酚类化合物是重要的化工原料和中间体，也是常见的水溶性有机污染物，其广泛存在于石油化工、 煤气、 木材纤维、 焦化、 冶金、 农药、 机械制造、 塑料、 化学有机合成工业、 医药、 油漆等工业排出的废水中^{[1, 2, 3, 4, 5]}. 典型的鲁奇煤化工废水可生化性仅为0.28左右，酚浓度高达1 000～5 500 mg·L^-1，氨氮浓度为350～900 mg·L^{-1[6, 7, 8, 9]}. 所以，对于煤化工废水生物处理而言，除酚和脱氮都是关键任务.

鉴于硝化菌对毒性有机物的抑制较为敏感，目前人们对酚类抑制硝化效率的研究较为广泛^{[10, 11, 12]}. 但在传统缺氧-好氧脱氮过程中，煤化工废水中的高负荷酚直接冲击缺氧脱氮单元，进而影响原水中有机物和总氮的去除，缺氧反硝化单元对酚类负荷的去除效率，也是缓解好氧硝化单元受酚类污染物抑制的关键所在. 因此，关注高负荷酚对反硝化过程的影响及提出解决方案至关重要^[13]. Zhuang等^[14]在苯酚与甲醛共存的系统中，考察了苯酚负荷对反硝化效率的影响. 结果表明，当苯酚浓度增加到1 010 mg·L^-1时，对反硝化效率产生了严重的抑制作用. 韦余芳^[15]研究了含氮酚类废水缺氧反硝化生物降解特性，结果表明,不同进水浓度的苯酚在开始的一段时间内的缺氧降解速率不同，苯酚浓度越高，缺氧降解速率越慢，表明酚类负荷与其对反硝化过程的抑制效应呈正相关关系.

鲁奇气化炉废水COD为2 000~25 000 mg·L^-1，其中酚类物质浓度为1 000~5 500 mg·L^-1，为COD的主要构成部分，大约占COD浓度的30%~60%^[16]. 虽然，原水中也含有杂环和多环类有机物，但比例较酚类物质显著较低. 因此，本研究以“酚类负荷对煤化工废水反硝化效率的影响”作为考察重点.

本试验采用缺氧反硝化装置，试验装置如图 1所示. 缺氧反硝化池选用有效容积为10 L的容器，顶部加装搅拌器进行搅拌，保证系统内活性污泥处于充分混匀状态. 为避免COD不足对反硝化脱氮效率的限制，按照COD与NO₃^--N质量比为5∶1的标准，在缺氧反硝化池进水中补加硝酸钠(NaNO₃).

图 1

Fig. 1

图 1 缺氧反硝化池 Fig. 1 Anoxic denitrification tank

试验中测定水质所用的分析方法均按照文献^[17].

选择缺氧单元活性污泥装置，进水以实际煤化工废水按照COD和总酚浓度从低到高共4种水质组合，分别为：①COD 300~350 mg·L^-1、 总酚50 mg·L^-1，②COD 500 mg·L^-1、 总酚80~100 mg·L^-1，③COD 1 100mg·L^-1、 总酚190~200mg·L^-1，④COD 2 500mg·L^-1、 总酚300mg·L^-1. 另外，为避免氮不足对反硝化脱氮效率的限制，按照COD与NO₃^--N质量比为5∶1的标准，在各缺氧反应器进水中补加硝酸钠(NaNO₃). 控制缺氧反应器HRT和SRT分别为15 h和50 d，MLSS为3 000 mg·L^-1左右，采用机械搅拌混合. 为考察总酚的不同初始浓度对反硝化脱氮效率的影响，测定上述4种进水情况下的COD、 总酚、 硝酸盐氮去除情况，每个阶段运行100 d，结果如图 2所示.

图 2

Fig. 2

图 2 不同初始酚负荷时进出水中COD、 NO3--N和总酚变化 Fig. 2 Variations of influent and effluent COD,NO3--N and total phenol with different initial phenol loads

由图 2可知，根据进出水浓度变化，①和②两种水质组合对COD、 总酚、 NO₃^--N的去除效果没有明显影响，去除率分别达到98%、 99%和90%； 提高进水COD和总酚至1 100 mg·L^-1和200mg·L^-1左右时，COD、 总酚和NO₃^--N的去除率分别降低至85%、 90%和60%左右； 当进水COD和总酚浓度提高至2 500 mg·L^-1和300mg·L^-1左右时，COD、 总酚、 NO₃^--N的去除率分别为75%、 75%、 38%.

总体看来，当总酚100mg·L^-1左右时，对反硝化脱氮效率的影响较小. 因为，随着总酚浓度增高，进水COD也在增加，即污泥的有机负荷增加，当然污泥的硝酸盐氮负荷也增加了，此时污泥有机负荷增加的情况下，尽管控制COD/NO_x^--N为5∶1使得脱氮率即硝酸盐氮去除率不会有大的改变，但反硝化速率肯定是增加的，所以在一定浓度范围内，有机负荷增加强化了反硝化菌的活性. 但是，在总酚初始浓度达到200mg·L^-1以上时，总酚的抑制相对于有机负荷增加对反硝化速率或活性的增强而言，总酚抑制占优势，其对异养菌抑制效应逐步加强，且随总酚浓度以相同幅度增加时，其对异养菌的抑制程度呈现加速增强. 对照每组COD、 NO₃^--N和总酚浓度变化可知，随着总酚浓度达到200mg·L^-1即对异养菌造成显著抑制时，虽然3项指标的去除率皆有下降，但NO₃^--N去除率的下降幅度更大，
即在缺氧异养菌群为主的活性污泥中，反硝化菌受到总酚抑制效应较其他除碳异养菌更强. 故在缺氧池前段通过优化除酚以削弱高负荷酚对反硝化进程的抑制，是保障缺氧反硝化效率良好的关键.

控制试验系统进水以甲醇调节COD浓度在350 mg·L^-1左右，以硝酸钠(NaNO₃)配置NO₃^--N浓度70mg·L^-1左右，以亚硝酸钠(NaNO₂)配制NO₂^--N浓度10mg·L^-1左右. 通过考察不同总酚负荷下缺氧单元出水中NO₃^--N、 NO₂^--N浓度，从而反映酚类污染物对反硝化生物脱氮效率的影响，情况如图 3所示.

图 3

Fig. 3

图 3 不同总酚负荷下缺氧单元出水NO3--N、 NO2--N变化趋势 Fig. 3 Variations of effluent NO3--N and NO2--N with different concentrations of total phenol

由图 3可知，当总酚50 mg·L^-1时，与空白组对照酚类化合物对反硝化影响较弱，NO₃^--N和NO₂^--N的去除率可分别达到83%和80.6%； 当总酚100 mg·L^-1时，酚类化合物对反硝化影响开始显著，在75 d后NO₃^--N的浓度仍在20 mg·L^-1左右，此时NO₃^--N去除率为75%，NO₂^--N最终稳定在3.6 mg·L^-1左右，此时NO₃^--N去除率为57%； 当总酚浓度在200 mg·L^-1时，含酚类化合物的废水在75 d后NO₃^--N的浓度在30 mg·L^-1左右，NO₃^--N去除率为55%，NO₂^--N稳定在6mg·L^-1左右，NO₂^--N去除率为25%. 总结来看，随着酚浓度的增加，NO₃^--N和NO₂^--N的去除率不断下降，最终缺氧单元出水中NO₃^--N和NO₂^--N浓度不断上升，其反硝化过程所受到的抑制也在增强. 除此之外，在运行前期，NO₂^--N的浓度随着NO₃^--N的降低不断增加，当NO₃^--N浓度达到稳定时，NO₂^--N的浓度接近于最大. 造成这种情况的原因可能有两方面：一是反硝化过程为一多步反应，NO₃^-先经硝酸盐还原酶还原至NO₂^-，NO₂^-再经亚硝酸盐还原酶、 NO还原酶、 N₂O还原酶，最终被还原为N₂，在NO₃^--N存在时，反硝化菌优先还原NO₃^--N，最终造成NO₂^--N的积累； 二是不同进水浓度的苯酚降解过程中，进水中苯酚和NO₃^--N浓度越高，硝酸还原酶活性越好，随着苯酚的不断降解和NO₃^--N浓度的降低，硝酸还原酶活性开始降低，此时NO₂^-还原速率大于NO₃^--N还原速率^[15]. 所以，缺氧单元出水中NO₂^--N的浓度基本呈现先上升后下降的趋势.

对于过氧化氢酶而言，过氧化氢酶具有保护细菌免受有毒物质毒害的作用^[18]，本试验以过氧化氢酶活性表征反硝化污泥对有机物的应激活性，通过对照不同总酚浓度下反硝化污泥的过氧化氢酶活性，考察总酚对反硝化污泥应激活性的影响，结果如图 4所示.

由图 4可知，在不同总酚浓度下，过氧化氢酶活性的变化趋势基本一致，驯化前期不断积累未能降解的污染物和有毒产物，过氧化氢酶活性不断增大，在驯化中期积累量达到最大，此时过氧化氢酶活性最大，随着微生物迅速降解有毒有害物质，过氧化氢酶活性降低并最终达到稳定. 但是，进水中不同浓度的总酚对反硝化污泥中微生物活性影响有较大差异，随着总酚浓度升高，过氧化氢酶活性不断升高. 由分析可知，随着总酚浓度的不断升高，污泥中的微生物由于受到了总酚的抑制作用增强，微生物体内会不断地产生大量的过氧化氢酶来保护细菌免受有毒有害物质的作用，所以过氧化氢酶活性会随之升高.

总结看来，在不同总酚浓度下，过氧化氢酶活性的变化趋势基本一致. 但是，随着总酚浓度的增加，过氧化氢酶活性会不断升高.

图 4

Fig. 4

图 4 不同总酚浓度下过氧化氢酶活性变化 Fig. 4 Variations of the activity of catalase with different concentrations of total phenol

生物体的脱氢酶活性在很大程度上反映了生物体的活性，而且能直接表示生物细胞对基质降解能力的强弱^{[19, 20]}. 本试验以脱氢酶活性表征反硝化污泥对有机物的降解活性. 通过对照不同总酚浓度下反硝化污泥的脱氢酶活性，考察总酚对反硝化污泥降解活性的影响，结果如图 5所示.

图 5

Fig. 5

图 5 不同总酚浓度下脱氢酶活性变化 Fig. 5 Variations of the activity of dehydrogenase with different concentrations of total phenol

由图 5可知，在不同总酚浓度下，脱氢酶活性的变化趋势基本一致，污泥中脱氢酶的活性不断上升并最终达到稳定，且在驯化中期的时候升高速率会增加. 这是由于驯化中期大部分微生物能够快速适应外部环境，并且能够快速降解污染物，所以脱氢酶活性不断升高，最终在驯化稳定期的时候达到稳定^[21]. 但是，进水中不同浓度的总酚对反硝化污泥中微生物活性影响有较大差异，随着总酚浓度升高，脱氢酶活性不断降低. 由分析可知，酚类化合物的存在对微生物有一定的抑制作用，随着总酚浓度的不断升高或酚类化合物未及时降解，污泥中的微生物由于受到了总酚的抑制作用增强，导致微生物降解有毒有害污染物的能力降低，脱氢酶活性不断降低^[22].

总结看来，在不同总酚浓度下，脱氢酶活性的变化趋势基本一致，污泥中脱氢酶的活性不断上升并最终达到稳定. 但是，随着总酚浓度的增加，污泥中的微生物由于受到了总酚的抑制作用增强，导致微生物降解有毒有害污染物的能力降低，脱氢酶活性不断降低.

为考察活性污泥在降解不同浓度总酚过程中污泥有机毒性的变化情况，用明亮发光杆菌T3菌测定污泥的毒性并进行分析，所得结果如图 6所示.

图 6

Fig. 6

图 6 不同总酚浓度下污泥毒性变化 Fig. 6 Variations of sludge toxicity with different concentrations of total phenol

由图 6可知，在不同总酚浓度下，污泥毒性的变化趋势基本一致，污泥毒性基本呈先上升后下降最后趋于稳定的趋势. 主要是因为微生物刚刚开始不适应环境且部分酚类化合物降解过程中微生物会产生一些可抑制发光菌生长的有毒分泌物^{[23, 24, 25]}，这些有毒分泌物在污泥内的积累使得污泥毒性逐渐升高，并最终达到一个最大值. 随着大部分微生物适应环境，污泥毒性下降并达到稳定状态. 另外，驯化中期时不同总酚浓度之间的毒性抑制率差距大于驯化前期大于驯化稳定期，这是因为一方面在前期污泥中吸附的酚类化合物会对污泥产生一定的毒性； 另一方面微生物产生的有毒分泌物，使得不同浓度间毒性抑制率的差距会达到最大值. 随着驯化的不断进行，酚类化合物和有毒分泌物被细菌降解，毒性抑制率之间的差距会慢慢减小.

除此之外，由图 6也可知，当总酚浓度为50mg·L^-1时，污泥毒性抑制率在21 d左右达到最大值37.56%，且持续了6 d左右； 当总酚浓度为100mg·L^-1时，污泥毒性抑制率在27 d左右达到最大值46.25%，且持续了9 d左右； 当总酚浓度为200mg·L^-1时，污泥毒性抑制率在30 d左右达到最大值52.34%，且持续了15 d左右. 因此，总酚的浓度越高，污泥达到毒性抑制率峰值的时间越置后且持续时间越长. 这是因为，总酚浓度越高，酚类化合物的毒性越大且降解过程中产生的有毒分泌物质越多，但是由图 5可知，总酚浓度越高脱氢酶活性越低，微生物降解有毒有害物质的速率越慢，所以毒性抑制率峰值出现的时间越晚且持续时间越长. 综上所述，总酚浓度越高，污泥的毒性越高，所以从污泥毒性本身来说，总酚浓度也不能太高，需从强化除酚的角度出发，去除酚类有机物.

(1) 对于反硝化过程而言，总酚进水浓度为100mg·L^-1左右不会对其造成显著抑制. 在总酚初始浓度达到200mg·L^-1以上时，其对反硝化细菌抑制效应逐步加强，且随总酚浓度以相同幅度增加时，其对反硝化细菌的抑制程度呈现加速增强.

(2) 随着酚浓度的增加，NO₃^--N和NO₂^--N的去除率不断下降. 而且，NO₂^--N的浓度随着NO₃^--N浓度的降低呈现先上升后下降的趋势.

(3) 在不同酚负荷的污泥驯化过程中，反硝化污泥的过氧化氢酶活性、 脱氢酶活性以及污泥毒性变化趋势基本不变，但随着总酚浓度的升高，过氧化氢酶活性和污泥毒性会上升，脱氢酶活性会下降.

(4) 建议在缺氧反硝化池前通过强化除酚适当降低总酚浓度，以缓解高浓度总酚对后续反硝化脱氮过程的抑制.