酚類化合物是重要的化工原料和中間體，也是常見的水溶性有機污染物，其廣泛存在于石油化工、 煤氣、 木材纖維、 焦化、 冶金、 農藥、 機械制造、 塑料、 化學有機合成工業、 醫藥、 油漆等工業排出的廢水中[1, 2, 3, 4, 5]. 典型的魯奇煤化工廢水可生化性僅為0.28左右，酚濃度高達1 000～5 500 mg·L-1，氨氮濃度為350～900 mg·L-1[6, 7, 8, 9]. 所以，對于煤化工廢水生物處理而言，除酚和脫氮都是關鍵任務.

　　鑒于硝化菌對毒性有機物的抑制較為敏感，目前人們對酚類抑制硝化效率的研究較為廣泛[10, 11, 12]. 但在傳統缺氧-好氧脫氮過程中，煤化工廢水中的高負荷酚直接沖擊缺氧脫氮單元，進而影響原水中有機物和總氮的去除，缺氧反硝化單元對酚類負荷的去除效率，也是緩解好氧硝化單元受酚類污染物抑制的關鍵所在. 因此，關注高負荷酚對反硝化過程的影響及提出解決方案至關重要[13]. Zhuang等[14]在苯酚與甲醛共存的系統中，考察了苯酚負荷對反硝化效率的影響. 結果表明，當苯酚濃度增加到1 010 mg·L-1時，對反硝化效率產生了嚴重的抑制作用. 韋余芳[15]研究了含氮酚類廢水缺氧反硝化生物降解特性，結果表明,不同進水濃度的苯酚在開始的一段時間內的缺氧降解速率不同，苯酚濃度越高，缺氧降解速率越慢，表明酚類負荷與其對反硝化過程的抑制效應呈正相關關系.

　　魯奇氣化爐廢水COD為2 000~25 000 mg·L-1，其中酚類物質濃度為1 000~5 500 mg·L-1，為COD的主要構成部分，大約占COD濃度的30%~60%[16]. 雖然，原水中也含有雜環和多環類有機物，但比例較酚類物質顯著較低. 因此，本研究以“酚類負荷對煤化工廢水反硝化效率的影響”作為考察重點.

　　1 材料與方法 1.1 試驗裝置

　　本試驗采用缺氧反硝化裝置，試驗裝置如圖 1所示. 缺氧反硝化池選用有效容積為10 L的容器，頂部加裝攪拌器進行攪拌，保證系統內活性污泥處于充分混勻狀態. 為避免COD不足對反硝化脫氮效率的限制，按照COD與NO3--N質量比為5∶1的標準，在缺氧反硝化池進水中補加硝酸鈉(NaNO3).

　　圖 1 缺氧反硝化池

　　1.2 分析方法

　　試驗中測定水質所用的分析方法均按照文獻[17].

　　2 結果與討論 2.1 酚類化合物對反硝化脫氮效率的影響 2.1.1 不同初始濃度總酚對反硝化脫氮效率的影響

　　選擇缺氧單元活性污泥裝置，進水以實際煤化工廢水按照COD和總酚濃度從低到高共4種水質組合，分別為：①COD 300~350 mg·L-1、 總酚50 mg·L-1，②COD 500 mg·L-1、 總酚80~100 mg·L-1，③COD 1 100mg·L-1、 總酚190~200mg·L-1，④COD 2 500mg·L-1、 總酚300mg·L-1. 另外，為避免氮不足對反硝化脫氮效率的限制，按照COD與NO3--N質量比為5∶1的標準，在各缺氧反應器進水中補加硝酸鈉(NaNO3). 控制缺氧反應器HRT和SRT分別為15 h和50 d，MLSS為3 000 mg·L-1左右，采用機械攪拌混合. 為考察總酚的不同初始濃度對反硝化脫氮效率的影響，測定上述4種進水情況下的COD、 總酚、 硝酸鹽氮去除情況，每個階段運行100 d，結果如圖 2所示.

　　圖 2 不同初始酚負荷時進出水中COD、 NO3--N和總酚變化

　　由圖 2可知，根據進出水濃度變化，①和②兩種水質組合對COD、 總酚、 NO3--N的去除效果沒有明顯影響，去除率分別達到98%、 99%和90%; 提高進水COD和總酚至1 100 mg·L-1和200mg·L-1左右時，COD、 總酚和NO3--N的去除率分別降低至85%、 90%和60%左右; 當進水COD和總酚濃度提高至2 500 mg·L-1和300mg·L-1左右時，COD、 總酚、 NO3--N的去除率分別為75%、 75%、 38%.

　　總體看來，當總酚100mg·L-1左右時，對反硝化脫氮效率的影響較小. 因為，隨著總酚濃度增高，進水COD也在增加，即污泥的有機負荷增加，當然污泥的硝酸鹽氮負荷也增加了，此時污泥有機負荷增加的情況下，盡管控制COD/NOx--N為5∶1使得脫氮率即硝酸鹽氮去除率不會有大的改變，但反硝化速率肯定是增加的，所以在一定濃度范圍內，有機負荷增加強化了反硝化菌的活性. 但是，在總酚初始濃度達到200mg·L-1以上時，總酚的抑制相對于有機負荷增加對反硝化速率或活性的增強而言，總酚抑制占優勢，其對異養菌抑制效應逐步加強，且隨總酚濃度以相同幅度增加時，其對異養菌的抑制程度呈現加速增強. 對照每組COD、 NO3--N和總酚濃度變化可知，隨著總酚濃度達到200mg·L-1即對異養菌造成顯著抑制時，雖然3項指標的去除率皆有下降，但NO3--N去除率的下降幅度更大，

　　即在缺氧異養菌群為主的活性污泥中，反硝化菌受到總酚抑制效應較其他除碳異養菌更強. 故在缺氧池前段通過優化除酚以削弱高負荷酚對反硝化進程的抑制，是保障缺氧反硝化效率良好的關鍵.

　　2.1.2 不同總酚負荷對反硝化脫氮效率的影響

　　控制試驗系統進水以甲醇調節COD濃度在350 mg·L-1左右，以硝酸鈉(NaNO3)配置NO3--N濃度70mg·L-1左右，以亞硝酸鈉(NaNO2)配制NO2--N濃度10mg·L-1左右. 通過考察不同總酚負荷下缺氧單元出水中NO3--N、 NO2--N濃度，從而反映酚類污染物對反硝化生物脫氮效率的影響，情況如圖 3所示.

　　圖 3 不同總酚負荷下缺氧單元出水NO3--N、 NO2--N變化趨勢

　　由圖 3可知，當總酚50 mg·L-1時，與空白組對照酚類化合物對反硝化影響較弱，NO3--N和NO2--N的去除率可分別達到83%和80.6%; 當總酚100 mg·L-1時，酚類化合物對反硝化影響開始顯著，在75 d后NO3--N的濃度仍在20 mg·L-1左右，此時NO3--N去除率為75%，NO2--N最終穩定在3.6 mg·L-1左右，此時NO3--N去除率為57%; 當總酚濃度在200 mg·L-1時，含酚類化合物的廢水在75 d后NO3--N的濃度在30 mg·L-1左右，NO3--N去除率為55%，NO2--N穩定在6mg·L-1左右，NO2--N去除率為25%. 總結來看，隨著酚濃度的增加，NO3--N和NO2--N的去除率不斷下降，最終缺氧單元出水中NO3--N和NO2--N濃度不斷上升，其反硝化過程所受到的抑制也在增強. 除此之外，在運行前期，NO2--N的濃度隨著NO3--N的降低不斷增加，當NO3--N濃度達到穩定時，NO2--N的濃度接近于最大. 造成這種情況的原因可能有兩方面：一是反硝化過程為一多步反應，NO3-先經硝酸鹽還原酶還原至NO2-，NO2-再經亞硝酸鹽還原酶、 NO還原酶、 N2O還原酶，最終被還原為N2，在NO3--N存在時，反硝化菌優先還原NO3--N，最終造成NO2--N的積累; 二是不同進水濃度的苯酚降解過程中，進水中苯酚和NO3--N濃度越高，硝酸還原酶活性越好，隨著苯酚的不斷降解和NO3--N濃度的降低，硝酸還原酶活性開始降低，此時NO2-還原速率大于NO3--N還原速率[15]. 所以，缺氧單元出水中NO2--N的濃度基本呈現先上升后下降的趨勢.

　　2.2 總酚負荷對反硝化污泥活性的抑制研究 2.2.1 不同濃度總酚對反硝化污泥應激活性的影響

　　對于過氧化氫酶而言，過氧化氫酶具有保護細菌免受有毒物質毒害的作用[18]，本試驗以過氧化氫酶活性表征反硝化污泥對有機物的應激活性，通過對照不同總酚濃度下反硝化污泥的過氧化氫酶活性，考察總酚對反硝化污泥應激活性的影響，結果如圖 4所示.

　　由圖 4可知，在不同總酚濃度下，過氧化氫酶活性的變化趨勢基本一致，馴化前期不斷積累未能降解的污染物和有毒產物，過氧化氫酶活性不斷增大，在馴化中期積累量達到最大，此時過氧化氫酶活性最大，隨著微生物迅速降解有毒有害物質，過氧化氫酶活性降低并最終達到穩定. 但是，進水中不同濃度的總酚對反硝化污泥中微生物活性影響有較大差異，隨著總酚濃度升高，過氧化氫酶活性不斷升高. 由分析可知，隨著總酚濃度的不斷升高，污泥中的微生物由于受到了總酚的抑制作用增強，微生物體內會不斷地產生大量的過氧化氫酶來保護細菌免受有毒有害物質的作用，所以過氧化氫酶活性會隨之升高.

　　總結看來，在不同總酚濃度下，過氧化氫酶活性的變化趨勢基本一致. 但是，隨著總酚濃度的增加，過氧化氫酶活性會不斷升高.

　　圖 4 不同總酚濃度下過氧化氫酶活性變化

　　2.2.2 不同濃度總酚對反硝化污泥降解總酚活性的抑制

　　生物體的脫氫酶活性在很大程度上反映了生物體的活性，而且能直接表示生物細胞對基質降解能力的強弱[19, 20]. 本試驗以脫氫酶活性表征反硝化污泥對有機物的降解活性. 通過對照不同總酚濃度下反硝化污泥的脫氫酶活性，考察總酚對反硝化污泥降解活性的影響，結果如圖 5所示.

　　圖 5 不同總酚濃度下脫氫酶活性變化

　　由圖 5可知，在不同總酚濃度下，脫氫酶活性的變化趨勢基本一致，污泥中脫氫酶的活性不斷上升并最終達到穩定，且在馴化中期的時候升高速率會增加. 這是由于馴化中期大部分微生物能夠快速適應外部環境，并且能夠快速降解污染物，所以脫氫酶活性不斷升高，最終在馴化穩定期的時候達到穩定[21]. 但是，進水中不同濃度的總酚對反硝化污泥中微生物活性影響有較大差異，隨著總酚濃度升高，脫氫酶活性不斷降低. 由分析可知，酚類化合物的存在對微生物有一定的抑制作用，隨著總酚濃度的不斷升高或酚類化合物未及時降解，污泥中的微生物由于受到了總酚的抑制作用增強，導致微生物降解有毒有害污染物的能力降低，脫氫酶活性不斷降低[22].

　　總結看來，在不同總酚濃度下，脫氫酶活性的變化趨勢基本一致，污泥中脫氫酶的活性不斷上升并最終達到穩定. 但是，隨著總酚濃度的增加，污泥中的微生物由于受到了總酚的抑制作用增強，導致微生物降解有毒有害污染物的能力降低，脫氫酶活性不斷降低.

　　2.3 總酚負荷對反硝化污泥毒性的抑制研究

　　為考察活性污泥在降解不同濃度總酚過程中污泥有機毒性的變化情況，用明亮發光桿菌T3菌測定污泥的毒性并進行分析，所得結果如圖 6所示.

　　圖 6 不同總酚濃度下污泥毒性變化

　　由圖 6可知，在不同總酚濃度下，污泥毒性的變化趨勢基本一致，污泥毒性基本呈先上升后下降最后趨于穩定的趨勢. 主要是因為微生物剛剛開始不適應環境且部分酚類化合物降解過程中微生物會產生一些可抑制發光菌生長的有毒分泌物[23, 24, 25]，這些有毒分泌物在污泥內的積累使得污泥毒性逐漸升高，并最終達到一個最大值. 隨著大部分微生物適應環境，污泥毒性下降并達到穩定狀態. 另外，馴化中期時不同總酚濃度之間的毒性抑制率差距大于馴化前期大于馴化穩定期，這是因為一方面在前期污泥中吸附的酚類化合物會對污泥產生一定的毒性; 另一方面微生物產生的有毒分泌物，使得不同濃度間毒性抑制率的差距會達到最大值. 隨著馴化的不斷進行，酚類化合物和有毒分泌物被細菌降解，毒性抑制率之間的差距會慢慢減小.

　　除此之外，由圖 6也可知，當總酚濃度為50mg·L-1時，污泥毒性抑制率在21 d左右達到最大值37.56%，且持續了6 d左右; 當總酚濃度為100mg·L-1時，污泥毒性抑制率在27 d左右達到最大值46.25%，且持續了9 d左右; 當總酚濃度為200mg·L-1時，污泥毒性抑制率在30 d左右達到最大值52.34%，且持續了15 d左右. 因此，總酚的濃度越高，污泥達到毒性抑制率峰值的時間越置后且持續時間越長. 這是因為，總酚濃度越高，酚類化合物的毒性越大且降解過程中產生的有毒分泌物質越多，但是由圖 5可知，總酚濃度越高脫氫酶活性越低，微生物降解有毒有害物質的速率越慢，所以毒性抑制率峰值出現的時間越晚且持續時間越長. 綜上所述，總酚濃度越高，污泥的毒性越高，所以從污泥毒性本身來說，總酚濃度也不能太高，需從強化除酚的角度出發，去除酚類有機物.

　　3 結論

　　(1) 對于反硝化過程而言，總酚進水濃度為100mg·L-1左右不會對其造成顯著抑制. 在總酚初始濃度達到200mg·L-1以上時，其對反硝化細菌抑制效應逐步加強，且隨總酚濃度以相同幅度增加時，其對反硝化細菌的抑制程度呈現加速增強.

　　(2) 隨著酚濃度的增加，NO3--N和NO2--N的去除率不斷下降. 而且，NO2--N的濃度隨著NO3--N濃度的降低呈現先上升后下降的趨勢.

　　(3) 在不同酚負荷的污泥馴化過程中，反硝化污泥的過氧化氫酶活性、 脫氫酶活性以及污泥毒性變化趨勢基本不變，但隨著總酚濃度的升高，過氧化氫酶活性和污泥毒性會上升，脫氫酶活性會下降.

　　(4) 建議在缺氧反硝化池前通過強化除酚適當降低總酚濃度，以緩解高濃度總酚對后續反硝化脫氮過程的抑制.（來源及作者：華東理工大學資源與環境工程學院 張玉瑩 陳秀榮 王璐 李佳慧 徐燕 莊有軍 于澤亞）