土木与环境工程学报  2022, Vol. 44 Issue (3): 150-159   doi: 10.11835/j.issn.2096-6717.2021.125   PDF    
硫磺—生物绳为填料的自养反硝化污水脱氮处理
时绍鹏 1,2,3, 万柳杨 2,3, 廖宏燕 2,3, 王兴祖 2     
1. 重庆交通大学 河海学院, 重庆 400074;
2. 中国科学院重庆绿色智能技术研究院 水污染过程与防治研究中心, 重庆 400714;
3. 中国科学院大学 资源与环境学院, 北京 100049
收稿日期：2021-05-18
基金项目：国家自然科学基金（52070179）；中国科学院科技服务网络计划（STS计划）区域重点项目（KFJ-STS-QYZD-162）
作者简介：时绍鹏(1996-), 男, 主要从事硫自养反硝化污水脱氮处理研究, E-mail: 963941672@qq.com.
通信作者：王兴祖(通信作者), 男, 研究员, E-mail: wangxingzu@cigit.ac.cn.
摘要：针对传统的填充床硫自养反硝化工艺填料用量大、水头损失严重以及反应器易堵塞等问题，采用硫涂层接触反硝化工艺进行模拟污水脱氮研究，主要考察反应器内部的填料填充比、温度以及水力停留时间（HRT）对其脱氮性能的影响。结果表明：在进水NO3--N浓度为50 mg/L、温度为（25±1）℃、HRT=19.5 h时，将填料填充比由1/10增大到1/5，NO3--N的去除效果明显提升，由56.77%提升至78.26%；温度变化对反应器脱氮有很大影响，当填料填充比为1/5、HRT=19.5 h时，在（25±1）℃和（30±1）℃条件下，NO3--N的平均去除率分别为71.05%和98.38%；此外，当HRT降低至9.7 h时，NO3--N的平均去除率为89.29%。整个反应过程中，出水NO2--N浓度均很低，保持在0.4 mg/L以内，并且反应器出水pH值保持在6.8~8.3之间，满足微生物生长所需的pH条件。硫涂层接触反硝化系统的硫自养反硝化优势菌属是Thiothrixs、Thiomonas和Sulfuritalea，其占比分别为2.89%、1.55%和1.35%。微生物功能预测结果表明，硫、氮代谢对系统脱氮起着关键作用。
关键词：硫自养反硝化    硫涂层    生物脱氮    填料填充比    反应器堵塞    
Nitrogen removal of wastewater by autotrophic denitrification using sulfur and biological rope as fillings
SHI Shaopeng 1,2,3, WAN Liuyang 2,3, LIAO Hongyan 2,3, WANG Xingzu 2     
1. College of River and Ocean Engineering, Chongqing Jiaotong University, Chongqing 400074, P. R. China;
2. Research Center for Process and Prevention of Water Pollution, Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology, Chinese Academy of Sciences, Chongqing 400714, P. R. China;
3. College of Resource and Environment, University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, P. R. China
Received: 2021-05-18
Foundation item: National Natural Science Foundation of China (No. 52070179); The Science and Technology Service Network Program of Chinese Academy of Sciences (STS Program) (No. KFJ-STS-QYZD-162)
Author brief: SHI Shaopeng (1996-), main research interest: nitrogen removal of wastewater by sulfur autotrophic denitrification, E-mail: 963941672@qq.com.
Corresponding author: WANG Xingzu (corresponding author), researcher, E-mail: wangxingzu@cigit.ac.cn.
Abstract: For the traditional packed bed sulfur autotrophic denitrification process has the problems of large filling dosage, serious head loss, easy blockage of the reactor and so on, the nitrogen removal of simulated wastewater by contact denitrification process with sulfur coating was studied. The effects of filler filling ratio, temperature and hydraulic retention time (HRT) on the denitrification performance of the reactor were investigated. The results showed that when the influent NO3--N concentration was 50 mg/L, the temperature was (25±1)℃, and HRT=19.5 h, the NO3--N removal efficiency was significantly improved with the filler filling ratio increased from 1/10 to 1/5 and the NO3--N removal rate increased from 56.77% to 78.26%. Temperature has a great influence on the denitrification in the reactor. When the filler filling ratio was 1/5 and HRT=19.5 h, the average NO3--N removal rates were 71.05% and 98.38% at (25±1)℃ and (30±1)℃, respectively. Moreover, when HRT was reduced to 9.7 h, the average NO3--N removal rate was 89.29%. During the whole reaction process, the effluent NO2--N concentration was very low, kept within 0.4 mg/L. And the effluent pH value of the reactor was maintained between 6.8 and 8.3, which met the pH conditions required for microbial growth. The sulfur autotrophic denitrification dominant bacteria of sulfur coating contact denitrification system were Thiothrixs、Thiomonas and Sulfuritalea, with the proportions of 2.89%, 1.55% and 1.35%, respectively. The result of microbial function prediction showed that sulfur and nitrogen metabolism plays a key role in denitrification of the system.
Keywords: sulfur autotrophic denitrification    sulfur coating    biological nitrogen removal    filler filling ratio    reactor blockage    

过量的氮、磷元素会引发水体富营养化[1-2]，破坏水域生态环境，危害水生生物生存和人体健康[3-4]。自然因素和人类活动[5-6]是影响水中氮、磷含量的主要原因。污水中的氮包括有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮以及硝酸盐氮4种形式。其中，少量的硝酸盐虽然不会对人体造成危害，但通过还原作用会转换成有毒且具有高度致癌性的亚硝酸盐[7-8]。因此，需要采用一定的方法将硝酸盐转化为氮气。

虽然传统去除硝酸盐的物理化学方法较多，但运行成本高、适用性低等缺点限制了其推广使用[3, 9]。虽然异养反硝化的脱氮速率较高，但在运行过程中需要不断加入碳源，从而提高了运营成本[1]。相比异养反硝化，硫自养反硝化工艺因无需外加碳源、污泥产生量少、低成本、高效率[10-11]等优点而被学者们广泛应用于污水脱氮处理中。它是指硫自养反硝化微生物(如脱氮硫杆菌)以单质硫(S0)作为电子供体，硝酸盐(NO3--)为电子受体，将硝酸盐氮转化为氮气的过程[8, 10, 12-13]，从而达到脱氮以净化水质的目的。反应方程式为

$ 1.06 \mathrm{NO}_{3}^{-}+1.11 \mathrm{~S}^{0}+0.3 \mathrm{HCO}_{3}^{-}+0.485 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O} \longrightarrow\\ 0.06 \mathrm{C}_{5} \mathrm{H}_{7} \mathrm{O}_{2} \mathrm{~N}+0.5 \mathrm{~N}_{2}+1.11 \mathrm{SO}_{4}^{2-}+0.86 \mathrm{H}^{+} $ (1)

Sierra-Alvarez等[14]采用硫-石灰石填充床生物反应器进行自养反硝化污水脱氮处理，NO3--N去除率可达95%以上。同时，采用硫-铁填充床[15]、硫磺-白云石填充床[16]、木屑-硫磺填充床[17]以及硫磺-硫铁矿填充床[18]进行总氮深度去除，发现出水中硝酸盐氮浓度都很低。但是，采用这种填料填充式的方式进行污水处理会导致反应器内产生填料堵塞问题，影响脱氮效果。因此，笔者在硫自养反硝化工艺的基础上，通过自制硫涂层填料和反应装置，在实验室进行模拟污水脱氮研究，并从反应器的填料填充比、温度以及水力停留时间(HRT)3个方面对反应器进行运行参数优化。此外，取稳定运行阶段中的反应污泥进行扫描电镜观察、微生物高通量测序分析，以及对污泥中的微生物进行功能预测分析。

1 材料与方法
1.1 接种污泥及模拟污水

实验反应器所用污泥取自重庆市合川区某污水处理厂A2/O工艺的二沉池新鲜污泥，污泥使用前需稀释。反应装置启动初期，往装置内添加SS(悬浮物)浓度为7 120 mg/L的活性污泥进行微生物培养与驯化。

模拟污水为人工配水，主要化学成分包括：310 mg/L NaNO3、20 mg/L KH2PO4、800 mg/L NaHCO3以及0.1 mL/L的微量元素。其中，微量元素的组成成分见文献[19]，配制的模拟污水进水NO3--N浓度为50 mg/L，COD浓度为(6±1) mg/L，且pH值保持在7.5~8.4之间。

1.2 实验装置

采用的反应器为上流式厌氧反应器，其有效体积为2.5 L，直径为90 mm，有效高度为400 mm，材质为有机玻璃，内部设有固液分离器。反应器内部挂上自制的硫磺粉涂层填料，实际填充比(填料体积∶反应器有效体积)为1/10~1/5，连续流运行方式为下进上出，进水流量由蠕动泵控制。夏季反应器温度保持在(25±1) ℃，冬季通过水浴加热的方式使反应器温度控制在(30±1) ℃。为避免光照对硫自养反硝化菌的伤害，反应器外部用铝箔纸包裹避光。实验装置如图 1所示。

图 1 连续流装置示意图 Fig. 1 Schematic diagram of continuous flow device

1.3 硫涂层填料的制备

原材料：硫磺粉、生物绳填料和胶黏剂。硫磺粉含量≥99.5%；生物绳填料购于宜兴市和盛环保有限公司，型号为60CS3；胶黏剂为实验室自制，组成成分为5%的聚乙烯醇。

制备方法：填料制备流程见图 2。根据反应装置的内部尺寸，截取长度为350 mm的生物绳填料，然后按照胶黏剂40 mL+硫磺粉50 g的配比将硫磺粉混匀至黏稠状，有利于硫磺粉粘附在生物绳填料上。接着，将混匀的硫磺粉全部涂刷到生物绳填料上，悬挂晾干至重量无变化。负载到填料上的硫磺粉质量M按式(2)计算。

$ M=\left(m_{2}-m_{1}-m_{0}\right) g $ (2)
图 2 填料制备流程图 Fig. 2 Flow chart of filler preparation

式中：m0为胶黏剂的质量；m1为生物绳填料质量；m2为晾干后的硫涂层填料质量；g为重力加速度。

1.4 实验方法

采用自制的硫涂层填料和反应器在实验室进行连续运行，共运行5个月。反应器密封后，通过蠕动泵进水以灌满装置，静置3 d，主要使装置内活性污泥中的微生物得到培养和驯化。整个反应过程分为6个阶段(见表 1)，阶段Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ主要考察填料填充比和温度对反应器脱氮性能的影响；阶段Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ保持填料填充比、反应器温度和进水NO3--N浓度一致，通过缩短HRT对反应器进行优化。其中，阶段Ⅱ、Ⅳ、Ⅴ为反应器内部填料更换阶段。待反应器稳定运行后，取稳定运行阶段中的反应污泥进行扫描电镜观察和微生物高通量测序分析。

表 1 反应器各个阶段运行条件 Table 1 Operating conditions of each stage of the reactor

1.5 分析方法

水质指标检测方法为：NO3--N采用紫外分光光度法、NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法、NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法、COD采用硫酸亚铁铵滴定法[20]；SO42-采用离子色谱仪(ICS-1100，Dionex，中国)测定、pH值采用奥克斯ST300便携式pH计测定。

采用热场发射扫描电镜(JSM-7800F，JEOL，日本)对污泥进行形貌表征分析，扫描电镜样品前期处理参照文献[21]。将污泥样品送往上海美吉生物医药科技有限公司，采用Illumina Miseq测序技术进行微生物多样性分析，主要通过PCR仪对细菌16S rRNA基因进行PCR扩增，引物序列为515F(5′-GTGCCAGCMGCCGCGG-3′)和907R (5′-CGTCAATTCMTTTRAGTTT-3′)[22]。此外，微生物功能预测分析主要运用FAPROTAX(Functional Annotation of Prokaryotic Taxa)软件和R语言3.5.3进行结果运行以及绘图分析。

2 结果与讨论
2.1 NO3--N的去除及出水NO2--N、NH4+-N的积累
2.1.1 NO3--N的去除

待装置静置3 d后，打开蠕动泵连续进水，之后开始每天测定出水NO3--N含量。如图 3所示，反应前期(阶段Ⅰ)，即填料填充比为1/10，HRT=19.5 h，T=(25±1) ℃时，系统NO3--N的去除率并不高，平均只有66.78%。随着反应的不断进行，NO3--N的去除率逐渐降低，且在该反应阶段末期，反应器的脱氮率趋于平稳，保持在55%~60%，这可能与装置内的填料被消耗有关。另一种解释认为，可能是因为阶段Ⅰ的水力停留时间较长，微生物会慢慢附着在填料表面增殖和生长，溶液体系中NO3--N与填料表面的单质硫接触受阻[23]。为了提高反应器的脱氮效果，将填料的填充比由阶段Ⅰ的1∶10提高到1∶5。相比之下，当填料填充比为1/5，HRT=19.5 h，T=(25±1) ℃时(阶段Ⅱ)，NO3--N的平均去除率为71.05%，说明增加反应器内部的填料填充比可有效提高NO3--N的去除率，且没有出现堵塞现象。Flere等[24]采用硫-石灰石自养反硝化工艺(SLAD)进行脱氮效果评估，NO3--N的最大去除率可达95%，但污泥淤积造成堵塞，降低了硝酸盐氮的去除率。Han等[25]对硫-石灰多孔陶瓷载体在填充床生物反应器中的脱氮性能进行了评价，结果表明：NO3--N的最大去除率可达99.5%；同样，污泥淤积造成的反应器堵塞限制了其反硝化能力。实验采用的硫-生物绳填料悬挂式反应器与目前的硫-石灰石填充式生物反应器相比[14, 26-27]，其主要特点是填料在反应器内的形式为悬挂式，污泥可直接附着生长在填料上，避免沉积到反应器底部造成淤积，且自制的硫涂层填料孔隙度较大，填料填充比由以往SLAD工艺的1/3~1/2缩减到1/5(表 2)，有效防止了反应器堵塞问题。

图 3 进出水NO3--N浓度及去除率 Fig. 3 Influent and effluent concentrations of NO3--N and its removal rate

表 2 单质硫自养反硝化 Table 2 Autotrophic denitrification of elemental sulfur

在填料填充比为1/5、HRT=19.5 h、T=(30±1) ℃条件下(阶段Ⅲ)，NO3--N平均去除率为94.69%，远远高于第Ⅱ阶段的脱氮效果，这主要与反应器的温度有关，研究表明[26]，硫自养反硝化菌的最佳生长温度在30 ℃左右。因此，在第39 d，将反应器的温度升高至(30±1) ℃，显然，反应器的脱氮率提升迅速，由原来的70.50%提升到94.50%，最高达到99.60%(阶段Ⅲ)。不过，该过程中NO3--N的去除率逐渐下降，由最高的99.60%降低到87.15%，这主要是因为填料上的基质(单质硫)释放有限。

除了填料填充比和温度会对反应器的脱氮效果产生影响外，HRT也是评估反应器脱氮效率的一个重要指标。保持反应器内部的填料填充比和温度不变，逐渐缩短水力停留时间，观察反应器的脱氮效果。图 3表明，随着HRT的减小，各个阶段的脱氮效果也逐渐降低，阶段Ⅳ(HRT=14.7)、阶段Ⅴ(HRT=12.6)以及阶段Ⅵ(HRT=9.7)的NO3--N平均去除率分别为96.77%、93.61%、89.29%；对应反应器体积负荷分别为0.08、0.10、0.12 kg/(m3·d)。说明通过对反应器的反应条件进行调整和优化，缩短HRT也能达到较高的脱氮率，且出水NO3--N含量均低于10 mg/L。值得注意的是，阶段Ⅳ、Ⅴ和Ⅵ的初期NO3--N去除率有所下降，可能是由于各阶段运行初期进水负荷突然提升，系统中微生物还未能适应环境。与其他文献中的硫自养反硝化工艺相比(见表 2)，实验在保证较好脱氮效果的条件下，减少了硫磺的使用量，提高了利用率。但是，实验也存在缺点，比如硫涂层填料制作耗时以及水力停留时间并没有达到最优，后期可考虑继续增加填料填充比来进一步优化HRT。

2.1.2 出水NO2--N和NH4+-N的积累

对出水NO2--N含量进行检测，发现各个反应阶段的NO2--N浓度均很低，其中浓度最高为0.41 mg/L(图 4(a))，远远低于中国城镇污水排放标准限值。这表明在反应器脱氮过程中，NO3--N主要还原成N2，因此，出水中只有极少量的NO2--N积累。其中，在填料填充比为1/10，HRT=19.5 h，T=(25±1) ℃条件下(阶段Ⅰ)，NO2--N平均积累量高于其他反应阶段，这可能是因为填料上生物膜的积累阻碍了传质，降低了NO3--N的处理效果[29]。此外，出水氨氮含量均低于1 mg/L(图 4(b))，说明在脱氮过程中整个反应器硝酸盐氮基本完全转化成了氮气。

图 4 出水NO2--N和NH4+-N浓度 Fig. 4 Effluent NO2--N and NH4+-N concentrations

2.2 pH值的变化及出水COD、SO42-的浓度

实验测试了反应器进出水pH值和出水COD浓度的变化。图 5(a)表明，每个阶段的出水pH值均低于进水，这主要与硫自养反硝化过程产生H+有关。其中，当填料填充比为1/10、HRT=19.5 h、T=(25±1) ℃时(阶段Ⅰ)，出水pH值波动较小，保持在6.8~7.8之间。而增加填料填充比至1/5时(阶段Ⅱ~Ⅲ)，出水pH值随着反应的进行呈逐渐下降的趋势，这主要与每个阶段的脱氮效果有关。相比阶段Ⅱ、Ⅲ，阶段Ⅰ的脱氮率较低(图 3)，在相同条件下，产生的H+较少，基本上能被进水中的HCO3-中和；相反，当填料填充比提升至1/5后，反应器在单位时间内还原的NO3--N较多，对应产生的H+也较多，换句话说，随着反应的进行，产生H+的能力大于进水碱度中和H+的能力。因此，阶段Ⅱ和Ⅲ出水pH值趋于下降。在随后的HRT调控反应阶段，pH值变化情况与阶段Ⅱ、Ⅲ相似，也呈逐渐降低的趋势。总体来说，出水pH值在6.8~8.3之间，均趋于中性或弱碱性，不会引起出水pH值超标。

图 5 进出水pH值的变化和出水COD浓度 Fig. 5 Changes of pH value in influent and effluent and effluent COD concentration

通过检测发现，整个阶段的出水COD含量均较低，保持在40 mg/L以内(图 5(b))，远远低于中国城镇污水处理厂出水COD一级A标准(50 mg/L)。说明实验所用的胶黏剂在单位时间内释放的有机物含量较少，具有良好的粘附性和不溶性，且经过处理后的出水不会带来二次有机污染。

SO42-是研究过程中单质硫氧化检测的唯一产物，图 6为整个反应阶段出水SO42-的浓度。反应初期，出水SO42-浓度高于理论值，除了硫自养反硝化外，可能还存在人工配水(无机废水)中源源不断的DO输入，形成好氧硫氧化[30]。到了第45天，出水SO42-浓度达到最高，为486.32 mg/L；在第67~149天, 出水SO42-浓度基本稳定在(400±50) mg/L左右。总之，在0~38、39~66和67~149天，出水SO42-浓度平均分别为350.33、463.56、417.91 mg/L。出水SO42-浓度与NO3--N的去除量有关，且在第39~149天，生成的SO42-含量与理论计算值相差不大，这与Sahinkaya等[31]的研究结果基本一致，推测可能与反应器内发生部分异养反硝化有关。Sun等[30]分别以硫代硫酸钠、硫代硫酸钠联合乙酸钠为电子供体进行自养反硝化和自养-异养耦合反硝化二级出水脱氮研究，结果表明，自养-异养耦合反硝化工艺的脱氮效果最佳，且有效降低了出水SO42-浓度。He等[32]研发了一种新型循环反硝化过滤器，并以白松和单质硫颗粒为填料进行含盐废水处理，实现了较高的脱氮率，降低了SO42-的积累。此外，Sahinkaya等[33]和Liu等[34]利用异养和硫自养反硝化进行饮用水处理，可有效控制出水SO42-浓度，且出水SO42-浓度均低于中国生活饮用水最低标准250 mg/L。故与现阶段已有研究相比[12, 35]，实验可能是由于进水中少量有机物或者填料上的部分有机物被异养反硝化菌利用，进行部分异养反硝化作用，从而减少了SO42-的产生。

图 6 出水SO42-浓度 Fig. 6 Effluent SO42- concentration

2.3 污泥SEM图片分析

取初始污泥和反应器稳定运行后阶段Ⅲ中的污泥进行SEM微生物形态观察分析。如图 7(a)所示，初始污泥形状均不规则，且疏松多孔，表面粗糙，这为微生物的附着生长提供了场所。待反应器成功启动且稳定运行后，取阶段Ⅲ的反应污泥进行SEM微生物形态观察，结果见图 7(b)，发现污泥表面附着有明显且形状规则的杆状微生物，这与实验在电子显微镜下观察到的硫自养反硝化微生物形态一致。马潇然等[36]通过对硫自养反硝化系统稳定运行时期的污泥进行扫描电镜观察，结果表明，污泥中存在一些短杆菌和球状菌。此外，赵晴等[37]研究指出，以硫化物为电子供体的自养反硝化污泥中细菌形态主要为球状和短杆状。

图 7 污泥SEM图像 Fig. 7 SEM image of sludge

2.4 微生物群落多样性分析

为了研究硫自养反硝化系统中的微生物种类及其相对丰度，取初始污泥和反应器稳定运行后阶段Ⅲ中的底泥，采用高通量测序技术进行微生物多样性分析。

如图 8(a)所示，初始污泥中微生物多样性丰富，相对丰度排名前7位的属分别是：norank_f—Gemmataceae(7.48%)、norank_f—Caldilineaceae (6.28%)、norank_f—Pirellulaceae (4.48%)、norank_f—A4b(3.99%)、Dechloromonas (3.28%)、norank_f—SC-I-84(2.89%)和Ferritrophicum(2.49%)。其中，Dechloromonas是一种可利用有机碳源为电子供体、NO3--N为电子受体进行反硝化的异养反硝化菌[1, 38]；有研究表明[2]，Ferritrophicum是一种嗜中性且微好氧的铁氧化菌，在低氧条件下富集，可将Fe2+还原成Fe3+。因此，反应器启动初期，初始污泥中的异养反硝化菌可以利用水中少量有机物或者填料上的有机物作为电子供体进行反硝化。但是，在反应后污泥中(图 8(b))，Metallibacterium、norank_f—Caldilineaceae、Denitratisoma、norank_f—Gemmatimonadaceae和Thiothrix是主要优势菌属，其占比分别为18.87%、3.35%、2.99%、2.92%和2.89%。Denitratisoma是一种典型的可利用NO3--N为电子受体的异养反硝化菌，具有去除氮和其他化合物的能力[1, 28]；Thiothrixs是一种硫自养反硝化菌，在厌氧条件下，可以将NO3--N还原为N2，从而达到脱氮的目的[30]。此外，系统中与硫自养反硝化相关的菌属还有Thiomonas[2]和Sulfuritalea[30]，其相对丰度分别为1.55%和1.35%。综合以上数据，推断出实验中主要进行硫自养反硝化和部分异养反硝化作用。

图 8 微生物在属水平的相对丰度 Fig. 8 Relative abundance of microorganisms at genus level

2.5 FAPROTAX功能预测分析

采用FAPROTAX方法对脱氮系统中的微生物群落功能表型进行预测，以及对系统中的碳、氢、氮、磷和硫的循环功能进行分析[19]。如图 9所示，主要有7个硫循环相关以及13个氮循环相关的功能注释，分别包括dark_sulfide_oxidation、dark_oxidation_of_Sulfur_compounds、respiration_ of_sulfur_compounds等和nitrate_respiration、nitrate_reduction、nitrogen_respiration等。

图 9 不同反应阶段的污泥微生物功能预测图 Fig. 9 Function prediction of sludge microbial at different reaction stages

与初始污泥的微生物功能预测结果相比，反应后各阶段中与硫循环和氮循环相关的功能注释强度均有所增加。其中，初始污泥以及反应阶段Ⅲ、Ⅳ、Ⅵ中的dark_sulfide_oxidation强度分别为0、472、1 527和1 807，nitrate_reduction强度分别为34、537、314和586，说明在整个脱氮系统中，微生物主要进行的是硫代谢和氮代谢，且随着反应的进行，二者代谢强度有所增强。根据聚类分析关系可知，nitrate_respiration、nitrate_reductio和nitrogen_respiration联系紧密；dark_Sulfide_oxidation、dark_sulfur_oxidation、dark_thiosulfate_oxidation和dark_oxidation_of_Sulfur_compounds联系紧密，这也说明了体系中硫、氮代谢对脱氮起着关键作用。此外，各阶段功能预测中均存在一定强度的异养反硝化作用，说明脱氮体系中有部分异养反硝化作用参与，进而推断本系统中主要进行硫自养反硝化作用和部分异养反硝化作用。

3 结论

1) 采用自制硫涂层填料进行自养反硝化污水脱氮研究，应用性能良好，且反应器并未出现堵塞现象。出水COD含量均低于40 mg/L，说明胶黏剂的粘附效果较好，不会带来二次有机污染。

2) NO3--N的去除率与反应器的填料填充比和温度有关。增大装置的填料填充比，NO3--N的去除率明显提升，最高达到99.92%；此外，当温度由(25±1) ℃调至(30±1) ℃时，NO3--N的去除率由70.50%提升至94.50%。

3) 整个反应过程中，出水NO2--N和NH4+-N浓度均很低，分别保持在0.4、1 mg/L以内；且反应器出水pH值相对稳定，基本保持在6.8~8.3之间，符合硫自养反硝化微生物生长的pH条件。

4) 反应器内硫自养反硝化菌是Thiothrixs、Thiomonas和Sulfuritalea，其所占比例分别为2.89%、1.55%和1.35%，此外，还存在部分异养反硝化菌Denitratisoma，其占比为2.99%。

5) FAPROTAX功能预测结果表明，脱氮系统中微生物主要进行硫代谢和氮代谢，硫、氮代谢对脱氮起着关键作用。

参考文献
[1]
WANG Z, HE S B, HUANG J, et al. Comparison of heterotrophic and autotrophic denitrification processes for nitrate removal from phosphorus-limited surface water[J]. Environmental Pollution, 2018, 238: 562-572. DOI:10.1016/j.envpol.2018.03.080
[2]
LI Y F, GUO J B, LI H B, et al. Effect of dissolved oxygen on simultaneous removal of ammonia, nitrate and phosphorus via biological aerated filter with sulfur and pyrite as composite fillers[J]. Bioresource Technology, 2020, 296: 122340. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122340
[3]
HAO W, MIAO B, LIU P P, et al. Potential regulation accelerates element sulfur metabolism in sulfur autotrophic denitrification[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 228: 94-100. DOI:10.1016/j.jclepro.2019.04.221
[4]
LIU X W, HUANG M Q, BAO S P, et al. Nitrate removal from low carbon-to-nitrogen ratio wastewater by combining iron-based chemical reduction and autotrophic denitrification[J]. Bioresource Technology, 2020, 301: 122731. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122731
[5]
LIN S, MACKEY H R, HAO T W, et al. Biological sulfur oxidation in wastewater treatment: A review of emerging opportunities[J]. Water Research, 2018, 143: 399-415. DOI:10.1016/j.watres.2018.06.051
[6]
LIANG J, CHEN N, TONG S, et al. Sulfur autotrophic denitrification (SAD) driven by homogeneous composite particles containing CaCO3-type kitchen waste for groundwater remediation[J]. Chemosphere, 2018, 212: 954-963. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.08.161
[7]
WATSUNTORN W, RUANGCHAINIKOM C, RENE E R, et al. Comparison of sulphide and nitrate removal from synthetic wastewater by pure and mixed cultures of nitrate-reducing, sulphide-oxidizing bacteria[J]. Bioresource Technology, 2019, 272: 40-47. DOI:10.1016/j.biortech.2018.09.125
[8]
SAHINKAYA E, KILIC A, CALIMLIOGLU B, et al. Simultaneous bioreduction of nitrate and chromate using sulfur-based mixotrophic denitrification process[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 262: 234-239. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.08.050
[9]
SAHINKAYA E, DURSUN N. Sulfur-oxidizing autotrophic and mixotrophic denitrification processes for drinking water treatment: Elimination of excess sulfate production and alkalinity requirement[J]. Chemosphere, 2012, 89(2): 144-149. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.05.029
[10]
VO T K, LEE J J, KANG J S, et al. Nitrogen removal by sulfur-based carriers in a membrane bioreactor (MBR)[J]. Membranes, 2018, 8(4): 115. DOI:10.3390/membranes8040115
[11]
SUN Y M, NEMATI M. Evaluation of sulfur-based autotrophic denitrification and denitritation for biological removal of nitrate and nitrite from contaminated waters[J]. Bioresource Technology, 2012, 114: 207-216. DOI:10.1016/j.biortech.2012.03.061
[12]
ZHANG T C, LAMPE D G. Sulfur: Limestone autotrophic denitrification processesfor treatment of nitrate-contaminated water: Batch experiments[J]. Water Research, 1999, 33(3): 599-608. DOI:10.1016/S0043-1354(98)00281-4
[13]
SAHINKAYA E, YURTSEVER A, AKTAŞ Ö, et al. Sulfur-based autotrophic denitrification of drinking water using a membrane bioreactor[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 268: 180-186. DOI:10.1016/j.cej.2015.01.045
[14]
SIERRA-ALVAREZ R, BERISTAIN-CARDOSO R, SALAZAR M, et al. Chemolithotrophic denitrification with elemental sulfur for groundwater treatment[J]. Water Research, 2007, 41(6): 1253-1262. DOI:10.1016/j.watres.2006.12.039
[15]
WANG S H, LIANG P, WU Z Q, et al. Mixed sulfur-iron particles packed reactor for simultaneous advanced removal of nitrogen and phosphorus from secondary effluent[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2015, 22(1): 415-424. DOI:10.1007/s11356-014-3370-1
[16]
李芳芳, 施春红, 周北海, 等. 硫磺和黄铁矿为填料的生物滤池自养反硝化强化处理二沉尾水[J]. 环境科学研究, 2016, 29(11): 1693-1700.
LI F F, SHI C H, ZHOU B H, et al. Enhanced treatment of secondary effluent via autotrophic denitrification biofilter process using sulfur and pyrite as fillings[J]. Research of Environmental Sciences, 2016, 29(11): 1693-1700. (in Chinese)
[17]
董全宇, 陈帆, 程浩, 等. 木屑—硫磺填充床反硝化生物滤池强化硝酸盐去除[J]. 环境工程学报, 2018, 12(10): 2725-2731.
DONG Q Y, CHEN F, CHENG H, et al. Woodchip-sulfur packed denitrification biofilter for enhanced nitrate removal[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(10): 2725-2731. (in Chinese) DOI:10.12030/j.cjee.201804015
[18]
周娅, 买文宁, 梁家伟, 等. 硫磺/硫铁矿自养反硝化系统脱氮性能[J]. 环境科学, 2019, 40(4): 1885-1891.
ZHOU Y, MAI W N, LIANG J W, et al. Nitrogen removal performance of a sulfur/pyrite autotrophic denitrification system[J]. Environmental Science, 2019, 40(4): 1885-1891. (in Chinese)
[19]
廖宏燕, 宋诚, 万柳杨, 等. 螯合铁对厌氧铁氨氧化脱氮效能及微生物群落的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(9): 4366-4373.
LIAO H Y, SONG C, WAN L Y, et al. Effect of chelated iron on nitrogen removal efficiency and microbial community structure in anaerobic ferric ammonium oxidation[J]. Environmental Science, 2021, 42(9): 4366-4373. (in Chinese)
[20]
国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
[21]
郑照明, 杨函青, 马静, 等. SNAD反应器中颗粒污泥和絮体污泥脱氮特性[J]. 中国环境科学, 2015, 35(10): 2996-3002.
ZHENG Z M, YANG H Q, MA J, et al. The nitrogen removal performance of granules and flocs in SNAD reactor[J]. China Environmental Science, 2015, 35(10): 2996-3002. (in Chinese) DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2015.10.016
[22]
SUN S H, JIA T P, CHEN K Q, et al. Simultaneous removal of hydrogen sulfide and volatile organic sulfur compounds in off-gas mixture from a wastewater treatment plant using a two-stage bio-trickling filter system[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2019, 13(4): 1-13. DOI:10.1007/s11783-019-1148-x
[23]
周娅, 买文宁, 代吉华, 等. 硫代硫酸钠联合硫铁矿自养反硝化脱氮性能[J]. 中国环境科学, 2020, 40(5): 2081-2086.
ZHOU Y, MAI W N, DAI J H, et al. Study on autotrophic denitrification performance of sodium thiosulfate combined with pyrite system[J]. China Environmental Science, 2020, 40(5): 2081-2086. (in Chinese) DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.05.026
[24]
FLERE J M, ZHANG T C. Nitrate removal with sulfur-limestone autotrophic denitrification processes[J]. Journal of Environmental Engineering, 1999, 125(8): 721-729. DOI:10.1061/(ASCE)0733-9372(1999)125:8(721)
[25]
HAN G B, PARK J K. NO3--N removal with sulfur-lime porous ceramic carrier (SLPC) in the packed-bed bioreactors by autosulfurotrophic denitrification[J]. Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers, 2012, 43(4): 591-596. DOI:10.1016/j.jtice.2012.01.001
[26]
ZHOU W L, SUN Y J, WU B T, et al. Autotrophic denitrification for nitrate and nitrite removal using sulfur-limestone[J]. Journal of Environmental Sciences, 2011, 23(11): 1761-1769. DOI:10.1016/S1001-0742(10)60635-3
[27]
袁玉玲, 李睿华. 硫磺/石灰石自养反硝化系统脱氮除磷性能研究[J]. 环境科学, 2011, 32(7): 2041-2046.
YUAN Y L, LI R H. Performance of nitrogen and phosphorus removal of sulfur/limestone autotrophic denitrification system[J]. Environmental Science, 2011, 32(7): 2041-2046. (in Chinese)
[28]
LI Y Y, WANG Y L, WAN D J, et al. Pilot-scale application of sulfur-limestone autotrophic denitrification biofilter for municipal tailwater treatment: Performance and microbial community structure[J]. Bioresource Technology, 2020, 300: 122682. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122682
[29]
汤丹娜, 陈莹, 田晓雷, 等. 硫磺/石灰石自养反硝化系统脱氮性能及N2O排放规律研究[J]. 当代化工, 2016, 45(12): 2810-2812, 2820.
TANG D N, CHEN Y, TIAN X L, et al. Performance of nitrogen removal and N2O emission law of sulfur/limestone autotrophic denitrification system[J]. Contemporary Chemical Industry, 2016, 45(12): 2810-2812, 2820. (in Chinese) DOI:10.3969/j.issn.1671-0460.2016.12.033
[30]
SUN S S, LIU J, ZHANG M P, et al. Thiosulfate-driven autotrophic and mixotrophic denitrification processes for secondary effluent treatment: Reducing sulfate production and nitrous oxide emission[J]. Bioresource Technology, 2020, 300: 122651. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122651
[31]
SAHINKAYA E, KILIC A, DUYGULU B. Pilot and full scale applications of sulfur-based autotrophic denitrification process for nitrate removal from activated sludge process effluent[J]. Water Research, 2014, 60: 210-217. DOI:10.1016/j.watres.2014.04.052
[32]
HE Q C, DASI E A, CHENG Z, et al. Wood and sulfur-based cyclic denitrification filters for treatment of saline wastewaters[J]. Bioresource Technology, 2021, 328: 124848. DOI:10.1016/j.biortech.2021.124848
[33]
SAHINKAYA E, DURSUN N, KILIC A, et al. Simultaneous heterotrophic and sulfur-oxidizing autotrophic denitrification process for drinking water treatment: Control of sulfate production[J]. Water Research, 2011, 45(20): 6661-6667. DOI:10.1016/j.watres.2011.09.056
[34]
LIU H J, JIANG W, WAN D J, et al. Study of a combined heterotrophic and sulfur autotrophic denitrification technology for removal of nitrate in water[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 169(1/2/3): 23-28.
[35]
付炳炳, 潘建新, 马景德, 等. 采用含硫铁化学污泥作为反硝化电子供体进行焦化废水中总氮深度去除[J]. 环境科学, 2018, 39(7): 3262-3270.
FU B B, PAN J X, MA J D, et al. Evaluation of advanced nitrogen removal from coking wastewater using sulfide iron-containing sludge as a denitrification electron donor[J]. Environmental Science, 2018, 39(7): 3262-3270. (in Chinese)
[36]
马潇然, 郑照明, 卞伟, 等. 硫自养反硝化系统运行效能和微生物群落结构研究[J]. 中国环境科学, 2020, 40(10): 4335-4341.
MA X R, ZHENG Z M, BIAN W, et al. Study on operation efficiency and microbial community structure of sulfur-based autotrophic denitrification system[J]. China Environmental Science, 2020, 40(10): 4335-4341. (in Chinese) DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.10.017
[37]
赵晴, 杨伟明, 王瑶, 等. 硫化物自养反硝化细菌颗粒污泥及其物化特征[J]. 环境工程学报, 2017, 11(6): 3884-3890.
ZHAO Q, YANG W M, WANG Y, et al. Granulation and physical-chemical characterization of sulfur-oxidizing bacteria sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017, 11(6): 3884-3890. (in Chinese)
[38]
ZHONG F, WU J, DAI Y R, et al. Bacterial community analysis by PCR-DGGE and 454-pyrosequencing of horizontal subsurface flow constructed wetlands with front aeration[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015, 99(3): 1499-1512. DOI:10.1007/s00253-014-6063-2