摘  要

NO3--N的过量排放是造成水体富营养化的主要原因之一，而我国大部分地区目前施行的一级A标准中氮的排放要求仍然较高。随着我国居民对生活环境要求的日益提高，水环境质量较差、水生态受损的问题亟待解决，而如何对二级出水进行深度脱氮成为了污水处理事业面临的主要挑战之一。

深度脱氮方法中物化法运行成本高、选择性低、二次污染明显，传统的生物法因需要外加碳源也面临经济成本较高、出水二次污染风险较大的问题，而硫自养反硝化技术具有成本较低、剩余污泥少、不需额外投加有机碳源，可以有效的避免出水二次污染问题等优势，逐渐受到研究人员与工程界的重视。本研究采用生物滤池和SBR两种形式的反应器进行单质硫自养反硝化运行试验，探究了不同填料类型、反应器形式对系统的影响、反硝化过程中副产物SO42-的生成与控制方法、影响系统脱氮效果的影响因素以及补充硫源对反应器脱氮效果的强化。主要的研究内容与结果如下：

首先，以颗粒状S单质分别与硫铁矿和石灰石为填料1:1装填搭建生物滤池反应器，以粉末状S单质为硫源搭建SBR反应器。在接种污泥为4℃冷藏4个月的硫自养反硝化污泥条件下，反应器均能很快启动成功。从处理能力来看，3个反应器效果最好时的平均NO3--N去除负荷分别能达到0.080 kg·(m3·d)-1、0.184 kg·(m3·d)-1以及0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石反应器脱氮能力最强。

其次，研究发现，在硫自养反硝化过程中存在着出水SO42-超标的风险，尝试以硫自养反硝化来耦合异养反硝化和ANAMMOX反应以加强脱氮效果、减少反应器内SO42-的生成量。在进水中加入COD来进行异养反硝化污泥的培养富集，而后取反应器中的污泥进行批次试验，发现随着加入COD浓度的提高，系统中NO3--N的去除速度增加，SO42-的生成量减少。添加量为30 mg·L-1时NO3--N去除速率比不添加时提高了54.55%。另外，试验发现在NH4+-N浓度较高、未接种ANAMMOX污泥的条件下在正常运行的硫自养反硝化反应器中进行ANAMMOX反应的耦合可行性不高，且NH4+-N浓度会影响系统对NO3--N的去除效果。同时，对SBR反应器、硫自养/异养反硝化反应器（LC2）和硫自养耦合ANAMMOX反应器（LC1）进行高通量测序分析，发现三个反应器中的最优菌属均为Thiobacillus，相对丰度在SBR、LC2和LC1反应器分别占31.59%、59.44%和45.06%。SBR反应器中Rhodanobacter、Thiomonas和Sulfurimonas三种硫自养反硝化菌属的相对丰度分别为12.80%、10.47%和5.53%，共同起到脱氮作用。LC2反应器中除Thiobacillus之外，异养反硝化菌Dokdonella占有4.66%的相对丰度，其他菌属较少。LC1反应器中则是Ignavibacterium为第二优势菌属，相对丰度为11.11%，其他菌属占比较少。

然后，通过批次试验探究NH4+-N浓度、DO浓度和HCO3-浓度的影响。分别采用5.00 mg·L-1、10.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1NH4+-N进行试验，发现当水中NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时对反应无较大影响，而10.00 mg·L-1时则会对反应产生抑制，30.00 mg·L-1的NH4+-N能将NO3--N去除速率抑制51.43%。DO也会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，分别控制反应内的DO为0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1进行试验，发现与DO为0组相比NO3--N去除速率分别被抑制了68.44%、79.92%、85.66%和86.07% ，而ΔSO42-/ΔNO3--N则提高了5~20倍，大大超出250.00 mg·L-1的标准。添加HCO3-能够加快硫自养反硝化的反应速率，与空白组相比添加20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1和60.00 mg·L-1的HCO3- 后系统的NO3--N去除速率分别提高了10.67%、21.36%和34.95%，而后再提升到80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1，系统的脱氮效果只升高到了38.02%和40.02%，提升效果并不明显。

最后，通过批次试验探究补充硫源Na2S和Na2S2O3对单质硫自养反硝化系统脱氮效果的强化作用。分别采用2.50 mg·L-1、5.00 mg·L-1、7.50 mg·L-1、10.00 mg·L-1和15.00 mg·L-1的Na2S进行试验，系统初始的S/N比分别为0.10、0.21、0.31、0.42和0.63，发现在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S作为补充硫源可以较好的强化系统的脱氮效果，加入浓度越高，效果越好。加入15.00 mg·L-1的Na2S时能提高1.03 mg·(L·h)-1的NO3--N去除速率。以Na2S2O3作为补充硫源时，对系统的脱氮效果也有较好的强化效果，加入80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1的Na2S2O3时（系统初始S/N比分别为0.56和0.70）NO3--N的去除速率提高了1.07 mg·(L·h)-1和1.4 mg·(L·h)-1。

关键词：硫自养反硝化；深度脱氮；SO42-生成量；影响因素；效果强化

Abstract

Excessive discharge of NO3--N is one of the main reasons for eutrophication of water bodies, and the nitrogen discharge requirements in the current Class A standard implemented in most areas of my country are still relatively high. With the increasing requirements of Chinese residents for the living environment, the problems of poor water environment quality and water ecological damage need to be solved urgently. Therefore, it is imperative to improve the pollutant discharge standards of urban sewage treatment plants in my country. Deep denitrification has become one of the main challenges facing the wastewater treatment industry.

Keywords: Sulfur autotrophic denitrification; Deep denitrification; SO42- production; Influencing factors; Effect enhancement

目录

摘  要

Abstract

目录

第1章 绪论

1.1. 研究背景

1.2. 深度脱氮研究进展

1.2.1. 物化法

1.2.2. 生物法

1.3. 硫自养反硝化技术研究进展

1.3.1. 不同硫源影响

1.3.2. 其他影响因素

1.4. 研究目的及意义

1.5. 研究内容

第2章 材料与方法

2.1. 试验装置

2.1.1. S/硫铁矿反应器(LC1)

2.1.2. S/石灰石反应器(LC2)

2.1.3. SBR反应器

2.2. 试验用水

2.3. 监测指标与分析方法

2.3.1. 常规水质指标检测方法

2.3.2. SO42-检测方法

2.3.3. 高通量测序

2.3.4. 所用仪器与设备

第3章 硫自养反硝化反应器的启动与运行

3.1. S/小粒径硫铁矿反应器

3.1.1. 材料与方法

3.1.2. 结果与讨论

3.2. S/大粒径硫铁矿反应器

3.2.1. 材料与方法

3.2.2. 结果与讨论

3.3. S/石灰石反应器

3.3.1. 材料与方法

3.3.2. 结果与讨论

3.4. SBR反应器

3.4.1. 材料与方法

3.4.2. 结果与讨论

3.5. 本章小结

第4章 硫自养反硝化与其他工艺协同反应探究

4.1. 系统的SO42-生成量变化

4.2. 硫自养反硝化与异养反硝化协同作用

4.2.1. 异养反硝化菌的培养

4.2.2. 添加COD对硫自养反硝化反应的影响批次试验

4.3. 硫自养反硝化与厌氧氨氧化耦合可行性探究

4.3.1. 厌氧氨氧化细菌的培养

4.3.2. ANAMMOX试验验证

4.4. 微生物多样性及群落结构分析

4.4.1. 微生物多样性分析

4.4.2. 微生物门水平群落结构分析

4.4.3. 微生物属水平群落结构分析

4.5. 本章小结

第5章 硫自养反硝化影响因素探究

5.1. NH4+-N浓度对硫自养反硝化反应的影响探究

5.1.1. 材料与方法

5.1.2. 结果与讨论

5.2. DO浓度对硫自养反硝化反应的影响探究

5.2.1. 材料与方法

5.2.2. 结果与讨论

5.3. HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响探究

5.3.1. 材料与方法

5.3.2. 结果与讨论

5.4. 本章小结

第6章 补充硫源对单质硫自养反硝化反应器的强化效果探究

6.1. Na2S的强化作用

6.1.1. 材料与方法

6.1.2. 结果与讨论

6.2. Na2S2O3的强化作用

6.2.1. 材料与方法

6.2.2. 结果与讨论

6.3. 本章小结

第7章 结论与建议

7.1. 结论

7.2. 建议

参考文献

攻读硕士学位期间发表的学术论文

1. 绪论
   1. 研究背景

近年来，伴随着我国经济与社会的迅速发展，产生了大量的工业、农业以及生活废水，这些废水中含有的大量的有机物、氮、磷等营养物质，这些物质在经过污水处理厂的处理后，虽然已经得到了很大程度的削减，但出水中的总氮（Total nitrogen，TN）和总磷（Total phosphorus，TP）浓度依然较高[1]，而氮、磷的过量排放是水体富营养化的主要原因之一。根据我国生态环境部2022年发布的《2021年12月和1-12月全国地表水、环境空气质量状况》[2]中对全国209个监测营养状态的湖（库）的统计结果来看，其中有超过四分之一的湖（库）存在着不同程度的富营养化现象。随着我国居民对生活环境要求的日益提高，水环境质量改善的问题亟待解决。

目前，我国大多数污水处理厂执行的一级A标准中要求COD < 50.00 mg·L-1，TN < 15.00 mg·L-1，TP < 0.50 mg·L-1仍然难以满足环境要求。如今我国部分地区已经有了更严格的地方排放标准，例如北京市的《城镇污水处理厂污染物排放标准》（DB 11/890-2012）中规定，污水处理厂出水中COD < 20.00 mg·L-1，TN < 10.00 mg·L-1，TP < 0.20 mg·L-1；天津市在《城镇污水处理厂污染物排放标准》（DB 12/599-2015）中规定，污水处理厂出水中COD < 30.00 mg·L-1，TN < 10.00 mg·L-1，TP < 0.30 mg·L-1；安徽省巢湖市执行的《巢湖流域城镇污水处理厂和工业行业主要水污染物排放限值》（DB 34/2710-2016）中也要求Ⅰ类城镇污水处理厂出水TN要稳定在10.00 mg·L-1以下。要达到更高排放标准的要求，就需要进一步去除二级出水中的氮和磷[3]。另外，由于二级出水中的磷可以通过化学除磷的方法做到强化去除[4]，因此如何对二级出水进行深度脱氮成为了污水处理事业面临的主要挑战之一。

从水质来看，一方面我国大部分城市污水处理厂普遍面临着进水碳源偏低的问题[5]，并且经过了二级处理之后，二级出水中的可利用碳源更为稀少；另一方面，生物脱氮都是依赖前置反硝化来进行的，通过增设内回流使NO3--N转移至前端进行反硝化，而受限于回流比，不可避免的导致一部分NO3--N没有经过回流反硝化而直接流出——即二级出水硝酸盐泄露问题，而二级出水中NO3--N在TN组成中占大多数[6, 7]，而这也是造成污水厂出水TN浓度超标的主要原因。含有NO3--N的废水除了具有较高的生态风险，会导致水体的富营养化与水生物过度繁殖[8]之外，还会增加人类患高铁血红蛋白症、心脏病等疾病的风险，对人类的健康造成负面影响[9]。因此NO3--N含量过高是污水深度脱氮需要解决的主要问题[10]。

综上，为了达到更高的排放标准，保证环境和人体健康，污水在排放前必须进行深度脱氮，这样不仅可以减少其对地表水富营养化的影响，还可以使出水进一步回用[11]，而深度脱氮的重点则是在低C/N的情况下对水中NO3--N的脱除。

1. 深度脱氮研究进展

为了解决出水TN浓度较高，现有的处理系统难以达到提标改造要求的问题，世界各地的学者在大量的研究和实际操作过程中发展了多种深度脱氮的技术，这些技术主要有物化法、传统的生物法以及硫自养反硝化技术。

1. 物化法

物化法即物理化学法，原理是通过物理、化学或者两者结合的方式通过对污水中的NO3--N进行吸附、分离或者转化为其他形式的方法来达到深度脱氮的目的，目前已经有许多物化的方法应用于去除二级出水中的硝酸盐，包括离子交换、反渗透、电渗析以及催化反硝化等[12]。

1. 离子交换法

离子交换法是利用离子交换树脂或天然的离子交换剂中的可交换离子与废水中的离子进行交换，从而达到去除水中污染物的目的。离子交换法在去除饮用水中的NO3--N方面使用较早，王惠颖[13]等早在许多年前就有相关研究，发现利用离子交换法能够很好的在降低饮用水用硬度的同时去除水中的NO3--N。国外研究人员在离子交换去除NO3--N方面也有较多的相关研究，但处理的对象大部分都是饮用水中的NO3--N，在污水处理方面利用较少。另外，离子交换法虽然具有工艺设备简单、处理效果好以及技术成熟的优点，但是其只是将水中的NO3--N转移到了交换剂中，后续解析液仍然需要进一步处理[14]，并且由于离子交换剂的吸附容量是一定的，当吸附饱和后就容易造成NO3--N的泄露[15]。

1. 反渗透法

反渗透法是通过在反渗透膜的一侧施加压力，使水分子透过反渗透膜，将其他污染物离子截留在膜的另一侧来达到净水目的的一种物理方法。利用反渗透方法进行深度脱氮不仅能够去除水中的NO3--N，还能将其他污染离子一并去除。迟峰[16]利用反渗透法脱除地下水中NO3--N，去除率达到了95.00%以上，陈勇[17]等反渗透技术强化处理废水中NO3--N的研究中也得到了较好的处理效果和稳定性。由此可见，反渗透法是一种效果比较好的深度脱氮方法，并且具有处理工艺多样[18]、应用条件广泛[19]、可靠性高[20]等优点，但是反渗透法也有进水水质要求高，原水需要预处理[21]、需要高压设备，消耗能源、原水利用率低[22]以及产生的浓水需要处理且成本较高[15]的缺点，另外由于二级出水的水质对反渗透来说仍然较差，限制了它在深度脱氮方面的应用。

1. 电渗析法

电渗析法是在电场的作用下，使带电离子进行定向迁移，透过选择性离子交换膜从水中分离出来，达到淡化、脱除水中污染物质的目的[23]。电渗析法与传统的水处理工艺相比有着能耗较低、药剂需求量少[24]、运营成本低[25]等优点，在饮用水脱盐方面应用较多。Banasiak L J 等[26]利用电渗析法去除NO3--N得到了90%以上的去除率，Hell F等[27]使用电渗析法将水样中的NO3--N浓度从120.00 mg/L降到了20.00-40.00 mg/L，证明以电渗析法进行二级出水的深度脱氮是有一定的可行性的，但是相较于饮用水而言，二级出水的水中杂质要更多，更容易导致膜的堵塞和污染，同时电极的极化结垢也是需要解决的问题。

1. 化学反硝化

化学反硝化是利用还原性物质如甲酸、甲酸钠、氢气或者活泼金属如铝、铁锌以及电子为还原剂，在催化剂作用下将NO3--N还原为NO2--N、N2或者NH4+-N从而去除水中NO3--N的技术[28]，一般使用单一金属或多种金属非金属的复合材料作为催化剂。利用化学反硝化技术去除硝酸盐有反应速度快、工艺简单[29]以及去除效果彻底[28]的优点。Yang等利用活泼金属为还原剂，在pH<4.00的条件下，完全去除100.00 mg·L-1只需要20 min。但其缺点也相当明显如催化还原会产生副产物NH4+-N以及部分机理不明[30]等，这就影响了其在二级出水深度脱氮方面的应用。

总而言之，物化法虽然在某些方面有各自的优势，但运行成本高、选择性低、二次污染明显等问题导致其并不能很好的适用于二级出水深度脱氮的领域。相比之下，使用生物法进行脱氮更为经济实用。

1. 生物法

生物法深度脱氮主要是指在自养或异微生物的作用下，污水中的NO3--N通过反硝化作用还原为N2的过程。具体方法主要有反硝化滤池、移动床生物膜反应器(MBBR)以及人工湿地工艺。

1. 反硝化滤池

反硝化滤池是一种集过滤、微絮凝、反硝化脱氮等功能于一体的新型滤池工艺[31]。在污水处理厂进水C/N较低，二级处理脱氮效果不足，不能满足提高后的TN ≤ 10.00 mg·L-1的情况下[32]，反硝化滤池因其占地面积小、脱氮效率高、抗冲击负荷能力强等优点，成为了现今污水处理厂应用比较普遍的深度脱氮方法[33]。郑俊等[34]研究发现，当C/N > 8时，陶粒和石英砂下向流反硝化滤池TN的去除率等达到90.00%以上；陈浬等[35]以反硝化滤池对NO3--N浓度为16.00 mg·L-1的污水进行处理，发现在C/N = 6条件下，NO3--N的去除率达到了99.80%。证明反硝化滤池有着良好的深度脱氮效能。但是，传统反硝化滤池的脱氮机理主要是依靠异养反硝化反应，需要外加碳源作为电子供体，这就导致其难以避免的还存在着一些问题。首先是外加碳源的经济性问题，从理论上计算可以得到，完全转化1 kg的NO3--N需要2.86 kg的COD，但是在实际运行中，微生物自身增长利用、水中溶解氧（Dissolved Oxygen, DO）的消耗以及滤池反冲洗过程中的损失导致反应器实际需求的COD量在理论的2倍甚至5倍以上[36]，这就大大增加了深度脱氮的处理成本，经济上并不划算。其次，外加碳源的量难以控制也是传统异养反硝化滤池面临的一个问题，当进水添加COD不足时，容易造成NO2--N在水中的积累，难以保证处理效果，当进水添加COD过量时，又会导致出水的二次污染[37]。最后，添加额外碳源还会导致滤池内剩余污泥产量的增加，容易导致滤池堵塞，增加反冲洗的频率，给运行带来不便。

1. 移动床生物膜反应器（Moving Bed Biofilm Reactor,MBBR）

移动床生物膜反应器是在生物膜工艺基础上发展起来[38]，通过投加密度接近于水的悬浮填料并加以曝气或搅拌使其能在反应器内自由移动，兼具生物膜法和活性污泥法特点的一种生物处理工艺，具有污泥浓度高、耐冲击负荷、占地面积小等优势[39, 40]。孙逊等[41]以MBBR工艺进行污水处理厂强化脱氮试验过程中发现，投加50.00 mg·L-1的COD即可将系统出水中的NO3--N和TN分别降低到4.75 mg·L-1和9.50 mg·L-1，深度脱氮效果较好。但MBBR工艺在实际运行中比较容易出现填料堆积和堵塞的情况，并且同样需要外加碳源，经济性较差。

1. 人工湿地

人工湿地是在天然湿地的基础上，通过人工改造、运行监督加强其处理能力，比天然湿地具有更好的去除污染物能力的处理工艺。人工湿地是通过系统内基质、植物、微生物等共同的过滤、沉淀、分解以及转化与吸收等一系列复杂的物理、化学和生化反应对水中的污染物进行去除[42]。以人工湿地法进行污水深度脱氮具有投资成本和能耗低[43]、去除效果稳定、可以去除重金属和其他痕量污染物的优点[44]，并且可以起到美化环境的作用。潘龙等[45]以应用铝污泥复合填料的水平潜流和垂直潜流人工湿地试验证明该系统对于污水中的氮和磷都有较好的去除效果。但是人工湿地的缺点同样十分突出：脱氮效果受气温和季节影响大、占地面积大，尤其是后者，在如今我国城镇污水处理厂基本规划建造完毕的情况下，很难再有配置人工湿地的空间，限制了其应用。

相比于物化法，生物法更适合作为污水处理厂二级出水深度脱氮的方式。但是，目前普遍应用的以外加碳源为电子供体的传统异养反硝化方式还存在着经济成本较高、出水二次污染风险较大的问题，寻求一种更加经济、安全的深度脱氮方法极为重要，而以自养代替异养，以硫源代替碳源的硫自养反硝化技术可以很好的解决传统反硝化滤池经济性差、出水二次污染风险高、剩余污泥过多的问题，成为了城市污水处理厂二级出水深度脱氮的新选择。

1. 硫自养反硝化技术研究进展

硫自养反硝化技术是以硫化钠(Na2S) 、和硫代硫酸钠(Na2S2O3) 单质硫(S0)等还原态硫源为电子供体， CO32-、HCO3-、CO2作为无机碳源，在缺氧环境下将NO3--N还原为N2的一种新型的自养反硝化技术[46]。该技术处理成本较低，更容易在实际工程中应用，且具有剩余污泥少、不需额外投加有机碳源，可以有效的避免出水二次污染问题等优势，逐渐受到研究人员与工程界的重视[47]。目前，各国研究人员主要针对不同种类的硫源、S/N以及环境因素进行研究。

1. 1. 不同硫源影响
2. 硫离子（S2-）

含有S2-的废水对环境有着较大的危害。污水中的S2-会对管道产生腐蚀，减少管道寿命[48, 49]，在输送过程中水解还会产生H2S气体，散发臭味的同时还具有一定的毒性[50]。利用S2-做为硫自养反硝化的硫源可以将二者同时去除，可以达到以废治废的效果，反应方程式如式1-1。

NO3-+ 0.70S2-+0.997H++0.131CO2→ 0.70SO42-+0.50N2+0.406H2O+0.026C5H7O2N

(1-1)

以S2-为电子供体进行硫自养反硝化具有传质效果较好、反应较快的优点[51]，但是同时它的缺点也很明显，温度、HRT等均会对反应产生较大的影响，脱氮效果不稳定[52]。另外，Na2S价格约为2000.00元每吨，每去除1kg NO3--N的价格约为1.76元，而每吨甲醇的价格约为2200.00元，每去除1kg NO3--N的价格约为1.23元，可见以S2-为电子供体经济上并不适用。

1. 硫代硫酸钠

Na2S2O3为电子供体具有溶解度高、传质好、成本低等优点，且对系统的pH影响较小，被大量研究证明是效果最好的硫源[52-54]，以Na2S2O3为硫源的反硝化方程式如式1-2[55]所示。

0.844S2O32-+NO3-+0.347CO2+0.086HCO3-+0.0086NH4++0.434H2O→ 1.689SO42-+0.500N2+0.086C5H7O2N+0.697H+

(1-2)

缪博等[56]研究温度对硫自养反硝化的影响时，发现在低温环境下加入Na2S2O3可以显著改善反应受抑制的现象；Zou等[57]以Na2S2O3为硫源实现了高效的自养反硝化，在进水负荷为600 g·(m3·h)-1时也能将进水中的NO3--N完全去除。Na2S2O3是最容易被利用、效果最好的硫源，但是由反应方程式可以看到，其去除相同量NO3--N时产生的SO42-的量也是最多的，处理后的出水有SO42-超标的风险，同时，Na2S2O3的成本比较昂贵[58]，每吨Na2S2O3价格约为1500.00元，每去除1kg NO3--N的价格约为3.23元，以它来代替碳源并没有经济优势。

1. 硫铁矿

硫铁矿物在地壳中有丰富的含量，在我国储量较大[59]，其所含有的Fe和S元素也能为微生物提供电子，具备参与自养反硝化的潜力。其反应式如式1-3所示。

0.364FeS2+0.116CO2+NO3-+0.82H2O+0.023NH+4→ 0.5N2+0.729SO42-+0.364Fe(OH)3+0.023C5H7O2N+0.480H+

(1-3)

以硫铁矿为电子供体进行自养反硝化具有出水副产物少、碱度消耗较低的优势，但反应速度慢，系统HRT时间长，需要数天才能够达到较好的效果[60, 61]，并且表面光滑，不利于微生物附着生长。硫铁矿的价格约为每吨1600.00元，每去除1kg NO3--N的花费约为1.13元，比较经济。

1. 硫单质

S0无毒、稳定、几乎不溶于水，与液态硫源相比，更方便操作[62]，不仅能为硫自养反硝化过程持续提供电子[63]，还可以为微生物的附着提供载体，是目前研究者最为关注的硫源之一。其反应方程式如式1-4所示。

NO3-+1.1S+0.4CO2+0.76H2O+0.08NH4+→ 0.5N2+1.1SO42-+1.28H++0.08C5H7O2N

(1-4)

目前，S0因其成本低、易于储存和运输而成为了应用最广泛的硫自养反硝化电子供体[62, 64, 65]。目前多数研究者都是以S0作为反应器填料[66]或者以S0和石灰石[67]、白云石[68]等碱性填料混合以中和反应过程中产生的酸度，都取得了较好的效果。同时硫单质价格仅为1200.00元每吨，去除1kg NO3--N的花费仅需要0.68元，相比之下，硫单质是最经济、适用的硫源，但也存在着出水SO42-含量较高的问题。

1. 1. 其他影响因素
2. 硫氮比（S/N）

硫自养反硝化与传统的异养反硝化具有相同的脱氮路径[69]，与C/N比类似，初始的S/N对反应也起着十分重要的作用。S/N过低容易导致反应不完全，S/N过高不仅会导致成本的增加，还有使硝酸盐异化还原成铵的可能[70]。Wang等[71]研究指出硫自养反硝化过程的最佳S/N为5:3；Cai等[72]也研究得出了与Wang等相似的结果，最佳S/N为5:2。也有其他研究人员也有提出S/N为1.3时较好的观点，但这都是以S2-为电子供体得出的结论，对其他种类电子供体的最佳S/N研究较少。

1. 温度

温度对于硫自养反硝化过程是一个重要的环境因素[73]，对细菌的生长和反硝化的速率有明显的影响[46]。车轩等[74]研究提出脱氮硫杆菌最适的生长温度为29.5 ℃，最适的反硝化温度为32.8 ℃；张晓晨等[75]试验发现温度在30 ℃~35 ℃条件下有最高的硝酸盐去除率；Donovan等[76]指出脱氮硫杆菌在28 ℃~32 ℃范围内活性较好；牛建敏等[77]筛选出的菌种在20.0 ℃~35.0 ℃范围内有较好的效果。由此可知，硫自养反硝化的最适温度在30 ℃左右。

1. pH

硫自养反硝化反应多为产酸反应，反应过程中pH变化较大，而微生物的适宜pH区间较小，pH的变化会对系统的脱氮效率产生较大的影响。车轩等[74]研究发现脱氮硫杆菌生长的最适pH为6.8~7.0，李天昕等[78]发现S/石灰石滤柱在pH=7.0时系统有最大的TN去除率，Liu等[79]研究发现在pH小于6.7时，系统的比反硝化速率会快速下降。因此，硫自养反硝化的最适pH值约为7.0。

1. 研究目的及意义

目前，我国污水处理厂普遍面临着进水C/N低，二级处理脱氮不彻底的问题，同时，我国大部分的污水厂又需要进行提标改造，进一步降低出水的TN浓度，因此就需要对二级出水进行深度脱氮。如今应用最普遍的深度脱氮方法是增设反硝化滤池，但传统的反硝化滤池需要额外投加碳源，经济成本较高，以硫自养反硝化滤池进行深度脱氮是更好的选择。现阶段对于硫自养反硝化的研究主要集中在硫源选择、温度、S/N、pH等影响较为直接的方面，而对NH4+-N浓度、HCO3-浓度、DO浓度以及出水的SO42-浓度方面研究较少，本此研究选择最为经济的硫单质作为硫源，启动并长期运行硫自养反硝化反应器，并探究了影响硫自养反硝化过程的因素并给出适宜区间，探讨了减少出水SO42-浓度的方法，为硫自养反硝化技术的工程实际应用提供参考。

1. 研究内容

本研究采用生物滤池和SBR两种形式的反应器，以硫单质为电子供体，比较反应器形式、填料种类以及不同运行条件下系统的脱氮效能以及稳定性。通过批次试验探究NH4+-N浓度、HCO3-浓度、DO浓度对硫自养反硝化系统产生的影响，并通过运行分析以及结合高通量测序探究异养-自养协同反硝化作用以及耦合厌氧氨氧化反应的可行性，以及混合硫源对脱氮效果的加强作用。具体的研究内容主要包括：

1. 反应器形式比较

分别以硫单质混合硫铁矿、石灰石填料为硫源运行生物滤池，以升华硫粉末为硫源运行SBR反应器，比较不同形式反应器的脱氮效能与优缺点并分析原因。

1. 异养-自养协同反硝化以及耦合厌氧氨氧化可行性探究

通过改变进水水质分别在两个反应器中进行异养-自养协同反硝化以及硫自养反硝化耦合厌氧氨氧化反应的试验，并通过高通量测序分析其可行性，同时探究了COD添加量对协同反硝化系统脱氮效果的影响。

1. 影响因素探究

通过批次试验探究NH4+-N浓度、HCO3-浓度、DO浓度对硫自养反硝化反应的影响，分析影响因素最适的范围。

1. 补充硫源对硫自养反硝化系统效果强化探究

分别以Na2S和Na2S2O3，为补充硫源，探究二者对以硫单质为电子供体的硫自养反硝化反应的影响效果，以及作为补充硫源的最佳选择。

本研究的技术路线如图1-1所示：

启动阶段：

反应协同可行性探究：

影响因素探究：

补充硫源对比：

图1-1 技术路线图

Fig. 1-1 Schematic diagram of technology route

1. 材料与方法
   1. 试验装置
      1. S/硫铁矿反应器

1. S/小粒径硫铁矿反应器

采用生物滤池反应器，反应系统由进水桶、蠕动泵、升流式生物滤柱反应器3个部分组成，如图2-1所示。反应器内径为9.00 cm，有效高度为58.50 cm，有效容积为3.70 L，材质为有机玻璃。填充填料为6.00~8.00 mm的单质硫颗粒（硫含量>99.00%）与粒径为1.00~3.00 mm的硫铁矿，填充比例为1:1，填料形态如图2-2所示。接种污泥为课题组已有的硫自养反硝化污泥。

图2-1 LC1试验装置示意图

Fig. 2-1 Schematic of LC1 Experimental Setup

a单质硫颗粒

b小粒径硫铁矿

图2-2 单质硫与小粒径硫铁矿

Fig. 2-2 Sulfur and small size pyrite

1. S/大粒径硫铁矿反应器

S/小粒径硫铁矿反应器运行一段时间后，发现1.00~3.00 mm的硫铁矿填料过于致密，水流阻力大，反应器内部产生的气体较难逸出，导致上部填料出现分层上浮的问题，且观察到微生物较难生长到填料内部，因此将反应器重新装填，以5.00~8.00 mm的大粒径硫铁矿替代小粒径硫铁矿，反应器有效容积变为3.20 L。图2-3为大粒径硫铁矿的形态。

图2-3 大粒径硫铁矿

Fig. 2-3 Large size pyrite

1. S/石灰石反应器

采用生物滤池反应器，反应装置如图2-4所示。反应器内径为10.00 cm，有效高度为29.50 cm，有效容积为2.30 L，材质为有机玻璃。填充填料为6~8 mm的单质硫颗粒与粒径为3.00~5.00 mm的石灰石，填充比例为1:1，填料形态如图2-5所示。接种污泥为课题组已有的硫自养反硝化污泥。

图2-4 试验装置示意图

Fig. 2-4 Schematic of LC2 Experimental Setup

图2-5 石灰石填料

Fig. 2-5 Limestone filler

1. SBR反应器

SBR反应器内径为19.80 cm，高为26.50 cm，有效容积5.00 L，具体如图2-6所示。蠕动泵将水由进水桶泵入反应器底部；电磁阀控制反应器出水，反应器排水比为1/3，周期设置为进水10.00 min、沉淀15.00 min、反应300.00 min和出水5.00 min，连续运行且不设置闲置阶段，反应时采用电动搅拌器搅拌。反应周期内，进水、搅拌和出水过程均由电子定时器连接蠕动泵、搅拌器和电磁阀来开闭，使反应器自动循环运行。接种污泥为课题组已有的硫自养反硝化污泥。

图2-6 SBR反应器

Fig. 2-6 SBR reactor

1. 试验用水

试验初期各反应器采用相同进水水质，且为了富集培养微生物并放大试验现象采用较高的浓度。进水为人工配水，以NaNO3为氮源，NaHCO3为无机碳源，Na2HPO4为磷源，添加一定的微量元素保证微生物的生长所需，微量元素的具体配方参照文献[80]。具体配置方法如表2-1所示。

表2-1长期运行反应器进水水质

Table 2-1 Influent water quality of reactor during long-term operation

成分	NO3--N /mg·L-1	NH4+-N /mg·L-1	PO43--P /mg·L-1	pH /无量纲	微量元素I、II/mL·L-1
浓度	30.00~60.00	2.0~5.0	5.00	7.50～8.30	1.00

1. 监测指标与分析方法
   1. 常规水质指标检测方法

水样各常规污染指标测定参考国标法[81]，具体方法如表2-2所示。

表2-2 水质各项指标测定方法

Table 2-2 Determination methods of water quality parameter

监测项目	测定方法
NO3--N	紫外分光光度法
NH4+-N	纳氏试剂分光光度法
NO2--N	N-(1-萘基)-乙二铵光度法
SO42-	ISO/DIS 15923-1标准法
温度	温度计
pH	膜电极法
DO	膜电极法

由于进水采用人工无机配水，水中有机氮成分可以忽略不计，因此TN浓度按照式2-1计算，NOX--N浓度按照式2-2计算。

	(2-1)
	(2-2)

式中：为NH4+-N浓度，mg·L-1；为NO3--N浓度，mg·L-1；为NO2--N浓度，mg·L-1。

NO3--N的去除率和去除速率分别按照式2-3、2-4计算。

	(2-3)
	(2-4)

式中：表示NO3--N去除率，%；表示进出水NO3--N浓度之差，mg·L-1；表示进水NO3--N浓度，mg·L-1；表示NO3--N去除速率，mg·(L·h)-1；t表示反应时间，h。

亚硝酸盐积累率(NAR)按照式2-5计算。

(2-5)

式中：表示进出水NO2--N浓度之差，mg·L-1；为进出水NO3--N浓度之差，mg·L-1。

NOX--N去除率、NOX--N去除速率按照式2-6、2-7计算。

	(2-6)
	(2-7)

式中：表示NOX--N去除率，%；表示进出水NOX--N浓度之差，mg·L-1；表示进水NOX--N浓度，mg·L-1；表示NOX--N去除速率，mg·(L·h)-1；t表示反应时间，h。

1. 高通量测序

高通量测序委托上海生工生物工程有限公司进行送样检测，检测内容主要包括微生物多样性分析以及微生物群落结构分析。微生物多样性分析主要通过操作分类单元（operational taxonomic units, OTU）数目、Chao1指数、ACE指数、Shannon指数、Simpson指数和Coverage值进行表征。微生物群落结构分析以门水平（phylum）、科水平（family）和属水平（genus）分别进行细化分析。

1. 所用仪器与设备

试验过程中涉及到的主要相关仪器设备型号如表2-3所示。

表2-3 测定仪器和装置

Table 2-3 Measuring instrument and device

仪器	公司及型号
紫外可见分光光度计	舜宇恒平 UV2400
多参数水质分析仪	WTW Multi 3620
pH电极	WTW SenTix 940-3
DO电极	WTW FDO 925
电子天平	METTLER TOLEDO AL204
蠕动泵	保定兰格BT100-2J
六联搅拌器	常州国华 JJ-4
恒温振荡器	常州国华 SHA-C
箱式电炉	中环试验电炉 SX-G07103
电热鼓风干燥箱	中兴伟业 101-1A
单道移液枪	Scientific Finnpipette F3

1. 硫自养反硝化反应器的启动与运行

相比于传统的异养反硝化滤池，硫自养反硝化滤池具有不需要投加有机碳源，避免COD对出水造成二次污染、污泥量少以及出水微生物含量少等优势[82]。然而，硫自养反硝化菌无论是自身生长还是反硝化速率的最适温度都较高（约30.0 ℃），为了贴合实际，本试验未采取加热措施，直接在常温下启动并运行。本章通过搭建以S/硫铁矿、S/石灰石两种填料的反硝化滤池以及SBR反硝化反应器，对比不同填料和反应器形式的脱氮效果，考察硫自养反硝化系统最佳运行条件和脱氮性能。

1. S/硫铁矿反应器
   1. 材料与方法

反应器采用上向流生物滤池形式，具体形式见第2章。接种污泥为在4℃条件下冷藏4个月的硫自养反硝化污泥，在常温下启动。试验过程中每2 d取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和DO数值变化。具体的运行参数如表3-1所示。

表3-1运行参数

Table 3-1 Experimental operation conditions

阶段	时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	HRT/h	pH值
第一阶段	1-11	4.00±1.00	60.00±5.00	74.00	7.90±0.30
	13-17	4.00±1.00	60.00±5.00	37.00	8.10±0.10
	19-23	4.00±1.00	60.00±5.00	18.50	7.70±0.20
	25-51	3.00±1.00	60.00±5.00	9.25	8.00±0.20
	53-63	3.00±1.00	30.00±5.00	9.25	8.00±0.20
第二阶段	65-117	3.00±1.00	30.00±5.00	8.00	7.90±0.20

1. 结果与讨论

反应器共启动运行118 d,图3-1表示整个过程中进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、NO3--N去除率、pH、温度和反应器HRT随时间推移的变化曲线，图3-2表示进出水TN浓度、去除率和NO3--N的进水负荷以及去除负荷的变化，整个启动与运行过程可以分为两个阶段，6个时期，反应器除前3 d外均处于缺氧/厌氧状态。

a进出水NO3--N浓度变化	b进出水NH4+-N浓度及温度变化
c进出水NO2--N浓度及DO变化	d进出水pH及差值变化

图3-1进出水水质指标变化

Fig. 3-1 Variations of water quality indicators of inlet and outlet water

1. 第1~11 d

反应器启动的第1~11 d为污泥的适应恢复期，此阶段平均温度为26.5℃。初期为了促进微生物在填料表面挂膜生长、减少污泥流失，控制此阶段进水流量为50.00 ml/h，HRT为74.00 h，滤速为0.08 m/h。由图3-2a可见，反应器的NO3--N去除率由第1d的28.37%迅速上升，到第7d就升高至99.11%，后续几天都稳定在97.00%以上，出水NO3--N的浓度也由开始的39.24 mg·L-1降低至0.54 mg·L-1，出水NO3--N接近于0.00 mg·L-1。反应器能够迅速的启动成功说明即使经历了4个月的冷藏，硫自养反硝化污泥仍然能够很快的恢复活性并表现出良好的NO3--N去除效果。同时，由图3-1b和图3-1c可以看到，在进水NH4+-N浓度为4.00±1.00 mg·L-1时，初始的出水NH4+-N浓度达到了33.52 mg·L-1，远远高于进水浓度，这是由于污泥经过较长时间冷藏后，有一部分微生物因为缺乏营养物质而死亡解体导致的。这也是图3-3a中初始的出水TN高于进水TN的主要原因。随着这部分NH4+-N被不断的淘洗出反应器，出水的NH4+-N浓度也一直降低，到了11d时降至6.06 mg·L-1。另外，在进水NO2--N浓度为0的情况下，初期出水的NO2--N浓度约为6.00 mg·L-1，这是在反应器内DO浓度较高和初期微生物活性较差共同作用下的结果。硫自养反硝化菌是厌氧菌，DO浓度较高会抑制其反硝化过程，导致反应不完全，使出水NO2--N浓度增加。微生物活性较差也会导致反硝化反应不完全，使出水的NO2--N浓度增加。后续随着DO浓度的降低出水NO2--N浓度降低至0.5 mg·L-1以下。此阶段反应器内pH值有所波动，但基本稳定在6.90。另外，由图3-2b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷约为0.020 kg·(m3·d)-1，平均去除负荷由0.005 kg·(m3·d)-1提高至0.019 kg·(m3·d)-1。反应器启动成功。

a进出水TN浓度及去除率变化

b NO3--N进水负荷及去除负荷变化

图3-2 TN浓度、去除率及NO3--N进水负荷和去除负荷的变化

Fig. 3-2 Variations of TN concentration, TN removal rate and NO3--N inlet load and removal load

1. 第13~23 d

此阶段为反应器的负荷提升期。在第13 d时将反应器的HRT缩短至37.00 h，滤速提高至0.16 m/h， NO3--N进水负荷提高到了约0.039 kg·(m3·d)-1。由图3-1a和图3-2可见，反应器的NO3--N去除率并没有因为HRT的缩短而降低，保持在98.00%以上。NO3--N去除负荷也升高到了0.037 kg·(m3·d)-1。随后在第19 d继续将HRT缩短为18.50 h，滤速增加至0.31 m/h，可以看到反应器的去除效果依然很好，出水NO3--N维持在3.00 mg·L-1以下，去除率始终大于95.00%，去除负荷也提高到了约0.074 kg·(m3·d)-1。另外，由图3-1可以看到，此阶段内NH4+-N和NO2--N基本没有变化且都处于较低浓度，因此TN的变化与NO3--N变化基本相同。整个阶段DO始终在0.20 mg·L-1以下，温度处于26.0℃之上。出水的pH相比之前有所降低，基本处于6.50。

1. 第25~51 d

此阶段为反应器的满负荷运行期。在25 d时将反应器的HRT缩短为9.25 h，过滤速度提高到0.62 m/h。由图3-1a和图3-2可以看到，提高NO3--N进水负荷至0.15 kg·(m3·d)-1之后，此时反应器并不能够将进水中的NO3--N完全去除，出水NO3--N浓度升高到了约20.00 mg·L-1，去除率也由之前的95.00%以上降低到了66.00%，NO3--N去除负荷有所升高，到了0.098 kg·(m3·d)-1。同时，由图3-1c可见，因为此时反应器处理能力不足，导致有部分NO3--N没能完全反应，以NO2--N的形式泄露，致使出水中含有了3.00-4.00 mg·L-1的NO2--N，也说明NO2--N到N2的步骤是硫自养反硝化的控制步骤[83]。另外，由图3-1d所示，此阶段反应器的进出水pH的差值比较稳定，基本在1.30，在本试验稳定运行的条件下NO3--N去除量与pH值降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.33的pH值。

由图3-1所示，从33 d开始，反应器的温度随着季节变化不断降低，DO的浓度也有了略微的升高，这可能是由于温度的降低导致部分消耗氧气的微生物活性有所下降所导致的。另外，可以看到此阶段后期虽然温度有所降低，但是反应器的NO3--N去除率并没有随之降低，反而由66.00%逐渐升高到了80.00%以上，出水的NO2--N浓度也一直处于降低的趋势，分析原因是因为反应器内部微生物生长繁殖，生物量提高，增强了系统的处理能力。图3-2b中NO3--N去除负荷的升高也可以看出这一点。

1. 第53~63 d

系统经过较高负荷运行一段时间，微生物得到一定程度的富集后，为了使系统进水更贴近二级出水的水质，控制其他条件不变，将进水NO3--N浓度降低至30.00±5.00 mg·L-1，NO3--N进水负荷恢复至0.080 kg·(m3·d)-1。由图3-1a和图3-1b可见，虽然此时反应器温度下降到了20℃以下，但系统的NO3--N去除效果因为进水浓度的降低又变得十分优异。反应器的出水NO3--N浓度由之前的20.00 mg·L-1降低到了5.00 mg·L-1以下，平均NO3--N去除率回升至96.04%。从图3-2a中也可以看到，即使在进水NO3--N浓度比正常的二级出水稍高的情况下，出水的TN浓度也低于10.00 mg·L-1。而从图3-2b中也可以看到NO3--N的平均去除负荷达到了0.078 kg·(m3·d)-1。

从S/硫铁矿反应器启动与运行第一阶段的全过程来看，反应器启动速度快，去除效率高，出水的NO3--N能够降低至5.00 mg·L-1以下，能够满足提高后排放标准的要求，可以很好地对城市污水处理厂二级出水进行深度脱氮处理。此阶段滤池的滤速最快时仅有0.62 m/h，虽然低滤速有利于降低NO2--N积累的可能性[84]、保证出水的水质[85]，但过低会导致滤池深度增加，增加土建成本。而一般滤池的滤速都在0.60 m/h ~4.00 m/h范围内，相比之下反应器的滤速较低。

另外，由于观察到此阶段反应器中填料过于致密，导致水流阻力大，微生物生长空间较小，还出现了气体难以逸出、填料和污泥分层的问题。因此选用5.00~8.00 mm粒径的硫铁矿为填料替代小粒径硫铁矿对反应器进行重装。重装后反应器有效容积为3.20 L，HRT为8.00 h，滤速为0.62 m/h。

1. 第65~83 d

此阶段同样为污泥的适应期，系统温度较低，平均温度仅有17.0 ℃。由图3-1a可见，反应器的NO3--N去除率初期的NO3--N去除效果较差，去除率在50.00%以下，出水NO3--N的浓度大于15.00 mg·L-1。分析效果较差的原因是因为重新装填后微生物还没有附着于新的填料之上，与电子供体接触不够充分，传质效果差导致的。从第7天后，随着微生物在填料上挂膜，处理效果开始有所提升，去除率升高到了70.00%，出水的NO3--N浓度逐渐降低到了10.00 mg·L-1以下。另外由图3-1b可见，后续温度的回升也对处理效果的提高有一定的促进作用。同时，由图3-1d所示，反应初期由于处理效果较差，进出水的pH差值较小，后续随着处理能力的恢复pH的差值有所提高。由于进出水中NH4+-N与NO2--N的浓度较低且没有变化，系统的TN变化基本与NO3--N相同。另外，由图3-2b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷约为0.090 kg·(m3·d)-1，去除负荷由0.041 kg·(m3·d)-1提高至0.067 kg·(m3·d)-1。

1. 第85~117 d

此阶段为反应器正常运行阶段。由图3-1b和图3-1c可见，此阶段反应器温度较为稳定，平均温度为20.51℃，较前一阶段有所回升。DO在第43 d时有所波动，但基本都处于0.30 mg·L-1以下。根据图3-1a可知，在上升到一定程度之后，NO3--N的去除率不在继续上升，保持在了约80.00%，出水NO3--N降低到了10.00 mg·L-1以下。图3-1b和图3-1d中可以看到，此时温度比较稳定，进出水的pH差值也比较稳定，平均值为0.96，NO3--N的去除与pH降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.39的pH值。比第一阶段略高。这是因为反应器内的硫铁矿也作为电子供体参与了一部分反硝化反应，而将硫铁矿填料由小粒径换成大粒径后，比表面积减小，导致以硫铁矿为电子供体的这部分反应效果变差，在整个系统中参与反应的比例变小，更多的NO3--N通过以S单质为电子供体的反硝化途径反应，而这个反应途径去除相同量的NO3--N会产生更多的酸度，使系统脱除相同NO3--N的pH降低的更多。

另外，由图3-2b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷基本维持在0.100 kg·(m3·d)-1，去除负荷提高至0.080 kg·(m3·d)-1。与第一阶段相比，虽然反应器的NO3--N去除率有所降低，但通过NO3--N去除负荷的比较可以发现二阶段的去除能力相差不大，但值得注意的是，第一阶段在进水NO3--N浓度为30.00 mg·L-1时去除能力并没有达到饱和，而第二阶段反应器的去除能力已经达到了上限。

将反应器中的小粒径硫铁矿换为较大粒径后，虽然改善了滤池的水力条件，扩大了气体逸出的路径，也使微生物更多的混合入填料内部，但实际运行的去除效果并没有像预期之中变得更好，反而有所下降。这是由于以小粒径硫铁矿为填料时，虽然以肉眼不能观察到微生物混合进入填料内部，但是有部分肉眼不可见的微生物生长附着的，而这部分微生物与填料接触紧密，起到了很好的效果，而将硫铁矿换成较大粒径后，虽然宏观上看微生物与填料混合均匀，但由于比表面积的减小导致其与填料的接触传质效果变差，去除效果反而降低。而佟爽[86]也在实验中发现硫铁矿粒径大于1.00 mm时，硫铁矿较难被微生物利用。因此导致了系统处理效果的降低。

综合比较两阶段来看，使用S/小粒径硫铁矿为填料去除效率高，脱氮效果好，能够保证出水的TN浓度低于10.00 mg·L-1，但是由于填料细小密集，比较容易出现堵塞问题，也会给反冲洗带来不便。S/大粒径硫铁矿填料去除效果略差，但填料内部空间大，水流阻力小，便于气体逸出，不易堵塞。考虑到实际污水厂二级出水中的NO3--N浓度要比试验用水低，在两种填料形式去除负荷相差不大的情况下，建议在工程应用中采用S/大粒径硫铁矿填料更佳。但同时也需要注意，与其他研究人员的成果相比，S/硫铁矿反应器两个阶段的去除效果仍然不够理想。在进水浓度为30.00±5.00 mg·L-1，，HRT分别为9.25 h和8.00 h条件下，两个阶段的NO3--N去除率分别能达到95.00%和80.00%以上，而李芳芳等[87]以硫磺和白云石为填料，在NO3--N进水浓度约为30.00 mg·L-1时，仅用了45 min的HRT就达到了99.00%的去除率；李天昕等[78]以S/石灰石为填料，在进水NO3--N浓度约为35.00 mg·L-1，HRT为3.20 h条件下去除率能达到90.00%以上；李恋云[88]以陶粒为填料，Na2S2O3为硫源，对NO3--N浓度为30.00 mg·L-1的模拟废水进行处理时，在HRT为2h条件下去除率就能达到90.00%以上，相比之下S/硫铁矿反应器的HRT过高。这主要是因为硫铁矿虽然能够为反应提供电子供体，但其表面过于光滑，几乎不能作为生物膜附着的载体[86]，系统生物量较低，同时，由于系统HRT不足10h，而硫铁矿作为缓释型的硫源往往需要很长的HRT才能起到较好的作用[60]，因此填料中的硫铁矿并未起到较大的作用也是反应器负荷较低的原因之一，而根据运行过程中的ΔSO42-/ΔNO3--N值推断系统中以硫铁矿为电子供体的反硝化约占整体的11.02%（详见4.1节）。

1. S/石灰石反应器
   1. 材料与方法

反应器采用上向流生物滤池形式，具体形式见第2章。接种污泥为硫自养反硝化污泥，在常温下启动。试验过程中每2天取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和HRT数值变化。具体的运行参数如表3-3所示，运行过程中除第1d外均处于缺氧/厌氧状态。

表3-3运行参数

Table 3-3 Experimental operation conditions

时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	HRT/h	pH值
1-9	4.00±1.00	60.00±5.00	11.50	7.90±0.30
11-15	4.00±1.00	55.00±5.00	5.75	8.00±0.10
17-29	4.00±1.00	60.00±5.00	4.60	7.80±0.20
31-51	3.00±1.00	60.00±5.00	3.83	7.80±0.20
53-105	3.00±1.00	30.00±5.00	3.83	7.90±0.20

1. 结果与讨论

反应器共启动运行105 d,图3-3表示整个过程中进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、NO3--N去除率、pH、温度和反应器HRT随时间推移的变化曲线，图3-4表示进出水TN浓度、去除率和NO3--N的进水负荷以及去除负荷的变化。

a进出水NO3--N浓度变化	b进出水NH4+-N浓度及温度变化
c进出水NO2--N浓度变化	d进出水pH及差值变化

图3-3进出水水质指标变化

Fig. 3-3 Variations of water quality indicators of inlet and outlet water

如图3-3和图3-4所示，S/石灰石反应器启动与运行过程可以分为4个阶段。

1. 第1~9 d

反应器启动的第1~9 d为污泥适应期，反应器平均温度为25.5 ℃。进水流量为200.00 ml/h，HRT为11.50 h，滤速为0.25 m/h。由图3-3a可见，反应器的NO3--N去除率在第1 d就达到了88.13%，到第3 d开始就升高至95.00%以上，出水NO3--N的浓度从搭建反应器开始就低于10.00 mg·L-1，后续的几天都在5.00 mg·L-1以下。与S/硫铁矿反应器相比，S/石灰石滤池中的污泥更快的恢复活性，取得了很好的脱氮效果。分析其原因有两个。一是接种的硫自养反硝化污泥本身还保持着较好的活性；二是由于S/石灰石填料间空隙较大，接种污泥一开始就与填料充分接触混合，而在S/小粒径硫铁矿反应器中则需要一定的时间。因此启动更加迅速。同时，由图3-3b和图3-3c可以看到，S/石灰石反应器也出现了初期的出水NH4+-N浓度高于进水浓度的现象，与S/硫铁矿反应器相比虽然14.59 mg·L-1的出水浓度要低了许多，但可以看到后续较长的一段时间内出水的NH4+-N浓度都要大于进水浓度，说明因为混合充分使NH4+-N淘洗至正常水平的时间有所延长。

a进出水TN浓度及去除率变化

b NO3--N进水负荷及去除负荷变化

图3-4 TN浓度、去除率及NO3--N进水负荷和去除负荷的变化

Fig. 3-4 Variations of TN concentration, TN removal rate and NO3--N inlet load and removal load

另外，反应器第一天出水中的NO2--N浓度为5.41 mg·L-1，后续基本都降低到了1.00 mg·L-1以下，这也是由于开始时反应器内DO浓度较高和微生物活性没有完全恢复所导致的。此阶段反应器的出水pH值基本在6.90。另外，从图3-4b中可以看到，在此阶段反应器的NO3--N平均进水负荷为0.125 kg·(m3·d)-1，平均去除负荷为0.121 kg·(m3·d)-1。

1. 第11~29d

此阶段为反应器的负荷提升阶段。在第11d时将反应器的HRT缩短至5.75 h，滤速也增加至0.50 m/h，NO3--N进水负荷提高到了0.226 kg·(m3·d)-1。由图3-3a和图3-4可见，反应器的NO3--N去除率除了刚缩短HRT时受冲击负荷影响降低到92.78%之外，马上恢复到98.00%以上。NO3--N去除负荷升高到0.220 kg·(m3·d)-1。然后又在第17 d将HRT缩短为4.60 h，提高速率至0.63 m/h，NO3--N进水负荷提高到了0.301 kg·(m3·d)-1。可以看到NO3--N去除率略有降低，但还保持在了95.00%以上，出水NO3--N维持在4.00 mg·L-1以下，平均去除负荷也提高到了0.292 kg·(m3·d)-1。另外，由图3-3可以看到，此阶段内NH4+-N和NO2--N变化较小且浓度基本都低于5.00 mg·L-1，因此TN的变化与NO3--N变化趋势基本相同。整个阶段平均温度为25.0 ℃，还处于较高水平，出水的pH值略有波动，处于6.80左右。

1. 第31~51 d

此阶段同样为反应器的满负荷运行阶段。在31 d时将反应器的HRT缩短为3.83 h，滤速增加至0.75 m/h。由图3-3a和图3-4可以看到，提高NO3--N进水负荷至0.355 kg·(m3·d)-1之后，反应器处理能力达到了最大，出水NO3--N浓度达到了10.00 mg·L-1，去除率有所降低，不过依然保持在75.00%以上，NO3--N去除负荷升高，到了0.289 kg·(m3·d)-1。虽然不能做到NO3--N的完全去除，但处理效果仍然较好。在第45~51 d时系统的处理效果较差，出水NO3--N浓度到了10.00 mg·L-1以上，去除率不足80.00%，这是由于受到了温度降低的影响，此时期的气温低于20.0 ℃，导致反硝化速率变低，效果变差。同时，由图3-3d可见，此阶段反应器的进水pH值波动较大，导致进出水pH的差值较为不稳。

1. 第53~105 d

控制其他条件不变，在第53 d将进水NO3--N浓度降低至30.00 mg·L-1，NO3--N进水负荷降低至0.205 kg·(m3·d)-1。由图3-3a和图3-4b可见，由于此时反应器温度下降到了20.00 ℃以下，系统的NO3--N去除率上升比较缓慢，后续随着温度的回升平均去除率升高到了93.49%。出水NO3--N浓度由之前的10.00 mg·L-1又降低到了5.00 mg·L-1以下。NH4+-N由于在进水桶中有一部分被自然氧化导致进出水浓度有所波动，但影响不大。另外由图3-3d中可知，此阶段进出水的pH差值比较稳定，平均为0.82，NO3--N的去除与pH降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.28的pH值。这是因为石灰石作为碱性填料，能够中和一部分硫自养反硝化产生的酸度，使反应器内的pH保持一定的稳定性[89]。最后，从图3-4中可以看到，此阶段全过程出水的TN浓度都低于10.00 mg·L-1。NO3--N的平均去除负荷达到了0.184 kg·(m3·d)-1，要远高于S/硫铁矿填料反应器。

S/石灰石反应器与前两个反应器相比，去除效率大大提高。在HRT为3.83 h，进水NO3--N浓度30.00±5.00 mg·L-1条件下，能够保证出水的TN浓度始终低于10.00 mg·L-1，NO3--N的去除负荷稳定在0.155 kg·(m3·d)-1以上，要远远优于以硫铁矿为填料的反应器。石灰石不能作为电子供体参与反应，而硫铁矿则可以作为系统的补充硫源参与反硝化脱氮的过程，但以实际运行情况来看反而是S/石灰石系统的脱氮效果要大大优于S/硫铁矿系统，分析其原因主要有两点：一是石灰石的碱性中和硫自养反硝化产生的酸性后能使反应器内部的pH保持在更适宜的水平，加快了反应速率；二是两种填料相比，硫铁矿的表面更加光滑平整，微生物难以附着生长，而石灰石表面比较粗糙，比表面积大，更易于微生物附着，持留微生物效果比硫铁矿好，使反应器内部的污泥浓度要高于以S/硫铁矿为填料的反应器，从而有了更好的去除效果。这两点中后者占主要部分。除此之外，石灰石的密度要远低于硫铁矿，在滤池反冲洗时能大大降低使滤料流态化所需的的能量。

另外，在S/石灰石反应器运行过程中最大的NO3--N去除负荷能达到0.289 kg·(m3·d)-1。李天昕等[78]以硫磺粉和石灰石比例为1:1制备反硝化填料，在HRT为2.60 h，进水TN浓度40.92 mg·L-1条件下，TN去除负荷为0.277kg·(m3·d)-1，去除效果与本研究相近；而史航等[90]以陶粒和硫磺2:1装填滤柱反应器，在进水NO3--N浓度30.00 mg·L-1，HRT为2.00 h且进水无NH4+-N条件下，TN去除负荷仅有0.180 kg·(m3·d)-1，要低于本研究，表明S/石灰石反应器具有较高的脱氮能力。

综上，以S单质混合石灰石为填料的形式具有处理效果稳定、脱氮能力高、出水pH值变化较小以及生物量多等优势，更优于S单质混合硫铁矿的填料形式，是实际工程应用中更佳的选择。

1. SBR反应器
   1. 材料与方法

反应器启动和运行试验采用SBR反应器进行。反应周期分为进水、反应、沉淀、出水4个阶段，搅拌转速为180 r/min，排水比例为1/3。接种污泥为硫自养反硝化污泥，电子供体为升华硫粉末。在常温下启动。试验过程中每2天取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和DO数值变化。具体的运行参数如表3-4所示。

表3-4运行参数

Table 3-4 Experimental operation conditions

时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	反应时长/min	pH值
1-13	3.00±1.00	60.00±5.00	300	7.90±0.20
15-81	3.00±2.00	35.00±5.00	180	7.90±0.20
83-157	0.50±0.50	35.00±5.00	180	8.00±0.30

1. 结果与讨论

反应器共启动运行157 d,图3-5表示整个过程中进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、NO3--N去除率、pH、温度和反应器内部DO随时间推移的变化曲线，图3-6表示进出水TN浓度、去除率和NO3--N的进水负荷以及去除负荷的变化。

SBR反应器启动与运行过程可以分为四个阶段。

a进出水NO3--N浓度变化	b进出水NH4+-N浓度及温度变化
c进出水NO2--N浓度变化	d进出水pH及差值变化

图3-5进出水水质指标变化

Fig. 3-5 Variations of water quality indicators of inlet and outlet water

1. 第1~13 d

第1~13 d为适应期，反应器平均温度为21.6 ℃。由图3-5a可见，反应器的NO3--N去除率第1 d为54.62%，出水NO3--N的浓度为25.52 mg·L-1，到第2 d去除率就达到了99.90%，出水NO3--N的浓度也降低至1.00 mg·L-1以下，且后续几天都在3.00 mg·L-1以下。由图3-6b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷平均为0.069 kg·(m3·d)-1，除第一天之外的平均去除负荷为0.068 kg·(m3·d)-1，NO3--N的去除率保持在95.00%以上，取得了很好的脱氮效果。与S/硫铁矿反应器和S/石灰石反应器相比污泥活性恢复的更加迅速。究其原因有两点，一是因为SBR反应器采用的硫源是升华硫粉末，与颗粒状硫单质相比能与污泥接触的更加充分，效果更好，二是因为SBR反应器的排水比为三分之一，反应器的处理负荷较低，能够将NO3--N去除的更加彻底。

同时，由图3-5b和图3-5c可以看到，SBR反应器初期的出水NH4+-N浓度同样高于进水浓度，且达到了60.11 mg·L-1，要比滤池形式的反应器高出许多，这是由于SBR反应器在反应时需要搅拌，使得一些死亡解体的微生物更快的与具有活性的微生物分离开，从而出水NH4+-N浓度更高。而SBR并没有出现3.1.1节中初期出水NO2--N浓度较高的情况（2.00 mg·L-1以下），这可能是因为反应器厌氧环境较好，并未对反应产生抑制作用。在此阶段反应器的出水pH值基本在6.60左右，酸化效果比较明显。

a进出水TN浓度及去除率变化

b NO3--N进水负荷及去除负荷变化

图3-6 TN浓度、去除率及NO3--N进水负荷和去除负荷的变化

Fig. 3-6 Variations of TN concentration, TN removal rate and NO3--N inlet load and removal load

1. 第15~81 d

此阶段为反应器的正常运行阶段。在第15d时将反应器的进水浓度降低至35.00 mg·L-1，反应时长由5h降低至3h。由图3-5a和图3-5b可见，除了在第17 d有所波动之外反应器的NO3--N去除率基本都在95.00%以上。NO3--N平均去除负荷升高到0.073 kg·(m3·d)-1。第25d后由于温度的降低，反应器不能做到完全去除，NO3--N去除率降低到了80.00%以下，出水的NO3--N到了5.00 mg·L-1以上。后续随着温度的回升，去除效果也随之增加，NO3--N的去除率基本能达到100.00%，做到完全去除，最高时期的平均NO3--N去除负荷能够达到0.080 kg·(m3·d)-1。同时，由图3-5可以看到，此阶段内NH4+-N和NO2--N变化较小且浓度基本都低于5.00 mg·L-1， TN的变化与NO3--N变化趋势基本相同。整个阶段DO始终在0.20 mg·L-1以下，出水的pH值受温度影响有所波动，平均的pH差值约为1.49，NO3--N的去除量与pH降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.49的pH值，比滤池形式反应器要多，一部分原因是SBR反应器中没有其他填料来减少或中和硫自养反硝化反应产生的酸度，另一部分原因是推测反应器中还有其他的副反应发生。

1. 第83~105d

有研究者[91]提出，单质硫自养反硝化反应中的NH4+-N并不是反应所必须的，在不添加NH4+-N的情况下反应器也能正常运行。Lin等[92]也提出了没有NH4+-N参与的反应式：

(3-1)

为验证这一理论，控制其他条件不变，在第83 d将进水NH4+-N去除。由图3-5a和图3-5b可见，将反应器的进水NH4+-N调整为0后，NO3--N去除率在第89 d时出现了下降，不过下降幅度不大，依然保持在85.00%以上，而后随着运行又恢复至100.00%。将进水中NH4+-N去除后，对硫自养反硝化系统造成了一定的影响，但影响不大，且随着运行这种影响可以消除。说明单质硫自养反硝化系统确实可以在不需要NH4+-N的情况下稳定运行。同时，由图3-5d也可以看到，将进水NH4+-N去掉后，反应器进出水的pH差值有所减小，这是由于反应式由（1-4）转化为式（3-1）后，去除相同量的NO3--N所生成的酸度减少，这也进一步的印证了式（3-1）的准确性。

1. 第107~157 d

此阶段为反应器受抑制阶段。由图3-5c可见，SBR反应器在运行过程中DO长期保持在0.20 mg·L-1以下，在进水中含有一定浓度DO的情况下能够较好的保持反应器的厌氧环境。在第107 d用反应器进行批次试验曝气时发现，正常运行的反应器中DO下降速率较快，说明反应器中有一定数量的耗氧细菌存在，相关试验将在第5章5.2节阐述。从图3-5a中可以看到，在经过一个周期的曝气后，发现反应器内的DO下降速率大大降低，反应器的厌氧环境被破坏，NO3--N去除率急剧降低，最低甚至降到了10.00%以下，出水的NO3--N浓度也升高到了20.00 mg·L-1以上，反应器脱氮效果极差。而后反应器经过十多天的恢复，NO3--N去除率回升到90.00%以上，在第137 d又用反应器进行试验时，又出现了类似的抑制情况。同时从图3-5c可见，在经过较高的DO浓度抑制之后，反应器内的DO出现了升高的情况，这主要是因为耗氧微生物消耗DO的速率变慢，导致由进水带入反应器的DO不能很快的消耗掉，使反应器不能保持厌氧环境。反应器内的耗氧微生物在DO较低的情况下能够很快的利用其进行反应，但是在较长时间、较高浓度的曝气条件下，反而引起了这部分细菌的“氧中毒”情况出现，在实际应用中这是需要注意的一个点。

SBR反应器与滤池形式的反应器相比，NO3--N去除负荷与S/硫铁矿反应器相近，小于S/石灰石反应器，但稳定运行的去除率较高，运行的第47~91 d出水的NO3--N浓度都低于3.00 mg·L-1。同时系统产生的酸度较多，出水pH较低。另外，由于SBR形式没有过滤效果，且升华硫粉末不溶于水，会导致出水中含有少量的硫粉。考虑到实际应用中SBR形式占地面积小、操作简单以及不需要反冲洗的特点，在对污水处理厂进行升级改造时也是较好的选择。

对3个反应器的处理能力进行对比分析，结果如图3-7所示。

图3-7 S/硫铁矿、S/石灰石及SBR反应器脱氮能力比较

Fig. 3-7 Comparison of denitrification capacity of S/pyrite, S/limestone and SBR reactor

由图3-7可见，3个反应器稳定运行时的NO3--N去除率分别为96.64%、93.49%和99.13%，SBR反应器脱氮最完全，S/石灰石反应器效果较差，而三者的NO3--N去除负荷分别能达到0.098 kg·(m3·d)-1、0.289 kg·(m3·d)-1和0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石反应器的脱氮能力是S/硫铁矿反应器的2.95倍，是SBR反应器的3.61倍，脱氮能力最强。综合来看，S/石灰石反应器的效果最好，是最佳的反应器形式。

1. 1. 本章小结
2. 分别采用S/硫铁矿填料滤池、S/石灰石填料滤池和SBR 3种形式启动运行单质硫自养反硝化反应器，在室温、进水NO3--N浓度60.00 mg·L-1，pH约7.9，接种污泥为硫自养反硝化污泥的条件下，反应器均能快速启动成功。
3. 在进水浓度为30.00 mg·L-1，pH在7.9的条件下稳定运行，从去除负荷来看，3种形式的反应器效果最好时的平均NO3--N去除负荷分别能达到0.080 kg·(m3·d)-1、0.184 kg·(m3·d)-1以及0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石填料的滤池去除负荷最高，脱氮能力最强。
4. 实际工程应用中S/石灰石填料滤池形式具有HRT短、去除负荷高、出水pH稳定的优点，是最好的选择，SBR形式因为其操作简单、不需要反洗等优点也可以考虑，而S/硫铁矿填料形式的滤池与其他两种相比效果最差。因此实际应用的适宜性顺序为S/石灰石填料滤池>SBR形式>S/硫铁矿填料滤池。

1. 硫自养反硝化与其他工艺协同反应探究

由硫自养反硝化反应的方程式可知，反应的产物中有较多的副产物SO42-生成，而SO42-也是出水中需要控制的指标，虽然在现行的《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918-2002）中并未有SO42-浓度的相关限制，但我国《城市污水再生利用 工业用水水质》（GB/T 19923-2005）中明确规定SO42-含量不得大于250.00 mg·L-1 [93]，过高的SO42-浓度会影响水的回用，导致水资源的浪费。陆娜娜[1]以S单质和硫铁矿混合填料的反应器中，在进水NO3--N浓度为40.00 mg·L-1时，出水SO42-浓度最多达到了300.00 mg·L-1以上；李莹莹[94]在试验中发现，在NO3--N去除量小于15.00 mg·L-1的情况下，出水SO42-就超出了250.00 mg·L-1。因此在利用硫自养反硝化进行深度脱氮的同时，也需要注意出水SO42-含量的问题。而加入不同的电子供体可以在减少SO42-生成量的同时实现高效的脱氮性能[95]。本章首先测定并分析了反应器日常运行过程中SO42-的浓度变化情况，而后分别尝试组合硫自养反硝化与异养反硝化和厌氧氨氧化反应进行协同脱氮，并从微观上进行微生物多样性及群落结构分析。

1. 系统的SO42-生成量变化

图4-1为反应器稳定运行过程中部分时间内出水SO42-的浓度的变化情况，由于各反应器运行天数不同，为方便对比分析在图中对时间进行重新编号。

由图4-1a可见，在稳定运行的39 d内，S/硫铁矿反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N约为7.26，要比以S单质计算的理论值7.54稍小。分析原因是由于反应器内的硫铁矿也参与了少部分反硝化反应，而以硫铁矿为电子供体的反硝化过程的ΔSO42-/ΔNO3--N为5，导致系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值比7.54偏低，而根据反应器整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值也可以计算出S/硫铁矿反应器中以S单质为电子供体和以硫铁矿为电子供体所占的脱氮比例分别为88.98%和11.02%。

从图4-1b中可以看到，S/石灰石反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N约为7.21，也要比理论值小。S/石灰石反应器中并没有其他电子供体参与反应，正常来讲反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N应与理论值相同，但却出现了小于理论值的情况，这可能是由于反应所中石灰石填料的作用。在反应器中硫自养反硝化产生的酸度腐蚀了一部分得石灰石，使内部有了少量的Ca2+存在，SO42-与Ca2+结合生成了CaSO4，而CaSO4是微溶解性盐，会以沉淀的形式留在了反应器内部，导致出水中的SO42-要比实际反应生成的要少[96]。

由图4-1c可见，与前两个反应器不同的是，SBR反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N达到了8.92，要高于以S单质计算的理论值。分析其原因，猜想可能有以下两点。第一，反应器中的S单质被DO通过硫氧化细菌氧化生成了额外的SO42-，Baalsrud K. 等[97]人曾提出类似观点。第二， S单质在反应器中会自然的发生式歧化反应生成SO42-，如（4-1）[98]所示。

(4-1)

为了验证以上两点猜想，分别在SBR反应器中以无NO3--N、DO为0.00 mg·L-1和无NO3--N、DO约为2.00 mg·L-1条件下测定反应器周期内SO42-浓度变化，试验结果如图4-2所示。

a S/硫铁矿反应器SO42-浓度变化	b S/石灰石反应器SO42-浓度变化
c SBR反应器SO42-浓度变化

图4-1 反应器SO42-浓度变化

Fig. 4-1 Variations of SO42- concentration in reactor

由图4-2可见，SBR反应器即使在没有NO3--N的条件下，依然会有SO42-的生成。当反应器内部DO为0.00 mg·L-1时，周期内生成的SO42-量较少，约为38.00 mg·L-1，这其中主要是由于发生式（4-1）反应生成，可能也有与空气接触的液面附近硫氧化细菌的作用。而当控制反应器内部DO在约2.00 mg·L-1时，周期内反应器内部生成的SO42-含量急速上升，达到了接近360.00 mg·L-1。说明反应器内部的耗氧细菌为硫氧化细菌存在，其能够利用DO将S单质氧化为SO42-，后续4.4中的高通量测序结果也证明了硫氧化细菌的存在。同时，硫氧化细菌的存在也是反应器正常运行时DO浓度处于极低状态下的原因和保证。

图4-2 无NO3--N条件下反应器SO42-浓度变化 Fig. 4-2 Variations of SO42- concentration in reactor without NO3--N

因此，SBR反应器中出水SO42-浓度大于理论值得原因是由于硫氧化细菌以DO为电子受体氧化S单质和S单质在水中歧化作用的原因。另外，两个滤池形式的反应器中并未明显出现出水SO42-浓度大于理论值的现象，分析原因是由于系统中的S都是颗粒状且表面被硫自养反硝化菌覆盖，硫氧化细菌难以利用其进行反应。同时，滤池形式反应器DO浓度也要略高于SBR反应器，表明并未有硫氧化细菌消耗。由这两点可以看出S/硫铁矿反应器和S/石灰石反应器中基本不存在这两种作用。

1. 硫自养反硝化与异养反硝化耦合

以硫单质为电子供体的硫自养反硝化反应虽然能够较好的对城市污水处理厂二级出水进行深度脱氮，但是单一的硫自养反硝化反应还存在着出水SO42-可能会超标的风险以及系统出水pH较低的问题。传统的异养反硝化也存在着经济成本高、可能造成二次污染的问题。而将二者结合起来，在硫自养反硝化反应器中添加少量的COD，既能避免高额的经济成本，又能减少系统SO42-的生成量，还能中和部分硫自养反硝化产生的酸度，是一种较好的选择。张超[99]通过在硫自养反硝化系统中投加碳源，在系统NO3--N进水浓度为50.00 mg·L-1且完全反应的条件下，将SO42-的生成量控制在250.00 mg·L-1以下；李祥[100]等采用硫自养反硝化协同异养反硝化后，系统污泥产生量少于单一的异养反硝化污泥产生量，且不需要投加碱度。试验先进行异养反硝化污泥的培养，而后进行批次试验测定在耦合系统中加入COD的作用，并通过高通量测序检测微生物群落结构，分析耦合系统的微生物群落结构。

1. 异养反硝化菌的培养

将S/石灰石反应器改变条件转变为硫自养/异养协同反硝化反应器。由于反应器前期启动与运行硫自养反硝化反应时采用的是人工无机配水，因此先在进水中加入30.00 mg·L-1的COD以在硫自养反硝化反应器中培养富集异养反硝化污泥。具体的进水水质见表4-1。培养期间反应器的运行效果见图4-3。

表4-1进水水质

Table 4-1 Influent quality

种类	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	COD/mg·L-1	pH值
浓度	0.25+0.25	35.00±5.00	30.00	7.90±0.30

a培养过程NO3--N浓度变化	b温度和DO变化
c pH值变化

图4-3 反应器内NO3--N、温度、DO以及pH变化

Fig. 4-3 NO3--N, temperature, DO and pH change in the reactor

由图4-3a可见，培养期间反应器的NO3--N去除效果一直处于较高水平，但在30~65 d，由于温度的降低以及滤池较长时间未进行反冲洗去，除率发生了下降。在第65 d对反应器进行反冲洗，反冲洗强度为10.00 L·(m2·s)-1，反洗时间为10 min。经过反冲洗后系统的NO3--N去除率又恢复到90.00%以上。同时，由图4-3c可以看到，培养过程中进出水pH的差值一直在变小，这是由于反应器总的脱氮效果变差，硫自养反硝化去除NO3--N的量减少，产生的酸度减少。另外，随着COD的加入，异养反硝化作用的比重逐渐增加进一步缓冲了系统pH的下降。第65 d进行反冲洗后，反应器稳定运行过程中平均NO3--N去除量为31.32 mg·L-1，反应器pH降低的平均值为0.71，比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.24的pH值，比3.2节中得到的不添加COD时的0.28要小，说明反应器中应该有异养反硝化反应的产生，缓冲了硫自养反硝化的酸度。

1. 添加COD对硫自养反硝化反应的影响批次试验

取S/石灰石反应器中的污泥，清洗干净后平均分为5组进行批次试验。试验过程中控制单一变量，采用去离子水配制进水。分别采用10.00 mg·L-1、15.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1COD进行试验，并设置一组不添加COD的试验作为空白对照。控制进水NO3--N浓度为15.40±0.50 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持实验温度为22.0±0.5℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.00±0.10，每组试验均设置平行组，以六联搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表4-2。

表4-2批次试验各组的运行参数

Table 4-2 Operation parameters of each group in batch test

搅拌转速/(r·min-1)	COD添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
300±10	0.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	10.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	15.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	20.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	30.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10

添加不同量COD的各组脱氮效果以及SO42-和pH变化如图4-4所示。

由图4-4a可见，在不添加COD的条件下，进水中的NO3--N在180 min的反应时间内并没能够完全反应，反应结束时还剩余了2.95 mg·L-1，NO3--N的去除速率为4.29 mg·(L·h)-1。而在添加COD量为10.00 mg·L-1条件下，在180min时系统中的NO3--N能够接近完全去除，反应结束时水中的NO3--N含量小于0.50 mg·L-1。随着COD添加量的增多，NO3--N去除的速度越来越快，添加量达到30.00 mg·L-1时反应至150 min时NO3--N就被完全去除，前120 min的去除速率达到了6.63 mg·(L·h)-1，比不添加时提高了54.55%。

图4-4b表示反应过程中NO2--N浓度的变化，可以看到在不添加COD的条件下，反应过程中NO2--N的浓度一直保持在0.50 mg·L-1以下，并未出现NO2--N积累的现象。在添加COD量为10.00 mg·L-1条件下，反应器中的NO2--N浓度出现了先升高后降低的情况，在30 min时由开始的0.59 mg·L-1升高到了1.59 mg·L-1，60 min达到了最大值1.67 mg·L-1，而后随着反应的进行又最后降至0.50 mg·L-1以下。其他添加COD的组中也出现了类似的现象，且添加量越多NO2--N浓度升高的时间越长，积累的量也越多。添加15.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1COD的NO2--N最高浓度分别达到了1.99 mg·L-1、2.55 mg·L-1和4.29 mg·L-1。这是因为以COD为电子供体的异养反硝化反应速度快且利用NO3--N的效率要比利用NO2--N的效率高，NO2--N的生成量大于消耗量，从而导致系统内出现了NO2--N积累的现象，同时也证明了传统的反硝化滤池在COD投加量不足时确有NO2--N积累的可能性。

a NO3--N浓度变化	b NO2--N浓度变化
c SO42-浓度变化	d pH值变化
e NOx--N浓度变化	f NO2--N积累率变化

图4-4 不同COD添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 4-4 Nitrogen removal effect and SO42- variations of the system under different COD concentrations

由图4-4c可以看到，系统内无COD时，在NO3--N没有反应完全的情况下180 min共生成了106.27 mg·L-1的SO42-，ΔSO42-/ΔNO3--N值为8.25，而加入COD的组内虽然NO3--N的去除量要比空白组多，但SO42-的生成量要低于空白组，这是由于有一部分的NO3--N通过异养反硝化反应去除，从而减少了系统SO42-的总生成量。COD加入量越多，初期的SO42-生成量越少，生成速率越低，加入30.00 mg·L-1COD时反应周期内生成的SO42-降低到了66.96 mg·L-1，生成量降低了28.21%，ΔSO42-/ΔNO3--N值仅有4.51。这是因为异养反硝化速率要大于自养反硝化，当系统中COD浓度较高时，影响了硫自养反硝化对NO3--N的利用。说明加入COD在加快反应速率的同时也能够降低系统SO42-的生成量，减少出水SO42-超标的风险。

由图4-4d可见，系统中pH值的变化与NO2--N的变化有着相似的趋势。在不添加COD时，系统的pH值一直处于下降状态，添加COD后系统的pH值则出现了先上升在下降的情况，这是由于异养反硝化是产碱过程，反应前期占优势地位，异养反硝化产生的碱度大于硫自养反硝化消耗的碱度，使系统的pH值出现了上升的情况，且COD加入量越多上升的趋势越明显，上升的时间越长后期随着COD的消耗异养反硝化反应减弱，pH又开始下降。证明硫自养协同异养反硝化反应可以很好的稳定系统的pH值，使其控制在一个适宜的范围内，以加快系统的脱氮效率。

图4-4e表示系统中NOx--N的浓度变化，这表征了系统对TN的去除效果。可以看到，随着加入COD量的增加，各组的NOx--N去除速率虽有所增加但是变化并不明显，且下降趋势比较稳定，这是由于虽然加入COD后提高了NO3--N的去除速率，但由于加入量较少导致其主要被利用于NO3--N到NO2--N的转化过程，而NO2--N进一步反硝化的速率加快的较少，限制了整体的NOx--N去除速率。

系统反应过程中的NO2--N积累率变化如图4-4f所示，可以看到同样的随着COD添加量的增加，系统的NO2--N积累率随之增加，且都在第30 min时达到最大，说明以COD为电子供体时反应速率较快。在不添加COD的条件下，反应过程中并未出现NO2--N积累的现象，添加COD量为10.00 mg·L-1时，反应器中的NO2--N积累率在30 min时达到了23.64%，加入30.00 mg·L-1COD时系统30 min时的NO2--N积累率达到了30.99%。可以看到各组在30 min时的NO2--N积累率相差不大，这主要是受到异养反硝化菌丰度的影响，而添加量增加时系统内后续NO2--N积累率下降的速率则会降低。

对比其他研究人员的结果发现，王巧茹等[101]在进水NO3--N浓度为30.00 mg·L-1条件下投加23.96 mg·L-1碳源时提高了15.58 mg·L-1的NO3--N去除量，廖博等[56]在进水NO3--N浓度为60.00 mg·L-1，25 ℃条件下，投加26.36 mg·L-1乙酸盐后系统的反应速率提高了1.93倍，而本研究中加入30.00 mg·L-1的COD后只提高了约1.54倍，这可能是由于本试验中异养反硝化菌占比较少的原因。

1. 硫自养反硝化与厌氧氨氧化耦合可行性探究

厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX）是微生物以NH4+-N为电子供体， NO2--N为电子受体，生成N2的过程[102, 103]。ANAMMOX工艺同样无需外加碳源，且脱氮效率高[104]。NO2--N是硫自养反硝化过程的中间产物，如果能在反应器中添加一定量的NH4+-N，使硫自养反硝化产生的一部分NO2--N以其为电子供体进行ANAMMOX反应，既能加快系统NO2--N向N2的转化，提高反应效率，又能减少反应器SO42-的生成量，还能稳定系统的pH值，一举三得。因此，尝试在S/大粒径硫铁矿反应器中进行硫自养反硝化与ANAMMOX反应的耦合，先在反应器的进水中添加一定量的氨氮，运行一段时间尝试培养ANAMMOX菌，而后取反应器中的污泥进行试验，测试是否有ANAMMOX反应的发生，并进行高通量测序，从微生物层面分析两种技术耦合的可行性。

1. 厌氧氨氧化细菌的培养

将S/大粒径硫铁矿反应器改变进水条件，尝试在系统内培养ANAMMOX菌。试验过程中每2天取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和DO数值变化。具体的进水水质见表4-2。培养期间反应器的运行效果见图4-5。

表4-2运行参数

Table 4-2 Experimental operation conditions

时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	NO2--N/mg·L-1	pH值
1-53	22.00±5.00	30.00±5.00	0.50±0.50	7.90±0.20
55-65	20.00±2.00	15.00±3.00	0.50±0.50	8.10±0.10
67-79	18.00±1.00	1.00±1.00	25.00±5.00	7.90±0.30
81-87	0.50±0.50	1.00±1.00	20.00±2.00	7.90±0.20
89-99	0.50±0.50	24.00±2.00	0.50±0.50	8.10±0.10

a系统NO3--N变化	b系统NH4+-N变化
c系统NO2--N变化	d系统pH变化

图4-5 反应器内NO3--N、NO2--N、NH4+-N、温度、DO以及pH变化

Fig. 4-5 NO3--N, NO2--N, NH4+-N, temperature, DO and pH variations in the reactor

第1~53 d在进水中加入约22.00 mg·L-1的NH4+-N，尝试培养ANAMMOX污泥，理论上ANAMMOX反应所需的NH4+-N由进水提供，NO2--N可以由硫自养反硝化反应提供。由图4-5a可见，在加入NH4+-N后，系统的NO3--N去除效果有了明显的降低，去除率由开始的80.00%迅速降低，在第45 d时去除率仅有22.41%，出水的NO3--N一直升高，到第49 d时超过了20.00 mg·L-1，脱氮效果受到了严重的抑制，第37~53 d的平均NO3--N去除速率仅有0.42 mg·(L·h)-1。虽然反应器的NO3--N去除效果不理想，但是由图4-5b可以看到，系统的NH4+-N去除量要比预期中的高出许多。以式（1-4）的比例来算，当系统中NO3--N去除量为10.00~15.00 mg·L-1时，通过硫自养反硝化途径消耗的NH4+-N为0.80~1.20 mg·L-1，而第37~53 d阶段系统中消耗的NH4+-N量约为11.00 mg·L-1，远远大于此理论值。若假设系统中发生了ANAMMOX反应，则以反应式中NH4+-N与NO3--N的比例1.32[105]来算，10.00 mg·L-1的NH4+-N消耗13.20 mg·L-1的NO2--N，与反应器中消耗的NO3--N具有相近的氮当量。从氮当量来看，有ANAMMOX反应存在的可能性。而NO3--N去除效果降低的原因推测可能是较高浓度的NH4+-N对硫自养反硝化反应产生了抑制作用。

第55~65 d，考虑到系统不能将进水中的NO3--N很好的去除，因此降低进水中的NO3--N浓度至约15.00 mg·L-1，可以看到除了在刚降低浓度时NO3--N去除率有所升高之外，很快又降低至50.00%以下，此阶段的平均NO3--N去除速率为0.36 mg·(L·h)-1，比之前更低。

为了进一步探究系统中是否有ANAMMOX反应的存在，在第67 d时将进水中的氮源由NO3--N改为NO2--N，若系统中有ANAMMOX菌的存在，改变氮源后ANAMMOX有了可以直接利用的电子受体，不需要依靠硫自养反硝化反应来提供，那NH4+-N的消耗量应该会出现增多的情况。但是由图4-5b中可以看到，67 d后系统中的NH4+-N消耗量并没有增加，保持在7.00 mg·L-1左右。这也说明系统中ANAMMOX存在的可能性不大。同时值得注意的是，将进水氮源替换为NO2--N后，67~79 d内平均的NO2--N去除速率为0.80 mg·(L·h)-1，可以看到系统对NO2--N的去除并没有像NO3--N一样受到抑制，出水的NO2--N基本都在2.00 mg·L-1以下。接着又在81 d时将进水中的NH4+-N去除，发现反应器对NO2--N的去除效果并未受到较大影响，平均NO2--N去除速率为0.78 mg·(L·h)-1，这进一步说明以NO2--N为电子受体的自养反硝化未受到NH4+-N影响。

在第89 d时，将进水中的NO2--N又换为25.00 mg·L-1的NO3--N，发现此时系统对NO3--N的去除率达到了90.00%以上，平均NO3--N去除速率提高到了0.94 mg·(L·h)-1，并没有出现抑制的情况，因此进一步说明系统中NO3--N去除率的降低是受到了NH4+-N的影响，但可能不会影响以NO2--N为电子受体的反硝化，而抑制的NH4+-N浓度还需进一步探究，后续在第五章5.1节中进行相关试验。另外，添加NH4+-N时系统中NH4+-N消耗量远远大于以硫自养反硝化反应式计算出的理论值应该是系统中存在着少量的氨氧化细菌（ammonia oxidizing bacteria, AOB），将NH4+-N氧化为了NO2--N，而后又通过硫自养反硝化途径去除，系统pH值的降低也证明了这一点。

1. ANAMMOX试验验证

为了进一步证明系统中ANAMMOX是否存在，取一定量反应器中的污泥，以去离子水清洗数次，置于1000 ml烧杯中，稀释至刻度线，加入约13.00 mg·L-1的NH4+-N和25.00 mg·L-1的NO2--N，不添加硫源，在DO低于0.10 mg·L-1，温度22℃条件下进行反应，测定试验过程中NO2--N、NH4+-N和NO3--N的变化，并做平行试验。结果如图4-6所示。

图4-6 无硫源条件下系统NO3--N、NO2--N、NH4+-N变化

Fig. 4-6 Variations of NO3--N, NO2--N and NH4+-N in the system without sulfur source

由图4-6可以看到，在无硫源的条件下，经过360 min的反应，系统中的NO3--N、NO2--N以及NH4+-N的浓度都未发生较大变化，并未出现明显的下降或上升的趋势，再次证明反应器中并没有ANAMMOX的出现，反应耦合失败。

为探究分析耦合失败的原因，参考其他研究者耦合成功的试验经验。方文烨等[106]通过在ANAMMOX反应器中投加单质硫实现了二者的耦合， ANAMMOX与硫自养反硝化对TN的去除率分别为95.68%和2.04%；刘锋等[107]则是以硫代硫酸盐为硫源实现了硫自养反硝化与 ANAMMOX的耦合，二者对TN去除的贡献率分别为3.80%和96.20%；黄硕[108]以S2-为电子供体，在SBR反应器中实现NO2--N积累后，与ANAMMOX反应器进行组合，实现同时去除S2-、NO3--N、和NH4+-N；段福昂[109]同样采用两段式耦合体系实现了ANAMMOX与自养反硝化的耦合，两种反应的脱氮贡献率分别为60.63%和39.36%。

综合对比发现，其他研究者的试验方法与本试验的不同之处主要有三点。第一，主导反应不同。其他研究者多以ANAMMOX反应作为主导反应，采用在ANAMMOX污泥中培养硫自养反硝化污泥的方式进行耦合。第二，耦合形式不同。将两个反应拆分为两段式，在不同反应器中反应更佳。第三，反应步骤不同。其他研究者先在硫自养反硝化反应器中实现NO2--N积累，而后再进行与ANAMMOX反应的耦合。

分析在本研究中未能在硫自养反硝化反应器中成功实现耦合ANAMMOX目的的主要原因一是未在反应器内接种ANAMMOX污泥，相关菌种较少，且ANAMMOX菌的倍增时间较长，成长缓慢；二是反应器中没有NO2--N积累，ANAMMOX菌很难在同一反应器内通过底物竞争的方式获取所需的NO2--N。因此，先调整运行参数实现NO2--N积累，再在反应器内接种一定量的ANAMMOX污泥或分为两段式进行耦合具有更高的可行性。

1. 微生物多样性及群落结构分析

为了研究单质硫自养反硝化系统稳定运行时反应器内的微生物多样性和群落结构，以及添加NH4+-N和COD对系统微生物群落结构的影响，分别对正常单质硫自养反硝化（SBR）、添加NH4+-N后的硫自养反硝化（LC1）以及硫自养/异养协同反硝化反应器（LC2）内的微生物进行高通量测序。

1. 微生物多样性分析

α多样性（alpha richness）可以反映出微生物丰富度和均匀度，其主要与2个因素相关：群落丰富度和群落多样性。包含Chao指数、ACE指数、OTU数目、Shannon指数、Simpson指数和Coverage指数。本试验中不同微生物样品的Alpha多样性指数如表4-3所示。

表4-3不同污泥样品的alpha多样性指数统计结果

Table 4-3 Statistical results of alpha diversity index in different sludge samples

污泥样品	序列数	OTUs 数	Shannon 指数	Chao 指数	ACE 指数	Simpson指数	Coverage值
SBR	22968	313	2.89	363.31	369.85	0.13	1.00
LC2	29517	325	2.58	374.34	359.26	0.33	1.00
LC1	25115	318	3.05	367.34	358.82	0.19	1.00

首先，Coverage值表示的是样品覆盖率，可以看到这次检测中三个反应器的污泥样品的Coverage值均为1.00，说明本次微生物分类测序的结果能够真实的反映样品中的微生物群落结构及多样性情况。从序列数来看，LC2反应器为29517，比其他两个反应器中的都要大，而SBR反应器的序列数最小。Chao指数和ACE指数表征微生物群落的丰富度，可以看到三个反应器的两种指数均比较接近，其中LC2反应器的Chao指数最大，所含OUT数目最多，SBR反应器的ACE指数最大，微生物的物种最丰富，分配最均匀。以Shannon指数来看，反应器的值最大，LC1群落多样性最高。Simpson指数表征群落多样性的高低，可以看到SBR反应器的Simpson指数最低，说明其内群落多样性越低，优势菌群在总生物量中所占比重更大。从微生物多样性分析的结果来看，多电子供体有助于增加系统中的微生物多样性。

1. 微生物门水平群落结构分析

三个反应器内的微生物门水平群落结构相对丰度如表4-4所示。

表4-4不同污泥样品门水平的群落结构相对丰度

Table 4-4 Relative abundance of community structure at a phylum levels in different sludge samples

门分类	SBR/%	LC2/%	LC1/%
变形菌门（Proteobacteria）	84.13	85.13	67.49
拟杆菌门（Bacteroidetes）	11.74	4.59	6.99
绿弯菌门（Chloroflexi）	-	2.88	2.64
浮霉球菌门（Planctomycetes）	-	-	3.32
酸杆菌门（Acidobacteria）	-	-	2.33
Ignavibacteriae	-	2.52	11.29

如表4-4所示，三个反应器内的污泥样本中共检测出6个菌门。变形菌门（Proteobacteria）是细菌中最大的一门[110]，也是较为常见的反硝化菌门[111]。其在3组样品中均占主导地位，在SBR和LC2反应器中的相对丰度达到了80%以上，在LC2中相对丰度较低。在SBR反应器中检测出的另一种菌门为拟杆菌门（Bacteroidetes），此菌门在另外两个反应器中也有较大的相对丰度。除这两个菌门之外,LC2反应器中还检测到了绿弯菌门（Chloroflexi）和Ignavibacteriae，LC2反应器检测到的菌门最多，除上述的4中之外还有浮霉球菌门（Planctomycetes）和酸杆菌门（Acidobacteria）。同时值得注意的是与其他两个反应器不同的是LC1反应器中第二大的菌门不是拟杆菌门，而是Ignavibacteriae。这可能是由于LC1中添加了NH4+-N的原因。

1. 微生物属水平群落结构分析

为了进一步了解反应器中微生物的情况，从属水平上对相关的功能菌属进行更深入的分析。

1. SBR反应器

SBR反应器中各菌属的相对丰度如图4-7所示。可以看到，反应器中检测出的菌属中占比最高的菌属是Thiobacillus，相对丰度为31.59%。Thiobacillus土壤和水中广泛分布在，是一种专性的化能自养菌，能同化CO2，并将还原态硫化物氧化为SO42-，具有自养反硝化功能[112]。其相对丰度较高说明反应器环境比较适宜其生长。相对丰度第二高的菌属为Rhodanobacter，占比为12.80%。Rhodanobacter是一种具有硝化和反硝化功能的菌属，其中的部分菌种可以以硫化物为电子供体进行自养反硝化反应[12, 113]，但在其他研究人员的研究中大多都不存在或占比很小[114-116]，而在本SBR反应器中其占比较大，分析其原因是反应器pH较低，Rhodanobacter是一种能在低pH、高硝酸盐条件下生长的菌属[117]，反应器较低的pH为其提供了较好的生存环境。Thiomonas在系统中也有较高的丰度，为10.47%。Thiomonas也是硫自养反硝化的主要功能菌。Sulfurimonas在反应器中占比为5.53%，丰度较高。Sulfurimonas可以利用硫或硫代硫酸盐为电子供体，硝酸盐作为电子受体，HCO3-或CO2作为碳源进行反应，也是硫自养反硝化菌的一种，同时也能够在厌氧条件下使硫发生歧化反应生成硫化物和SO42-，[118]这也说明反应器中确实有式（4-1）反应存在。其他相对丰度较低的菌属有Dokdonella、Comamonas和Thiothrix,相对丰度分别为1.33%、1.95%和3.10%。其中Dokdonella能利用有机物为碳源进行反硝化[119]，是一种异养反硝化菌，它的存在说明硫自养反硝化系统中有异养反硝化过程的存在，由于进水中并没有添加有机物，因此这应该是内源反硝化。Comamonas能在好氧或厌氧条件下，以CO2或有机物作为混合碳源，能将NH4+-N氧化为NO2--N，进而将其转化为N2[120]，是一种氨氧化细菌。而Thiothrix能以硫、硫化物或硫代硫酸盐为能源营自养或混合营养生长，是一种硫氧化细菌[121]，这也证明了SBR反应器中SO42-的增多确实是有硫氧化细菌的作用。

SBR反应器中各种硫自养反硝化菌属均匀性比较好，除Thiobacillus占比较大外，Rhodanobacter、Thiomonas和Sulfurimonas三种硫自养反硝化菌属在反应器内也都存在较多的数量，并且相对丰度比较接近，系统的微生物多样性较好。

图4-7 SBR反应器中主要菌属相对丰度

Fig.4-7 Relative abundance of the dominant bacterial in SBR reactor

1. LC2反应器

LC2反应器中各菌属的相对丰度如图4-8所示。反应器中占比最高的菌属同样是Thiobacillus，相对丰度为59.44%，所占比例约为SBR反应器中的两倍，在LC2反应器中占绝对优势，说明反应器中的环境十分适合Thiobacillus的生长和繁殖。作为硫自养反硝化的主要功能菌，在反应器内接近60%的相对丰度也表明反应器的硫自养反硝化效果很好。但是反应器中其他的硫自养反硝化菌属占比较少，Sulfurimonas菌属的相对丰度只有2.78%，Rhodanobacter和Thiomonas则是未检测出。而在LC2中检测出了两种SBR反应器中没有的菌属，分别是Simplicispira菌属和Ignavibacterium菌属，相对丰度分别为1.87%和2.37%。Simplicispira是从EBPR反应器中分离出来的一个菌属，属于 Comamonadaceae科，具有脱氮功能，能在pH为6.0-9.0范围内生长，最适pH范围为7.0-8.0，是一种嗜温菌[122, 123]。而Ignavibacterium属于绿硫细菌的一种，大多数绿硫细菌能在厌氧条件下将硫或硫代硫酸盐氧化[124]，是硫自养反硝化的一种功能菌属，但也有不能氧化还原性硫菌种的存在[125]。值得注意的是，在LC2反应器中作为异养反硝化菌属的Dokdonella相对丰度达到了4.66%，在检测出来的菌属中是第二高的。在反应器进水中添加COD培养一段时间后，反应器内部的异养反硝化菌丰度要比正常运行的硫自养反硝化反应器有了较多的增长，证明系统中确实同时存在异养反硝化和自养反硝化反应，实现了硫自养/异养协同脱氮的目的。但是也可以看到，与硫自养反硝化功能菌属相比，Dokdonella的丰度比例还较小，说明反应器中的脱氮路径仍然是以硫自养反硝化为主。

相比SBR反应器，LC2反应器中微生物的种类更加专一，除Thiobacillus之外其他菌属均未超过5%，这应该也是LC2反应器在三个反应器中具有最好脱氮效果的原因。同时，在系统中加入碳源能够使系统中异养反硝化菌的相对丰度提高，较为容易的将自养反硝化系统转变为效果更好的自养/异养协同反硝化系统。

图4-8 LC2反应器中主要菌属相对丰度

Fig.4-8 Relative abundance of the dominant bacterial in LC2 reactor

1. LC1反应器

LC1反应器中各菌属的相对丰度如图4-9所示。

图4-9 LC1反应器中主要菌属相对丰度

Fig.4-9 Relative abundance of the dominant bacterial in LC1 reactor

与SBR反应器和LC2反应器相同，LC1中占比最高的菌属也是Thiobacillus，相对丰度为45.09%。相对丰度占比第二的菌属为Ignavibacterium，相对丰度为11.11%。与LC2反应器相比，LC1中Thiobacillus菌属相对丰度较低，Ignavibacterium菌属相对丰度较高，可能的原因有二。一是LC1中浓度较高的NH4+-N对前者的抑制程度较高而对后者抑制较弱，二是LC1反应器中DO浓度要略高，Ignavibacterium作为兼性厌氧菌[126]更能适应反应器中的环境条件。Simplicispira菌属在系统中比LC2反应器中稍高，相对丰度为2.55%。同样，LC1反应器中也有异养反硝化菌Dokdonella的存在，相对丰度为1.84%，说明该反应器中也有内源反硝化的存在。另外，LC1反应器中还存在两种其他反应器没有的菌属，分别是Gp3和Thermomonas，相对丰度为1.37%和2.43%。Gp3菌属属于酸杆菌门，在土壤环境中存在较多，其能够促进NO3--N的转化，参与氮循环[127]。Gp3仅在LC1中被检测出来的原因可能是由于硫铁矿能够将进水中的磷以沉淀的形式留在反应器内部[128]，而Gp3丰度与磷呈显著的正相关性[129]。Thermomonas是一种好氧反硝化菌[130]，是水处理系统中常见的反硝化菌之一，同时也是一种异养菌[131]。

LC1反应器中的优势菌属同样为Thiobacillus，与其他反应器不同的是其内部占比第二的菌属为Ignavibacterium，这在其他研究人员的试验中比较少见。另外Gp3菌属也是硫自养反硝化系统中不常见的菌属。关于这两种菌属的出现可以做进一步的研究。

对比3个反应器中检测出的微生物属水平群落结构，结果如表4-5所示。

表4-5 不同反应器内微生物属水平群落结构对比

Table 4-5 Comparison of microbial genus-level community structure in different reactors

菌属	SBR/%	LC2/%	LC1/%
Thiobacillus	31.59	59.44	45.09
Rhodanobacter	12.80	-	6.99
Thiomonas	10.47	-	-
Sulfurimonas	5.53	2.78	-
Dokdonella	1.33	4.66	1.84
Comamonas	1.95	-	-
Thiothrix	3.10	-	-
Simplicispira	-	1.87	2.55
Gp3	-	-	1.37
Thermomonas	-	-	2.43
Ignavibacterium	-	2.37	11.11
Others	33.23	31.25	28.62

由表4-5可知，SBR反应器中硫自养反硝化功能菌属种类最多，且常相对丰度均较高，LC2反应器中菌属种类较少，微生物专一性高，LC1中菌属种类也较多，但主要的硫自养相关功能菌属种类较少。

1. 1. 本章小结
2. 在S/硫铁矿、S/石灰石和SBR反应器的日常运行过程中，均存在着出水SO42-超标的风险。前两者由于硫铁矿和石灰石的作用，出水SO42-浓度比理论值小，超标风险较小，而后者出水SO42-浓度要大于理论值，超标的可能性很大。
3. 在系统中引入新的电子供体可以减少SO42-的生成量，加快反应速度。在初始NO3--N浓度为15.34±0.50 mg·L-1条件下，分别加入10 mg·L-1、15 mg·L-1、20 mg·L-1和30 mg·L-1的COD后，反应前120min内NO3--N的平均去除速度分别提高了20.59%、24.99%、38.23%和57.35%。COD添加量为30 mg·L-1时NO3--N在150min之前就能够完全反应，且与空白组相比SO42-生成量减少了28.21%。
4. 在正常运行的硫自养反硝化反应器中加入约20 mg·L-1的NH4+-N进行单质硫自养反硝化与ANAMMOX反应的耦合，经过79天的运行后，发现系统内并没有ANAMMOX反应发生，耦合失败，且硫自养反硝化反应受到了较为严重的抑制，说明在不控制运行参数条件下在硫自养反硝化反应器内培养ANAMMOX菌的可行性不高。另外，发现较高浓度的NH4+-N对以NO2--N为电子受体的硫自养反硝化反应无明显抑制，推测是较高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N的转化过程。
5. 对SBR、LC2和LC1反应器中的污泥进行高通量测序，分析其微生物群落结构。从门水平来看，在三个反应器中变形菌门（Proteobacteria）均占有较大优势，所占比例分别为84.13%、85.13%和67.49%。前两者其他菌门占比较少，LC1反应器中Ignavibacteriae门占比也较高，达到了11.29%。从属水平来看，Thiobacillus菌属在三个反应器中都是优势菌属，相对丰度在SBR、LC2和LC1反应器分别占31.59%、59.44%和45.06%。SBR反应器中其他3种硫自养反硝化菌属的相对丰度也处于较高水平，系统微生物均匀性较好，同时也检测到了硫氧化细菌Thiothrix的存在。LC2反应器中除Thiobacillus之外，异养反硝化菌Dokdonella占有4.66%的相对丰度，其他菌属较少。而LC1反应器中则是Ignavibacterium为第二优势菌属，其他菌属占比较少。

1. 硫自养反硝化影响因素探究

硫自养反硝化反应过程受到多个因素如温度、pH、S/N等的影响，近些年来各国研究人员对于这些因素的影响已经有了比较深入的研究[74, 132, 133]。在尝试进行单质硫自养反硝化与ANAMMOX反应耦合过程中，发现NH4+-N会对系统的NO3--N去除效果造成影响，但影响的程度与浓度的关系还不清楚。同时，以单质硫自养反硝化系统处理二级出水时，进水的DO浓度、反冲洗操作等都会对系统的DO浓度产生影响，进而影响反应效果，因此水中的DO也是需要考虑到的因素。另外，作为产酸反应，系统的碱度消耗较多，而HCO3-既可以缓冲反应产生的酸度，也可以为反应提供无机碳源，也会对系统产生比较大的影响。但目前对于NH4+-N、DO和无机碳源HCO3-对单质硫自养反硝化反应系统的影响研究较少。本章以批次试验的方法分别对NH4+-N浓度、DO浓度和HCO3-投加量对单质硫反硝化反应的影响程度进行探究，并得出最佳的范围。

1. NH4+-N浓度对硫自养反硝化反应的影响探究
   1. 材料与方法

NH4+-N浓度对硫自养反硝化反应的影响试验采用1000 ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别采用5.00 mg·L-1、10.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1NH4+-N进行试验，并设置一组不添加NH4+-N的试验作为空白对照，一组初始氮源为NO2--N的试验进行对照。控制初始NO3--N（NO2--N）浓度为20.00±0.60 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为21.3±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为7.50±0.10，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表5-1。

表5-1不同NH4+-N浓度试验中各组的运行参数

Table 5-1 Operation parameters of each group in different NH4+-N concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	NH4+-N添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	NO2--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
A	300±10	5.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
B	300±10	10.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
C	300±10	20.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
D	300±10	30.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
E	300±10	30.00	0.00	20.00±0.60	21.3	7.50±0.10

1. 结果与讨论

不同NH4+-N浓度条件下单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果和SO42-生成量的变化如图5-1所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图5-2所示。

a系统NO3--N（NO2--N）浓度的变化	b系统NH4+-N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化

图5-1 不同NH4+-N添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 5-1 Nitrogen removal effect and SO42- variation of the system under different NH4+-N concentrations

由图5-1可以看出，整体来讲系统中的NO3--N、NO2--N、NH4+-N和pH值都始终保持着下降的趋势，而SO42-的生成量则是一直上升的状态。不同NH4+-N浓度条件下的各指标变化趋势相同，变化量和变化速率不同。

图5-1a表示系统中NO3--N和NO2--N的变化情况，从中可以看到，在不添加NH4+-N的情况下，系统中NO3--N的下降速率比较稳定，通过180 min的反应由初始的19.55 mg·L-1稳定降低到了10.88 mg·L-1，NO3--N并没有反应完全，去除率为44.35%，这是由于试验中污泥浓度较小的原因。添加5 mg·L-1的NH4+-N后，系统从初始的19.67 mg·L-1到反应180 min时剩余10.38 mg·L-1，NO3--N去除率比O组提高了2.88%，考虑试验误差的存在，说明加入5.00 mg·L-1的NH4+-N对系统的脱氮效率影响不大。在系统中添加10.00 mg·L-1的NH4+-N时，出水浓度升高到了12.74 mg·L-1，与O组相比NO3--N的去除效果出现了下降，去除率为37.99%。而后将初始的NH4+-N浓度提高到20.00 mg·L-1后，抑制作用进一步加强，NO3--N去除率也降低到了28.42%。在将NH4+-N浓度变为30.00 mg·L-1后，抑制作用也达到了本次试验中的最强，在初始NO3--N浓度为20.54 mg·L-1条件下，反应末还剩余16.45 mg·L-1，去除率仅有19.91%，与O组相比降低了24.44%，抑制作用十分明显。值得注意的是，将系统中的氮源由NO3--N换为NO2--N后，同样在30.00 mg·L-1NH4+-N浓度下发现硫自养反硝化反应并没有受到抑制，在反应180 min时仅剩余了11.85 mg·L-1，NO2--N的去除率能达到42.56%。对比6组数据可以发现，较低浓度的NH4+-N对单质硫自养反硝化并不会产生较大影响，而当NH4+-N浓度超过10.00 mg·L-1时，就会导致系统脱氮效果的下降，NH4+-N浓度越高这种抑制作用越明显，而对比O、D和E三组可以看到NH4+-N对NO2--N则没有抑制作用。这可能是因为较高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N转化的过程。在硫自养反硝化过程中，NO3--N先在硝酸盐还原酶Nar和Nap的作用下转化为NO2--N，而后又在亚硝酸盐还原酶Nir等其他一系列酶的作用下被还原为氮气[134]。因此推测是较高浓度的NH4+-N抑制了Nar和Nap的作用或抑制了其基因表达。也可能是NH4+-N与NO3--N产生了竞争性抑制，占据了NO3--N的反应位点。具体的抑制机理还需要进一步的探究。

图5-1b表示的是系统反应过程中各组NH4+-N浓度的变化，可以看到除O组之外各组的NH4+-N浓度都有一定的下降，损失基本都在2.00~4.00 mg·L-1，要比理论消耗量多，这应该是NH4+-N被微生物同化作用所利用的原因（SBR反应器较长时间的进水中没有添加NH4+-N，污泥处于对NH4+-N的饥饿状态）。

从图5-1c中可以看到，系统的SO42-生成量基本与NO3--N的去除量趋势相同。O组与A组SO42-生成量较多，分别为80.28 mg·L-1和85.11 mg·L-1，整个过程的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为9.26和9.16，均大于理论值7.54，这是由于受到了4.1节硫歧化反应以及水面复氧作用溶入水中的DO的影响。随着加入NH4+-N量的增加，NO3--N的去除效果受到抑制，SO42-的生成量也越来越少，E组的SO42-生成量只有42.80 mg·L-1，但全过程的ΔSO42-/ΔNO3--N值却达到了10.47，分析原因是因为NH4+-N只抑制了硫自养反硝化途径，并未对其他SO42-产生途径造成影响。另外，加入NO2--N时，系统的脱氮量与空白组相比十分接近，但SO42-的生成量要比以NO3--N为氮源时生成量要少，只有62.21 mg·L-1，而ΔSO42-/ΔNO3--N也仅有7.09，与O组的9.26相比降低了23.43%，分析原因是当电子受体由NO3--N变为NO2--N时，脱氮路径缩短，所消耗的电子和能量减少，因此参与反应的硫源减少，生成SO42-的量也有所降低，另外可以看到两者之比要比5:3大，这是由于系统中副反应所生成SO42-的影响。

由图5-1d可见，系统pH值的变化与NO3--N变化趋势也相同。O组与A组的pH值下降较多，提高NH4+-N浓度后随着反应受到的抑制越来越大，pH值的变化也越来越小。而E组则要比D组的pH下降的多，但又少于O组，这可能也是由于脱氮路径缩短，所需硫源减少导致的。

图5-2各组ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 5-2 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in each group

由图5-2可见，前3组中的ΔSO42-/ΔNO3--N值变化并不大且略有变小，这是由于NH4+-N浓度较低时对反应影响不明显，而C组和D组的ΔSO42-/ΔNO3--N值则要比O组大，且随着NH4+-N浓度增加也呈现增加的趋势，这也是由于系统中的副反应没有受到影响导致的。

NO3--N的去除速率和SO42-生成速率能够更为直观的反映系统硫自养反硝化效果的优劣，由图5-1a和5-1c可见，批次试验中O~D组中的NO3--N变化和SO42-生成量的变化基本符合一阶线性关系，因此分别对其进行线性拟合，计算NO3--N的去除速率和SO42-生成速率和抑制率，结果如图5-3所示。由图5-3可见，添加5.00 mg·L-1NH4+-N时的NO3--N去除速率和SO42-生成速率最快，分别为3.02 mg·(L·h)-1和27.97 mg·(L·h)-1，抑制率分别为-7.86%和-7.08%，由此来看加入5 mg·L-1NH4+-N后对反应有了轻微的促进，但考虑到试验设置的NH4+-N梯度较大以及误差的影响，低浓度的NH4+-N对硫自养反硝化反应是否有正面影响还需进一步的探究。分别提高NH4+-N的添加量至10.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1后，系统受到了不同程度的抑制，对NO3--N的抑制率分别达到了8.57%、31.43%和51.43%。SO42-生成速率也有着相同的规律，NH4+-N加入量为30.00 mg·L-1时的生成速率为14.21 mg·(L·h)-1,抑制率为45.60%。SO42-生成速率比NO3--N的去除速率降低略少的原因是系统中有部分SO42-是通过其他反应生成的，这部分过程并未受到NH4+-N浓度的影响。这点由图5-2中各组ΔSO42-/ΔNO3--N值也可以看出。

a不同NH4+-N浓度下NO3--N去除速率

b不同NH4+-N浓度下SO42-生成速率

图5-2 不同NH4+-N投加量条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 5-2 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different initial NH4+-N dosage

通过批次试验发现，水中的NH4+-N浓度确实会影响单质硫自养反硝化系统对NO3--N的去除效果，当NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时，对NO3--N的去除影响不大，当NH4+-N浓度大于10.00 mg·L-1时，对NO3--N的去除有抑制作用，且浓度越高抑制作用越明显。30.00 mg·L-1的NH4+-N对NO3--N去除速率的的抑制能达到51.43%。但在其他研究者的试验中也有不同观点：姚鹏程[135]在进行批次试验探究NH4+-N对硫自养反硝化NO3--N去除效果的影响时发现，在初始NO3--N浓度80.00 mg·L-1，反应时间为80 min条件下，0.00~50.00 mg·L-1的NH4+-N浓度对反应均未造成影响，各组均能将NO3--N反应完全。根据其试验中各条件与本研究的差异，分析原因可能是运行条件和污泥浓度的影响。前者在运行过程中反应器内一直未添加NH4+-N，虽然硫自养反硝化反应在无NH4+-N条件下也可以进行，但微生物自身增长所需的部分始终处于缺乏状态，因此仅仅在批次试验时加入NH4+-N更多的是对缺乏部分的一个补充参与同化作用，并未对反应造成影响；而较高的污泥浓度进一步提高了同化作用所需的NH4+-N浓度，因此即使在比本试验浓度高的情况下也没有出现抑制的情况。

1. DO浓度对硫自养反硝化反应的影响探究
   1. 材料与方法

DO浓度对硫自养反硝化反应的影响采用SBR反应器进行，具体参见第2章。分别控制反应内的DO约为0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1进行试验，并设置一组不曝气的试验作为空白对照。控制初始NO3--N浓度为15.41±0.50 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为20.0±0.1℃，调整反应开始时pH为7.50±0.05，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表5-2。

表5-2不同DO浓度条件下各组的运行参数

Table 5-2 Operation parameters of each group under different DO concentrations

搅拌转速/(r·min-1)	NO3--N/mg·L-1	DO/mg·L-1	温度	初始pH值
180	15.40±0.50	0.00	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	0.50	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	1.00	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	2.00	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	3.00	20.0	7.50±0.05

1. 结果与讨论

不同DO浓度条件下单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果和SO42-生成量的变化如图5-4所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图5-5所示。

由图5-4可以看出，整体来讲系统中的NO3--N和pH值都始终保持着下降的趋势，而NO2--N和SO42-的生成量则是一直上升的状态。不同DO浓度条件下的各指标变化趋势相近，但变化量和变化速率差别很大。

图5-4a表示的是不同DO条件下NO3--N浓度的变化。从图中可以看到，在反应器DO为0.00 mg·L-1时，在初始NO3--N浓度为14.94 mg·L-1条件下，在150 min前反应器内的NO3--N已经反应完全，脱氮效果较好。这是由于反应器内污泥浓度较高，活性较好的原因。在控制反应器内DO浓度为0.50 mg·L-1时，系统的NO3--N去除效果就受到了较大的影响，初始的15.04 mg·L-1到反应180 min时仍然剩余8.93 mg·L-1，去除率为40.63%。而在控制反应器中DO浓度为1.00 mg·L-1条件下，NO3--N的去除效果进一步下降，反应末期的NO3--N浓度升高到了11.05 mg·L-1，去除率降低至30.22%，抑制作用进一步加强。而后再将反应器中的DO浓度控制到2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1左右后，与DO浓度1.00 mg·L-1时相比NO3--N去除效果又有所降低，但由于边界效应降低的幅度不大，反应至180 min时反应器内剩余的NO3--N分别为11.97 mg·L-1和13.22 mg·L-1，去除率仅仅有22.06%和16.70%。对比5组数据可以发现，即使是浓度0.50 mg·L-1的DO也会对单质硫自养反硝化产生较大的抑制，而当DO浓度达到1.00 mg·L-1时，系统的脱氮效果不足DO为0.00 mg·L-1时的1/3，DO浓度更高时抑制效果会更加明显，甚至破坏反应器内的硫自养反硝化过程。分析较高的DO浓度对NO3--N去除效果造成抑制的原因是由于主要的硫自养反硝化菌属都是厌氧菌，在DO浓度较高的情况下活性受到了抑制导致脱氮效果变差。另外，可以发现即使是在DO浓度为3.00 mg·L-1条件下，系统中仍然有一部分的NO3--N转化，这是由于反应器内部存在的如Comamonas这样的兼性或好氧反硝化菌的作用。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统NO2--N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化
e系统NOx--N浓度变化	f系统NO2--N积累率变化

图5-4 不同DO浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 5-4 Nitrogen removal effect and SO42- variation of the system under different DO concentrations

图5-4b表示的是系统反应过程中各组NO2--N浓度的变化，可以看到空白组反应的全过程中NO2--N浓度都没有出现升高的趋势，而当控制DO浓度为0.50 mg·L-1时，反应器中出现了轻微的NO2--N积累情况，从初始的接近于0.00 mg·L-1升高到了1.06 mg·L-1。将反应器内DO浓度提高到1.00 mg·L-1时，系统的NO2--N浓度由开始的0.06 mg·L-1升高至2.77 mg·L-1，积累量达到了最大值。而后将反应器的DO浓度继续升高到2.00 mg·L-1、3.00 mg·L-1后，系统的NO2--N浓度不仅没有继续上升，反而出现了下降的情况。前者的NO2--N浓度从0.02 mg·L-1升高到2.01 mg·L-1，后者由0.42 mg·L-1升高至1.28 mg·L-1。分析其原因是当反应器内DO浓度较低时，对硫自养反硝化中NO2--N的反硝化过程抑制作用要更大，而随着DO浓度的升高，NO3--N向NO2--N的转化过程也受到了严重的抑制，因此NO2--N的积累量反而变少，这也说明硝酸盐还原酶 Nar和Nap对DO的耐受能力要比亚硝酸盐还原酶Nir更强。

从图5-4c中可以看到，系统的SO42-生成量与NO3--N的去除量趋势相差较大。在空白组中SO42-生成量上升趋势比较缓慢，反应结束的生成量为133.58 mg·L-1，比理论值的112.68 mg·L-1要高出一些，这主要是由于硫氧化细菌的作用。而当控制反应器内DO为0.5 mg·L-1左右时，反应器内SO42-的生成量迅速上升，反应至180 min时生成量达到了269.72 mg·L-1。再分别将系统DO浓度控制在1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1后，在NO3--N去除量降低的情况下SO42-的生成量反而有了较多的升高，反应结束时的浓度分别达到了304.49 mg·L-1、358.49 mg·L-1和428 mg·L-1。分析SO42-大量生成的原因是由于DO的氧化性很强，反应器中的升华硫粉末在DO较高的条件下被迅速、大量的氧化，从而生成了较多的SO42-。因此要控制反应器中的DO处于一个较低的水平。

由图5-4d可见，不同DO浓度条件下系统pH值的变化趋势相差较大。DO为0.00 mg·L-1的空白组pH值下降较少，趋势也比较平缓，pH由反应开始时的8.01降低至7.24。提高DO浓度后pH的降低速率变得越来越大，下降速度越来越快，在初始pH值基本相同的情况下，0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1DO条件下的pH值分别降低到了6.14、5.95、5.54和5.02，降到了比较低的水平，由此也可以推测DO较高的几组中NO3--N去除量少可能也有较低的pH抑制了其反应的原因。

图5-4e表示系统中NOx--N的浓度变化。可以看到，系统中DO=0.00 mg·L-1时NOx--N很快反应完全，表明系统的脱氮效果很好，而在DO=0.50 mg·L-1时NOx--N的去除率就降低到了1/3左右，而后在DO=1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1条件下虽然NO3--N浓度有所降低但NOx--N几乎没有去除，这是因为大部分的NO3--N都停留在了NO2--N阶段，导致系统对NOx--N的去除接近于0.00 mg·L-1。

系统反应过程中的NO2--N积累率变化如图5-4f所示，当DO=0.00 mg·L-1反应过程中没有出现NO2--N积累，积累率为0。在DO=0.50 mg·L-1时NO2--N积累率随着反应的进行呈升高趋势。此时系统内由NO2--N到NO2--N（步骤1）和由NO2--N到N2（步骤2）的步骤均受到抑制，但步骤2受到的抑制影响较大，NO2--N的反硝化速率低于NO3--N的反硝化速率，产生的NO2--N不能及时消耗，积累率一直上升。DO=1.00 mg·L-1和DO=2.00 mg·L-1时系统的NO2--N积累率则是在20 min时达到最大，后续虽然有所波动但是变化不大。这是由于此时步骤2也受到了较强的抑制且反应开始时系统中几乎没有NO2--N存在，因此初期的积累率较大，后续随着步骤2的饱和，系统中NO3--N和NO2--N的反硝化速率较为稳定且相差变小，NO2--N积累率变化不大。而到了DO=3.00 mg·L-1时NO2--N积累率反而出现了下降，这是由于此时步骤1也受到了较强的抑制，NO3--N的反硝化速率变低的原因。

图5-5不同DO浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 5-5 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different DO concentrations

图5-5表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，可以看到随着DO浓度的增加，ΔSO42-/ΔNO3--N值迅速上升，在DO=0.00 mg·L-1、0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1时的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为8.20、44.12、67.92、105.74和161.44，存在DO时远远超出了7.54的理论值，说明此时系统内的SO42-生成主要是DO的作用，而硫自养反硝化的占比较少。

试验中各组的NO3--N去除速率和SO42-生成速率和抑制（促进）率如图5-6所示。由于DO=0.00 mg·L-1时较早的反应完全，因此以前120 min数据进行拟合得出的速率进行比较。由图5-6可见，空白组的NO3--N去除速率最快，达到了7.32 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为61.21 mg·(L·h)-1。而当DO浓度为0.50 mg·L-1时系统的NO3--N去除速率就降低到了2.31 mg·(L·h)-1，抑制率达到了68.44%，而SO42-生成速率却升高到了89.59 mg·(L·h)-1，加快了46.36%。随后随着DO的升高NO3--N去除速率持续降低，当DO浓度为3.00 mg·L-1时 NO3--N的去除速率仅有1.02 mg·(L·h)-1，与DO=0.00 mg·L-1组相比抑制了86.07%，SO42-生成速率却升高到了131.03 mg·(L·h)-1，提高了了114.07%。系统的硫自养反硝化反应基本被完全破坏，但SO42-生成速率却大大加快。

a不同DO浓度下NO3--N去除速率

b不同DO浓度下SO42-生成速率

图5-6 不同DO浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 5-6 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different DO concentrations

通过批次试验发现，水中的DO浓度会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，当DO浓度为0.50 mg·L-1时，就会抑制将近三分之二的NO3--N的去除效果，3.00 mg·L-1的DO就会将反应破坏殆尽，且DO的升高会导致反应器中产生一定的NO2--N积累，这与其他研究者[135]得出的结论相似。另外，系统DO浓度的升高会导致大量SO42-的产生，在影响系统脱氮效果的同时造成SO42-的超标，危害较大。因此，实际应用中要严格控制反应器中的DO浓度，必要时应该对进水进行预除氧处理以保证其处理效果、控制出水的SO42-浓度。

1. HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响探究
   1. 材料与方法

HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响试验采用1000 ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为O~E 6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别加入20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1、60.00 mg·L-1、80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1浓度的HCO3-进行试验，并设置一组不添加HCO3-的组作为空白对照。控制出水NO3--N浓度为15.10±0.60 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为21.3±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.06±0.15，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表5-3。

表5-3不同HCO3-浓度试验中各组的运行参数

Table 5-3 Operation parameters of each group in different HCO3- concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	HCO3-添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
A	300±10	20.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
B	300±10	40.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
C	300±10	60.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
D	300±10	80.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
E	300±10	100.00	15.10±0.60	22.3	8.06±0.15

1. 结果与讨论

不同HCO3-浓度条件下单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果和SO42-生成量的变化如图5-7所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图5-8所示。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统SO42-生成量的变化
c系统pH值的变化

图5-7 不同HCO3-浓度条件下系统NO3--N、SO42-及pH的变化

Figure 5-7 Variations of NO3--N, SO42- and pH in the system under different HCO3- concentrations

由图5-7可以看出，整体来讲系统中的NO3--N、SO42-生成量和pH值的变化趋势都比较明显， NO3--N和pH值一直处于下降的状态，SO42-生成量则是一直上升。不同HCO3-浓度条件下的各指标变化趋势相近，变化量和变化速率有所不同。另外，由于各组反应过程中NO2--N和NH4+-N的浓度始终低于0.5 mg·L-1，且并未出现NO2--N积累的情况，因此图中没有体现其浓度变化过程。

图5-7a表示的是不同HCO3-条件下NO3--N浓度的变化。从图中可以看到，由于批次试验污泥浓度较低反应速率较慢，不添加HCO3-的O组初始NO3--N浓度为15.46 mg·L-1，经过180 min的反应系统内的NO3--N浓度还剩余9.27 mg·L-1。在反应器内添加20 mg·L-1浓度的HCO3-时，系统的NO3--N去除效果有所升高，从初始的14.84 mg·L-1到反应180 min时剩余7.91 mg·L-1，去除效果提升了11.91%。而后继续提高初始HCO3-的浓度至40.00 mg·L-1，NO3--N的去除效果进一步提高，180 min时的NO3--N浓度降低到了8.15 mg·L-1，去除效果增加了22.01%。将反应器中的HCO3-浓度提升到60.00 mg·L-1后，反应器的NO3--N去除效果又有所升高，NO3--N浓度由初始的15.21 mg·L-1到180 min时剩余了6.92 mg·L-1，与O组相比去除量增加了34.01%。最后又将HCO3-浓度再提升到80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1，系统的脱氮效果只升高到了38.02%和40.02%，效果并不明显。对比6组数据可以发现， 在反应器中添加HCO3-能够提高系统的NO3--N去除效果，在HCO3-浓度低于60.00 mg·L-1时，去除率随着添加量的提高而提高，这是由于加入HCO3-后为反应提供了所需的无机碳源，同时也稳定了系统的pH，加快了反应的效率。而在高于60.00 mg·L-1后再提高添加浓度对NO3--N的去除率影响不大，可能是HCO3-对反应的促进效果达到了上限。

从图5-7b中可以看到，系统的SO42-生成量基本上升趋势比较稳定。随着加入HCO3-浓度的升高SO42-生成量也越来越多。在不添加HCO3-时系统180 min的SO42-生成量为68.29 mg·L-1，当加入HCO3-浓度分别为20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1和60.00 mg·L-1时SO42-生成量分别升高到了76.61 mg·L-1、79.77 mg·L-1和85.64 mg·L-1，后续再提高HCO3-的添加量到80.00 mg·L-1、100.00 mg·L-1后， SO42-的生成量只有较少的提高，只有87.43 mg·L-1和87.59mg·L-1，同NO3--N去除的规律一致。

由图5-7c可见，各组的pH值都处于下降的趋势。O组pH值下降速率比较稳定，从初始的8.01降低到了6.82。加入HCO3-后系统中有了缓冲物质，反应初期的pH下降速率变慢，且加入量越多现象越明显，持续时间越长。在加入量100.00 mg·L-1时，整个反应过程的pH值只由8.08降低到了7.66。

图5-8表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，可以看到随着添加HCO3-浓度的增加，ΔSO42-/ΔNO3--N值虽然有所下降但变化并不大，O~A组的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为11.02、11.04、10.56、10.32、10.23和10.01，受副反应影响均比理论值7.54大，而随着HCO3-浓度的提高ΔSO42-/ΔNO3--N值总体趋势降低，这是由于HCO3-促进了硫自养反硝化反应，这部分产生的SO42-比例增加，因此系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值降低。

图5-8不同HCO3-浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 5-8 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different HCO3- concentrations

试验中各组中NO3--N和SO42-的变化趋势均接近于直线，因此对数据进行线性拟合得出NO3--N去除速率和SO42-生成速率，并根据速率计算促进率，结果如图5-9所示。当不添加HCO3-时，NO3--N的去除速率为2.06 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为22.53 mg·(L·h)-1。添加20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1和60.00 mg·L-1的HCO3-后NO3--N去除速率和SO42-生成速率都有了较多的提高，分别达到了2.28 mg·(L·h)-1、2.50 mg·(L·h)-1、2.78 mg·(L·h)-1和25.47 mg·(L·h)-1、26.50 mg·(L·h)-1、28.48 mg·(L·h)-1。与O组相比，NO3--N去除速率分别提高了10.67%、21.36%和34.95%，SO42-生成速率则是提高了13.04%、17.62%和26.41%。两者增加的比例不同的原因可能是部分SO42-由其他副反应生成和试验误差的影响。加入80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1的HCO3-时NO3--N去除速率分别为2.85 mg·(L·h)-1、和2.87 mg·(L·h)-1，与O相比提高了38.34%和39.32%，与前几组相比提高的幅度不大，同时SO42-生成速率也没有较大的提高，分别为28.96 mg·(L·h)-1、和29.05 mg·(L·h)-1，与O相比提高了28.54%和28.94%，因此添加60.00 mg·L-1的HCO3-较为适宜。同时对比其他研究者的相关结论发现，姚鹏程[135]在探究HCO3-对反应速率的影响时，一定范围内HCO3-投加量越多反应速率越快，最多能提高近两倍，且临界的C/N摩尔比为1.52，本试验中得出的临界摩尔比约为1.02；牛建敏等[77]探究HCO3-浓度对脱氮硫杆菌反硝化影响时发现加入HCO3-最多能将反速率提高近46.00%。效果均要比本试验要好，分析原因是受到温度和污泥浓度的影响。前两者试验时的温度分别为25.0~33.0℃和28.0℃，均比本试验高出不少，因此微生物活性较好。而因为本研究中进行批次试验时对污泥进行了稀释，污泥浓度较低，也对反应效果造成了一定的影响。这两个原因导致本研究中NO3--N去除效果的提高程度不如其他研究中的结论。

a不同HCO3-浓度下NO3--N去除速率

b不同HCO3-浓度下SO42-生成速率

图5-9 不同HCO3-浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 5-9 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different HCO3- concentrations

1. 1. 本章小结
2. NH4+-N浓度会影响单质硫自养反硝化系统的NO3--N去除率，当水中NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时对反应无较大影响，达到10.00 mg·L-1时开始对反应产生抑制，且浓度越高抑制作用越明显，30.00 mg·L-1的NH4+-N对反应的抑制作用能达到51.43%。但以NO2--N为电子供体时则没有抑制作用，说明高浓度的NH4+-N抑制了硫自养反硝化过程中NO3--N向NO2--N转化的步骤。
3. 水中的DO会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，0.50 mg·L-1的DO就会将反应效果抑制60.00%以上，保持3.00 mg·L-1的DO时NO3--N去除率只有16.70%，同时DO浓度高时还会产生大量的SO42-。
4. 在系统中添加HCO3-能在为反应提供无机碳源并稳定pH，因此能够加快硫自养反硝化的反应速率，在批次试验中添加60.00 mg·L-1的HCO3-时能使NO3--N去除速率加快34.95%，相比之下是较为合适的添加量。

1. 补充硫源对单质硫自养反硝化反应器的强化效果探究

在深度脱氮的实际工程应用中，尤其是在我国北方地区冬季气温较低，会对硫自养反硝化菌的活性造成较大的抑制，从而降低系统的脱氮效率，使出水中的NO3--N有超标的风险[52]。为了应对这一问题，尝试在单质硫自养反硝化系统中补充加入溶解性的硫源，以加强传质效果，加快反应速率，进而降低出水的NO3--N浓度，提高系统脱氮效果，降低超标风险。本章通过批次试验的方法分别在单质硫自养反硝化系统中添加Na2S和Na2S2O3作为补充硫源，探究其各自对反应的促进作用和最适的添加浓度。

1. Na2S的强化作用
   1. 材料与方法

Na2S浓度对硫自养反硝化反应的强化试验采用1000 ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为O~E 6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别采用2.50 mg·L-1、5.00 mg·L-1、7.50 mg·L-1、10.00 mg·L-1和15.00 mg·L-1的Na2S（以S2-计）进行试验，各组的初始S/N分别为0.10、0.21、0.31、0.42和0.63，并设置一组不添加Na2S的试验作为空白对照。控制初始NO3--N浓度为15.00±0.30 mg·L-1。S单质添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为21.2±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.00±0.10，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使S单质、污泥与水充分混合。具体参数见表6-1。

表6-1不同Na2S浓度试验中各组的运行参数

Table6-1 Operation parameters of each group in different Na2S concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	Na2S添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
A	300±10	2.50	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
B	300±10	5.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
C	300±10	7.50	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
D	300±10	10.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
E	300±10	15.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10

1. 结果与讨论

不同Na2S浓度对单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果的强化作用和系统SO42-生成量的变化如图6-1所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图6-2所示。

由图6-1可见，系统中的NO3--N都呈现下降的趋势且各组差别不大， 除前两组之外NO2--N和pH值都出现了先上升再下降的趋势，而SO42-的生成量则是一直上升的状态，各组相差也不大。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统NO2--N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化
e系统NOx--N浓度变化	f系统NO2--N积累率变化

图6-1 不同Na2S添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 6-1 Nitrogen removal effect and SO42- variation of the system under different Na2S concentrations

图6-1a表示系统中NO3--N的变化情况。从图中可以看到，各组的NO3--N浓度都处于一直下降的状态，其中O组由开始时的14.84 mg·L-1到180 min时反应至8.53 mg·L-1，去除了6.32 mg·L-1，下降幅度最小。加入2.50 mg·L-1、5.00 mg·L-1、7.50 mg·L-1和10.00 mg·L-1的Na2S后系统NO3--N去除量分别达到了6.81 mg·L-1、7.31 mg·L-1、7.83 mg·L-1和8.42 mg·L-1，呈上升的趋势，添加15.00 mg·L-1的Na2S时系统的NO3--N去除量最多，由初始的15.21 mg·L-1降低到了5.80 mg·L-1，去除了9.41 mg·L-1，NO3--N的去除量与加入的Na2S浓度成正相关。加入Na2S后系统的NO3--N去除效果提高的原因主要是因为溶解度高、易于传质[51]，因此能较快的被微生物所利用，反应速率加快。

图6-1b表示的是系统反应过程中各组NO2--N浓度的变化，可以看到O组与A组中反应的全过程中NO2--N浓度都没有出现升高的趋势，而B组则中出现了轻微的NO2--N积累情况，但反应过程中的NO2--N浓度最高只达到了0.45 mg·L-1。C组最高的NO2--N浓度提高到0.81 mg·L-1，但其初始的NO2--N浓度比其他组也略高。系统的NO2--N浓度在E组中达到了最大，在反应至60 min时达到了1.46 mg·L-1。随着加入Na2S浓度的提高系统中的NO2--N出现先升高后下降趋势的原因是硫自养反硝化菌利用S2-的反应速度要比利用S单质的速度快，初始时先利用S2-进行NO3--N到NO2--N的还原，此过程速度较快，而从NO2--N到N2的还原过程速度较慢[83]，且随着S2-浓度下降这部分反应主要依靠S单质来完成，速度较慢。后期随着S2-浓度和NO3--N浓的降低第一步反应速率减慢，多余的NO2--N被利用，因此NO2--N浓度出现了先上升后下降的趋势。

从图6-1c中可以看到，系统的SO42-生成量也处于一直上升的状态，且Na2S添加量越多SO42-生成量也越多。O组的SO42-生成量最少，为62.62 mg·L-1，E组SO42-的生成量最多，达到了80.28 mg·L-1。对比两组的NO3--N去除量来看，O组的NO3--N去除量为6.32 mg·L-1，而E组的NO3--N去除量为9.41 mg·L-1，比O组多去除了3.10 mg·L-1。若以电子供体为S单质计算，理论上多出的SO42-生成量应该为23.37 mg·L-1，而实际的SO42-生成量只多出了17.66 mg·L-1，这是因为以S2-为电子供体时，每反应1.00 mg·L-1 的NO3--N只生成4.80 mg·L-1的SO42-，要比以S单质为电子供体的7.54 mg·L-1少，因此系统生成SO42-的量增加的较少。

由图6-1d可见，系统pH值的变化与NO2--N变化趋势相同，都出现了先上升后下降的趋势。O组的pH值下降趋势比较稳定，由开始的8.00到反应结束时下降至6.78。而加入Na2S后反应初期的pH值出现了上升的情况，且加入的量越多上升的趋势越明显，在E组中反应30 min时的pH值由8.00上升到了8.19。随着反应的进行，pH又开始下降，但加入的Na2S量越多下降的趋势也越缓慢。分析原因是因为当以S2-为电子供体进行硫自养反硝化反应时反应过程是产碱的，反应初期系统利用S2-较多，系统中的总反应是产碱的，因此反应初期的pH是上升的，随着反应的进行，S2-浓度降低，系统中的硫自养反硝化反应又开始以S单质为电子供体的反应为主，pH值开始下降。

图6-1e表示系统中NOx--N的浓度变化。可以看到，随着加入Na2S量的增加，各组的NOx--N去除速率均有所增加且全过程的速率较为一致，这同样是由于加入Na2S后提高了NO3--N的去除速率，但其主要被利用于NO3--N到NO2--N的转化过程，而NO2--N进一步反硝化的速率相比之下较慢，限制了整体的NOx--N去除速率。

系统反应过程中的NO2--N积累率变化如图6-1f所示，可以看到除O组和A组外，随着Na2S添加量的增加，系统的NO2--N积累率随之增加，且都在第30 min时达到最大，说明以Na2S为硫源时反应速率较快。O组和A组反应过程中并未出现NO2--N积累的现象，添加Na2S量为15.00 mg·L-1，系统补充硫源初始S/N比为0.63时，反应器中的NO2--N积累率在30 min时达到了34.82%，但随着反应进行NO2--N积累很快消失。

图6-2不同Na2S浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 6-2 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different Na2S concentrations

图6-2表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，随着Na2S添加量的增加，ΔSO42-/ΔNO3--N值一直保持下降的趋势，O~A组的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为9.92、9.39、9.17、9.13、8.82和8.53同样要比理论值7.54大且保持降低，这是由于以Na2S为电子供体时理论的ΔSO42-/ΔNO3--N值仅为4.8，这部分反应的比例增加导致了系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值的降低。

由于实验过程中NO3--N变化趋势为曲线，取反应初始和结束时的浓度计算平均去除速率，SO42-生成速率近似直线，以拟合方法计算，并计算促进率，结果如图6-3所示。

如图6-3可见，随着添加Na2S浓度的提高，NO3--N的去除速率也呈现逐步上升的趋势。在不加入Na2S时系统的NO3--N的去除速率为2.11 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为21.02 mg·(L·h)-1，而加入15.00 mg·L-1的Na2S时（S/N=0.63）去除速率提高到了3.14 mg·(L·h)-1，相比O组提高了1.03 mg·(L·h)-1，提高了48.82%,但SO42-生成速率为27.00 mg·(L·h)-1，仅提高了5.98 mg·(L·h)-1，提高比率为28.45%，很好的在加强单质硫自养反硝化系统的脱氮效果的同时并未使SO42-生成速率升高过多，降低了SO42-超标的风险。

a不同Na2S浓度下NO3--N去除速率

b不同Na2S浓度下SO42-生成速率

图6-3 不同Na2S浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 6-3 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different Na2S concentrations

通过批次试验可以说明，在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S作为补充硫源可以较好的强化系统的脱氮效果，能够在系统脱氮效果不佳时保证其处理效率，这与其他研究者[136]的结论一致。投加Na2S不仅能降低出水的NO3--N浓度，同时还能稳定反应器内的pH值，使pH保持在合适的范围内。但是以Na2S作为补充硫源缺陷也比较明显：Na2S作为强碱弱酸盐在水中水解会呈强碱性，在系统中一次性添加浓度为15.00 mg·L-1的Na2S时溶液的pH值就能达到9.00甚至10.00以上，而以S2-为电子供体的反硝化过程又是产碱的，因此就不得不在加入加Na2S的同时加入酸性物质来平衡过高的碱度，这会导致额外的成本增加，针对这一问题建议在实际运行中将Na2S的加入浓度控制在较低阶段，分步投加，可以有效减小系统pH的波动。

1. Na2S2O3的强化作用
   1. 材料与方法

Na2S2O3浓度对硫自养反硝化反应的强化试验采用1000ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为A~E 6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别加入20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1、60.00 mg·L-1、80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1的Na2S2O3（以Na2S2O3计），各组的初始S/N分别为0.14、0.28、0.42、0.56和0.70，并设置一组不添加Na2S2O3的试验作为空白对照。控制初始NO3--N浓度为15.00±0.60 mg·L-1。S单质添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为18.5±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.00±0.15，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使S单质、污泥与水充分混合。具体参数见表6-2。

表6-2不同Na2S2O3浓度试验中各组的运行参数

Table6-2 Operation parameters of each group in different Na2S2O3 concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	Na2S2O3添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
A	300±10	20.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
B	300±10	40.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
C	300±10	60.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
D	300±10	80.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
E	300±10	100.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15

1. 结果与讨论

不同Na2S2O3浓度对单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果的强化作用和系统SO42-生成量的变化如图6-4所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图6-5所示。

由图6-4可见，各组的NO3--N浓度与pH都呈现一直下降的趋势，除O组之外NO2--N的浓度则是先上升再下降的趋势，而SO42-的生成量则是一直上升的状态。各组的指标之间变化趋势相近，但变化量与变化速率相差较大。

图6-4a表示系统中NO3--N的变化情况。由图可见，O的NO3--N浓度变化量较少，由初始时的14.84 mg·L-1到180 min时还剩余6.17 mg·L-1，去除率为58.42%。而添加20.00 mg·L-1的Na2S2O3时系统的NO3--N去除效果就有了较大的提升，由初始的14.97 mg·L-1降低到了5.31 mg·L-1，去除率升高至64.53%。随着加入的Na2S2O3浓度的提高，NO3--N去除量也越来越多， B、C和D组的NO3--N去除率分别达到了68.17%、73.05%和80.79%。当Na2S2O3浓度达到100.00 mg·L-1时，在180 min的时间内能够将反应器内的NO3--N反应至2.70 mg·L-1，去除率达到了82.65%。Na2S2O3能够加强系统脱氮效果的原因是其传质效果好，能够被微生物高效利用，是最有效的硫源[54]，投加后能显著提高反应速率。

图6-4b表示的是系统反应过程中各组NO2--N浓度的变化，可以看到O组的NO2--N浓度没有出现升高的趋势，而当Na2S2O3添加量为20.00 mg·L-1~60.00 mg·L-1时，反应初期的NO2--N浓度出现了轻微的上升，但最高浓度都在0.50 mg·L-1以下且很快就降到零。加入80.00 mg·L-1时系统的NO2--N有了较为明显的积累，最高达到了0.46 mg·L-1。系统的NO2--N积累量在Na2S2O3加入量为100.00 mg·L-1时达到了最大，达到了1.37 mg·L-1。系统中NO2--N浓度先上升后下降的原因同样也是因为Na2S2O3为电子供体的传质效果好，反应速率快，但与投加硫化钠相比积累量少且消耗快，对系统影响较小，这也与Zou G等[57]人的观点一致。

由图6-4c中见，系统的SO42-生成量处于一直上升的状态，且随着Na2S2O3加入量的增多，上升的速率呈现先快后慢的趋势。O组的SO42-生成量增长速率比较稳定，反应结束时为72.85 mg·L-1。加入Na2S2O3的量越多，SO42-的生成量也越多，曲线的斜率变化率越大。这是由于Na2S2O3反应速度较快，且以Na2S2O3为电子供体进行硫自养反硝化时的ΔSO42-/ΔNO3--N为11.58，要比以S单质为电子供体时的生成量多，因此反应初期会生成更多的SO42-，后续随着Na2S2O3浓度的降低的SO42-生成速率会也会慢慢降低。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统NO2--N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化
e系统NOx--N浓度变化	f系统NO2--N积累率变化

图6-5 不同Na2S2O3添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 6-5 Nitrogen removal effect and SO42- variations of the system under different Na2S2O3 concentrations

从图6-4d中可以发现，系统pH值的变化与SO42-生成量的变化呈现相反的趋势。O组的pH值下降趋势比较稳定，由开始的8.00到反应结束时下降至6.70。而加入Na2S2O3后反应的pH值的下降速率加快，且加入的量越多下降的趋势越明显，在加入量为100.00 mg·L-1时pH值由初始的7.99迅速降低到了6.14。可以看到加入Na2S2O3后系统中的pH值迅速下降，这是因为Na2S2O3反应速率快且反应过程产酸加快了系统pH值的降低。另外，试验系统中缓冲物质较少也是导致系统pH下降较快的原因。

图6-4e表示系统中NOx--N的浓度变化。可以看到，随着加入Na2S2O3的增加， NOx--N的去除速率呈现增加的趋势，同样的其反应过程中速率比较均匀，也是由于NO2--N反硝化步骤的速率限制了整体的NOx--N去除速率的原因。

图6-4f表示系统反应过程中的NO2--N积累率变化，可以看到除O组外，随着Na2S2O3浓度的增加系统的NO2--N积累率也增加，在第30 min时达到最大，说明Na2S2O3反应较快。O组反应过程中并未出现NO2--N积累的现象，添加Na2S量为80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1，系统补充硫源初始S/N为0.56和0.70时，反应器中的NO2--N积累率在30 min时分别达到了13.54%和34.82%，在S/N与添加Na2S相近时积累率要小于后者，这是因为Na2S2O3的反应速率比Na2S更快，因此在初始S/N更高时才出现较多的NO2--N积累。

图6-5表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，随着Na2S2O3添加量的增加，与加入Na2S相反的是系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值一直保持上升的趋势，O~A组的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为8.4、9.05、9.3、9.5、9.62和9.77，,比以S单质为电子供体的理论值7.54大但小于以Na2S2O3为电子供体的理论值11.58，这是由于系统中主要发生的是S单质型的自养反硝化，Na2S2O3型只占了一部分，而随着Na2S2O3加入量的增加这部分反应的比例增加，使系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值出现上升。

图6-5不同Na2S2O3浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 6-5 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different Na2S2O3 concentrations

试验中各组的NO3--N去除速率和SO42-生成速率如图6-6所示，均以反应开始与结束时的浓度计算得平均速率，进而计算促进率。

从图6-6中可以看到，随着添加Na2S2O3浓度的提高，NO3--N的去除速率和SO42-生成速率也呈现逐步上升的趋势。O组中的NO3--N的去除速率为2.89 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为24.28 mg·(L·h)-1，A组（S/N=0.28）的NO3--N的去除速率和SO42-生成速率分别为3.22 mg·(L·h)-1和29.13 mg·(L·h)-1，比O组分别提高了11.42%和19.97%。随着Na2S2O3加入量的升高B、C、D组的NO3--N的去除速率和SO42-生成速率均保持上升，而加入100.00 mg·L-1 Na2S2O3的E组(S/N=0.70)中NO3--N去除速率则提高到了4.29 mg·(L·h)-1，比O组的加快了1.40 mg·(L·h)-1，提高了48.44%，大幅度加强了单质硫自养反硝化系统的脱氮效果，与缪博等[56]在25℃条件下得到的57%相差不大。同时补充硫源S/N相近时NO3--N去除速率提高的比例较添加Na2S略低，这是受到了温度较低的影响；SO42-生成速率则是提高到了40.28 mg·(L·h)-1，比O组提高了65.90%，也有了较多的提升，而提高比例大于比例的原因也是由于Na2S2O3型自养反硝化的ΔSO42-/ΔNO3--N值大于S单质型自养反硝化，这与其他研究人员的结论一致[51]。

a不同Na2S2O3浓度下NO3--N去除速率

b不同Na2S2O3浓度下SO42-生成速率

图6-4 不同Na2S2O3浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 6-4 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different Na2S2O3 concentrations

试验证明，在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S2O3作为补充硫源可以更好的强化系统的脱氮效果，降低出水的NO3--N浓度。但是以Na2S2O3作为补充硫源时系统中的SO42-生成量较多，pH值降低较快，需要投加一定量的碱度来平衡反应产生的酸性物质。

1. 1. 本章小结
2. 在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S作为补充硫源可以对系统的脱氮效果起到较好的强化作用，加入15.00 mg·L-1的Na2S时（S/N=0.63）系统NO3--N的去除速率比不添加时加快1.03 mg·(L·h)-1，提高了48.82%，同时也能降低SO42-的生成量，但一次性加入较低浓的Na2S度就会导致系统的pH值过高，需要额外投加酸性物质进行中和，因此建议实际应用中采用分步投加的方法控制投加量。
3. 加入Na2S2O3对系统的脱氮效果也有较好的强化效果，加入80.00 mg·L-1（S/N=0.56）和100 mg·L-1（S/N=0.70）的Na2S2O3时NO3--N的去除速率分别比不加入时加快1.07 mg·(L·h)-1和1.40 mg·(L·h)-1，提高了37.02%和48.44%，但也存在系统pH降低较多，SO42-生成量较多的情况。
4. 加入Na2S和Na2S2O3对单质硫自养反硝化系统的脱氮效果都有着较好的强化作用，但相比之下Na2S2O3反应速率更快、安全性更高，是更好的选择。

1. 结论与建议
   1. 结论

本研究分别采用生物滤池和SBR形式启动运行单质硫自养反硝化反应器，通过调节运行参数，实现了不同反应器中硫自养反硝化菌的富集培养以及系统的稳定运行，脱氮效果较好。通过改变进水水质以及批次试验，探究了硫自养/异养反硝化、硫自养/ANAMMOX耦合反应的可行性与效果和NH4+-N浓度、DO浓度和HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响，以及补充硫源对系统脱氮效果的强化作用，得到了以下结论：

1. S/硫铁矿填料滤池、S/石灰石填料滤池和SBR形式启动单质硫自养反硝化反应器，在室温、进水NO3--N浓度约60.00 mg·L-1，pH在7.90，接种污泥为硫自养反硝化污泥的条件下，均能快速启动反应器。在进水NO3--N浓度约30.00 mg·L-1条件下稳定运行时平均NO3--N去除负荷分别能达到0.080 kg·(m3·d)-1、0.184 kg·(m3·d)-1以及0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石填料的滤池去除负荷最高，脱氮能力最强，出水NO3--N保持在5.00 mg·L-1以下，是最好的形式选择。
2. 在S/硫铁矿、S/石灰石和SBR反应器的日常运行过程中，均存在着出水SO42-超标的风险。在系统中引入新的电子供体可以减少SO42-的生成量，加快反应速度。在初始NO3--N浓度为15.34±0.50 mg·L-1条件下，加入30.00 mg·L-1的COD时NO3--N反应完全的时间要比不加COD条件下提前近1个小时，SO42-生成量减少了28.21%。
3. 通过在正常运行的硫自养反硝化反应器中加入较高浓度的NH4+-N进行单质硫自养反硝化与ANAMMOX反应的耦合，运行79 d后发现反应器内没有ANAMMOX反应发生，该条件下耦合可行性不高，且会影响系统对NO3--N的去除效果。另外，发现较高浓度的NH4+-N对以NO2--N为电子受体的硫自养反硝化反应无明显抑制，推测是较高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N的转化过程。
4. 对SBR、LC2和LC1反应器中的污泥进行高通量测序，分析其微生物群落结构。从门水平来看，变形菌门（Proteobacteria）在三个反应器中都占有较大优势，所占比例分别为84.13%、85.13%和67.49%。从属水平来看，Thiobacillus菌属在三个反应器中都是优势菌属，相对丰度在SBR、LC2和LC1反应器分别占31.59%、59.44%和45.06%。SBR反应器中Rhodanobacter、Thiomonas和Sulfurimonas三种硫自养反硝化菌属的相对丰度分别为12.80%、10.47%和5.53%，系统微生物均匀性较好，同时也检测到了硫氧化细菌的存在。LC2反应器中出Thiobacillus之外，异养反硝化菌Dokdonella占有4.66%的相对丰度，其他菌属较少。LC1反应器中则是Ignavibacterium为第二优势菌属，其他菌属占比较少。
5. 进行批次试验研究发现，当水中NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时对硫自养反硝化反应影响不大，而达到10.00 mg·L-1时则会对反应产生抑制，浓度越高抑制作用越明显，30.00 mg·L-1的NH4+-N能将反应抑制51.43%。但当氮源为NO2--N时则不会出现抑制情况，证明高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N的转化。DO会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，0.50 mg·L-1的DO就会将反应效果抑制60.00%以上，3.00 mg·L-1的DO使周期内NO3--N去除率降低至16.70%，同时DO浓度高时还会产生大量的SO42-。HCO3-能够加快硫自养反硝化的反应速率，在批次试验探究的20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1、60.00 mg·L-1、80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1浓度梯度中添加60.00 mg·L-1的HCO3-时能使NO3--N去除速率加快34.95%，是最和适的添加量。
6. 加入Na2S和Na2S2O3都能对单质硫自养反硝化系统的脱氮效果起到很好的强化作用，加入S/N=0.63的Na2S时系统NO3--N的去除速率比不添加时提高了48.82%，且ΔSO42-/ΔNO3--N降低了1.39,；加入S/N=0.56和0.70的Na2S2O3时NO3--N的去除速率分别提高了37.02%和48.44%，能够在低温环境下保证系统的脱氮效果，但系统的ΔSO42-/ΔNO3--N有所升高。相比之下Na2S2O3反应速率更快、对微生物无毒害作用、安全性更高，是较好的选择。
   1. 建议

考虑到本试验还有不足之处，为后续的试验研究人员提出以下建议：

1. 因试验条件限制，本试验中采用的进水是人工无机配水，与实际的二级出水还有一些差距，建议后续以实际的二级出水进行研究。
2. 与ANAMMOX耦合试验中添加NH4+-N浓度较高，运行时间较短，建议先调节运行参数使反应器中出现NO2--N积累，而后降低进水的NH4+-N浓度，延长培养时间，或将反应设置于两个反应器中进行耦合。
3. 本研究中仅对门和属水平的微生物群落结构进行了分析，建议在种水平上进一步对微生物群落结构进行分析。
4. 因试验条件限制，补充硫源对单质硫自养反硝化反应器的强化作用未能在低温条件下进行，建议后续控制在温度较低的环境下进行，探究低温条件下Na2S和Na2S2O3对反应的强化效果

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攻读硕士学位期间发表的学术论文

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摘  要

NO3--N的过量排放是造成水体富营养化的主要原因之一，而我国大部分地区目前施行的一级A标准中氮的排放要求仍然较高。随着我国居民对生活环境要求的日益提高，水环境质量较差、水生态受损的问题亟待解决，而如何对二级出水进行深度脱氮成为了污水处理事业面临的主要挑战之一。

深度脱氮方法中物化法运行成本高、选择性低、二次污染明显，传统的生物法因需要外加碳源也面临经济成本较高、出水二次污染风险较大的问题，而硫自养反硝化技术具有成本较低、剩余污泥少、不需额外投加有机碳源，可以有效的避免出水二次污染问题等优势，逐渐受到研究人员与工程界的重视。本研究采用生物滤池和SBR两种形式的反应器进行单质硫自养反硝化运行试验，探究了不同填料类型、反应器形式对系统的影响、反硝化过程中副产物SO42-的生成与控制方法、影响系统脱氮效果的影响因素以及补充硫源对反应器脱氮效果的强化。主要的研究内容与结果如下：

首先，以颗粒状S单质分别与硫铁矿和石灰石为填料1:1装填搭建生物滤池反应器，以粉末状S单质为硫源搭建SBR反应器。在接种污泥为4℃冷藏4个月的硫自养反硝化污泥条件下，反应器均能很快启动成功。从处理能力来看，3个反应器效果最好时的平均NO3--N去除负荷分别能达到0.080 kg·(m3·d)-1、0.184 kg·(m3·d)-1以及0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石反应器脱氮能力最强。

其次，研究发现，在硫自养反硝化过程中存在着出水SO42-超标的风险，尝试以硫自养反硝化来耦合异养反硝化和ANAMMOX反应以加强脱氮效果、减少反应器内SO42-的生成量。在进水中加入COD来进行异养反硝化污泥的培养富集，而后取反应器中的污泥进行批次试验，发现随着加入COD浓度的提高，系统中NO3--N的去除速度增加，SO42-的生成量减少。添加量为30 mg·L-1时NO3--N去除速率比不添加时提高了54.55%。另外，试验发现在NH4+-N浓度较高、未接种ANAMMOX污泥的条件下在正常运行的硫自养反硝化反应器中进行ANAMMOX反应的耦合可行性不高，且NH4+-N浓度会影响系统对NO3--N的去除效果。同时，对SBR反应器、硫自养/异养反硝化反应器（LC2）和硫自养耦合ANAMMOX反应器（LC1）进行高通量测序分析，发现三个反应器中的最优菌属均为Thiobacillus，相对丰度在SBR、LC2和LC1反应器分别占31.59%、59.44%和45.06%。SBR反应器中Rhodanobacter、Thiomonas和Sulfurimonas三种硫自养反硝化菌属的相对丰度分别为12.80%、10.47%和5.53%，共同起到脱氮作用。LC2反应器中除Thiobacillus之外，异养反硝化菌Dokdonella占有4.66%的相对丰度，其他菌属较少。LC1反应器中则是Ignavibacterium为第二优势菌属，相对丰度为11.11%，其他菌属占比较少。

然后，通过批次试验探究NH4+-N浓度、DO浓度和HCO3-浓度的影响。分别采用5.00 mg·L-1、10.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1NH4+-N进行试验，发现当水中NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时对反应无较大影响，而10.00 mg·L-1时则会对反应产生抑制，30.00 mg·L-1的NH4+-N能将NO3--N去除速率抑制51.43%。DO也会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，分别控制反应内的DO为0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1进行试验，发现与DO为0组相比NO3--N去除速率分别被抑制了68.44%、79.92%、85.66%和86.07% ，而ΔSO42-/ΔNO3--N则提高了5~20倍，大大超出250.00 mg·L-1的标准。添加HCO3-能够加快硫自养反硝化的反应速率，与空白组相比添加20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1和60.00 mg·L-1的HCO3- 后系统的NO3--N去除速率分别提高了10.67%、21.36%和34.95%，而后再提升到80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1，系统的脱氮效果只升高到了38.02%和40.02%，提升效果并不明显。

最后，通过批次试验探究补充硫源Na2S和Na2S2O3对单质硫自养反硝化系统脱氮效果的强化作用。分别采用2.50 mg·L-1、5.00 mg·L-1、7.50 mg·L-1、10.00 mg·L-1和15.00 mg·L-1的Na2S进行试验，系统初始的S/N比分别为0.10、0.21、0.31、0.42和0.63，发现在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S作为补充硫源可以较好的强化系统的脱氮效果，加入浓度越高，效果越好。加入15.00 mg·L-1的Na2S时能提高1.03 mg·(L·h)-1的NO3--N去除速率。以Na2S2O3作为补充硫源时，对系统的脱氮效果也有较好的强化效果，加入80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1的Na2S2O3时（系统初始S/N比分别为0.56和0.70）NO3--N的去除速率提高了1.07 mg·(L·h)-1和1.4 mg·(L·h)-1。

关键词：硫自养反硝化；深度脱氮；SO42-生成量；影响因素；效果强化

Abstract

Excessive discharge of NO3--N is one of the main reasons for eutrophication of water bodies, and the nitrogen discharge requirements in the current Class A standard implemented in most areas of my country are still relatively high. With the increasing requirements of Chinese residents for the living environment, the problems of poor water environment quality and water ecological damage need to be solved urgently. Therefore, it is imperative to improve the pollutant discharge standards of urban sewage treatment plants in my country. Deep denitrification has become one of the main challenges facing the wastewater treatment industry.

Keywords: Sulfur autotrophic denitrification; Deep denitrification; SO42- production; Influencing factors; Effect enhancement

目录

摘  要

Abstract

目录

第1章 绪论

1.1. 研究背景

1.2. 深度脱氮研究进展

1.2.1. 物化法

1.2.2. 生物法

1.3. 硫自养反硝化技术研究进展

1.3.1. 不同硫源影响

1.3.2. 其他影响因素

1.4. 研究目的及意义

1.5. 研究内容

第2章 材料与方法

2.1. 试验装置

2.1.1. S/硫铁矿反应器(LC1)

2.1.2. S/石灰石反应器(LC2)

2.1.3. SBR反应器

2.2. 试验用水

2.3. 监测指标与分析方法

2.3.1. 常规水质指标检测方法

2.3.2. SO42-检测方法

2.3.3. 高通量测序

2.3.4. 所用仪器与设备

第3章 硫自养反硝化反应器的启动与运行

3.1. S/小粒径硫铁矿反应器

3.1.1. 材料与方法

3.1.2. 结果与讨论

3.2. S/大粒径硫铁矿反应器

3.2.1. 材料与方法

3.2.2. 结果与讨论

3.3. S/石灰石反应器

3.3.1. 材料与方法

3.3.2. 结果与讨论

3.4. SBR反应器

3.4.1. 材料与方法

3.4.2. 结果与讨论

3.5. 本章小结

第4章 硫自养反硝化与其他工艺协同反应探究

4.1. 系统的SO42-生成量变化

4.2. 硫自养反硝化与异养反硝化协同作用

4.2.1. 异养反硝化菌的培养

4.2.2. 添加COD对硫自养反硝化反应的影响批次试验

4.3. 硫自养反硝化与厌氧氨氧化耦合可行性探究

4.3.1. 厌氧氨氧化细菌的培养

4.3.2. ANAMMOX试验验证

4.4. 微生物多样性及群落结构分析

4.4.1. 微生物多样性分析

4.4.2. 微生物门水平群落结构分析

4.4.3. 微生物属水平群落结构分析

4.5. 本章小结

第5章 硫自养反硝化影响因素探究

5.1. NH4+-N浓度对硫自养反硝化反应的影响探究

5.1.1. 材料与方法

5.1.2. 结果与讨论

5.2. DO浓度对硫自养反硝化反应的影响探究

5.2.1. 材料与方法

5.2.2. 结果与讨论

5.3. HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响探究

5.3.1. 材料与方法

5.3.2. 结果与讨论

5.4. 本章小结

第6章 补充硫源对单质硫自养反硝化反应器的强化效果探究

6.1. Na2S的强化作用

6.1.1. 材料与方法

6.1.2. 结果与讨论

6.2. Na2S2O3的强化作用

6.2.1. 材料与方法

6.2.2. 结果与讨论

6.3. 本章小结

第7章 结论与建议

7.1. 结论

7.2. 建议

参考文献

攻读硕士学位期间发表的学术论文

1. 绪论
   1. 研究背景

近年来，伴随着我国经济与社会的迅速发展，产生了大量的工业、农业以及生活废水，这些废水中含有的大量的有机物、氮、磷等营养物质，这些物质在经过污水处理厂的处理后，虽然已经得到了很大程度的削减，但出水中的总氮（Total nitrogen，TN）和总磷（Total phosphorus，TP）浓度依然较高[1]，而氮、磷的过量排放是水体富营养化的主要原因之一。根据我国生态环境部2022年发布的《2021年12月和1-12月全国地表水、环境空气质量状况》[2]中对全国209个监测营养状态的湖（库）的统计结果来看，其中有超过四分之一的湖（库）存在着不同程度的富营养化现象。随着我国居民对生活环境要求的日益提高，水环境质量改善的问题亟待解决。

目前，我国大多数污水处理厂执行的一级A标准中要求COD < 50.00 mg·L-1，TN < 15.00 mg·L-1，TP < 0.50 mg·L-1仍然难以满足环境要求。如今我国部分地区已经有了更严格的地方排放标准，例如北京市的《城镇污水处理厂污染物排放标准》（DB 11/890-2012）中规定，污水处理厂出水中COD < 20.00 mg·L-1，TN < 10.00 mg·L-1，TP < 0.20 mg·L-1；天津市在《城镇污水处理厂污染物排放标准》（DB 12/599-2015）中规定，污水处理厂出水中COD < 30.00 mg·L-1，TN < 10.00 mg·L-1，TP < 0.30 mg·L-1；安徽省巢湖市执行的《巢湖流域城镇污水处理厂和工业行业主要水污染物排放限值》（DB 34/2710-2016）中也要求Ⅰ类城镇污水处理厂出水TN要稳定在10.00 mg·L-1以下。要达到更高排放标准的要求，就需要进一步去除二级出水中的氮和磷[3]。另外，由于二级出水中的磷可以通过化学除磷的方法做到强化去除[4]，因此如何对二级出水进行深度脱氮成为了污水处理事业面临的主要挑战之一。

从水质来看，一方面我国大部分城市污水处理厂普遍面临着进水碳源偏低的问题[5]，并且经过了二级处理之后，二级出水中的可利用碳源更为稀少；另一方面，生物脱氮都是依赖前置反硝化来进行的，通过增设内回流使NO3--N转移至前端进行反硝化，而受限于回流比，不可避免的导致一部分NO3--N没有经过回流反硝化而直接流出——即二级出水硝酸盐泄露问题，而二级出水中NO3--N在TN组成中占大多数[6, 7]，而这也是造成污水厂出水TN浓度超标的主要原因。含有NO3--N的废水除了具有较高的生态风险，会导致水体的富营养化与水生物过度繁殖[8]之外，还会增加人类患高铁血红蛋白症、心脏病等疾病的风险，对人类的健康造成负面影响[9]。因此NO3--N含量过高是污水深度脱氮需要解决的主要问题[10]。

综上，为了达到更高的排放标准，保证环境和人体健康，污水在排放前必须进行深度脱氮，这样不仅可以减少其对地表水富营养化的影响，还可以使出水进一步回用[11]，而深度脱氮的重点则是在低C/N的情况下对水中NO3--N的脱除。

1. 深度脱氮研究进展

为了解决出水TN浓度较高，现有的处理系统难以达到提标改造要求的问题，世界各地的学者在大量的研究和实际操作过程中发展了多种深度脱氮的技术，这些技术主要有物化法、传统的生物法以及硫自养反硝化技术。

1. 物化法

物化法即物理化学法，原理是通过物理、化学或者两者结合的方式通过对污水中的NO3--N进行吸附、分离或者转化为其他形式的方法来达到深度脱氮的目的，目前已经有许多物化的方法应用于去除二级出水中的硝酸盐，包括离子交换、反渗透、电渗析以及催化反硝化等[12]。

1. 离子交换法

离子交换法是利用离子交换树脂或天然的离子交换剂中的可交换离子与废水中的离子进行交换，从而达到去除水中污染物的目的。离子交换法在去除饮用水中的NO3--N方面使用较早，王惠颖[13]等早在许多年前就有相关研究，发现利用离子交换法能够很好的在降低饮用水用硬度的同时去除水中的NO3--N。国外研究人员在离子交换去除NO3--N方面也有较多的相关研究，但处理的对象大部分都是饮用水中的NO3--N，在污水处理方面利用较少。另外，离子交换法虽然具有工艺设备简单、处理效果好以及技术成熟的优点，但是其只是将水中的NO3--N转移到了交换剂中，后续解析液仍然需要进一步处理[14]，并且由于离子交换剂的吸附容量是一定的，当吸附饱和后就容易造成NO3--N的泄露[15]。

1. 反渗透法

反渗透法是通过在反渗透膜的一侧施加压力，使水分子透过反渗透膜，将其他污染物离子截留在膜的另一侧来达到净水目的的一种物理方法。利用反渗透方法进行深度脱氮不仅能够去除水中的NO3--N，还能将其他污染离子一并去除。迟峰[16]利用反渗透法脱除地下水中NO3--N，去除率达到了95.00%以上，陈勇[17]等反渗透技术强化处理废水中NO3--N的研究中也得到了较好的处理效果和稳定性。由此可见，反渗透法是一种效果比较好的深度脱氮方法，并且具有处理工艺多样[18]、应用条件广泛[19]、可靠性高[20]等优点，但是反渗透法也有进水水质要求高，原水需要预处理[21]、需要高压设备，消耗能源、原水利用率低[22]以及产生的浓水需要处理且成本较高[15]的缺点，另外由于二级出水的水质对反渗透来说仍然较差，限制了它在深度脱氮方面的应用。

1. 电渗析法

电渗析法是在电场的作用下，使带电离子进行定向迁移，透过选择性离子交换膜从水中分离出来，达到淡化、脱除水中污染物质的目的[23]。电渗析法与传统的水处理工艺相比有着能耗较低、药剂需求量少[24]、运营成本低[25]等优点，在饮用水脱盐方面应用较多。Banasiak L J 等[26]利用电渗析法去除NO3--N得到了90%以上的去除率，Hell F等[27]使用电渗析法将水样中的NO3--N浓度从120.00 mg/L降到了20.00-40.00 mg/L，证明以电渗析法进行二级出水的深度脱氮是有一定的可行性的，但是相较于饮用水而言，二级出水的水中杂质要更多，更容易导致膜的堵塞和污染，同时电极的极化结垢也是需要解决的问题。

1. 化学反硝化

化学反硝化是利用还原性物质如甲酸、甲酸钠、氢气或者活泼金属如铝、铁锌以及电子为还原剂，在催化剂作用下将NO3--N还原为NO2--N、N2或者NH4+-N从而去除水中NO3--N的技术[28]，一般使用单一金属或多种金属非金属的复合材料作为催化剂。利用化学反硝化技术去除硝酸盐有反应速度快、工艺简单[29]以及去除效果彻底[28]的优点。Yang等利用活泼金属为还原剂，在pH<4.00的条件下，完全去除100.00 mg·L-1只需要20 min。但其缺点也相当明显如催化还原会产生副产物NH4+-N以及部分机理不明[30]等，这就影响了其在二级出水深度脱氮方面的应用。

总而言之，物化法虽然在某些方面有各自的优势，但运行成本高、选择性低、二次污染明显等问题导致其并不能很好的适用于二级出水深度脱氮的领域。相比之下，使用生物法进行脱氮更为经济实用。

1. 生物法

生物法深度脱氮主要是指在自养或异微生物的作用下，污水中的NO3--N通过反硝化作用还原为N2的过程。具体方法主要有反硝化滤池、移动床生物膜反应器(MBBR)以及人工湿地工艺。

1. 反硝化滤池

反硝化滤池是一种集过滤、微絮凝、反硝化脱氮等功能于一体的新型滤池工艺[31]。在污水处理厂进水C/N较低，二级处理脱氮效果不足，不能满足提高后的TN ≤ 10.00 mg·L-1的情况下[32]，反硝化滤池因其占地面积小、脱氮效率高、抗冲击负荷能力强等优点，成为了现今污水处理厂应用比较普遍的深度脱氮方法[33]。郑俊等[34]研究发现，当C/N > 8时，陶粒和石英砂下向流反硝化滤池TN的去除率等达到90.00%以上；陈浬等[35]以反硝化滤池对NO3--N浓度为16.00 mg·L-1的污水进行处理，发现在C/N = 6条件下，NO3--N的去除率达到了99.80%。证明反硝化滤池有着良好的深度脱氮效能。但是，传统反硝化滤池的脱氮机理主要是依靠异养反硝化反应，需要外加碳源作为电子供体，这就导致其难以避免的还存在着一些问题。首先是外加碳源的经济性问题，从理论上计算可以得到，完全转化1 kg的NO3--N需要2.86 kg的COD，但是在实际运行中，微生物自身增长利用、水中溶解氧（Dissolved Oxygen, DO）的消耗以及滤池反冲洗过程中的损失导致反应器实际需求的COD量在理论的2倍甚至5倍以上[36]，这就大大增加了深度脱氮的处理成本，经济上并不划算。其次，外加碳源的量难以控制也是传统异养反硝化滤池面临的一个问题，当进水添加COD不足时，容易造成NO2--N在水中的积累，难以保证处理效果，当进水添加COD过量时，又会导致出水的二次污染[37]。最后，添加额外碳源还会导致滤池内剩余污泥产量的增加，容易导致滤池堵塞，增加反冲洗的频率，给运行带来不便。

1. 移动床生物膜反应器（Moving Bed Biofilm Reactor,MBBR）

移动床生物膜反应器是在生物膜工艺基础上发展起来[38]，通过投加密度接近于水的悬浮填料并加以曝气或搅拌使其能在反应器内自由移动，兼具生物膜法和活性污泥法特点的一种生物处理工艺，具有污泥浓度高、耐冲击负荷、占地面积小等优势[39, 40]。孙逊等[41]以MBBR工艺进行污水处理厂强化脱氮试验过程中发现，投加50.00 mg·L-1的COD即可将系统出水中的NO3--N和TN分别降低到4.75 mg·L-1和9.50 mg·L-1，深度脱氮效果较好。但MBBR工艺在实际运行中比较容易出现填料堆积和堵塞的情况，并且同样需要外加碳源，经济性较差。

1. 人工湿地

人工湿地是在天然湿地的基础上，通过人工改造、运行监督加强其处理能力，比天然湿地具有更好的去除污染物能力的处理工艺。人工湿地是通过系统内基质、植物、微生物等共同的过滤、沉淀、分解以及转化与吸收等一系列复杂的物理、化学和生化反应对水中的污染物进行去除[42]。以人工湿地法进行污水深度脱氮具有投资成本和能耗低[43]、去除效果稳定、可以去除重金属和其他痕量污染物的优点[44]，并且可以起到美化环境的作用。潘龙等[45]以应用铝污泥复合填料的水平潜流和垂直潜流人工湿地试验证明该系统对于污水中的氮和磷都有较好的去除效果。但是人工湿地的缺点同样十分突出：脱氮效果受气温和季节影响大、占地面积大，尤其是后者，在如今我国城镇污水处理厂基本规划建造完毕的情况下，很难再有配置人工湿地的空间，限制了其应用。

相比于物化法，生物法更适合作为污水处理厂二级出水深度脱氮的方式。但是，目前普遍应用的以外加碳源为电子供体的传统异养反硝化方式还存在着经济成本较高、出水二次污染风险较大的问题，寻求一种更加经济、安全的深度脱氮方法极为重要，而以自养代替异养，以硫源代替碳源的硫自养反硝化技术可以很好的解决传统反硝化滤池经济性差、出水二次污染风险高、剩余污泥过多的问题，成为了城市污水处理厂二级出水深度脱氮的新选择。

1. 硫自养反硝化技术研究进展

硫自养反硝化技术是以硫化钠(Na2S) 、和硫代硫酸钠(Na2S2O3) 单质硫(S0)等还原态硫源为电子供体， CO32-、HCO3-、CO2作为无机碳源，在缺氧环境下将NO3--N还原为N2的一种新型的自养反硝化技术[46]。该技术处理成本较低，更容易在实际工程中应用，且具有剩余污泥少、不需额外投加有机碳源，可以有效的避免出水二次污染问题等优势，逐渐受到研究人员与工程界的重视[47]。目前，各国研究人员主要针对不同种类的硫源、S/N以及环境因素进行研究。

1. 1. 不同硫源影响
2. 硫离子（S2-）

含有S2-的废水对环境有着较大的危害。污水中的S2-会对管道产生腐蚀，减少管道寿命[48, 49]，在输送过程中水解还会产生H2S气体，散发臭味的同时还具有一定的毒性[50]。利用S2-做为硫自养反硝化的硫源可以将二者同时去除，可以达到以废治废的效果，反应方程式如式1-1。

NO3-+ 0.70S2-+0.997H++0.131CO2→ 0.70SO42-+0.50N2+0.406H2O+0.026C5H7O2N

(1-1)

以S2-为电子供体进行硫自养反硝化具有传质效果较好、反应较快的优点[51]，但是同时它的缺点也很明显，温度、HRT等均会对反应产生较大的影响，脱氮效果不稳定[52]。另外，Na2S价格约为2000.00元每吨，每去除1kg NO3--N的价格约为1.76元，而每吨甲醇的价格约为2200.00元，每去除1kg NO3--N的价格约为1.23元，可见以S2-为电子供体经济上并不适用。

1. 硫代硫酸钠

Na2S2O3为电子供体具有溶解度高、传质好、成本低等优点，且对系统的pH影响较小，被大量研究证明是效果最好的硫源[52-54]，以Na2S2O3为硫源的反硝化方程式如式1-2[55]所示。

0.844S2O32-+NO3-+0.347CO2+0.086HCO3-+0.0086NH4++0.434H2O→ 1.689SO42-+0.500N2+0.086C5H7O2N+0.697H+

(1-2)

缪博等[56]研究温度对硫自养反硝化的影响时，发现在低温环境下加入Na2S2O3可以显著改善反应受抑制的现象；Zou等[57]以Na2S2O3为硫源实现了高效的自养反硝化，在进水负荷为600 g·(m3·h)-1时也能将进水中的NO3--N完全去除。Na2S2O3是最容易被利用、效果最好的硫源，但是由反应方程式可以看到，其去除相同量NO3--N时产生的SO42-的量也是最多的，处理后的出水有SO42-超标的风险，同时，Na2S2O3的成本比较昂贵[58]，每吨Na2S2O3价格约为1500.00元，每去除1kg NO3--N的价格约为3.23元，以它来代替碳源并没有经济优势。

1. 硫铁矿

硫铁矿物在地壳中有丰富的含量，在我国储量较大[59]，其所含有的Fe和S元素也能为微生物提供电子，具备参与自养反硝化的潜力。其反应式如式1-3所示。

0.364FeS2+0.116CO2+NO3-+0.82H2O+0.023NH+4→ 0.5N2+0.729SO42-+0.364Fe(OH)3+0.023C5H7O2N+0.480H+

(1-3)

以硫铁矿为电子供体进行自养反硝化具有出水副产物少、碱度消耗较低的优势，但反应速度慢，系统HRT时间长，需要数天才能够达到较好的效果[60, 61]，并且表面光滑，不利于微生物附着生长。硫铁矿的价格约为每吨1600.00元，每去除1kg NO3--N的花费约为1.13元，比较经济。

1. 硫单质

S0无毒、稳定、几乎不溶于水，与液态硫源相比，更方便操作[62]，不仅能为硫自养反硝化过程持续提供电子[63]，还可以为微生物的附着提供载体，是目前研究者最为关注的硫源之一。其反应方程式如式1-4所示。

NO3-+1.1S+0.4CO2+0.76H2O+0.08NH4+→ 0.5N2+1.1SO42-+1.28H++0.08C5H7O2N

(1-4)

目前，S0因其成本低、易于储存和运输而成为了应用最广泛的硫自养反硝化电子供体[62, 64, 65]。目前多数研究者都是以S0作为反应器填料[66]或者以S0和石灰石[67]、白云石[68]等碱性填料混合以中和反应过程中产生的酸度，都取得了较好的效果。同时硫单质价格仅为1200.00元每吨，去除1kg NO3--N的花费仅需要0.68元，相比之下，硫单质是最经济、适用的硫源，但也存在着出水SO42-含量较高的问题。

1. 1. 其他影响因素
2. 硫氮比（S/N）

硫自养反硝化与传统的异养反硝化具有相同的脱氮路径[69]，与C/N比类似，初始的S/N对反应也起着十分重要的作用。S/N过低容易导致反应不完全，S/N过高不仅会导致成本的增加，还有使硝酸盐异化还原成铵的可能[70]。Wang等[71]研究指出硫自养反硝化过程的最佳S/N为5:3；Cai等[72]也研究得出了与Wang等相似的结果，最佳S/N为5:2。也有其他研究人员也有提出S/N为1.3时较好的观点，但这都是以S2-为电子供体得出的结论，对其他种类电子供体的最佳S/N研究较少。

1. 温度

温度对于硫自养反硝化过程是一个重要的环境因素[73]，对细菌的生长和反硝化的速率有明显的影响[46]。车轩等[74]研究提出脱氮硫杆菌最适的生长温度为29.5 ℃，最适的反硝化温度为32.8 ℃；张晓晨等[75]试验发现温度在30 ℃~35 ℃条件下有最高的硝酸盐去除率；Donovan等[76]指出脱氮硫杆菌在28 ℃~32 ℃范围内活性较好；牛建敏等[77]筛选出的菌种在20.0 ℃~35.0 ℃范围内有较好的效果。由此可知，硫自养反硝化的最适温度在30 ℃左右。

1. pH

硫自养反硝化反应多为产酸反应，反应过程中pH变化较大，而微生物的适宜pH区间较小，pH的变化会对系统的脱氮效率产生较大的影响。车轩等[74]研究发现脱氮硫杆菌生长的最适pH为6.8~7.0，李天昕等[78]发现S/石灰石滤柱在pH=7.0时系统有最大的TN去除率，Liu等[79]研究发现在pH小于6.7时，系统的比反硝化速率会快速下降。因此，硫自养反硝化的最适pH值约为7.0。

1. 研究目的及意义

目前，我国污水处理厂普遍面临着进水C/N低，二级处理脱氮不彻底的问题，同时，我国大部分的污水厂又需要进行提标改造，进一步降低出水的TN浓度，因此就需要对二级出水进行深度脱氮。如今应用最普遍的深度脱氮方法是增设反硝化滤池，但传统的反硝化滤池需要额外投加碳源，经济成本较高，以硫自养反硝化滤池进行深度脱氮是更好的选择。现阶段对于硫自养反硝化的研究主要集中在硫源选择、温度、S/N、pH等影响较为直接的方面，而对NH4+-N浓度、HCO3-浓度、DO浓度以及出水的SO42-浓度方面研究较少，本此研究选择最为经济的硫单质作为硫源，启动并长期运行硫自养反硝化反应器，并探究了影响硫自养反硝化过程的因素并给出适宜区间，探讨了减少出水SO42-浓度的方法，为硫自养反硝化技术的工程实际应用提供参考。

1. 研究内容

本研究采用生物滤池和SBR两种形式的反应器，以硫单质为电子供体，比较反应器形式、填料种类以及不同运行条件下系统的脱氮效能以及稳定性。通过批次试验探究NH4+-N浓度、HCO3-浓度、DO浓度对硫自养反硝化系统产生的影响，并通过运行分析以及结合高通量测序探究异养-自养协同反硝化作用以及耦合厌氧氨氧化反应的可行性，以及混合硫源对脱氮效果的加强作用。具体的研究内容主要包括：

1. 反应器形式比较

分别以硫单质混合硫铁矿、石灰石填料为硫源运行生物滤池，以升华硫粉末为硫源运行SBR反应器，比较不同形式反应器的脱氮效能与优缺点并分析原因。

1. 异养-自养协同反硝化以及耦合厌氧氨氧化可行性探究

通过改变进水水质分别在两个反应器中进行异养-自养协同反硝化以及硫自养反硝化耦合厌氧氨氧化反应的试验，并通过高通量测序分析其可行性，同时探究了COD添加量对协同反硝化系统脱氮效果的影响。

1. 影响因素探究

通过批次试验探究NH4+-N浓度、HCO3-浓度、DO浓度对硫自养反硝化反应的影响，分析影响因素最适的范围。

1. 补充硫源对硫自养反硝化系统效果强化探究

分别以Na2S和Na2S2O3，为补充硫源，探究二者对以硫单质为电子供体的硫自养反硝化反应的影响效果，以及作为补充硫源的最佳选择。

本研究的技术路线如图1-1所示：

启动阶段：

反应协同可行性探究：

影响因素探究：

补充硫源对比：

图1-1 技术路线图

Fig. 1-1 Schematic diagram of technology route

1. 材料与方法
   1. 试验装置
      1. S/硫铁矿反应器

1. S/小粒径硫铁矿反应器

采用生物滤池反应器，反应系统由进水桶、蠕动泵、升流式生物滤柱反应器3个部分组成，如图2-1所示。反应器内径为9.00 cm，有效高度为58.50 cm，有效容积为3.70 L，材质为有机玻璃。填充填料为6.00~8.00 mm的单质硫颗粒（硫含量>99.00%）与粒径为1.00~3.00 mm的硫铁矿，填充比例为1:1，填料形态如图2-2所示。接种污泥为课题组已有的硫自养反硝化污泥。

图2-1 LC1试验装置示意图

Fig. 2-1 Schematic of LC1 Experimental Setup

a单质硫颗粒

b小粒径硫铁矿

图2-2 单质硫与小粒径硫铁矿

Fig. 2-2 Sulfur and small size pyrite

1. S/大粒径硫铁矿反应器

S/小粒径硫铁矿反应器运行一段时间后，发现1.00~3.00 mm的硫铁矿填料过于致密，水流阻力大，反应器内部产生的气体较难逸出，导致上部填料出现分层上浮的问题，且观察到微生物较难生长到填料内部，因此将反应器重新装填，以5.00~8.00 mm的大粒径硫铁矿替代小粒径硫铁矿，反应器有效容积变为3.20 L。图2-3为大粒径硫铁矿的形态。

图2-3 大粒径硫铁矿

Fig. 2-3 Large size pyrite

1. S/石灰石反应器

采用生物滤池反应器，反应装置如图2-4所示。反应器内径为10.00 cm，有效高度为29.50 cm，有效容积为2.30 L，材质为有机玻璃。填充填料为6~8 mm的单质硫颗粒与粒径为3.00~5.00 mm的石灰石，填充比例为1:1，填料形态如图2-5所示。接种污泥为课题组已有的硫自养反硝化污泥。

图2-4 试验装置示意图

Fig. 2-4 Schematic of LC2 Experimental Setup

图2-5 石灰石填料

Fig. 2-5 Limestone filler

1. SBR反应器

SBR反应器内径为19.80 cm，高为26.50 cm，有效容积5.00 L，具体如图2-6所示。蠕动泵将水由进水桶泵入反应器底部；电磁阀控制反应器出水，反应器排水比为1/3，周期设置为进水10.00 min、沉淀15.00 min、反应300.00 min和出水5.00 min，连续运行且不设置闲置阶段，反应时采用电动搅拌器搅拌。反应周期内，进水、搅拌和出水过程均由电子定时器连接蠕动泵、搅拌器和电磁阀来开闭，使反应器自动循环运行。接种污泥为课题组已有的硫自养反硝化污泥。

图2-6 SBR反应器

Fig. 2-6 SBR reactor

1. 试验用水

试验初期各反应器采用相同进水水质，且为了富集培养微生物并放大试验现象采用较高的浓度。进水为人工配水，以NaNO3为氮源，NaHCO3为无机碳源，Na2HPO4为磷源，添加一定的微量元素保证微生物的生长所需，微量元素的具体配方参照文献[80]。具体配置方法如表2-1所示。

表2-1长期运行反应器进水水质

Table 2-1 Influent water quality of reactor during long-term operation

成分	NO3--N /mg·L-1	NH4+-N /mg·L-1	PO43--P /mg·L-1	pH /无量纲	微量元素I、II/mL·L-1
浓度	30.00~60.00	2.0~5.0	5.00	7.50～8.30	1.00

1. 监测指标与分析方法
   1. 常规水质指标检测方法

水样各常规污染指标测定参考国标法[81]，具体方法如表2-2所示。

表2-2 水质各项指标测定方法

Table 2-2 Determination methods of water quality parameter

监测项目	测定方法
NO3--N	紫外分光光度法
NH4+-N	纳氏试剂分光光度法
NO2--N	N-(1-萘基)-乙二铵光度法
SO42-	ISO/DIS 15923-1标准法
温度	温度计
pH	膜电极法
DO	膜电极法

由于进水采用人工无机配水，水中有机氮成分可以忽略不计，因此TN浓度按照式2-1计算，NOX--N浓度按照式2-2计算。

	(2-1)
	(2-2)

式中：为NH4+-N浓度，mg·L-1；为NO3--N浓度，mg·L-1；为NO2--N浓度，mg·L-1。

NO3--N的去除率和去除速率分别按照式2-3、2-4计算。

	(2-3)
	(2-4)

式中：表示NO3--N去除率，%；表示进出水NO3--N浓度之差，mg·L-1；表示进水NO3--N浓度，mg·L-1；表示NO3--N去除速率，mg·(L·h)-1；t表示反应时间，h。

亚硝酸盐积累率(NAR)按照式2-5计算。

(2-5)

式中：表示进出水NO2--N浓度之差，mg·L-1；为进出水NO3--N浓度之差，mg·L-1。

NOX--N去除率、NOX--N去除速率按照式2-6、2-7计算。

	(2-6)
	(2-7)

式中：表示NOX--N去除率，%；表示进出水NOX--N浓度之差，mg·L-1；表示进水NOX--N浓度，mg·L-1；表示NOX--N去除速率，mg·(L·h)-1；t表示反应时间，h。

1. 高通量测序

高通量测序委托上海生工生物工程有限公司进行送样检测，检测内容主要包括微生物多样性分析以及微生物群落结构分析。微生物多样性分析主要通过操作分类单元（operational taxonomic units, OTU）数目、Chao1指数、ACE指数、Shannon指数、Simpson指数和Coverage值进行表征。微生物群落结构分析以门水平（phylum）、科水平（family）和属水平（genus）分别进行细化分析。

1. 所用仪器与设备

试验过程中涉及到的主要相关仪器设备型号如表2-3所示。

表2-3 测定仪器和装置

Table 2-3 Measuring instrument and device

仪器	公司及型号
紫外可见分光光度计	舜宇恒平 UV2400
多参数水质分析仪	WTW Multi 3620
pH电极	WTW SenTix 940-3
DO电极	WTW FDO 925
电子天平	METTLER TOLEDO AL204
蠕动泵	保定兰格BT100-2J
六联搅拌器	常州国华 JJ-4
恒温振荡器	常州国华 SHA-C
箱式电炉	中环试验电炉 SX-G07103
电热鼓风干燥箱	中兴伟业 101-1A
单道移液枪	Scientific Finnpipette F3

1. 硫自养反硝化反应器的启动与运行

相比于传统的异养反硝化滤池，硫自养反硝化滤池具有不需要投加有机碳源，避免COD对出水造成二次污染、污泥量少以及出水微生物含量少等优势[82]。然而，硫自养反硝化菌无论是自身生长还是反硝化速率的最适温度都较高（约30.0 ℃），为了贴合实际，本试验未采取加热措施，直接在常温下启动并运行。本章通过搭建以S/硫铁矿、S/石灰石两种填料的反硝化滤池以及SBR反硝化反应器，对比不同填料和反应器形式的脱氮效果，考察硫自养反硝化系统最佳运行条件和脱氮性能。

1. S/硫铁矿反应器
   1. 材料与方法

反应器采用上向流生物滤池形式，具体形式见第2章。接种污泥为在4℃条件下冷藏4个月的硫自养反硝化污泥，在常温下启动。试验过程中每2 d取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和DO数值变化。具体的运行参数如表3-1所示。

表3-1运行参数

Table 3-1 Experimental operation conditions

阶段	时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	HRT/h	pH值
第一阶段	1-11	4.00±1.00	60.00±5.00	74.00	7.90±0.30
	13-17	4.00±1.00	60.00±5.00	37.00	8.10±0.10
	19-23	4.00±1.00	60.00±5.00	18.50	7.70±0.20
	25-51	3.00±1.00	60.00±5.00	9.25	8.00±0.20
	53-63	3.00±1.00	30.00±5.00	9.25	8.00±0.20
第二阶段	65-117	3.00±1.00	30.00±5.00	8.00	7.90±0.20

1. 结果与讨论

反应器共启动运行118 d,图3-1表示整个过程中进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、NO3--N去除率、pH、温度和反应器HRT随时间推移的变化曲线，图3-2表示进出水TN浓度、去除率和NO3--N的进水负荷以及去除负荷的变化，整个启动与运行过程可以分为两个阶段，6个时期，反应器除前3 d外均处于缺氧/厌氧状态。

a进出水NO3--N浓度变化	b进出水NH4+-N浓度及温度变化
c进出水NO2--N浓度及DO变化	d进出水pH及差值变化

图3-1进出水水质指标变化

Fig. 3-1 Variations of water quality indicators of inlet and outlet water

1. 第1~11 d

反应器启动的第1~11 d为污泥的适应恢复期，此阶段平均温度为26.5℃。初期为了促进微生物在填料表面挂膜生长、减少污泥流失，控制此阶段进水流量为50.00 ml/h，HRT为74.00 h，滤速为0.08 m/h。由图3-2a可见，反应器的NO3--N去除率由第1d的28.37%迅速上升，到第7d就升高至99.11%，后续几天都稳定在97.00%以上，出水NO3--N的浓度也由开始的39.24 mg·L-1降低至0.54 mg·L-1，出水NO3--N接近于0.00 mg·L-1。反应器能够迅速的启动成功说明即使经历了4个月的冷藏，硫自养反硝化污泥仍然能够很快的恢复活性并表现出良好的NO3--N去除效果。同时，由图3-1b和图3-1c可以看到，在进水NH4+-N浓度为4.00±1.00 mg·L-1时，初始的出水NH4+-N浓度达到了33.52 mg·L-1，远远高于进水浓度，这是由于污泥经过较长时间冷藏后，有一部分微生物因为缺乏营养物质而死亡解体导致的。这也是图3-3a中初始的出水TN高于进水TN的主要原因。随着这部分NH4+-N被不断的淘洗出反应器，出水的NH4+-N浓度也一直降低，到了11d时降至6.06 mg·L-1。另外，在进水NO2--N浓度为0的情况下，初期出水的NO2--N浓度约为6.00 mg·L-1，这是在反应器内DO浓度较高和初期微生物活性较差共同作用下的结果。硫自养反硝化菌是厌氧菌，DO浓度较高会抑制其反硝化过程，导致反应不完全，使出水NO2--N浓度增加。微生物活性较差也会导致反硝化反应不完全，使出水的NO2--N浓度增加。后续随着DO浓度的降低出水NO2--N浓度降低至0.5 mg·L-1以下。此阶段反应器内pH值有所波动，但基本稳定在6.90。另外，由图3-2b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷约为0.020 kg·(m3·d)-1，平均去除负荷由0.005 kg·(m3·d)-1提高至0.019 kg·(m3·d)-1。反应器启动成功。

a进出水TN浓度及去除率变化

b NO3--N进水负荷及去除负荷变化

图3-2 TN浓度、去除率及NO3--N进水负荷和去除负荷的变化

Fig. 3-2 Variations of TN concentration, TN removal rate and NO3--N inlet load and removal load

1. 第13~23 d

此阶段为反应器的负荷提升期。在第13 d时将反应器的HRT缩短至37.00 h，滤速提高至0.16 m/h， NO3--N进水负荷提高到了约0.039 kg·(m3·d)-1。由图3-1a和图3-2可见，反应器的NO3--N去除率并没有因为HRT的缩短而降低，保持在98.00%以上。NO3--N去除负荷也升高到了0.037 kg·(m3·d)-1。随后在第19 d继续将HRT缩短为18.50 h，滤速增加至0.31 m/h，可以看到反应器的去除效果依然很好，出水NO3--N维持在3.00 mg·L-1以下，去除率始终大于95.00%，去除负荷也提高到了约0.074 kg·(m3·d)-1。另外，由图3-1可以看到，此阶段内NH4+-N和NO2--N基本没有变化且都处于较低浓度，因此TN的变化与NO3--N变化基本相同。整个阶段DO始终在0.20 mg·L-1以下，温度处于26.0℃之上。出水的pH相比之前有所降低，基本处于6.50。

1. 第25~51 d

此阶段为反应器的满负荷运行期。在25 d时将反应器的HRT缩短为9.25 h，过滤速度提高到0.62 m/h。由图3-1a和图3-2可以看到，提高NO3--N进水负荷至0.15 kg·(m3·d)-1之后，此时反应器并不能够将进水中的NO3--N完全去除，出水NO3--N浓度升高到了约20.00 mg·L-1，去除率也由之前的95.00%以上降低到了66.00%，NO3--N去除负荷有所升高，到了0.098 kg·(m3·d)-1。同时，由图3-1c可见，因为此时反应器处理能力不足，导致有部分NO3--N没能完全反应，以NO2--N的形式泄露，致使出水中含有了3.00-4.00 mg·L-1的NO2--N，也说明NO2--N到N2的步骤是硫自养反硝化的控制步骤[83]。另外，由图3-1d所示，此阶段反应器的进出水pH的差值比较稳定，基本在1.30，在本试验稳定运行的条件下NO3--N去除量与pH值降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.33的pH值。

由图3-1所示，从33 d开始，反应器的温度随着季节变化不断降低，DO的浓度也有了略微的升高，这可能是由于温度的降低导致部分消耗氧气的微生物活性有所下降所导致的。另外，可以看到此阶段后期虽然温度有所降低，但是反应器的NO3--N去除率并没有随之降低，反而由66.00%逐渐升高到了80.00%以上，出水的NO2--N浓度也一直处于降低的趋势，分析原因是因为反应器内部微生物生长繁殖，生物量提高，增强了系统的处理能力。图3-2b中NO3--N去除负荷的升高也可以看出这一点。

1. 第53~63 d

系统经过较高负荷运行一段时间，微生物得到一定程度的富集后，为了使系统进水更贴近二级出水的水质，控制其他条件不变，将进水NO3--N浓度降低至30.00±5.00 mg·L-1，NO3--N进水负荷恢复至0.080 kg·(m3·d)-1。由图3-1a和图3-1b可见，虽然此时反应器温度下降到了20℃以下，但系统的NO3--N去除效果因为进水浓度的降低又变得十分优异。反应器的出水NO3--N浓度由之前的20.00 mg·L-1降低到了5.00 mg·L-1以下，平均NO3--N去除率回升至96.04%。从图3-2a中也可以看到，即使在进水NO3--N浓度比正常的二级出水稍高的情况下，出水的TN浓度也低于10.00 mg·L-1。而从图3-2b中也可以看到NO3--N的平均去除负荷达到了0.078 kg·(m3·d)-1。

从S/硫铁矿反应器启动与运行第一阶段的全过程来看，反应器启动速度快，去除效率高，出水的NO3--N能够降低至5.00 mg·L-1以下，能够满足提高后排放标准的要求，可以很好地对城市污水处理厂二级出水进行深度脱氮处理。此阶段滤池的滤速最快时仅有0.62 m/h，虽然低滤速有利于降低NO2--N积累的可能性[84]、保证出水的水质[85]，但过低会导致滤池深度增加，增加土建成本。而一般滤池的滤速都在0.60 m/h ~4.00 m/h范围内，相比之下反应器的滤速较低。

另外，由于观察到此阶段反应器中填料过于致密，导致水流阻力大，微生物生长空间较小，还出现了气体难以逸出、填料和污泥分层的问题。因此选用5.00~8.00 mm粒径的硫铁矿为填料替代小粒径硫铁矿对反应器进行重装。重装后反应器有效容积为3.20 L，HRT为8.00 h，滤速为0.62 m/h。

1. 第65~83 d

此阶段同样为污泥的适应期，系统温度较低，平均温度仅有17.0 ℃。由图3-1a可见，反应器的NO3--N去除率初期的NO3--N去除效果较差，去除率在50.00%以下，出水NO3--N的浓度大于15.00 mg·L-1。分析效果较差的原因是因为重新装填后微生物还没有附着于新的填料之上，与电子供体接触不够充分，传质效果差导致的。从第7天后，随着微生物在填料上挂膜，处理效果开始有所提升，去除率升高到了70.00%，出水的NO3--N浓度逐渐降低到了10.00 mg·L-1以下。另外由图3-1b可见，后续温度的回升也对处理效果的提高有一定的促进作用。同时，由图3-1d所示，反应初期由于处理效果较差，进出水的pH差值较小，后续随着处理能力的恢复pH的差值有所提高。由于进出水中NH4+-N与NO2--N的浓度较低且没有变化，系统的TN变化基本与NO3--N相同。另外，由图3-2b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷约为0.090 kg·(m3·d)-1，去除负荷由0.041 kg·(m3·d)-1提高至0.067 kg·(m3·d)-1。

1. 第85~117 d

此阶段为反应器正常运行阶段。由图3-1b和图3-1c可见，此阶段反应器温度较为稳定，平均温度为20.51℃，较前一阶段有所回升。DO在第43 d时有所波动，但基本都处于0.30 mg·L-1以下。根据图3-1a可知，在上升到一定程度之后，NO3--N的去除率不在继续上升，保持在了约80.00%，出水NO3--N降低到了10.00 mg·L-1以下。图3-1b和图3-1d中可以看到，此时温度比较稳定，进出水的pH差值也比较稳定，平均值为0.96，NO3--N的去除与pH降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.39的pH值。比第一阶段略高。这是因为反应器内的硫铁矿也作为电子供体参与了一部分反硝化反应，而将硫铁矿填料由小粒径换成大粒径后，比表面积减小，导致以硫铁矿为电子供体的这部分反应效果变差，在整个系统中参与反应的比例变小，更多的NO3--N通过以S单质为电子供体的反硝化途径反应，而这个反应途径去除相同量的NO3--N会产生更多的酸度，使系统脱除相同NO3--N的pH降低的更多。

另外，由图3-2b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷基本维持在0.100 kg·(m3·d)-1，去除负荷提高至0.080 kg·(m3·d)-1。与第一阶段相比，虽然反应器的NO3--N去除率有所降低，但通过NO3--N去除负荷的比较可以发现二阶段的去除能力相差不大，但值得注意的是，第一阶段在进水NO3--N浓度为30.00 mg·L-1时去除能力并没有达到饱和，而第二阶段反应器的去除能力已经达到了上限。

将反应器中的小粒径硫铁矿换为较大粒径后，虽然改善了滤池的水力条件，扩大了气体逸出的路径，也使微生物更多的混合入填料内部，但实际运行的去除效果并没有像预期之中变得更好，反而有所下降。这是由于以小粒径硫铁矿为填料时，虽然以肉眼不能观察到微生物混合进入填料内部，但是有部分肉眼不可见的微生物生长附着的，而这部分微生物与填料接触紧密，起到了很好的效果，而将硫铁矿换成较大粒径后，虽然宏观上看微生物与填料混合均匀，但由于比表面积的减小导致其与填料的接触传质效果变差，去除效果反而降低。而佟爽[86]也在实验中发现硫铁矿粒径大于1.00 mm时，硫铁矿较难被微生物利用。因此导致了系统处理效果的降低。

综合比较两阶段来看，使用S/小粒径硫铁矿为填料去除效率高，脱氮效果好，能够保证出水的TN浓度低于10.00 mg·L-1，但是由于填料细小密集，比较容易出现堵塞问题，也会给反冲洗带来不便。S/大粒径硫铁矿填料去除效果略差，但填料内部空间大，水流阻力小，便于气体逸出，不易堵塞。考虑到实际污水厂二级出水中的NO3--N浓度要比试验用水低，在两种填料形式去除负荷相差不大的情况下，建议在工程应用中采用S/大粒径硫铁矿填料更佳。但同时也需要注意，与其他研究人员的成果相比，S/硫铁矿反应器两个阶段的去除效果仍然不够理想。在进水浓度为30.00±5.00 mg·L-1，，HRT分别为9.25 h和8.00 h条件下，两个阶段的NO3--N去除率分别能达到95.00%和80.00%以上，而李芳芳等[87]以硫磺和白云石为填料，在NO3--N进水浓度约为30.00 mg·L-1时，仅用了45 min的HRT就达到了99.00%的去除率；李天昕等[78]以S/石灰石为填料，在进水NO3--N浓度约为35.00 mg·L-1，HRT为3.20 h条件下去除率能达到90.00%以上；李恋云[88]以陶粒为填料，Na2S2O3为硫源，对NO3--N浓度为30.00 mg·L-1的模拟废水进行处理时，在HRT为2h条件下去除率就能达到90.00%以上，相比之下S/硫铁矿反应器的HRT过高。这主要是因为硫铁矿虽然能够为反应提供电子供体，但其表面过于光滑，几乎不能作为生物膜附着的载体[86]，系统生物量较低，同时，由于系统HRT不足10h，而硫铁矿作为缓释型的硫源往往需要很长的HRT才能起到较好的作用[60]，因此填料中的硫铁矿并未起到较大的作用也是反应器负荷较低的原因之一，而根据运行过程中的ΔSO42-/ΔNO3--N值推断系统中以硫铁矿为电子供体的反硝化约占整体的11.02%（详见4.1节）。

1. S/石灰石反应器
   1. 材料与方法

反应器采用上向流生物滤池形式，具体形式见第2章。接种污泥为硫自养反硝化污泥，在常温下启动。试验过程中每2天取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和HRT数值变化。具体的运行参数如表3-3所示，运行过程中除第1d外均处于缺氧/厌氧状态。

表3-3运行参数

Table 3-3 Experimental operation conditions

时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	HRT/h	pH值
1-9	4.00±1.00	60.00±5.00	11.50	7.90±0.30
11-15	4.00±1.00	55.00±5.00	5.75	8.00±0.10
17-29	4.00±1.00	60.00±5.00	4.60	7.80±0.20
31-51	3.00±1.00	60.00±5.00	3.83	7.80±0.20
53-105	3.00±1.00	30.00±5.00	3.83	7.90±0.20

1. 结果与讨论

反应器共启动运行105 d,图3-3表示整个过程中进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、NO3--N去除率、pH、温度和反应器HRT随时间推移的变化曲线，图3-4表示进出水TN浓度、去除率和NO3--N的进水负荷以及去除负荷的变化。

a进出水NO3--N浓度变化	b进出水NH4+-N浓度及温度变化
c进出水NO2--N浓度变化	d进出水pH及差值变化

图3-3进出水水质指标变化

Fig. 3-3 Variations of water quality indicators of inlet and outlet water

如图3-3和图3-4所示，S/石灰石反应器启动与运行过程可以分为4个阶段。

1. 第1~9 d

反应器启动的第1~9 d为污泥适应期，反应器平均温度为25.5 ℃。进水流量为200.00 ml/h，HRT为11.50 h，滤速为0.25 m/h。由图3-3a可见，反应器的NO3--N去除率在第1 d就达到了88.13%，到第3 d开始就升高至95.00%以上，出水NO3--N的浓度从搭建反应器开始就低于10.00 mg·L-1，后续的几天都在5.00 mg·L-1以下。与S/硫铁矿反应器相比，S/石灰石滤池中的污泥更快的恢复活性，取得了很好的脱氮效果。分析其原因有两个。一是接种的硫自养反硝化污泥本身还保持着较好的活性；二是由于S/石灰石填料间空隙较大，接种污泥一开始就与填料充分接触混合，而在S/小粒径硫铁矿反应器中则需要一定的时间。因此启动更加迅速。同时，由图3-3b和图3-3c可以看到，S/石灰石反应器也出现了初期的出水NH4+-N浓度高于进水浓度的现象，与S/硫铁矿反应器相比虽然14.59 mg·L-1的出水浓度要低了许多，但可以看到后续较长的一段时间内出水的NH4+-N浓度都要大于进水浓度，说明因为混合充分使NH4+-N淘洗至正常水平的时间有所延长。

a进出水TN浓度及去除率变化

b NO3--N进水负荷及去除负荷变化

图3-4 TN浓度、去除率及NO3--N进水负荷和去除负荷的变化

Fig. 3-4 Variations of TN concentration, TN removal rate and NO3--N inlet load and removal load

另外，反应器第一天出水中的NO2--N浓度为5.41 mg·L-1，后续基本都降低到了1.00 mg·L-1以下，这也是由于开始时反应器内DO浓度较高和微生物活性没有完全恢复所导致的。此阶段反应器的出水pH值基本在6.90。另外，从图3-4b中可以看到，在此阶段反应器的NO3--N平均进水负荷为0.125 kg·(m3·d)-1，平均去除负荷为0.121 kg·(m3·d)-1。

1. 第11~29d

此阶段为反应器的负荷提升阶段。在第11d时将反应器的HRT缩短至5.75 h，滤速也增加至0.50 m/h，NO3--N进水负荷提高到了0.226 kg·(m3·d)-1。由图3-3a和图3-4可见，反应器的NO3--N去除率除了刚缩短HRT时受冲击负荷影响降低到92.78%之外，马上恢复到98.00%以上。NO3--N去除负荷升高到0.220 kg·(m3·d)-1。然后又在第17 d将HRT缩短为4.60 h，提高速率至0.63 m/h，NO3--N进水负荷提高到了0.301 kg·(m3·d)-1。可以看到NO3--N去除率略有降低，但还保持在了95.00%以上，出水NO3--N维持在4.00 mg·L-1以下，平均去除负荷也提高到了0.292 kg·(m3·d)-1。另外，由图3-3可以看到，此阶段内NH4+-N和NO2--N变化较小且浓度基本都低于5.00 mg·L-1，因此TN的变化与NO3--N变化趋势基本相同。整个阶段平均温度为25.0 ℃，还处于较高水平，出水的pH值略有波动，处于6.80左右。

1. 第31~51 d

此阶段同样为反应器的满负荷运行阶段。在31 d时将反应器的HRT缩短为3.83 h，滤速增加至0.75 m/h。由图3-3a和图3-4可以看到，提高NO3--N进水负荷至0.355 kg·(m3·d)-1之后，反应器处理能力达到了最大，出水NO3--N浓度达到了10.00 mg·L-1，去除率有所降低，不过依然保持在75.00%以上，NO3--N去除负荷升高，到了0.289 kg·(m3·d)-1。虽然不能做到NO3--N的完全去除，但处理效果仍然较好。在第45~51 d时系统的处理效果较差，出水NO3--N浓度到了10.00 mg·L-1以上，去除率不足80.00%，这是由于受到了温度降低的影响，此时期的气温低于20.0 ℃，导致反硝化速率变低，效果变差。同时，由图3-3d可见，此阶段反应器的进水pH值波动较大，导致进出水pH的差值较为不稳。

1. 第53~105 d

控制其他条件不变，在第53 d将进水NO3--N浓度降低至30.00 mg·L-1，NO3--N进水负荷降低至0.205 kg·(m3·d)-1。由图3-3a和图3-4b可见，由于此时反应器温度下降到了20.00 ℃以下，系统的NO3--N去除率上升比较缓慢，后续随着温度的回升平均去除率升高到了93.49%。出水NO3--N浓度由之前的10.00 mg·L-1又降低到了5.00 mg·L-1以下。NH4+-N由于在进水桶中有一部分被自然氧化导致进出水浓度有所波动，但影响不大。另外由图3-3d中可知，此阶段进出水的pH差值比较稳定，平均为0.82，NO3--N的去除与pH降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.28的pH值。这是因为石灰石作为碱性填料，能够中和一部分硫自养反硝化产生的酸度，使反应器内的pH保持一定的稳定性[89]。最后，从图3-4中可以看到，此阶段全过程出水的TN浓度都低于10.00 mg·L-1。NO3--N的平均去除负荷达到了0.184 kg·(m3·d)-1，要远高于S/硫铁矿填料反应器。

S/石灰石反应器与前两个反应器相比，去除效率大大提高。在HRT为3.83 h，进水NO3--N浓度30.00±5.00 mg·L-1条件下，能够保证出水的TN浓度始终低于10.00 mg·L-1，NO3--N的去除负荷稳定在0.155 kg·(m3·d)-1以上，要远远优于以硫铁矿为填料的反应器。石灰石不能作为电子供体参与反应，而硫铁矿则可以作为系统的补充硫源参与反硝化脱氮的过程，但以实际运行情况来看反而是S/石灰石系统的脱氮效果要大大优于S/硫铁矿系统，分析其原因主要有两点：一是石灰石的碱性中和硫自养反硝化产生的酸性后能使反应器内部的pH保持在更适宜的水平，加快了反应速率；二是两种填料相比，硫铁矿的表面更加光滑平整，微生物难以附着生长，而石灰石表面比较粗糙，比表面积大，更易于微生物附着，持留微生物效果比硫铁矿好，使反应器内部的污泥浓度要高于以S/硫铁矿为填料的反应器，从而有了更好的去除效果。这两点中后者占主要部分。除此之外，石灰石的密度要远低于硫铁矿，在滤池反冲洗时能大大降低使滤料流态化所需的的能量。

另外，在S/石灰石反应器运行过程中最大的NO3--N去除负荷能达到0.289 kg·(m3·d)-1。李天昕等[78]以硫磺粉和石灰石比例为1:1制备反硝化填料，在HRT为2.60 h，进水TN浓度40.92 mg·L-1条件下，TN去除负荷为0.277kg·(m3·d)-1，去除效果与本研究相近；而史航等[90]以陶粒和硫磺2:1装填滤柱反应器，在进水NO3--N浓度30.00 mg·L-1，HRT为2.00 h且进水无NH4+-N条件下，TN去除负荷仅有0.180 kg·(m3·d)-1，要低于本研究，表明S/石灰石反应器具有较高的脱氮能力。

综上，以S单质混合石灰石为填料的形式具有处理效果稳定、脱氮能力高、出水pH值变化较小以及生物量多等优势，更优于S单质混合硫铁矿的填料形式，是实际工程应用中更佳的选择。

1. SBR反应器
   1. 材料与方法

反应器启动和运行试验采用SBR反应器进行。反应周期分为进水、反应、沉淀、出水4个阶段，搅拌转速为180 r/min，排水比例为1/3。接种污泥为硫自养反硝化污泥，电子供体为升华硫粉末。在常温下启动。试验过程中每2天取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和DO数值变化。具体的运行参数如表3-4所示。

表3-4运行参数

Table 3-4 Experimental operation conditions

时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	反应时长/min	pH值
1-13	3.00±1.00	60.00±5.00	300	7.90±0.20
15-81	3.00±2.00	35.00±5.00	180	7.90±0.20
83-157	0.50±0.50	35.00±5.00	180	8.00±0.30

1. 结果与讨论

反应器共启动运行157 d,图3-5表示整个过程中进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、NO3--N去除率、pH、温度和反应器内部DO随时间推移的变化曲线，图3-6表示进出水TN浓度、去除率和NO3--N的进水负荷以及去除负荷的变化。

SBR反应器启动与运行过程可以分为四个阶段。

a进出水NO3--N浓度变化	b进出水NH4+-N浓度及温度变化
c进出水NO2--N浓度变化	d进出水pH及差值变化

图3-5进出水水质指标变化

Fig. 3-5 Variations of water quality indicators of inlet and outlet water

1. 第1~13 d

第1~13 d为适应期，反应器平均温度为21.6 ℃。由图3-5a可见，反应器的NO3--N去除率第1 d为54.62%，出水NO3--N的浓度为25.52 mg·L-1，到第2 d去除率就达到了99.90%，出水NO3--N的浓度也降低至1.00 mg·L-1以下，且后续几天都在3.00 mg·L-1以下。由图3-6b可见，此阶段反应器的NO3--N进水负荷平均为0.069 kg·(m3·d)-1，除第一天之外的平均去除负荷为0.068 kg·(m3·d)-1，NO3--N的去除率保持在95.00%以上，取得了很好的脱氮效果。与S/硫铁矿反应器和S/石灰石反应器相比污泥活性恢复的更加迅速。究其原因有两点，一是因为SBR反应器采用的硫源是升华硫粉末，与颗粒状硫单质相比能与污泥接触的更加充分，效果更好，二是因为SBR反应器的排水比为三分之一，反应器的处理负荷较低，能够将NO3--N去除的更加彻底。

同时，由图3-5b和图3-5c可以看到，SBR反应器初期的出水NH4+-N浓度同样高于进水浓度，且达到了60.11 mg·L-1，要比滤池形式的反应器高出许多，这是由于SBR反应器在反应时需要搅拌，使得一些死亡解体的微生物更快的与具有活性的微生物分离开，从而出水NH4+-N浓度更高。而SBR并没有出现3.1.1节中初期出水NO2--N浓度较高的情况（2.00 mg·L-1以下），这可能是因为反应器厌氧环境较好，并未对反应产生抑制作用。在此阶段反应器的出水pH值基本在6.60左右，酸化效果比较明显。

a进出水TN浓度及去除率变化

b NO3--N进水负荷及去除负荷变化

图3-6 TN浓度、去除率及NO3--N进水负荷和去除负荷的变化

Fig. 3-6 Variations of TN concentration, TN removal rate and NO3--N inlet load and removal load

1. 第15~81 d

此阶段为反应器的正常运行阶段。在第15d时将反应器的进水浓度降低至35.00 mg·L-1，反应时长由5h降低至3h。由图3-5a和图3-5b可见，除了在第17 d有所波动之外反应器的NO3--N去除率基本都在95.00%以上。NO3--N平均去除负荷升高到0.073 kg·(m3·d)-1。第25d后由于温度的降低，反应器不能做到完全去除，NO3--N去除率降低到了80.00%以下，出水的NO3--N到了5.00 mg·L-1以上。后续随着温度的回升，去除效果也随之增加，NO3--N的去除率基本能达到100.00%，做到完全去除，最高时期的平均NO3--N去除负荷能够达到0.080 kg·(m3·d)-1。同时，由图3-5可以看到，此阶段内NH4+-N和NO2--N变化较小且浓度基本都低于5.00 mg·L-1， TN的变化与NO3--N变化趋势基本相同。整个阶段DO始终在0.20 mg·L-1以下，出水的pH值受温度影响有所波动，平均的pH差值约为1.49，NO3--N的去除量与pH降低的比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.49的pH值，比滤池形式反应器要多，一部分原因是SBR反应器中没有其他填料来减少或中和硫自养反硝化反应产生的酸度，另一部分原因是推测反应器中还有其他的副反应发生。

1. 第83~105d

有研究者[91]提出，单质硫自养反硝化反应中的NH4+-N并不是反应所必须的，在不添加NH4+-N的情况下反应器也能正常运行。Lin等[92]也提出了没有NH4+-N参与的反应式：

(3-1)

为验证这一理论，控制其他条件不变，在第83 d将进水NH4+-N去除。由图3-5a和图3-5b可见，将反应器的进水NH4+-N调整为0后，NO3--N去除率在第89 d时出现了下降，不过下降幅度不大，依然保持在85.00%以上，而后随着运行又恢复至100.00%。将进水中NH4+-N去除后，对硫自养反硝化系统造成了一定的影响，但影响不大，且随着运行这种影响可以消除。说明单质硫自养反硝化系统确实可以在不需要NH4+-N的情况下稳定运行。同时，由图3-5d也可以看到，将进水NH4+-N去掉后，反应器进出水的pH差值有所减小，这是由于反应式由（1-4）转化为式（3-1）后，去除相同量的NO3--N所生成的酸度减少，这也进一步的印证了式（3-1）的准确性。

1. 第107~157 d

此阶段为反应器受抑制阶段。由图3-5c可见，SBR反应器在运行过程中DO长期保持在0.20 mg·L-1以下，在进水中含有一定浓度DO的情况下能够较好的保持反应器的厌氧环境。在第107 d用反应器进行批次试验曝气时发现，正常运行的反应器中DO下降速率较快，说明反应器中有一定数量的耗氧细菌存在，相关试验将在第5章5.2节阐述。从图3-5a中可以看到，在经过一个周期的曝气后，发现反应器内的DO下降速率大大降低，反应器的厌氧环境被破坏，NO3--N去除率急剧降低，最低甚至降到了10.00%以下，出水的NO3--N浓度也升高到了20.00 mg·L-1以上，反应器脱氮效果极差。而后反应器经过十多天的恢复，NO3--N去除率回升到90.00%以上，在第137 d又用反应器进行试验时，又出现了类似的抑制情况。同时从图3-5c可见，在经过较高的DO浓度抑制之后，反应器内的DO出现了升高的情况，这主要是因为耗氧微生物消耗DO的速率变慢，导致由进水带入反应器的DO不能很快的消耗掉，使反应器不能保持厌氧环境。反应器内的耗氧微生物在DO较低的情况下能够很快的利用其进行反应，但是在较长时间、较高浓度的曝气条件下，反而引起了这部分细菌的“氧中毒”情况出现，在实际应用中这是需要注意的一个点。

SBR反应器与滤池形式的反应器相比，NO3--N去除负荷与S/硫铁矿反应器相近，小于S/石灰石反应器，但稳定运行的去除率较高，运行的第47~91 d出水的NO3--N浓度都低于3.00 mg·L-1。同时系统产生的酸度较多，出水pH较低。另外，由于SBR形式没有过滤效果，且升华硫粉末不溶于水，会导致出水中含有少量的硫粉。考虑到实际应用中SBR形式占地面积小、操作简单以及不需要反冲洗的特点，在对污水处理厂进行升级改造时也是较好的选择。

对3个反应器的处理能力进行对比分析，结果如图3-7所示。

图3-7 S/硫铁矿、S/石灰石及SBR反应器脱氮能力比较

Fig. 3-7 Comparison of denitrification capacity of S/pyrite, S/limestone and SBR reactor

由图3-7可见，3个反应器稳定运行时的NO3--N去除率分别为96.64%、93.49%和99.13%，SBR反应器脱氮最完全，S/石灰石反应器效果较差，而三者的NO3--N去除负荷分别能达到0.098 kg·(m3·d)-1、0.289 kg·(m3·d)-1和0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石反应器的脱氮能力是S/硫铁矿反应器的2.95倍，是SBR反应器的3.61倍，脱氮能力最强。综合来看，S/石灰石反应器的效果最好，是最佳的反应器形式。

1. 1. 本章小结
2. 分别采用S/硫铁矿填料滤池、S/石灰石填料滤池和SBR 3种形式启动运行单质硫自养反硝化反应器，在室温、进水NO3--N浓度60.00 mg·L-1，pH约7.9，接种污泥为硫自养反硝化污泥的条件下，反应器均能快速启动成功。
3. 在进水浓度为30.00 mg·L-1，pH在7.9的条件下稳定运行，从去除负荷来看，3种形式的反应器效果最好时的平均NO3--N去除负荷分别能达到0.080 kg·(m3·d)-1、0.184 kg·(m3·d)-1以及0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石填料的滤池去除负荷最高，脱氮能力最强。
4. 实际工程应用中S/石灰石填料滤池形式具有HRT短、去除负荷高、出水pH稳定的优点，是最好的选择，SBR形式因为其操作简单、不需要反洗等优点也可以考虑，而S/硫铁矿填料形式的滤池与其他两种相比效果最差。因此实际应用的适宜性顺序为S/石灰石填料滤池>SBR形式>S/硫铁矿填料滤池。

1. 硫自养反硝化与其他工艺协同反应探究

由硫自养反硝化反应的方程式可知，反应的产物中有较多的副产物SO42-生成，而SO42-也是出水中需要控制的指标，虽然在现行的《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918-2002）中并未有SO42-浓度的相关限制，但我国《城市污水再生利用 工业用水水质》（GB/T 19923-2005）中明确规定SO42-含量不得大于250.00 mg·L-1 [93]，过高的SO42-浓度会影响水的回用，导致水资源的浪费。陆娜娜[1]以S单质和硫铁矿混合填料的反应器中，在进水NO3--N浓度为40.00 mg·L-1时，出水SO42-浓度最多达到了300.00 mg·L-1以上；李莹莹[94]在试验中发现，在NO3--N去除量小于15.00 mg·L-1的情况下，出水SO42-就超出了250.00 mg·L-1。因此在利用硫自养反硝化进行深度脱氮的同时，也需要注意出水SO42-含量的问题。而加入不同的电子供体可以在减少SO42-生成量的同时实现高效的脱氮性能[95]。本章首先测定并分析了反应器日常运行过程中SO42-的浓度变化情况，而后分别尝试组合硫自养反硝化与异养反硝化和厌氧氨氧化反应进行协同脱氮，并从微观上进行微生物多样性及群落结构分析。

1. 系统的SO42-生成量变化

图4-1为反应器稳定运行过程中部分时间内出水SO42-的浓度的变化情况，由于各反应器运行天数不同，为方便对比分析在图中对时间进行重新编号。

由图4-1a可见，在稳定运行的39 d内，S/硫铁矿反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N约为7.26，要比以S单质计算的理论值7.54稍小。分析原因是由于反应器内的硫铁矿也参与了少部分反硝化反应，而以硫铁矿为电子供体的反硝化过程的ΔSO42-/ΔNO3--N为5，导致系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值比7.54偏低，而根据反应器整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值也可以计算出S/硫铁矿反应器中以S单质为电子供体和以硫铁矿为电子供体所占的脱氮比例分别为88.98%和11.02%。

从图4-1b中可以看到，S/石灰石反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N约为7.21，也要比理论值小。S/石灰石反应器中并没有其他电子供体参与反应，正常来讲反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N应与理论值相同，但却出现了小于理论值的情况，这可能是由于反应所中石灰石填料的作用。在反应器中硫自养反硝化产生的酸度腐蚀了一部分得石灰石，使内部有了少量的Ca2+存在，SO42-与Ca2+结合生成了CaSO4，而CaSO4是微溶解性盐，会以沉淀的形式留在了反应器内部，导致出水中的SO42-要比实际反应生成的要少[96]。

由图4-1c可见，与前两个反应器不同的是，SBR反应器的ΔSO42-/ΔNO3--N达到了8.92，要高于以S单质计算的理论值。分析其原因，猜想可能有以下两点。第一，反应器中的S单质被DO通过硫氧化细菌氧化生成了额外的SO42-，Baalsrud K. 等[97]人曾提出类似观点。第二， S单质在反应器中会自然的发生式歧化反应生成SO42-，如（4-1）[98]所示。

(4-1)

为了验证以上两点猜想，分别在SBR反应器中以无NO3--N、DO为0.00 mg·L-1和无NO3--N、DO约为2.00 mg·L-1条件下测定反应器周期内SO42-浓度变化，试验结果如图4-2所示。

a S/硫铁矿反应器SO42-浓度变化	b S/石灰石反应器SO42-浓度变化
c SBR反应器SO42-浓度变化

图4-1 反应器SO42-浓度变化

Fig. 4-1 Variations of SO42- concentration in reactor

由图4-2可见，SBR反应器即使在没有NO3--N的条件下，依然会有SO42-的生成。当反应器内部DO为0.00 mg·L-1时，周期内生成的SO42-量较少，约为38.00 mg·L-1，这其中主要是由于发生式（4-1）反应生成，可能也有与空气接触的液面附近硫氧化细菌的作用。而当控制反应器内部DO在约2.00 mg·L-1时，周期内反应器内部生成的SO42-含量急速上升，达到了接近360.00 mg·L-1。说明反应器内部的耗氧细菌为硫氧化细菌存在，其能够利用DO将S单质氧化为SO42-，后续4.4中的高通量测序结果也证明了硫氧化细菌的存在。同时，硫氧化细菌的存在也是反应器正常运行时DO浓度处于极低状态下的原因和保证。

图4-2 无NO3--N条件下反应器SO42-浓度变化 Fig. 4-2 Variations of SO42- concentration in reactor without NO3--N

因此，SBR反应器中出水SO42-浓度大于理论值得原因是由于硫氧化细菌以DO为电子受体氧化S单质和S单质在水中歧化作用的原因。另外，两个滤池形式的反应器中并未明显出现出水SO42-浓度大于理论值的现象，分析原因是由于系统中的S都是颗粒状且表面被硫自养反硝化菌覆盖，硫氧化细菌难以利用其进行反应。同时，滤池形式反应器DO浓度也要略高于SBR反应器，表明并未有硫氧化细菌消耗。由这两点可以看出S/硫铁矿反应器和S/石灰石反应器中基本不存在这两种作用。

1. 硫自养反硝化与异养反硝化耦合

以硫单质为电子供体的硫自养反硝化反应虽然能够较好的对城市污水处理厂二级出水进行深度脱氮，但是单一的硫自养反硝化反应还存在着出水SO42-可能会超标的风险以及系统出水pH较低的问题。传统的异养反硝化也存在着经济成本高、可能造成二次污染的问题。而将二者结合起来，在硫自养反硝化反应器中添加少量的COD，既能避免高额的经济成本，又能减少系统SO42-的生成量，还能中和部分硫自养反硝化产生的酸度，是一种较好的选择。张超[99]通过在硫自养反硝化系统中投加碳源，在系统NO3--N进水浓度为50.00 mg·L-1且完全反应的条件下，将SO42-的生成量控制在250.00 mg·L-1以下；李祥[100]等采用硫自养反硝化协同异养反硝化后，系统污泥产生量少于单一的异养反硝化污泥产生量，且不需要投加碱度。试验先进行异养反硝化污泥的培养，而后进行批次试验测定在耦合系统中加入COD的作用，并通过高通量测序检测微生物群落结构，分析耦合系统的微生物群落结构。

1. 异养反硝化菌的培养

将S/石灰石反应器改变条件转变为硫自养/异养协同反硝化反应器。由于反应器前期启动与运行硫自养反硝化反应时采用的是人工无机配水，因此先在进水中加入30.00 mg·L-1的COD以在硫自养反硝化反应器中培养富集异养反硝化污泥。具体的进水水质见表4-1。培养期间反应器的运行效果见图4-3。

表4-1进水水质

Table 4-1 Influent quality

种类	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	COD/mg·L-1	pH值
浓度	0.25+0.25	35.00±5.00	30.00	7.90±0.30

a培养过程NO3--N浓度变化	b温度和DO变化
c pH值变化

图4-3 反应器内NO3--N、温度、DO以及pH变化

Fig. 4-3 NO3--N, temperature, DO and pH change in the reactor

由图4-3a可见，培养期间反应器的NO3--N去除效果一直处于较高水平，但在30~65 d，由于温度的降低以及滤池较长时间未进行反冲洗去，除率发生了下降。在第65 d对反应器进行反冲洗，反冲洗强度为10.00 L·(m2·s)-1，反洗时间为10 min。经过反冲洗后系统的NO3--N去除率又恢复到90.00%以上。同时，由图4-3c可以看到，培养过程中进出水pH的差值一直在变小，这是由于反应器总的脱氮效果变差，硫自养反硝化去除NO3--N的量减少，产生的酸度减少。另外，随着COD的加入，异养反硝化作用的比重逐渐增加进一步缓冲了系统pH的下降。第65 d进行反冲洗后，反应器稳定运行过程中平均NO3--N去除量为31.32 mg·L-1，反应器pH降低的平均值为0.71，比例约为每去除10.00 mg·L-1的NO3--N降低0.24的pH值，比3.2节中得到的不添加COD时的0.28要小，说明反应器中应该有异养反硝化反应的产生，缓冲了硫自养反硝化的酸度。

1. 添加COD对硫自养反硝化反应的影响批次试验

取S/石灰石反应器中的污泥，清洗干净后平均分为5组进行批次试验。试验过程中控制单一变量，采用去离子水配制进水。分别采用10.00 mg·L-1、15.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1COD进行试验，并设置一组不添加COD的试验作为空白对照。控制进水NO3--N浓度为15.40±0.50 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持实验温度为22.0±0.5℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.00±0.10，每组试验均设置平行组，以六联搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表4-2。

表4-2批次试验各组的运行参数

Table 4-2 Operation parameters of each group in batch test

搅拌转速/(r·min-1)	COD添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
300±10	0.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	10.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	15.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	20.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10
300±10	30.00	15.40±0.50	22.1	8.00±0.10

添加不同量COD的各组脱氮效果以及SO42-和pH变化如图4-4所示。

由图4-4a可见，在不添加COD的条件下，进水中的NO3--N在180 min的反应时间内并没能够完全反应，反应结束时还剩余了2.95 mg·L-1，NO3--N的去除速率为4.29 mg·(L·h)-1。而在添加COD量为10.00 mg·L-1条件下，在180min时系统中的NO3--N能够接近完全去除，反应结束时水中的NO3--N含量小于0.50 mg·L-1。随着COD添加量的增多，NO3--N去除的速度越来越快，添加量达到30.00 mg·L-1时反应至150 min时NO3--N就被完全去除，前120 min的去除速率达到了6.63 mg·(L·h)-1，比不添加时提高了54.55%。

图4-4b表示反应过程中NO2--N浓度的变化，可以看到在不添加COD的条件下，反应过程中NO2--N的浓度一直保持在0.50 mg·L-1以下，并未出现NO2--N积累的现象。在添加COD量为10.00 mg·L-1条件下，反应器中的NO2--N浓度出现了先升高后降低的情况，在30 min时由开始的0.59 mg·L-1升高到了1.59 mg·L-1，60 min达到了最大值1.67 mg·L-1，而后随着反应的进行又最后降至0.50 mg·L-1以下。其他添加COD的组中也出现了类似的现象，且添加量越多NO2--N浓度升高的时间越长，积累的量也越多。添加15.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1COD的NO2--N最高浓度分别达到了1.99 mg·L-1、2.55 mg·L-1和4.29 mg·L-1。这是因为以COD为电子供体的异养反硝化反应速度快且利用NO3--N的效率要比利用NO2--N的效率高，NO2--N的生成量大于消耗量，从而导致系统内出现了NO2--N积累的现象，同时也证明了传统的反硝化滤池在COD投加量不足时确有NO2--N积累的可能性。

a NO3--N浓度变化	b NO2--N浓度变化
c SO42-浓度变化	d pH值变化
e NOx--N浓度变化	f NO2--N积累率变化

图4-4 不同COD添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 4-4 Nitrogen removal effect and SO42- variations of the system under different COD concentrations

由图4-4c可以看到，系统内无COD时，在NO3--N没有反应完全的情况下180 min共生成了106.27 mg·L-1的SO42-，ΔSO42-/ΔNO3--N值为8.25，而加入COD的组内虽然NO3--N的去除量要比空白组多，但SO42-的生成量要低于空白组，这是由于有一部分的NO3--N通过异养反硝化反应去除，从而减少了系统SO42-的总生成量。COD加入量越多，初期的SO42-生成量越少，生成速率越低，加入30.00 mg·L-1COD时反应周期内生成的SO42-降低到了66.96 mg·L-1，生成量降低了28.21%，ΔSO42-/ΔNO3--N值仅有4.51。这是因为异养反硝化速率要大于自养反硝化，当系统中COD浓度较高时，影响了硫自养反硝化对NO3--N的利用。说明加入COD在加快反应速率的同时也能够降低系统SO42-的生成量，减少出水SO42-超标的风险。

由图4-4d可见，系统中pH值的变化与NO2--N的变化有着相似的趋势。在不添加COD时，系统的pH值一直处于下降状态，添加COD后系统的pH值则出现了先上升在下降的情况，这是由于异养反硝化是产碱过程，反应前期占优势地位，异养反硝化产生的碱度大于硫自养反硝化消耗的碱度，使系统的pH值出现了上升的情况，且COD加入量越多上升的趋势越明显，上升的时间越长后期随着COD的消耗异养反硝化反应减弱，pH又开始下降。证明硫自养协同异养反硝化反应可以很好的稳定系统的pH值，使其控制在一个适宜的范围内，以加快系统的脱氮效率。

图4-4e表示系统中NOx--N的浓度变化，这表征了系统对TN的去除效果。可以看到，随着加入COD量的增加，各组的NOx--N去除速率虽有所增加但是变化并不明显，且下降趋势比较稳定，这是由于虽然加入COD后提高了NO3--N的去除速率，但由于加入量较少导致其主要被利用于NO3--N到NO2--N的转化过程，而NO2--N进一步反硝化的速率加快的较少，限制了整体的NOx--N去除速率。

系统反应过程中的NO2--N积累率变化如图4-4f所示，可以看到同样的随着COD添加量的增加，系统的NO2--N积累率随之增加，且都在第30 min时达到最大，说明以COD为电子供体时反应速率较快。在不添加COD的条件下，反应过程中并未出现NO2--N积累的现象，添加COD量为10.00 mg·L-1时，反应器中的NO2--N积累率在30 min时达到了23.64%，加入30.00 mg·L-1COD时系统30 min时的NO2--N积累率达到了30.99%。可以看到各组在30 min时的NO2--N积累率相差不大，这主要是受到异养反硝化菌丰度的影响，而添加量增加时系统内后续NO2--N积累率下降的速率则会降低。

对比其他研究人员的结果发现，王巧茹等[101]在进水NO3--N浓度为30.00 mg·L-1条件下投加23.96 mg·L-1碳源时提高了15.58 mg·L-1的NO3--N去除量，廖博等[56]在进水NO3--N浓度为60.00 mg·L-1，25 ℃条件下，投加26.36 mg·L-1乙酸盐后系统的反应速率提高了1.93倍，而本研究中加入30.00 mg·L-1的COD后只提高了约1.54倍，这可能是由于本试验中异养反硝化菌占比较少的原因。

1. 硫自养反硝化与厌氧氨氧化耦合可行性探究

厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX）是微生物以NH4+-N为电子供体， NO2--N为电子受体，生成N2的过程[102, 103]。ANAMMOX工艺同样无需外加碳源，且脱氮效率高[104]。NO2--N是硫自养反硝化过程的中间产物，如果能在反应器中添加一定量的NH4+-N，使硫自养反硝化产生的一部分NO2--N以其为电子供体进行ANAMMOX反应，既能加快系统NO2--N向N2的转化，提高反应效率，又能减少反应器SO42-的生成量，还能稳定系统的pH值，一举三得。因此，尝试在S/大粒径硫铁矿反应器中进行硫自养反硝化与ANAMMOX反应的耦合，先在反应器的进水中添加一定量的氨氮，运行一段时间尝试培养ANAMMOX菌，而后取反应器中的污泥进行试验，测试是否有ANAMMOX反应的发生，并进行高通量测序，从微生物层面分析两种技术耦合的可行性。

1. 厌氧氨氧化细菌的培养

将S/大粒径硫铁矿反应器改变进水条件，尝试在系统内培养ANAMMOX菌。试验过程中每2天取滤池的进水与出水测定反应器内NH4+-N、NO2--N及NO3--N的浓度变化，并同步测量进出水的pH值以及反应器内部的温度和DO数值变化。具体的进水水质见表4-2。培养期间反应器的运行效果见图4-5。

表4-2运行参数

Table 4-2 Experimental operation conditions

时间/d	NH4+-N/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	NO2--N/mg·L-1	pH值
1-53	22.00±5.00	30.00±5.00	0.50±0.50	7.90±0.20
55-65	20.00±2.00	15.00±3.00	0.50±0.50	8.10±0.10
67-79	18.00±1.00	1.00±1.00	25.00±5.00	7.90±0.30
81-87	0.50±0.50	1.00±1.00	20.00±2.00	7.90±0.20
89-99	0.50±0.50	24.00±2.00	0.50±0.50	8.10±0.10

a系统NO3--N变化	b系统NH4+-N变化
c系统NO2--N变化	d系统pH变化

图4-5 反应器内NO3--N、NO2--N、NH4+-N、温度、DO以及pH变化

Fig. 4-5 NO3--N, NO2--N, NH4+-N, temperature, DO and pH variations in the reactor

第1~53 d在进水中加入约22.00 mg·L-1的NH4+-N，尝试培养ANAMMOX污泥，理论上ANAMMOX反应所需的NH4+-N由进水提供，NO2--N可以由硫自养反硝化反应提供。由图4-5a可见，在加入NH4+-N后，系统的NO3--N去除效果有了明显的降低，去除率由开始的80.00%迅速降低，在第45 d时去除率仅有22.41%，出水的NO3--N一直升高，到第49 d时超过了20.00 mg·L-1，脱氮效果受到了严重的抑制，第37~53 d的平均NO3--N去除速率仅有0.42 mg·(L·h)-1。虽然反应器的NO3--N去除效果不理想，但是由图4-5b可以看到，系统的NH4+-N去除量要比预期中的高出许多。以式（1-4）的比例来算，当系统中NO3--N去除量为10.00~15.00 mg·L-1时，通过硫自养反硝化途径消耗的NH4+-N为0.80~1.20 mg·L-1，而第37~53 d阶段系统中消耗的NH4+-N量约为11.00 mg·L-1，远远大于此理论值。若假设系统中发生了ANAMMOX反应，则以反应式中NH4+-N与NO3--N的比例1.32[105]来算，10.00 mg·L-1的NH4+-N消耗13.20 mg·L-1的NO2--N，与反应器中消耗的NO3--N具有相近的氮当量。从氮当量来看，有ANAMMOX反应存在的可能性。而NO3--N去除效果降低的原因推测可能是较高浓度的NH4+-N对硫自养反硝化反应产生了抑制作用。

第55~65 d，考虑到系统不能将进水中的NO3--N很好的去除，因此降低进水中的NO3--N浓度至约15.00 mg·L-1，可以看到除了在刚降低浓度时NO3--N去除率有所升高之外，很快又降低至50.00%以下，此阶段的平均NO3--N去除速率为0.36 mg·(L·h)-1，比之前更低。

为了进一步探究系统中是否有ANAMMOX反应的存在，在第67 d时将进水中的氮源由NO3--N改为NO2--N，若系统中有ANAMMOX菌的存在，改变氮源后ANAMMOX有了可以直接利用的电子受体，不需要依靠硫自养反硝化反应来提供，那NH4+-N的消耗量应该会出现增多的情况。但是由图4-5b中可以看到，67 d后系统中的NH4+-N消耗量并没有增加，保持在7.00 mg·L-1左右。这也说明系统中ANAMMOX存在的可能性不大。同时值得注意的是，将进水氮源替换为NO2--N后，67~79 d内平均的NO2--N去除速率为0.80 mg·(L·h)-1，可以看到系统对NO2--N的去除并没有像NO3--N一样受到抑制，出水的NO2--N基本都在2.00 mg·L-1以下。接着又在81 d时将进水中的NH4+-N去除，发现反应器对NO2--N的去除效果并未受到较大影响，平均NO2--N去除速率为0.78 mg·(L·h)-1，这进一步说明以NO2--N为电子受体的自养反硝化未受到NH4+-N影响。

在第89 d时，将进水中的NO2--N又换为25.00 mg·L-1的NO3--N，发现此时系统对NO3--N的去除率达到了90.00%以上，平均NO3--N去除速率提高到了0.94 mg·(L·h)-1，并没有出现抑制的情况，因此进一步说明系统中NO3--N去除率的降低是受到了NH4+-N的影响，但可能不会影响以NO2--N为电子受体的反硝化，而抑制的NH4+-N浓度还需进一步探究，后续在第五章5.1节中进行相关试验。另外，添加NH4+-N时系统中NH4+-N消耗量远远大于以硫自养反硝化反应式计算出的理论值应该是系统中存在着少量的氨氧化细菌（ammonia oxidizing bacteria, AOB），将NH4+-N氧化为了NO2--N，而后又通过硫自养反硝化途径去除，系统pH值的降低也证明了这一点。

1. ANAMMOX试验验证

为了进一步证明系统中ANAMMOX是否存在，取一定量反应器中的污泥，以去离子水清洗数次，置于1000 ml烧杯中，稀释至刻度线，加入约13.00 mg·L-1的NH4+-N和25.00 mg·L-1的NO2--N，不添加硫源，在DO低于0.10 mg·L-1，温度22℃条件下进行反应，测定试验过程中NO2--N、NH4+-N和NO3--N的变化，并做平行试验。结果如图4-6所示。

图4-6 无硫源条件下系统NO3--N、NO2--N、NH4+-N变化

Fig. 4-6 Variations of NO3--N, NO2--N and NH4+-N in the system without sulfur source

由图4-6可以看到，在无硫源的条件下，经过360 min的反应，系统中的NO3--N、NO2--N以及NH4+-N的浓度都未发生较大变化，并未出现明显的下降或上升的趋势，再次证明反应器中并没有ANAMMOX的出现，反应耦合失败。

为探究分析耦合失败的原因，参考其他研究者耦合成功的试验经验。方文烨等[106]通过在ANAMMOX反应器中投加单质硫实现了二者的耦合， ANAMMOX与硫自养反硝化对TN的去除率分别为95.68%和2.04%；刘锋等[107]则是以硫代硫酸盐为硫源实现了硫自养反硝化与 ANAMMOX的耦合，二者对TN去除的贡献率分别为3.80%和96.20%；黄硕[108]以S2-为电子供体，在SBR反应器中实现NO2--N积累后，与ANAMMOX反应器进行组合，实现同时去除S2-、NO3--N、和NH4+-N；段福昂[109]同样采用两段式耦合体系实现了ANAMMOX与自养反硝化的耦合，两种反应的脱氮贡献率分别为60.63%和39.36%。

综合对比发现，其他研究者的试验方法与本试验的不同之处主要有三点。第一，主导反应不同。其他研究者多以ANAMMOX反应作为主导反应，采用在ANAMMOX污泥中培养硫自养反硝化污泥的方式进行耦合。第二，耦合形式不同。将两个反应拆分为两段式，在不同反应器中反应更佳。第三，反应步骤不同。其他研究者先在硫自养反硝化反应器中实现NO2--N积累，而后再进行与ANAMMOX反应的耦合。

分析在本研究中未能在硫自养反硝化反应器中成功实现耦合ANAMMOX目的的主要原因一是未在反应器内接种ANAMMOX污泥，相关菌种较少，且ANAMMOX菌的倍增时间较长，成长缓慢；二是反应器中没有NO2--N积累，ANAMMOX菌很难在同一反应器内通过底物竞争的方式获取所需的NO2--N。因此，先调整运行参数实现NO2--N积累，再在反应器内接种一定量的ANAMMOX污泥或分为两段式进行耦合具有更高的可行性。

1. 微生物多样性及群落结构分析

为了研究单质硫自养反硝化系统稳定运行时反应器内的微生物多样性和群落结构，以及添加NH4+-N和COD对系统微生物群落结构的影响，分别对正常单质硫自养反硝化（SBR）、添加NH4+-N后的硫自养反硝化（LC1）以及硫自养/异养协同反硝化反应器（LC2）内的微生物进行高通量测序。

1. 微生物多样性分析

α多样性（alpha richness）可以反映出微生物丰富度和均匀度，其主要与2个因素相关：群落丰富度和群落多样性。包含Chao指数、ACE指数、OTU数目、Shannon指数、Simpson指数和Coverage指数。本试验中不同微生物样品的Alpha多样性指数如表4-3所示。

表4-3不同污泥样品的alpha多样性指数统计结果

Table 4-3 Statistical results of alpha diversity index in different sludge samples

污泥样品	序列数	OTUs 数	Shannon 指数	Chao 指数	ACE 指数	Simpson指数	Coverage值
SBR	22968	313	2.89	363.31	369.85	0.13	1.00
LC2	29517	325	2.58	374.34	359.26	0.33	1.00
LC1	25115	318	3.05	367.34	358.82	0.19	1.00

首先，Coverage值表示的是样品覆盖率，可以看到这次检测中三个反应器的污泥样品的Coverage值均为1.00，说明本次微生物分类测序的结果能够真实的反映样品中的微生物群落结构及多样性情况。从序列数来看，LC2反应器为29517，比其他两个反应器中的都要大，而SBR反应器的序列数最小。Chao指数和ACE指数表征微生物群落的丰富度，可以看到三个反应器的两种指数均比较接近，其中LC2反应器的Chao指数最大，所含OUT数目最多，SBR反应器的ACE指数最大，微生物的物种最丰富，分配最均匀。以Shannon指数来看，反应器的值最大，LC1群落多样性最高。Simpson指数表征群落多样性的高低，可以看到SBR反应器的Simpson指数最低，说明其内群落多样性越低，优势菌群在总生物量中所占比重更大。从微生物多样性分析的结果来看，多电子供体有助于增加系统中的微生物多样性。

1. 微生物门水平群落结构分析

三个反应器内的微生物门水平群落结构相对丰度如表4-4所示。

表4-4不同污泥样品门水平的群落结构相对丰度

Table 4-4 Relative abundance of community structure at a phylum levels in different sludge samples

门分类	SBR/%	LC2/%	LC1/%
变形菌门（Proteobacteria）	84.13	85.13	67.49
拟杆菌门（Bacteroidetes）	11.74	4.59	6.99
绿弯菌门（Chloroflexi）	-	2.88	2.64
浮霉球菌门（Planctomycetes）	-	-	3.32
酸杆菌门（Acidobacteria）	-	-	2.33
Ignavibacteriae	-	2.52	11.29

如表4-4所示，三个反应器内的污泥样本中共检测出6个菌门。变形菌门（Proteobacteria）是细菌中最大的一门[110]，也是较为常见的反硝化菌门[111]。其在3组样品中均占主导地位，在SBR和LC2反应器中的相对丰度达到了80%以上，在LC2中相对丰度较低。在SBR反应器中检测出的另一种菌门为拟杆菌门（Bacteroidetes），此菌门在另外两个反应器中也有较大的相对丰度。除这两个菌门之外,LC2反应器中还检测到了绿弯菌门（Chloroflexi）和Ignavibacteriae，LC2反应器检测到的菌门最多，除上述的4中之外还有浮霉球菌门（Planctomycetes）和酸杆菌门（Acidobacteria）。同时值得注意的是与其他两个反应器不同的是LC1反应器中第二大的菌门不是拟杆菌门，而是Ignavibacteriae。这可能是由于LC1中添加了NH4+-N的原因。

1. 微生物属水平群落结构分析

为了进一步了解反应器中微生物的情况，从属水平上对相关的功能菌属进行更深入的分析。

1. SBR反应器

SBR反应器中各菌属的相对丰度如图4-7所示。可以看到，反应器中检测出的菌属中占比最高的菌属是Thiobacillus，相对丰度为31.59%。Thiobacillus土壤和水中广泛分布在，是一种专性的化能自养菌，能同化CO2，并将还原态硫化物氧化为SO42-，具有自养反硝化功能[112]。其相对丰度较高说明反应器环境比较适宜其生长。相对丰度第二高的菌属为Rhodanobacter，占比为12.80%。Rhodanobacter是一种具有硝化和反硝化功能的菌属，其中的部分菌种可以以硫化物为电子供体进行自养反硝化反应[12, 113]，但在其他研究人员的研究中大多都不存在或占比很小[114-116]，而在本SBR反应器中其占比较大，分析其原因是反应器pH较低，Rhodanobacter是一种能在低pH、高硝酸盐条件下生长的菌属[117]，反应器较低的pH为其提供了较好的生存环境。Thiomonas在系统中也有较高的丰度，为10.47%。Thiomonas也是硫自养反硝化的主要功能菌。Sulfurimonas在反应器中占比为5.53%，丰度较高。Sulfurimonas可以利用硫或硫代硫酸盐为电子供体，硝酸盐作为电子受体，HCO3-或CO2作为碳源进行反应，也是硫自养反硝化菌的一种，同时也能够在厌氧条件下使硫发生歧化反应生成硫化物和SO42-，[118]这也说明反应器中确实有式（4-1）反应存在。其他相对丰度较低的菌属有Dokdonella、Comamonas和Thiothrix,相对丰度分别为1.33%、1.95%和3.10%。其中Dokdonella能利用有机物为碳源进行反硝化[119]，是一种异养反硝化菌，它的存在说明硫自养反硝化系统中有异养反硝化过程的存在，由于进水中并没有添加有机物，因此这应该是内源反硝化。Comamonas能在好氧或厌氧条件下，以CO2或有机物作为混合碳源，能将NH4+-N氧化为NO2--N，进而将其转化为N2[120]，是一种氨氧化细菌。而Thiothrix能以硫、硫化物或硫代硫酸盐为能源营自养或混合营养生长，是一种硫氧化细菌[121]，这也证明了SBR反应器中SO42-的增多确实是有硫氧化细菌的作用。

SBR反应器中各种硫自养反硝化菌属均匀性比较好，除Thiobacillus占比较大外，Rhodanobacter、Thiomonas和Sulfurimonas三种硫自养反硝化菌属在反应器内也都存在较多的数量，并且相对丰度比较接近，系统的微生物多样性较好。

图4-7 SBR反应器中主要菌属相对丰度

Fig.4-7 Relative abundance of the dominant bacterial in SBR reactor

1. LC2反应器

LC2反应器中各菌属的相对丰度如图4-8所示。反应器中占比最高的菌属同样是Thiobacillus，相对丰度为59.44%，所占比例约为SBR反应器中的两倍，在LC2反应器中占绝对优势，说明反应器中的环境十分适合Thiobacillus的生长和繁殖。作为硫自养反硝化的主要功能菌，在反应器内接近60%的相对丰度也表明反应器的硫自养反硝化效果很好。但是反应器中其他的硫自养反硝化菌属占比较少，Sulfurimonas菌属的相对丰度只有2.78%，Rhodanobacter和Thiomonas则是未检测出。而在LC2中检测出了两种SBR反应器中没有的菌属，分别是Simplicispira菌属和Ignavibacterium菌属，相对丰度分别为1.87%和2.37%。Simplicispira是从EBPR反应器中分离出来的一个菌属，属于 Comamonadaceae科，具有脱氮功能，能在pH为6.0-9.0范围内生长，最适pH范围为7.0-8.0，是一种嗜温菌[122, 123]。而Ignavibacterium属于绿硫细菌的一种，大多数绿硫细菌能在厌氧条件下将硫或硫代硫酸盐氧化[124]，是硫自养反硝化的一种功能菌属，但也有不能氧化还原性硫菌种的存在[125]。值得注意的是，在LC2反应器中作为异养反硝化菌属的Dokdonella相对丰度达到了4.66%，在检测出来的菌属中是第二高的。在反应器进水中添加COD培养一段时间后，反应器内部的异养反硝化菌丰度要比正常运行的硫自养反硝化反应器有了较多的增长，证明系统中确实同时存在异养反硝化和自养反硝化反应，实现了硫自养/异养协同脱氮的目的。但是也可以看到，与硫自养反硝化功能菌属相比，Dokdonella的丰度比例还较小，说明反应器中的脱氮路径仍然是以硫自养反硝化为主。

相比SBR反应器，LC2反应器中微生物的种类更加专一，除Thiobacillus之外其他菌属均未超过5%，这应该也是LC2反应器在三个反应器中具有最好脱氮效果的原因。同时，在系统中加入碳源能够使系统中异养反硝化菌的相对丰度提高，较为容易的将自养反硝化系统转变为效果更好的自养/异养协同反硝化系统。

图4-8 LC2反应器中主要菌属相对丰度

Fig.4-8 Relative abundance of the dominant bacterial in LC2 reactor

1. LC1反应器

LC1反应器中各菌属的相对丰度如图4-9所示。

图4-9 LC1反应器中主要菌属相对丰度

Fig.4-9 Relative abundance of the dominant bacterial in LC1 reactor

与SBR反应器和LC2反应器相同，LC1中占比最高的菌属也是Thiobacillus，相对丰度为45.09%。相对丰度占比第二的菌属为Ignavibacterium，相对丰度为11.11%。与LC2反应器相比，LC1中Thiobacillus菌属相对丰度较低，Ignavibacterium菌属相对丰度较高，可能的原因有二。一是LC1中浓度较高的NH4+-N对前者的抑制程度较高而对后者抑制较弱，二是LC1反应器中DO浓度要略高，Ignavibacterium作为兼性厌氧菌[126]更能适应反应器中的环境条件。Simplicispira菌属在系统中比LC2反应器中稍高，相对丰度为2.55%。同样，LC1反应器中也有异养反硝化菌Dokdonella的存在，相对丰度为1.84%，说明该反应器中也有内源反硝化的存在。另外，LC1反应器中还存在两种其他反应器没有的菌属，分别是Gp3和Thermomonas，相对丰度为1.37%和2.43%。Gp3菌属属于酸杆菌门，在土壤环境中存在较多，其能够促进NO3--N的转化，参与氮循环[127]。Gp3仅在LC1中被检测出来的原因可能是由于硫铁矿能够将进水中的磷以沉淀的形式留在反应器内部[128]，而Gp3丰度与磷呈显著的正相关性[129]。Thermomonas是一种好氧反硝化菌[130]，是水处理系统中常见的反硝化菌之一，同时也是一种异养菌[131]。

LC1反应器中的优势菌属同样为Thiobacillus，与其他反应器不同的是其内部占比第二的菌属为Ignavibacterium，这在其他研究人员的试验中比较少见。另外Gp3菌属也是硫自养反硝化系统中不常见的菌属。关于这两种菌属的出现可以做进一步的研究。

对比3个反应器中检测出的微生物属水平群落结构，结果如表4-5所示。

表4-5 不同反应器内微生物属水平群落结构对比

Table 4-5 Comparison of microbial genus-level community structure in different reactors

菌属	SBR/%	LC2/%	LC1/%
Thiobacillus	31.59	59.44	45.09
Rhodanobacter	12.80	-	6.99
Thiomonas	10.47	-	-
Sulfurimonas	5.53	2.78	-
Dokdonella	1.33	4.66	1.84
Comamonas	1.95	-	-
Thiothrix	3.10	-	-
Simplicispira	-	1.87	2.55
Gp3	-	-	1.37
Thermomonas	-	-	2.43
Ignavibacterium	-	2.37	11.11
Others	33.23	31.25	28.62

由表4-5可知，SBR反应器中硫自养反硝化功能菌属种类最多，且常相对丰度均较高，LC2反应器中菌属种类较少，微生物专一性高，LC1中菌属种类也较多，但主要的硫自养相关功能菌属种类较少。

1. 1. 本章小结
2. 在S/硫铁矿、S/石灰石和SBR反应器的日常运行过程中，均存在着出水SO42-超标的风险。前两者由于硫铁矿和石灰石的作用，出水SO42-浓度比理论值小，超标风险较小，而后者出水SO42-浓度要大于理论值，超标的可能性很大。
3. 在系统中引入新的电子供体可以减少SO42-的生成量，加快反应速度。在初始NO3--N浓度为15.34±0.50 mg·L-1条件下，分别加入10 mg·L-1、15 mg·L-1、20 mg·L-1和30 mg·L-1的COD后，反应前120min内NO3--N的平均去除速度分别提高了20.59%、24.99%、38.23%和57.35%。COD添加量为30 mg·L-1时NO3--N在150min之前就能够完全反应，且与空白组相比SO42-生成量减少了28.21%。
4. 在正常运行的硫自养反硝化反应器中加入约20 mg·L-1的NH4+-N进行单质硫自养反硝化与ANAMMOX反应的耦合，经过79天的运行后，发现系统内并没有ANAMMOX反应发生，耦合失败，且硫自养反硝化反应受到了较为严重的抑制，说明在不控制运行参数条件下在硫自养反硝化反应器内培养ANAMMOX菌的可行性不高。另外，发现较高浓度的NH4+-N对以NO2--N为电子受体的硫自养反硝化反应无明显抑制，推测是较高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N的转化过程。
5. 对SBR、LC2和LC1反应器中的污泥进行高通量测序，分析其微生物群落结构。从门水平来看，在三个反应器中变形菌门（Proteobacteria）均占有较大优势，所占比例分别为84.13%、85.13%和67.49%。前两者其他菌门占比较少，LC1反应器中Ignavibacteriae门占比也较高，达到了11.29%。从属水平来看，Thiobacillus菌属在三个反应器中都是优势菌属，相对丰度在SBR、LC2和LC1反应器分别占31.59%、59.44%和45.06%。SBR反应器中其他3种硫自养反硝化菌属的相对丰度也处于较高水平，系统微生物均匀性较好，同时也检测到了硫氧化细菌Thiothrix的存在。LC2反应器中除Thiobacillus之外，异养反硝化菌Dokdonella占有4.66%的相对丰度，其他菌属较少。而LC1反应器中则是Ignavibacterium为第二优势菌属，其他菌属占比较少。

1. 硫自养反硝化影响因素探究

硫自养反硝化反应过程受到多个因素如温度、pH、S/N等的影响，近些年来各国研究人员对于这些因素的影响已经有了比较深入的研究[74, 132, 133]。在尝试进行单质硫自养反硝化与ANAMMOX反应耦合过程中，发现NH4+-N会对系统的NO3--N去除效果造成影响，但影响的程度与浓度的关系还不清楚。同时，以单质硫自养反硝化系统处理二级出水时，进水的DO浓度、反冲洗操作等都会对系统的DO浓度产生影响，进而影响反应效果，因此水中的DO也是需要考虑到的因素。另外，作为产酸反应，系统的碱度消耗较多，而HCO3-既可以缓冲反应产生的酸度，也可以为反应提供无机碳源，也会对系统产生比较大的影响。但目前对于NH4+-N、DO和无机碳源HCO3-对单质硫自养反硝化反应系统的影响研究较少。本章以批次试验的方法分别对NH4+-N浓度、DO浓度和HCO3-投加量对单质硫反硝化反应的影响程度进行探究，并得出最佳的范围。

1. NH4+-N浓度对硫自养反硝化反应的影响探究
   1. 材料与方法

NH4+-N浓度对硫自养反硝化反应的影响试验采用1000 ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别采用5.00 mg·L-1、10.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1NH4+-N进行试验，并设置一组不添加NH4+-N的试验作为空白对照，一组初始氮源为NO2--N的试验进行对照。控制初始NO3--N（NO2--N）浓度为20.00±0.60 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为21.3±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为7.50±0.10，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表5-1。

表5-1不同NH4+-N浓度试验中各组的运行参数

Table 5-1 Operation parameters of each group in different NH4+-N concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	NH4+-N添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	NO2--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
A	300±10	5.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
B	300±10	10.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
C	300±10	20.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
D	300±10	30.00	20.00±0.60	0.00	21.3	7.50±0.10
E	300±10	30.00	0.00	20.00±0.60	21.3	7.50±0.10

1. 结果与讨论

不同NH4+-N浓度条件下单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果和SO42-生成量的变化如图5-1所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图5-2所示。

a系统NO3--N（NO2--N）浓度的变化	b系统NH4+-N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化

图5-1 不同NH4+-N添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 5-1 Nitrogen removal effect and SO42- variation of the system under different NH4+-N concentrations

由图5-1可以看出，整体来讲系统中的NO3--N、NO2--N、NH4+-N和pH值都始终保持着下降的趋势，而SO42-的生成量则是一直上升的状态。不同NH4+-N浓度条件下的各指标变化趋势相同，变化量和变化速率不同。

图5-1a表示系统中NO3--N和NO2--N的变化情况，从中可以看到，在不添加NH4+-N的情况下，系统中NO3--N的下降速率比较稳定，通过180 min的反应由初始的19.55 mg·L-1稳定降低到了10.88 mg·L-1，NO3--N并没有反应完全，去除率为44.35%，这是由于试验中污泥浓度较小的原因。添加5 mg·L-1的NH4+-N后，系统从初始的19.67 mg·L-1到反应180 min时剩余10.38 mg·L-1，NO3--N去除率比O组提高了2.88%，考虑试验误差的存在，说明加入5.00 mg·L-1的NH4+-N对系统的脱氮效率影响不大。在系统中添加10.00 mg·L-1的NH4+-N时，出水浓度升高到了12.74 mg·L-1，与O组相比NO3--N的去除效果出现了下降，去除率为37.99%。而后将初始的NH4+-N浓度提高到20.00 mg·L-1后，抑制作用进一步加强，NO3--N去除率也降低到了28.42%。在将NH4+-N浓度变为30.00 mg·L-1后，抑制作用也达到了本次试验中的最强，在初始NO3--N浓度为20.54 mg·L-1条件下，反应末还剩余16.45 mg·L-1，去除率仅有19.91%，与O组相比降低了24.44%，抑制作用十分明显。值得注意的是，将系统中的氮源由NO3--N换为NO2--N后，同样在30.00 mg·L-1NH4+-N浓度下发现硫自养反硝化反应并没有受到抑制，在反应180 min时仅剩余了11.85 mg·L-1，NO2--N的去除率能达到42.56%。对比6组数据可以发现，较低浓度的NH4+-N对单质硫自养反硝化并不会产生较大影响，而当NH4+-N浓度超过10.00 mg·L-1时，就会导致系统脱氮效果的下降，NH4+-N浓度越高这种抑制作用越明显，而对比O、D和E三组可以看到NH4+-N对NO2--N则没有抑制作用。这可能是因为较高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N转化的过程。在硫自养反硝化过程中，NO3--N先在硝酸盐还原酶Nar和Nap的作用下转化为NO2--N，而后又在亚硝酸盐还原酶Nir等其他一系列酶的作用下被还原为氮气[134]。因此推测是较高浓度的NH4+-N抑制了Nar和Nap的作用或抑制了其基因表达。也可能是NH4+-N与NO3--N产生了竞争性抑制，占据了NO3--N的反应位点。具体的抑制机理还需要进一步的探究。

图5-1b表示的是系统反应过程中各组NH4+-N浓度的变化，可以看到除O组之外各组的NH4+-N浓度都有一定的下降，损失基本都在2.00~4.00 mg·L-1，要比理论消耗量多，这应该是NH4+-N被微生物同化作用所利用的原因（SBR反应器较长时间的进水中没有添加NH4+-N，污泥处于对NH4+-N的饥饿状态）。

从图5-1c中可以看到，系统的SO42-生成量基本与NO3--N的去除量趋势相同。O组与A组SO42-生成量较多，分别为80.28 mg·L-1和85.11 mg·L-1，整个过程的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为9.26和9.16，均大于理论值7.54，这是由于受到了4.1节硫歧化反应以及水面复氧作用溶入水中的DO的影响。随着加入NH4+-N量的增加，NO3--N的去除效果受到抑制，SO42-的生成量也越来越少，E组的SO42-生成量只有42.80 mg·L-1，但全过程的ΔSO42-/ΔNO3--N值却达到了10.47，分析原因是因为NH4+-N只抑制了硫自养反硝化途径，并未对其他SO42-产生途径造成影响。另外，加入NO2--N时，系统的脱氮量与空白组相比十分接近，但SO42-的生成量要比以NO3--N为氮源时生成量要少，只有62.21 mg·L-1，而ΔSO42-/ΔNO3--N也仅有7.09，与O组的9.26相比降低了23.43%，分析原因是当电子受体由NO3--N变为NO2--N时，脱氮路径缩短，所消耗的电子和能量减少，因此参与反应的硫源减少，生成SO42-的量也有所降低，另外可以看到两者之比要比5:3大，这是由于系统中副反应所生成SO42-的影响。

由图5-1d可见，系统pH值的变化与NO3--N变化趋势也相同。O组与A组的pH值下降较多，提高NH4+-N浓度后随着反应受到的抑制越来越大，pH值的变化也越来越小。而E组则要比D组的pH下降的多，但又少于O组，这可能也是由于脱氮路径缩短，所需硫源减少导致的。

图5-2各组ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 5-2 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in each group

由图5-2可见，前3组中的ΔSO42-/ΔNO3--N值变化并不大且略有变小，这是由于NH4+-N浓度较低时对反应影响不明显，而C组和D组的ΔSO42-/ΔNO3--N值则要比O组大，且随着NH4+-N浓度增加也呈现增加的趋势，这也是由于系统中的副反应没有受到影响导致的。

NO3--N的去除速率和SO42-生成速率能够更为直观的反映系统硫自养反硝化效果的优劣，由图5-1a和5-1c可见，批次试验中O~D组中的NO3--N变化和SO42-生成量的变化基本符合一阶线性关系，因此分别对其进行线性拟合，计算NO3--N的去除速率和SO42-生成速率和抑制率，结果如图5-3所示。由图5-3可见，添加5.00 mg·L-1NH4+-N时的NO3--N去除速率和SO42-生成速率最快，分别为3.02 mg·(L·h)-1和27.97 mg·(L·h)-1，抑制率分别为-7.86%和-7.08%，由此来看加入5 mg·L-1NH4+-N后对反应有了轻微的促进，但考虑到试验设置的NH4+-N梯度较大以及误差的影响，低浓度的NH4+-N对硫自养反硝化反应是否有正面影响还需进一步的探究。分别提高NH4+-N的添加量至10.00 mg·L-1、20.00 mg·L-1和30.00 mg·L-1后，系统受到了不同程度的抑制，对NO3--N的抑制率分别达到了8.57%、31.43%和51.43%。SO42-生成速率也有着相同的规律，NH4+-N加入量为30.00 mg·L-1时的生成速率为14.21 mg·(L·h)-1,抑制率为45.60%。SO42-生成速率比NO3--N的去除速率降低略少的原因是系统中有部分SO42-是通过其他反应生成的，这部分过程并未受到NH4+-N浓度的影响。这点由图5-2中各组ΔSO42-/ΔNO3--N值也可以看出。

a不同NH4+-N浓度下NO3--N去除速率

b不同NH4+-N浓度下SO42-生成速率

图5-2 不同NH4+-N投加量条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 5-2 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different initial NH4+-N dosage

通过批次试验发现，水中的NH4+-N浓度确实会影响单质硫自养反硝化系统对NO3--N的去除效果，当NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时，对NO3--N的去除影响不大，当NH4+-N浓度大于10.00 mg·L-1时，对NO3--N的去除有抑制作用，且浓度越高抑制作用越明显。30.00 mg·L-1的NH4+-N对NO3--N去除速率的的抑制能达到51.43%。但在其他研究者的试验中也有不同观点：姚鹏程[135]在进行批次试验探究NH4+-N对硫自养反硝化NO3--N去除效果的影响时发现，在初始NO3--N浓度80.00 mg·L-1，反应时间为80 min条件下，0.00~50.00 mg·L-1的NH4+-N浓度对反应均未造成影响，各组均能将NO3--N反应完全。根据其试验中各条件与本研究的差异，分析原因可能是运行条件和污泥浓度的影响。前者在运行过程中反应器内一直未添加NH4+-N，虽然硫自养反硝化反应在无NH4+-N条件下也可以进行，但微生物自身增长所需的部分始终处于缺乏状态，因此仅仅在批次试验时加入NH4+-N更多的是对缺乏部分的一个补充参与同化作用，并未对反应造成影响；而较高的污泥浓度进一步提高了同化作用所需的NH4+-N浓度，因此即使在比本试验浓度高的情况下也没有出现抑制的情况。

1. DO浓度对硫自养反硝化反应的影响探究
   1. 材料与方法

DO浓度对硫自养反硝化反应的影响采用SBR反应器进行，具体参见第2章。分别控制反应内的DO约为0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1进行试验，并设置一组不曝气的试验作为空白对照。控制初始NO3--N浓度为15.41±0.50 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为20.0±0.1℃，调整反应开始时pH为7.50±0.05，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表5-2。

表5-2不同DO浓度条件下各组的运行参数

Table 5-2 Operation parameters of each group under different DO concentrations

搅拌转速/(r·min-1)	NO3--N/mg·L-1	DO/mg·L-1	温度	初始pH值
180	15.40±0.50	0.00	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	0.50	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	1.00	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	2.00	20.0	7.50±0.05
180	15.40±0.50	3.00	20.0	7.50±0.05

1. 结果与讨论

不同DO浓度条件下单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果和SO42-生成量的变化如图5-4所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图5-5所示。

由图5-4可以看出，整体来讲系统中的NO3--N和pH值都始终保持着下降的趋势，而NO2--N和SO42-的生成量则是一直上升的状态。不同DO浓度条件下的各指标变化趋势相近，但变化量和变化速率差别很大。

图5-4a表示的是不同DO条件下NO3--N浓度的变化。从图中可以看到，在反应器DO为0.00 mg·L-1时，在初始NO3--N浓度为14.94 mg·L-1条件下，在150 min前反应器内的NO3--N已经反应完全，脱氮效果较好。这是由于反应器内污泥浓度较高，活性较好的原因。在控制反应器内DO浓度为0.50 mg·L-1时，系统的NO3--N去除效果就受到了较大的影响，初始的15.04 mg·L-1到反应180 min时仍然剩余8.93 mg·L-1，去除率为40.63%。而在控制反应器中DO浓度为1.00 mg·L-1条件下，NO3--N的去除效果进一步下降，反应末期的NO3--N浓度升高到了11.05 mg·L-1，去除率降低至30.22%，抑制作用进一步加强。而后再将反应器中的DO浓度控制到2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1左右后，与DO浓度1.00 mg·L-1时相比NO3--N去除效果又有所降低，但由于边界效应降低的幅度不大，反应至180 min时反应器内剩余的NO3--N分别为11.97 mg·L-1和13.22 mg·L-1，去除率仅仅有22.06%和16.70%。对比5组数据可以发现，即使是浓度0.50 mg·L-1的DO也会对单质硫自养反硝化产生较大的抑制，而当DO浓度达到1.00 mg·L-1时，系统的脱氮效果不足DO为0.00 mg·L-1时的1/3，DO浓度更高时抑制效果会更加明显，甚至破坏反应器内的硫自养反硝化过程。分析较高的DO浓度对NO3--N去除效果造成抑制的原因是由于主要的硫自养反硝化菌属都是厌氧菌，在DO浓度较高的情况下活性受到了抑制导致脱氮效果变差。另外，可以发现即使是在DO浓度为3.00 mg·L-1条件下，系统中仍然有一部分的NO3--N转化，这是由于反应器内部存在的如Comamonas这样的兼性或好氧反硝化菌的作用。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统NO2--N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化
e系统NOx--N浓度变化	f系统NO2--N积累率变化

图5-4 不同DO浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 5-4 Nitrogen removal effect and SO42- variation of the system under different DO concentrations

图5-4b表示的是系统反应过程中各组NO2--N浓度的变化，可以看到空白组反应的全过程中NO2--N浓度都没有出现升高的趋势，而当控制DO浓度为0.50 mg·L-1时，反应器中出现了轻微的NO2--N积累情况，从初始的接近于0.00 mg·L-1升高到了1.06 mg·L-1。将反应器内DO浓度提高到1.00 mg·L-1时，系统的NO2--N浓度由开始的0.06 mg·L-1升高至2.77 mg·L-1，积累量达到了最大值。而后将反应器的DO浓度继续升高到2.00 mg·L-1、3.00 mg·L-1后，系统的NO2--N浓度不仅没有继续上升，反而出现了下降的情况。前者的NO2--N浓度从0.02 mg·L-1升高到2.01 mg·L-1，后者由0.42 mg·L-1升高至1.28 mg·L-1。分析其原因是当反应器内DO浓度较低时，对硫自养反硝化中NO2--N的反硝化过程抑制作用要更大，而随着DO浓度的升高，NO3--N向NO2--N的转化过程也受到了严重的抑制，因此NO2--N的积累量反而变少，这也说明硝酸盐还原酶 Nar和Nap对DO的耐受能力要比亚硝酸盐还原酶Nir更强。

从图5-4c中可以看到，系统的SO42-生成量与NO3--N的去除量趋势相差较大。在空白组中SO42-生成量上升趋势比较缓慢，反应结束的生成量为133.58 mg·L-1，比理论值的112.68 mg·L-1要高出一些，这主要是由于硫氧化细菌的作用。而当控制反应器内DO为0.5 mg·L-1左右时，反应器内SO42-的生成量迅速上升，反应至180 min时生成量达到了269.72 mg·L-1。再分别将系统DO浓度控制在1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1后，在NO3--N去除量降低的情况下SO42-的生成量反而有了较多的升高，反应结束时的浓度分别达到了304.49 mg·L-1、358.49 mg·L-1和428 mg·L-1。分析SO42-大量生成的原因是由于DO的氧化性很强，反应器中的升华硫粉末在DO较高的条件下被迅速、大量的氧化，从而生成了较多的SO42-。因此要控制反应器中的DO处于一个较低的水平。

由图5-4d可见，不同DO浓度条件下系统pH值的变化趋势相差较大。DO为0.00 mg·L-1的空白组pH值下降较少，趋势也比较平缓，pH由反应开始时的8.01降低至7.24。提高DO浓度后pH的降低速率变得越来越大，下降速度越来越快，在初始pH值基本相同的情况下，0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1DO条件下的pH值分别降低到了6.14、5.95、5.54和5.02，降到了比较低的水平，由此也可以推测DO较高的几组中NO3--N去除量少可能也有较低的pH抑制了其反应的原因。

图5-4e表示系统中NOx--N的浓度变化。可以看到，系统中DO=0.00 mg·L-1时NOx--N很快反应完全，表明系统的脱氮效果很好，而在DO=0.50 mg·L-1时NOx--N的去除率就降低到了1/3左右，而后在DO=1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1条件下虽然NO3--N浓度有所降低但NOx--N几乎没有去除，这是因为大部分的NO3--N都停留在了NO2--N阶段，导致系统对NOx--N的去除接近于0.00 mg·L-1。

系统反应过程中的NO2--N积累率变化如图5-4f所示，当DO=0.00 mg·L-1反应过程中没有出现NO2--N积累，积累率为0。在DO=0.50 mg·L-1时NO2--N积累率随着反应的进行呈升高趋势。此时系统内由NO2--N到NO2--N（步骤1）和由NO2--N到N2（步骤2）的步骤均受到抑制，但步骤2受到的抑制影响较大，NO2--N的反硝化速率低于NO3--N的反硝化速率，产生的NO2--N不能及时消耗，积累率一直上升。DO=1.00 mg·L-1和DO=2.00 mg·L-1时系统的NO2--N积累率则是在20 min时达到最大，后续虽然有所波动但是变化不大。这是由于此时步骤2也受到了较强的抑制且反应开始时系统中几乎没有NO2--N存在，因此初期的积累率较大，后续随着步骤2的饱和，系统中NO3--N和NO2--N的反硝化速率较为稳定且相差变小，NO2--N积累率变化不大。而到了DO=3.00 mg·L-1时NO2--N积累率反而出现了下降，这是由于此时步骤1也受到了较强的抑制，NO3--N的反硝化速率变低的原因。

图5-5不同DO浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 5-5 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different DO concentrations

图5-5表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，可以看到随着DO浓度的增加，ΔSO42-/ΔNO3--N值迅速上升，在DO=0.00 mg·L-1、0.50 mg·L-1、1.00 mg·L-1、2.00 mg·L-1和3.00 mg·L-1时的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为8.20、44.12、67.92、105.74和161.44，存在DO时远远超出了7.54的理论值，说明此时系统内的SO42-生成主要是DO的作用，而硫自养反硝化的占比较少。

试验中各组的NO3--N去除速率和SO42-生成速率和抑制（促进）率如图5-6所示。由于DO=0.00 mg·L-1时较早的反应完全，因此以前120 min数据进行拟合得出的速率进行比较。由图5-6可见，空白组的NO3--N去除速率最快，达到了7.32 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为61.21 mg·(L·h)-1。而当DO浓度为0.50 mg·L-1时系统的NO3--N去除速率就降低到了2.31 mg·(L·h)-1，抑制率达到了68.44%，而SO42-生成速率却升高到了89.59 mg·(L·h)-1，加快了46.36%。随后随着DO的升高NO3--N去除速率持续降低，当DO浓度为3.00 mg·L-1时 NO3--N的去除速率仅有1.02 mg·(L·h)-1，与DO=0.00 mg·L-1组相比抑制了86.07%，SO42-生成速率却升高到了131.03 mg·(L·h)-1，提高了了114.07%。系统的硫自养反硝化反应基本被完全破坏，但SO42-生成速率却大大加快。

a不同DO浓度下NO3--N去除速率

b不同DO浓度下SO42-生成速率

图5-6 不同DO浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 5-6 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different DO concentrations

通过批次试验发现，水中的DO浓度会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，当DO浓度为0.50 mg·L-1时，就会抑制将近三分之二的NO3--N的去除效果，3.00 mg·L-1的DO就会将反应破坏殆尽，且DO的升高会导致反应器中产生一定的NO2--N积累，这与其他研究者[135]得出的结论相似。另外，系统DO浓度的升高会导致大量SO42-的产生，在影响系统脱氮效果的同时造成SO42-的超标，危害较大。因此，实际应用中要严格控制反应器中的DO浓度，必要时应该对进水进行预除氧处理以保证其处理效果、控制出水的SO42-浓度。

1. HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响探究
   1. 材料与方法

HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响试验采用1000 ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为O~E 6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别加入20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1、60.00 mg·L-1、80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1浓度的HCO3-进行试验，并设置一组不添加HCO3-的组作为空白对照。控制出水NO3--N浓度为15.10±0.60 mg·L-1。硫源添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为21.3±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.06±0.15，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使硫源、污泥与水充分混合。具体参数见表5-3。

表5-3不同HCO3-浓度试验中各组的运行参数

Table 5-3 Operation parameters of each group in different HCO3- concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	HCO3-添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
A	300±10	20.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
B	300±10	40.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
C	300±10	60.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
D	300±10	80.00	15.10±0.60	21.3	8.06±0.15
E	300±10	100.00	15.10±0.60	22.3	8.06±0.15

1. 结果与讨论

不同HCO3-浓度条件下单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果和SO42-生成量的变化如图5-7所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图5-8所示。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统SO42-生成量的变化
c系统pH值的变化

图5-7 不同HCO3-浓度条件下系统NO3--N、SO42-及pH的变化

Figure 5-7 Variations of NO3--N, SO42- and pH in the system under different HCO3- concentrations

由图5-7可以看出，整体来讲系统中的NO3--N、SO42-生成量和pH值的变化趋势都比较明显， NO3--N和pH值一直处于下降的状态，SO42-生成量则是一直上升。不同HCO3-浓度条件下的各指标变化趋势相近，变化量和变化速率有所不同。另外，由于各组反应过程中NO2--N和NH4+-N的浓度始终低于0.5 mg·L-1，且并未出现NO2--N积累的情况，因此图中没有体现其浓度变化过程。

图5-7a表示的是不同HCO3-条件下NO3--N浓度的变化。从图中可以看到，由于批次试验污泥浓度较低反应速率较慢，不添加HCO3-的O组初始NO3--N浓度为15.46 mg·L-1，经过180 min的反应系统内的NO3--N浓度还剩余9.27 mg·L-1。在反应器内添加20 mg·L-1浓度的HCO3-时，系统的NO3--N去除效果有所升高，从初始的14.84 mg·L-1到反应180 min时剩余7.91 mg·L-1，去除效果提升了11.91%。而后继续提高初始HCO3-的浓度至40.00 mg·L-1，NO3--N的去除效果进一步提高，180 min时的NO3--N浓度降低到了8.15 mg·L-1，去除效果增加了22.01%。将反应器中的HCO3-浓度提升到60.00 mg·L-1后，反应器的NO3--N去除效果又有所升高，NO3--N浓度由初始的15.21 mg·L-1到180 min时剩余了6.92 mg·L-1，与O组相比去除量增加了34.01%。最后又将HCO3-浓度再提升到80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1，系统的脱氮效果只升高到了38.02%和40.02%，效果并不明显。对比6组数据可以发现， 在反应器中添加HCO3-能够提高系统的NO3--N去除效果，在HCO3-浓度低于60.00 mg·L-1时，去除率随着添加量的提高而提高，这是由于加入HCO3-后为反应提供了所需的无机碳源，同时也稳定了系统的pH，加快了反应的效率。而在高于60.00 mg·L-1后再提高添加浓度对NO3--N的去除率影响不大，可能是HCO3-对反应的促进效果达到了上限。

从图5-7b中可以看到，系统的SO42-生成量基本上升趋势比较稳定。随着加入HCO3-浓度的升高SO42-生成量也越来越多。在不添加HCO3-时系统180 min的SO42-生成量为68.29 mg·L-1，当加入HCO3-浓度分别为20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1和60.00 mg·L-1时SO42-生成量分别升高到了76.61 mg·L-1、79.77 mg·L-1和85.64 mg·L-1，后续再提高HCO3-的添加量到80.00 mg·L-1、100.00 mg·L-1后， SO42-的生成量只有较少的提高，只有87.43 mg·L-1和87.59mg·L-1，同NO3--N去除的规律一致。

由图5-7c可见，各组的pH值都处于下降的趋势。O组pH值下降速率比较稳定，从初始的8.01降低到了6.82。加入HCO3-后系统中有了缓冲物质，反应初期的pH下降速率变慢，且加入量越多现象越明显，持续时间越长。在加入量100.00 mg·L-1时，整个反应过程的pH值只由8.08降低到了7.66。

图5-8表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，可以看到随着添加HCO3-浓度的增加，ΔSO42-/ΔNO3--N值虽然有所下降但变化并不大，O~A组的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为11.02、11.04、10.56、10.32、10.23和10.01，受副反应影响均比理论值7.54大，而随着HCO3-浓度的提高ΔSO42-/ΔNO3--N值总体趋势降低，这是由于HCO3-促进了硫自养反硝化反应，这部分产生的SO42-比例增加，因此系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值降低。

图5-8不同HCO3-浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 5-8 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different HCO3- concentrations

试验中各组中NO3--N和SO42-的变化趋势均接近于直线，因此对数据进行线性拟合得出NO3--N去除速率和SO42-生成速率，并根据速率计算促进率，结果如图5-9所示。当不添加HCO3-时，NO3--N的去除速率为2.06 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为22.53 mg·(L·h)-1。添加20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1和60.00 mg·L-1的HCO3-后NO3--N去除速率和SO42-生成速率都有了较多的提高，分别达到了2.28 mg·(L·h)-1、2.50 mg·(L·h)-1、2.78 mg·(L·h)-1和25.47 mg·(L·h)-1、26.50 mg·(L·h)-1、28.48 mg·(L·h)-1。与O组相比，NO3--N去除速率分别提高了10.67%、21.36%和34.95%，SO42-生成速率则是提高了13.04%、17.62%和26.41%。两者增加的比例不同的原因可能是部分SO42-由其他副反应生成和试验误差的影响。加入80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1的HCO3-时NO3--N去除速率分别为2.85 mg·(L·h)-1、和2.87 mg·(L·h)-1，与O相比提高了38.34%和39.32%，与前几组相比提高的幅度不大，同时SO42-生成速率也没有较大的提高，分别为28.96 mg·(L·h)-1、和29.05 mg·(L·h)-1，与O相比提高了28.54%和28.94%，因此添加60.00 mg·L-1的HCO3-较为适宜。同时对比其他研究者的相关结论发现，姚鹏程[135]在探究HCO3-对反应速率的影响时，一定范围内HCO3-投加量越多反应速率越快，最多能提高近两倍，且临界的C/N摩尔比为1.52，本试验中得出的临界摩尔比约为1.02；牛建敏等[77]探究HCO3-浓度对脱氮硫杆菌反硝化影响时发现加入HCO3-最多能将反速率提高近46.00%。效果均要比本试验要好，分析原因是受到温度和污泥浓度的影响。前两者试验时的温度分别为25.0~33.0℃和28.0℃，均比本试验高出不少，因此微生物活性较好。而因为本研究中进行批次试验时对污泥进行了稀释，污泥浓度较低，也对反应效果造成了一定的影响。这两个原因导致本研究中NO3--N去除效果的提高程度不如其他研究中的结论。

a不同HCO3-浓度下NO3--N去除速率

b不同HCO3-浓度下SO42-生成速率

图5-9 不同HCO3-浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 5-9 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different HCO3- concentrations

1. 1. 本章小结
2. NH4+-N浓度会影响单质硫自养反硝化系统的NO3--N去除率，当水中NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时对反应无较大影响，达到10.00 mg·L-1时开始对反应产生抑制，且浓度越高抑制作用越明显，30.00 mg·L-1的NH4+-N对反应的抑制作用能达到51.43%。但以NO2--N为电子供体时则没有抑制作用，说明高浓度的NH4+-N抑制了硫自养反硝化过程中NO3--N向NO2--N转化的步骤。
3. 水中的DO会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，0.50 mg·L-1的DO就会将反应效果抑制60.00%以上，保持3.00 mg·L-1的DO时NO3--N去除率只有16.70%，同时DO浓度高时还会产生大量的SO42-。
4. 在系统中添加HCO3-能在为反应提供无机碳源并稳定pH，因此能够加快硫自养反硝化的反应速率，在批次试验中添加60.00 mg·L-1的HCO3-时能使NO3--N去除速率加快34.95%，相比之下是较为合适的添加量。

1. 补充硫源对单质硫自养反硝化反应器的强化效果探究

在深度脱氮的实际工程应用中，尤其是在我国北方地区冬季气温较低，会对硫自养反硝化菌的活性造成较大的抑制，从而降低系统的脱氮效率，使出水中的NO3--N有超标的风险[52]。为了应对这一问题，尝试在单质硫自养反硝化系统中补充加入溶解性的硫源，以加强传质效果，加快反应速率，进而降低出水的NO3--N浓度，提高系统脱氮效果，降低超标风险。本章通过批次试验的方法分别在单质硫自养反硝化系统中添加Na2S和Na2S2O3作为补充硫源，探究其各自对反应的促进作用和最适的添加浓度。

1. Na2S的强化作用
   1. 材料与方法

Na2S浓度对硫自养反硝化反应的强化试验采用1000 ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为O~E 6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别采用2.50 mg·L-1、5.00 mg·L-1、7.50 mg·L-1、10.00 mg·L-1和15.00 mg·L-1的Na2S（以S2-计）进行试验，各组的初始S/N分别为0.10、0.21、0.31、0.42和0.63，并设置一组不添加Na2S的试验作为空白对照。控制初始NO3--N浓度为15.00±0.30 mg·L-1。S单质添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为21.2±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.00±0.10，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使S单质、污泥与水充分混合。具体参数见表6-1。

表6-1不同Na2S浓度试验中各组的运行参数

Table6-1 Operation parameters of each group in different Na2S concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	Na2S添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
A	300±10	2.50	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
B	300±10	5.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
C	300±10	7.50	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
D	300±10	10.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10
E	300±10	15.00	15.00±0.30	21.2	8.00±0.10

1. 结果与讨论

不同Na2S浓度对单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果的强化作用和系统SO42-生成量的变化如图6-1所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图6-2所示。

由图6-1可见，系统中的NO3--N都呈现下降的趋势且各组差别不大， 除前两组之外NO2--N和pH值都出现了先上升再下降的趋势，而SO42-的生成量则是一直上升的状态，各组相差也不大。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统NO2--N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化
e系统NOx--N浓度变化	f系统NO2--N积累率变化

图6-1 不同Na2S添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 6-1 Nitrogen removal effect and SO42- variation of the system under different Na2S concentrations

图6-1a表示系统中NO3--N的变化情况。从图中可以看到，各组的NO3--N浓度都处于一直下降的状态，其中O组由开始时的14.84 mg·L-1到180 min时反应至8.53 mg·L-1，去除了6.32 mg·L-1，下降幅度最小。加入2.50 mg·L-1、5.00 mg·L-1、7.50 mg·L-1和10.00 mg·L-1的Na2S后系统NO3--N去除量分别达到了6.81 mg·L-1、7.31 mg·L-1、7.83 mg·L-1和8.42 mg·L-1，呈上升的趋势，添加15.00 mg·L-1的Na2S时系统的NO3--N去除量最多，由初始的15.21 mg·L-1降低到了5.80 mg·L-1，去除了9.41 mg·L-1，NO3--N的去除量与加入的Na2S浓度成正相关。加入Na2S后系统的NO3--N去除效果提高的原因主要是因为溶解度高、易于传质[51]，因此能较快的被微生物所利用，反应速率加快。

图6-1b表示的是系统反应过程中各组NO2--N浓度的变化，可以看到O组与A组中反应的全过程中NO2--N浓度都没有出现升高的趋势，而B组则中出现了轻微的NO2--N积累情况，但反应过程中的NO2--N浓度最高只达到了0.45 mg·L-1。C组最高的NO2--N浓度提高到0.81 mg·L-1，但其初始的NO2--N浓度比其他组也略高。系统的NO2--N浓度在E组中达到了最大，在反应至60 min时达到了1.46 mg·L-1。随着加入Na2S浓度的提高系统中的NO2--N出现先升高后下降趋势的原因是硫自养反硝化菌利用S2-的反应速度要比利用S单质的速度快，初始时先利用S2-进行NO3--N到NO2--N的还原，此过程速度较快，而从NO2--N到N2的还原过程速度较慢[83]，且随着S2-浓度下降这部分反应主要依靠S单质来完成，速度较慢。后期随着S2-浓度和NO3--N浓的降低第一步反应速率减慢，多余的NO2--N被利用，因此NO2--N浓度出现了先上升后下降的趋势。

从图6-1c中可以看到，系统的SO42-生成量也处于一直上升的状态，且Na2S添加量越多SO42-生成量也越多。O组的SO42-生成量最少，为62.62 mg·L-1，E组SO42-的生成量最多，达到了80.28 mg·L-1。对比两组的NO3--N去除量来看，O组的NO3--N去除量为6.32 mg·L-1，而E组的NO3--N去除量为9.41 mg·L-1，比O组多去除了3.10 mg·L-1。若以电子供体为S单质计算，理论上多出的SO42-生成量应该为23.37 mg·L-1，而实际的SO42-生成量只多出了17.66 mg·L-1，这是因为以S2-为电子供体时，每反应1.00 mg·L-1 的NO3--N只生成4.80 mg·L-1的SO42-，要比以S单质为电子供体的7.54 mg·L-1少，因此系统生成SO42-的量增加的较少。

由图6-1d可见，系统pH值的变化与NO2--N变化趋势相同，都出现了先上升后下降的趋势。O组的pH值下降趋势比较稳定，由开始的8.00到反应结束时下降至6.78。而加入Na2S后反应初期的pH值出现了上升的情况，且加入的量越多上升的趋势越明显，在E组中反应30 min时的pH值由8.00上升到了8.19。随着反应的进行，pH又开始下降，但加入的Na2S量越多下降的趋势也越缓慢。分析原因是因为当以S2-为电子供体进行硫自养反硝化反应时反应过程是产碱的，反应初期系统利用S2-较多，系统中的总反应是产碱的，因此反应初期的pH是上升的，随着反应的进行，S2-浓度降低，系统中的硫自养反硝化反应又开始以S单质为电子供体的反应为主，pH值开始下降。

图6-1e表示系统中NOx--N的浓度变化。可以看到，随着加入Na2S量的增加，各组的NOx--N去除速率均有所增加且全过程的速率较为一致，这同样是由于加入Na2S后提高了NO3--N的去除速率，但其主要被利用于NO3--N到NO2--N的转化过程，而NO2--N进一步反硝化的速率相比之下较慢，限制了整体的NOx--N去除速率。

系统反应过程中的NO2--N积累率变化如图6-1f所示，可以看到除O组和A组外，随着Na2S添加量的增加，系统的NO2--N积累率随之增加，且都在第30 min时达到最大，说明以Na2S为硫源时反应速率较快。O组和A组反应过程中并未出现NO2--N积累的现象，添加Na2S量为15.00 mg·L-1，系统补充硫源初始S/N比为0.63时，反应器中的NO2--N积累率在30 min时达到了34.82%，但随着反应进行NO2--N积累很快消失。

图6-2不同Na2S浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 6-2 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different Na2S concentrations

图6-2表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，随着Na2S添加量的增加，ΔSO42-/ΔNO3--N值一直保持下降的趋势，O~A组的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为9.92、9.39、9.17、9.13、8.82和8.53同样要比理论值7.54大且保持降低，这是由于以Na2S为电子供体时理论的ΔSO42-/ΔNO3--N值仅为4.8，这部分反应的比例增加导致了系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值的降低。

由于实验过程中NO3--N变化趋势为曲线，取反应初始和结束时的浓度计算平均去除速率，SO42-生成速率近似直线，以拟合方法计算，并计算促进率，结果如图6-3所示。

如图6-3可见，随着添加Na2S浓度的提高，NO3--N的去除速率也呈现逐步上升的趋势。在不加入Na2S时系统的NO3--N的去除速率为2.11 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为21.02 mg·(L·h)-1，而加入15.00 mg·L-1的Na2S时（S/N=0.63）去除速率提高到了3.14 mg·(L·h)-1，相比O组提高了1.03 mg·(L·h)-1，提高了48.82%,但SO42-生成速率为27.00 mg·(L·h)-1，仅提高了5.98 mg·(L·h)-1，提高比率为28.45%，很好的在加强单质硫自养反硝化系统的脱氮效果的同时并未使SO42-生成速率升高过多，降低了SO42-超标的风险。

a不同Na2S浓度下NO3--N去除速率

b不同Na2S浓度下SO42-生成速率

图6-3 不同Na2S浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 6-3 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different Na2S concentrations

通过批次试验可以说明，在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S作为补充硫源可以较好的强化系统的脱氮效果，能够在系统脱氮效果不佳时保证其处理效率，这与其他研究者[136]的结论一致。投加Na2S不仅能降低出水的NO3--N浓度，同时还能稳定反应器内的pH值，使pH保持在合适的范围内。但是以Na2S作为补充硫源缺陷也比较明显：Na2S作为强碱弱酸盐在水中水解会呈强碱性，在系统中一次性添加浓度为15.00 mg·L-1的Na2S时溶液的pH值就能达到9.00甚至10.00以上，而以S2-为电子供体的反硝化过程又是产碱的，因此就不得不在加入加Na2S的同时加入酸性物质来平衡过高的碱度，这会导致额外的成本增加，针对这一问题建议在实际运行中将Na2S的加入浓度控制在较低阶段，分步投加，可以有效减小系统pH的波动。

1. Na2S2O3的强化作用
   1. 材料与方法

Na2S2O3浓度对硫自养反硝化反应的强化试验采用1000ml烧杯进行。取等量SBR反应器周期末期的泥水混合液于烧杯中分为A~E 6组，沉淀后以去离子水清洗数遍，稀释至刻度线。分别加入20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1、60.00 mg·L-1、80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1的Na2S2O3（以Na2S2O3计），各组的初始S/N分别为0.14、0.28、0.42、0.56和0.70，并设置一组不添加Na2S2O3的试验作为空白对照。控制初始NO3--N浓度为15.00±0.60 mg·L-1。S单质添加量为100.00 mg·L-1，维持试验温度为18.5±0.1℃，通过添加Na3PO4调整反应开始时pH为8.00±0.15，每组试验均设置平行组，以搅拌器搅拌使S单质、污泥与水充分混合。具体参数见表6-2。

表6-2不同Na2S2O3浓度试验中各组的运行参数

Table6-2 Operation parameters of each group in different Na2S2O3 concentration tests

编号	搅拌转速/(r·min-1)	Na2S2O3添加量/mg·L-1	NO3--N/mg·L-1	温度	初始pH值
O	300±10	0.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
A	300±10	20.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
B	300±10	40.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
C	300±10	60.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
D	300±10	80.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15
E	300±10	100.00	15.00±0.60	18.5	8.00±0.15

1. 结果与讨论

不同Na2S2O3浓度对单质硫自养反硝化反应系统的脱氮效果的强化作用和系统SO42-生成量的变化如图6-4所示，各组的ΔSO42-/ΔNO3--N值如图6-5所示。

由图6-4可见，各组的NO3--N浓度与pH都呈现一直下降的趋势，除O组之外NO2--N的浓度则是先上升再下降的趋势，而SO42-的生成量则是一直上升的状态。各组的指标之间变化趋势相近，但变化量与变化速率相差较大。

图6-4a表示系统中NO3--N的变化情况。由图可见，O的NO3--N浓度变化量较少，由初始时的14.84 mg·L-1到180 min时还剩余6.17 mg·L-1，去除率为58.42%。而添加20.00 mg·L-1的Na2S2O3时系统的NO3--N去除效果就有了较大的提升，由初始的14.97 mg·L-1降低到了5.31 mg·L-1，去除率升高至64.53%。随着加入的Na2S2O3浓度的提高，NO3--N去除量也越来越多， B、C和D组的NO3--N去除率分别达到了68.17%、73.05%和80.79%。当Na2S2O3浓度达到100.00 mg·L-1时，在180 min的时间内能够将反应器内的NO3--N反应至2.70 mg·L-1，去除率达到了82.65%。Na2S2O3能够加强系统脱氮效果的原因是其传质效果好，能够被微生物高效利用，是最有效的硫源[54]，投加后能显著提高反应速率。

图6-4b表示的是系统反应过程中各组NO2--N浓度的变化，可以看到O组的NO2--N浓度没有出现升高的趋势，而当Na2S2O3添加量为20.00 mg·L-1~60.00 mg·L-1时，反应初期的NO2--N浓度出现了轻微的上升，但最高浓度都在0.50 mg·L-1以下且很快就降到零。加入80.00 mg·L-1时系统的NO2--N有了较为明显的积累，最高达到了0.46 mg·L-1。系统的NO2--N积累量在Na2S2O3加入量为100.00 mg·L-1时达到了最大，达到了1.37 mg·L-1。系统中NO2--N浓度先上升后下降的原因同样也是因为Na2S2O3为电子供体的传质效果好，反应速率快，但与投加硫化钠相比积累量少且消耗快，对系统影响较小，这也与Zou G等[57]人的观点一致。

由图6-4c中见，系统的SO42-生成量处于一直上升的状态，且随着Na2S2O3加入量的增多，上升的速率呈现先快后慢的趋势。O组的SO42-生成量增长速率比较稳定，反应结束时为72.85 mg·L-1。加入Na2S2O3的量越多，SO42-的生成量也越多，曲线的斜率变化率越大。这是由于Na2S2O3反应速度较快，且以Na2S2O3为电子供体进行硫自养反硝化时的ΔSO42-/ΔNO3--N为11.58，要比以S单质为电子供体时的生成量多，因此反应初期会生成更多的SO42-，后续随着Na2S2O3浓度的降低的SO42-生成速率会也会慢慢降低。

a系统NO3--N浓度的变化	b系统NO2--N浓度的变化
c系统SO42-生成量的变化	d系统pH值的变化
e系统NOx--N浓度变化	f系统NO2--N积累率变化

图6-5 不同Na2S2O3添加浓度条件下系统脱氮效果及SO42-的变化

Figure 6-5 Nitrogen removal effect and SO42- variations of the system under different Na2S2O3 concentrations

从图6-4d中可以发现，系统pH值的变化与SO42-生成量的变化呈现相反的趋势。O组的pH值下降趋势比较稳定，由开始的8.00到反应结束时下降至6.70。而加入Na2S2O3后反应的pH值的下降速率加快，且加入的量越多下降的趋势越明显，在加入量为100.00 mg·L-1时pH值由初始的7.99迅速降低到了6.14。可以看到加入Na2S2O3后系统中的pH值迅速下降，这是因为Na2S2O3反应速率快且反应过程产酸加快了系统pH值的降低。另外，试验系统中缓冲物质较少也是导致系统pH下降较快的原因。

图6-4e表示系统中NOx--N的浓度变化。可以看到，随着加入Na2S2O3的增加， NOx--N的去除速率呈现增加的趋势，同样的其反应过程中速率比较均匀，也是由于NO2--N反硝化步骤的速率限制了整体的NOx--N去除速率的原因。

图6-4f表示系统反应过程中的NO2--N积累率变化，可以看到除O组外，随着Na2S2O3浓度的增加系统的NO2--N积累率也增加，在第30 min时达到最大，说明Na2S2O3反应较快。O组反应过程中并未出现NO2--N积累的现象，添加Na2S量为80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1，系统补充硫源初始S/N为0.56和0.70时，反应器中的NO2--N积累率在30 min时分别达到了13.54%和34.82%，在S/N与添加Na2S相近时积累率要小于后者，这是因为Na2S2O3的反应速率比Na2S更快，因此在初始S/N更高时才出现较多的NO2--N积累。

图6-5表示系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化，随着Na2S2O3添加量的增加，与加入Na2S相反的是系统中ΔSO42-/ΔNO3--N值一直保持上升的趋势，O~A组的ΔSO42-/ΔNO3--N值分别为8.4、9.05、9.3、9.5、9.62和9.77，,比以S单质为电子供体的理论值7.54大但小于以Na2S2O3为电子供体的理论值11.58，这是由于系统中主要发生的是S单质型的自养反硝化，Na2S2O3型只占了一部分，而随着Na2S2O3加入量的增加这部分反应的比例增加，使系统整体的ΔSO42-/ΔNO3--N值出现上升。

图6-5不同Na2S2O3浓度下ΔSO42-/ΔNO3--N值的变化

Figure 6-5 Variation of ΔSO42-/ΔNO3--N values in different Na2S2O3 concentrations

试验中各组的NO3--N去除速率和SO42-生成速率如图6-6所示，均以反应开始与结束时的浓度计算得平均速率，进而计算促进率。

从图6-6中可以看到，随着添加Na2S2O3浓度的提高，NO3--N的去除速率和SO42-生成速率也呈现逐步上升的趋势。O组中的NO3--N的去除速率为2.89 mg·(L·h)-1，SO42-生成速率为24.28 mg·(L·h)-1，A组（S/N=0.28）的NO3--N的去除速率和SO42-生成速率分别为3.22 mg·(L·h)-1和29.13 mg·(L·h)-1，比O组分别提高了11.42%和19.97%。随着Na2S2O3加入量的升高B、C、D组的NO3--N的去除速率和SO42-生成速率均保持上升，而加入100.00 mg·L-1 Na2S2O3的E组(S/N=0.70)中NO3--N去除速率则提高到了4.29 mg·(L·h)-1，比O组的加快了1.40 mg·(L·h)-1，提高了48.44%，大幅度加强了单质硫自养反硝化系统的脱氮效果，与缪博等[56]在25℃条件下得到的57%相差不大。同时补充硫源S/N相近时NO3--N去除速率提高的比例较添加Na2S略低，这是受到了温度较低的影响；SO42-生成速率则是提高到了40.28 mg·(L·h)-1，比O组提高了65.90%，也有了较多的提升，而提高比例大于比例的原因也是由于Na2S2O3型自养反硝化的ΔSO42-/ΔNO3--N值大于S单质型自养反硝化，这与其他研究人员的结论一致[51]。

a不同Na2S2O3浓度下NO3--N去除速率

b不同Na2S2O3浓度下SO42-生成速率

图6-4 不同Na2S2O3浓度条件下NO3--N去除速率和SO42-生成速率变化

Figure 6-4 Variation of NO3--N removal rate and SO42- generation rate under different Na2S2O3 concentrations

试验证明，在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S2O3作为补充硫源可以更好的强化系统的脱氮效果，降低出水的NO3--N浓度。但是以Na2S2O3作为补充硫源时系统中的SO42-生成量较多，pH值降低较快，需要投加一定量的碱度来平衡反应产生的酸性物质。

1. 1. 本章小结
2. 在单质硫自养反硝化系统中加入Na2S作为补充硫源可以对系统的脱氮效果起到较好的强化作用，加入15.00 mg·L-1的Na2S时（S/N=0.63）系统NO3--N的去除速率比不添加时加快1.03 mg·(L·h)-1，提高了48.82%，同时也能降低SO42-的生成量，但一次性加入较低浓的Na2S度就会导致系统的pH值过高，需要额外投加酸性物质进行中和，因此建议实际应用中采用分步投加的方法控制投加量。
3. 加入Na2S2O3对系统的脱氮效果也有较好的强化效果，加入80.00 mg·L-1（S/N=0.56）和100 mg·L-1（S/N=0.70）的Na2S2O3时NO3--N的去除速率分别比不加入时加快1.07 mg·(L·h)-1和1.40 mg·(L·h)-1，提高了37.02%和48.44%，但也存在系统pH降低较多，SO42-生成量较多的情况。
4. 加入Na2S和Na2S2O3对单质硫自养反硝化系统的脱氮效果都有着较好的强化作用，但相比之下Na2S2O3反应速率更快、安全性更高，是更好的选择。

1. 结论与建议
   1. 结论

本研究分别采用生物滤池和SBR形式启动运行单质硫自养反硝化反应器，通过调节运行参数，实现了不同反应器中硫自养反硝化菌的富集培养以及系统的稳定运行，脱氮效果较好。通过改变进水水质以及批次试验，探究了硫自养/异养反硝化、硫自养/ANAMMOX耦合反应的可行性与效果和NH4+-N浓度、DO浓度和HCO3-浓度对硫自养反硝化反应的影响，以及补充硫源对系统脱氮效果的强化作用，得到了以下结论：

1. S/硫铁矿填料滤池、S/石灰石填料滤池和SBR形式启动单质硫自养反硝化反应器，在室温、进水NO3--N浓度约60.00 mg·L-1，pH在7.90，接种污泥为硫自养反硝化污泥的条件下，均能快速启动反应器。在进水NO3--N浓度约30.00 mg·L-1条件下稳定运行时平均NO3--N去除负荷分别能达到0.080 kg·(m3·d)-1、0.184 kg·(m3·d)-1以及0.080 kg·(m3·d)-1，S/石灰石填料的滤池去除负荷最高，脱氮能力最强，出水NO3--N保持在5.00 mg·L-1以下，是最好的形式选择。
2. 在S/硫铁矿、S/石灰石和SBR反应器的日常运行过程中，均存在着出水SO42-超标的风险。在系统中引入新的电子供体可以减少SO42-的生成量，加快反应速度。在初始NO3--N浓度为15.34±0.50 mg·L-1条件下，加入30.00 mg·L-1的COD时NO3--N反应完全的时间要比不加COD条件下提前近1个小时，SO42-生成量减少了28.21%。
3. 通过在正常运行的硫自养反硝化反应器中加入较高浓度的NH4+-N进行单质硫自养反硝化与ANAMMOX反应的耦合，运行79 d后发现反应器内没有ANAMMOX反应发生，该条件下耦合可行性不高，且会影响系统对NO3--N的去除效果。另外，发现较高浓度的NH4+-N对以NO2--N为电子受体的硫自养反硝化反应无明显抑制，推测是较高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N的转化过程。
4. 对SBR、LC2和LC1反应器中的污泥进行高通量测序，分析其微生物群落结构。从门水平来看，变形菌门（Proteobacteria）在三个反应器中都占有较大优势，所占比例分别为84.13%、85.13%和67.49%。从属水平来看，Thiobacillus菌属在三个反应器中都是优势菌属，相对丰度在SBR、LC2和LC1反应器分别占31.59%、59.44%和45.06%。SBR反应器中Rhodanobacter、Thiomonas和Sulfurimonas三种硫自养反硝化菌属的相对丰度分别为12.80%、10.47%和5.53%，系统微生物均匀性较好，同时也检测到了硫氧化细菌的存在。LC2反应器中出Thiobacillus之外，异养反硝化菌Dokdonella占有4.66%的相对丰度，其他菌属较少。LC1反应器中则是Ignavibacterium为第二优势菌属，其他菌属占比较少。
5. 进行批次试验研究发现，当水中NH4+-N浓度为5.00 mg·L-1时对硫自养反硝化反应影响不大，而达到10.00 mg·L-1时则会对反应产生抑制，浓度越高抑制作用越明显，30.00 mg·L-1的NH4+-N能将反应抑制51.43%。但当氮源为NO2--N时则不会出现抑制情况，证明高浓度的NH4+-N抑制了NO3--N向NO2--N的转化。DO会对单质硫自养反硝化系统造成很大的影响，0.50 mg·L-1的DO就会将反应效果抑制60.00%以上，3.00 mg·L-1的DO使周期内NO3--N去除率降低至16.70%，同时DO浓度高时还会产生大量的SO42-。HCO3-能够加快硫自养反硝化的反应速率，在批次试验探究的20.00 mg·L-1、40.00 mg·L-1、60.00 mg·L-1、80.00 mg·L-1和100.00 mg·L-1浓度梯度中添加60.00 mg·L-1的HCO3-时能使NO3--N去除速率加快34.95%，是最和适的添加量。
6. 加入Na2S和Na2S2O3都能对单质硫自养反硝化系统的脱氮效果起到很好的强化作用，加入S/N=0.63的Na2S时系统NO3--N的去除速率比不添加时提高了48.82%，且ΔSO42-/ΔNO3--N降低了1.39,；加入S/N=0.56和0.70的Na2S2O3时NO3--N的去除速率分别提高了37.02%和48.44%，能够在低温环境下保证系统的脱氮效果，但系统的ΔSO42-/ΔNO3--N有所升高。相比之下Na2S2O3反应速率更快、对微生物无毒害作用、安全性更高，是较好的选择。
   1. 建议

考虑到本试验还有不足之处，为后续的试验研究人员提出以下建议：

1. 因试验条件限制，本试验中采用的进水是人工无机配水，与实际的二级出水还有一些差距，建议后续以实际的二级出水进行研究。
2. 与ANAMMOX耦合试验中添加NH4+-N浓度较高，运行时间较短，建议先调节运行参数使反应器中出现NO2--N积累，而后降低进水的NH4+-N浓度，延长培养时间，或将反应设置于两个反应器中进行耦合。
3. 本研究中仅对门和属水平的微生物群落结构进行了分析，建议在种水平上进一步对微生物群落结构进行分析。
4. 因试验条件限制，补充硫源对单质硫自养反硝化反应器的强化作用未能在低温条件下进行，建议后续控制在温度较低的环境下进行，探究低温条件下Na2S和Na2S2O3对反应的强化效果

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攻读硕士学位期间发表的学术论文

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[2]付昆明,黄少伟,杨帆. 紫外分光光度法测定NO3--N过程中S2O32-的干扰与消除[J/OL].工业水处理:1-9[2022-03-24].DOI:10.19965/j.cnki.iwt.2021-0919.