1 引言(Introduction)

　　焦化廢水是煤制焦炭、煤氣凈化及焦化產品回收過程中產生的高濃度有機廢水.不同地區、規模、工藝的焦化廠所產生的焦化廢水水量及污染物組成含量有著一定的差異，同時受到煉焦煤的質量、煉焦工藝及操作條件、化工生產車間設備構造、焦化廢水處理廠的工藝與運行管理等因素影響.我國焦化廢水不僅排放量大，成分也極其復雜，而且污染物濃度變化范圍大.廢水中除有氨氮、氰化物、硫化物、硫氰化物等高毒性無機污染物外，還有大量的有機污染物，主要為苯酚類物質及其衍生物、喹啉類及其衍生物(Lu et al., 2009)，還含有油、胺、萘、吡啶、蒽等含氮、氧、硫雜環化合物及多環芳烴(PAHs)等多種有機組分(Wang et al., 2002; Zhang et al., 2012).韋朝海等(2011)統計了國內38家典型焦化企業廢水的主要水質指標，指出全國各地焦化廢水COD普遍在4000~8000 mg·L-1的范圍內，其中，苯酚、硫化物、氰化物的普遍濃度范圍及pH分別為500~1300 mg·L-1、50~200 mg·L-1、5~50 mg·L-1、9.5~10.5，個別地區的企業產生的焦化廢水水質變化相對較大.

　　目前，國內外鋼鐵企業產生的焦化廢水所采用的處理工藝一般為A/O、A2/O及其變型工藝等(Min et al., 1998; Yang et al., 2001; Wang et al., 2002; Park et al., 2008; Kim et al., 2008)生物處理工藝，其中，國內52家典型的焦化廢水處理站的生物工藝主要分為6種：AO(7個)、AOO(6個)、AAO(17個)、AAOO(8個)、OAO(11個)、OHO(3個)(范丹, 2016)，工藝設計主要圍繞COD的去除及氨氮的硝化-反硝化過程.因厭氧生物技術具有低污泥產量、低能耗和能源可回收等優點(Mccarty et al., 1986)，國內外大部分鋼鐵企業的焦化廢水處理工藝都包含厭氧A單元技術.然而，大量工程實踐和研究報道顯示，厭氧A單元技術對焦化廢水的處理效果甚微，均無法實現產甲烷的目標.Zhao等(2014)對韶鋼二期工程A/O/H/O焦化廢水處理工藝進行研究，指出在第一個厭氧單元A進水COD為1530 mg·L-1，A出水COD為1390 mg·L-1;Sahariah等(2015)采用A1/A2/O生物流化床對焦化廢水進行降解，其A1厭氧反應器對苯酚和COD的去除率分別僅為3%和2%左右;Wei等(2012)的研究指出，焦化廢水厭氧進水COD為1676 mg·L-1，經過12 h的水力停留時間后COD的去除率只有6.92%.另外，有研究對焦化廢水進行厭氧條件下產甲烷活性抑制實驗時發現，產酸階段已被抑制(任源等, 2007)，即使一些工程中厭氧段COD有20%~30%的去除率，現有工程所暴露的厭氧段COD去除率有相當一部分是由清水稀釋作用及污泥對有機物的吸附作用所致.Zhu等(2016)對工程上在厭氧處理單元中微生物的分析研究發現，污泥中沒有產甲烷菌存在.此外，硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物被報道為焦化廢水的特征污染物(張萬輝等, 2015)，占總COD的70%~80%，其中，苯酚為貢獻最大的有機污染物，約占焦化廢水總COD的60%~70%.目前，雖然有較多研究報道了關于氨氮、硫化物、氰化物和金屬離子等污染物對諸如葡萄糖、VFAs等有機物厭氧消化的影響(Hilton et al., 1988; Chen et al., 2008; Yenigün et al., 2013; Gupta et al., 2016).但對于含有大量毒性物質的焦化廢水而言，其抑制厭氧生物降解的因素尚不明確.

　　針對厭氧降解焦化廢水中有機物效果甚微，抑制因素及其機制不明確的問題，本研究以濃度梯度稀釋的焦化廢水為研究對象，以苯酚、COD和TOC的濃度變化為表征，考察焦化廢水抑制厭氧生物降解的濃度閾值;通過COD和苯酚的去除率探討硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物的濃度對焦化廢水厭氧降解效率的影響，并嘗試采用分級的評價方法間接表達焦化廢水的復合毒性作用;另外，通過外加碳源的方法改變焦化廢水的碳源結構，從微生物對基質利用的角度分析焦化廢水抑制厭氧生物降解的因素;反應過程中還通過測定氣體產量及組成的變化，從不同產氣結構推斷受抑制的微生物群體.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 焦化廢水原水水質及污泥來源

　　焦化廢水原水水樣取自于廣東韶鋼焦化廢水處理工程，其主要水質指標如表 1所示.已有大量的工程實踐證明，厭氧焦化污泥的產甲烷活性已受到嚴重抑制，不便于觀察焦化廢水中毒性物質對厭氧污泥的抑制現象.因此，本研究為探究在焦化廢水中各毒性物質濃度對厭氧污泥產甲烷的影響，實驗選用的污泥取自廣州市瀝滘污水處理廠水處理系統的二沉池，并接種到本實驗室的厭氧雙層玻璃反應釜(5 L改進型)中，利用甲醇為有機碳源進行活化，并利用純苯酚作為有機碳源對污泥進行馴化.通過低溫恒溫槽控制反應體系溫度為(35.0±0.5) ℃，厭氧反應器的攪拌速度為60 r·min-1，控制pH為6.8~7.2.實驗前，厭氧反應釜中以苯酚作為碳源已經穩定運行270 d，污泥負荷(Q)和產甲烷活性(SMA)分別為30.17 mg·g-1·d-1(以每g MLSS中的苯酚量(mg)計)和4.01 mL·g-1·d-1 (以每g VSS產生的CH4量(mL)計).以反應體系容積計算，每升分別加入10 mL維生素和無機鹽營養液(胡紀萃等, 2003).

　　表 1 廣東韶鋼焦化廢水原水的主要水質指標

　　2.2 批量實驗裝置

　　間歇式厭氧反應裝置如圖 1所示.厭氧活性污泥由本實驗室長期運行的厭氧生物反應器中馴化得到，反應器有效容積為500 mL，反應體系中污泥含量(MLSS)約為5000 mg·L-1.反應前采用高純氮氣(99.99%)進行曝氣，使整個裝置充滿氮氣以保證厭氧環境.實驗在(35.0±0.5) ℃恒溫水浴鍋和轉子轉速為60 r·min-1的條件下進行;三通閥用于取樣時保持反應裝置整體氣壓平衡;橡膠塞上附加硅酮墊片對厭氧鹽水瓶加強密封;體系中產生的氣體通過導管于裝滿飽和NaCl溶液的上嘴濾瓶進行收集，排出的液體收集于戴塞量筒中，液體體積即為收集到的氣體總產量(CO2、H2和CH4)，組分占比采用氣相色譜定量分析.

　　圖 1 實驗室規模間歇式厭氧反應裝置示意圖

　　2.3 分析方法

　　分析樣品預處理：先取一定量的水樣，在轉速為5000 r·min-1下離心10 min后，從上清液中取5 mL水樣稀釋成50 mL，再經過0.45 μm的水系濾頭進行過濾.

　　COD按照標準《水質化學需氧量的測定快速消解分光光度法》(HJ/T 399-2007)，采用哈希DRB200快速消解儀進行消解后測定;TOC采用總有機碳檢測儀(日本島津TOC-V CPN)測定.

　　水樣中的苯酚濃度用高效液相色譜(日本島津HPLC-20A，紫外檢測器，Eclipse PAH C18色譜柱，4.6 mm×250 mm, 5 μm)進行定量分析.預處理后的樣品再采用0.22 μm的水系濾頭進行過濾.檢測條件：柱箱溫度35 ℃;流動相A為甲醇(色譜純)，流動相B為超純水，流動相A與B體積比為55:45;流速1.0 mL·min-1，進樣體積20 μL;檢測波長為270 nm.

　　反應體系的頂空氣體，如CO2、H2和CH4等氣體，用注射器從上嘴濾瓶收集的頂空氣體中抽取，然后用氣相色譜分析儀(Agilent-7820A)測定，采用熱導檢測器(TCD)，柱子為TDX-01填充柱(2.4 m×3.2 mm)，氣體進樣體積為1 mL，載氣(N2)流速為25 mL·min-1，尾吹氣(N2)流速為3 mL·min-1.柱溫、檢測器和進樣口溫度分別為100、200和100 ℃.

　　2.4 梯度稀釋焦化廢水的厭氧降解

　　先量取一定量的焦化廢水原水對其進行預處理，具體操作為：采用2 mol·L-1的鹽酸將水樣的pH調節為7左右，對水樣采用高純氮氣(99.99%)進行曝氣排氧10 min.以宏觀指標COD為稀釋對象設置6個稀釋梯度，將焦化廢水原水分別稀釋至(1200±100)、(1500±100)、(1800±100)、(2100±100)、(2400±100)、(2700±100) mg·L-1.加入2.1節中的污泥，控制污泥濃度MLSS為5000 mg·L-1左右，反應體系稀釋為500 mL，反應周期為30 d.根據2.3節中的方法分析各實驗組中COD、TOC和苯酚濃度的變化，用以得出解除抑制厭氧生物降解的焦化廢水濃度閾值.實驗設置3個平行樣，實驗結果取平均值.

　　2.5 毒性物質的單抑制濃度分析

　　根據2.4節的實驗結果，選取可對焦化廢水進行厭氧生物降解的濃度閾值來稀釋焦化廢水(即解除抑制的拐點濃度)，水樣預處理同2.4節，稀釋成500 mL后分別加入焦化廢水中毒性物質占比較大的幾類代表性物質(硫氰化物、苯酚、硫化物、氰化物)進行批量間歇實驗，反應周期為18 d.通過2.3節的分析方法測定各實驗組中COD和苯酚的濃度變化，以分別探究這些毒性物質的濃度對厭氧生物降解焦化廢水的影響.據統計(潘霞霞等, 2009;韋朝海等, 2011)，焦化廢水中硫氰化物、苯酚、硫化物、氰化物的濃度分別為200~1000、90~1300、17.5~200、5~50 mg·L-1，實驗設計毒性物質濃度將根據其在實際焦化廢水中出現頻率較高的濃度范圍進行選取，設置24個反應器(其中4個為對照組，對照組只稀釋不添加任何毒性物質，實驗結果取平均值)，毒性物質投加量如表 2所示.

　　表 2 各反應器中毒性物質的設計濃度

　　2.6 碳源結構改變的抑制因素探索

　　根據2.4節的實驗結果，選取無法對焦化廢水進行厭氧生物降解的濃度閾值來稀釋焦化廢水(即無法解除抑制的拐點濃度)，其水樣預處理同2.4節，稀釋成500 mL后加入與稀釋后焦化廢水等COD的不同有機碳源.實驗設計選用工業上較為常用的3種有機碳源：葡萄糖、乙酸鈉和甲醇，將其分別加至各反應器中，反應周期為18 d，根據2.3節中的方法分析各實驗組中COD值和苯酚濃度的變化及氣體的產量變化，以此對比不同簡單有機物在焦化廢水中厭氧生物降解的性能，以推斷焦化廢水不能厭氧生物降解的微生物因素.實驗設置3個平行樣，實驗結果取平均值.

　　3 實驗結果與討論(Results and discussion)3.1 不同濃度焦化廢水的厭氧降解效率對比

　　焦化廢水屬于高濃度有機廢水，理論上應該先進行厭氧生物處理降低負荷，再進行好氧生物處理.然而，由于焦化廢水原水對微生物的毒性抑制作用，高濃度的焦化廢水難以實現厭氧生物降解.厭氧單元效率低將導致回流比的增大和水力停留時間的延長(Li et al., 2005)，因而工程上通常采用大量的清水進行稀釋以降低毒性物質的負荷，但仍然沒有高效厭氧產CH4的效果.針對這個實際問題，為確定焦化廢水抑制厭氧生物降解的濃度閾值，根據2.4節中的實驗設計參數對焦化廢水原水進行梯度稀釋，以COD、TOC和苯酚濃度的變化直接表達焦化廢水中毒性物質的復合抑制效應，實驗結果如圖 2所示.

　　圖 2不同濃度焦化廢水的厭氧降解效率及甲烷產量(a.COD，b.TOC，c.苯酚，d.甲烷產量)

　　從圖 2中可以看出，當焦化廢水被稀釋到COD為1200和1500 mg·L-1時，反應體系中的苯酚在12 d以內被完全降解并生成大量CH4氣體，且COD去除率分別為49.49%和39.15%，污泥負荷分別為5.33和6.09 mg·g-1·d-1.當焦化廢水濃度提升到1800 mg·L-1時，厭氧污泥的活性開始出現抑制現象，且在30 d內COD去除率和苯酚負荷分別下降至31.49%和4.11 mg·g-1·d-1，產甲烷的速率下降.當焦化廢水濃度為2100 mg·L-1時，其COD和TOC的濃度只有少許下降，可能部分有機物被微生物同化利用或降解成CO2氣體，但由于產氣量低于儀器檢測限，且沒有產生體積差，故認為此濃度水平屬于抑制性濃度拐點.當焦化廢水濃度大于2400 mg·L-1時，體系中苯酚濃度的下降卻并沒有伴隨COD和TOC濃度的明顯變化，說明苯酚被水解為中間產物且無法被進一步降解，體系中產甲烷菌等微生物的活性受到抑制且無CH4氣體產生.由此可得，焦化廢水原水一般需要2倍或以上的清水稀釋，才能達到可對其進行厭氧生物降解的濃度水平.

　　高濃度的焦化廢水無法厭氧生物降解，雖然可以通過稀釋作用降低焦化廢水的毒性負荷，但這將導致處理后的出水量增大.由于焦化行業的特殊性，其產生的廢水需要按照零排放的要求，導致處理后的出水無法排放，且該行業用水量較少，外排水無法重復利用.同時，其外排水的風險性較大，不能作為其他行業的回用水，產生的水無處消耗，成為了焦化行業、鋼鐵企業的一大難題.因此，需要識別抑制焦化廢水厭氧降解的關鍵毒性物質及濃度，分析其對厭氧微生物的抑制因素，以減少稀釋水的用量.

　　3.2 毒性物質的單一抑制效應分析

　　為探究焦化廢水中硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物等物質濃度各自對厭氧降解性能的影響，根據2.4節的實驗方案和3.1節的實驗結果可得，選取可進行厭氧降解產CH4的焦化廢水稀釋濃度(1800 mg·L-1)，并根據表 2中所設計的毒性物質的量投加到各反應器中，實驗結果如圖 3所示.

　　圖 3不同濃度硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物條件下各反應器的COD(a)和苯酚(b)厭氧降解效率

3.2.1 硫氰化物的抑制

　　圖 3表明，隨著反應體系中硫氰化物濃度的升高，其對厭氧微生物的抑制作用越來越明顯.當硫氰化物濃度達到1500 mg·L-1，COD的去除率從34.89%下降至11.67%，污泥負荷由對照的8.49 mg·g-1·d-1降至5.23 mg·g-1·d-1，SMA從1.07 mL·g-1·d-1降至0.24 mL·g-1·d-1.此時，其對厭氧微生物活性的影響只起到減緩作用，但只要經過足夠長的停留時間仍能保持厭氧污泥對焦化廢水中COD和苯酚的去除率.由此表明，在當前硫氰化物濃度水平的焦化廢水中，硫氰化物只作為一種抑菌性有毒物質而非殺菌性有毒物質.在低復合毒性的基礎上，硫氰化物的單一抑制效應并不作為抑制焦化廢水厭氧生物降解的主要毒性抑制因素，其在焦化廢水處理過程中受到的重視程度遠不如揮發酚和氰化物等.然而，硫氰化物是焦化廢水中COD占比最大的無機物，不僅對水生生態環境和人類健康十分有害(Bhunia, 2000)，而且對焦化廢水COD、NH4+-N及色度等指標均有直接或間接的貢獻(韋朝海等, 2007;潘霞霞等, 2009).

　　3.2.2 苯酚的抑制

　　由于作為毒性物質的苯酚同時也作為營養物質而表現為COD，投加苯酚的實驗組厭氧降解COD的規律不同于另外3種毒性物質.根據化學動力學，在沒有受到抑制的時候，苯酚作為基質的濃度越高，相同時間內其去除率越高.從圖 3可知，苯酚初始濃度為800 mg·L-1時，厭氧污泥沒有受到明顯抑制，18 d的COD去除率達到47.77%，SMA值為1.48 mL·g-1·d-1，苯酚被完全降解.雖然苯酚初始濃度為950 mg·L-1時的COD去除率比對照組高，但SMA值從1.48 mL·g-1·d-1下降至1.21 mL·g-1·d-1，此濃度水平的苯酚對厭氧污泥有輕微抑制作用.當苯酚初始濃度達到1100 mg·L-1和1250 mg·L-1，體系中COD去除率明顯下降，這是由于體系中的產甲烷菌受到完全抑制，無法對苯酚的水解產物進行礦化作用，由于苯酚水解菌在高濃度苯酚的環境下仍然具有一定的活性，體系中的苯酚濃度仍然下降.然而，由于苯酚濃度高達1400 mg·L-1，超過部分厭氧微生物的耐受程度，導致該部分微生物死亡，微生物死亡后體內的有機物質溶出，從而使得水中的COD升高.隨著反應時間增長，仍然具有一定活性的苯酚水解菌將苯酚的濃度降至非殺菌性水平，部分未死亡的微生物停止自溶現象，從而COD去除率的負增長趨勢逐漸變得緩慢.

　　雖然低濃度的苯酚是一種較好的有機碳源，但其本身會引起生物體內蛋白質的變性和凝固，是一種原生質毒性物質，對厭氧微生物有著一定程度的抑制作用(Fang et al., 1997).高濃度苯酚可以使得厭氧污泥中產甲烷菌特有的輔酶F420和胞外聚合物(EPS)的含量大幅下降(馬小云等, 2011).可用于保護污泥中微生物細胞的EPS含量減少，會導致污泥對毒性物質的耐受能力下降(Sheng et al., 2010)，甚至死亡.雖然在實際工程的焦化廢水中苯酚的濃度水平一般為600~1000 mg·L-1，處于厭氧污泥的抑菌性水平，但厭氧微生物對苯酚的適應能力較強(Fang et al., 1997)，尤其是苯酚水解菌在高濃度苯酚的環境下仍然具有一定的活性.

　　3.2.3 硫化物的抑制

　　圖 3的實驗結果表明，當硫化物濃度達到200 mg·L-1，反應器中的厭氧污泥受到明顯的抑制作用，COD的去除率從34.89%下降至11.54%，SMA值從1.07 mL·g-1·d-1降至0.18 mL·g-1·d-1.當硫化物濃度達到250~300 mg·L-1時，硫化物的毒性作用從抑菌性轉變為殺菌性，體系中的微生物由于受到高濃度硫化物的毒性作用而死亡，細胞體內有機質溶出導致體系中COD去除率呈負增長，苯酚水解菌的活性明顯下降.

　　硫化物是一種對細菌生長有強抑制作用的物質，其毒性是由非離子形式即游離態(H2S)引起的，主要原因有2個：① 微生物自身帶負電荷，中性的H2S分子比S2-和HS-更容易接近并穿透細菌的細胞壁，進而在細菌體內產生毒害作用(Nielsen, 1987);② S2-、HS-和H2S可使溶液中非堿性金屬沉淀，影響微生物對該金屬的可利用性，從而影響厭氧微生物的生長(胡紀萃等, 2003).由于體系中的溫度和pH分別在35 ℃和7左右，根據硫化物在液相內的電離平衡，體系中硫化物的形態分布以H2S和HS-為主;且在35 ℃和氣相分壓為105 Pa的條件下，H2S在水溶液中的溶解度為0.2661 g/100 g水，可認為在適合厭氧微生物生存的水相環境中硫化物對厭氧污泥的抑制作用主要由H2S造成.適合厭氧消化體系的pH在6.5~7.5的范圍內，在含有大量硫化物的焦化廢水中，若需要對其進行厭氧生物降解，不僅需要投加大量的酸以調節焦化廢水原水的pH，還會使其中含有的硫化物轉化為H2S，進而加強了焦化廢水的毒性作用.

　　3.2.4 氰化物的抑制

　　圖 3結果顯示，當水相中氰化物濃度達到30 mg·L-1時，反應器中的污泥出現明顯抑制，在反應周期內COD的去除率從對照組的34.89%下降至8.96%，苯酚的水解率下降至66.81%.當氰化物濃度提高至40 mg·L-1的濃度水平，反應器中僅有苯酚水解菌仍具有一定的活性，產甲烷菌的活性完全受到抑制，體系中COD去除率幾乎為0.當氰化物濃度達到50~60 mg·L-1時，其毒性從抑菌性轉變為殺菌性，該反應器中的COD去除率為負，部分微生物被殺死，其體內的有機質溶出進而導致COD升高.

　　焦化廢水中含有的氰化物(CN-)是一類劇毒物質，CN-是典型的類鹵素離子，具有很強的還原性和配合性，在焦化廢水處理工程中通常表現出多重效應.氫氰酸屬于一元弱酸型簡單化合物，其在水溶液中僅以HCN、CN-的形式存在.氰化物與硫化物的毒性機制相似，其對微生物的毒性作用主要是由游離的HCN造成，且CN-容易與金屬離子結合，進而影響微生物對金屬的利用效率(Dash et al., 2009).在35 ℃和氣相分壓為105 Pa的條件下，根據氫氰酸與氰根離子在不同pH值時的質量分數分布規律，當pH在7左右時，水溶液中的氰化物基本以HCN的形態存在.為調節焦化廢水酸度而加酸至最適合厭氧污泥生長繁殖的pH(6.5~7.5)，水相中主要毒性成分將從毒性相對小的CN-轉變為毒性更大的HCN，從而提升了廢水的毒性作用，對微生物的活性造成更嚴重的影響.

　　3.3 復合毒性抑制作用的探討

　　在實際廢水中，不同污染物對微生物的抑制效應體現為復合毒性作用，為了直觀地表達復合抑制效應，將3.1節和3.2節的實驗結果以抑制等級的形式間接表達.參考《美國藥典》中細胞毒性分級標準(USP, 1990)，建立了一套用于評價焦化廢水復合毒性作用的分級方法，具體如下：以解除抑制的焦化廢水(COD為1800 mg·L-1)18 d時的COD去除率(η1=34.89%)為基準，按式(1) 計算相對去除率(η).

　　式中，η2為實驗組18 d時的COD去除率.根據式(1) 得出相對去除率η，各實驗組的毒性抑制分級按照表 3分級標準判定，其中，無抑制定義為0級，殺菌性抑制定義為6級，抑制等級越高，抑制程度越大.將焦化廢水原水的復合抑制性濃度和硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物等毒性物質各自的抑制效應分級列于表 4中.

　　表 3 毒性作用的分級標準

　　表 4 毒性作用的抑制分級

　　由3.1節和3.2節的實驗結果和表 4的規律可以看出，焦化廢水稀釋到解除厭氧抑制的濃度水平時(1800 mg·L-1)，再向其分別投加1250~1500 mg·L-1的硫氰化物、1250~1400 mg·L-1的苯酚、200~250 mg·L-1的硫化物和30~40 mg·L-1的氰化物，其單組分物質抑制要達到與復合抑制相同的抑制等級時，該物質濃度比復合抑制(以COD為2400 mg·L-1為例)時相對應的毒性物質濃度要高2~3倍.當底物濃度一定時，SMA值與相對去除率呈正相關關系;而投加苯酚的實驗組基質濃度不一樣，其SMA值不符合上述規律.苯酚的Ka=1.28×10-10，其與硫化氫和氫氰酸相似，都屬于弱酸類物質，在適合厭氧的pH(6.5~7.5) 條件下，大部分都以分子形式存在于水相當中.根據基本的化學知識，在pH為7的厭氧條件下，它們三者相互之間并沒有相互反應的趨勢.由此推測，苯酚、硫化物和氰化物在該條件下的毒性作用屬于加成作用.雖然硫氰化物屬于低毒性物質，當其濃度高達1500 mg·L-1時，體系卻仍未達到完全抑制效應.但硫氰化物為焦化廢水COD值貢獻最大的無機污染物，約占焦化廢水原水總COD的10%~15%，硫氰化物與其他組分相互影響，在一定程度上影響著厭氧生物系統對污染物的承受能力.焦化廢水中4種特征污染物在水體中體現的毒性相互加成，但硫氰化物毒性相對較低，且在焦化廢水濃度水平中的苯酚可作為有機營養物質被微生物利用.故認為硫化物和氰化物是焦化廢水中復合毒性的主導因素，在考慮降低焦化廢水復合毒性時可優先考慮去除這兩種物質，或許能夠達到高濃度焦化廢水厭氧降解產CH4的目標.

　　現階段普遍模糊地認為前置厭氧A單元技術可用于促進廢水中有機物的水解并具有降低有毒物質的毒性作用(Chakraborty et al., 2002; Wei et al., 2012).然而，本課題組調研考察的30余家焦化廢水處理工程中，并沒有發現一個成功厭氧產CH4的案例，甚至厭氧單元的水解效果也不明顯.對于含氰含硫的焦化廢水而言，厭氧水解或者厭氧消化的過程并不一定降低體系中污染物的毒性.根據3.2.3節和3.2.4節的討論可知，在適合厭氧的pH條件下，硫化物和氰化物多以分子形式存在;再則，雖然韋朝海等(2011)研究統計中得出焦化廢水中硫化物和氰化物濃度水平一般分別在50~200 mg·L-1和5~50 mg·L-1的范圍內，但實際廢水中仍含有大量的含硫雜環化合物及腈類化合物(張萬輝等, 2012)，厭氧水解作用必然導致部分含硫雜環化合物和腈類化合物發生水解反應進而使S2-和CN-被游離釋放，增加水相中游離的硫化物和氰化物的含量及毒性，從而導致厭氧污泥受到的復合毒性抑制效應更加明顯.因此，可認為降低焦化廢水的毒性作用并不一定要采用傳統的厭氧工藝，若能將焦化廢水水相中的硫化物、氰化物等毒性物質作為靶向物質以分離的方式定向去除，則可大大降低焦化廢水的復合毒性作用.本課題組的研究發現，可以通過FeSO4來使焦化廢水中的氰化物以普魯士藍與滕氏藍的化合物沉淀，降低水相中CN-的濃度(Yu et al., 2016).同時，亞鐵鹽也可以使硫化物形成FeS沉淀，降低焦化廢水的毒性.

　　3.4 碳源結構改變的厭氧生物降解特性

　　根據3.1節的實驗結果，當焦化廢水濃度高于2100 mg·L-1時，體系中的厭氧污泥受到抑制，無法進行厭氧產CH4反應.由于焦化廢水毒性較大，導致體系中微生物活性降低，即使稀釋過后也無法利用焦化廢水自有的大量苯酚等有機碳源，從而無法進行厭氧降解.針對這個現象，為了更好地觀察厭氧污泥中受抑制與不受抑制的菌群，且當前工程上生物進水的濃度一般被稀釋到2000~2500 mg·L-1的水平，本實驗選取無法對焦化廢水進行厭氧產CH4的濃度水平(COD為2100 mg·L-1)，根據2.6節的實驗方案嘗試改變焦化廢水原有的碳源結構，通過對混合體系中厭氧污泥對不同碳源利用特征的研究，從微生物對碳源利用的方面來探討高濃度焦化廢水難以實現厭氧生物降解的原因.實驗結果如圖 4和圖 5所示.

　　圖 4不同碳源結構的焦化廢水厭氧降解特征(a.乙酸鈉，b.葡萄糖，c.甲醇，d.無外加碳源)

　　圖 5不同碳源結構的焦化廢水中氣體產物及產量變化規律(a.乙酸鈉，b.葡萄糖，c.甲醇)

　　根據圖 4a和圖 5可知，在反應周期內，體系中的COD略有下降，外加的乙酸根無法被降解，體系中的頂空氣體可以檢測到少量H2且無CH4產生.COD值小幅度下降是因為污泥中乙酸互營菌(吳偉等, 2016)對乙酸的降解作用使其產生H2，但乙酸營養型產甲烷菌(Liu, 2010)的活性受到抑制，無法降解溶液中的大部分乙酸使其生成CH4.由圖 4b和圖 5可知，外加葡萄糖的反應器中，葡萄糖被大量水解，反應初期COD有所下降，且3 d內體系產生大量H2和少量CO2和CH4，這是因為葡萄糖自身需要先經過水解酸化產生大量的VFAs，進而降解為CO2和CH4(胡紀萃等, 2003).在這個過程中，隨著葡萄糖的厭氧水解產生大量的VFAs和H2，乙酸營養型產甲烷菌受到抑制無法消耗產生的乙酸，導致VFAs大量累積且體系的pH下降至5以下，反應器中有明顯的酸臭味且反應停止.在頂空氣體中收集到少量的CH4氣體是因為反應初期氫營養型產甲烷菌(Liu, 2010)利用CO2和H2生成CH4，體系酸敗后其活性受到抑制，導致H2大量累積.由于甲醇屬于極易生物降解的簡單有機物，從圖 4c中不難看出，外加的甲醇在9 d內被完全降解，并產生大量CH4，此后COD與對照組持平，苯酚表征的COD仍然無法被降解.圖 5顯示，甲醇被降解的反應過程中，不斷有H2和CO2產生，但周期結束后，頂空氣體只檢測到大量CH4.而甲醇在厭氧條件下被降解為CH4的主要途徑有2種：一是先水解為H2和CO2再被氫營養型產甲烷菌利用生成CH4;二是被甲基營養型產甲烷菌直接利用生成CH4(Lomans et al., 2002).由此推斷，氫營養型產甲烷菌高效利用了甲醇水解成的H2和CO2生產CH4，其活性沒有受到明顯抑制.雖然向焦化廢水中外加甲醇后可以得到CH4，但焦化廢水自有的有機污染物并沒有得到高效降解.

　　此外，對比圖 4a、圖 4c與圖 4d的結果發現，由于投加了合適的碳源(甲醇)通過共基質作用(Veeresh et al., 2005)，在18 d的反應時間里，外加甲醇的反應器中苯酚水解速率比對照組快18.95%.投加不合適的碳源(乙酸鈉)作為共基質，反應器中苯酚濃度反而沒有下降，這是因為乙酸是苯酚厭氧消化過程中的重要代謝產物(Evans et al., 1988; Karlsson et al., 1999);從化學動力學角度可以看出，外加乙酸鈉導致體系中乙酸根大量增加，累積的乙酸根造成基質抑制作用，限制了苯酚的水解.當向焦化廢水中投加葡萄糖作為共基質，則發現得到大量的H2和少量CH4，且累積了大量的VFAs.假若調節葡萄糖的量可以適當改善焦化廢水中的碳源結構，為后續生物系統提供適量的簡單碳源且避免VFAs的累積，通過共基質作用提高難降解化合物的降解效率，并且能回收大量較為純凈的H2氣體，可為提高焦化廢水處理效率和能源回收開發利用提供一種新的途徑.

　　在一個厭氧消化體系里面，乙酸營養型產甲烷菌和氫營養型產甲烷菌在總產甲烷菌群中的占比約為72:28(Mccarty et al., 1986).由于焦化廢水中苯酚等有機物的最終水解產物為乙酸，且焦化廢水中缺乏產氫的有機物質，假如能對焦化廢水中的有機物進行厭氧生物降解產CH4，乙酸營養型產甲烷菌必然是優勢菌種.然而，上述實驗結果表明，乙酸營養型產甲烷菌受到焦化廢水中毒性物質明顯的抑制作用，導致其無法降解體系中的乙酸生成CH4，且未受明顯抑制的氫營養型產甲烷菌也無基質利用以產生CH4.因此，從厭氧微生物的基質利用特性方面分析可得，高濃度的焦化廢水難以實現厭氧產CH4的目標.具體參見污水寶商城資料或http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。

　　4 結論(Conclusions)

　　由于高濃度焦化廢水中存在大量的毒性物質，難以對其實現厭氧生物降解產甲烷的過程，造成目前國內占主導地位的A2/O工藝的工程單元浪費并需要大量稀釋水.通過對抑制性污染物質的識別，發現在焦化廢水復合污染的條件下，硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物濃度分別在500~1500、1100~1250、200~250和30~40 mg·L-1范圍內，對厭氧微生物的活性產生了明顯的抑制作用.在pH為7左右的厭氧條件下，這4種特征污染物的毒性作用表現為協同加成作用.在改變焦化廢水中的碳源結構后，從微生物對碳源利用和產物變化的規律中發現，乙酸營養型產甲烷菌對毒性物質的敏感程度比氫營養型產甲烷菌高;從共代謝的角度發現，合適的碳源結構不僅可產生正面的共基質作用從而提高焦化廢水的處理效率，還能得到不同的能源產物.