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城市污水排放是地表水最重要的人为氮源污染之一[1]。近年来，为了更好地调控受纳水体的富营养化风险，污水处理厂的总氮排放标准越来越严格，包括美国、欧洲和中国的部分地区甚至要求出水达到超低总氮排放限值 (5~10 mg·L−1) [2]。除了溶解性无机氮 (即氨氮、硝态氮和亚硝态氮) ，溶解性有机氮 (DON) 作为污水处理厂重要的出水氮组分越来越受到关注。特别是在无机氮脱除技术不断提标以及总氮排放限值愈发严苛的背景下，DON在污水总氮中的占比越来越高 (>65%) [3]。以往的研究表明，DON是一种潜在的生物可利用氮源，相当一部分DON可以很容易的被藻类和细菌利用[4]。EAM等[5]研究发现DON表现出比无机氮更强的刺激浮游植物生长的能力。目前常使用可以支持藻类生长的DON占总DON的比例来代表DON的生物有效性，用以表征污水DON的富营养化潜能[6-7]。活性污泥法是污水处理厂中最广泛应用的技术，其中好氧活性污泥法比厌氧和缺氧活性污泥法更容易导致较高的出水DON浓度[8]。因此，探讨调控好氧活性污泥法中DON的技术方法，尤其是从生物有效性的角度，对于有效保护受纳水体水质具有重要的意义。
投加外源金属二价阳离子 (如Mg2+、Ca2+、Fe2+、Mn2+) 可以通过影响微生物的表面电荷分布，酶活性等方式影响活性污泥系统的水处理能力影响出水水质[9]。例如，ZHANG等[10]研究发现投加镁离子 (Mg2+) 浓度低于1.1 mmol·L−1时，好氧活性污泥硝化活性显著提高，但在镁离子浓度达到3 mmol·L−1时硝化活性受到抑制。SINDHU等[11]在厌氧氨氧化系统中发现亚铁离子 (Fe2+) 添加对污泥胞外聚合物产量和脱氮效果有很大影响，当添加1 mmol·L−1 Fe2+时，氨氮和硝态氮去除率可以分别达到94.33%和94.84%。樊艳丽等[12]发现钙离子 (Ca2+) 会影响活性污泥系统的总氮 (TN) 去除率。所以投加适量外源金属离子常被用作强化好氧活性污泥处理性能的方法。其中，Ca2+被发现可以能够影响污泥的代谢产物，如胞外聚合物 (EPS) 和微生物溶解性产物 (SMP) 。这些代谢产物主要是蛋白质和多糖，与污水中的DON直接相关。ZHANG等[13]发现投加168.5 mg·L−1的钙离子能够有效减少微生物絮体中松散结合的EPS和上清液中SMP。ARABI和NAKHLA[14]也在140 mg·L−1的钙离子投加量下发现了污泥上清液中SMP的降低。综上表明，向活性污泥系统适量投加钙离子具有调控出水DON的潜力。然而，目前对于钙离子对好氧活性污泥DON的影响及内在微生物作用机理仍不明确。
本研究旨在探究外源钙离子对好氧活性污泥DON及其生物有效性的影响，并基于超高分辨率的傅里叶变换离子回旋共振质谱 (FTICR-MS) 分析DON的分子特征，解释其生物有效性变化的原因。最后，通过分析微生物的生理变化特征及群落结构尝试从微生物角度阐释钙离子影响好氧活性污泥DON的内在机理。本研究的结果将为污水处理厂中好氧活性污泥法的出水DON控制提供实践指导，以更好地调控出水氮的富营养化潜能，降低污水排放对于水环境的负面影响。
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本研究以钙离子浓度为外源物质，设置钙离子浓度水平为0.01、0.05、0.1以及1 mmol·L−1为实验组、钙离子浓度水平为0 mmol·L−1为对照组，探究外源投加钙离子对好氧活性污泥DON去除效果的影响。采用实际废水 (市政污水厂一级处理出水) 作为进水，本研究中进水的COD是126.73~172.38 mg·L−1、TN浓度是29.74~44.07 mg·L−1、TP浓度是2.51~3.27 mg·L−1、DON浓度是7.94~12.32 mg·L−1。当地的市政污水厂一级出水的DON浓度也基本在5.94~13.92 mg·L−1范围内，这表明本研究的进水有机氮水平具有代表性。本研究通过外加CaCl2调节水中钙离子浓度，每个浓度水平设置2个平行，搭建好氧活性污泥反应器。监测指标为反应器出水中的基本水质参数 (COD、无机氮各项指标、DON) 、DON分子组成以及微生物特性。反应器运行3个SRT后各项基本水质指标趋于稳定。
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化学需氧量 (COD) 采用快速密闭催化消解法测定[15]。DON的浓度表示为总溶解氮 (TDN) 减去所有的无机氮，包括氨氮 (NH4+-N) 、硝态氮 (NO3−-N) 和亚硝态氮 (NO2−-N) 。TDN测定通过过硫酸盐消化法将样品氧化成NO3−-N，然后采用离子色谱法定量NO3−-N的浓度[16]。NH4+-N采用水杨酸法进行测定。NO3−-N和NO2−-N使用离子色谱法 (Dionex ICS-1100，美国赛默飞世尔科技有限公司) 进行测定[16]。
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首先采用14 d藻类生物培养实验测定可被藻类利用的DON (ABDON) 。选用中国科学院淡水藻种库 (FACHB-collection) 中被广泛用于水体富营养化表征的羊角月牙藻 (Selenastrum capricornutum) 作为测试藻种。将1.5 mL的藻类接种液和1 mL污水厂的混合培养菌添加到250 mL锥形瓶中的100 mL污水DON样品中。将锥形瓶置于22~25 ℃的温控摇床中培养，提供12 h∶12 h的光照：黑暗条件以模拟藻类生长真实环境条件[6]。用去离子水作为对照组。生物有效性的计算公式如式(1)和式(2)[17]。
式中：ABDON代表可被藻类利用的DON浓度，mg·L−1；DONi和DONf分别代表污水样品培养前后的DON浓度，mg·L−1；DONbi和DONbf分别代表去离子水样品培养前后的DON浓度，mg·L−1。
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所有的污水样品均采用PPL固相萃取柱来富集DON。在萃取之前，首先使用HPLC级的甲醇和盐酸溶液 (pH=2) 活化萃取柱。然后，将酸化后的水样 (pH=2，由盐酸调整) 以2 mg·min−1的流速通过PPL柱，随后使用pH=2的盐酸溶液冲洗柱子，并用氮气吹扫干燥[18]。最后，使用10mL甲醇对PPL柱进行洗脱[18]。洗脱液用甲醇稀释后以供进一步FTICR-MS分析。本研究采用15 T FTICR-MS (Bruker，德国布鲁克光谱仪器有限公司) ，配备负离子模式的电喷雾电离 (ESI) 源，分析样品中DON的分子组成。用注射泵将样品以180 μL·h−1的流速注入ESI源。使用Bruker数据分析软件 (v.4.1) 对原始峰进行识别，筛选出质量在200~700 m/z范围内信噪比S/N>6的峰进行分子式计算[19]。分子式根据以下元素进行分配：碳 (C，2~50) 、氧 (O，0~30) 、氢 (H，2~120) 、氮 (N，0~6) 、磷 (P，0~2) 和硫 (S，0~2) 。原子数量之间必须满足2≤H≤(2C+2)、O≤(C+2)、O/C<1.2、0.333≤H/C≤2.25、N/C<0.5、S/C<0.2、P/C<0.1、(S+P)/C<0.2、P<O/3，用以排除极不可能在DON中出现的分子式。本研究采用不饱和等效双键数 (DBE) 和碳的平均氧化态 (NOSC) 来表征DON的分子特征，计算公式如式(3)和式(4)[20]。
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本研究选择三磷酸腺苷 (ATP) 、琥珀酸脱氢酶 (SDH) 、脱氢酶 (DHA) 、比耗氧速率 (SOUR) 探究不同外源钙离子浓度下好氧活性污泥的微生物活性[21]。ATP浓度使用 BacTiter-Glo™ 微生物细胞活性检测试剂盒进行测定[22]。SDH活性采用琥珀酸脱氢酶活性比色测定试剂盒测定，SDH的最终浓度通过BCA蛋白质测定试剂盒测量的蛋白质浓度进行标准化[21]。DHA活性通过测量 2,3,5-三苯基氯化四氮唑 (TTC) 还原成三苯基甲臜 (TPF) 的量来测定[23]。SOUR通过使用溶解氧测量仪测定一定时间内好氧活性污泥的耗氧量进行计算。另外，本研究还通过测定微生物细胞膜上磷脂脂肪酸 (PLFA) 的变化知识微生物活动的变化。PLFA分析依据NIU等[24]提供的方法进行，包括分离、洗脱、萃取和皂化甲基化。使用固相萃取柱分离得到磷脂，皂化甲基化后的脂肪酸甲酯采用气相色谱仪 (Agilent 7890，美国安捷伦科技有限公司) 测定，最后使用MIDI Sherlock微生物鉴定系统对结果进行分析。
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从好氧污泥反应器中各收集3个平行的污泥样本，使用 FastDNA土壤试剂盒对s6个反应器中的污泥进行 DNA 提取。然后，DNA提取物被送往上海生工生物工程技术服务有限公司进行16S rRNA基因PCR扩增，PCR产物纯化和随后的Illumina MiSeq测序[25]。最后，使用Mothur软件包 (v.1.35.1) 进行数据分析[26]。
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采用SPSS统计软件进行显著性差异分析 (单因素方差分析，ANOVA) ，当p值为<0.05认为是差异是显著的。冗余分析 (RDA) 使用CANOCO 4.5软件进行，用以探讨DON浓度及特征与微生物之间的相关关系[25]。
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通过对比5组反应器出水DON浓度，可探究外加钙离子对于好氧活性污泥反应器DON去除效率的影响。由图1可知，随着外加钙离子浓度的增加，反应器出水DON的浓度表现出先降低后增加的趋势。其中，空白组出水DON浓度为(2.19±0.18) mg·L−1 (0 mmol·L−1，Ca2+) ，当外加钙离子浓度为0.01~1 mmol·L−1，出水DON浓度为1.46~2.13 mg·L−1。增效阈值的现象存在于外加钙离子对于好氧活性污泥去除DON的作用中。对于本研究中设定实验条件，外加钙离子对于提高好氧活性污泥反应器DON去除效果的阈值为0.1 mmol·L−1，此时出水DON浓度为1.46±0.12 mg·L−1， 出水DON浓度相比于空白组降低了33.3%。当外加钙离子浓度低于0.1 mmol·L−1，随着钙离子浓度增加，出水DON浓度降低；当外加钙离子浓度高于0.1 mmol·L−1，随着钙离子浓度增加，出水DON浓度升高。同时，对比其他基本出水水质指标可知，外加钙离子在其中的增效作用阈值同样为0.1 mmol·L−1。TANG等[27]研究在微藻-细菌共生系统中也观察到相似的结果，较低的钙离子 (Ca2+) 负荷 (即0.1 mmol·L−1) 可以促进中COD和营养物质的去除。因此，对于基本水质以及出水DON浓度而言，0.1 mmol·L−1的外加钙离子浓度是提高好氧活性污泥反应器处理性能的最佳取值。
如图2所示，出水生物DON的生物有效性与DON浓度随外加钙离子浓度的增加先降低后增加，也呈现出相似的阈值现象。空白组出水DON有效性为34.29%±0.06% (0 mmol·L−1，Ca2+) 。当外加钙离子浓度为从0.01 mmol·L−1增加到0.1 mmol·L−1时，好氧活性污泥出水的DON生物有效性从30.60%±0.05%降低至17.97%±0.05%；当外加钙离子浓度提高到0.1 mmol·L−1时，DON的生物有效性又提高至18.54%±0.04%。生物有效性DON基于藻类生长表征DON的富营养化潜能，能够更加直接地呈现外加钙离子对于好氧活性污泥反应器出水对于自然水体水质的影响[28]。因此上述结果表明，对于本研究的实验条件，基于DON的生物有效性，0.1 mmol·L−1仍是外源钙离子对于降低好氧活性污泥反应器DON生物有效性、管控DON富营养化潜能排放的最佳阈值浓度，此时DON的生物有效性相比于空白组降低了47.6%。值得讨论的是，城市污水处理厂中的一般本底钙离子浓度为30~60 mg·L−1 (0.75~1.5 mmol·L−1) [29]。本研究中0.1 mmol·L−1的钙离子最佳投加浓度阈值对于体系造成的改变并不算是极少的。因此，在考虑了实际污水处理厂的本底钙离子浓度水平后，本研究中所应用的外源钙离子浓度仍然具有能够显著影响好氧活性污泥系统的潜力。
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DON的生物有效性与它的分子化学性质密切相关[30]。为了从分子层面解析外加钙离子对好氧活性污泥反应器出水DON生物有效性的影响，采用FTICR-MS进一步分析DON的分子组成特征 (图3) 。NOSC通常用来反应分子的氧化还原状态，而氧化还原状态已经被证实与微生物活动密切相关[31]。已有研究指出，低平均碳氧化态的DON分子 (NOSC<0) 主要包括氨基酸、脂质、蛋白质和不饱和烃[32]，这些分子更容易被藻类微生物降解利用[33]，因此是高生物有效性的组分。ZHANG等[18]在研究中发现NOSC与难降解的芳香化合物 (用SUVA254指示) 和类腐殖酸呈现负相关，这也侧面证实了低NOSC的分子可能更加容易生物降解。因此，本研究选择NOSC<0的分子代表高生物有效性的分子。
如图3所示，不同外加钙离子浓度下，好氧活性污泥的DON分子均主要分布在NOSC<0的高生物有效性区域。这与HUO等[8]在A/A/O工艺中关于好氧活性污泥产生更多容易降解的微生物代谢DON的推测一致。韩成龙等[15]也发现好氧段出水中易生物降解的DON占比更高。此外，好氧活性污泥反应器出水中NOSC<0的DON分子数量随外加钙离子浓度变化的趋势与由藻类直接测定的生物有效性变化相同，呈现先减少后增加的趋势，且阈值同样出现在0.1 mmol·L−1 (图3) 。空白组出水DON中位于高生物有效性区域的分子最多 (0 mmol·L−1，Ca2+) 。当外加钙离子浓度在0~0.1 mmol·L−1范围内逐渐增加时，NOSC<0的DON分子逐渐减少；当外加钙离子浓度大于0.1 mmol·L−1时，NOSC<0的DON分子增加。因此可以合理推断外加钙离子通过影响好氧活性污泥反应器中氧化程度较低的分子 (NOSC<0) 影响DON的生物有效性，从而调控出水DON的富营养化潜能。
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在好氧活性污泥系统中，DON的去除依赖活性污泥微生物的降解与转化作用。并且，已有研究探明，适量浓度的外加钙离子可以增加活性污泥系统的TN去除能力[12]。微生物在好氧活性污泥脱氮的过程中扮演着关键角色，介导了外加钙离子对于DON浓度的影响。出水DON是出水TN的重要组成部分，因此可从微生物学角度进行阐述外加钙离子调控DON去除过程的机理。据已有研究报道，外加钙离子可通过改变微生物活性、驯化相应的微生物、促进微生物群落的演替，从而改变系统中微生物的水处理能力，进而改变出水水质[34]。其中，微生物活性涉及微生物酶活、微生物活性物质，或其他可指代微生物活性的相关指标，如ATP、DHA酶活、SDH酶活、SOUR等[21, 23]。本研究通过分析不同外加钙离子浓度下微生物活性的变化以及微生物群落结构的演替，解析外加钙离子调控DON去除过程的内在机理。
微生物ATP测试结果如图4(a)所示，空白组中，ATP浓度为（10.32±0.93） μg· (g MLSS) −1；实验组中，随着外加钙离子浓度逐渐升高，ATP浓度出现先增后减趋势，ATP浓度分别为（12.35±0.55） μg· (g MLSS) −1 (0.01 mmol·L−1 Ca2+) 、（17.02±0.79） μg· (g MLSS) −1 (0.05 mmol·L−1 Ca2+) 、（16.62±0.21） μg· (g MLSS) −1 (0.1 mmol·L−1 Ca2+)、（8.97±0.92） μg· (g MLSS) −1 (1 mmol·L−1 Ca2+) 。对比空白组与实验组结果可知，外加钙离子对于ATP的作用同样具有阈值效应。ATP是为微生物生长代谢过程提供能量的物质，一定程度上ATP浓度的升高可表明微生物生长代谢活动的增加，因此活性污泥中ATP的浓度可指示微生物活性的高低[35]。升高的ATP表明外加钙离子可在一定程度上提高微生物的代谢活性。
SDH酶、DHA酶与ATP相似，是表征微生物代谢活性过程中常见的指示物质。如图4(b)所示，SDH酶浓度为(16.89±0.67) U· (mg protein)−1 (0 mmol·L−1，Ca2+)、(22.01±1.08) U· (mg protein)−1 (0.01 mmol·L−1，Ca2+)、(24.49±0.81) U· (mg protein)−1 (0.05 mmol·L−1，Ca2+)、(26.95±2.11) U· (mg protein)−1 (0.1 mmol·L−1，Ca2+) 、(14.42±0.64) U· (mg protein)−1 (1 mmol·L−1，Ca2+) ，结果表明外源钙离子添加浓度为0.05~0.1 mmol·L−1时，SDH酶活较高、微生物代谢能力较强。该结果显示的钙离子浓度的阈值 (0.1 mmol·L−1) 与本研究中好氧活性污泥的DON浓度和DON生物有效性所呈现的阈值一致。SDH酶是三羧酸循环中的关键酶，可作为评价三羧酸循环的指标[36]。已有研究表明生物有效性的DON包括氨基酸、脂质等分子，而三羧酸循环作为糖类、脂类和氨基酸的最终代谢通路[37]，能够影响微生物对这部分DON的去除。因此SDH酶活变化一定程度上反映了出水DON生物有效性变化的原因。另外注意到，SDH酶活性与ATP浓度随钙离子浓度变化的趋势类似，但外加钙离子对于SDH酶活的阈值为0.1 mmol·L−1，而对于ATP的阈值为0.05 mmol·L−1，二者略有区别。这种阈值的差别可能与两种酶在微生物代谢过程中的功能差异相关。另一方面，微生物降解污染物时，有机物在微生物细胞中的氧化作用一般通过脱氢作用获得能量，DHA酶是微生物代谢过程发挥作用的重要生物酶[38]。如图4(d)所示，DHA酶在外加钙离子浓度为0.05 mmol·L−1时，具有最大活性，为（7.17±0.22） mg TF·(g MLSS) −1。总体而言，随着外加钙离子浓度升高，3种生物酶活性变化趋势相近，均为活性先增加至某一阈值后降低。这表明，外加钙离子可能通过影响与微生物代谢活动有关的酶活性影响到DON，尤其是生物有效性DON的去除。
在现有研究中，常使用SOUR表示单位时间内单位质量活性污泥消耗氧气的体积。在好氧活性污泥系统中，好氧微生物氧化有机物产能代谢的过程主要是以氧气作为最终电子受体。因此相应地，SOUR数值的大小也可直接反映好氧活性污泥系统中微生物活动的变化[39]。如图4(c)所示，随着外加钙离子浓度由0.01 mmol·L−1增加至0.1 mmol·L−1，SOUR数值逐渐上升；当外加钙离子浓度增加至1 mmol·L−1，SOUR数值虽略有下降，但与钙离子浓度为0.1 mmol·L−1时无统计学意义的差别 (p>0.05，ANOVA) 。SOUR与DON浓度和生物有效性相近的阈值现象也进一步证明了外加钙离子导致的DON浓度及DON生物有效性的变化与微生物代谢有机物的活性密切相关。综上所述，一定浓度的外加钙离子能够提高好氧活性污泥中微生物的代谢活性，通过增强微生物对有机物的氧化代谢提高有机物的去除率，从而降低了好氧出水的DON。张兰河等[40]也在研究中发现适量外源钙离子的投加提高了活性污泥体系中DHA酶活性和SOUR。虽然外源钙离子在提高微生物代谢活性的同时增加了EPS的合成，但带正电的钙离子可以与EPS表面带负电的官能团形成架桥，二者的络合不仅提高了污泥的絮凝沉降性能，也使得松散结合型EPS的比例 (LB-EPS/EPS) 降低[40-41]。由于LB-EPS与SMP的形成密切关联[13]，且SMP中由微生物产生的蛋白质等物质又是生物有效性DON的重要组成部分，因此钙离子与EPS的络合作用也一定程度上支持了本研究中适量外源钙离子促进出水DON影响浓度及生物有效性降低的发现。
除了生物酶活，微生物细胞膜的组成也可以作为辅助指标指示微生物活性的变化。PLFA是微生物细胞膜磷脂双分子层的主要组成部分，多存在于活性微生物中，微生物死亡后PLFA会被迅速降解。并且PLFA可进一步分类为饱和脂肪酸 (SFA) 、不饱和脂肪酸 (UFA) 、异构脂肪酸 (IFA) 和反式异构脂肪酸 (AFA) [42]。图5展示了不同外加钙离子浓度对微生物细胞膜的影响。结果表明，5组反应器中，饱和脂肪酸 (SFA) 在细胞膜组成中相对丰度由大到小为：外加钙离子浓度为0.1 mmol·L−1时 (69.91%) >外加钙离子浓度为0.05 mmol·L−1时 (64.79%) >外加钙离子浓度为1 mmol·L−1时 (62.35%) >外加钙离子浓度为0.01 mmol·L−1时 (56.40%) >空白组(55.37%)。不饱和脂肪酸 (UFA) 在细胞膜组成中相对丰度由大到小为：空白组 (28.79%) >外加钙离子浓度为0.01 mmol·L−1时 (26.58%) >外加钙离子浓度为0.05 mmol·L−1 (24.95%) >外加钙离子浓度为1 mmol·L−1时 (22.79%) >外加钙离子浓度为0.1 mmol·L−1时 (20.69%) 。细胞膜组成中的饱和脂肪酸与不饱和脂肪酸是评价细胞膜流动性的重要指标。已有研究报道，微生物在环境影响下会自发改变细胞膜PLFA组成，通过调节饱和脂肪酸/不饱和脂肪酸在细胞膜中的占比调节细胞膜流动性[42]。基于不同外加钙离子浓度下好氧活性污泥反应器中DON浓度的变化结果，外加钙离子浓度为0.1 mmol·L−1为提高好氧活性污泥反应器去除DON效率的最佳取值。当外加钙离子浓度为0.1 mmol·L−1时细胞膜饱和脂肪酸占比最高 (64.79%)，不饱和脂肪酸 (20.69%) 和反式异构脂肪酸占比最低 (5.12%) 。在微生物细胞膜组成中，反式异构脂肪酸具有与不饱和脂肪酸相同的作用，通过破坏磷脂酰基链的紧密堆积从而改变细胞膜流动性[43-44]。因此，反式异构脂肪酸在细胞膜中相对丰度增加，会提高细胞膜流动性。据报道，细胞膜的流动性极大地影响了微生物胞内许多与结构或功能无关的化合物的运输和排出，这可能对微生物代谢的DON产物的释放产生重要影响[45-46]。MA等[45]研究表明细胞流动性越低，出水蛋白质含量越低。在本研究中，出水DON浓度和生物有效性最低时 (外加钙离子浓度为0.1 mmol·L−1) ，细胞膜组成的分析结果都表明了细胞膜组成转变为流动性更低的状态，这可能阻滞了微生物代谢产生的DON的排放，从而使得在该浓度下能达到最佳的出水DON排放浓度和生物有效性。
微生物群落结构是影响好氧活性污泥系统水处理效果的重要因素之一。因此，对比5组反应器在不同外加钙离子浓度下微生物群落结构的变化，可进一步解析最优钙离子投加条件下 (外加钙离子浓度为0.1 mmol·L−1) 促使DON去除效率最高的原因。图6展示了5组反应器在稳定期微生物群落在属水平的分布。除尚无对应分类名录的菌种外，在属水平上的主要微生物菌种 (按照5组反应器中相对丰度值由大到小) 为Saccharibacteria_genera_incertae_sedis、Propionicicella、Luteolibacter、Ferruginibacter、Defluviimonas、Dechloromonas、Rhodoferax、Blastocatella、Sphingorhabdus、Ferribacterium等。其中值得注意的是，Luteolibacter为微生物群落中发挥降解有机物作用的好氧菌[47]，是指示微生物群落对有机物去除能力的重要菌种。对比不同外加钙离子浓度下Luteolibacter菌的相对丰度变化可知，当外加钙离子浓度由0.01 mmol·L−1增加至0.1 mmol·L−1时，Luteolibacter菌相对丰度由2.07%富集至7.44%；当外加钙离子浓度由0.1 mmol·L−1增加至1 mmol·L−1时，Luteolibacter菌相对丰度下降至3.56%。这说明Luteolibacter菌在钙离子调控的环境下，其存活状态同样具有生存阈值，在一定范围内，外加钙离子可通过富集时Luteolibacter菌强化系统对有机物去除的能力，从而提高DON去除率。一定程度而言，在外加0.1 mmol·L−1钙离子调控好氧活性污泥系统的DON去除过程中，Luteolibacter菌扮演着不可忽视的作用。因此，外源钙离子可能通过调整微生物群落结构，尤其是提高降解有机物的好氧菌的相对丰度，强化对于好氧活性污泥反应器中DON的去除。
进一步地，为揭示在外源钙离子调控下，出水DON浓度-出水DON生物有效性-微生物生理生化特性和群落结构之间的相关关系，使用RDA对前述结果 (出水DON浓度、DON生物有效性、微生物生理生化特性、微生物群落结构) 进行深入分析，结果如图7所示。由图7可知，RD1与RD2分别代表了62.4%与10.9%的总差异，对于原始数据解释度大于70%，表明通过冗余分析，原始数据中的变化规律即相关关系仍然得到了较为完整的数据保留，并在一定程度上有映射到RDA二维分析图中。DON和ABDON浓度与外源添加钙离子浓度呈显著负相关，这再一次地证明了，外源添加钙离子对于提高DON去除率、降低DON生物有效性具有积极作用。在外源钙离子的调控下，5组反应器对应的样点表现出显著的组内聚类以及组外分离现象。该现象表明，在钙离子的作用下，5组反应器在微生物生理生化特性和群落结构方面表现出一定统计学意义的差异，这种差异与钙离子浓度以及出水DON浓度之间具有较强的相关性。因此，综合外源钙离子浓度、出水DON浓度、出水DON生物有效性、微生物生理生化特性、微生物群落结构分析结果，冗余分析进一步解释了在外加钙离子调控好氧活性污泥系统中DON去除过程中，微生物扮演了重要的介导传递作用。
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1) 外加钙离子对于好氧活性污泥系统去除DON的调控效果具有积极作用，但其强化系统DON去除能力的作用具有阈值。外源钙离子投加最佳取值为0.1 mmol·L−1，在此条件下，可进一步降低33.3%的出水DON浓度，降低DON生物有效性47.6%。
2) DON分子组成分析得到的最佳钙离子投加条件与DON生物有效性一致，表明外加钙离子是通过影响好氧活性污泥反应器中氧化程度较低分分子 (NOSC<0) 影响了出水DON的生物有效性，从而调控出水DON的富营养化潜能。
3) 微生物学分析表明，在外源钙离子最佳取值的条件下，系统中ATP、SDH酶、DHA酶这类与微生物代谢密切相关的生物酶活达到较高水平，使得微生物对于有机物降解代谢能力有效提高。同时，微生物细胞膜中饱和脂肪酸相对丰度增加至64.79%，有效降低细胞膜流动状态，减少了微生物代谢DON的排放。微生物群落中发挥有机物降解作用的Luteolibacter菌在外源钙离子最佳取值的条件下富集至7.44%，是推动DON去除率提升的重要因素。
4) 冗余分析表明了不同外加钙离子浓度下好氧活性污泥微生物在生理特征和群落结构上的显著差异，再次阐明了微生物在影响出水DON浓度和生物有效性过程中的重要介导作用。
外源钙离子对好氧活性污泥反应器溶解性有机氮特征的影响
Effect of exogenous calcium ions on characteristics of dissolved organic nitrogen in aerobic activated sludge reactors
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摘要: 为探明外源钙离子对好氧活性污泥系统溶解性有机氮 (DON) 的影响，考察了不同钙离子浓度下 (0~1 mmol·L−1) 出水DON浓度和生物有效性的变化，并结合傅里叶变换离子回旋共振质谱 (FTICR-MS) 及微生物代谢活性和群落结构分析探究钙离子影响的分子层面原因和微生物内在机理。结果表明，出水DON的浓度和生物有效性随着外源钙离子浓度的增加均呈现阈值现象，在最佳钙离子投加阈值浓度 (0.1 mmol·L−1 Ca2+) 下，出水DON浓度和生物有效性为1.46±0.12 mg·L−1和17.97%±0.05%，比空白组 (0 mmol·L−1 Ca2+) 分别增加了35.2%和降低了47.6%。FTICR-MS分析DON的分子特征显示，钙离子是通过影响好氧活性污泥反应器中氧化程度较低分的组分 (NOSC<0) 影响了最终出水DON的生物有效性。微生物学分析表明，三磷酸腺苷、琥珀酸脱氢酶、脱氢酶、饱和脂肪酸和Luteolibacter菌是推动出水DON去除率提升和生物有效性降低的重要因素。
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关键词:
- 钙离子 /
- 溶解性有机氮(DON) /
- 生物有效性 /
- 傅里叶变换离子回旋共振质谱
Abstract: To investigate the effect of exogenous calcium ions on dissolved organic nitrogen (DON) in aerobic activated sludge systems, this study examined the changes in effluent DON concentration and bioavailability under different calcium ion concentrations (0~1 mmol·L-1). Fourier transform ion cyclotron resonance mass spectrometry (FTICR-MS) and microbial analysis of metabolic activity and commol·L-1unity structure were combined to explore the molecular reasons and microbial mechanisms underlying the influence of calcium ions. The results showed that both the effluent DON concentration and bioavailability exhibited threshold phenomena with increasing exogenous calcium ion concentration, reaching 1.46±0.12 mg·L−1 and 17.97±0.05% at the optimal calcium ion dosage threshold (0.1 mmol·L-1). At this dosage, the DON concentration and bioavailability increased by 35.2% and decreased by 47.6% compared to the blank group (0 mmol·L-1), respectively. FTICR-MS analysis of DON molecular characteristics showed that calcium ions influenced the final effluent DON bioavailability mainly by affecting the less oxidative DON components (NOSC<0) in the aerobic activated sludge bioreactor. Microbiological analysis indicated that ATP, SDH, DHA, saturated fatty acids, and Luteolibacter were important factors promoting the increase in DON removal and decrease in effluent DON bioavailability. -
挥发性有机化合物(volatile organic compounds, VOCs)成分复杂多样[1]。在VOCs处理技术中，介质阻挡放电(dielectric barrier discharge, DBD)因具有效率高、适用范围广、能耗低等优点而备受关注[2-6]。然而，在DBD的应用中尚存在能量效率低、副产物多等局限性[7-8]。由于电极结构的改变会直接影响微放电的形成、放电的均匀性和稳定性[6]，因此可通过优化反应器的高压和接地电极结构来提高能量效率和VOCs的去除率。JIANG等[9]比较了以不同形状(线圈、螺纹棒、棒状)不锈钢材质电极为高压电极的DBD反应器对甲苯的降解性能发现，当电压为25 kV时，线圈电极的放电功率和能量效率最大。王洪昌[10]在18.8 kV电压下，采用不锈钢棒和不锈钢螺纹棒为高压电极对四氯乙烯和间二甲苯进行降解，发现不锈钢棒电极的放电功率，以及对2种污染物的去除率均高于不锈钢螺纹棒。SIVACHANDIRAN等[11]以铜丝、铝带和电介质外表面镀银作为接地电极对氯苯进行降解，发现电介质外表面镀银为接地电极时，反应器的电容最大，储存的电荷最多，且在较低比输入能量下对氯苯降解效率和CO2的选择性最高。然而，以上研究只关注了电极结构对反应器的放电功率、能量效率和污染物去除效率的影响，并没有对电极结构与反应器放电特性的关系进行深入分析。
本研究分别以不锈钢棒、不锈钢螺纹棒、不锈钢线圈作为高压电极，以铜带、铜网、铜丝作为接地电极，在DBD反应器中降解甲苯。通过放电图像、光谱、电压-电流波形、李萨如图、放电功率和放电间隙气体温度表征来分析不同电极结构反应器的放电特性，以甲苯去除率、矿化率、能量效率来评价不同反应器对甲苯的降解效果，并通过色谱-质谱联用仪(GC-MS)来分析有机中间产物，以期阐明电极结构对甲苯降解过程的影响，为DBD反应器的设计优化及材料选择提供参考。
1. 材料与方法
1.1 实验流程
实验在常温常压条件下进行，装置(图1)主要分4个部分：甲苯的配气系统、DBD反应器、高压交流供电系统、检测系统。
实验流程：使用注射泵(LSP02-D)将液态甲苯注入置于恒温水浴锅(85 ℃)中的玻璃瓶内；将干燥除杂后的空气以1 L·min−1的速率通入该玻璃瓶内使其带出含甲苯的混合气体，并将混合气体通入缓冲瓶以使其保持浓度稳定；最后将混合气体导入DBD反应器。反应条件及过程的控制：进入反应器的甲苯质量浓度为678 mg·m−3，通过注射泵的推进速度和质量流量计(CS200D，北京七星华创电子股份有限公司)来共同控制；使用容积为1 L的气体采样袋在出气口采集混合气体进行检测；通过调节高压电源(50 Hz，GJTK-0.01/30K，上海南罡电除尘器有限公司)控制实验所需电压，电压电流信号通过示波器(DPO3054，Tektronix)和电压电流探头(P6015A，Tektronix)采集。分析方法：使用傅里叶变换红外光谱仪(Nicolet Antaris IGS Thermo Scientific Company)分析降解后尾气中甲苯、一氧化碳和二氧化碳的质量浓度；发射光谱通过光谱仪(Maya2000Pro，OceanInsight)检测，光谱仪带宽203~1099 nm，入射狭缝5 μm；反应过程中的有机中间产物通过GC-MS(GCMS-QP2010Ultra，Japan)检测。
1.2 反应器结构
本实验设计了5种不同结构高压电极的反应器(见图2)。DBD反应器采用同轴线管式，由玻璃介质(内径22 mm、壁厚1.5 mm、长300 mm)、高压电极和接地电极3部分组成。接地电极均为铜带(长100 mm、宽95 mm、厚0.05 mm)。高压电极分别为不锈钢棒(直径3 mm、长250 mm)、不锈钢螺纹棒(直径3 mm、螺距0.5 mm、长250 mm)、不锈钢线圈(外径20 mm、线径2 mm、长170 mm)。图2(c)~(e)为不同结构接地电极的反应器实物图，高压电极均为不锈钢线圈，接地电极分别为铜带、铜网(网目尺寸16目、长100 mm、宽95 mm)、铜丝(直径1 mm、长4 000 mm，以紧密缠绕的方式包裹在反应器的外表面上)。每个反应器的高压电极和接地电极构成的放电区域位置相同，放电区域长度均为100 mm。
1.3 评价指标
甲苯的去除率、矿化率、输入功率和能量效率计算见式(1)~(4)。
η=CC7H8in−CC7H8outCC7H8in×100% (1) MR=CCOxin−CCOxoutCC7H8in×7×100% (2) P=f×A×C (3) Ey=CC7H8in×Q×η×MC7H8P×Vm×60×3.6×106 (4) 式中：η为甲苯去除率；
CC7H8in CC7H8out CCOxin CCOxout MC7H8 V 2. 结果和讨论
2.1 降解过程的放电特征
2.1.1 不同反应器的放电图像
在12~20 kV电压下，不同结构高压电极反应器的放电图像如图3(a)所示。高压电极为棒和螺纹棒时，放电区间呈现淡紫色，高压极周围的颜色更加明亮。这说明放电是围绕高压电极产生的，且靠近电极位置的放电更强[12]。随着电压升高，颜色逐渐变亮，发光区域面积增加。这是由于电压升高，产生了更多的丝状放电[13]。而棒电极比螺纹棒电极发光的颜色更加明亮，且光线从电极向周围扩散的更加均匀。这是因为棒电极表面光滑，放电更加均匀，而螺纹棒电极放电时电场主要集中在螺纹边缘处，就导致了放电不均匀[10,14]。线圈为高压电极时，在12 kV电压下，放电主要集中在线圈和电介质内壁之间狭小的间隙。这是由于线圈电极为螺环结构，相比棒和螺纹棒放电间隙小，起始电压低，大量放电细丝集中在高压极与电介质间[15]。线圈电极内部呈黑色，这说明在此区域内没有明显的放电现象发生，然而放电过程中线圈电极与电介质间产生的大量活性物种会扩散至反应器中间区域，以促进甲苯的降解。
图3(b)为不同结构接地电极在外加电压从6 kV升至20 kV时的放电图像。电压在6 kV时，反应器中放电区域呈现紫色，随着电压升高颜色更加明亮。铜丝接地电极反应器的电压为6~14 kV，当外加电压高于14 kV时，反应器内放电剧烈并伴随明显的电火花，因此，电压最高升至14 kV。
2.1.2 不同电极的发射光谱
通过对放电光谱的测定来分析放电产生的活性粒子。不同结构电极反应器的光谱图如图4所示。谱线主要集中在波长300~400 nm，且光谱峰位置基本相同。从发射光谱线可看出，发射光谱中的谱线为氮分子第二正带系。这是由于空气中氮气占比大，且氮分子的第二正带系比氮分子其他带系稳定，其他粒子光谱强度较弱而未被检测到[16]。同时，光谱强度与放电产生的活性粒子浓度、放电强度呈线性相关[14,17]。图4(a)为不同结构高压电极在20 kV电压下的发射光谱图。结果表明，线圈高压电极光谱的强度最高，螺纹棒电极光谱峰强度最小，因此在相同外加电压下，线圈电极放电强度比棒和螺纹棒电极高，这和放电图像观察到的结果一致。图4(b)为不同结构接地电极在14 kV电压下的发射光谱图，铜带电极的光谱强度高于铜网、铜丝电极。又由于铜网和铜丝电极自身存在较多孔隙，实际的放电区域面积比铜带为接地电极时小，这将导致反应器放电强度小，产生的光谱强度小。
2.1.3 电压电流波形的变化
不同高压电极的反应器在14 kV时的电压-电流波形图如图5(a)~(c)所示。在正负周期变换时，出现了大量梳状细丝，这表明其放电方式为丝状放电[18]。当高压电极为线圈时，每个放电周期内电流的脉冲数量明显多于棒和螺纹棒，且脉冲幅值更高。线圈为高压电极时，放电间隙小，放电过程中产生的电荷积累在反应器管壁，起始电压降低，导致电流峰提前出现，并形成更多放电细丝，反映了在相同电压下微放电数量更多[13,19-20]。随着微放电增多，放电间隙气体的电离程度提高，反应器内的活性物种增加，进一步增强了等离子体化学反应，以促进甲苯的降解[21]。而螺纹棒为高压电极时，放电主要集中在螺纹边缘处，放电强度和均匀性比棒状电极差[10]。
图5(c)~(e)为3种不同接地电极反应器在14 kV时的电压-电流波形图。接地电极分别为铜带、铜网和铜丝时，铜带为接地电极的反应系统产生电流脉冲细丝的频率、峰值、分布密度比铜网和铜丝反应器高。这说明铜带为接地电极时反应器的放电强度较强。
2.1.4 电压对传输电荷数及放电功率的影响
图6(a)~(b)为反映不同结构电极反应器电压与传输电荷量关系的李萨如图，其中线AD和BC为放电阶段，线AB和CD为放电截止阶段，放电阶段越长，表明传输的电荷量越多[22]。图6(a)为不同结构高压电极反应器的李萨如图，这表明线圈电极反应器的起始电压低于棒和螺纹棒电极反应器，而最大电荷转移量高于棒电极和螺纹棒电极反应器。这是由于当高压电极为线圈时，放电方式为沿面放电，放电间隙小于棒和螺纹棒高压电极反应器[23]。此外，在高压电极为线圈时，反应器的放电阶段时间最长，产生电流强度高，电荷传输量多，产生了更多的高能电子和活性物质，从而有利于对甲苯的降解[24]。
图 6 不同反应器李萨如图（14 kV）及放电功率Figure 6. Lissajous figures at 14 kV and input power of different reactors图6(b)表明，不同结构接地电极反应器的李萨如图较为相似。而接地电极分别为铜网、铜丝、铜带时，反应器的起始电压逐渐降低(表1)。产生这种差异是由于铜网和铜丝电极与电介质间的空隙较大，放电过程中聚集在反应器内壁的电荷量比铜带少，起始电压较高[23,25]。且接地电极和电介质之间任何微小的缝隙都会导致反应器外的电晕放电[26]，从而导致不必要的能量损耗，并对反应系统的能量效率产生影响。由于铜带电极与电介质间接触紧密，形成的有效放电面积大[14]；而铜网和铜丝与电介质间空隙则较大，且自身存在的空隙较多，形成的有效放电面积比铜带小。当施加外加电压时，在接地电极和电介质之间的空隙内形成电晕放电，从而造成额外的能量损失[11]。KIM等[25]指出铜网为接地电极时反应器浪费了20%~40%的能量。
表 1 不同反应器的起始电压Table 1. Initial discharge voltages of different reactors电极种类 电极结构 起始电压/kV 高压电极 棒-铜带 3.5 螺纹棒-铜带 3.8 线圈-铜带 3.1 接地电极 线圈-铜带 3.1 线圈-铜网 3.4 线圈-铜丝 3.3 | Show Table
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图6(c)为不同结构高压电极反应器的放电功率随电压变化的曲线。在12~20 kV时，分别以线圈、棒和螺纹棒电极为高压电极反应器的放电功率分别为3.6~8.3 W、3.7~13.3 W、4.5~13.9 W。尽管在相同电压下，线圈电极反应器的最大电荷转移量均高于棒和螺纹棒电极反应器，但起始电压较低，因此其放电功率小于棒和螺纹棒电极反应器。图6(d)为不同结构接地电极反应器的放电功率随电压变化的曲线。当电压从6 kV升至20 kV时，铜带和铜网电极反应器的放电功率分别为0.4~10.3 W、0.6~11.6 W；当铜丝为接地电极、电压从6 kV升至14 kV时，放电功率为0.5~5.0 W。当反应器的接地极为铜网和铜丝时，放电功率比以铜带为接地极时高。这是由于铜网和铜丝电极与电介质之间的空隙产生了放电，导致反应器放电功率增加。
2.1.5 放电间隙的气体温度
尽管DBD是在室温下产生等离子体，但放电间隙气体的温度却高于室温。分析这是由于放电过程中部分能量耗散于弹性碰撞，使气体升温[27]。图7表明，随着电压的升高，放电间隙气体的温度升高。由于随着电压升高产生的高能电子增多，与气体分子发生弹性碰撞的几率增加，导致气体温度升高[28]。图7(a)为不同高压电极反应器气体温度随电压变化的曲线图。当电压为12~20 kV时，棒、螺纹棒和线圈高压电极反应器的气体温度分别为45~95 ℃、45~108 ℃、44~64 ℃。线圈电极的放电间隙气体温度最低，这说明放电产生的高能电子主要与气体分子发生了非弹性碰撞，从而产生了更多活性粒子，有利于甲苯的降解[23]。图7(b)展示不同接地电极反应器放电间隙气体温度随电压的变化。当电压从6 kV 升至20 kV、以铜带和铜网为接地电极时，反应器放电间隙气体温度分别为28~64 ℃、25~55 ℃；当电压从6 kV升至14 kV时，以铜丝为接地电极的反应器放电间隙气体温度为26~46 ℃。铜带为接地电极时放电间隙气体温度较高，产生这种现象的原因为铜带与电介质接触更加紧密，放电产生的高能电子多，与空气分子发生弹性碰撞的机会较多，产生更多热量。而铜网和铜丝为接地电极时，由于存在较多孔隙使得反应器放电强度小，产生的高能电子较少，故放电间隙气体温度较低。
图 7 不同反应器气体温度随电压变化曲线Figure 7. Variation c urve s of gas temperature with voltage in different reactors2.2 不同反应器对甲苯的去除效果
图8反映了不同结构电极反应器中甲苯去除率随电压的变化。随着电压的升高，各反应器中甲苯的去除率均升高。电压升高会产生更多的丝状放电，导致更多的高能电子和活性物种生成，增加了与甲苯分子的碰撞几率，从而提高了甲苯去除率[29]。图8(a)反映了不同结构高压电极反应器的甲苯去除率随电压的变化。当电压为12~20 kV时，线圈电极、棒电极和螺纹棒电极反应器对甲苯的去除率分别为77.71%~100%、28.48%~97.58%、18.29%~73.17%。与另外2种电极结构反应器相比，线圈电极与电介质紧密贴合在一起，放电强度高且产生的高能电子数与活性粒子(O·、N·、HO·、O3)较多，故该反应器对甲苯的去除率最高[30]。此外，反应器的高压极为棒电极时对甲苯的去除效率要高于高压极为螺纹棒时的去除效率。这是由于棒电极光滑的表面使得反应器内放电较均匀，而对于螺纹棒电极，放电主要集中在螺纹边缘处，这与王洪昌[10]在进行四氯乙烯和间二甲苯的降解实验中得出的结论一致。
图8(b)反映了不同结构接地电极反应器的甲苯去除率随电压的变化。当电压为6~20 kV时，以铜带和铜网为接地电极的反应器对甲苯的去除率分别为25.30%~100%、 16.21%~90.83%；电压为6~14 kV时，以铜丝为接地电极的反应器对甲苯去除率为26.19%~76.79%。铜网和铜丝作为接地电极时，由于电介质间的空隙大使得空隙中发生异常电晕；另一方面是由于铜网和铜丝存在较多孔隙，有效放电面积较小，造成反应器内放电强度减弱，且产生具有强氧化性活性粒子相对较少，故对甲苯降解效果比铜带作为接地电极的反应器差。
图9为不同结构电极反应器的矿化率随电压的变化曲线。当电压升高时，更多的活性粒子及高能电子产生并与甲苯分子碰撞，使之分解并降解为COx，矿化率随之升高[28,31]。以线圈为高压电极、铜带为接地电极的反应器矿化率较高，这是由于反应器内放电强度高，产生的活性粒子多，使更多的甲苯分子最终被降解为COx。
2.3 降解过程中的能量效率
图10(a)为不同结构高压电极反应器的能量效率随电压的变化曲线。电压从12 kV升至20 kV时，以线圈为高压极反应器的能量效率从8.81 g·kWh−1降至4.96 g·kWh−1。电压升高意味着更多能量被用来加热气体而耗散掉，能量效率降低[28]。而以棒为高压电极时，反应器能量效率先升后降。当电压从12 kV升至14 kV时，能量效率从3.08 g·kWh−1升至3.70 g·kWh−1。随后能量效率呈下降趋势，当电压升至20 kV时降低至2.96 g·kWh−1。以螺纹棒为高压电极反应器的能量效率随电压变化的趋势与棒电极为高压电极时相同，先从1.61 g·kWh−1升至2.51 g·kWh−1，最后降至2.12 g·kWh−1，这与LI等[28]的结果一致。线圈电极反应器的能量效率最高。因此，线圈为高压电极时，产生的微放电数量多且强度高，但放电功率和放电间隙气体温度较低，因而具有较高的能量利用率。
图10(b)为不同结构接地电极反应器能量效率随电压的变化曲线。3种结构接地电极反应器的能量效率均随电压升高而降低。当电压为6~20 kV时，以铜带为接地电极时反应器的能量效率从23.17 g·kWh−1降至4.96 g·kWh−1，铜网电极反应器的能量效率从10.21 g·kWh−1降至3.39 g·kWh−1，铜丝反应器能量效率在电压为6~14 kV时，从19.21 g·kWh−1降至5.92 g·kWh−1。产生这种差异的原因有2点：一方面是接地电极自身存在的孔隙不同；另一方面是接地电极与电介质间的空隙不同，造成不同程度的能量损失[7]。而铜带作为接地电极时与电介质接触更紧密，减少了电介质管外的额外放电，使得能量利用效率更高。
2.4 对副产物和降解机理的分析讨论
DBD反应器降解甲苯过程中不可避免地产生O3和N2O等副产物。图11为不同结构电极反应器降解甲苯时O3和N2O质量浓度随电压的变化曲线。随着电压的升高，各反应器的O3和N2O质量浓度升高。当甲苯的质量浓度一定时，电压升高产生了更多活性粒子，并与气体中的O2和N2发生反应，生成O3、NO和NO2，而NO和NO2与活性粒子反应生成更加稳定的N2O[31-32]。当高压电极为线圈、接地电极为铜带时，反应器中O3质量浓度最低、N2O质量浓度最高。需要指明，除N2O外，本研究的FTIR检测结果中并无其他氮氧化物(NO和NO2)。这主要是由于分解反应对N2O是吸热的，而对NO和NO2是放热的，可自发进行。
图 11 不同反应器中O3和N2O质量浓度随电压的变化Figure 11. Variation curves of O3 and N2O concentration with voltage in different reactors在甲苯的降解过程不可避免的会生成有机副产物。图12为各反应器内和尾气中甲苯降解产物的GC-MS谱图。不同结构的高压和接地电极反应器降解甲苯后产生的有机中间产物基本一致，包括甲苯、苯甲醛、苯甲醇、苯酚、邻二甲酸二甲酯等。这说明虽然电极结构会影响反应器的放电特性，以及甲苯的去除率和矿化率，但不会影响甲苯的降解途径[28]。这是由于反应器放电时产生的活性物种对化学反应路径没有选择性。根据检测到的有机副产物可推测，甲苯分子上甲基的C—H键被活性粒子(O·、N·)破坏形成苯甲基，与·OH反应生成苯甲醇，苯甲醇被O·或·OH氧化生成苯甲醛，苯基被氧化为苯酚[28,33-34]。芳香类有机副产物与活性粒子反应，生成链状有机物，并最终被氧化为CO2和H2O。
3. 结论
1)以线圈作为高压电极时放电区间为亮紫色、发射光谱强度最强、放电间隙气体温度最低(44~64 ℃)、放电强度最强，而棒电极次之，螺纹棒电极最差。当甲苯质量浓度为678 mg·m−3、电压为12~24 kV时，线圈电极反应器的甲苯去除率可达77.71%~100%、放电功率为3.6~8.3 W、能量效率为8.81~4.96 g·kWh−1。而高压电极的结构并不会对甲苯降解路径产生影响。
2)不同结构接地电极对反应器放电特性的影响比高压电极微弱，铜带为接地电极时反应器的放电强度略高于接地极为铜网和铜丝。电压从6 kV升至20 kV时，铜带为接地极的反应器的甲苯去除率为25.3%~100%，能量效率从23.17 g·kWh−1降至4.96 g·kWh−1，但仍比铜网和铜丝电极高。接地电极的结构同样不会影响甲苯降解路径。
3) DBD反应器的电极结构及材料影响反应系统的放电特性和甲苯降解效果。高压电极结构对其影响相比于接地极更为显著。
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图 1 钙离子对反应器出水DON浓度的影响
Figure 1. Effects of calcium ions on effluent DON concentrations
图 2 反应器在不同钙离子浓度下的出水DON生物有效性
Figure 2. Bioavailability of effluent DON under different calcium ion concentrations
图 3 反应器在不同钙离子浓度下的DON分子特征变化
Figure 3. Changes in DON molecular characteristics of the bioreactors at different calcium ion concentrations
图 4 钙离子对反应器微生物代谢活性的影响
Figure 4. Effects of calcium ions on microbial metabolic activity in the bioreactors
图 5 钙离子对反应器中细胞膜组成的影响
Figure 5. Effects of calcium ions on the composition of cell membrane in the bioreactors
图 6 钙离子对反应器中微生物群落结构 (属水平) 的影响
Figure 6. Effects of calcium ions on microbial community structure (genus level) in the bioreactors
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