AHLs群体感应信号分子对活性污泥反应器处理高氨氮废水的影响

罗锋; 胡惠秩; 刘艺融; 张夏

doi:10.12030/j.cjee.202107130

AHLs群体感应信号分子对活性污泥反应器处理高氨氮废水的影响

1.
湖北大学资源环境学院, 武汉430062
2.
区域开发与环境响应湖北省重点实验室, 武汉430062

作者简介: 罗锋(1997—)，男，硕士研究生。研究方向：废水处理与资源化。E-mail：luofeng2563@163.com

通讯作者: 胡惠秩(1985—)，女，博士，副教授。研究方向：环境微生物、废水处理与资源化。E-mail：huhuizhi@126.com;

基金项目:
国家自然科学基金青年科学基金资助项目(51808200)；湖北省自然科学基金资助项目(2018CFB168); 区域开发与环境响应湖北省重点实验室基金(2019(A)001)
中图分类号: X703.1

Effect of N-acyl-homoserine-lactones mediated quorum sensing on the treatment of high ammonia nitrogen wastewater by activated sludge reactor

1.
Faculty of Resources and Environmental Science, Hubei University, Wuhan 430062, China
2.
Hubei Key Laboratory of Regional Development and Environmental Response, Wuhan 430062, China

Corresponding author: HU Huizhi, huhuizhi@126.com ;

摘要: 硝化细菌生长缓慢、同化效率低、环境敏感性高，并且高氨氮废水中存在大量的游离氨会对硝化细菌活性产生抑制作用。本实验采用序批式反应器，研究添加C7-HSL、C8-HSL和3-oxo-C10-HSL对活性污泥处理高氨氮废水的影响。结果表明，信号分子可以显著促进微生物的生长，有效提高亚硝酸盐氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)的活性，同时可促进胞外聚合物(extracellular polymeric substance，EPS)的形成，改变EPS的组成，从而有效缓解高 ${{\rm{NO}}_2^{-}}$ -N对系统的抑制，说明信号分子有利于微生物对抗不利的环境条件，缩短系统达到稳定的时间。其中C7-HSL效果最显著，污泥平均生长速率提升35.20%，降解效率提高17.52%，同时EPS增长了35.45%，蛋白质/多糖显著提升，并促进了色氨酸类氨基酸和腐殖酸的形成。以上研究结果可为处理高氨氮废水提供一种新的调控策略。
- 群体感应 /
- 信号分子 /
- 高氨氮 /
- 胞外聚合物
Abstract: Nitrifying bacteria have slow growth, low assimilation efficiency and high environmental sensitivity, and the presence of a large amount of free ammonia in the wastewater with high ammonia nitrogen can inhibit the activity of nitrifying bacteria. In this experiment, a sequencing batch reactor was used to study the effect of adding C7-HSL, C8-HSL and 3-oxo-C10-HSL on the treatment of high ammonia nitrogen wastewater by activated sludge. The results showed that the signaling molecules could significantly promote the growth of microorganisms, effectively enhance the activity of nitrite-oxidizing bacteria (NOB), and promote the formation of extracellular polymeric substance (EPS), thus effectively alleviating the inhibition of high ${\rm{NO}}_2^{-}$ -N on the system, indicating that the signal molecules were conducive to microorganisms against adverse environmental conditions, then and the time for system approaching to stability was reduced. C7-HSL showed the most significant effect among these signal molecules. The average growth rate, degradation efficiency and EPS content of sludge increased by 35.20%, 17.52% and 35.45%, respectively. Simultaneously, protein/polysaccharide significantly increased, which promoted the formation of tryptophan proteins and humic acids. This study provides a new regulatory strategy for the treatment of high ammonia nitrogen wastewater.
- quorum sensing /
- signal molecules /
- high ammonia /
- extracellular polymeric substances

硫酸铵是南方离子型稀土矿区主要浸矿剂，其使用造成大量的氨氮残留在堆浸场土壤和原地浸矿山体中，并不断随淋滤水进入地表水，导致矿区和周边水体氨氮污染。因此，稀土矿区地表水已经被视为尾水进行处理^[1-3]。由于堆浸场点和原地浸矿点在矿区呈分散式分布，南方离子型稀土矿区地表水氨氮污染呈现点源污染和面源污染的双重特征，水体除了氨氮质量浓度超标(30~300 mg·L⁻¹)外，还呈现强酸性、COD含量低等特点^[4]。目前，以生化法去除水体中氨氮是稀土矿区尾水处理的主流工艺，其工艺流程主要有“pH调节+絮凝沉淀+生化处理池(AO²)+二沉池+后处理的处理模式”^[5]和“混合沉淀池+格栅槽+调节池+渗滤复合系统A(好氧系统)+渗滤复合系统B(厌氧系统)+消毒后排放”的双级渗滤耦合系统处理模式^[6]。与城市污水处理相比，离子型稀土矿区尾水因其酸性强、低COD等特点使得生化处理运行成本偏高^[7-8]。在暴雨时节，水土流失导致的浑浊水流，又加重了末端处理负荷，且严重影响生化池处理效果^[9-10]；而冬季降雨量小、水流量少，尾水氨氮浓度高于夏季，且冬季气温较低，微生物活性降低，氨氮处理能力下降，导致出水难以达标排放^[11]。因此，有必要针对稀土矿区尾水的污染特点，在上游支流设置拦沙坝-可渗透性反应墙(Permeable Reactive Barriers)复合系统进行过程拦截，以调蓄水量、拦截悬浮物和泥沙、消减氨氮、提高pH，从而减轻末端处理压力，提高稀土矿区尾水的处理效果。

在地表水原位净化技术中，透水坝是比较常见方法，其为基于人工湿地原理和快速渗滤机理而开发的一种非点源控制技术，也可视为地表PRB的一种形式^[12-13]。董慧峪等^[14]针对山溪河流的特征，以粒径2~10 cm砾石在河段内的水生植物带建设三级透水坝，河水浊度的平均去除率约为25%，氨氮的去除率表现为夏季(25.7%)>春季(17.5%)>秋季(13.3%)。朱柏林等^[15]采用质量比1∶1的沸石(粒径1~2 mm)与铝基锁磷剂组合作为滤料，并控制渗流量为0.11 L·min⁻¹的条件下，在37 d内循环11次，氨氮去除率达46.7%。刘露等^[16]在实验室进水流量为5 L·min⁻¹的条件下，以体积比3∶2的沸石(粒径1.0~1.5 cm)和砾石(粒径1.5~2.5 cm)作为滤坝基质，发现基质厚50 cm时生物挂膜最多，水体净化效果最好，氨氮去除率达到了68.02%~69.37%。由于离子型稀土矿区尾水的强酸性和低COD特征，地表PRB不宜采用耦合生物处理，而低渗流量循环处理方式也无法适应稀土矿区小流域水体流量水平，因此，在离子型稀土矿区构建地表PRB的滤料配比，不仅要达到一定的污染物去除效果，同时需要满足小流域流量的需求。

沸石具有阳离子交换容量高、空隙体积大和NH₄⁺亲和力强的特点，且其粒径越小，离子交换能力越强^[17]；沸石具有一定的碱性^[18]，有利于酸性废水pH的提升；同时，沸石也是良好的土壤改良材料^[19]，吸附氨氮后可回用于稀土矿区周边的农田、果园或山林等地，实现氨氮的资源化利用。通过实地调查，本研究选定定南县岭北镇某稀土矿区一条水体流量10~300 t·d⁻¹的支流作为实际建设地表PRB的拦截对象。针对该支流的流量和水质特点，以沸石为填料，模拟研究了拦沙坝—PRB复合系统中PRB单元的最佳构造参数及其应用效果。首先，研究了不同粒径沸石级配、墙体厚度、水头高度等PRB构造因子与渗流量的关系，以及进水口位置对水流通过PRB路径的影响；其次，基于获得的构造因子取值范围和目标支流的水流水质条件优化PRB装置以及设定其他实验条件，测定氨氮去除效果、出水pH的提升效果以及泥沙拦截效果，并探讨了影响处理效能的因素及其对策，以期指导离子型稀土矿区小流域拦砂坝-PRB建造，促进离子型稀土矿区小流域地表水环境的改善。

1. 材料与方法

1.1 实验材料

1)填料和试剂。填料为购自于内蒙古赤峰恒源矿产品有限公司的天然斜发沸石，粒径有2~4 mm(粗粒)、0.6~1 mm(细粒)2种。分取一部分细粒沸石制备氯化钠改性沸石，用于氨氮去除实验。使用的试剂主要有氯化钠、硫酸铵、硫酸、氢氧化钠，均为分析纯，购自于国药集团化学试剂有限公司。

氯化钠改性沸石的制备方法：在25 ℃下，以自来水配制1 mol·L⁻¹ NaCl溶液100 L，投放20 kg沸石，每隔10 min搅拌1次，每次搅拌2 min，共搅拌5次。然后，再以自来水进行清洗，当使用硝酸银检测不到水中氯离子时，清洗结束。最后将沸石以105 ℃烘干备用。

2)实验用水。采用自来水进行不同PRB构造因子对渗流量影响的实验。基于实地调查获得的目标支流水质特征(氨氮质量浓度20~50 mg·L⁻¹，pH为3~4)，以硫酸铵配制氨氮质量浓度为50 mg·L⁻¹、pH为3.6的模拟稀土矿区尾水，用于模拟PRB的氨氮消减实验。根据当地暴雨季节支流溪水泥沙含量，采集目标支流所在稀土矿区的地表土壤，添加自来水，配制泥沙含量为1.49 g·L⁻¹尾水，模拟雨季稀土矿区支流的浑浊水体，用于模拟PRB的泥沙拦截实验。

1.2 实验装置

PRB实验装置采用有机玻璃板制作，构造如图1所示。装置的主体是填料槽，槽内高度13.5 cm，宽度20 cm，长度110 cm。槽内设有一活动挡板，槽两边内壁上凿有插槽，挡板插进不同槽内，可得到不同的PRB厚度。活动挡板高12 cm，其上布满透水孔(d=3 mm)，通过对透水孔的塞堵控制出水口的高度。在PRB前端设有进水阱，宽20 cm，长12 cm，高23.5 cm。在填料槽一侧的阱壁上，12 cm以下部分布满透水孔，通过对透水孔的塞堵，改变进水口的高度；在其对面阱壁上的不同高度布设溢流孔，用来调节水头高度。PRB水头高度与出水口高度差即水位差，是水流动力来源。依据拟定级配(细粒沸石占其与粗粒沸石混合后总沸石重量的百分比)和PRB填充体积(高度均为12 cm，厚度根据实验条件而定)称取2种不同粒径的沸石，并搅拌均匀，然后填入槽内。

图 1 水平PRB沙箱设计示意图

Figure 1. Schematic diagram of horizontal PRB sandbox design

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1.3 实验过程

1)填料级配对PRB渗流量的影响。设置0、2.5%、5%、10%、15%、25% 6个级配水平处理。在PRB厚50 cm、进水口高度与PRB等高、水位差为6 cm(即PRB水头高度为12 cm，出水口高度为6 cm)的条件下运行PRB系统，测定渗流量。

2) PRB厚度对PRB渗流量影响实验。设置50、60、70、80、90 cm 5个PRB厚度。根据实验1)结果选定最佳填料级配，并在进水口高度与PRB等高、水位差6 cm的条件下运行PRB系统，测定渗流量。

3)水位差对PRB渗流量的影响。设置1、2、3、4、5、6 cm 6个水位差梯度处理(通过调整不同出水口高度获得不同的水位差)。在PRB厚50 cm，其他实验条件同实验2)条件下运行PRB系统，测定渗流量。

4)进水口位置对PRB渗流量的影响。设置3个进水口高度处理：与PRB等高、1/2PRB高度、1/3PRB高度。填料级配同实验2)，在PRB厚度为50 cm、PRB出水口高度为6 cm的条件下运行PRB系统，通过水头高度来调节水位差，逐步提高水头高度(12.0~15.0 cm)，测定渗流量，并观察水流通过PRB的路径变化。

5)静态沸石氨氮吸附效果。根据实验1)结果选定的最佳填料级配，取0.6~1 mm改性沸石和2~4 mm天然沸石共2 g混合放入1 000 mL容量瓶，加入400 mL模拟含氨氮尾水，以200 r·min⁻¹振荡4 h，过0.45 μm滤膜，测定滤液氨氮浓度。更换尾水重复以上操作，当滤液氨氮质量浓度与尾水初始氨氮质量浓度无明显差异时，将400 mL尾水减为100 mL，其他操作不变，当滤液氨氮质量浓度与尾水初始氨氮质量浓度再无明显差异时，实验结束，计算单位质量沸石去除氨氮的量。

6) PRB去除尾水氨氮效果。首先，考察PRB消减尾水氨氮效果及对出水pH变化，由高到低设置4.0、3.2、2.6 L·min⁻¹ 3个连续阶梯渗流量水平处理。模拟尾水同上，根据实验1)结果选定最佳填料级配，根据实验4)选定最佳进水口高度，在厚度为50 cm、出水口高度为6 cm的条件下运行PRB系统，并且每隔720 min通过调整不同的水头高度改变1次渗流量，720 min内分别在1、2、5、10、30、60、120、180、240、300、600、660、720 min时间点采集出水口水样，一部分用于测定pH，一部分过0.45 μm滤膜，测定滤液氨氮质量浓度。其次，考察PRB厚度对PRB消减氨氮效果的影响，设置50 cm和70 cm 2个PRB厚度处理。渗流量为3.6 L·min⁻¹，其他实验条件同上。分别在1、2、5、10、30、60、120、180、240、300、600 min时于出水口取样，过0.45 μm滤膜，测定滤液氨氮质量浓度。

7) PRB去除浑浊尾水泥沙效果。模拟浑浊尾水含沙量1.49 g·L⁻¹，渗流量设定为4.0 L·min⁻¹，分别收集0~25、25~50、50~75、75~100 min 4个时间段的出水，将每次收集的浑浊液搅拌均匀后取样，测定其泥沙含量。PRB装置构造与实验6)中连续阶梯渗流量处理实验相同。

1.4 分析方法与计算

通过水阀开关和溢流口配合来获得所需的进水阱水位，待其稳定后，将排水接入预先称重的水桶中，同时计时，过一段时间后再称重，以上操作重复3次，然后根据式(1)计算渗流量。

$q=\frac{Q}{t}$

$(1)$

式中：q为单位时间内流经PRB的水流量，即渗流量，L·min⁻¹；t为时长，min；Q为t时间内流经PRB的水流量(以体积计)，L。

水样氨氮含量采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535-2009)测定。PRB氨氮累积去除量通过式(2)计算^[20]，氨氮去除率根据式(3)计算，并以氨氮去除率来表征PRB对尾水氨氮的去除能力。以PRB去除尾水氨氮实验与静态沸石吸附氨氮实验所得出的单位质量沸石去除氨氮量的比值来表征填料利用率，如式(4)所示。

$m=\sum _{i=1}^{n-1}\left(\left(\frac{{({C}_{0i+1}-C}_{i+1})+({C}_{0i}-{C}_{i})}{2}\right)({t}_{i+1}-{t}_{i}){V}_{i}\frac{1}{1\;000}\right)$

$(2)$

${\omega }_{1}=\frac{{C}_{0}-{C}_{t}}{{C}_{0}}\times 100\mathrm{\%}$

$(3)$

$\phi =\frac{{\phi }_{2}}{{\phi }_{1}}\times 100\mathrm{\%}$

$(4)$

式中：m为氨氮累计去除量，g； $({t}_{i+1}-{t}_{i})$ 为时间间隔，min； ${C}_{0i+1}，{C}_{0i}$ 分别为 ${t}_{i+1}，{t}_{i}$ 时进水氨氮质量浓度，mg·L⁻¹； ${C}_{i+1}，{C}_{i}$ 分别为 ${t}_{i+1}，{t}_{i}$ 时出水氨氮质量浓度，mg·L⁻¹； ${V}_{i}$ 为渗流量，L·min⁻¹； ${\omega }_{1}$ 为氨氮去除率，%； ${C}_{0}$ 为PRB进水氨氮质量浓度，mg·L⁻¹； ${C}_{t}$ 为t时刻PRB出水氨氮质量浓度，mg·L⁻¹； $\phi$ 为填料的利用率，%； ${\phi }_{1}$ 为静态吸附实验得出的单位质量沸石对氨氮的最大去除量，g·kg⁻¹； ${\phi }_{2}$ 为PRB模拟实验得出的单位质量填料对氨氮的去除量，g·kg⁻¹。

采用重量法测定模拟尾水中泥沙质量，即将采集的样品静置24 h，去除上清液，烘干残留泥浆，称重，根据式(5)计算尾水泥沙含量，以泥沙去除率来表征PRB拦截泥沙效果，其表达式如式(6)所示。

$_{ } \rho =\frac{{m}_{s}}{{V}_{t}} _{ }$

$(5)$

${\sigma }_{1}=\frac{{\rho }_{1}}{{\rho }_{0}}\times 100\mathrm{\%}$

$(6)$

式中： $\rho$ 为水样中泥沙含量，g·L⁻¹； ${V}_{t}$ 为采样体积，L； ${m}_{s}$ 为水样中泥沙质量，g； ${\sigma }_{1}$ 为泥沙去除率，%； ${\rho }_{0}$ 为进水泥沙含量，g·L⁻¹； ${\rho }_{1}$ 为排出水泥沙含量，g·L⁻¹。

2. 结果与讨论

2.1 填料级配对PRB渗流量的影响

由图2可以看出，渗流量随着细粒沸石级配的增加而降低。在不同的级配范围呈现出明显不同的下降趋势：当级配在0~10%时，渗流量随级配的增加急剧下降；当级配在10%~15%时，渗流量下降趋势减缓；提高级配至15%~25%时，渗流量下降幅度又开始增大。一般认为，在渗流过程中，构成基本骨架的粗粒沸石对PRB透水性起决定性作用^[21]，但不断增加细颗粒含量时，部分细粒会填充到粗颗粒骨架空隙中，降低了骨架孔隙度，导致渗透性逐渐减小。在已报道的有关细粒土在粗粒沙中的含量对渗透系数的影响研究中均发现，细粒土在不同的含量范围，渗透系数下降幅度不同，其结果与本实验中级配对渗流量的影响规律基本一致^[22-23]。从本实验结果来看，当细粒沸石级配为10%~15%时，渗流量可达3.4~3.6 L·min⁻¹，实地建设放大60倍后可满足实际溪流的日处理量水平。考虑到细粒越多吸附容量越大，因此，可将细粒占比15%作为本实验中PRB填料的最佳级配。

图 2 不同细粒沸石级配对渗流量与沸石用量的影响

Figure 2. Effect of different fine zeolites grading on seepage flow and zeolite dosage

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2.2 PRB厚度与水位差对PRB渗流量的影响

当填料的级配确定后，PRB厚度与水位差即成为影响渗流量的关键因子。由图3与图4可以看出，渗流量与PRB厚度呈线性负相关，而与水位差呈线性正相关。这与表征渗流的达西公式一致^[24]。因此，可以认为，在此条件下水流主要以渗流方式通过PRB。根据图3和图4中拟合公式得出：PRB厚度每增加10 cm，水位差需要增加0.86 cm才可维持PRB渗流量不变。

图 3 PRB厚度对渗流量的影响

Figure 3. Effect of PRB thickness on seepage flow

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图 4 PRB进出水位差对渗流量的影响

Figure 4. Effect of PRB inlet and outlet water level difference on seepage flow

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为了保持水位差不变，实验中PRB末端挡板出水口设置越高，进水端水阱中水位就越高，但当其高度超过PRB高度时，容易形成表面流；而当PRB末端挡板出水口设置较低时，由于水流本身的重力作用，水流仅从PRB底部渗流排出^[25]，上部填料难以被利用。因此，本实验设定水头高度与PRB等高，通过不断降低出水口高度实现PRB水位差的变化，在水流完全透过PRB的条件下探究了渗流量与水位差的关系。

2.3 PRB进水口位置对渗流路径的影响

由图5可以看出，在进水口高度设置为PRB高的1/2与1/3时，当水头高度为12~14 cm时，渗流量随着水头的提高呈线性增加的趋势，水流以渗流方式通过PRB；当水头提高至14 cm时，渗流量分别达到4.7 L·min⁻¹与4.1 L·min⁻¹，水流仍然主要以渗流方式通过PRB；当水头高度大于14 cm之后，PRB出水流量迅速增加，此时一部分水流垂直向上流向PRB表面形成表面径流，其中1/2PRB进水口高度的表面径流更为明显，表面径流最后与墙体内水平方向渗流汇成一股水流排出PRB。在进水口高度设置为与PRB等高时，容易形成表面径流，在水头高13 cm时就出现了折点。此时渗流量的变化可分为3个阶段：在水头高度低于13 cm时，以渗流为主；水头高度为13~14 cm时，以表面径流为主；水头高度超过14 cm时，渗流可以忽略，基本以表面径流形式经过PRB。综合来看，当进水口位置为1/3PRB高度时，在较宽的水头高度范围内水流仍以渗流方式经过PRB，更有利于提高填料利用率。

图 5 不同进水口高度对渗流量的影响

Figure 5. Effect of different inlet height on seepage flow

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上述结果表明，为了确保水流能以渗流方式为主导透过PRB且具有满足实际需要的水流量水平，建议地表PRB进水口位置设在PRB高度的1/3以下，出水口高度为PRB高度的1/2。PRB厚度需要根据现场条件和尾水处理量来确定，增加PRB厚度所降低的渗流量可以通过提高水位差所增加的渗流量来弥补(图4)。本实验模拟PRB的横截面积为0.024 m²，约为目标支流拟建PRB的1/60，在级配为15%、PRB厚度为50 cm、进水口高度为1/3PRB高、水位差为8 cm时，PRB渗流量可达4.1 L·min⁻¹，放大60倍后PRB渗流量达354 t·d⁻¹，能够满足PRB拟建点支流水流量水平(10~300 t·d⁻¹)。

2.4 静态吸附条件下沸石对氨氮的最大去除量

图6中的1~6次处理所用原始溶液体积为400 mL，相当于每增加1次处理，尾水处理量增加400 mL；7~16次处理所用原始溶液体积为100 mL，每增加1次处理，尾水处理量增加100 mL。由图6可以看出，在第5、6次处理中，溶液处理前后氨氮质量浓度差明显小于前几次处理，在第7次处理时，将原始溶液体积减为100 mL，在第16次处理中前后溶液氨氮质量浓度差约为1.88 mg·L⁻¹，可以认为沸石在此条件下已接近饱和。本次实验共处理3.4 L尾水，去除氨氮13.5 mg。

图 6 尾水处理量对沸石去除氨氮效果的影响

Figure 6. Effect of tail water treatment capacity on ammonia nitrogen removal by zeolite

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2.5 PRB对稀土尾水氨氮的消减

为了模拟稀土矿山溪流水流量的季节性变化，在渗流量连续变化的条件下观察了PRB对尾水中氨氮消减效果及出水pH的影响。由图7可以看出，在渗流量为4.0 L·min⁻¹时，60 min后，PRB对尾水中氨氮去除率从85%迅速下降到20%，随后基本稳定在10%左右；当渗流量降低为3.2 L·min⁻¹时，氨氮去除率又提高至53%，30 min后氨氮去除率迅速下降到22%，随后去除率基本稳定在10%；当渗流量进一步降低为2.6 L·min⁻¹时，氨氮去除率又上升至18%，但5 min后去除率迅速下降到7%，随后基本稳定在5%。PRB对尾水中氨氮的去除效果呈现出快速吸附缓慢平衡的吸附特点^[26]。在第1次降低渗流量后，氨氮去除率明显上升，后又逐渐趋于稳定；在第2次降低渗流量时，去除率没有明显提高，表明填料吸附氨氮已接近饱和。从整体来看，沸石在经过一段高渗流量的时间后，如果降低渗流量，则可继续发挥沸石对氨氮的去除能力。这是因为沸石对氨氮的去除主要依靠吸附和离子交换^[27]。渗流量的大小在一定程度上代表了流速的大小，渗流量大时，流速较快，氨氮溶液在PRB中的停留时间较短，使得液膜扩散和填料内部扩散不充分^[28]，从而影响填料内孔隙对氨氮的吸附，使得PRB对氨氮的去除率降低；但在降低渗流量时，则延长了尾水与填料的接触时间，PRB仍可以继续发挥去除氨氮的作用。经过2160 min后，PRB对氨氮的累积去除量达50.14 g。

图 7 渗流量对PRB去除氨氮效果的影响

Figure 7. Effect of seepage flow on ammonia nitrogen removal by PRB

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由图8可以看出，在前120 min，经PRB处理后的尾水 pH提高了0.5个单位以上。随时间的延长，pH提升效果逐渐减弱。沸石本身具有一定的碱性^[18]，当尾水流经PRB时，尾水中一部分H⁺被快速中和，使得排出水中pH升高，且随着时间的延长这种作用逐渐减弱。图9表明，当PRB厚度增加时，氨氮去除率得到明显提高。这是因为水流经过的路径变长了，延长了尾水与沸石的接触时间，使得去除率有所提升；其次沸石用量增加，去除氨氮的物料总量增加，使PRB可去除更多的氨氮。根据以上数据计算得出，以13.75 kg的沸石填料，处理约7 t尾水，PRB的填料利用率为54.0%，氨氮平均去除率为14.2%。

图 8 不同时间下PRB对出水pH的影响

Figure 8. Effect of PRB on pH in leachate at different time

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图 9 厚度对PRB去除氨氮效果的影响

Figure 9. Effect of thickness on ammonia nitrogen removal by PRB

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2.6 PRB对尾水中泥沙的拦截

图10显示，泥沙去除率随时间的延长逐渐降低。泥沙平均去除率在前25 min内达到80.5%，在75~100 min降低至35.4%。根据过滤机理，泥沙被截留的主要原因可能有：惯性碰撞、重力沉降、静电吸引、直接截留等^[29-30]。张建锋等^[31]在关于均质滤料过滤阻力数学模型的研究中指出，当滤层空隙减少到一定的程度，滤层就会丧失截留能力。从图10可以计算得出：在含沙尾水透过PRB 100 min后，共拦截314.9 g泥沙，平均拦沙率达58.2%。

图 10 不同时间段内进出水泥沙含量及平均去除率

Figure 10. Sediment contents in inlet water and leachate and the corresponding average removal rates over different time periods

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3. 结论

1)当细粒沸石级配为0~10%或大于15%时，随着级配的增加，PRB渗流量急剧降低；级配为10%~15%时，渗流量变化较为平缓，有利于PRB稳定运行。与其他进水口高度相比，1/3 PRB高的进水口高度可在较宽的水位差范围内水流保持以渗流方式经过PRB，更有利于提高填料利用率。

2)地表PRB具有消减氨氮、拦截泥沙的作用。在室内模拟实验条件下，优化设计PRB装置对氨氮的平均去除率可达14.2%；泥沙平均去除率可达58.2%，其处理容量放大60倍后相当于尾水日处理能力354 t·d⁻¹，可满足矿区一般小流域支流的实际需要。

图 1 硝化污泥生长特性实验装置

Figure 1. Experimental device for growth characteristics of nitrifying sludge

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图 2 反应器运行过程中硝化性能的变化

Figure 2. Changes in nitrification performance during reactor operation

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图 3 第35天反应器中 ${{\bf{NH}}_4^{+}}$ -N质量浓度随时间变化情况

Figure 3. Variation of ${{\rm{NH}}_4^{+}}$ -N concentration with time in the reactor on the 35th day

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图 4 经过40 d培养后，反应器TOC含量的变化

Figure 4. Changes of TOC content in reactor after 40 days culture

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图 5 经过40 d培养后，多糖与蛋白质的变化

Figure 5. Changes of polysaccharide and protein after 40 days culture

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图 6 添加不同信号分子条件下，TB-EPS的3D-EEM谱图

Figure 6. 3D-EEM spectra of TB-EPS under the condition of adding different signal molecules

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图 7 运行一周期后出水信号分子的浓度

Figure 7. Concentration of signal molecules in the effluent after running for one cycle

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表 1 人工合成污水营养元素配方

Table 1. Formula of nutrient elements in synthetic wastewater

营养元素	质量浓度/(mg·L⁻¹)	营养元素	质量浓度/(mg·L⁻¹)
(NH₄)₂SO₄	141~1 885	FeCl₂·4H₂O	1.988
NaCl	585	MnCl₂·2H₂O	0.081
KH₂PO₄	54	NiCl₂·6H₂O	0.024
KCl	75	CoCl₂·6H₂O	0.024
CaCl₂·2H₂O	74	CuCl₂·6H₂O	0.017
MgSO₄·7H₂O	49	ZnCl₂	0.068
Na₂EDTA	4.292	Na₂MoO₄· 2H₂O	0.024
注：(NH₄)₂SO₄为反应器唯一 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N来源，在硝化污泥驯化富集阶段 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N的质量浓度由30 mg·L⁻¹逐步提高到200 mg·L⁻¹，在将硝化污泥接种到小型SBR的生长特性实验阶段， ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N的质量浓度由200 mg·L⁻¹逐步提高到400 mg·L⁻¹。

营养元素	质量浓度/(mg·L⁻¹)	营养元素	质量浓度/(mg·L⁻¹)
(NH₄)₂SO₄	141~1 885	FeCl₂·4H₂O	1.988
NaCl	585	MnCl₂·2H₂O	0.081
KH₂PO₄	54	NiCl₂·6H₂O	0.024
KCl	75	CoCl₂·6H₂O	0.024
CaCl₂·2H₂O	74	CuCl₂·6H₂O	0.017
MgSO₄·7H₂O	49	ZnCl₂	0.068
Na₂EDTA	4.292	Na₂MoO₄· 2H₂O	0.024
注：(NH₄)₂SO₄为反应器唯一 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N来源，在硝化污泥驯化富集阶段 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N的质量浓度由30 mg·L⁻¹逐步提高到200 mg·L⁻¹，在将硝化污泥接种到小型SBR的生长特性实验阶段， ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N的质量浓度由200 mg·L⁻¹逐步提高到400 mg·L⁻¹。

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表 2 SBR硝化污泥生长状况

Table 2. Growth of nitrifying sludge in SBR

组别	种泥MLSS/(g·L⁻¹)	运行40 d后MLSS/(g·L⁻¹)	运行40 d后MLVSS/(g·L⁻¹)	MLVSS/MLSS	平均ESS/(g·(L·d)⁻¹)	平均生长速率/(g·(L·d)⁻¹)
空白	2.52±0.07	2.78±0.06	1.56±0.07	0.561	0.035	0.125±0.013
C7-HSL	2.52±0.07	3.76±0.15	2.87±0.22	0.764	0.025	0.169±0.022
C8-HSL	2.52±0.07	3.05±0.23	2.06±0.27	0.675	0.032	0.137±0.030
3-oxo-C10-HSL	2.52±0.07	3.15±0.37	2.10±0.18	0.667	0.028	0.138±0.044

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表 3 FA与FNA浓度

Table 3. Concentrations of FA and FNA mg·L⁻¹

组别	第15天进水		第15天出水		第17天进水		第17天出水
组别	FA	FNA	FA	FNA	FA	FNA	FA	FNA
空白组	13.054^*	0.000	0.485^*	0.021	16.970^*	0.044^*	0.347^*	0.047^*
C7-HSL组	13.054^*	0.000	0.159^*	0.003	13.902^*	0.004	0.022^*	0.007
C8-HSL组	13.054^*	0.000	0.348^*	0.014	15.338^*	0.029	0.141^*	0.037^*
3-oxo-C10-HSL组	13.054^*	0.000	0.278^*	0.013	14.946^*	0.027	0.127^*	0.033^*
注：*表示NOB活性被抑制。FA>0.1~1mg·L⁻¹时，NOB开始被抑制，NOB的活性随着FA浓度的升高而降低；FNA>0.03 mg·L⁻¹时，NOB开始被抑制，FNA>0.2 mg·L⁻¹时，NOB被完全抑制^[15−16]。

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表 4 运行40 d后样品TB-EPS的峰值的荧光特性

Table 4. Fluorescence characteristics of peak value of TB-EPS after 40 days operation

组别	A峰		B峰		C峰		D峰
组别	(Ex/Em)/nm	强度	(Ex/Em)/nm	强度	(Ex/Em)/nm	强度	(Ex/Em)/nm	强度
种泥	280/350	2 365.554	230/305	573.562	230/345	565.843	355/445	288.842
空白组	285/350	2 733.813	220/305	934.161	230/340	887.892	355/445	262.043
C7-HSL组	285/350	3 466.555	230/305	744.254	230/345	748.513	355/445	491.738
C8-HSL组	285/350	3 368.555	230/310	639.237	230/345	650.533	355/445	493.638
3-oxo-C10-HSL组	285/350	3 178.554	230/310	854.892	230/345	843.012	355/455	343.223

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图( 7) 表( 4)

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1. 材料与方法
1.1 实验材料
1.2 实验装置
1.3 实验过程
1.4 分析方法与计算
2. 结果与讨论
2.1 填料级配对PRB渗流量的影响
2.2 PRB厚度与水位差对PRB渗流量的影响
2.3 PRB进水口位置对渗流路径的影响
2.4 静态吸附条件下沸石对氨氮的最大去除量
2.5 PRB对稀土尾水氨氮的消减
2.6 PRB对尾水中泥沙的拦截
3. 结论

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氨氮作为水体中的主要污染物之一，容易使水体富营养化，导致“水华”和“赤潮”发生，严重威胁生态环境^[1]。硝化和反硝化作用是生物脱氮的两个重要步骤。硝化作用是在好氧条件下氨氧化细菌(ammonia-oxidizing bacteria，AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(nitrite-oxidizing bacteria，NOB)将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐的过程，反硝化作用是通过反硝化细菌将硝酸盐和亚硝酸盐还原成气态氮的过程。生物脱氮因经济高效、易于操作和绿色无二次污染等优点成为研究热点。但是，由于硝化细菌生长缓慢、同化效率低和环境敏感性高，并且高氨氮废水中存在大量的游离氨会对传统生物脱氮法中的微生物活性产生抑制作用，因此，保持细菌的活性，维持生物量是影响脱氮效率的关键因素^[2]。

群体感应(quorum sensing，QS)是指微生物能自发合成并释放信号分子来感知周围细菌密度，当信号分子的浓度到达一定阈值后被细胞感知并调控相关基因的表达，从而调节微生物的一些行为，如生物膜的形成、生物发光和胞外多糖产生等^[3-4]。已知的信号分子根据其化学种类的不同分为三大类：革兰氏阴性菌分泌的酰基高丝氨酸内酯(N-acyl-homoserine-lactones，AHLs)、革兰氏阳性菌分泌的寡肽(autoinducter peptide，AIP)和能同时调控革兰氏阴性菌和阳性菌实现细菌种间交流的呋喃硼酸二酯(AI-2)。酰基高丝氨酸内酯环是AHLs信号分子的共同特征，酰基侧链的长度、碳链骨架饱和度和取代基的不同导致了AHLs的多样性和特异性^[5]。硝化功能细菌属于革兰氏阴性菌，种内产生的信号分子为AHLs，因此，本实验主要研究AHLs类信号分子对硝化细菌的影响。

1997年BATCHELOR等^[6]首次发现Nitrosomonas europaea存在群体感应现象，其中高细胞密度培养比低细胞密度培养会产生和积累更多AHLs，并且外源添加3-oxo-C6-HSL信号分子有利于饥饿状态下的N. europaea恢复生长。最近的研究表明，硝化细菌可以通过QS调节自身的行为，例如提高细菌的活性、促进生物膜的生长以及调节胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)的合成，从而更好地聚集，占用更多资源和空间，保持环境中的种群优势^[6-8]。在硝化反应器的混合培养中，投加不同种类的AHLs可发现，AHLs通过改变EPS的组成防止生长缓慢的硝化细菌流失，并且3-oxo-C6-HSL和C6-HSL有利于促进细菌的附着并提高脱氮效率^[7]。同样，将硝化颗粒污泥中含有AHL的细胞提取物添加到硝化活性污泥中，处理30 d后，提高了细胞的粘附和聚集性，提高了微生物的活性，最大氨氮去除率提高了83.3%^[8]。前期调研发现，C7-HSL是少见的酰基侧链C原子为奇数的信号分子且在污水处理中研究较少，而C8-HSL和3-oxo-C10-HSL是脱氮过程中的典型信号分子。因此，本研究添加C7-HSL、C8-HSL和3-oxo-C10-HSL到硝化系统中，通过观察污泥生长特性、硝化性能的变化以及EPS成分的改变，研究信号分子对处理高氨氮负荷污水的影响。

AHLs群体感应信号分子对活性污泥反应器处理高氨氮废水的影响

作者简介: 罗锋(1997—)，男，硕士研究生。研究方向：废水处理与资源化。E-mail：luofeng2563@163.com

通讯作者: 胡惠秩(1985—)，女，博士，副教授。研究方向：环境微生物、废水处理与资源化。E-mail：huhuizhi@126.com;

Effect of N-acyl-homoserine-lactones mediated quorum sensing on the treatment of high ammonia nitrogen wastewater by activated sludge reactor

Corresponding author: HU Huizhi, huhuizhi@126.com ;

1. 材料与方法

1.1 实验材料

1.2 实验装置

1.3 实验过程

1.4 分析方法与计算

2. 结果与讨论

2.1 填料级配对PRB渗流量的影响

2.2 PRB厚度与水位差对PRB渗流量的影响

2.3 PRB进水口位置对渗流路径的影响

2.4 静态吸附条件下沸石对氨氮的最大去除量

2.5 PRB对稀土尾水氨氮的消减

2.6 PRB对尾水中泥沙的拦截

3. 结论

计量

出版历程

AHLs群体感应信号分子对活性污泥反应器处理高氨氮废水的影响

通讯作者: 胡惠秩(1985—)，女，博士，副教授。研究方向：环境微生物、废水处理与资源化。E-mail：huhuizhi@126.com;

作者简介: 罗锋(1997—)，男，硕士研究生。研究方向：废水处理与资源化。E-mail：luofeng2563@163.com 1. 湖北大学资源环境学院, 武汉430062 2. 区域开发与环境响应湖北省重点实验室, 武汉430062

English Abstract

Effect of N-acyl-homoserine-lactones mediated quorum sensing on the treatment of high ammonia nitrogen wastewater by activated sludge reactor

Corresponding author: HU Huizhi, huhuizhi@126.com ;

全文HTML

1.1. 实验试剂

1.2. 硝化污泥的培养

1.3. 信号分子对硝化污泥的影响

1.4. 分析方法

1.5. EPS提取及测定

1.6. AHL的提取与检测

1.7. 数据计算分析

2.1. 信号分子对硝化污泥生长的影响

2.2. 信号分子对硝化污泥处理性能的影响

2.3. 信号分子对EPS结构的影响

2.4. 3D-EEM光谱分析

2.5. 信号分子浓度的变化

2.6. 信号分子的作用

目录

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1.1. 实验试剂

1.2. 硝化污泥的培养

1.3. 信号分子对硝化污泥的影响

1.4. 分析方法

1.5. EPS提取及测定

1.6. AHL的提取与检测

1.7. 数据计算分析

2.1. 信号分子对硝化污泥生长的影响

2.2. 信号分子对硝化污泥处理性能的影响

2.3. 信号分子对EPS结构的影响

2.4. 3D-EEM光谱分析

2.5. 信号分子浓度的变化

2.6. 信号分子的作用

作者简介: 罗锋(1997—)，男，硕士研究生。研究方向：废水处理与资源化。E-mail：luofeng2563@163.com
1. 湖北大学资源环境学院, 武汉430062

2. 区域开发与环境响应湖北省重点实验室, 武汉430062