紡織印染行業是重要的民生產業，但同時又是典型的重污染行業，其主要污染物為印染廢水，其中包含大量難降解的有機物、染料、助劑、表面活性劑、堿、有機鹵化物(AOX)等，可生化性差，并且近年來隨著紡織印染行業的技術創新，新型合成染料和助劑被大量應用，從而使得印染廢水水質更加復雜，處理難度也進一步加大,傳統單一的生化法很難適應當前需要。物化法可以快速高效降解多種生化法難以降解的污染物，但其相對高昂的處理成本降低了其單獨應用的可行性，而將物化法與生化法進行恰當的工藝組合是目前印染廢水處理技術研究和應用的熱點之一。

　　雙氧水是一種常用的高級氧化劑，一般情況下對微生物活性有破壞作用，通常是將其與鐵鹽等催化劑組合，作為單獨的物化處理單元，被廣泛應用于包括芬頓、光助芬頓、電芬頓以及UV/H2O2等工藝在內的高級氧化法處理印染廢水的研究中，均取得了良好的效果。

　　本實驗采用了不同于以往的嘗試，研究雙氧水協同生化法的工藝對印染廢水的處理效果，前期工作已證明在嚴格控制雙氧水投加濃度和投加速度等參數的條件下，該工藝可以有效強化模擬印染廢水中主要污染物(COD，氨氮，色度)的處理效果，且從微觀層面研究了協同體系的微生物群落結構特征。微生物是生化反應的主體，其中的優勢菌群在生化系統運行的不同階段均起到重要的作用，因此對生化系統中微生物菌群特征的評估也顯得尤為必要。此前研究表明，微生物菌群結構和多樣性取決于生化處理系統中多種因素的驅動作用，相應地，微生物群落結構和多樣性的變化也會影響生化反應器的性能，但目前針對物化法和生化法組合工藝的研究中，深入分析物化藥劑的投加對于微生物菌群結構直接影響的報道還較少。

　　本實驗在前期工作的基礎上，考察雙氧水協同生化法對實際印染廢水的處理效果，并比較了雙氧水協同生化處理體系與完全生化處理體系的微生物菌群結構差異，以期為雙氧水協同生化法的實際應用提供參考。

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗廢水水質及接種污泥

　　本實驗前期污泥培養及馴化所用的廢水有2種，培養初期先采用模擬印染廢水，之后再逐步替換成實際廢水。其中模擬廢水主要成分為聚乙烯醇、葡萄糖、淀粉、碳酸銨、磷酸二氫鉀、染料活性黑5，主要水質參數為：COD 800 mg·L−1,氨氮10 mg·L−1, 色度約400 倍，pH 8.5。

　　所用的實際印染廢水取自廣州市某針織印染企業調節池。該廢水成分復雜，其中含有多種纖維雜質、堿、染料及助劑等，綜合水質如下：COD 400~700 mg·L−1,氨氮 5~20 mg·L−1,色度 300 倍左右，pH 8.0~9.0，水溫約45 °C，本實驗進水前先冷卻至常溫。

　　所用雙氧水為市售質量濃度為30%的雙氧水溶液，使用前先稀釋至合適濃度。本實驗室中投加的雙氧水濃度參考前期研究工作確定為3 mL·L−1。

　　接種污泥取自廣州市某市政廢水處理廠二沉池剩余污泥，先靜置2 h濃縮，取下層濃縮污泥空曝3 d，消耗掉污泥中殘余有機物，之后將污泥濃度調節至約10 000 mg·L−1，備用。

　　1.2 實驗裝置

　　本研究在2套結構相同的裝置(分別命名為2#系統和3#系統)中對照完成，單套系統的結構如圖1所示。主體包括蓄水槽、水解酸化反應器(A段)、接觸氧化反應器(O段)、曝氣系統、進出水蠕動泵。其中2個圓柱形反應器為有機玻璃材質，內徑均為10 cm，高度380 cm,有效容積為3 L，外層包裹2.5 cm厚水浴保溫層，每個反應器中均懸掛相同數量的組合填料作為污泥載體。

　　圖1 實驗裝置示意圖

　　1.3 實驗方法與流程

　　1.3.1 污泥培養與馴化步驟

　　1)制備4 串相同的組合填料，分別固定在2#系統的水解酸化反應器(2-A體系)，2#系統的接觸氧化反應器(2-O體系)以及3#系統的水解酸化反應器(3-A體系)和3#系統的接觸氧化反應器(3-O體系)中，然后將1.1中準備好的濃縮污泥攪拌均勻，依次倒入4個反應器中，每個反應器內初始污泥量均為3 L。

　　2)同步啟動2#系統和3#系統，連續進入模擬印染廢水，每個反應器的停留時間均設定為12 h，體系溫度均控制在30 °C，處理量均為6 L·d−1，2-O和3-O體系的DO均控制在5.5~6.0 mg·L−1之間。經為期4個月運行后，2套系統出水都達到基本穩定的狀態。

　　3)保證進水流量不變，采用階梯式增加實際廢水體積并減少模擬廢水體積的方式，在3個月內將2套系統的進水由100%模擬廢水逐步調整為100%實際廢水，中間調整期具體水質比例變化如下：10%實際廢水與90%模擬廢水混合→30%實際廢水與70%模擬廢水混合→50%實際廢水與50%模擬廢水混合→80%實際廢水與20%實際廢水混合。每種水質條件運行時間為15 d左右，以上所有調整在2套系統中始終保持同步進行。

　　以上步驟僅為污泥培養與馴化環節，水質數據不作為本實驗分析內容。

　　1.3.2 雙氧水協同生化處理實際印染廢水的實驗研究

　　階段Ⅰ(第1~50天)：將2套系統進水調整為100%實際印染廢水后，為穩定進水條件，第11 天開始用濃硫酸將2套系統進水pH均調節至6.0~6.5之間，運行50 d之后2套系統出水水質基本穩定。

　　階段Ⅱ(第51~84天)：從第51天開始進行雙氧水協同生化處理實際印染廢水的實驗。為更直觀地比較雙氧水協同的效果，將2#系統定為空白對照組(即不加雙氧水，維持階段Ⅰ的各項運行條件不變)，僅向3-A體系定時定量投加雙氧水。

　　本實驗中的雙氧水投加量和投加頻率確定如下：濃度為3 mL·L−1的雙氧水溶液100.0 mL，投加速度為1.67 mL·min−1，投加頻率1 次·d−1。投加過程中連續監測3-A 的溶解氧(DO)濃度，另外每天取樣檢測2套系統各工藝段進出水水質[14]。

　　以上運行過程中2套系統的進水水質均完全相同。

　　1.4 取樣及分析方法

　　每天取2套系統中各體系的進出水分析(因2套系統進水水質完全相同，所以進水只取一個樣品)，具體水質指標和分析方法如表1所示。

　　表1 水質指標及分析方法

　　1.5 基于 Illumina平臺的16S rDNA 宏基因組測序

　　階段Ⅱ運行的過程中(第70天)，在體系2-A、2-O、3-A、3-O內填料上各取1個污泥樣品，經濃縮和前處理后，采用16S rDNA高通量測序法[14]，分析各污泥樣品中微生物菌群的種類分布情況。

　　2 結果與討論

　　2.1 反應體系pH變化情況分析

　　pH是廢水生化處理的重要工藝參數，常規水解酸化工藝適合的pH范圍較寬，一般在6.5~7.5之間[19]。而對于印染廢水生化處理體系，當pH高于微生物等電點時，堿性染料會對微生物的活性造成較強抑制[20]。綜合考慮以上影響，并且為了穩定進水水質，本實驗經過探索實驗后，從第11天開始將進水pH調節為6.0~6.5之間，各體系運行過程中進出水pH變化如圖2所示，在階段Ⅰ和階段Ⅱ運行期間，2-A體系和3-A體系出水pH均分布在7.5~8.6之間，體系內部呈中性偏弱堿性環境，2-O和3-O體系出水相比水解酸化體系均略有升高，為7.6~8.7之間。

　　圖2 各反應體系pH變化

　　2.2 反應體系中COD去除情況對比分析

　　如圖3(a)所示，階段Ⅰ內2套系統出水的COD變化趨勢基本相同，當階段Ⅱ開始(第51天)向3-A體系定時投加雙氧水后， 3-A體系出水COD從階段Ⅰ期間略低于2-A體系的狀態轉變為高于后者，且高出幅度在10~40 mg·L−1之間，而3-O體系出水COD和2-O體系出水COD仍然基本相同;與之對應的圖3(b)中，階段Ⅱ開始后3-A體系的COD去除率從階段Ⅰ期間略高于2-A體系的趨勢轉變為低于后者，而3-O體系COD去除率則>2-O體系COD去除率。以上變化是由于3-A體系pH呈弱堿性，而雙氧水在堿性環境中不太穩定[10,21]，會發生分解反應，分解產物包括羥基自由基、過氧羥基自由基(HO2·)、氧氣和水[22] 。其中羥基自由基可以非選擇性地與廢水中的大多數有機化合物通過氫鍵取代和碳碳單鍵的加成迅速發生反應[23]，破壞其分子結構，而產生的微量氧氣則有助于水解酸化體系中兼性菌的繁殖和代謝，促進水解過程[24-25]，進一步提高廢水的可生化性，從而有利于后續好氧生化處理，所以階段Ⅱ內3-O體系的COD去除率>2-O體系的COD去除率;另外上述水解作用主要體現在促進污染物的形態轉化，而不是完全去除，這可能是階段Ⅱ投加雙氧水后3-A體系的COD去除率低于2-A體系的COD去除率的原因。此外，對比階段Ⅱ2套系統的最終COD總體去除率基本持平，均在60%~70%之間波動，因此，后續還需要對體系pH及雙氧水投加量等工藝參數進行優化，進一步強化雙氧水協同生化處理系統整體對COD的去除效果。

　　圖3 各反應體系中COD去除情況對比

　　2.3 反應體系中氨氮去除情況對比分析

　　從圖4(a)可以看出，在整個實驗進行過程中，實際印染廢水進水氨氮濃度波動較大，范圍在3.7~18.6 mg·L−1之間，圖4(b)中2套系統的水解酸化(A)體系出水氨氮濃度和去除率也一直隨進水波動，并且2-A體系與3-A體系氨氮去除率大部分情況下為負值。其中階段Ⅰ內，2-A體系出水氨氮去除率在−60%~+36%之間，平均為−11.3%，3-A體系氨氮去除率在−35%~+38%之間，平均為−5.8%;主要是因為本實驗所用的實際印染進水中含有大量有機氮(比如偶氮染料，含氮有機助劑尿素等)，這些有機氮需要先通過氨化作用轉化為自養微生物可以利用的氨氮[26]，從而使得水解酸化段出水中氨氮濃度升高，去除率為負值，良好的氨化反應是后續脫氮過程的前提和保證[27];階段Ⅱ向3-A體系投加雙氧水后，其氨氮去除率高于對照組2-A體系，其中前者在-93%~+8.5%之間，平均為−18.4%，后者在−103%~+9.2%之間，平均為−34%，減輕了后續接觸氧化段的氨氮處理壓力，這也印證了此前研究人員[28]關于適量的雙氧水可以增加污水中含氧量，從而提高氨氮去除效果的研究結論。另外2套系統的2-O和3-O體系在2個階段內去除效果均較為穩定，且去除率都接近100%，說明本實驗組合工藝具有良好的抗氨氮沖擊能力。

　　圖4 各反應體系氨氮去除情況

　　2.4 反應體系中色度去除情況對比分析

　　從階段Ⅰ第11天開始，用稀釋倍數法定期測定(平均間隔2 d測定1次)各體系進出水色度，結果如圖5所示。階段Ⅱ向3-A投加雙氧水之后，3-A體系出水色度相比2-A體系波動較大，基本在125~150 倍之間，既有高出2-A色度的情況，也有低于2-A色度的情形，但3-O和2-O體系出水色度仍然保持基本相同，在100~125 倍之間。

　　圖5 各反應體系色度去除情況對比

　　本實驗中實際印染廢水的色度由多種染料混合產生，且染料種類隨生產工藝不同隨時變化，主要為偶氮類染料，均屬于芳香族化合物。在生化處理體系中，芳香族化合物在厭氧和有氧的條件下都可以被生物降解脫色，其中偶氮染料的生物脫色主要在厭氧條件下進行，其分解需要2步[29]：第1步是在厭氧條件下發色基團偶氮鍵獲得電子，被裂解成無色的中間代謝產物(如苯胺等)，第2步是在有氧條件下中間代謝產物被進一步降解;因此，當進水中偶氮染料占比較大時，將雙氧水加入水解酸化體系后，其分解產物之一——羥基自由基的強氧化作用可以促進偶氮染料的化學降解，但另一產物——氧氣也可能會和發色基團爭奪電子，從而阻礙微生物對偶氮鍵的裂解過程[29-30]。所以后續還需要對體系的pH以及雙氧水的投加量等參數進行進一步的優化，以期將雙氧水分解的各種產物控制在合適的范圍，進一步提高協同體系對色度的去除效果。

　　2.5 反應體系內微生物菌群的宏基因組16S rDNA 測序對比分析

　　為了更深入地分析雙氧水投加對完全生化處理系統的影響，本實驗在階段Ⅱ運行期間(第70天)，分別取雙氧水協同生化體系(3-A，3-O)以及完全生化處理對照體系(2-A，2-O)的污泥樣品，采用宏基因組16S rDNA測序法, 對這些樣品進行微生物聚類與多樣性分析，并對各樣品中的微生物具體種類進行了鑒定和解析。

　　2.5.1 各體系內微生物聚類與Alpha多樣性對比分析

　　稀釋曲線通常與覆蓋度指數結合使用來評價測序量是否足以覆蓋所有類群，其中稀釋曲線還可以間接反映樣品中物種的豐富程度，當曲線趨于平緩或者達到平臺期時就可以認為測序深度已經基本覆蓋到樣品中所有的物種。而覆蓋度指數的數值越大，則表明樣本中序列沒有被測出的概率越低，本次測序代表樣本真實性的程度越高。結合圖6中的稀釋曲線和表2中的各樣品覆蓋度指數可知，本次測序對本實驗各污泥樣品中微生物種類的覆蓋度均較高，可以反映各樣品中物種分布的真實情況。具體聯系污水寶或參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

　　圖6 各污泥樣本測序稀釋曲線

　　表2 各反應體系中微生物種群多樣性指數

　　而表2中的可操作分類單元數目(OTU )為微生物聚類分析指標，每一個OTU通常被視為一個微生物物種，體系中OTU 數值越大，表明微生物物種越豐富;而Chao1指數、Shannon指數和Simpson指數均為微生物α多樣性的常用度量指標，Chao1值越大，代表樣品中物種總數越多;Shannon值和Simpson值越大，表明樣品的物種多樣性越高。比較本實驗中各樣品的OTU數目及α多樣性指數，可以看出投加雙氧水的3-A體系和未投加雙氧水的2-A體系中微生物的物種總數基本相同，但后續2套接觸氧化體系中微生物種類多樣性差異顯著，其中3-O體系物種多樣性遠小于2-O體系，說明3-O體系內的微生物種類趨于集中。

　　2.5.2 反應體系內微生物菌群結構對比分析

　　本實驗中所有污泥樣品的微生物在門水平(豐度>1%)的種類分布情況如圖7所示。對比可以發現，雙氧水的投加對于生化處理體系的微生物種群類型和豐度都有顯著影響。其中投加雙氧水的3-A體系污泥樣品共檢出46個菌門，其中的絕對優勢菌門為Proteobacteria(變形菌)和Bacteroidetes(擬桿菌)，這也與LI等 [31]之前對印染廢水處理體系中微生物優勢菌群的分析結果類似。并且3-A體系中2個優勢菌門的豐度分別為36%和18.6%，均高于對照組未投加雙氧水的2-A體系中相同優勢菌門的豐度值。而3-O體系污泥樣品則共檢出33個菌門，相比3-A體系菌群類別大幅減少，其中豐度大于1%的菌門所占總比例高達94.8%。從具體種類來看，數量最多的依然是Proteobacteria(變形菌)，但其豐度相比對照組2-O體系中Proteobacteria的豐度低近10%;此外3-O體系中位居第2的則是比例高達15%的Nitrospirae(硝化螺旋菌)，其相對豐度是對照組2-O體系中Nitrospirae豐度的3倍。

　　圖7 反應體系內微生物菌群組成對比(門水平)

　　以上結果表明，雙氧水的投加可以直接影響水解酸化體系中微生物的菌群數量，洗脫部分厭氧菌，促進優勢菌門Proteobacteria(變形菌)和Bacteroidetes(擬桿菌)的富集，有研究[32]報道擬桿菌和厚壁菌廣泛存在于染料廢水的處理體系中，對于染料脫色有一定強化作用。此外雙氧水加入對后續的接觸氧化體系中微生物菌群種類和數量均有影響，不僅有助于洗脫接觸氧化體系中的部分非優勢菌，且可以刺激Nitrospirae(硝化螺旋菌)的生長，Nitrospirae是一類革蘭氏陰性細菌，為重要的亞硝酸鹽氧化菌，其中的 Nitrospira(硝化螺旋菌屬) 為硝化細菌，可將亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽，從而促進脫氮。(來源：環境工程學報 作者：唐嘉麗)