廢水SBR工藝對污泥有機毒性的影響

　　隨著(zhù)城市污水排放量的逐年增加，污泥產(chǎn)量也隨之日漸增大[1].人們越來(lái)越重視剩余污泥的處理和處置，處理得當的污泥才會(huì )最大程度避免對環(huán)境的危害，目前已有學(xué)者研究剩余污泥中有機污染物對環(huán)境可能產(chǎn)生潛在危害[2,3,4].一些工業(yè)廢水的生化處理裝置中，活性污泥往往積累了較高濃度的有毒物質(zhì)[5].廢水中的有毒有機物進(jìn)入生物處理裝置后有不同歸宿[6]：或被微生物代謝分解; 或通過(guò)曝氣揮發(fā)進(jìn)入大氣; 或被活性污泥吸附; 或隨出水排放.故廢水生物處理應以有毒有機物在水、 泥兩相間的最終去除作為目標，不單以處理后COD、 BOD、 SS等常規指標為標準[7].本研究以雙酚A(BPA)為目標污染物，重點(diǎn)考察雙酚A在生物降解過(guò)程中有機毒性在水、 泥相整體系統內的產(chǎn)生和消減，以期為后續污泥處理與處置提供理論依據.

　　雙酚A是一種環(huán)境激素，具有致畸、 致突變性.研究表明低濃度雙酚A會(huì )使神經(jīng)系統、 免疫系統受損，引發(fā)腫瘤、 肝功能衰竭等[8,9,10,11,12].但雙酚A應用廣泛[13]，生產(chǎn)量大，全球用量超200萬(wàn)t[14].含BPA的工業(yè)廢水和生活污水若處置不當， BPA會(huì )以其他方式重新進(jìn)入環(huán)境.活性污泥法在處理含BPA廢水中應用廣泛.王燕春等[15]利用FBR反應器研究活性污泥法處理BPA廢水的降解動(dòng)力特性以及活性污泥凈化機制，指出BPA的去除主要通過(guò)生物降解過(guò)程而非吸附.有研究指出，消減活性污泥法的毒性，不僅可以采取污泥馴化方式，還可以利用加入新工藝或改變工況條件來(lái)消減毒性[16].故本研究旨在以水、 泥相為整體考慮，通過(guò)調整工況參數來(lái)考察污泥有機毒性源頭消減和水相指標變化.

　　1 材料與方法

　　1.1 試驗裝置及配水組成

　　試驗采用序批式活性污泥廢水處理反應器SBR，共兩組，有效容積10 L，分別為空白組和40 mg ·L-1 BPA對照組.兩組SBR除進(jìn)水組成不同外，其它試驗條件一致.活性污泥取自上海長(cháng)橋污水處理廠(chǎng)，污泥濃度保持在3�@000.0 mg ·L-1±100.0 mg ·L-1.試驗溫度為20℃±1℃，溶解氧維持在2.0~3.0 mg ·L-1.模擬廢水初始COD值為300.0 mg ·L-1±21.5 mg ·L-1，分別以尿素和磷酸二氫鉀作為氮源和磷源; 空白組由蛋白胨提供碳源，而含BPA對照組則由BPA和蛋白胨共同提供碳源; SBR進(jìn)水滿(mǎn)足C ∶N ∶P為100 ∶5 ∶1的好氧污泥營(yíng)養條件.試驗是在其它環(huán)境條件不變的情況下，改變水力停留時(shí)間HRT從12~8 h，同時(shí)污泥齡SRT從20~10 d，試驗連續運行33 d.

　　1.2 分析方法

　　試驗中COD(重鉻酸鉀法)、 SVI(sludge volume index)、 MLSS(mixed liquor suspended solids)等常規廢水處理指標依照文獻[17]測定; 其它項目測定方法如表 1所示.

　　表 1 試驗項目測定方法及其所需主要儀器

　　項目測定方法主要儀器

　　污泥絮體外層EPS提取陽(yáng)離子樹(shù)脂低溫攪拌交換法[18]多管架自動(dòng)平衡離心機TDZ5-WS，多頭磁力攪拌器JB-12，高速冷凍離心機TGL-20bR

　　污泥破胞總物質(zhì)提取低溫超聲+高速離心法[19]超聲波處理器FS-300，高速冷凍離心機TGL-20bR，多管架自動(dòng)平衡離心機TDZ5-WS，

　　污泥有機毒性測定明亮發(fā)光桿菌T3菌種急性毒性測試國標法[20]生物毒性測試儀DXY-2，全溫振蕩培養箱HZP-250，立式壓力蒸氣滅菌器筒HC014-11-018-01(x)

　　BPA含量測定高效液相色譜測定法[21]高效液相色譜儀LC-20A

　　DNA提取和PCR擴增瓊脂糖凝膠電泳檢測法3S離心柱環(huán)境樣品DNA提取試劑盒; PCR擴增儀

　　DGGE凝膠電泳/DCode Universal Mutation Detection System(Bio-Rad，USA)[22]; 紫外凝膠成像系統(Gel Doc 2000)(Bio-Rad，USA)

　　表 1 試驗項目測定方法及其所需主要儀器 Table 1 Analytical methods and main instruments in the expe

　　2 結果與討論

　　試驗主要考察改變工況條件即縮短HRT和SRT后，SBR系統在處理高濃度BPA廢水時(shí)系統內污泥毒性變化趨勢及新工況條件下的常規出水指標變化.

　　2.1 工況條件變化對SBR出水中COD和BPA濃度變化的影響 2.1.1 改變工況條件后SBR出水COD隨時(shí)間變化趨勢

　　由于COD是評判廢水系統處理效果好壞的關(guān)鍵指標，因此試驗對比改變工況條件前后同一SBR系統出水COD變化趨勢來(lái)檢驗工況改變對系統的影響.

　　由圖 1看出，當SBR系統HRT從12 h變?yōu)? h、 SRT從20 d變?yōu)?0 d的初始15 d，空白組與對照組周期末出水COD小幅波動(dòng)，隨后(第15 d至試驗結束)維持在50~70 mg ·L-1，出水效果良好.因此得出結論：改變工況條件(HRT從12~8 h、 SRT從20~10 d)對SBR系統出水COD指標影響不大.

　　圖 1 兩工況條件周期末出水COD變化趨勢

　　2.1.2 改變工況條件SBR運行周期末BPA濃度隨時(shí)間變化趨勢

　　為考察改變工況對SBR系統內BPA去除效果影響，試驗隨運行時(shí)間在周期末取樣，測定出水、 污泥相中BPA濃度，如圖 2和表 2所示.其中定義出水上清液中BPA含量為水相BPA，泥水混合液經(jīng)離心+超聲破胞+高速離心處理后提取液中BPA含量為總泥相BPA.所得樣品經(jīng)過(guò)0.22 μm濾膜過(guò)濾后，應用HPLC高效液相色譜法測定BPA含量.所得結果與改變工況前同區域BPA濃度對比.

　　圖 2 40 mg ·L-1 BPA對照組污泥原工況條件周期末水相和總泥相BPA濃度變化趨勢

　　由圖 2和表 2可知，改變工況前SBR系統周期末水相BPA含量和總泥相BPA含量總體上由高變低，至試驗結束時(shí)低于液相色譜檢測限.說(shuō)明試驗初 期系統內微生物不能有效降解BPA，故出水和泥相BPA含量很高; 隨后經(jīng)兩個(gè)污泥齡馴化，系統內微生物可有效降解BPA，水、 泥相無(wú)殘留.SBR系統改變工況后，HRT和SRT顯著(zhù)縮短，造成對BPA降解速率快、 生長(cháng)周期短的菌群逐步占據優(yōu)勢，雖然活性污泥內菌群結構可能有變化(論述詳見(jiàn)2.4節)，但未影響B(tài)PA在水、 泥相的去除效果.

　　表 2 40 mg ·L-1 BPA對照組污泥改變工況后周期末水相和泥相BPA濃度變化趨勢1)

　　2.2 改變工況條件對SBR運行周期末污泥毒性的影響

　　改變工況后，為考察HRT和SRT縮短對污泥毒性的影響，在33 d的試驗中通過(guò)發(fā)光細菌法測得污泥毒性抑制率并對照分析，結果如圖 3所示.

　　圖 3 兩工況條件周期末污泥總毒性抑制率變化趨勢

　　如圖 3所示，改變工況參數后2~17 d，空白組與BPA對照組污泥總毒性波動(dòng)較大，但變化幅度與趨勢類(lèi)似; 并在1個(gè)污泥齡后即第13 d達到峰值，空白組總毒性抑制率為46.64%和BPA對照組為57.92%.說(shuō)明污泥毒性的波動(dòng)是由于工況條件改變而非原水中初始BPA含量引起的.隨著(zhù)試驗的進(jìn)行，兩組污泥毒性均呈下降趨勢，到20 d左右，污泥特性進(jìn)入穩定階段，空白組和BPA對照組污泥總毒性分別維持在13.42%和32.58%附近.對比工況條件改變前后，縮短HRT和SRT且待系統穩定時(shí)，污泥總毒性抑制率空白組(13.42%)和BPA對照組(32.58%)低于原工況條件時(shí)的33%和43%.

　　BPA對照組在工況條件改變后，試驗初期污泥總毒性不穩定，照比原工況條件穩定期污泥總毒性有所下降，至第4 d總毒性抑制率降至最低(12.01%); 隨后迅速反升至43.51%; 接著(zhù)又持續下降至第9 d(22.10%); 之后再次回升至最高點(diǎn)(57.92%).對照組污泥總毒性抑制率經(jīng)過(guò)了20 d近兩個(gè)污泥齡的反復升降，系統趨于穩定，污泥總毒性抑制率最終穩定在30%左右.

　　分析認為，縮短HRT和SRT使系統受到?jīng)_擊，在經(jīng)過(guò)了2個(gè)污泥齡左右時(shí)間趨于穩定.試驗初期，由于原工況條件下系統內已存在大量有效降解BPA的優(yōu)勢菌群，縮短HRT和SRT促進(jìn)了其中生長(cháng)周期短的好氧降解菌大量繁殖生長(cháng)[23,24,25]，系統降解BPA能力有所增加，污泥總毒性持續下降; 同時(shí)，生長(cháng)周期較長(cháng)的優(yōu)勢菌群受到抑制，逐漸消減過(guò)程中降低了系統總體降解BPA的效率，BPA及其有毒副產(chǎn)物的累積并形成毒性，表現為在第5 d左右污泥總毒性的回升; 在出現毒性抑制率較高值后系統繼續運行，期間微生物菌群的不斷變化來(lái)適應新工況條件，生長(cháng)周期短的微生物增長(cháng)加快，污泥總毒性下降; 如此反復幾個(gè)循環(huán)直至2個(gè)污泥齡后，系統達到均衡穩定狀態(tài)，適應該工況條件的微生物菌群占明顯優(yōu)勢且生長(cháng)狀況良好，因此SBR系統污泥總毒性抑制率(約33%)低于原工況條件系統穩定時(shí)總毒性抑制率(43%).

　　2.3 對比不同工況條件系統穩定時(shí)期單周期內COD、 BPA含量及污泥有機毒性變化趨勢 2.3.1 單個(gè)SBR周期內不同工況水相COD變化

　　對比不同HRT和SRT的工況條件，兩SBR系統穩定階段周期內水相COD隨時(shí)間的變化情況，結果如圖 4所示.

　　圖 4 兩工況條件穩定階段單周期內水相COD值變化趨勢

　　從圖 4看出，原工況穩定階段，空白組與BPA對照組水相COD在單個(gè)SBR周期內隨時(shí)間變化趨勢相似，具體為：水相COD到第4 h已降至50 mg ·L-1以下; 但第8 h開(kāi)始，兩組SBR水相COD略有回升，但仍維持在50 mg ·L-1左右.縮減HRT和SRT到穩定階段后，在1個(gè)SBR運行周期內，空白組與對照組SBR水相COD下降趨勢與改工況前類(lèi)似，在第4 h降至最低并一直穩定在35 mg ·L-1左右; 且空白組水相COD下降速率和幅度更顯著(zhù)，這說(shuō)明改變工況更利于空白組SBR系統處理廢水效能.

　　2.3.2 不同工況下BPA對照組單周期內BPA濃度變化 對比兩個(gè)工況條件穩定時(shí)BPA對照組水、 泥相中BPA含量在1個(gè)SBR周期內的變化趨勢，如表 3所示.

　　表 3 兩工況條件穩定階段40 mg ·L-1BPA組污泥單周期內水相和泥相BPA濃度變化 1)

　　從表 3可知，兩種工況穩定階段，對照組泥相BPA含量均低于檢測限; 水相BPA在3 h內可被完全降解; 改變工況后BPA在水相中的降解速率低于原工況，但不影響出水效果.分析認為，原工況條件經(jīng)高濃度BPA馴化，對照組污泥相已存在大量可有效降解BPA的優(yōu)勢菌群，因HRT和SRT較長(cháng)，大量代謝速度慢，世代周期長(cháng)的菌群可以存活，故污泥相菌群組成較為豐富、 生物相較完善; 而縮短HRT和SRT后，污泥相中微生物菌群結構發(fā)生改變，主要以代謝速度快，世代周期短的微生物為主[23,24,25,26]，因缺乏不同菌群間“產(chǎn)物抑制”的消除效應，形成較多中間降解產(chǎn)物，一定程度上抑制了BPA總體去除速率，故BPA在系統中降解去除速率較原工況條件稍慢.

　　2.3.3 不同工況條件穩定期BPA對照組單周期內的污泥毒性變化

　　圖 5所示，原工況條件當活性污泥系統達到穩定階段，由于系統內已大量存在有效降解BPA優(yōu)勢菌群，因此污泥總毒性抑制率在2 h處較低，為36.97%; 通過(guò)BPA優(yōu)勢降解菌作用，第2~6 h污泥總毒性抑制率持續下降至最低點(diǎn)不足30%; 隨后污泥總毒性波動(dòng)上升，在周期末第12 h達42.75%，高于周期初始第2 h時(shí)的毒性值.經(jīng)分析，認為污泥總毒性在6 h后出現波動(dòng)且重升至高點(diǎn)的原因是：一方面由于進(jìn)水BPA含量較高，微生物降解過(guò)程中產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物量多，毒性大，不能被微生物吸收和進(jìn)一步降解為無(wú)毒物質(zhì)，因此毒性有累積; 另一方面由于系統在第6 h后停止曝氣，系統溶解氧降低，微生物降解BPA及其有毒副產(chǎn)物速度減慢，效率降低，且產(chǎn)生大量SMP等難降解物質(zhì)造成毒性升高.

　　圖 5 兩工況條件穩定階段單周期內污泥總毒性抑制率變化趨勢對比

　　調整工況條件縮短HRT和SRT后，系統內污泥總毒性抑制率從第0. 5 h開(kāi)始逐漸增加至第1.5 h，隨后又單調下降且在第4 h處達到穩定，直至周期結束維持在30%附近.同時(shí)對比第2 h時(shí)的污泥總毒性抑制率改工況后為45.7%，高于原工況時(shí)的36.97%; 分析認為，由于HRT縮短，并保持進(jìn)水COD和BPA含量不變，污泥負荷升高，因此相同2 h內降解BPA所產(chǎn)生的污泥毒性有所增加.改變工況后周末第8 h系統內污泥總毒性抑制率為32.56%，明顯低于原工況第12 h時(shí)的42.75%.說(shuō)明處理高濃度BPA模擬廢水的SBR污泥系統，縮短HRT和SRT不僅篩選了代謝速率快，世代周期短的BPA降解菌，且微生物活性也顯著(zhù)增強，加快了系統中毒性殘留物質(zhì)的消耗，污泥總毒性削減明顯，從而降低剩余污泥后續處理處置及資源化利用的成本和環(huán)境風(fēng)險.

　　2.4 污泥總毒性與微生物群落之間的相關(guān)性分析

　　有機物對微生物菌群的生物多樣性和變異特性的影響是復雜的[27].活性污泥降解BPA及其有毒副產(chǎn)物過(guò)程中產(chǎn)生了污泥毒性，勢必導致污泥相微生物菌群發(fā)生變化.通過(guò)PCR-DGGE分析技術(shù)，對兩SBR污泥相微生物群落結構的多樣性和相似性進(jìn)行研究，得出菌群多樣性與污泥總毒性間的相關(guān)性信息，分述如下.

　　2.4.1 香農-威爾指數(Shannon-Weaver diversity index)與污泥總毒性之間的相關(guān)性分析

　　Shannon-Weaver diversity index (H)是一種常用的評估微生物多樣性的指標[28]，公式為：

　　式中，ni為Band i的峰值，i為一條DGGE條帶Lane上的Band的排序，N為此條帶Lane上所有Band的峰值總和.應用香農-威爾指數的顯著(zhù)優(yōu)勢就是可以綜合考慮菌種數量(number of species)和物種均勻度(evenness of given community); H值越大，說(shuō)明微生物群落多樣性越高.

　　由表 4可知，原工況條件穩定階段40 mg ·L-1 BPA對照組(3號)污泥系統微生物多樣性(H=3.72)大于空白組(1號)污泥系統(H=3.59); 說(shuō)明相對于空白組污泥，BPA對照組由于進(jìn)水中含有高濃度BPA，污泥系統內微生物受到BPA馴化而產(chǎn)生降解BPA的優(yōu)勢菌群，同時(shí)對照組污泥中含有蛋白胨降解菌，故BPA對照組內的微生物多樣性高于同時(shí)期的空白組污泥.而改變工況條件并重新到達穩定期后，空白組(2號)污泥微生物菌群多樣性明顯增加(H=3.88)，而40 mg ·L-1BPA對照組(4號)則有所降低(H=3.67).結合2.2節中所得污泥毒性抑制率的變化趨勢，即縮短HRT和SRT后，空白組和BPA對照組的污泥總毒性均明顯降低.試驗說(shuō)明，新工況條件下空白組污泥微生物多樣性增加，對降解有機物過(guò)程中產(chǎn)生的污泥毒性進(jìn)行消耗，因此空白組污泥總毒性與微生物菌群多樣性呈負相關(guān)關(guān)系，即污泥毒性抑制率隨菌群多樣性的增加而降低.40 mg ·L-1BPA對照組改變工況條件后，污泥總毒性和微生物菌群多樣性都出現降低，即二者呈正相關(guān)性關(guān)系.分析原因為改變工況條件篩選了40 mg ·L-1BPA對照組污泥中謝速率快、 世代周期短的降解蛋白胨和BPA的優(yōu)勢菌，而部分代謝速率慢且世代周期長(cháng)的BPA及其中間產(chǎn)物降解菌被淘汰，由此降低了系統內微生物的物種均勻度.且由于縮短了HRT和SRT，污泥負荷增加、 污泥活性也相應增強，篩選所得優(yōu)勢菌群對BPA及其降解過(guò)程中產(chǎn)生毒性物質(zhì)的消耗速率較快，致使污泥毒性的消減.

　　表 4 兩工況條件穩定階段污泥樣品總毒性抑制率和香濃-威爾指數分析

　　2.4.2 改變工況條件對SBR系統內污泥相似性指數變化的影響

　　表 5為用戴斯系數(Dice coefficient)[29]計算出的各污泥樣品相似性矩陣，得出各樣品的相似性.

　　表 5 戴斯系數分析PCR-DGGE圖譜的相似性矩陣

　　如表 5所示，樣品1~4號分別代表的樣品信息同表 4.相似性分析結果可看出，樣品3與4相似性最高，為71.0%，樣品1與2相似性其次，為63.0%，而樣品1與3及2與4的相似性最低，分別為55.0%和55.2%.這說(shuō)明改變工況條件前后， BPA對照組污泥內菌群結構相似度極高.另一方面，對比空白組和40 mg ·L-1BPA對照組，由于進(jìn)水成分的巨大差異，使得兩系統分別在兩工況條件下的微生物菌群相似性均很低，分別為原工況的55.0%和變工況的55.2%.充分說(shuō)明進(jìn)水成分對于SBR系統污泥中微生物群落類(lèi)別和數量起決定性作用，其對污泥內微生物菌群結構的影響遠大于工況條件改變的影響.由于40 mg ·L-1BPA對照組的污泥總毒性始終大于空白組，同樣也說(shuō)明有毒物質(zhì)的加入才是引起污泥毒性增加的關(guān)鍵因素.

　　另外，通過(guò)UPGMA(unweighted pair group method with arithmetic averages)算法對樣品進(jìn)行聚類(lèi)分析[30]，如圖 6所示.更顯著(zhù)地表明4個(gè)樣品共分為兩大族群，族群間的相似性?xún)H為57%，族群內的樣品1與2(空白組污泥系統)相似性為63%，樣品3與4(40 mg ·L-1BPA對照組)相似性為71%.試驗運用UPGMA算法與用WPGMA(weighted pair group method with arithmetic averages)算法所做的系統樹(shù)狀圖(圖略)基本相同.因此斷定，應用系統樹(shù)狀圖來(lái)表示不同污泥樣品之間微生物群落的同源性，雖然所用計算方法不同但所得結論基本一致.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 6 UPGMA算法所得污泥樣品的系統樹(shù)狀圖

　　3 結論

　　(1)改變工況條件對于空白組和BPA對照組周期末出水COD影響不大，雖有小幅波動(dòng)但基本維持在50 mg ·L-1左右; 新工況條件下BPA對照組內微生物可有效降解進(jìn)水中BPA，使得整個(gè)試驗過(guò)程周期末出水BPA含量低于檢測限.

　　(2)改變工況條件加速了穩定階段單個(gè)SBR運行周期內COD的去除速率，減慢了水相BPA的去除速率.

　　(3)縮短HRT和SRT有利于降低污泥有機毒性，降低剩余污泥處理處置的成本和資源化利用的環(huán)境風(fēng)險.

　　(4)空白組與40 mg ·L-1BPA對照組內微生物屬兩大族群; 工況參數變化會(huì )改變污泥內菌群結構，進(jìn)而造成污泥毒性變化; 而原水中毒性有機物的存在與否則是引起污泥毒性顯著(zhù)差異的主要因素.