各分支纲按丰度顺序排列为Delta（-6.18%），Beta（-4.36%），Gamma（-1.97%）。样品D2中其它丰度较高的纲包括Anaerolineae（14.63%），Chlorobia（12.32%），Clostridia（4.51%），vadinHA17（3.70%），Actinobacteria（3.23%），Caldilineae（2.82%），Planctomycetacia（2.56%），Synergistia（2.38%），Armatimonadetes_norank（2.15%），Phycisphaerae（2.14%）。在样品D3中，Proteobacteria各分支纲按丰度顺序排列为Delta-（7.07%），Gamma-（6.87%），Beta-（0.91%）。样品D3中其它丰度较高的纲包括Actinobacteria（15.87%），Planctomycetacia（9.41%），Phycisphaerae（5.88%），Clostridia（5.53%），-78-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点Nitrospira（4.03%），Chlamydiae（2.84%），Acidimicrobiia（2.74%），Bacilli（2.59%），Anaerolineae（2.27%），Acidobacteria（2.18%），TM6_norank（2.14%），Holophagae（1.41%），Armatimonadetes_norank（1.27%），Caldilineae（1.16%），Thermomicrobia（1.07%）（图5-4）。由于在微生物分类上纲属于门，所以该处理工艺各反应器中优势纲是在门基础上的一种细分，各纲的相对丰度仍然体现的是不同生态条件下微生物对生态环境的一种适应性。Actinobacteria、Phycisphaerae、Planctomycetacia这三个纲的微生物，虽然其在厌氧反应器和兼性反应器中的相对丰度也较高，但是其在好氧反应器中的分布更为广泛。Acidimicrobiia、Acidobacteria、Bacilli、Chlamydiae这四个纲的微生物虽然在好氧反应器中的相对丰度较高，但是它们不适宜生存在该工艺的厌氧反应器和兼性反应器中。Spirochaetes和Synergistia纲在分类上分别属于Spirochaetae和Synergistetes，且这两个门的微生物在该工艺中没有其它分支纲的存在，它们在厌氧反应器和兼性反应器中的相对丰度较高，在该工艺的好氧反应器中没有检测到该纲微生物。Chlorobia在分类上属于Chlorobi，该纲仅在兼性反应器中相对度较高。图5-4样品D1，样品D2和样品D3在纲分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-4MicrobialcompositionattheclasslevelforSampleD1,SampleD2andSampleD35.2.1.4中和池废水降解工艺中微生物在属水平上的群落结构热图是基于属水平上各个样品之间的优势属而绘制的，通过颜色直观反映出各个微生物的属在不同样品之间的分布情况（图5-5）。在样品D1中，丰度最高的属为Pirellula（2.12%）。其它丰度超过1%的属为Thermovirga（2.08%），FW34_norank（1.55%），Armatimonadetes_norank（1.50%），Mesotoga（1.46%），Paracoccus（1.32%），Syntrophorhabdus（1.25%），BD1-7_clade（1.14%），-79-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文vadinHA17_norank（1.05%）。图5-5样品D1，样品D1和样品D3在属水平上的相对丰度（由颜色不同来反映菌群丰度的不同）Fig.5-5RelativeabundancesofgenerainSampleD1,SampleD2andSampleD3.Intheheatmap,thecolorintensitydepictstherelativeabundanceofeachsample,fromlow(blue)tohigh(red),withthelegendprovidedatthebottom-80-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点在样品D2中，丰度超过1%的属包括Chlorobium（12.01%），vadinHA17_norank（3.70%），Candidate_division（2.58%），Armatimonadetes_norank（2.15%），Dechloromonas（1.23%），Thermovirga（1.21%），Peptostreptococcaceae_Incertae_Sedis（1.10%），Syntrophorhabdus（1.10%），Pla1_lineage_norank（1.02%）。样品D3中丰度超过1%的微生物类群包括Hyphomicrobium（8.75%），Gordonia（6.27%），Mycobacterium（4.23%），Planctomyces（4.14%），Nitrospira（4.03%），GR-WP33-30_norank（2.99%），KCM-B-112_norank（2.79%），Chlamydiaceae_norank（2.50%），Clostridium（2.21%），TM6_norank（2.14%），Bacillus（2.00%），Pir4_lineage（1.76%），MSB-1E8_norank（1.40%），CA002_norank（1.39%），Armatimonadetes_norank（1.27%），Rhodococcus（1.15%），Blastocatella（1.14%）（图5-5）。兼性反应器中丰度最高的属为Chlorobium，其在分类上属于Chlorobia纲，Chlorobia纲在分类上属于Chlorobi门，该门的微生物在该工艺的兼性反应器中没有其它丰度较高的分支属。在该工艺的好氧反应器中检测到丰度较高的Hyphomicrobium和Nitrospira，这两个属的微生物在氮的代谢上发挥重要的作用。Hyphomicrobium可以参与含氮有机物的降解，而Nitrospira是一种重要的硝化细菌。在该工艺的厌氧反应器和兼性反应器中都检测到丰度较高的Paracoccus，该属的微生物具有较强的反硝化能力。该工艺的兼性反应器被设计用来进行反硝化作用，但是根据微生物群落分布的情况推测在该工艺的厌氧反应器中已经存在反硝化过程。5.2.2反渗透浓缩液降解工艺中微生物群落结构分析5.2.2.1反渗透浓缩液降解工艺中微生物多样性分析在本研究中，分别将从厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器中取得的微生物样品命名为样品R1，样品R2，样品R3。在测序过程中，分别从这三个样品中获得了40248条，48062条和46341条有效序列。依据2.5.4中所表述的方法对序列进行处理，分别从三个样品中分别获得了33819条，44646条，43341条可供划分OTUs的序列。在划分OTUs时所采用的序列相似性为97%，在该相似性下，各个样品的稀释曲线（RarefactionCurve）在测序的末端都趋于平缓，说明随着循环数的增加不能够有效增加获得的OTUs的数量，这表明测序所能获得的有效序列的数量趋于饱和。样品R1，样品R2，样品R3的覆盖率分别为98.95%，98.97%，99.30%，表明此次测序基本涵盖了样品中所有能够获得的微生物学信息，表明本次测序结果能够较好地反映各个样品中的微生物群落结-81-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文构信息（图5-6）。1200样品R1样品R21000样品R3800600OTUs40020000100002000030000NumberofTagsSampled图5-6样品R1，样品R2和样品R3在3%差异水平上的稀释曲线Fig.5-6Rarefactioncurvesaredepictedat3%dissimilaritylevelforSampleR1,SampleR2,andSampleR3根据ACE，Chao，分析可知：三个样品菌群丰度由高到低排列顺序为样品R2＞样品R1＞样品R3。根据Shannon和Simpson指数可知菌群多样性由高到低排列顺序为样品R1＞样品R3＞样品R2（表5-2）。表5-2样品R1，样品R2和样品R3的多样性分析Table5-2DiversityindexesofSampleR1,SampleR2,andSampleR3修剪后序样品有效序列覆盖率ACEChaoShannonSimpson列R1402483381998.95%1437.0421448.3064.8520.025R2480624464698.97%1795.1871769.1894.6380.050R3463414334199.30%1342.8971343.6194.6580.032Rank-Abundance曲线同样可以反映样本的多样性，代表样品的曲线在X轴方向占据的位置越宽，则表明该样品的菌群丰度越高。在本研究中所反映的丰度由高到低的顺序为样品R2＞样品R1＞样品R3，这与ACE指数和Chao指数所反映的菌群丰度的结果是一致的（图5-7a）。文氏（Venn）图表示了各个样品之间共有的或者特有的OTU数量情况。样品R1，样品R2，样品R3中所特有的OTU数量分别为287个，381个，574个，三个样品所共有的OTU数量为224个。只为样品R1和样品R2共有的OTU数量为509个，只为样品R2和样品R3共有的OTU数量为172个，只为样品R1和样品R3共有的OTU数量为50个。通过文氏图中重叠的OTU数量，可以看出不同样品之间的相似性。样品R1和样品R3之间共有的OTU数-82-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点量较少，表明这两个样品之间的相似性较差，这与厌氧反应器和好氧反应器之间差距较大的生态环境有关。样品R2与样品R1、样品R3之间共有的OTU数量都较多，其中以与样品R1共有的OTU数量占比较高，表明样品R2体现了另外两个样品之间一些共有的特性，且与样品R1相似性较高（图5-7b）。图5-7（a）样品R1，样品R2和样品R3的Rank-abundance曲线；（b）反映样品R1，样品R2和样品R3中特有和共有OTU的文氏图Fig.5-7(a)RankabundancecurvesofSampleR1,SampleR2andSampleR3;(b)VenndiagramshowinguniqueandsharedOTUsbetweenSampleR1,SampleR2andSampleR35.2.2.2反渗透浓缩液降解工艺中微生物在门水平上的群落结构在样品R1，样品R2，样品R3这三个样品中，Proteobacteria是在门水平上丰度最高的微生物类群，其在三个样品中的丰度分别为37.02%，53.28%，33.42%。在样品R1中，Firmicutes，Planctomycetes，Chloroflexi与Proteobacteria的丰度超过了10%，这四个门的丰度和为79.90%。在样品R1中，其它的丰度较高的门为Actinobacteria（7.13%），Bacteroidetes（.93%），Synergistetes（1.98%），Cyanobacteria（1.91%）。Firmicutes（20.69%），Actinobacteria（7.13%），Bacteroidetes（2.94%），Synergistetes（1.98%）。这些门的微生物被发现在自然环境和工业环境中都占据比较重要的生态位，且隶属于他们的分支群落多数属于化能异养菌，因此可以在处理反渗透浓缩液的组合工艺中发挥作用[66]。Proteobacteria在样品R2中的丰度超过了50%，其它丰度较高的门包括Firmicutes（9.13%），Actinobacteria（8.87%），Planctomycetes（8.70%），Synergistetes（5.21%），Chloroflexi（4.48%）和Bacteroidetes（1.99%）。Proteobacteria和Planctomycetes在样品R3中的丰度近似，其丰度分别为33.41%和32.78%，其在样品R3中丰度较高的门包括Actinobacteria（11.63%），Acidobacteria（5.21%），Nitrospirae（4.16%），Chloroflexi（3.26%），Firmicutes-83-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文（1.71%），Gemmatimonadetes（1.62%）和Armatimonadetes（1.42%）（图5-8）。图5-8样品R1，样品R2和样品R3在门分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-8MicrobialcompositionatthephylumlevelforSampleR1,SampleR2andSampleR35.2.2.3反渗透浓缩液降解工艺中微生物在纲水平上的群落结构Alphaproteobacteria是样品R1和样品R2中丰度最高的纲，其在这两个样品中的丰度分别可达25.27%和26.61%。Clostridia和Planctomycetacia在样品R1中的丰度超过10%，其它丰度较高的类群包括Anaerolineae（7.44%），Actinobacteria（6.13%），Betaproteobacteria（4.99%），Gammaproteobacteria（4.65%），Bacteroidia（2.31%），Deltaproteobacteria（1.98%），Synergistia（1.98%），Caldilineae（1.67%），Candidate_division_TM7_norank（1.51%），SHA-109（1.45%）和Erysipelotrichia（1.37%）。Anaerolineae（7.44%）在样品R1中属于丰度较高的纲，有研究表明该纲具有一些共同的形态学和生理学特征，例如可以在厌氧条件下利用有机物[151,152]。除Alphaproteobacteria以外，其它在样品R2中丰度较高的种群包括Betaproteobacteria（21.05%），Planctomycetacia（8.09%），Clostridia（8.02%），Actinobacteria（6.74%），Synergistia（5.21%），Gammaproteobacteria（4.28%），Candidate_division_WS3_norank（2.60%），Anaerolineae（1.99%），Caldilineae（1.42%），Deltaproteobacteria（1.33%）和Bacteroidia（1.15%）。在纲水平上，样品R3中丰度较高的微生物按丰度顺序排列为Gammaproteobacteria（17.05%），Phycisphaerae（16.92%），Planctomycetacia（15.56%），Alphaproteobacteria（10.10%），Actinobacteria（8.61%），Acidobacteria（4.94%），Nitrospira（4.16%），Betaproteobacteria（3.22%），Deltaproteobacteria（2.78%），Gemmatimonadetes（1.62%），Armatimonadetes_norank（1.42%），Clostridia（1.25%），Acidimicrobiia（1.16%）和Thermomicrobia（1.14%）（图5-9）。-84-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点图5-9样品R1，样品R2和样品R3在纲分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-9MicrobialcompositionattheclasslevelforSampleR1,SampleR2andSampleR35.2.2.4反渗透浓缩液降解工艺中微生物在属水平上的群落结构在属水平上，Pirellula（9.05%）是样品R1中丰度最高的属，样品R1中其它丰度较高的属包括Peptostreptococcaceae_Incertae_Sedis（6.37%），Methylocystis（2.96%），Planctomyces（1.30%），Erysipelothrix（1.20%），Nocardioides（1.19%），Hyphomicrobium（1.14%），Dietzia（1.08%）。在本工艺的厌氧反应器中，检测到SRB的存在，SRB可在厌氧条件下将硫酸根还原为硫化物，同时去除COD。在样品R2中，丰度最高的属为Azoarcus（19.03%），其它丰度较高的属包括Pirellula（4.29%），Methylocystis（3.29%），Nocardioides（1.43%），Dietzia（1.13%），Anoxynatronum（1.04%）。在样品R3中，SM1A02（15.28%）为丰度最高的属，其它丰度较高的属包括Planctomyces（8.74%），Gordonia（5.88%），Nitrospira（4.16%），Blastocatella（3.57%），Legionella（1.80%），Thiobacillus（1.55%），Urania-1B-19_marine_sediment_group（1.50%），Hyphomicrobium（1.43%），Thioalkalivibrio（1.37%）。Clostridium在分类学上属于Clostridia，该纲在样品R1和样品R2中丰度很高，分别可达18.48%和8.02%。Clostridia可以降解有机污染物，因此其在厌氧反应器中大量存在，有助于厌氧反应器去除废水中的有机污染物（图5-10）。通过高通量测序技术，在本研究的厌氧反应器中检测到SRB和亚硫酸盐还原菌Dethiosulfatibacter的存在，这些微生物类群参与到将硫酸根还原到硫化物的过程，同时去除废水中的有机物。当SRB还原硫酸根降解COD时，理论上消耗的COD含量与所需要的硫酸根态硫的比值为2。当反应器中二者之间的实际比值超过2时，则表明有机物提供了过多的电子供体，而硫酸根处于相对匮乏的状态，则多余部分的COD由其它微生物菌所代谢消耗；当反应器中二者之间的实际比值小于2时，则在该反应器中，硫酸盐还原处于主导地位。-85-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文图5-10样品R1，样品R1和样品R3在属水平上的相对丰度（由颜色不同来反映菌群丰度的不同）Fig.5-10RelativeabundancesofgenerainSampleR1,SampleR2andSampleR3.Intheheatmap,thecolorintensitydepictstherelativeabundanceofeachsample,fromlow(blue)tohigh(red),withthelegendprovidedatthebottom-86-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点在采用组合工艺对反渗透浓缩液进行处理时，厌氧反应器中消耗的COD与还原的硫酸根态硫含量的平均比值为3.17，由此可知，在该厌氧反应中消耗的COD中有63.1%是由SRB完成的。硫酸盐还原过程中产生的硫化物被转移到兼性反应器中后可以作为反硝化的电子供体。通过高通量测序技术，在兼性反应器中检测到很多与氮代谢有关的微生物类群。Hyphomicrobium可能在有机氮降解过程中发挥重要的作用[146]，Azoarcus是兼性反应器中丰度最高的属，其在兼性条件下参与反硝化，且可以氧化硫化物[154]。Thauera和Paracoccus在兼性反应器中的丰度较低，但是Paracoccus具有高效反硝化的能力，Thauera在反硝化过程中，代谢乳酸和硝态氮的最终产物为CO2和N[146]2。在好氧反应器中，检测到Nitrospira的存在，该属是一种重要的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite-oxidisingBacteria，NOB）。Nitrospira能够适应底物匮乏的环境，因此能够在处理反渗透浓缩液的设备中大量繁殖[155]。在好氧反应器中，氨氮被氧化为硝态氮，随着好氧回流回兼性反应器后作为反硝化的底物。5.3高硫酸根石化废水降解工艺中微生物群落分析5.3.1纳滤浓缩液降解工艺中微生物群落结构分析5.3.1.1纳滤浓缩液降解工艺中微生物多样性分析在本研究中，分别将从厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器中取得的微生物样品命名为样品N1，样品N2，样品N3。从这三个样品中分别获得了26931条，41609条和29016条有效序列。16001200样品N1样品N2样品N3800OTUs400001000020000300004000050000NumberofTagsSampled图5-11样品N1，样品N2和样品N3在3%差异水平上的稀释曲线Fig.5-11Rarefactioncurvesaredepictedat3%dissimilaritylevelforSampleN1,SampleN2,andSampleN3-87-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文依据2.5.4中所表述的方法对序列进行处理，分别从三个样品中获得了21739条，43089条，24586条可供划分OTUs的序列。在划分OTUs时所采用的序列相似性为97%，在该相似性下，各个样品的稀释曲线在测序的末端都趋于平缓，说明随着循环数的增加不能够有效增加获得的OTUs的数量，表明测序所能获得的有效序列的数量趋于饱和。样品N1，样品N2，样品N3的覆盖率分别为98.12%，99.03%，98.94%，表明此次测序基本涵盖了样品中所有能够获得的微生物学信息，测序结果能够较好地反映各个样品中的微生物群落结构（图5-11）。根据ACE，Chao，Shannon和Simpson指数分析可知：三个样品菌群丰度由高到低排列顺序为样品N2＞样品N1＞样品N3，菌群多样性由高到低排列顺序为样品N2＞样品N1＞样品N3（表5-3）。样品N3的ACE指数和Chao指数皆较低，表明在该工艺的好氧反应器中微生物的丰度较低。表5-3样品N1，样品N2和样品N3的多样性分析Table5-3DiversityindexesofSampleN1,SampleN2,andSampleN3修剪后序样品有效序列覆盖率ACEChaoShannonSimpson列N1269312173998.12%1581.9021550.6425.2900.015N2461094308999.03%1852.4731895.3515.4680.016N3290162458698.94%1094.0721080.1694.3700.052样品N3的Shannon指数较低且Simpson指数较高，该工艺的好氧反应器中微生物的多样较差。通过这四个多样性的指数进行综合分析，在该工艺的好氧反应器中生物总量较低且种群结构较厌氧反应器和兼性反应器中单一。在利用该组合工艺对纳滤浓缩液进行处理时，好氧反应器对COD去除的贡献率较低，这可能与好氧反应器中较低的微生物群落丰度和微生物多样性较差存在着联系。Rank-Abundance曲线同样可以反映样本的多样性，代表样品的曲线在X轴方向占据的位置越宽，则表明该样品的菌群丰度越高。在本研究中所反映的丰度由高到低的顺序为样品N2＞样品N1＞样品N3，这与ACE指数和Chao指数所反映的菌群丰度的结果是一致的（图5-12a）。文氏（Venn）图表示了各个样品之间共有的或者特有的OTU数量情况。样品N1，样品N2，样品N3中所特有的OTU数量分别为317个，569个，393个。三个样品所共有的OTU数量为242个。只为样品N1和样品N2共有的OTU数量为520个，只为样品N2和样品N3共有的OTU数量为133个，只为样品N1和样品N3共有的OTU数量为51个。通过文-88-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点氏图中重叠的OTU数量，可以看出不同样品之间的相似性。样品N1和样品N3之间共有的OTU数量较少，表明这两个样品之间的相似性较差，这与厌氧反应器和好氧反应器之间差距较大的生态环境是一致的。样品N1与样品N2之间共有的OTU数量较多，表明两个样品间的相似度较高，微生物群落的分布较为相似（图5-12b）。图5-12（a）样品N1，样品N2和样品N3的Rank-abundance曲线；（b）反映样品N1，样品N2和样品N3中特有和共有OTU的文氏图Fig.5-12(a)RankabundancecurvesofSampleN1,SampleN2andSampleN3;(b)VenndiagramshowinguniqueandsharedOTUsbetweenSampleN1,SampleN2andSampleN35.3.1.2纳滤浓缩液降解工艺中微生物在门水平上的群落结构在应用该组合工艺处理纳滤浓缩液的研究中，Proteobacteria是三个样品中在门水平上丰度最高的微生物群落，其在样品N1，样品N2和样品N3中的丰度分别为49.44%，45.85%和43.00%。在样品N1中，丰度超过10%的微生物类群还包括Chloroflexi（11.77%）和Actinobacteria（10.23%），这三大微生物类群在样品N1中的丰度达到71.44%，其在样品N1中占据了较大的比重。除此之外，在样品N1中丰度较高的门还包括Bacteroidetes（4.88%），Firmicutes（4.38%），Chlorobi（3.11%），Acidobacteria（1.90%）。在样品N2中，其它丰度较高的门包括Chloroflexi（15.78%），Actinobacteria（9.51%），Planctomycetes（5.81%），Firmicutes（4.66%），Bacteroidetes（2.15%），Synergistetes（1.65%），Acidobacteria（1.43%），Armatimonadetes（1.02%）。在样品N3中，丰度超过10%的门还包括Planctomycetes（18.38%）和Actinobacteria（16.76%）。此外，其它丰度较高的门包括Nitrospirae（5.43%），Chloroflexi（4.80%），Acidobacteria（4.07%），Armatimonadetes（2.15%），Firmicutes（1.79%），Gemmatimonadetes（1.03%）。在门水平上，这三个样品中微生物类群结构相似，然而各类群的分布状况差异较大。在样品N1和N2-89-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文中丰度排在前四位的微生物类群的组成相同，且其在各样品中的丰度也相近。Chlorobi（3.11%）在样品N1中占据的比重较大，其在样品N2中的丰度也达到了0.91%。在样品N3中，其各优势门的丰度分布呈现出与样品N1和样品N2较大的差异。在样品N3中，按丰度排名为第二位的门为Planctomycetes（18.38%），此外Nitrospirae（5.43%）的丰度也较高，这些微生物群落分布的特点反映了各个反应器在实现不同功能方面的差异（图5-13）。图5-13样品N1，样品N2和样品N3在门分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-13MicrobialcompositionatthephylumlevelforSampleN1,SampleN2andSampleN35.3.1.3纳滤浓缩液降解工艺中微生物在纲水平上的群落结构在本研究的三个样品中属于Proteobacteria的各纲丰度较高。Alphaproteobacteria（20.92%）是样品N1中丰度最高的纲，其它属于Proteobacteria中的纲Beta-（14.61%），Gamma-（10.63%），Delta-（2.68%）也是样品N1中比重较高的组分。在样品N1中，其它丰度较高的纲包括Anaerolineae（10.69%），Actinobacteria（9.03%），Planctomycetacia（5.07%），Clostridia（3.82%），Ignavibacteria（2.85%），Cytophagia（1.94%）。在样品NF2中，Proteobacteria下属各纲按丰度顺序排列为Beta-（18.50%），Alpha-（17.87%），Delta-（4.67%），Gamma-（4.45%）。除此之外，其它丰度较高的纲还包括Anaerolineae（13.35%），Actinobacteria（7.51%），Planctomycetacia（4.94%），Clostridia（4.12%），Caldilineae（1.72%），Synergistia（1.65%）。样品N3中各纲的分布和丰度与样品N1和样品N2中差异较大，在样品N3中，丰度最高的纲为Gammaproteobacteria（23.26%），其它Proteobacteria下属各纲按丰度顺序排列为Alpha-（9.12%），Delta-（8.94%），Beta-（1.55%）。除此之外，其它丰度较高的纲包括Actinobacteria（12.28%），Planctomycetacia（11.19%），Phycisphaerae（5.78%），Nitrospira（5.43%），Acidobacteria（4.05%），Acidimicrobiia（3.72%），Clostridia（1.38%），Thermomicrobia（1.04%），-90-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点Gemmatimonadetes（1.03%），其中Phycisphaerae和Nitrospira在样品N1和样品N2中的丰度较低（图5-14）。图5-14样品N1，样品N2和样品N3在纲分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-14MicrobialcompositionattheclasslevelforSampleN1,SampleN2andSampleN35.3.1.4纳滤浓缩液降解工艺中微生物在属水平上的群落结构样品N1，样品N2和样品N3中的优势属分布呈现出较大的差异（图5-15）。在样品N1中，丰度较高的属包括Thiobacillus（6.00%），Planctomyces（2.88%），Dietzia（1.64%），Flexibacter（1.58%），Hyphomicrobium（1.45%），Peptostreptococcaceae_Incertae_Sedis（1.39%），Clostridium（1.31%），Mycobacterium（1.07%），Leucobacter（1.03%），Thiofaba（0.98%）。在样品N1中，Thiobacillus属的丰度最高，该属在样品N2中的丰度也较高，可达1.52%，然而其在样品N3中的丰度则较低。在样品N1中丰度排名第二的属为Planctomyces（2.88%），其在样品N2中的丰度较低，仅为0.95%。然而，该属在样品N3中的丰度可达5.01%。在样品N2中，其它丰度较高的属还包括Pirellula（1.50%），Mycobacterium（1.33%），Nocardioides（1.15%），Azoarcus（1.14%），Methylocystis（1.14%）。这其中，Azoarcus和Thiofaba在其它两个样品中的丰度较低，而Pirellula和Methylocystis在样品N1中的丰度也可达到0.98%和0.84%。在样品N3中，丰度最高的两个属为Gordonia（7.23%）和Nitrospira（5.43%），然而这两个属在其它的两个样品中的含量皆较低。在样品N3中，其它丰度较高的属包括Planctomyces（5.01%），Mycobacterium（2.88%），Blastocatella（2.60%），Pir4_lineage（1.78%），Hyphomicrobium（1.31%），Amycolicicoccus（1.07%），Coxiella（0.89%）。这其中，Blastocatella，Amycolicicoccus和Coxiella三个属在样品N3中的丰度较高，而在另外两个样品中的丰度较低，Mycobacterium在三个样品中的丰度都较高（图5-15）。-91-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文图5-15样品N1，样品N1和样品N3在属水平上的相对丰度（由颜色不同来反映菌群丰度的不同）Fig.5-15RelativeabundancesofgenerainSampleN1,SampleN2andSampleN3.Intheheatmap,thecolorintensitydepictstherelativeabundanceofeachsample,fromlow(blue)tohigh(red),withthelegendprovidedatthebottom-92-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点在本研究中处理的石化纳滤浓缩液中含有多环芳烃和其它含苯污染物，其可生化性差且具有一定的生物学毒性，在使用传统的生物处理工艺时不能取得理想的处理效果。Proteobacteria，Chloroflexi和Actinobacteria是厌氧反应器中丰度最高的三个门，其丰度和可达71.44%。而在兼性反应器中，丰度最高的三个门与厌氧反应器中丰度最高的门相同，其相对丰度和可达71.14%。与厌氧反应器中的微生物群落结构相比，Chloroflexi门在兼性反应器中的丰度更高，而Actinobacteria的相对丰度则更低。在好氧反应器中，Proteobacteria，Chloroflexi和Planctomycetes是丰度最高的三个门，其丰度和可达78.14%。在厌氧反应器中检测到Actinobacteria（11.77%），Bacteriodetes（4.88%），Firmicutes（4.38%），Synergistes（0.69%），的存在，这些微生物群落在自然环境和工业环境中占有比较广泛的生态位，和这些微生物亲缘关系较近的微生物群落多数属于化能异养型，且在含复杂有机物的污染环境中检测到其中一些微生物的存在[66]。在纳滤浓缩液中存在的污染物可以为这些微生物生长代谢提供必要的底物，因此这些微生物在降解纳滤浓缩液中的有机物污染物上扮演了重要的角色。在厌氧反应器中检测到的Longilinea在分类学上属于Anaerolineae，属于Anaerolineae的微生物群落共有一些生理和形态特征，例如在厌氧条件下可利用碳氢化合物[151,152]。Clostridium在厌氧反应器中的丰度为1.31%，该属在分类学上属于Clostridia，该类微生物主要由化能异养型微生物构成，其可以代谢糖类，乙醇，氨基酸等有机物[66]。纳滤浓缩液中存在的多环芳烃类物质属于难降解污染物，有些在实验室中通过纯培养分离得到了可以以萘、菲、芘为单一碳源的微生物类群，这些微生物多数属于Pseudomonas、Alcaligenes、Mycobacterium、Rhodococcus、Neptunomonas,Stenotrophomonas、Sphingomonas、Cycloclasticus、plusAeromonas,Corynebacterium、Micrococcus。这些微生物类群有些在本研究中的各反应器中有检出，它们的存在使得该研究中应用的组合工艺可以降解多环芳烃类污染物[153]。在好氧反应器中检测到的Nitrospira是一种重要的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite-OxidisingBacterium，NOB），属于该属的微生物能够适应严重缺乏代谢底物的环境。在好氧反应器中检测到的Hyphomicrobium与含氮有机物的代谢密切相关[146]。本研究的好氧反应器采用了生物膜法，虽然在好氧反应器中设置了曝气装置以保证好氧条件。然而，在填料的内部仍然会存在曝气不足的情况。附着在填料表面的生物膜可以根据溶解氧条件的不同被分为很多层，内层填料可能形成了兼性条件，这为除好氧微生物以外的其它微生物生存提供了相应的生态环境。-93-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文5.3.2脱硫废水降解工艺中微生物群落结构分析5.3.2.1脱硫废水降解工艺中工艺中微生物多样性分析在本研究中分别将取自组合工艺厌氧反应器、兼性反应器、好氧反应器中的微生物样品命名为样品S1，样品S2和样品S3。通过高通量测序过程，分别从这三个样品中获得了54528条，45762条和53916条有效序列。2000样品S1样品S21500样品S31000OTUs500001000020000300004000050000NumberofTagsSampled图5-16样品S1，样品S2和样品S3在3%差异水平上的稀释曲线Fig.5-16Rarefactioncurvesaredepictedat3%dissimilaritylevelforSampleS1,SampleS2,andSampleS3依据2.5.4中所表述的方法对序列进行处理，分别从三个样品中获得了49965条，40293条和49960条可供划分OTUs的序列。划分OTUs时所采用的序列相似性为97%，在该相似性下，各个样品的稀释曲线（RarefactionCurve）在测序的末端都趋于平缓，表明测序所能获得的有效序列的数量趋于饱和。样品S1，样品S2和样品S3的覆盖率分别为99.07%，99.07%和99.48%，表明此次测序基本涵盖了样品中所有的生物学信息，测序结果能够较好地反映各个样品中的微生物群落结构（图5-16）。ACE指数Chao指数反映了各测序样品间的丰度差异，菌群丰度由高到低排列顺序为样品S1＞样品S2＞样品S3。Shannon指数和Simpson指数反映了测序样品间的多样性差异，由此可知三个样品菌群多样性由高到低排列顺序为样品S1＞样品S2＞样品S3（表5-4）。样品S3的ACE指数、Chao指数、Shannon指数低于样品S1和样品S2较多，而Simpson指数高于样品S1和样品S2较多。表明在该工艺的好氧反应器中微生物的丰度较低且多样性较差，这可能导致了好氧反应器对COD去除的贡献率较低。-94-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点表5-4样品S1，样品S2和样品S3的多样性分析Table5-4DiversityindexesoftheSamplesS1,SampleS2,andSampleS3修剪后序样品有效序列覆盖率ACEChaoShannonSimpson列S1545284996599.07%2125.0422142.1965.2710.024S2457624029399.07%1569.0381569.9354.8980.029S3539164996099.48%1135.7911116.0244.0060.064Rank-Abundance曲线同样可以反映此次测序过程中各样品的菌群丰度，代表样品的曲线在X轴方向占据的位置越宽，则表明该样品的菌群丰度越高。通过Rank-Abundance曲线所反映的菌群丰度由高到低的顺序为样品S1＞样品S2＞样品S3，这与各多样性指数所表明的结果是一致的（图5-17a）。文氏（Venn）图可以表明各个样品之间共有的及特有的OTU数目，进而可以反映不同样品的相似性及重叠情况。从测序结果可知：样品S1，样品S2和样品S3中特有的OTU数目分别为745个，329个和370个。样品S1和样品S2之间共有的OTU数目为530个，样品S2和样品S3之间共有的OTU数目为61个，样品S1和样品S3之间共有的OTU数目为165个。三个样品共有的OTU数目为261个（图5-17b）。样品S1和样品S2之间共有的OTU数目较多，表明这两个样品间的相似度较高。图5-17（a）样品S1，样品S2和样品S3的Rank-abundance曲线；（b）反映样品S1，样品S2和样品S3中特有和共有OTU的文氏图Fig.5-17(a)RankabundancecurvesofSampleS1,SampleS2andSampleS3;(b)VenndiagramshowinguniqueandsharedOTUsbetweenSampleS1,SampleS2andSampleS35.3.2.2脱硫废水降解工艺中微生物在门水平上的群落结构图5-18显示了处理脱硫废水的组合工艺厌氧、兼性和好氧反应器中微生物群落结构在门水平上的分布。在三个样品中，Proteobacteria均是占比最高的-95-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文优势门，在三个样品中所占比例分别为32.73%，44.25%和24.71%。在样品S1中，Proteobacteria和Firmicutes占比超过10%，可以被看作是优势门，其中Firmicutes的丰度为24.60%。除此之外，Actinobacteria，Chloroflexi，Planctomycetes，Synergistetes，Bacteroidetes，Thermotogae和Cyanobacteria在样品S1中的丰度较高。图5-18样品S1，样品S2和样品S3在门分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-18MicrobialcompositionatthephylumlevelforSampleS1,SampleS2andSampleS3在样品S2中，除Proteobacteria以外的优势门为Firmicutes，它的丰度为12.90%。在样品S2中，两个优势门的丰度和为57.16%，Chloroflexi，Planctomycetes，Actinobacteria，Bacteroidetes和Synergistetes为除优势门以外丰度较高的门。在样品S3中，优势门Acidobacteria的丰度为22.47%，其在样品S1中的丰度与优势门Proteobacteria近似，这两个优势门的丰度总和为47.17%。除此之外，Armatimonadetes，Nitrospirae，Firmicutes，Gemmatimonadetes，Chloroflexi在样品S3中的丰度也较高。5.3.2.3脱硫废水降解工艺中微生物在纲水平上的群落结构在纲水平上，Clostridia为样品S1中占比最高的优势纲，其丰度为23.16%。在分类上，Clostridia属于Firmicutes，其在样品S2和样品S3中的丰度分别为11.49%和3.09%。在Proteobacteria各个分支纲中，Alphaproteobacteria的丰度最高，为14.43%，其它的几个分支纲，按丰度由高到低的顺序排列为Gamma-（10.35%），Beta-（4.26%）和Delta-（3.59%）。在样品S2中，Alphaproteobacteria为丰度最高的优势纲，其丰度为30.80%，其它属于Proteobacteria的分支纲，按丰度由高到低的顺序排列为Beta-（4.88%），Delta-（4.39%）和Gamma-（4.17%）。在样品S3中，Proteobacteria各分支纲按丰度的顺序排列为Alpha-（13.57%），Beta-（8.38%），Delta-（1.79%）和Gamma-（0.91%）。-96-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点Planctomycetacia，Actinobacteria，Caldilineae和Phycisphaerae为三个样品中丰度都比较高的纲。图5-19样品S1，样品S2和样品S3在纲分类水平上的微生物群落分布情况Fig.5-19MicrobialcompositionattheclasslevelforSampleS1,SampleS2andSampleS3Anaerolineae，Synergistia和Thermoleophilia在样品S1和样品S2中丰度较高，但其在样品S3中的丰度较低。在样品S1中，其它的丰度较高的纲包括Coriobacteriia（3.40%），Thermotogae（1.92%），OM190（1.61%），SM1D11（1.08%）和Erysipelotrichia（1.03%）。在纲水平上，从样品S3获得的微生物群落结构与从样品S1和样品S2中获得的微生物群落结构的数据差距较大。在样品S3中占比最高的优势纲Acidobacteria（22.47%）与Armatimonadetes_norank（7.27%），Nitrospira（5.69%），Gemmatimonadetes（3.27%）和Acidimicrobiia（1.99%）等样品S3中的优势纲，在样品S1和样品S2中的丰度均较低（图5-19）。5.3.2.4脱硫废水降解工艺中微生物在属水平上的群落结构热图是基于属水平上各个样品之间的优势属而绘制的，通过颜色直观反映出各个微生物的属在不同样品之间的分布情况。在样品S1中，丰度最高的属为Clostridium（16.45%），其它的优势属包括KCM-B-112_norank（5.92%），Rhodopseudomonas（3.39%），Atopobium（2.64%），Peptostreptococcaceae_Incertae_Sedis（2.55%），Thermovirga（2.41%），Mesotoga（1.89%），OM190_norank（1.61%），Acinetobacter（1.57%），Desulfobulbus（1.43%），Defluviicoccus（1.32%）和SM1D11_norank（1.08%）。SRB在厌氧条件下，可以将硫酸根还原为硫化物，同时实现了对COD的去除，其在样品S1中的丰度为2.71%。在样品S2中，丰度大于1%的属按丰度丰度由高到低的顺序排列为Azoarcus（3.86%），vadinHA17_norank（3.66%），Pirellula-97-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文（3.61%），Anoxynatronum（3.24%），Run-SP154_norank（2.96%），Thermovirga（1.91%），Methylocystis（1.46%），SRB2_norank（1.27%），PeM15_norank（1.22%）Peptostreptococcaceae_Incertae_Sedis（1.17%），Hyphomicrobium（1.15%）和MNG7_norank（1.12%）。样品S3中的微生物群落结构与样品S1中和样品S2的微生物群落结构差别较大。Blastocatella是样品S3中丰度最高的属，其丰度为20.82%。样品S3中的其它优势属包括Armatimonadetes_norank（7.27%），SM1A02（6.62%），Hyphomicrobium（6.33%），Nitrospira（5.69%），Gordonia（5.04%），KCM-B-112_norank（4.72%），Planctomyces（4.60%），Mycobacterium（2.05%），Clostridium（1.80%），Legionella（1.34%），Sh765B-TzT-29_norank（1.33%），OCS155_marine_group_norank（1.12%）和MSB-1E8_norank（1.09%）。虽然有一些属在三个样品中均有检出，然而三个样品中的微生物群落结构呈现出了较大的差异，其中以样品S1中的微生物多样性最高。在这三个样品中微生物群落结构在属水平上的分布大体上可以分为以下几种情况：1.一些属在这三个样品中均有检出，其丰度在各样品中相近且都处于比较高的水平，这些属包括Peptostreptococcaceae_Incertae_Sedis，Dietzia，Microbacterium和Leucobacter；2.一些属只在某一样品中检测出或是其在另两个样品中检测出的丰度较低，这些属包括在样品S1中检测出的Clostridium（16.45%），Rhodopseudomonas（3.39%），Atopobium（2.64%），Mesotoga（1.89%），Acinetobacter（1.57%），Defluviicoccus（1.32%），Turicibacter（0.94%），Aquabacterium（0.78%），Hydrogenophaga（0.77%），Aquamicrobium（0.67%）等。在样品S2中检测出的Azoarcus（3.88%），Pirellula（3.61%），Anoxynatronum（3.24%），Methylocystis（1.46%），Truepera（0.83%），SHA-109_norank（0.54%），Afipia（0.52%）等。在样品S3中检测出的Blastocatella（20.82%），SM1A02（6.62%），Hyphomicrobium（6.33%），Nitrospira（5.69%），Planctomyces（4.60%），Bauldia（0.81%），Bacillus（0.51%），Nitriliruptor（0.41%）等；3某些属在其中两个样品中的丰度较高，而在另一个样品中的丰度较低，这些属包括Thermovirga，Desulfobulbus，Reyranella，Fastidiosipila和Desulfonatronum，其在样品S3中的丰度较低。在测序过程中被表示为uncultured，unclassified和uncultured_norank的属在每一个样品中所占的比重均较大，虽在测序过程中未明确这些微生物的种属信息，但是很有可能其在反应器中发挥了某些重要的功能（图5-20）。在本研究中，硫代谢工艺被用来处理脱硫废水，并且通过高通量测序技术-98-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点研究了所采用的工艺中的微生物群落对较高含量硫酸根的响应。图5-20样品S1，样品S1和样品S3在属水平上的相对丰度（颜色不同反映菌群丰度不同）Fig.5-20RelativeabundancesofgenerainSampleS1,SampleS2andSampleS3.Intheheatmap,thecolorintensitydepictstherelativeabundanceofeachsample,fromlow(blue)tohigh(red),withthelegendprovidedatthebottom-99-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文在本研究中，硫酸根的生物还原作用和硫化物的生物氧化作用参与了COD和氮的去除。在厌氧反应器中检测出存在较高丰度的SRB，SRB是一个功能上的概念，其在厌氧反应器中属的水平上包括Desulfobulbus，Desulfonatronum，Desulforhabdus，Desulfovibrio，Desulfuromonas，Desulfotomaculum，Desulfurispora，Desulfofustis，Desulfococcus等。与产甲烷菌相比，SRB拥有更广泛的可供利用的底物，从热力学的角度看，SRB代谢能够释放更多的能量，因此在与产甲烷菌竞争底物的过程中，SRB更具优势。当硫酸根被SRB还原为硫化物时，废水中的有机物可以作为电子供体供SRB利用。在本研究的厌氧反应器中，被去除的COD与被还原的硫酸根的平均比值为2.94，这意味着在厌氧反应器中丰度为2.71%的SRB去除了68.03%的COD，而剩余的COD去除作用由非硫酸盐还原菌完成[66]。在厌氧反应器中，虽然SRB对COD去除的贡献率更高，然而不具备硫酸根还原作用的微生物种群更为丰富，总的丰度更高。例如，Firmicutes，Actinobacteria，Synergistetes和Bacteroidetes在厌氧反应器中具有较高的丰度，其无论是在自然环境还是工业环境中都具有比较广泛的生态位，且多数其分支种群都属于化能异养型，从而可以利用其在污水处理工艺中实现对有机污染物的去除[66]。在属水平上，Clostridium是厌氧反应器中丰度最高的属，其在分类上属于Clostridia，该属在兼性和好氧反应器中的丰度也较高，Clostridia被发现可以降解有机污染物[66]。Blastocatella是好氧反应器中丰度最高的属，它是一种好氧的化能异养型微生物，可以发挥去除有机物的作用。Hyphomicrobium在厌氧、兼性、好氧反应器中的丰度分别为0.90%、1.15%、6.33%，其被报道可能在含氮有机物的降解上发挥重要的作用[146]。该工艺的兼性反应器被设计为脱氮反应器，通过高通量测序技术检测到的兼性反应器中与脱氮相关的微生物为Azoarcus，Paracoccus等。Azoarcus是兼性反应器中丰度最高的属，该属被证实在反硝化的条件下可以氧化硫化物，Paracoccus也被证明具有高效反硝化的能力[146,154]。在厌氧反应器中产生的硫化物，被转移到兼性反应器中后，可以作为自养反硝化的电子供体。脱硫废水中的氨氮在好氧反应器中被氧化为硝态氮，随着回流被带回到兼性反应器中，可以作为反硝化的底物。因此，该工艺中的兼性反应器为反硝化提供了所需条件。在好氧反应器中，Nitrospira是一种重要的亚硝酸盐氧化菌（Nitrite-OxidizingBacteria，NOB），其在本研究的好氧反应器中属于一种优势菌，丰度可达5.69%，Nitrospira能够适应底物比较匮乏的生长环境，因此可以在处理脱硫废水的工艺中代谢生长[62,132]。-100-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点5.4不同废水处理工艺中微生物分布情况5.4.1不同废水处理工艺中微生物群落差异分析微生物所处的环境会对微生物类群有所影响，而微生物也会对其所处的环境不断施加影响，因此，微生物群落结构是微生物与外界环境相互选择的结果。在测序过程中，微生物群落的聚类及分析都是以OTU为基础，每一个OTU即代表一种微生物类型。通过测序过程中获得的OTU数目，即可从侧面反映该反应器中所包含的微生物的丰度情况。图5-21不同反应器中微生物群落主成分分析Fig.5-21ThePCAanalysisformicrobialcommunitisindiffernetreactors该组合工艺中的厌氧反应器主要发挥去除有机物的作用，兼性反应器为脱氮反应器，好氧反应器为硝化反应器，除此之外，石化废水中的有机污染物在该组合工艺的各反应器中也被逐渐去除。在处理中和池废水工艺测序过程中，从各反应器中获得的OTU数目分别为1446、1294、1301；在处理反渗透浓缩液工艺测序过程中，从各反应器中获得的OTU数目分别为1070、1286、1020；-101-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文在处理纳滤浓缩液工艺测序过程中，从各反应器中获得的OTU数目分别为1230、1464、819；在处理脱硫废水工艺测序过程中，从各反应器中获得的OTU数目分别为1201、1181、857。在处理中和池废水和反渗透浓缩液组合工艺的各反应器中，获得的OTU数目比较均衡，而处理纳滤浓缩液和脱硫废水工艺的好氧反应器中，获得的OTU数目较少。结合在处理不同类型废水过程中各反应器对COD去除贡献率进行分析，处理纳滤浓缩液和脱硫废水过程中，好氧反应器对COD去除的贡献率较低，由此推测，由于这两个反应器中微生物的种类较少，因此影响了工艺中COD的继续降解。OTU数目可以从侧面反映不同样品之间的相似性，在用于比较反应器中微生物群落结构相似性方面，由于缺乏不同微生物的数量信息，因此具有较大的局限性。为了直观反映不同反应器中微生物群落的相似性，在本研究中对硫代谢工艺处理中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水各反应器进行主成分分析（PrincipalComponentAnalysis，PCA）。在PCA图中，每一个点代表一个样本，在本研究中即代表不同工艺中某个反应器的全部微生物信息，两个样本之间的相对距离越小，即代表这两个样本的相似性越高。在PCA图谱上，代表各厌氧反应器和兼性反应器的样本呈现出较高的聚集现象。表明利用硫代谢工艺处理不同类型石化废水的过程中，各厌氧反应器和兼性反应器中的微生物群落相似度较高。代表各工艺好氧反应器的样本的相对距离也较近，表明各好氧反应器中微生物群落的相似度也较高。代表脱硫废水厌氧反应器的样本在PCA图谱上与其它样本的相对距离较远，表明处理脱硫废水的厌氧反应器中的微生物群落情况与处理其它类型石化废水的厌氧反应器及兼性反应器中微生物群落情况差异较大。与其它几种石化废水相比，脱硫废水中硫酸根含量较高，但是这种水质差异没有造成兼性反应器和好氧反应器中微生物群落的巨大差异。由此推测，处理脱硫废水的厌氧反应器中的微生物群落对脱硫废水中某些污染物的响应更为明显（图5-21）。5.4.2不同废水处理工艺中SRB分布情况本研究所采用的组合工艺利用SRB在还原硫酸根过程中同步降解石化废水中的有机物。通过高通量测序的方式，在处理各石化废水工艺的厌氧反应器和兼性反应器中都检测到比较丰富的SRB类群（表5-5）。本研究中所采用的中和池废水盐度较高，含有的硫酸根较少，但是在处理该废水的厌氧反应器和兼性反应器中检测到的SRB种类仍然较多。在处理中和池废水组合工艺的厌氧反应器中，检测到的SRB在分类上多属于革兰氏阴性中温型SRB。其中-102-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点Desulfobotulus、Desulfobulbus、Desulfomicrobium、Desulfovibrio几属的SRB不具备完全矿化有机物的能力，只能将有机物氧化为乙酸，Desulfovibrio在厌氧反应器中的菌落数较高，而另外三个属的SRB在该工艺的厌氧反应器中分布较少。在该厌氧反应器中检测到的Desulfococcus、Desulfomonile、Desulfosarcina同属革兰氏阴性中温型SRB，然而这三个属的SRB能够将有机物完全矿化为CO2。从对环境中生态因子的适应角度分析，革兰氏阴性中温型SRB的最适宜生长温度为28℃~38℃，该工艺中的厌氧反应器的运行温度为37℃，这就为该类型SRB的生长代谢提供了比较适宜的条件。该反应器中检测到的Desulfobulbas和Desulfovibrio属在自然界中的海洋和淡水环境中分布比较均衡，Desulfovibrio属于微嗜盐微生物，其最佳盐度范围为1%~4%NaCl。SRB对pH值的耐受范围为5.5~9.0，其在在微碱性条件下会生长的更好。因此，该研究中所采用的中和池废水可以为SRB提供适宜的pH条件。表5-5SRB在不同废水处理工艺中的分布Table5-5ThedistributionofSRBindifferentwastewatertreatmentprocess废水类型条件硫酸盐还原菌类型Desulfarculus、Desulfatirhabdium、Desulfobotulus、Desulfobulbus、Desulfococcus、Desulfocurvus、Desulfofustis、Desulfomicrobium、Desulfomonile、Desulfonatronum、中和池废水厌氧Desulforhabdus、Desulfosalsimonas、Desulfosarcina、Desulfotignum、Desulfovibrio、Desulfurivibrio、DesulfuromonasDesulfitibacter、Desulfobulbus、Desulfocapsa、Desulfomonile、反渗透浓缩液厌氧Desulfonatronum、Desulforhopalus、Desulfosporosinus、Desulfovibrio、Desulfurispirillum、DesulfuromonasDesulfobacca、Desulfobulbus、Desulfocapsa、Desulfomonile、纳滤浓缩液厌氧Desulfonatronum、Desulforhabdus、Desulfosarcina、Desulfovibrio、Desulfurivibrio、DesulfuromonasDesulfatirhabdium、Desulfitibacter、Desulfitobacterium、Desulfobulbus、Desulfocapsa、Desulfococcus、Desulfocurvus、Desulfofustis、Desulfomicrobium、Desulfomonile、脱硫废水厌氧Desulfonatronum、Desulforhabdus、Desulfosporosinus、Desulfotignum、Desulfotomaculum、Desulfovibrio、Desulfurispora、Desulfurivibrio、Desulfuromonas该研究中所采用的反渗透浓缩液与中和池废水相比，具有更低的盐度和更高的硫酸盐浓度供给，但是检测到的SRB种类要少于处理中和池废水的厌氧反应器。其中Desulfobulbus、Desulfovibrio和Desulfomonile属革兰氏阴性中-103-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文温型SRB，检测到的SRB包括具备完全有机物氧化能力和具备不完全有机物氧化能力的SRB类群。在该工艺的厌氧反应器中，SRB发挥去除反渗透浓缩液中有机物的作用，根据微生物类群情况可以推测该工艺的厌氧反应器可以将反渗透浓缩液中的有机物完全矿化，以达到对废水中污染物减量化的目的。处理反渗透浓缩液的组合工艺在37℃的温度条件下运行，待处理废水的pH值处于弱碱性，这些生态因子适于SRB的新陈代谢。在该工艺检测到的其它SRB类型，如Desulfitibacter、Desulfocapsa、Desulforhopalus、Desulfosporosinus、Desulfurispirillum，没有在处理中和池废水的厌氧反应器中被检测出来（表5-5）。在处理纳滤浓缩液的厌氧反应器中检测到的SRB种类同样较少。其中，包括上述不能完全氧化有机物的Desulfovibrio和Desulfobulbus属，以及能够完全氧化有机物为CO2的Desulfosarcina和Desulfomonile属。由于SRB可以利用的有机底物的谱系较宽且其中的某些类群具备完全氧化有机物为CO2的能力，在实际的水处理过程中，SRB的参与可以提高工艺对有机物的处理效能。本研究中采用的纳滤浓缩液pH值呈弱碱性，以及该组合工艺的厌氧反应器在运行过程中采用37℃的运行温度，这些环境因素都为中温型SRB的新陈代谢提供了适宜的条件（表5-5）。该研究中采用的脱硫废水含有较高浓度的硫酸根，高浓度硫酸根为SRB与其它类群微生物对底物的竞争提供了适宜的环境条件。在处理脱硫废水的厌氧反应器中检测到的SRB种类较多。在分类上属于革兰氏阴性中温型且不具备有机物完全氧化能力的属包括Desulfovibrio、Desulfomicrobium和Desulfobulbus，可以将有机物完全氧化为CO2的属包括Desulfitobacterium和Desulfomonile（表5-5）。5.4.3不同废水处理工艺中氮代谢微生物分布在本研究的各废水处理工艺中有比较广泛的Hyphomicrobium分布。在反渗透浓缩液和纳滤浓缩液处理工艺中，各反应器中的Hyphomicrobium分布比较均衡。由于该属的存在与含氮有机物的代谢存在紧密的联系，这就表明在该工艺的各个反应器中都具备转化含氮有机物的能力。经过各种微生物的代谢作用，含氮有机物经过脱氨基作用被转化为氨基和不含氮有机物，在后续的处理过程中被继续降解。在中和池废水和脱硫废水降解工艺的好氧反应器中，检测到丰度较高的Hyphomicrobium。由此推测这两种废水中含氮有机物的含量较高，而好氧的Hyphomicrobium具有较高的含氮有机物代谢能力，从而导致好-104-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点氧反应器中该属的微生物大量繁殖（表5-6）。表5-6Hyphomicrobium在不同工艺中的分布情况Table5-ThedistributionofHyphomicrobiumindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水0.66%0.66%8.75%反渗透浓缩液1.14%0.78%1.43%纳滤浓缩液1.45%1.53%1.31%脱硫废水0.90%1.15%6.33%Nitrospira世代周期较长，对生长环境的要求较为苛刻，其代谢需要充足的氧气条件和较好的水质。在本研究的各处理工艺中，硝化细菌的分布呈现出一致的特征，其在好氧反应器中相对丰度较高。Nitrospira可以将亚硝酸根转化为硝酸根，在氮循环过程中扮演了重要的角色。本研究中所采用的工艺具有脱氮作用，利用好氧反应器中的硝化作用为反硝化脱氮提供原材料是该工艺脱氮过程中的重要组成部分。Nitrospira在不同反应器中的分布情况可以清晰地反映出微生物群落结构受环境因子的影响情况，该工艺中的好氧反应器是硝化反应进行的场所（表5-7）。表5-7Nitrospira在不同工艺中的分布情况Table5-7ThedistributionofNitrospiraindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水----4.03%反渗透浓缩液----4.16%纳滤浓缩液0.03%0.02%5.43%脱硫废水----5.69%Azoarcus在不同废水处理工艺中的分布呈现出了比较明显的差异，在处理中和池废水的各反应器中均没有检测到该属的存在。在处理纳滤浓缩液和脱硫废水的兼性反应器中，该属的相对丰度较高。该属在处理反渗透浓缩液组合工艺的兼性反应器中相对丰度可达19.03%。Azoarcus可以参与反硝化过程，且可以氧化硫化物，该属的存在可能与这几种废水处理工艺中兼性反应器的反硝化作用有关。该工艺对反渗透浓缩液中总氮的去除量较高，这可能引起Azoarcus在该工艺的兼性反应器中丰度较高（表5-8）。-105-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文表5-8Azoarcus在不同工艺中的分布情况Table5-8ThedistributionofAzoarcusindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水------反渗透浓缩液--19.03%0.33%纳滤浓缩液--1.14%0.15%脱硫废水0.05%3.88%0.34%研究表明Paracoccus具有高效的反硝化能力，在处理不同类型石化废水的组合工艺中检测到该属的存在，虽然该属在各工艺兼性反应器的相对丰度较低，但是该属仍然可以参与到反硝化过程中。在处理中和池废水和脱硫废水的好氧反应器中检测到少量该属的微生物存在，该工艺的好氧反应器曝气量较高，但是在填料的内部仍可能存在曝气不足的区域，从而形成了局部的缺氧区，这就为该属微生物的存在提供了适宜的环境条件（表5-9）。表5-9Paracoccus在不同工艺中的分布情况Table5-9ThedistributionofParacoccusindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水1.32%0.91%0.03%反渗透浓缩液0.54%0.73%--纳滤浓缩液0.36%0.30%0.01%脱硫废水0.06%0.69%--表5-10Thauera在不同工艺中的分布情况Table5-10ThedistributionofThaueraindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水------反渗透浓缩液0.84%0.65%--纳滤浓缩液0.13%0.64%--脱硫废水------Thauera在反硝化过程中可以代谢乳酸，生成CO2和N2，在这一过程中实现了有机物的完全矿化。在处理反渗透浓缩液和纳滤浓缩液的厌氧反应器和兼性反应器中检测到少量该属微生物的存在，表明处理反渗透浓缩液和纳滤浓-106-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点缩液的兼性反应器具有异养反硝化的能力（表5-10）。5.4.4不同废水处理工艺中有机物代谢微生物分布本研究所采用的组合工艺可以降解石化废水中的有机污染物，通过高通量测序技术检测到的Clostridium、Blastocatella、Longilinea等属的微生物可能与有机污染物的降解存在联系。Clostridium是一种化能异养型微生物，可代谢糖类、乙醇和氨基酸。在处理反渗透浓缩液的组合工艺中没有检测到该属微生物的存在，而在处理其它几种类型的废水中均有检出。在处理脱硫废水的厌氧反应器中，该属的丰度可达16.45%，从而成为一种优势属（表5-11）。表5-11Clostridium在不同工艺中的分布情况Table5-11ThedistributionofClostridiumindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水0.70%0.84%2.21%反渗透浓缩液------纳滤浓缩液1.31%0.97%0.37%脱硫废水16.45%0.86%1.80%Blastocatella是一种好氧化能型微生物，能够继续降解不同类型石化废水中存在的残留有机物。其在各反应器中的分布也呈现出比较明显的倾向性，除处理脱硫废水的好氧反应器之外，其在处理另外三种水的好氧反应器中的丰度较高。在处理纳滤浓缩液的厌氧反应器和兼性反应器中也检测到少量该属的微生物，在处理纳滤浓缩液的厌氧反应器和兼性反应器中也检测到较低相对丰度的Nitrospira。Blastocatella和Nitrospira这两属微生物适宜生长于好氧条件下，只有在处理纳滤浓缩液过程中才有此异常现象。由于好氧回流液中含有较高浓度的溶解氧，当其被回流至兼性反应器中时会影响兼性反应器的环境条件，因此可能在进水口处形成了局部的含氧较丰富的区域，用于该工艺运行的纳滤浓缩液中含有一定量的分子态氧，当其从厌氧反应器底部进入该工艺时，可能在厌氧反应器底部形成了一部分含氧区，这些环境因素为这些微生物的生存提供了适宜的条件。用于本研究检测ORP的探头分别设置在厌氧反应器和兼性反应器的顶部，在这两个反应器中检测到较低的氧化还原电位情况。用于测序的微生物样品包含了反应器的各个位置的微生物样品，因此可能检测到不符合各自反应器运行条件的微生物的存在。由于在工艺运行过程中水力推流的作用，在同一反-107-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文应器中也形成了不同的溶解氧、污染物和离子梯度，因此造成了在微生物的群落分布上呈现出了一些微生物群落演替现象。表5-12Blastocatella在不同工艺中的分布情况Table5-12ThedistributionofBlastocatellaindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水----1.14%反渗透浓缩液----3.57%纳滤浓缩液0.17%0.03%2.60%脱硫废水----20.82%Longilinea（长绳菌属），其在分类上属于Anaerolineae（厌氧绳菌纲），该纲的微生物可以在厌氧条件下利用碳氢化合物。在本研究各工艺中检测到的该属微生物的分布符合自身的生理特征。用于本研究的四种石化废水中有机污染物主要为一些烃类物质，该属的存在可能与这类污染物的降解存在联系（表5-13）。表5-13Longilinea在不同工艺中的分布情况Table5-13ThedistributionofLongilineaindifferenttreatmentprocess相对丰度厌氧反应器兼性反应器好氧反应器中和池废水0.28%0.26%--反渗透浓缩液------纳滤浓缩液0.44%0.28%--脱硫废水------5.4.5基于KEGG代谢通路的微生物群落功能预测在本论文的研究过程中，采用PICRUSt软件对微生物群落功能进行预测分析。根据比对到KEGG（KyotoEncyclopediaofGenesandGenomes）数据库的信息，可以获得KO（KEGGOntology）、Pathway、EC（EnzymeCommission）信息，并能根据OTU丰度计算各功能类别的丰度。在本研究中，可以通过KEGG分析来比较在处理不同类型含硫石化废水过程中各硫代谢工艺中群落功能差异，以及通过群落功能预测，进一步解析工艺对不同污染物的降解效能差异。通过群落功能预测分析，在本研究的硫代谢工艺的微生物群落中包含丰富的有机物降解代谢途径，如淀粉和糖代谢途径（StarchandSucrose-108-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点Metabolism，Ko00500），聚糖降解途径（OtherGlycanDegradation，Ko00511），脂类代谢途径（GlycerolipidMetabolism，Ko00561）。图5-22反渗透浓缩液处理工艺微生物群落多环芳烃降解KEGG通路Fig.5-22TheKEGGpathwayofpolycyclicaromatichyodrocarbondegradationinprocessforreverseosmosisconcentratetreatment在代谢途径信号通路图中，矩形框表示催化反应进行的酶（红色边框：当前数据比对上的16Smarker基因对应的KO相关的酶），框内编号即EC编号；圆圈表示代谢产物（酶促反应的反应物或产物）；实线箭头的方向表示酶促反-109-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文应进行的方向；虚线箭头表示此产物可再通过中间产物与其它代谢途径发生关系；圆角矩形框代表其它代谢途径。通过GC-MS分析在本论文研究过程中采用的各种含硫石化废水中含有种类较多的含苯污染物，如多环芳烃、含卤代基团的苯系物等。图5-23反渗透浓缩液处理工艺微生物群落三羧酸循环KEGG通路Fig.5-23TheKEGGpathwayofTCAcycleinprocessforreverseosmosisconcentratetreatment.通过KEGG微生物群落功能预测分析，在硫代谢工艺中存在苯系物代谢途径，如氯代环己烷和氯苯降解途径（ChlorocyclohexaneandChlorobenzeneDegradation，ko00361），苯酸盐降解途径（BenzoateDegradation，ko00362），双酚降解途径（BisphenolDegradation，ko00363），甲苯降解途径（TolueneDegradation，ko00623），二甲苯降解途径（XyleneDegradation，ko00622），萘降解途径（NaphthaleneDegradation，ko00626），多环芳烃降解途径（PolycyclicAromaticHydrocarbonDegradation，ko00624）。在多环芳烃降解途径中预测到的多环芳烃降解信号通路包括芴（Fluorene）、蒽（Anthracene）、菲（Phenanthrene）和苯并芘（Benzo[a]pyrene）降解途径，其中除苯并芘以外，其它类型的多环芳烃类物质都被转化为苯甲酸（Benzoate）这种中间产物。在-110-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点多环芳烃降解信号通路图中反映出的与芴（Fluorene）、蒽（Anthracene）、苯并芘（Benzo[a]pyrene）降解关系较密切的酶为Naphthalene1，2-dioxygenasesubunitbeta（EC1.14.12.12）（图5-22）。产生的苯甲酸经过较为复杂的转化过程被转化为乙酰辅酶A（AcetylCoA），后续进入三羧酸循环（TricarboxylicAcidCycle，TCA）。TCA循环可以联系各种物质代谢过程，同时也为微生物的生长及新陈代谢提供了能量。通过这些过程，结构复杂的多环芳烃类有机物被逐渐降解，使水处理工艺实现了有机物降解效能（图5-23）。图5-24脱硫废水处理工艺微生物群落硫代谢KEGG通路Fig.5-24TheKEGGpathwayofsulfurmetabolisminprocessfordesulfurizationwastewatertreatment.在本论文中采用的硫代谢工艺被用于处理含硫石化废水，在工艺处理效能的研究中，针对不同类型的含硫废水，该工艺可以利用硫的还原和氧化代谢去除其中的含氮污染物。通过高通量测序结果可知，在处理不同废水的工艺中检-111-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文测到与硫代谢和氮代谢相关的微生物类群。根据KEGG对微生物群落功能进行预测，检测到微生物群落活动过程中存在着硫代谢途径（SulfurMetabolism，ko00920）和氮代谢途径（NitrogenMetabolism，ko00910）。在本论文的研究过程中，通过PICRUSt软件获得的处理不同类型含硫石化废水的微生物群落KEGG氮代谢和硫代谢通路图一致。图5-25脱硫废水处理工艺微生物群落氮代谢KEGG通路Fig.5-25TheKEGGpathwayofnitrogenmetabolisminprocessfordesulfurizationwastewatertreatment.通过代谢途径信号通路图，可以直观地反映出在该硫代谢工艺中可能存在的硫代谢过程。硫酸根在硫酸盐腺苷转移酶（SulfateAdenylyltransferase，EC2.7.7.4）的作用下被转化成腺嘌呤磷酰硫酸盐（APS），这一过程需要消耗较多的能量。APS在腺苷硫酸还原酶（AdenylylsulfateReductase，SubunitB，EC1.8.99.2）的作用下被转化为亚硫酸根。APS在腺苷酰硫酸激酶（AdenylylsulfateKinase，EC2.7.1.25）的作用下被转化为3'-磷酸腺苷-5'-磷酰-112-n第5章硫代谢工艺的微生物群落结构特点硫酸（PAPS），PAPS在磷酸腺苷磷酰硫酸还原酶（PhosphoadenosinePhosphosulfateReductase，EC1.8.4.8）的作用下可以被转化为亚硫酸根。亚硫酸根在亚硫酸还原酶（NADPH）（SulfiteReductase(NADPH)HemoproteinBeta-component，EC1.8.1.2）和亚硫酸还原酶（Ferredoxin）（AssimilatorySulfiteReductase（Ferredoxin），EC1.8.7.1）的作用下被转化为硫化物（图5-24）。根据KEGG预测微生物群落中存在的代谢途径信号通路与本论文第四章研究中各工艺厌氧反应器中硫酸盐还原过程相一致。根据微生物群落功能预测分析在硫代谢工艺中反硝化的路径为硝酸根在铁氧化还原蛋白-硝酸还原酶（Ferredoxin-nitrateReductase，EC1.7.7.2）和硝酸还原酶（NitrateReductase(Quinone)，EC1.7.5.1）的作用下被转化为亚硝酸根，亚硝酸根在硝酸还原酶（NitrateReductase[NO-forming]，EC1.7.2.1）的作用下被还原为一氧化氮（NitricOxide），在一氧化氮还原酶（Nitric-oxideReductase(Cytochromec)，EC1.7.2.5）的作用下进一步被转化为一氧化二氮，最终在一氧化二氮还原酶（Nitrous-oxideReductase，EC1.7.2.4）的作用下被转化为氮气（图5-25）。通过KEGG预测微生物群落可能存在的污染物降解途径，在工艺的污染物降解效能研究和功能微生物分布研究基础上，进一步揭示了微生物群落的功能。5.5本章小结在本章的研究中，通过高通量测序技术研究了中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水处理组合工艺中的微生物群落结构。分析了典型功能微生物在不同工艺中的分布差异。（1）利用高通量测序技术从处理中和池废水组合工艺的厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的生物样品中获得的可用于划分OTU的序列数分别为47931条、40633条和36570条。在该工艺的三个反应器中，丰度最高的微生物在属水平上分别为Pirellula，Chlorobium，Hyphomicrobium。从处理反渗透浓缩液组合工艺的厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器中获得的可用于划分OTU的序列数分别为33819条，44646条和43341条。在微生物的群落分布方面，该工艺中微生物群落结构的分布特点呈现出与处理纳滤浓缩液时一些相同的特点。在该工艺中检测到参与到有机氮代谢，反硝化作用的一些微生物种群。（2）分析纳滤浓缩液处理工艺生物相中的微生物群落结构，从该工艺的厌氧样品、兼性样品和好氧样品中获得了可用于划分OTU的序列数量分别为-113-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文21739条，43089条，24586条。在该工艺的厌氧反应器中，丰度较高的三个属为Thiobacillus，Planctomyces，Dietzia；在兼性反应器中分度较高的属为Thiobacillus，Pirellula，Mycobacterium；在好氧反应器中，丰度较高的两个属为Gordonia和Nitrospira。从处理脱硫废水组合工艺厌氧反应器、兼性反应器和好氧反应器的生物相中获得的可供划分OTU的序列数分别为49965、40293和49960。Clostridium是厌氧反应器中丰度最高的属，该属在兼性和好氧反应器中的丰度也较高，Clostridia被发现可以降解有机物污染物。Blastocatella是好氧反应器中丰度最高的属，它是一种好氧的化能异养型微生物。在该工艺中检测到可降解含氮有机物的Hyphomicrobium属。兼性反应器中与脱氮相关的微生物为Azoarcus，Paracoccus等。（3）在处理不同类型石化废水的组合工艺中，氮代谢微生物Hyphomicrobium、Nitrospira、Azoarcus、Paracoccus、Thauera，典型有机物代谢微生物Clostridium、Blastocatella、Longilinea，以及SRB的分布呈现出比较大的差异。-114-n结论结论本论文围绕石化废水的生化处理，针对含盐含硫酸根石化废水的水质特点，应用了硫代谢组合工艺，深入分析了该工艺中污染物的降解规律。将该工艺应用于不同类型的含盐含硫石化废水的处理，并利用高通量测序技术分析各工艺中的微生物群落结构，探讨功能微生物的分布以及该工艺的微生物学降解机制，具体研究结论如下：（1）本论文采用的组合工艺中，SRB以硫酸根为最终电子受体可以驱动厌氧反应器进行硫酸根还原作用，并同步去除其中的有机物。在缺少有机物底物的情况下，将进水中硫酸根态硫浓度对COD的比例提高至1.75/2和1/1情况下不影响硫酸根还原和COD的降解过程。该技术中的厌氧反应器仅在6g/L的盐度条件下仍能保持较高的COD降解效率和硫酸根还原效率。（2）在该工艺的兼性反应器中，硫化物可以作为自养反硝化作用的电子供体，在硫化物和硝态氮浓度比为3/1、2/1、1/1的兼性条件反应体系中，硫化物被氧化为硫酸根的同时实现了脱氮效能。在这一过程中不需要消耗COD，在缺少有机物供给的情况下可以提高兼性反应器的脱氮效率。（3）该组合工艺对中和池废水、反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水中COD、氨氮和总氮等主要污染物有比较高的去除效率。在工艺的稳定运行阶段，工艺对四种不同废水中COD的去除率分别为83.60%、80.79%、79.84%、89.05%。在最终出水中，分别将氨氮和总氮的平均浓度控制为1.65和8.65mg/L，2.45和14.07mg/L，5.39和19.09mg/L，1.98和13.91mg/L。这几种废水中包含长链烷烃、卤代烃、苯系物等有机污染物，经过该工艺处理后，出水中含有的有机物的分子量更小，结构趋于简单。（4）不同废水中由于硫酸根浓度不同，影响了SRB与非SRB类群对有机物的竞争。在处理反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水组合工艺的厌氧反应器中，SRB是一种重要的功能菌群，可以有效发挥去除有机物的作用。SRB在处理反渗透浓缩液、纳滤浓缩液、脱硫废水的厌氧反应器中，对COD去除的贡献率分别为63.09%、70.00%和68.03%。（5）在该组合工艺的厌氧反应器中，SRB和非硫酸盐还原菌类群生存在同一生态环境中，该技术中的这两种微生物类群可以根据不同石化废水中硫酸根和有机物的配比情况动态调节硫酸根和有机物的利用情况，以最大限度地提高对COD的去除率。-115-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文（6）在该工艺中检测到与含氮污染物降解有关的微生物类群，其中包括有机物降解有关的微生物Hyphomicrobium，与反硝化有关的微生物Azoarcus、Paracoccus、Thauera等，以及硝化细菌Nitrospira，这些微生物参与到氮素转化的各过程中，使采用的组合工艺具有了氨化-硝化-反硝化这样一条完整的含氮污染物去除途径。创新点：（1）基于含盐含硫石化废水的水质特征，提出了硫酸盐还原、硫自养反硝化和有机物降解耦合的厌氧-兼氧-好氧处理工艺；（2）考察了该组合工艺对含不同COD、硫酸根和含氮污染物浓度的石化废水的降解效能，并确定了各单元最佳操作条件；（3）借助高通量测序手段，揭示了该组合工艺处理不同石化废水的功能微生物群落结构及其分布差异。展望：本研究针对含盐含硫石化废水的处理，在组合工艺中应用硫酸根还原和硫化物氧化分别耦合有机物降解和自养反硝化，从而在低有机物供给情况下提高COD的去除率和脱氮效率，在今后的研究过程中，可以做如下深入的探讨：（1）分析不同类型的微生物对不同类型的有机物利用情况，即针对不同的微生物类群，加强微生物代谢途径方面的相关研究；（2）在基因组学研究的基础上，利用蛋白质组以及基因表达的相关技术，对微生物群落的整体功能进行解析。-116-n参考文献参考文献[1]Diya'uddeenBH,WanDaudWMA,AbdulAzizAR.Treatmenttechnologyforpetroleumrefineryeffluents:areview[J].ProcessSafetyandEnvironmentalProtection，2011，89（2）：95-105.[2]PérezRM,CabreraG,GómezJM,etal.Combinedstrategyfortheprecipitationofheavymetalsandbiodegradationofpetroleuminindustrialwastewaters[J].JournalofHazardousMaterials，2010，182（1-3）：896-902.[3]GuoX,ZhanY,ChenC,etal.Theinfluenceofmicrobialsynergisticandantagonisticeffectsontheperformanceofrefinerywastewatermicrobialfuelcells[J].JournalofPowerSources，2014，251：229-236.[4]ChenKC,WangYH.TheeffectsofFe-MnoxideandTiO2/ɑ-Al2O3ontheformationofdisinfectionby-productsincatalyticozonation[J].ChemicalEngineeringJournal，2014，253：84-92.[5]WuC,ZhouY,SunQ,etal.Applinghydrolysisacidification-anoxic-oxicprocessinthetreatmentofpetrochemicalwastewater:frombenchscalereactortofullscalewastewatertreatmentplant[J].JournalofHazardousMaterials，2016，309：185-191.[6]WuC,ZhouY,WangP,etal.Improvinghydrolysisacidificationbylimitedaerationinthepretreatmentofpetrochemicalwastewater[J].BioresourceTechnology，2015，194：256-262.[7]BayatM,MehrniaMR,HosseinzadehM,etal.PetrochemicalwastewatertreatmentandreusebyMBR:Apilotstudyforethyleneoxide/ethyleneglycolandolefinunits[J].JournalofIndustrialandEngineeringChemistry，2015，25：265-271.[8]YeruvaDK,JukuriS,VelvizhiG,etal.Integratingsequencingbatchreactorwithbio-electrochemicaltreatmentforaugmentingremediationefficiencyofcomplexpetrochemicalwastewater[J].BioresourceTechnology，2015，188：33-42.[9]金育辉，吴敌，宋郭静，等.好氧颗粒污泥法处理石化废水[J]．环境工程学报，2014，8（12）：5335-5338.[10]朱晨，吴昌永，周岳溪，等.微好氧水解酸化在石化废水预处理中的应用研究[J]．环境科学，2015，36（10）：3738-3742.[11]王星，初里冰，丁鹏元，等.微氧水解酸化处理石化废水的生物降解特性[J]．环境科学学报，2015，35（1）：161-167.-117-n哈尔滨工业大学工学博士学位论文[12]刘学钦，魏宏斌.BAF在废水提标改造及深度处理中的研究与应用[J]．中国给水排水，2014（4）：7-10.[13]李建云.膜生物反应法处理腈纶废水韵技术研究[J]．山东化工，2016，45（18）：167-169.[14]高小波，杨永哲，王珂.曝气强度对膜生物反应器处理石化废水工艺运行特征的影响[J]．环境工程，2014，32（12）：47-51.[15]王珂，高小波，杨永哲.曝气强度及间歇方式对SMBR膜阻力变化特征的影响[J]．水处理技术，2015（1）：112-115.[16]王运超，高小波，王珂，等.MBR动态曝气及其在膜污染控制中的应用研究[J]．水处理技术，2016（2）：92-95.[17]乔国亮，张国珍，王倩，等.生物活性炭吸附石化废水有机污染物实验研究[J]．能源环境保护，2014，28（3）：8-11.[18]满俊英，王乐福.生物氧化技术处理废碱液工程实践[J]．中国给水排水，2014（14）：70-72.[19]雷太平，顾锡慧，官赟赟，等.高效COD降解菌强化石化废水处理的研究[J]．工业水处理，2016，36（6）：73-75.[20]丁鹏元，初里冰，张楠，等.O池溶解氧水平对石化废水A/O工艺污染物去除效果和污泥微生物群落的影响[J]．环境科学，2015（2）：604-611.[21]张楠，初里冰，丁鹏元，等.A/O生物膜法强化处理石化废水及生物膜种群结构研究[J]．中国环境科学，2015，35（1）：80-86.[22]王浩英，张成藩.A/O+BAF组合工艺在炼油废水处理中的应用[J]．广东化工，2014，41（5）：206-207.[23]王浩英，张成藩.A/O+BAF组合工艺在炼油废水处理中的应用[J]．广东化工，2014，41（5）：206-207.[24]刘苗茹，席宏波，周岳溪，等.水解酸化+A/O工艺对石化废水不同分子量有机物去除效果评价[J]．环境工程学报，2014，8（7）：2665-2671.[25]郑云，洪海云，张星星，等.A/O-MBR在石化废水深度处理回用中的应用[J]．中国海洋大学学报(自然科学版)，2015，45（8）：76-82.[26]王兰海，赵保全．甲醛对活性污泥法处理氨氮废水的影响[J]．甘肃科学学报，2014，26（4）：86-89.[27]庞杰.EGSB+CASS组合工艺处理石化废水[J]．中国资源综合利用，2014（7）：26-27.[28]史丹妮，梁坡，吴敏，等.石化废水采用活性砂滤技术脱氮除磷应用研究[J]．石油石化节能与减排，2015，5（4）：38-42.-118-n参考文献[29]武文丽，颜家保，陈佩，等.炼油废水中好氧反硝化菌的筛选及降解特性[J]．化工进展，2016，35（5）：1524-1528.[30]李静，张璐，王霖慧，等.一株石化废水中脱氮产微生物絮凝剂菌株的鉴定与性能[J]．安全与环境学报，2017，17（3）：1117-1123.[31]徐怡婷，许中硕，何厚波，等.改性聚氨酯材料强化石化废水处理的应用研究[J]．山东化工，2017，46（7）：205-207.[32]SiddiqueMNI,MunaimMSA,ZularisamAW.Feasibilityanalysisofanaerobicco-digestionofactivatedmanureandpetrochemicalwastewaterinKuantan(Malaysia)[J].JournalofCleanerProduction，2016，106：380-388.[33]ElreedyA,TawfikA,KubotaK,etal.Hythane(H2+CH4)productionfrompetrochemicalwastewatercontainingmono-ethyleneglycolviasteppedanaerobicbaffledreactor[J].InternationalBiodeteriorationandBiodegradation，2015，105：252-261.[34]SiddiqueMNI,MunaimMSA,WahidZA.Roleofhydraulicretentiontimeinenhancingbioenergygenerationfrompetrochemicalwastewater[J].JournalofCleanerProduction，2016，133：504-510.[35]SiddiqueMNI,MunaimMSA,ZularisamAW.Effectoffoodtomicroberatiovariationonanaerobicco-digestionofpetrochemicalwastewaterwithmanure[J].JournaloftheTaiwanInstituteofChemicalEngine，2015，58：451-457.[36]GhasemianM,AminMM,MorgenrothE,etal.Anaerobicbiodegradationofmethyltert-butyletherandtert-butylalcoholinpetrochemicalwastewater[J].EnvironmentalTechnology，2012，33（16-18）：1937-1943.[37]HussainA,KumarP,MehrotraI.TreatmentofphenolicwastewaterinUASBreactor:effectofnitrogenandphosphorous[J].BioresourceTechnology，2008，99（17）：8497-8503.[38]MirbagheriSA,PoshtegalMK,ParisaiMS.Removingofureaandammoniafrompetrochemicalindustrieswiththeobjectiveofreuse,inapilotscale:Surveyingofthemethodsofwastewatertreatment[J].Desalination，2010，256（1-3）：70-76.[39]丁岩，吴昌永，周岳溪，等.O3/BAF和BAF/O3工艺处理石化二级出水的比较[J]．中国给水排水，2015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者如斯夫，不舍昼夜”。未来的路也许依然荆棘密布，但我望向未来的目光会更加坚定，迈向未来的脚步会更加稳健。-136-n个人简历个人简历学习经历：1985年5月出生于吉林省吉林市。2005年9月考入东北林业大学生命科学学院（系）生命科学（国家生命科学与技术人才培养基地）专业，2009年7月本科毕业并获得理学学士学位。2009年9月——2012年7月，在东北林业大学大学生命科学学院（系）遗传学学科学习并获得理学硕士学位。2012年9月——2017年12月，在哈尔滨工业大学市政环境工程学院（系）市政工程学科攻读博士学位。-137-