亚硝化颗粒污泥性能研究

2017-03-15 05:51:20 2

  1 引言

  作为一种新型纳米材料,纳米零价铁(nZVI)因比表面积大、还原活性高、吸附能力强等独特的“尺寸效应”,被越来越多地用于重金属固定、含氯化合物降解和营养盐去除等污染控制领域的研究.然而,目前人们对纳米材料环境行为及其毒性效应的认识尚不全面,这也在很大程度上限制了nZVI在实际工程中的应用价值.有研究表明,污水处理厂污泥(以SS计)是各类纳米材料的重要汇集地之一,其质量百分比可达1.0~10.0 g·kg-1.因此,深入探究nZVI等纳米材料对活性污泥性能与微生物活性的影响就显得尤为重要.Wu等(2013)认为,nZVI的生物效应存在两面性.一方面,投加20~50 mg·L-1的nZVI能增强微生物脱氢酶的活性,提高活性污泥的除磷效能,这与铁元素在电子转移辅酶中的重要地位有关.另一方面,高暴露量的nZVI具有较强的毒性,甚至会导致细胞膜破裂.

  与异养微生物相比,氨氧化菌(AOB)世代周期长,对环境冲击较为敏感,难以在悬浮污泥系统中占居优势地位.而好氧颗粒污泥(AGS)强大的自截留功能,可以促进AOB在颗粒表面的大量富集,获得高效的亚硝态氮累积,为实现短程硝化-反硝化、耦合短程硝化-厌氧氨氧化(SHARON-ANAMMOX)等新型脱氮工艺创造有利条件(刘文如等,2013).

  目前,国内外有关nZVI影响AGS除污性能的报道还很少,针对亚硝化颗粒污泥(NGS)的研究更是从未被提及.鉴于此,本文采用批次实验,系统考察了不同浓度nZVI对亚硝化颗粒性能的冲击性影响,通过测定氮素组成、氨氧化菌比耗氧速率(SOUR-A)、胞外聚合物(EPS)与溶解性微生物产物(SMP)含量、铁元素分布等参数,揭示了nZVI在特殊生化处理系统中的“剂量-效应”关系,有助于进一步探明新型纳米材料与微生物聚集体之间的相互作用.

  2 材料与方法

  2.1 接种污泥

  接种污泥取自实验室SBR小试装置中的成熟亚硝化颗粒污泥.反应器有效容积3.85 L,高径比为17,运行周期2 h.进水氨氮浓度为300 mg·L-1,氮容积负荷为1.44 kg·m-3·d-1,不添加任何有机物.在一个周期内,反应器对氨氮去除率可达99%,出水亚硝态氮的累积率在80%~85%.

  颗粒污泥平均粒径为0.85 mm,其中,粒径在0.5~1.3 mm的颗粒约占总质量的65%,沉降速率可达96 m·h-1,SVI值为25 mL·g-1.

  2.2 nZVI悬浊液

  以三氯化铁(FeCl3)溶液与硼氢化钠(NaBH4)溶液为原料,采用水合法制备纳米零价铁,产品平均粒径约为70 nm,经洗净后保存于无水乙醇中(Xu et al., 2007).为模拟nZVI在排水系统中经历的老化过程,本研究所使用的纳米零价铁已在常温条件下存放近1年时间.

  2.3 批次实验方法

  取湿重约5 g的亚硝化颗粒污泥置于150 mL具塞(透气型硅胶塞)三角烧瓶中,加入80 mL待处理原水.原水为人工配制的无机含氮溶液,包括NH4Cl 200 mg·L-1(以氨氮计)、KH2PO4 92 mg·L-1、K2HPO4 36 mg·L-1、MgSO4 49 mg·L-1、CaCl2 15 mg·L-1,按照1 mL·L-1加入微量元素浓缩液,含FeCl3·6H2O 1.5 g·L-1、H3BO3 0.15 g·L-1、MnCl2·4H2O 0.12 g·L-1、ZnSO4·4H2O 0.12 g·L-1、H8MoN2O4 0.08 g·L-1、CuSO4·7H2O 0.03 g·L-1、KI 0.03 g·L-1和COCl2·6H2O 0.15 g·L-1.其中,以NaHCO3调节溶液pH值在7.8~8.0.为考察不同浓度nZVI对污泥性能的影响,控制纳米零价铁投加量依次为0、5、10、25、100、500和700 mg·L-1.

  反应期间,保持摇床振荡速率为200 r·min-1,使混合液中溶解氧浓度在3.5~3.8 mg·L-1,温度控制在28~32 ℃.批次反应时间为4 h,定期采集0.3~0.5 mL水样进行水质指标测定,每组设置3个平行样.

  2.4 分析方法

  2.4.1 常规指标的测定

  本实验中,污泥干重(MLSS、MLVSS)、氨氮(NH4+-N)、亚硝态氮(NO2--N)及硝态氮(NO3--N)分别采用标准重量法、纳氏试剂比色法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和紫外分光光度法测定.溶解氧(DO)与溶液pH测定分别采用WTW公司Oxi3210型溶解氧测量仪和Sartorius公司PB-10型酸度计.

  2.4.2 比耗氧速率、比降解/比累积速率的测定

  为表征氨氧化菌活性,依次测定了暴露于不同nZVI浓度下,亚硝化颗粒污泥的比耗氧速率(SOUR-A).取一定量颗粒污泥,经生理盐水反复冲洗后,离心弃去上清液.在25 ℃条件下,将污泥置于250 mL标准BOD瓶中,注满DO接近饱和的培养液,后者含NH4Cl 100 mg·L-1(以氨氮计),NaHCO3 300 mg·L-1,pH 约8.0,且不含有机物(张子健等,2010).开启搅拌器,在密闭条件下,记录DO随时间的变化过程,利用最小二乘法计算耗氧速率(OUR),SOUR-A即为OUR与MLVSS的比值,单位为mg·g-1·h-1.

  此外,根据不同氮素组分在批次实验中的变化规律,可以计算以下参数:

  氨氮比降解速率

  亚硝态氮比累积速率

  硝态氮比累积速率

  式中,KNH4+-N、KNO2--N和KNO3--N分别指氨氮、亚硝态氮和硝态氮浓度(mg·L-1)随反应时间(h)变化的线性拟合斜率,MLVSS指污泥干重(g·L-1).

  2.4.3 颗粒污泥EPS与SMP的提取与测定

  颗粒污泥EPS采用甲醛-NaOH法提取(Adav et al., 2011),SMP直接取自污泥上清液.其中,蛋白质(PN)采用Lowry法测定,以牛血清蛋白作为标准物质(Adav et al., 2008).多糖(PS)采用苯酚-硫酸法测定,以葡萄糖作为标准物质(Luo et al., 2008).利用污泥干重(以MLVSS计),对EPS组分含量进行单位化,单位为mg·g-1.

  2.4.4 上清液和污泥中铁元素的测定

  本研究采用混酸(硝酸、高氯酸)湿式消解法对泥样、水样进行预处理,具体操作步骤参照文献(郭小春,2012).两相中的总铁含量采用岛津AA-6300C型原子吸收光谱仪测定.

  其次,总铁在泥相中的分布百分比= 泥相总铁含量/(泥相总铁含量+水相总铁含量)×100%.在计算过程中,扣除对照组泥相和水相中的总铁含量,即0.12 mg·g-1和0.05 mg·L-1.

  2.4.5 污泥形态观测

  颗粒污泥经中性磷酸缓冲液反复漂洗后,置于戊二醇中固定3 h,再用1%的锇酸固定1 h,再经缓冲液清洗后,使用浓度30%、50%、70%、80%、90%的叔丁醇乙醇溶液完成梯度脱水,样品最终保存于4 ℃的叔丁醇溶液中.污泥经低温干燥、喷金处理后,使用QUANTA250台式扫描电子显微镜(SEM)观察,并利用EDAX-INC型能谱仪完成表面元素分析.

  3 结果与讨论

  3.1 nZVI对氮形态转化规律的影响

  在相同的初始NH4+-N浓度下,nZVI投加量对亚硝化颗粒污泥氮形态转化规律的影响如图 1所示.由图 1a、b可知,当nZVI浓度较低时,其对颗粒污泥的亚硝化性能具有明显的强化作用.当nZVI投加量从0 mg·L-1升至10 mg·L-1时,NGS对氨氮的去除率始终维持在95%以上,亚硝态氮比累积速率μNO2--N则由27.3 mg·g-1·h-1提高至30.7 mg·g-1·h-1.然而,当原水中nZVI浓度高于25 mg·L-1时,其抑制作用将逐渐显现,颗粒污泥的脱氮性能开始降低.当nZVI投加量为700 mg·L-1时,NGS对氨氮的去除率降至58.9%,μNH4+-N和μNO2--N值分别为17.2 mg·g-1·h-1、17.5 mg·g-1·h-1,仅相当于对照组的60.9%和64.1%.

  图 1 批次实验中,nZVI投加量对亚硝化颗粒污泥氮素转化规律的影响(NH4+-N浓度(a), NO2--N浓度(b), NO3--N浓度(c)和比降解/比累积速率(d))

  类似地,投加高浓度的nZVI也会对硝态氮的生成量与比累积速率造成不利影响,但其降幅要小于亚硝态氮的变化过程,如图 1c、d所示.有研究表明,氨氧化菌(AOB)大多分布于亚硝化颗粒污泥的最外层,而亚硝酸盐氧化菌(NOB)常置于AOB的内侧,且丰度远低于前者(Winkler et al., 2011).这些因素都使得AOB的生境更容易受到nZVI的影响.此外,nZVI的强还原性也会阻碍亚硝酸盐的继续氧化,从而导致水中硝态氮含量的下降.

  以往有关纳米材料生物效应的研究结论大多是负面性的.有研究表明,50 mg·L-1的ZnO、TiO2和Al2O3纳米颗粒都会使硝态氮还原酶、外切聚磷酸酶和多聚磷酸盐激酶的活性降低,进而导致活性污泥中反硝化菌与聚磷菌丰度的减小(Zheng et al., 2011; Zheng et al., 2011; Chen et al.,2011).Wu等(2013)等证实,当nZVI浓度大于200 mg·L-1时,水中活性氧(ROS)的形成将导致活性污泥的ATP产量降低约43%,硝化作用几乎被完全抑制.在本研究中,当nZVI投加量高于500 mg·L-1时,颗粒污泥的亚硝化性能才会出现大幅下降,而低浓度nZVI对NGS脱氮性能的促进作用更是未曾被报道过.

  3.2 nZVI对氨氧化菌比耗氧速率的影响

  图 2给出了不同nZVI投加量条件下,亚硝化颗粒污泥中氨氧化菌的比耗氧速率.当原水中nZVI浓度为10 mg·L-1时,颗粒污泥的SOUR-A值为72 mg·g-1·h-1,较对照组提高了43.8%,这与上文中对亚硝化性能的描述是一致的.但随着nZVI投加量的增大,微生物的活性将逐渐降低.当nZVI投加量达到700 mg·L-1时,颗粒污泥的SOUR-A值降至8.3 mg·g-1·h-1,仅为对照组的20.5%.

  图 2 nZVI投加量对颗粒污泥中氨氧化菌比耗氧速率的影响

  与微生物高度聚集的颗粒污泥相比,生长于纯培养基中的游离菌体对nZVI的耐受能力更差.Lee等(2008)与Li等(2010)的研究均表明,当大肠杆菌暴露于60~90 mg·L-1的nZVI溶液中,微生物活性迅速降低,部分细胞的细胞膜甚至发生了破裂.nZVI对细胞的毒害通常是不可逆的,主要作用机制包括:①nZVI的高反应活性可能会导致细胞膜蛋白、类脂和多糖的功能性分解;②nZVI溶解过程会生成ROS,进而发生类芬顿反应,生成羟自由基,导致细胞膜和DNA结构的氧化性损伤(Ševc et al., 2008).

  3.3 nZVI对污泥EPS及SMP组分的影响

  EPS是由特定微生物分泌、合成,可有效促进颗粒污泥形成的结构性物质,主要包括蛋白质、多糖、核酸和脂类等组分,其在保护微生物细胞、抵御外界环境压力等方面发挥着重要作用(闫立龙等,2013; Adav et al.,2010).通常认为,EPS的组成分布与颗粒污泥的性能变化密切相关(钱飞跃等,2015).与之对应,作为废水生化处理系统运行状况的重要表征,SMP涵盖了细胞菌体在代谢、生长和衰亡过程中释放到水相中的各类物质(Xie et al., 2013; 仵海燕等,2014).通常认为,当SMP含量稳定于较低水平时,生化系统运行稳定,污染物处理效能较高.反之,污泥可能发生了解体,细胞结构存在破损情况.

  图 3a给出了亚硝化颗粒污泥中EPS组成随nZVI投加量的变化过程.当原水中nZVI浓度由0 mg·L-1提高至10 mg·L-1时,EPS中蛋白质与多糖含量均呈现明显上升.这可能意味着低浓度的nZVI会激发微生物的自我保护机制,通过分泌更多的EPS来阻止有毒物质的向内传质.曹相生等(2004)在考察Mn2+、Mo6+和Zn2+对活性污泥中EPS组分影响的研究中,也有类似结论.然而,当nZVI对微生物活性表现出抑制作用时,EPS中多糖组分将逐渐减少,这势必会削弱颗粒结构的稳定性.另外,SMP中多糖与蛋白质浓度的持续增大说明菌体细胞的完整性正遭到破坏,如图 3b所示.类似地,董梦柯等(2014)发现,投加一定量ZnO纳米颗粒,会使得膜生物反应器(MBR)的SMP产量从17.9 mg·gVSS-1上升至35.0 mg·gVSS-1.

  图 3 nZVI投加量对亚硝化颗粒污泥EPS(a)与SMP(b)组分含量的影响

  3.4 铁元素在泥相、水相中的分布情况

  从铁元素的迁移与分布规律上看,一旦nZVI进入到生化处理系统中,将有相当部分被污泥(以MLSS计)所吸附,剩余的分散在水相中,逐渐溶解释放出Fe2+、Fe3+.由图 4可知,当nZVI投加量低于25 mg·L-1时,反应4 h后,NGS对铁元素的吸附量为0.16~0.23 mg·g-1,超过60%的总铁分布于泥相中.随着nZVI投加量的增大,尽管总铁在泥相中的分布百分比有所降低,但单位质量污泥的吸附量仍持续上升.当原水中nZVI浓度为700 mg·L-1时,总铁在泥相中的分布百分比仅为47.8%,单位质量污泥的吸附量却高达10.4 mg·g-1,相当于nZVI投加量为25 mg·L-1时的45.2倍.nZVI的这种相间迁移正是导致颗粒污泥中微生物活性受到显著抑制的主要原因.

  图 4 不同nZVI投加量条件下,铁元素在泥相和水相中的分布变化

  投加高浓度nZVI前后,颗粒污泥的扫描电镜(SEM)及表面元素分析结果如图 5、图 6所示.在对照组中(图 5b),污泥表面分布有大量被EPS包裹或裸露的球菌和杆状菌,孔道结构发达.同时,污泥表面的碳含量很高,Fe元素未检出(图 6a).对比图 5d容易发现,当原水中nZVI浓度为700 mg·L-1时,污泥表面堆积了大量碎片状物质,很难找到形态良好的菌体和清晰的孔道结构.能谱分析结果表明,污泥表面的碳含量显著降低,氧含量大幅升高,Fe元素的峰值明显增大,如图 6b所示.因此,高浓度的nZVI不仅严重抑制了功能微生物的活性,也会显著改变颗粒污泥表面的微生态环境.具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。

  图 5 投加高浓度nZVI前后,亚硝化颗粒污泥表面的SEM照片(a、b:0 mg·L-1 nZVI; c、d:700 mg·L-1 nZVI)

  图 6 投加高浓度nZVI前后,亚硝化颗粒污泥表面的元素分析结果(a. 0 mg·L-1 nZVI; b:700 mg·L-1 nZVI)

  4 结论

  1)当nZVI投加量从0 mg·L-1提高至10 mg·L-1时,颗粒污泥的亚硝化性能得到有效增强,NGS的氨氮去除率始终保持在95%以上,μNO2--N值由27.3 mg·g-1·h-1提高至30.7 mg·g-1·h-1,硝态氮生成量有所减少.如果原水中nZVI浓度高于25 mg·L-1,颗粒污泥的脱氮性能将出现下降.当nZVI投加量为700 mg·L-1时,NGS的氨氮去除率和亚硝态氮比累积速率分别为对照组的58.9%、64.1%.根据不同条件下颗粒污泥的SOUR-A值可知,氨氧化菌活性的变化很好地验证了批次实验的结果.

  2)当nZVI投加量低于10 mg·L-1时,nZVI的存在将促进颗粒污泥中EPS的分泌.但当nZVI对氨氧化菌活性表现出抑制作用时,EPS中多糖含量的降低显然会削弱颗粒结构的稳定性.同时,SMP中多糖与蛋白质浓度的持续增大也意味着菌体细胞的完整性正遭到破坏.

  3)随着nZVI投加量的增大,尽管总铁在泥相中的分布百分比有所降低,但单位质量污泥对铁元素的吸附量仍持续上升.扫描电镜和能谱分析的结果表明,高浓度nZVI不仅严重抑制了功能微生物的活性,也会显著改变颗粒污泥表面的微生态环境.

电话咨询
客户案例
服务项目
QQ客服