城市污水管网作为城市污水处理设施的重要组成，其目的主要是实现污水向处理设施的有效收集与输送. 目前，污水管网同时扮演“生化反应器”的角色正逐步得到人们的认可^[1]. 研究表明，污水在向污水处理厂输送过程中，管网中发生的物理、 化学及微生物作用对水中COD、 BOD、 氮磷等污染物含量的去除具有巨大的潜能^{[2, 3, 4, 5, 6]}. 例如，Chen等^{[7, 8, 9]}对一条长1.5 km的污水管段进行水质监测，结果表明污水中DOC的去除率达到14%，其中水相、 沉积相分别贡献40%与60%. Raunkjær等^[3]通过对一段长5km的重力流管段进行研究，发现当水温在8℃时污水中COD的去除率达到42.4 mg ·(L ·h)^-1.

研究表明，生活污水中氮的存在形式主要以有机氮和氨氮为主，其含量分别约占总氮的60%、 40%，微量的硝态氮和亚硝态氮含量一般不超过1%^[10]. 作为污水相中无机氮的主要组成，氨氮在充当无机营养物质的同时也是造成水体富营养化的重要原因. 近年来，生物脱氮技术以其经济有效性在污水脱氮方面得到普遍关注. 随着人们对新型生物技术的掌握，新型生物脱氮技术如厌氧氨氧化(ANAMMOX)、 短程硝化反硝化(SHARON)以及同步硝化反硝化(SND)^{[11, 12, 13]}等工艺在工程实践中也得到了应用与发展，并取得了显著的脱氮效果. 由于微生物在进行脱氮过程中将不可避免地同化水中的部分氨氮进行合成代谢，目前有关氨氮的研究主要集中在脱氮效果上，对于氨氮在污水中的迁变转化过程鲜有报道. 此外，污水管网内表面附着有大量的微生物群体^{[14, 15]}，这些生物群落在一定程度上会影响到污水中氮类化合物的组成. 而针对管网中无机氮的迁变机制研究至今更是少之又少.

基于此，本研究以氯化铵作为氮源基质模拟城市生活污水，借助模拟污水管段对污水中氨氮的迁移转化机制及典型DON化合物(游离态氨基酸、 结合态氨基酸、 核酸等)进行了深入探讨，同时对污水中溶解性有机物的荧光特性及相对分子质量分布进行了分析评价.

城市污水管段模拟反应装置如图 1所示. 装置主体由内部经适当打磨的PVC管构成，其管径25 mm、 有效长度1 200 m、 坡度为5‰. 模拟管段共设35层，层与层之间以检查井连接. 每层模拟管段上均设有取样点，取样点两侧通过500 mm长的有机玻璃管段连接，同时每节有机玻璃管段内均放置经适当打磨有机玻璃试样片从而作为管道生物膜附着载体，模拟管段外部裹有保温材料，使其处于一个避光恒温的环境中. 系统依靠潜水泵将进水箱的水提升至2号水箱，同时2号水箱的底部开有直径为25 mm的出水口，以满足污水在管网中依靠重力的自由流动. 反应器调节水力停留时间为120 min，流速约为0.16m ·s^-1，充满度0.6.

图 1

Fig. 1

图 1 城市污水管网模拟实验装置示意 Fig. 1 Simulated urban sewer network system

实验采用人工模拟生活污水作为原水，组成如表 1所示^[16]，原水水质见表 2.

表 1 (Table 1)

表 1 人工模拟城市污水的组成 Table 1 Components of synthetic wastewater 组成 c/mg ·L-1 组成 c/mg ·L-1 葡萄糖 200 FeSO4 ·7H2O 2 NH4Cl 180 无水CaCl2 3 Na2HPO4 ·12H2O 25 NaHCO3 130 NaH2PO4 ·2H2O 25 MgSO4 ·7H2O 50 KHCO3 50 MnSO4 ·H2O 2

表 1 人工模拟城市污水的组成 Table 1 Components of synthetic wastewater

表 2 (Table 2)

表 2 配水水质 Table 2 Synthetic wastewater quality 指标 COD /mg ·L-1 NH4+-N /mg ·L-1 TN /mg ·L-1 TP /mg ·L-1 DO /mg ·L-1 pH 数值 300±25 47±2 48±1 8.0±0.5 0.3±0.05 7.0±0.5

表 2 配水水质 Table 2 Synthetic wastewater quality

反应器共选择9个取样口，取样口对应的距离分别为0、 150、 300、 450、 600、 750、 900、 1 050、 1 200 m. 样品测定前经过0.45 μm醋酸纤维滤膜过滤，对过滤后的水样中各含氮化合物进行测定. 具体测定方法如下所述.

(1) 游离态氨基酸的测定

游离氨基酸的测定优化了马晓丽等^[17]提出的异硫氰酸苯酯(PITC)柱前衍生高效液相色谱法. 色谱装置采用LC-10A 型高效液相色谱仪； 色谱柱为Hypersil BDS C18(250 mm×4.5 mm，5 μm)； 流动相A为50 mmol ·L^-1的乙酸钠溶液，流动相B为体积比30 ∶50 ∶20的甲醇 ∶乙腈 ∶水溶液； 线性梯度洗脱程序： 0 min，0%B； 6.5 min，0%B； 7 min，10% B； 8 min，12% B； 9 min，13% B； 10 min，13% B； 14 min，14% B； 15 min，15% B； 20 min，20% B； 24 min，35% B； 25 min，36% B； 27 min，36% B； 28 min，40% B； 30 min，45% B； 35 min，60% B； 35 min，60% B； 50 min，100% B. 流速： 1.0 mL ·min^-1； 柱温： 40℃； 检测波长： 254 nm； 进样量： 5 μL. 氨基酸的标准色谱如图 2所示.

图 2

Fig. 2

图 2 氨基酸标准液相色谱图 Fig. 2 Chromatogram of the amino acids standards

(2)总氨基酸的测定

取2 mL过滤后的水样于10 mL测试管中，加入0.1 mL的0.1%苯酚，加入6 mL的6mol ·L^-1盐酸水解液. 混合液通入氮气吹脱5 min，真空下封瓶. 样品在105℃水解24 h，冷却后，打开安瓿瓶，烘箱下50℃烘干，然后用1 mol ·L^-1的盐酸溶解并定容至25 mL. 采用异硫氰酸苯酯(PITC)柱前衍生高效液相色谱法测定样品中DFAA值，即为DTAA含量^{[18, 19]}. DTAA和DFAA含量差值即为DCAA 含量.

生物膜固定： 将取下的微生物载体放入盛有多聚甲醛(4%)的玻璃培养皿中，确保生物膜全部浸泡其中，静置6 h以上进行固定. 生物膜洗脱： 将固定好的生物膜分别用30%、 50%、 70%、 80%、 90%、 100%梯度浓度的酒精溶液进行洗脱，同时在每个梯度中静置15 min； 脱水完毕后，再将脱水后的生物膜置于体积比1 ∶1的酒精 ∶乙酸异戊酯溶液中置换5 min，然后再用纯的乙酸异戊酯的溶液对其置换5 min； 最后将置换好的生物膜去掉上清液，转移到干净培养皿中在通风橱中风干. 将风干的生物膜采用扫描电子显微镜(型号： JSM-6510LV)进行观察.

实验采用日本JASCO公司生产的FP6500型荧光分光光度计，对处理后的水样进行分析. 其中，激发和发射激发的发射狭缝为5 nm，扫描速度为2 000 nm ·min^-1，激发波长范围220-480 nm，扫描间隔5 nm，发射波长范围280-570 nm，扫描间隔2 nm，利用Mili-Q超纯水的扫描结果对于测定结果进行荧光光谱的拉曼散射校正.

相对分子质量的测定采用岛津公司生产的LC-2010AHF高效液相色谱，色谱柱(Zenix SEC-100 7.8×300 mm 3 μm)，采用紫外检测器(检测波长254 nm)，流动相为磷酸盐缓冲溶液，pH等于7.0，进样量20 μL，流速控制在0.8 mL ·min^-1. 标准物质为聚苯乙烯磺酸钠盐.

蛋白质的测定以牛血清蛋白为标准物，采用Folin-酚试剂法进行测定^[20]； DNA的测定以小牛胸腺DNA 为标准物质，采用二苯胺比色法进行测定^[21]； 总氮(TN)、 氨氮(NH₄⁺-N)、 亚硝酸盐氮(NO₂^--N)、 硝酸盐氮(NO₃^--N)均采用国标法测定； 采用称重法生物膜的微生物量^[22]； 有机氮(Org-N)含量以总氮与氨氮、 亚硝酸盐氮、 硝酸盐氮之和的差值表示.

污水在管网沿程流动过程中，水中适宜的底物将使大量微生物增殖，Jiang等^[23]对管网中微生物生长的研究结果表明，管壁生物膜厚度在经历近一个月时间的培养后达到最大值并趋于不变，由此推断生物膜系统基本成熟. 反应器连续运行45 d，利用扫描电镜对管网沿程中的生物膜结构进行分析.

沿程300、 900、 1 200 m处各生物膜扫描电镜结果如图 3所示，从放大2 000倍的扫描电镜图可以清晰地显现出大量细菌附着在生物膜分泌到表面的胞外聚合物(EPS)上生长，致密的菌群层主要以杆菌、 丝状菌及球菌为主. 此外，不同管段处生物膜表面都存在如孔洞或沟渠的结构，这些孔洞被认为是底物与营养物质的传递通道，污水在这些空隙流动的过程中形成对流，从而增大了局部传质系数^[24]. 而粗糙的生物膜结构同时又增大了生物膜的比表面积，这样深层的生物膜不仅可以依靠扩散作用得到基质还可从液相直接获得营养. 总体而言，这种结构有利于生物膜的生长发育，从而能够有效去除水中的污染物质.

图 3

Fig. 3

图 3 生物膜结构沿程变化 Fig. 3 Variation of biofilm structure along the length of simulated networks

实验进水中溶解态总氮(DTN)、 NH₄⁺-N的平均浓度均维持在48mg ·L^-1左右. 对实验水箱进行定期清洗以降低微生物作用对进水中氮类化合物的含量造成误差. 经过对管网沿程中的无机氮类化合物进行监测. 数据结果显示，NO₂^--N在沿程中的含量均为零； NO₃^--N随管网沿程含量均小于0.1 mg ·L^-1，这可能与管网中相对厌氧的环境有关. 由此表明，污水中的无机氮主要以NH₄⁺-N为主. 具体变化如图 4所示，污水中DTN的浓度随管网的沿程流动维持在48 mg ·L^-1左右基本无变化； NH₄⁺-N由初始平均浓度的48.62 mg ·L^-1降低为43.06 mg ·L^-1； DON含量由最初的0.12 mg ·L^-1增加到4.23 mg ·L^-1； 而NO₃^--N的含量由最初浓度的0 mg ·L^-1增加到0.15 mg ·L^-1. 由于体系中原本没有DON的存在，而污水中DON的含量随管网沿程的增加呈现上升的趋势，其原因在于氮源作为微生物正常增长代谢的必须营养元素之一，在以氨氮作为系统中微生物增长的唯一氮源时，为了保证微生物的生长，维持生命活动的正常进行，微生物利用系统中的氨氮与有机物合成细胞物质，以保证活性微生物的增长，同时被微生物代谢氨氮而合成的有机氮又通过细胞裂解、 扩散等方式以溶解性微生物产物(SMP)的形式释放到周围水体中.

图 4

Fig. 4

图 4 含氮化合物的沿程变化 Fig. 4 Variation of the nitrogen-containing compounds along the length of simulated networks

污水中的DON成分较为复杂，主要由氨基酸(AA)、 核酸(DNA)、 氨基糖、 有机胺及一些杂环含氮化合物等组成. 采用高效液相色谱等手段进一步对污水沿程中DON各组分的含量以及生物膜的含量进行测定，结果如图 5所示，污水随着管网的沿程流动，水中溶解性有机氮的种类及含量均有所增加，大致主要由游离态氨基酸、 结合态氨基酸、 核酸及其他一些复杂的含氮化合物(氨基糖等)组成，三者的平均浓度分别占到DON组分的73.33%、 8.56%及18.19%. 数据结果表明，污水中合成的DON绝大多数是以氨基酸形式存在的. 此外，分析管网沿程中生物膜含量变化可以发现，其生物膜生物量的变化与氨基酸的变化趋势基本一致. 由于管壁生物膜主要由微生物、 胞外聚合物(EPS)以及无机物组成，而EPS中的主要成分为蛋白质、 多糖，表明管网中微生物在生长过程中的所分泌代谢产物可能是氨基酸的主要来源.

图 5

Fig. 5

图 5 溶解性有机氮各组分沿程变化 Fig. 5 Each component of dissolved organic nitrogen changes along sewer pipe

采用保留时间法对水样中的游离氨基酸进行定量，即在色谱分析条件相同的情况下，水样中氨基酸的色谱峰与氨基酸标准的色谱峰保留时间相同或相近，则认为样品中含有此类氨基酸.

图 6显示了出水游离态氨基酸中各组分的色谱图，从图中看出，出水游离态氨基酸的保留时间与标准曲线(图 2)的保留时间基本一致且得到完全、 有效的分离. 图 7所示为出水氨基酸的组成及各组分所占的含量. 由此分析可知，出水中氨基酸的含量为2.2 mg ·L^-1，而检测出的游离态氨基酸(FAA)和结合态氨基酸(CAA)的含量分别为0.58 mg ·L^-1和1.62 mg ·L^-1，分别占氨基酸总量的26.7%和73.3%. 说明结合态氨基酸是出水中氨基酸的主要组成部分. 而在所检测到的游离氨基酸中主要以Ser(丝氨酸)、 Arg(精氨酸)和Ile(异亮氨酸)的含量为最高，其含量分别为0.11、 0.12和0.12 mg ·L^-1，分别占氨基酸总量的17.8%、 21.02%和19.49%. 其次为Gly(甘氨酸)、 Thr(色氨酸)、 Ala(丙氨酸)、 Pro(脯氨酸)及Tyr(酪氨酸)，分别占氨基酸总量的1.17%、 4.92%、 8.66%、 12.57%及14.26%. 此外，由于蛋白质是微生物体内细胞的重要组成部分(一般蛋白质的含氮量常表示以有机氮量的6.25倍表示)，因此从图 7中看出结合态氨基酸主要以蛋白质为主，其含量占结合态氨基酸的48%. 剩余52%的结合态氨基酸主要以较为复杂的胺类以及多肽等组成，由于当前分析手段有限，其各自含量还有待于进一步的分析研究.

图 6

Fig. 6

图 6 出水游离态氨基酸色谱图 Fig. 6 Chromatogram of DFAA in effluent

图 7

Fig. 7

图 7 出水氨基酸中各组分含量 Fig. 7 Each component content of DFAA in effluent

由于氮源的代谢是微生物生长所需的最基本的物质代谢之一，微生物体内氨基酸态氮的产生主要来源于氨，因此氨的同化是微生物体内氮代谢的核心. 一般而言，根据不同的生物合成途径可将微生物同化氨氮合成游离态氨基酸的过程归结为酮戊二酸、 草酰乙酸、 丙酮酸、 甘油酸-3-磷酸、 赤藓糖4-磷酸与烯醇式丙酮酸磷酸等主要的代谢类型^[25]. 而污水中的游离态氨基酸又将进一步在微生物体内进行脱氨基、 脱羧基等代谢活动以合成蛋白质、 胺类等复杂的含氮有机化合物，具体的微生物转化氨氮合成有机氮的形成途径如图 8所示.

图 8

Fig. 8

图 8 溶解性有机氮的形成途径 Fig. 8 Synthesis of soluble organic nitrogen

为了明确沿程中有机物的构造变化，通过测定有机物的三维荧光光谱变化可以定性地判断污水随管网沿程中有机物变化情况. 污水在管网沿程0、 300、 900、 1 200 m处的三维荧光光谱(图 9)上共出现4个明显的荧光峰. 其中峰1在激发波长/发射波长(E_x/E_m)=237-260/400-500 nm区域内，是类富里酸荧光峰；峰2在(E_x/E_m)=300-370/400-500 nm区域内，是类腐殖酸荧光峰. 峰3在(E_x/E_m)=225-237/330-381 nm的区域内，是类芳香族蛋白质荧光峰； 峰4在E_x/E_m=275/316-348 nm区域内，是类溶解性微生物代谢产物荧光峰^{[26, 27, 28]}. 图 9中各荧光峰的E_x/E_m以及相应的荧光强度列于表 3中.

图 9

Fig. 9

图 9 污水沿程的三维荧光光谱图 Fig. 9 Three dimensional projections of DOM fractions

表 3 (Table 3)

表 3 污水沿程中荧光峰的位置和强度 Table 3 Position and intensity of fluorescence peaks of DOM fractions 距离/m 类芳香族蛋白质 类溶解性微生物代谢产物 类富里酸 类腐殖酸 Ex/Em 荧光强度 Ex/Em 荧光强度 Ex/Em 荧光强度 Ex/Em 荧光强度 0 — — — — 265/444 312.72 — — 300 225/334 269.84 280/316 297.18 260/440 313.61 350/436 311.78 900 225/336 369.88 280/336 494.12 270/438 363.83 350/436 372.45 1 200 230/338 485.31 280/320 687.95 270/444 581.55 355/440 628.17

表 3 污水沿程中荧光峰的位置和强度 Table 3 Position and intensity of fluorescence peaks of DOM fractions

如图 9所示，进水 0 m处的三维荧光光谱图上仅有一个显著的类富里酸荧光峰，而其他3个特征荧光峰的荧光强度较弱； 而在管网300、 900、 1 200 m处污水中均出现类富里酸、 类腐殖酸、 类芳香族蛋白质以及类溶解性微生物代谢产物的特征荧光峰，且荧光强度呈现增强的趋势. 从图 9和表 3的数据结果表明，污水在随管网沿程流动的过程中，水中溶解性有机物的荧光物质逐渐增多，并主要以类芳香蛋白、 类溶解性微生物代谢产物为主. 其原因可能与微生物同化氨氮转化生成生物体蛋白有关，而体内合成的微生物蛋白一方面又随着微生物的衰亡以胞外聚合物(EPS)的形式释放到水体中，从而引起污水中荧光性物质的增多.

高效体积排阻色谱(HPSEC)由于对水样的预处理要求简单、 进样量小以及分析快速的优点而被用于污水中溶解性有机物(DOM)相对分子质量的表征. 其中，紫外检测器在所有与HPSEC连接使用的检测器(荧光检测器、 示差检测器)中应用尤为广泛^[29]. 研究表明，相比其他波长，紫外波长254 nm下测定出色谱峰的变化代表了污水中含有芳香结构的有机化合物的变化^[30]. 因此，为了进一步表明污水中具有大分子芳香类结构物质的形成，选定在紫外波长254 nm下对沿程水样进行测定. 结果如图 10所示.

图 10

Fig. 10

图 10 有机物相对分子质量沿程变化 Fig. 10 Variation of organic molecularweight along sewer pipe

污水经过沿程1 200 m的流动后水中有机物质的相对分子质量分布发生了改变，进水中的相对分子质量分布主要集中在100-500的小分子区间内，而>1 000的相对分子质量的响应值较为微弱，随着污水的流动，出水中大分子量(1 000-10 000)有机物质有所形成. 不仅相对分子质量分布发生改变，同时有机物的紫外吸收强度也随着相对分子质量分布的改变而发生变化. 其中，相对分子质量区间在100-1 000区间的有机物吸光强度有所减弱，相对分子质量分布在1 000-10 000的有机物的吸光强度有所增强. 其原因可能是微生物的同化作用将水中亲水性小分子有机物转化成大分子物质，使水中小分子有机物含量减少. 由此进一步表明污水中类芳香族蛋白质荧光峰强度的增强可能与水中具有芳香结构有机物的形成有关.

(1)管网微生物能够利用氨态氮作为唯一氮源合成细胞物质进行增殖，形成的微生物相种类丰富，且主要以杆菌、 丝状菌、 球菌为主，对污水中营养盐的去除起到一定的去除效果.

(2)微生物在进行增殖的同时将水中铵态氮转化为含氮有机化合物，该类有机氮化合物主要来源于微生物代谢产物，主要包括氨基酸、 蛋白质、 核酸及其他一些复杂有机氮化合物(氨基糖、 腐殖质等)，其中氨基酸在DON中占有绝大多数的比例.

(3)污水在管网输送过程中有机物的荧光强度逐渐增强，污水中类芳香蛋白、 类溶解性微生物代谢产物的荧光物质增多，表明微生物蛋白是微生物同化氨氮转化的最主要的有机氮化合物； 相对分子质量的分布结果表明污水中类芳香族蛋白质荧光峰强度的增强，主要原因在于微生物的同化作用将水中亲水性小分子有机物转化成具有芳香结构有机大分子物质，使水中小分子有机物含量减少.