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我国污水厂进水普遍具有低C/N的水质特征，限制了污水厂的脱氮除磷效率[1-2]。为满足出水氮磷的达标排放，通常选择在污水处理流程中投加有机碳源[3-4]。虽然提升了氮磷脱除效果，但存在碳源药剂费用高昂、污泥产量增加、后续处理处置费用高、大部分有机物转化为CO2 (不符合碳达峰、碳中和的时代发展需求)[5]等诸多问题。因此，急需找寻新的方法或策略以摆脱低C/N污水处理对外加碳源的依赖。
污水处理工艺中好氧区会消耗大量有机物，造成碳源的浪费，控制溶解氧能够节约碳源，提高碳源在缺氧段的脱氮利用率。近几年，较多研究提出通过控制污水处理工艺中好氧区溶解氧(DO)可实现低C/N污水的高效脱氮除磷，无需外加碳源的同时可节省曝气能耗。JIN等在低C/N进水条件下，通过2步控制DO<0.5 mg·L−1，实现87.9%的TN去除率[6]。赵智超等在AAO反应器中通过间歇曝气降低好氧区DO浓度，在无硝化液内回流条件下实现了同步硝化反硝化脱氮除磷，出水TN和TP分别为5.8 mg·L−1和0.3 mg·L−1[7]。此外，低DO控制过程中微生物群落与功能基因的变化，也是实现低C/N进水条件下各工艺高效脱氮除磷的关键原因之一[8-9]。池玉蕾等[10]的研究表明，对于低C/N污水而言，好氧区DO的降低能显著提高系统内反硝化菌和聚磷菌的丰度，从而提高污水处理系统的脱氮除磷效率。
然而，在低C/N进水条件和低DO控制策略下污水处理效能及微生物群落结构的研究大多停留在小试及中试阶段，缺乏针对实际工程的应用研究。对于城镇污水处理厂而言，DO的变化会对整个工艺系统产生较大影响，其准确调控至关重要。因此，有必要针对实际工程研究低DO调控策略下污水处理系统的综合效能。本研究选择山东某城镇污水处理厂(低C/N进水)进行实验，比较在无外加碳源并调控好氧区DO措施实施前后污水厂脱氮除磷效能及微生物种群结构的变化，并综合分析低DO控制策略产生的经济效益。面对碳达峰、碳中和的时代发展目标，本研究通过低DO调控，保障低C/N进水污水厂出水达标的同时，实现药耗(无需外加碳源)和能耗(降低曝气)的同步节省，不仅大大节约了运行费用，也为同类型实际工程的调控及改造提供参考。
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本研究依托于山东省某城镇污水处理厂，该厂设计处理规模为8×104 t·d−1，实际运行规模8×104 t·d−1，采用A2O工艺。进水C/N平均值为4.2:1，属典型低C/N进水水质，常年大量投加有机碳源，出水水质执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准。主要工艺流程见图1，主要构筑物参数见表1。
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本研究的运行周期分为2个阶段，第1阶段(P1)为2020-01-01—2020-12-31，共365 d，每天根据出水TN浓度投加碳源(乙酸钠)；第2阶段(P2)为2021-01-01—2021-05-22，共143 d。其中P2阶段开始逐渐减少碳源投加量，在416 d后停止投加碳源。同时，P2阶段硝化液回流比分4个阶段下调：366~399 d维持在370%；400~425 d逐渐下调至280%；426~455 d逐渐下调至180%；456~484 d逐渐下调至90%，之后不再改变。2个阶段运行参数见表2。
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1)水质指标测定与分析。水样COD、NH4+-N、NO3−-N、NO2−-N、TN、TP、MLSS等指标均根据国家标准方法测定[11]。水样DO浓度通过便捷式溶解氧仪(YSI-pro20)测量。
2)微生物样品采集与保存。基于表观实验数据，分别于P1(第140天)和P2(第499天)2个阶段从污水厂采集2组活性污泥样品。采样位置为奥贝尔氧化沟好氧区的前段、中段和后段，每段于液面下1、3和5 m处采集3个样品，将9个样品混合形成1组微生物样品。采集后样品保存于−20 oC，用于后续微生物测序。
3)宏基因测序与分析。利用E.Z.N.A.® Soil DNA Kit(Omega Bio-tek，美国)试剂盒对活性污泥微生物样品进行DNA抽提；使用NEXTflexTM Rapid DNA-Seq(Bioo Scientific，美国)建库；使用Illumina NovaSeq测序平台进行宏基因组测序；使用上海美吉生物医药科技有限公司云平台进行数据分析。
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好氧区硝化比例、好氧区亚硝化比例、好氧区同步脱氮比例按式(1)、式(2)、式(3)计算。
式中：R1为好氧区硝化比例，%；R2为好氧区亚硝化比例，%；R3为好氧区同步脱氮比例，%；
CNH+4−N,in ,CNH+4−N,ef 分别为好氧区进出水NH4+-N质量浓度，mg·L−1；CNO−3−N,in ,CNO−3−N,ef 分别为好氧区进出水NO3−-N质量浓度，mg·L−1；CNO−2−N,in ,CNO−2−N,ef 分别为好氧区进水NO2−-N质量浓度，mg·L−1。 -
针对P1、P2 2个阶段，考察系统在调控DO前后对有机物、氮、磷等污染物的转化去除效果。实验过程中污水厂进出水COD变化情况见图2。P1和P2阶段污水厂出水COD值无显著差异。P1阶段实际进水COD平均值为215 mg·L−1(C/N=4.4∶1)，外加碳源COD当量平均值为41 mg·L−1(总C/N=5.2∶1)；P2阶段实际进水COD平均值为244 mg·L−1(C/N=4.2∶1)。在P2阶段降低好氧池DO浓度后，污水厂出水COD值基本维持在25 mg·L−1以下，490 d后出水COD略有上升，但仍然满足排放要求。COD平均去除率由P1阶段的91.5%变为P2阶段的92.5%，变化不明显，可见DO的降低对有机物的去除几乎无影响。
2个阶段的NH4+-N、TN去除及NO2−-N积累情况见图3。P1和P2阶段对NH4+-N的去除效果无显著差异。2个阶段污水厂进水NH4+-N平均质量浓度分别为46.6 mg·L−1和49.6 mg·L−1，降低好氧区DO浓度后，P1和P2阶段污水厂出水NH4+-N质量浓度基本都维持在1 mg·L−1以下，平均去除率在97%以上。可见DO浓度的降低对NH4+-N的去除效果无显著影响。
P2阶段污水厂对总氮的去除效果明显好于P1阶段。P1阶段污水厂进水和出水TN平均质量浓度分别为48.9 mg·L−1和 11.6 mg·L−1，平均去除率为76.3%；P2阶段污水厂进出水TN平均质量浓度分别为57.9 mg·L−1和 9.9 mg·L−1，平均去除率升高至82.9%。P2阶段，本研究在控制DO浓度、降低外加碳源的同时，硝化液回流比从P1阶段的370%逐渐下调，最终调整为P2阶段的90%，再加上100%的污泥回流比，TN的理论去除率应从82.5%降至65.5%。P1阶段的TN平均去除率低于理论去除率；然而，P2阶段的TN去除率却明显高于理论去除率。控制溶解氧浓度及减少碳源投加控制策略下，污水处理厂的脱氮能力非但没有降低，反而显著提升。
P2阶段开始对污水厂出水NO2−-N浓度进行跟踪检测，结果如图3所示。长期低DO运行条件下，出水TN逐渐以NO2−-N为主。第367~406天，出水NO2−-N质量浓度几乎为0，之后逐渐升高，在508 d时达到最高值8.5 mg·L−1，有明显的NO2−-N积累。这与姚丽婷等在小试实验中的研究结果一致。在低DO条件下，会出现显著的NO2−-N积累现象，主要原因为亚硝酸盐氧化菌(NOB)受到抑制，氨氧化菌(AOB)逐渐成为优势菌，最终实现短程硝化[12]。P2阶段开始逐渐停止外加碳源，C/N从5.2∶1(含外加碳源)降至4.2∶1，而TN去除效果却明显有提升。其原因之一可能是降低DO后，好氧区发生短程硝化，而反硝化去除NO2−-N所需电子供体仅为NO3−-N的60%，大大降低了污水厂脱氮对碳源的需求[13]，也是保障低碳源条件下脱氮效能的关键因素之一。
污水厂2个阶段TP去除效果见图4。P2阶段污水厂对TP的去除效果优于P1阶段。降低好氧区DO浓度后，TP的去除效果有明显提升，沉淀池出水平均质量浓度从0.64 mg·L−1降至0.34 mg·L−1，去除率由87.0%上升至92.7%，说明DO浓度的降低提升了污水处理系统的除磷效果。池玉蕾等在小试实验研究中得出同样的结果，认为低DO条件促进了系统中除磷功能微生物的生长，从而表现出更好的除磷效能[10]。
为探究低DO条件下污水厂脱氮能力提升的原因，分别于P2阶段的第392、475、493、499天监测各生化单元的出水水质情况，结果如图5所示。COD、NH4+-N与TP在各池体单元的去除规律无显著变化。其中，在厌氧池中的COD显著下降。分析主要原因为非溶解性有机物在厌氧池被活性污泥快速吸附及污泥回流(100%)的稀释作用[14-15]。
P2阶段降低DO后，短程硝化作用逐渐显现。第392、475、493、499天，NH4+-N在好氧池的转化量基本无差异；然而，随着时间的增加，好氧池末端出水NO3−-N质量浓度逐渐降低，分别为11.1、7.8、1.7和0.1 mg·L−1；好氧池末端出水NO2−-N质量浓度逐渐升高，分别为0、2.6、5.0、5.9 mg·L−1。长期低DO运行条件下，好氧池对NH4+-N的转化逐渐从全程硝化变为短程硝化。此外，第475、493、499天，好氧池出现了明显的TN脱除现象。
P2阶段低DO运行条件下，针对好氧区的氮转化平衡问题进行分析，结果如图6所示。P2阶段好氧区全程硝化逐渐转化为短程硝化，且表现出明显的脱氮效果。392 d时，好氧区主要发生全程硝化，之后好氧区全程硝化比例不断下降，由392 d的94.1%降至499 d的0.7%，而短程硝化的比例从0增加到38.0%。然而，值得注意的是，在长期低DO运行条件下，除了全程硝化和短程硝化外，仍有部分NH4+-N既未转化为NO3−-N也未转化为NO2−-N。该部分NH4+-N的比例由392 d的0逐渐上升至499 d的61.3%。基于好氧区的低DO及NO2−-N持续积累状态，推测本研究在好氧区发生了同步脱氮作用，可能为同步硝化(也可能短程硝化)反硝化或者厌氧氨氧化作用。
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为进一步探索P1和P2阶段污水厂表观差异的内部机制，对2个阶段污水厂好氧区的微生物进行宏基因组学测序并对比分析。微生物在门水平的群落结构如图7(a)所示。长期低DO运行条件造成污水处理系统内微生物在门水平上差异性显著。P1阶段系统内的优势菌为Proteobacteria(36.3%)，其次为Chloroflexi(20.0%)与Actinobacteria(17.7%)；P2阶段系统中丰度最高的仍为Proteobacteria(40.8%)，而Chloroflexi(15.1%)明显下降Actinobacteria(23.0%)显著升高。此外，值得注意的是，Nitrospirae(亚硝酸盐氧化相关菌门)的丰度由P1阶段的2.2%下降至P2阶段的0.6%。
微生物在属水平的丰度如图7(b)所示。P1和P2阶段系统内脱氮除磷主要功能微生物在属水平的差异性同样显著。硝化作用相关功能微生物变化为：氨氧化菌(AOB)Nitrosomonas和Nitrosomonadales的丰度分别由P1阶段的0.41%、0.32%变化至P2阶段的0.45%、0.21%，总丰度略有下降；而亚硝酸盐氧化菌(NOB)Nitrospirae的丰度却从P1阶段的0.15%大幅下降至P2阶段的0.06%[16]。由此可见，低DO运行条件对NOB的明显抑制作用，可能是造成好氧区NO2−-N积累的主要因素。
长期低DO运行条件下，P2阶段系统内反硝化功能微生物Hyphomicrobium、Lautropia、Dechloromonas、Acidovorax、Thauera、Comamonas、Ignavibacterium总体较P1阶段有所增加[17-19]，相对丰度为原来的1.4倍。此外，P2阶段系统中除磷菌(PAOs)Candidatus Accumulibacter、Rhodobacteraceae和聚糖菌(GAOs)Defluviicoccus、Candidatus Competibacter均较P1阶段有显著提升，总的相对丰度为P1阶段的1.7倍。有研究表明，这4种功能菌能够利用厌氧期储存的内碳源进行反硝化脱氮[20-21]。由此可见，低DO条件下系统内各反硝化功能微生物的增加同样是保障低碳源脱氮的关键。
长期低DO运行条件下，好氧区氮平衡的分析结果表明，好氧区有明显的氨氮(总氮)缺失，推测其原因可能为好氧区发生同步硝化反硝化或者厌氧氨氧化。ZHANG等的研究表明，在低DO条件下部分GAOs、PAOs在厌氧段储存的内碳源未被完全消耗，微氧条件下仍然能够进行反硝化脱氮[22]。而对于微生物的分析中，未发现有厌氧氨氧化相关的功能微生物，认为未发生厌氧氨氧化作用。因此，本研究认为长期低DO运行条件促使具备反硝化功能的PAOs与GAOs丰度升高，在好氧区形成了基于内碳源的同步反硝化(包括亚硝氮反硝化)作用，从而在无外加碳源及降低内回流的条件下提高了污水厂对低碳源污水的脱氮效能。
此外，上节研究结果表明在长期低DO运行条件下，系统除磷效果有明显提升。基于此，对系统内除磷相关功能微生物进行分析。结果表明，低DO运行条件下，除具备反硝化除磷功能的Candidatus Accumulibacter、Rhodobacteraceae(能利用DO或NO3−作为电子受体的PAOs)外，系统内另外一种除磷菌Tetrasphaera(仅能利用DO作为电子受体的PAOs)的丰度也有显著提升，P2阶段3种菌属在系统中的总丰度为P1阶段的2.3倍。分析其原因可能为，低DO运行条件下，提高了有机物作为内碳源用于生物除磷的利用率，促进了除磷相关功能微生物的生长，从而提升了系统的除磷效能[10]。
基于功能微生物数据，对P1、P2 2个阶段污水处理系统内氮代谢相关功能基因进行分析，结果如图8所示。2个阶段微生物脱氮相关的主要功能基因丰度有显著性差异。P2阶段降低DO后，氨氧化相关功能基因AmoCAB总丰度几乎未变，亚硝酸盐氧化还原酶功能基因NxrAB和硝酸盐还原酶功能基因NarGHI/NapAB总丰度分别下降了6.7%和4.2%，亚硝酸盐还原酶功能基因NirKS总丰度升高了13.5%[23-24]。结合表观效能及功能微生物丰度数据，推测系统中存在的一个内部机制为：长期低DO运行条件可抑制NOB，导致Nxr基因相对丰度下降，造成NO3−-N生成量减少、NO2−-N积累；而长期低NO3−-N、高NO2−-N条件下，Nar/Nap基因相对丰度降低，Nir基因相对丰度升高，也是保障无外加碳源条件下低C/N进水城镇污水厂脱氮效能的关键因素之一。
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长期低DO运行条件下，为污水厂带来的经济效益主要体现在3个方面：1)节省外加碳源，药剂费用大大降低；2)曝气量降低，电耗费用减少；3)低DO、低/无外加碳源条件下，污泥产量降低，污泥处理处置成本降低。污水采用低DO运行策略所带来的主要经济效益计算见表3，其中乙酸钠(含量20%)750 元·t−1，电费0.52 元·(kWh)−1，污泥处理费(80%含水率)270 元·t−1，P2阶段的污水厂运行费用比P1阶段降低2.44 万元·d−1，吨水处理费用减少0.3元。
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1)长期低DO运行策略下，低C/N进水城镇污水厂(A2O工艺)逐渐停止外加碳源，在硝化液回流比由370%降低到90%的过程中，TN去除效果不降反升，平均去除率由76.3%提升至82.9%。这主要由于好氧区短程硝化和同步反硝化作用比例的升高所致。
2)短程硝化作用的内在原因为长期低DO条件对AOB抑制作用小，对NOB抑制作用明显，NOB的丰度从0.15%下降至0.06%，亚硝酸盐氧化还原酶功能基因NxrAB丰度显著下降，造成NO2−-N积累。
3)好氧区同步反硝化作用的内在原因为低DO条件下具备反硝化功能的PAOs与GAOs比例升高，总丰度从2.06%提升至3.57%，好氧区低DO条件下利用厌氧期储存的内碳源完成反硝化脱氮；而内碳源利用率的提升又促进了PAOs的生长，提升了除磷效能。
4)低DO运行策略下，污水厂外加碳源、曝气电耗、污泥处理等费用大大降低，吨水处理费用节省0.3元。
低C/N进水城镇污水厂低溶解氧运行效能及微生物变化
The efficiency and microbial community change of urban sewage plant with low C/N influent based on low DO strategy
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摘要: 低C/N进水污水厂通常需要外加碳源以保障脱氮除磷效能，运行费用高。本研究以摆脱低C/N污水处理对外碳源依赖及降低运营成本为目的，依托山东省某城镇污水厂(A2O工艺)开展基于低DO调控策略的污水厂综合效能研究。结果表明，在长期低DO运行策略下，污水厂逐渐停止外加碳源，在硝化液回流比由370%逐渐降至90%的过程中，TN平均去除率由76.3%提升至82.9%，且除磷效率有所提升。对好氧区氮平衡进行分析发现，在低DO运行条件下，好氧区NH4+-N的转化逐渐以短程硝化和同步反硝化作用为主。微生物宏基因组学结果表明，在低DO条件下，NOB丰度由0.15%下降至0.06%，而具备反硝化功能的PAOs与GAOs的总体丰度由2.06%升高至3.57%。长期低DO、无外加碳源运行条件下，脱氮效能的显著提升主要由于好氧区短程硝化和同步反硝化作用的比例升高所致。低DO对AOB抑制作用小，对NOB抑制作用显著，导致NO2−-N的积累，保障了脱氮效能；PAOs与GAOs利用厌氧期储存的内碳源在好氧区反硝化脱氮，提升了脱氮效能；而内碳源利用率的提升又促进了PAOs的生长，提升了除磷效能。此外，污水厂低DO运行策略下，节省了运营成本，吨水处理费用降低了0.3元。Abstract: Low C/N influent wastewater plants usually need additional carbon source to ensure nitrogen and phosphorus removal efficiency, leading to the high operation cost. In order to get rid of external carbon sources for low C/N wastewater treatment and reduce operation cost, a comprehensive efficiency study was carried out in an urban wastewater treatment plant with A2O process in Shandong Province based on low DO regulation strategy. The results showed that under the long-term low DO operation strategy, when the wastewater plant gradually stopped additional carbon sources and decreased the reflux ratio of nitrification liquid from 370% to 90%, TN average removal rate increased from 76.3% to 82.9%, and phosphorus removal effect also increased. The analysis of nitrogen balance in aerobic zone showed that the transformation of NH4+-N in aerobic zone was gradually dominated by partial nitrification and simultaneous denitrification under low DO condition. Microbial metagomenomics results showed that under low DO condition, the abundance of NOB decreased from 0.15% to 0.06%, while the total abundance of PAOs and GAOs with denitrifying function increased from 2.06% to 3.57%. The significant improvement of nitrogen removal efficiency under long-term low DO and no external carbon source was mainly due to the increased proportion of partial nitrification and simultaneous denitrification in aerobic zone. Low DO had slight inhibitory effect on AOB, while inhibited NOB significantly, resulting in NO2−-N accumulation and ensuring TN removal efficiency. PAOs and GAOs used the internal carbon source stored in the anaerobic stage for denitrification in the aerobic zone, which improved the denitrification efficiency. The improvement of internal carbon source utilization rate promoted the growth of PAOs and raised phosphorus removal efficiency. In addition, under the low DO operation strategy of the sewage plant, the operating cost was saved and the wastewater treatment cost was reduced by 0.3 yuan per ton wastewater.
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我国是抗生素生产和使用大国，抗生素产量约占全球总产量的20%~30%[1]。与此同时，会产生大量的抗生素菌渣，据统计，我国每年菌渣总产量高达2×106 t[2]。此外，新鲜的菌渣含水率高达90%以上，极易腐败发臭，其中残留的抗生素会造成水土环境的污染，加剧细菌耐药性，危害人群健康[3-4]。
目前，抗生素菌渣的处理处置技术主要包括焚烧、填埋和堆肥等[5]。2021年新版《国家危险废物名录》[6]禁止将菌渣作为肥料和饲料的添加剂。因此，寻找适合的菌渣处理处置方法是亟待解决的问题。厌氧消化是一种可将高有机质废弃物资源化利用的处理方式。经过厌氧消化后的沼渣不再具有生物毒性，可进一步被处理加工成高品质的肥料。因此，菌渣的厌氧消化处理更能实现其减量化、资源化和无害化[7-8]。含固率(TS)对系统内pH、挥发性脂肪酸(VFAs)、氨氮、微生物群落结构及抗生素抗性基因都有一定的影响[9-10]，是厌氧消化的重要影响因素。PELLERA等[11]研究表明，不同底物的TS对厌氧发酵进程有较大影响。近年来，针对TS对污泥、粪便、秸秆以及厨余垃圾厌氧消化影响的研究已相对广泛[12-13]，但针对TS对抗生素菌渣厌氧消化影响的研究相对较少。
邹书娟等[14]的研究表明，菌渣中挥发分含量较高，主要以C、O、N和H为主，含有蛋白质和糖类等化合物。土霉素具有广谱性，在医疗和动物养殖方面均有较为广泛的应用[15]，故本研究以土霉素菌渣为研究对象。研究TS对土霉素菌渣厌氧消化系统稳定性以及残留抗生素去除的影响，并对最佳TS下系统优势菌群进行分析。以期为抗生素菌渣的减量化、资源化和无害化处理提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验材料及仪器设备
厌氧接种污泥取自河北省石家庄某制药废水处理厂的厌氧反应器，对其进行为期20 d的活化培养，然后加入实验所用的土霉素菌渣进行10 d左右的驯化。土霉素菌渣取自河北省石家庄市某制药厂。将高压板框压滤之后的土霉素菌渣经过破碎机粉碎过100目的筛子后备用。厌氧污泥及土霉素菌渣初始理化性质见表1。
表 1 厌氧污泥及土霉素菌渣初始理化性质Table 1. Initial physical and chemical property of anaerobic sludge and oxytetracycline residue供试样品 pH TS VS SCOD/(mg·L−1) 氨氮/(mg·L−1) 土霉素残留/(mg·kg−1) 厌氧污泥 6.4~7.2 2.65% 1.12% — — 2.33 土霉素菌渣 2.3-2.8 46.5% 36.75% 787.67 21.03 2 106.47 | Show Table
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1.2 土霉素菌渣厌氧消化批次实验
实验设置5组不同的含固率(4%、8%、12%、16%和20%)，每组设置3个平行。实验装置为自动甲烷潜力测试系统(Automatic Methane Potential Test System)，该系统包括3个部分，厌氧消化发生单元、CO2吸收单元以及气体测量设备。厌氧消化发生单元包括15个厌氧反应器，每个反应器容积为500 mL，设置有效容积为400 mL。在每个反应器内加入240 mL经过培养驯化的污泥，根据设置好的TS加入相应体积的土霉素菌渣和蒸馏水，以加入相同体积接种物的反应作为空白处理(CK)。用0.1 mol·L−1的NaOH和HCl将初始消化液的pH调节至6.8~7.2。实验开始前充入2~3 min的氮气以排出反应装置中的空气，所有反应器的温度均控制在(35±1) ℃。每2 d取其上清液，用作理化性质的检测，直到反应结束，另取结束后的样品，对其中残留土霉素的质量浓度进行检测。
1.3 检测指标及方法
菌渣的TS和VS采用重量法测定；pH采用自动电位滴定仪测定(PHS-2F，上海仪电科学仪器股份有限公司)；产气量由产甲烷潜力测试系统记录(AMPTSⅠ，北京碧普华瑞环境技术有限公司)(实际产气量扣除空白组的产气量)。将所有样品高速离心(8 000 r·min−1、10 min)，取上清液过0.25 μm滤膜，对所得滤液进行氨氮、化学需氧量(COD)和VFAs的测定。氨氮采用纳氏试剂法，紫外分光光度计测定(UV-5100，上海元析仪器有限公司)；SCOD和TCOD采用重铬酸钾法，快速消解分光光度计测定(5B-3B(V8)，北京连华永兴科技发展有限公司)；VFAs采用气相色谱法测定(GC7900/氢火焰检测器，上海天美科学仪器有限公司)；土霉素残留采用液相色谱法测定(LCMS8050，日本岛津公司)。
2. 结果与讨论
2.1 不同TS对产气的影响
产气情况反映系统内微生物对有机物的利用情况以及厌氧消化的进程，是衡量厌氧消化系统性能的关键因素之一[16]。不同TS下累积产气量和日产气量变化规律见图1。
图 1 不同TS厌氧消化系统内累积产气量和日产气量变化Figure 1. Variation curves of cumulative gas production and daily gas production in anaerobic digestion systems with different TS由图1(a)可看出，当TS为8%时，累计产气量最大。但单位VS产气量(以每gVS计)分别为101.87、78.56、40.22、29.81和26.36 mL·g−1，产气效率随TS的增加而降低，这与杨祎楠等[17]的研究结果相似。尽管当TS为8%时累积产气量最大，但其有机物的利用率较TS为4%时降低了22.3%。
由图1(b)可以看出，反应开始时，日产气量迅速增加，在4 d之内达到第1个产气高峰，经过一段时间的产气迟滞后，逐渐上升达到第2个产气峰值。这可能是因为，在反应前期有机物的含量较高，反应开始前系统的pH设定为厌氧微生物适宜生存的范围，微生物代谢速率快。刘中军等[18]的研究表明，微生物在活性较高的情况下会加快水解酸化的进程。在产甲烷的同时，CO2和H2等非甲烷气体的产量也随之增加，故导致反应前期日产气量达到峰值。随着反应的进行，可能由于VFAs的积累、氨氮抑制以及残留抗生素的毒害作用等原因，使产甲烷菌的活性受到了不同程度的抑制，故导致TS分别为8%、12%、16%和20%的反应组均出现了较长的产气迟滞，且TS越大迟滞期越长。5个TS下的第2个产气高峰出现的时间分别为第10、28、36、42和46 d，峰值随TS的增加而增大。王乐乐等[19]的研究表明，高TS的反应由于发酵液黏度高，气固液传质过程受阻碍，在发酵后期仍保持较高的甲烷产量，这与本研究结果相似。
尽管高TS的反应体系在发酵后期仍具有较高的产气潜力，但其存在产气迟滞的现象，且随TS的增加迟滞期越长。因此，综合考虑产气效率、有机物利用效率以及发酵周期等因素，在有限的时间内，TS大于8%时产气优势无太大差别。
2.2 厌氧消化系统的稳定性
厌氧消化处理是依靠系统内的产酸菌和产甲烷菌共同作用的结果，微生物的生长与环境条件的关系非常密切。在消化过程中，水解酸化菌分解有机物生成大量的VFAs。同时，含氮大分子逐渐分解，产生大量的氨氮[20]。体系内稳定的环境是依靠消化过程中产生的弱酸、弱碱共同作用的结果。因此，pH、氨氮以及VFAs的变化是考察系统稳定性的重要因素[21]，其在不同TS下的变化见图2和图3。
图 2 不同TS厌氧消化系统内pH和氨氮的变化Figure 2. Changes of pH value and ammonia nitrogen in anaerobic digestion system of different TS
图 3 不同TS厌氧消化系统内VFAs的变化Figure 3. Changes of VFAs in different TS anaerobic digestion systems图2(a)为pH的变化，5组反应体系初始pH均设置在6.8~7.2之间。随着反应的进行，pH开始下降，在6.0~6.5范围内维持一段时间后开始回升，最后稳定在6.7~7.7之间。但值得注意的是，TS为4%和8%的2组反应分别在第2 d和第4 d出现最低值后迅速上升，而其他3组反应随着TS的增加，在低pH范围内维持的时间变长。产生这一现象的原因可能是，在反应前期，水解酸化菌分解有机物，生成大量的有机酸，故导致pH下降。而大多数产甲烷菌适宜的pH为6.8~7.2，在较低pH下其活性不高，代谢速率缓慢，使得VFAs大量积累[22]。但由于菌渣中含氮大分子逐渐分解，产生大量的氨氮，为体系内提供部分碱度，与产生的酸共同作用，使pH逐渐回升，厌氧消化系统也逐渐趋于稳定[23]。
研究表明，当系统内产生氨氮浓度过高时，反而会对厌氧消化系统产生抑制作用。由图2(b)可以看出，5组反应的氨氮浓度在短时间内都迅速上升。各组反应的最大氨氮浓度随着TS的增加而增加，分别为734.07、2202.69、2915.22、4178.25和4559.77 mL·g−1。JIANG等[24]的研究表明，当氨氮浓度大于3 000 mg·L−1时，会使50%的产甲烷菌失去活性；徐颂等[23]的研究表明，当氨氮浓度大于1 000 mg·L−1时，产甲烷过程就受到了抑制。根据图1(b)中产气特征可发现，TS为12%的反应氨氮浓度整体水平在2 000~3 000 mg·L−1。此时系统由于产生了抑制作用，故导致产气迟滞期相对较长。这与JIANG等[24]和徐颂等[23]的研究中氨氮抑制的限值不同。产生这一现象的原因可能是，氨氮抑制限值受底物的影响较大，菌渣和粪便等物质氮含量较高，在进行厌氧消化时更易受到氨氮的抑制作用。
厌氧消化过程中有机物水解产生的VFAs是产甲烷菌的主要碳源。由图3可知，VFAs浓度随着TS的增加而增加。TS为4%和8%的2组反应在初期VFAs的浓度达到最大值，而其他3组反应VFAs在反应前期大量积累，当反应进行到20 d左右时才达到峰值。这与图1(b)中出现的产气迟滞现象以及图2(a)中低pH维持的时间相对应。VFAs的这一变化可能是由于，在反应前期，水解酸化菌分解有机物生成大量有机酸，但由于该阶段氨氮的积累、pH的下降，造成产甲烷菌的数量不多且活性不高，产气出现迟滞现象，故导致VFAs的消耗速率小于其水解生成速率，使其大量积累[25]。随着反应的进行，系统逐渐恢复相对的稳定，产甲烷菌的活性也逐渐恢复，VFAs的消耗速率大于其水解速率，浓度逐渐降低。由产气特征和pH变化可发现，当TS大于8%、VFAs的浓度大于4 000 mg·L−1时，会对厌氧消化系统产生抑制作用。
综上所述，土霉素菌渣厌氧消化系统中氨氮浓度和VFAs的限制分别为2 000和4 000 mg·L−1，这与孟晓山等[26]的研究结果相似。这说明，在土霉素厌氧消化体系内，当TS大于8%时，系统稳定性较差，开始产生抑制作用。而且，VFAs和氨氮的浓度随TS的增加不断增加，抑制作用不断增强。
2.3 有机物降解研究
不同TS下系统内SCOD和反应前后TCOD的变化以及TCOD的去除率见图4。从图4(a)中可以看出，随着反应的进行，体系内SCOD逐渐升高。TS为4%、8%和12%的3组反应进行到22 d左右时，体系内SCOD达到最大，然后呈下降趋势后趋于稳定。而TS为16%和20%的2组反应体系内SCOD出现2个峰值，在第2个峰值出现后，SCOD一直呈下降趋势。这说明，在发酵后期，TS大的反应仍具有良好的产气性能，但由于系统内出现了明显的抑制现象，造成了产气迟滞，所以有机物利用效率并不高。
图 4 不同TS厌氧消化系统内SCOD和TCOD的变化Figure 4. Changes of SCOD and TCOD in different TS anaerobic digestion systems初始反应体系内的有机物包括2种形式，一种是溶解性的有机物，可以被产酸菌直接利用；另一种是不溶性的有机物，这部分有机物首先要经过水解菌的作用逐渐水解为可溶性的有机物才能进一步被酸化菌利用进而产生VFAs[21]。周富春[27]的研究表明，水解酸化阶段产生的VFAs使消化体系pH较低，导致产甲烷菌的活性不高，有机物水解的速率大于消耗速率，造成可溶性有机物的积累，SCOD逐渐升高。随着系统的逐渐稳定，产甲烷菌活性恢复，有机物的消耗速率大于水解速率，SCOD开始逐渐下降最终达到平稳，与上述pH的变化及产气迟滞现象相对应。
此外，TCOD的去除率可以体现底物在厌氧消化系统内降解的情况。由图4(b)可知，5组反应中TCOD的去除率分别为90.03%、79.72%、63.15%、56.69%和51.13%，随TS的增加而降低。张涛[28]、高妍[29]的研究表明，COD的去除率随着负荷的升高而降低，而TS的增加意味着反应体系负荷也随之增加，导致TCOD的去除率逐渐降低。
2.4 土霉素去除研究
抗生素菌渣危害性主要包括2方面：一是其有机物含量高；另一方面主要是含有大量残留的抗生素，其进入到环境中会导致微生物产生耐药性，进而威胁到人群健康[4]。土霉素是一种典型的生物抑制药物，当其质量浓度过高时会对厌氧消化系统产生中度甚至重度的抑制作用[30-31]。经检测，土霉素菌渣中残留的土霉素为2 106.47 mg·kg−1。5组反应前后系统内土霉素的质量浓度及其去除效率见表2。
表 2 不同含固率下厌氧消化系统土霉素残留及其去除率变化Table 2. Residual oxytetracycline content and its removal rate in anaerobic digestion system with different solid content含固率 初始土霉素的质量浓度/(mg·L−1) 结束后土霉素的质量浓度/(mg·L−1) 去除率 4% 110.56 11.22 89.85% 8% 219.77 37.10 87.29% 12% 472.50 123.45 73.87% 16% 654.39 131.45 79.91% 20% 835.38 269.21 67.78% | Show TableDownLoad:
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由表2可以看出，随着TS的增大，系统内土霉素的质量浓度也相应增加。经过厌氧消化反应后，TS为4%和8%的反应残留土霉素分别降低了89.85%和87.29%，而另外3组反应残留土霉素的去除率均小于80%。对比5组实验的产气特征、产气效率以及有机物去除效率可知，残留的土霉素对厌氧菌有毒害作用，会抑制厌氧菌的活性，从而导致系统产气效率和有机物的去除效率降低，会出现产气迟滞现象。而且，随着土霉素质量浓度的增加，这些现象愈发明显，这一结果与朱晓磊[32]和SHI等[33]的研究结果一致。综合考虑5组反应过程中系统内各指标的变化发现，当系统含固率为4%和8%时，土霉素对系统的毒害作用较小，系统也比较稳定。而且，残留土霉素的去除率可达85%以上，可基本实现土霉素菌渣的资源化利用和无害化处理。
2.5 体系内优势微生物群落研究
综合比较VS产气效率、有机物降解率以及残留土霉素去除率可知，TS为4%的反应在各方面均优于其他组，故对其体系内微生物群落结构进行了分析，结果如图5所示。
系统内微生物主要包括水解酸化细菌和产甲烷古菌，细菌在微生物中所占的比例要远高于古菌[34]。由图5(a)可知，在反应初始阶段，细菌和古菌在微生物中所占比例分别为90.32%和5.53%。细菌中的优势微生物在门水平上主要包括放线菌门(Actinobacteria)、变形菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidetes)和绿弯菌门(Chloroflexi)，其相对丰度分别为59.74%、13.34%、4.64%和4.14%。古菌中的优势微生物在门、纲、目、科水平上分别为广古菌门(Euryarchaeota)、甲烷微菌纲(Methanomicrobia)、甲烷八叠球菌目(Methanosarcinales)下的甲烷鬓菌科(Methanosaetaceae)和甲烷八叠球菌科(Methanosarcinaceae)。其相对丰度分别为5.46%、5.35%、5.03%、3.89%和1.11%。在反应结束阶段，古菌所占比例有所提高，如图5(b)所示，其丰度达到17.98%。而且，与反应初始阶段相比，水解酸化细菌的群落结构分布相对均匀，主要包括Chloroflexi、Proteobacteria、厚壁菌门(Firmicutes)、Actinobacteria和Bacteroidetes，其相对丰度分别为24.25%、15.94%、11.80%、6.42%和4.60%。在古菌中门、纲、目水平上的优势菌群与反应初始阶段相同，但在科水平上Methanosarcinaceae的相对丰度要大于Methanosaetaceae，达到15.47%。
研究表明，Actinobacteria、Proteobacteria和Chloroflexi都可水解有机物，并且均以乙酸为主要产物。Actinobacteria的部分菌属还可以产生丙酸；Proteobacteria可利用的物质包括葡萄糖、丙酸盐、丁酸盐等小分子化合物等[35-36]；Chloroflexi对单糖和多糖都具有降解能力，还可以分解由Bacteroidetes、Proteobacteria和Firmicutes水解产生的葡萄糖和可溶性小分子有机物，产生乙酸和氢气[37]。在产甲烷古菌中Methanosarcinales可利用的底物较广泛，能将乙酸、甲醇、三甲胺和CO2等物质转化成CH4[38]，但Methanosaetaceae中的甲烷鬃菌属(Methanosaeta)是目前已知的唯一以乙酸为底物的产甲烷菌属[39]。因此，可推测土霉素菌渣的厌氧发酵以乙酸型发酵为主。
3. 结论
1)当TS大于8%时，氨氮浓度大于2 000 mg·L−1、VFAs大于4 000 mg·L−1，对厌氧消化系统产生了抑制作用。此外加上土霉素对微生物的毒害作用，导致系统出现产气迟滞现象。VS产气效率、有机物去除效率和残留土霉素的去除效率均随TS的增加而降低。因此，在有限的时间内TS大于10%并不利于菌渣的厌氧消化。
2) TS为4%和8%的反应在系统的稳定性、有机物降解率和残留土霉素的去除效率方面有良好的效果，但TS为8%的反应有机物利用效率比4%的反应降低了22.3%。因此，TS为4%的反应在各方面均优于其他组，更能实现菌渣的减量化、资源化和无害化处理。
3)最佳反应体系内水解酸化的优势菌群包括Actinobacteria、Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi和Firmicutes，产甲烷菌的优势菌群主要包括Methanosarcinaceae和Methanosaetaceae，土霉素菌渣的厌氧发酵以乙酸型发酵为主。
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图 2 进出水COD、乙酸钠投加量及COD去除率变化
Figure 2. Changes of influent and effluent COD, sodium acetate dosage and COD removal ratio
图 3 进出水氨氮、总氮、亚硝氮及碳氮比、氨氮去除率、总氮去除率变化
Figure 3. Changes of influent and effluent NH4+-N, TN, NO2--N and C/N, removal rate of NH4+-N, TN
图 6 好氧区氨氮硝化率、亚硝化率、同步脱氮率的变化
Figure 6. Variation of NH4+-N nitrification ratio, nitrosation ratio and simultaneous denitrification ratio in aerobic zone
表 1 工艺构筑物参数
Table 1. Parameters of process structures
构筑物 HRT/h 池体数/个 容积/m3 水深/m 厌氧区 3.6 1 12 000 4.3 缺氧区 2.5 2 8 332 6.0 好氧区 5.0 2 16 664 6.0 二沉池 6.0 4 20 400 4.5
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表 2 污水厂2个阶段运行参数
Table 2. Operating parameters of sewage treatment plant in two phases
阶段 乙酸钠投加量/(mg·L−1) DO/(mg·L−1) 硝化液回流比/% 污泥回流比/% P1 73~575 2~4 370 100 P2 0~284 0.5~1.4 370~90 100
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表 3 污水厂经济效益表
Table 3. The economic benefit calculation of sewage treatment plant
项目 乙酸钠用量/( t·d−1) 曝气电耗/(kWh·d−1) 污泥产量/( t·d−1) 费用/(万元·d−1) P1阶段 20 9 600 76 4.05 P2阶段 0 3 960 52 1.61
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