納米氧化鈰長期脅迫下對好氧顆粒污泥基本性質的影響

盧 丹，朱思諭，鄭曉英

（1.中交第三航務工程勘察設計院有限公司，上海 200032；2.淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室河海大學環境學院，江蘇 南京 210098）

0 引言

稀土元素因其特殊的原子結構，幾乎可以與所有元素發生反應，形成多價態、多配位數的化合物，具有許多優異的磁、光和電等特性，被稱為“現代工業的維生素”和神奇的“新材料寶庫”[1-3]。納米氧化鈰（CeO2NPs）不僅具有氧化性，還具有還原性。因此，CeO2NPs 被廣泛應用于化妝品、精密儀器拋光、涂料和燃料電池等領域。隨著生活環境中人們與CeO2NPs 的接觸機會增多，其生物安全性逐漸引起了人們的關注，對環境和人類健康影響的爭議也愈來愈多。但目前有關CeO2NPs 對活性污泥處理系統的影響鮮有報道。

好氧顆粒污泥（AGS）是在好氧條件下微生物通過細胞自固定而形成堅固的顆粒形微生物結構[4]，其結構密實、沉降性好，利用自身結構優勢為不同微生物的共存構建多種微環境，并具有良好的抗有機負荷沖擊和脫氮除磷能力。另外，好氧顆粒污泥不僅對污水中的難降解有機物具有較好的適應性，還具有良好的吸附能力，其吸附容量大、效率高、選擇性較好，去除廢水中的重金屬和納米顆粒能取得較好的處理效果[5-6]。在抵御人工納米材料（MNMs）脅迫影響方面具有顯著優勢與應用潛力。

本文通過研究不同濃度的CeO2NPs 長期暴露對好氧顆粒污泥理化性質，如污泥形態結構、粒徑分布、沉降性以及胞外聚合物（EPS）等的影響，探討CeO2NPs 與好氧顆粒污泥的相互作用機制。為降低CeO2NPs 的環境風險和促進污水處理系統穩定運行提供新的理論依據和技術支持。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

試劑：CeO2NPs 由Sigma-Aldrich 有限公司生產；好氧顆粒污泥取自課題組自行運行的SBR 裝置，MLSS 為5 000±100 mg/L。

儀器：B5A124S-CW 電子分析天平；202-2(AS)電熱恒溫干燥箱；GWA-UNI-10 超純水儀；DS-8510DT超聲波清洗儀；納米粒度儀；pB-10 型pH 計。

1.2 實驗方法

稱取質量為100 mg 的CeO2NPs 置于1 L 超純水（pH 值為6.9）中超聲1 h（25 ℃，250 W，40 kHz），制成質量濃度為100 mg/L 的CeO2NPs 懸浮液，再根據本試驗所需納米濃度進行稀釋，最終獲得質量濃度為1 和10 mg/L 的CeO2NPs 溶液。

自行設計并聯運行的SBR 反應器動態模擬試驗裝置3 套，進水采用實驗室自配模擬生活廢水，接種好氧顆粒污泥后在3 組SBR 裝置進水中分別投加質量濃度為0（R0），1（R1）和10mg/L（R2）的CeO2NPs，進行以下試驗研究。

（1）對不同濃度的CeO2NPs 脅迫下的好氧顆粒污泥穩定運行開展連續性試驗研究。跟蹤檢測污泥中混合液揮發性懸浮固體濃度（MLSS）、污泥體積指數（SVI）和胞外聚合物（EPS）；

（2）采用掃描電鏡（SEM）和馬爾文激光粒度儀（Mastersizer 3000）觀察好氧顆粒污泥的微觀形態、結構、孔徑分布、顆粒粒徑；

（3）使用維熒光光譜（Excitation-Emission-Matrix Spectra）和傅立葉紅外光譜（Fourier transform infrared,FTIR）分析胞外聚合物（EPS）熒光特性組分及官能團變化，建立CeO2NPs 對好氧顆粒污泥的基本性質影響機制。

1.3 指標及分析方法

（1）觀察污泥形態

采用掃描電鏡對好氧顆粒污泥的外觀形態進行觀察。含水率較低的樣品進行掃描電鏡前只需簡單干燥即可，但是本試驗培養的好氧顆粒污泥含水量較大，需進行脫水處理，處理時采用課題組常規方法[7]。

（2）提取和測定顆粒污泥中的EPS

好氧顆粒污泥中的EPS 采用陽離子樹脂交換法進行提取，操作步驟如下。

①取一定量污泥，用高速冷凍離心機離心10 min（4 000 r/min），靜置一段時間等待好氧顆粒污泥沉淀后，倒去上清液，重復此步驟3 遍；

②將清洗干凈后的好氧顆粒污泥重新溶解，投加陽離子樹脂后在磁力攪拌器中提取l h，并維持容器內的溫度低于4 ℃；

③用高速冷凍離心機離心30 min（8 000 r/min），獲得的上清液用醋酸纖維濾膜過濾，即可獲得EPS提取液；

④EPS 中的蛋白質（PN）含量采用考馬斯亮藍法測定[8]，多糖（PS）含量采用蒽酮法測定[8]，兩者之和即為EPS 總量。

（3）采用三維熒光法和傅里葉紅外光譜法分析EPS 的結構

①利用三維熒光光譜法（Excitation-Emission Matrix,EEM）分析活性污泥中EPS 的結構。試驗采用F-7 000Hitachi 型分光光度計（Japan）進行檢測。EEM 測定前，采用聚四氟乙烯膜（0.45 μm）將EPS 提取液屮的顆粒物過濾掉。激發光與發射光的掃描范圍分別為200～450 nm 與210～550 nm，步長均為5 nm。設置狹縫寬為5 nm，掃描速度為4 800 nm/min。

②將污泥中EPS 的提取液放置在冷凍真空干燥機（24 h），將干燥后的固體放在石英研缽中仔細研磨，并按質量比為1∶100 與光譜純的KBr 混合，并在壓強10 kPa 下壓片，最后使用傅里葉紅外光譜儀（Brukes IFS 48，德國）進行紅外分析。

2 結果與討論

2.1 CeO2 NPs 對AGS 的形態結構影響

3 組反應器（R0，R1，R2）連續2 個月（60 d ）投加CeO2NPs。宏觀上可發現，試驗組反應器（R1，R2）內顆粒污泥顏色與空白組（R0）內污泥顏色相比較淺，且顆粒污泥顏色隨CeO2NPs 濃度增加而逐漸變淺，呈淺黃色，顆粒結構松散，體積增大。為進一步從微觀角度分析CeO2NPs 對活性污泥影響，對不同濃度CeO2NPs 作用下的好氧顆粒污泥進行掃描電鏡分析見圖1。

圖1 不同質量濃度CeO2 NPs 作用下的顆粒污泥表面掃描電鏡照片

由圖1可以看出，質量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs長期暴露后，顆粒污泥表面基本未見CeO2NPs 顆粒；CeO2NPs 質量濃度增至10 mg/L 時，污泥表面吸附大量乳白色CeO2NPs 顆粒。由圖1（a）可以看出，空白組中顆粒污泥以球菌和桿菌為主，且污泥表面有大量溝壑存在，這些溝壑是細胞外部營養物質和內部代謝產物的傳輸通道。但是，在高質量濃度的CeO2NPs（10 mg/L）作用下，好氧顆粒污泥表面結構發生變化。由圖1（c），（d）可以看出，在質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 作用下顆粒污泥表面分泌大量粘液狀物質包裹活性污泥，堵塞了污泥細胞外部營養物質和內部代謝產物的傳輸通道，使得顆粒污泥表面溝壑逐漸增加，不利于微生物生長所需的物質傳輸。

2.2 CeO2 NPs 對AGS 的粒徑分布及沉降性影響

不同質量濃度CeO2NPs 作用下的顆粒污泥粒徑分布及沉降性變化趨勢（第60 天）見圖2。

圖2 不同濃度CeO2 NPs 作用下的顆粒污泥粒徑分布及沉降性變化趨勢（第60 天）

3 組反應器初期接種的好氧顆粒污泥平均粒徑約為600 μm。由圖2（a）可以看出，第60 天時，空白組內好氧顆粒污泥粒徑主要分布在400～900μm，平均粒徑約為633 μm，相對初期略微增大。當CeO2NPs質量濃度為1 mg/L 時，顆粒污泥粒徑主要分布在630～1 100 μm，平均粒徑約為774 μm；當CeO2NPs質量濃度為10 mg/L 時，顆粒污泥粒徑主要分布在720～1 300 μm，平均粒徑約為1 070 μm。可見，隨著CeO2NPs 暴露濃度增加，污泥平均粒徑呈增大趨勢。這是因為在高濃度的CeO2NPs 刺激下，顆粒污泥分泌大量粘液狀胞外聚合物（EPS），多種微生物聚集于顆粒表面，并吸附大量CeO2NPs 顆粒附著于污泥上，導致顆粒污泥粒徑增長。

污泥體積指數（SVI）是衡量活性污泥密實度和沉降性能的重要指標。好氧顆粒污泥的SVI 值通常在40～50 mL/g 范圍內，遠低于活性污泥的SVI 值（120～150 mL/g），較低的SVI 值使好氧顆粒污泥具有良好的沉降性，用于污水處理時可極大縮減沉淀池容積，減少基建費用投入。由圖2（b）可以看出，在CeO2NPs 長期脅迫下，顆粒污泥的SVI 值先升后降，這是因為納米材料初期暴露時顆粒污泥無法適應其毒性，導致其沉降性變差，但隨著暴露時間的延長，顆粒污泥逐漸適應微毒環境做出相應調整，沉降性能得到較大改善。

隨著CeO2NPs 濃度的增加，第40 天時，質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 系統內顆粒污泥SVI 值呈上升趨勢，這是因為高濃度的CeO2NPs 產生的毒性超過了顆粒污泥耐受能力，使其沉降性下降。此外，第60 天時，3 個反應器內好氧顆粒污泥的SVI 值分別為24.12，29.87 和35.67 mL/g，表明隨著CeO2NPs濃度的升高，好氧顆粒污泥的SVI 值也在增加，而污泥沉降性則變差。這是由于高濃度的CeO2NPs 刺激顆粒污泥過量分泌粘液狀EPS 導致的結果。許多研究結果表明：EPS 屬于親水型物質，污泥間的空隙以及營養物質傳輸通道吸附較多水體，導致泥水分離困難，污泥沉降速度大幅度減慢[9]。

2.3 CeO2 NPs 對AGS 生物量及活性的影響

目前，一般采用混合液懸浮固體濃度（MLSS）和混合液揮發性懸浮固體濃度（MLVSS）這2 個指標來表征污水處理系統中微生物的量。此外，揮發性懸浮固體/懸浮固體（VSS/SS）能夠更加精確表示污泥活性部分數量。不同濃度的CeO2NPs 對顆粒污泥生物量及耗氧速率（SOUR）的影響見圖3。通過測定污水系統中的SOUR 來表征反應器內微生物活性。由圖3（a）可以看出，連續投加納米顆粒60 d 后，在投加質量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs 系統中，微生物MLSS，MLVSS 及VSS/SS 與空白組相比并未產生明顯變化；而在投加質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs系統中，微生物MLSS，MLVSS 及VSS/SS 與前2 組反應器相比均呈下降趨勢。其中，當CeO2NPs 質量濃度從0 mg/L 增至10 mg/L 時，MLSS 及ρ（VSS）/ρ（SS）分別由5 016 mg/L 和0.75 降至4 481 mg/L 和0.68。結果表明，在低質量濃度的CeO2NPs（約1 mg/L）長期作用下對顆粒污泥生長并未產生抑制作用，且會輕微促進顆粒污泥生物量增長，這是因為低濃度的CeO2NPs 產生的微毒性在顆粒污泥的耐受能力之內，污泥受刺激反而加快增長。但是，質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 會抑制微生物生長，原因是污泥無法適應高濃度CeO2NPs 長期脅迫，生物活性降低，致使污泥增長速率減慢。

圖3 不同濃度的CeO2 NPs 對顆粒污泥生物量及SOUR的影響

由圖3（b）可以看出，在不同濃度的CeO2NPs協迫下顆粒污泥系統內SOUR 值。連續投加質量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs 60 d 后，微生物呼吸抑制率為1.66%，與空白組相比基本無變化。王玉琳等[10]研究顯示，低質量濃度的CeO2NPs（1 mg/L）長期脅迫對絮狀污泥呼吸作用的抑制率約為6%，遠高于本試驗呼吸抑制率（1.66%）的原因是顆粒污泥具有三維密實結構，低毒性只對最外層微生物產生抑制作用，而內層生物由于傳質受阻并未受影響。當CeO2NPs質量濃度為10 mg/L 時，系統內微生物SOUR 降至27.63 mg/(g·h)，呼吸抑制率為29.37%。可見高濃度的CeO2NPs 長期暴露會對顆粒污泥代謝活性產生抑制，且濃度增大對微生物代謝活性抑制程度增強，這是因為氧化鈰具有典型螢石結構，可擾亂微生物呼吸抑制機制從而影響污泥活性[11]。

2.4 CeO2 NPs 對好氧顆粒污泥中EPS 的影響

2.4.1 CeO2NPs 對AGS 中EPS 組成的影響

不同濃度的CeO2NPs 作用下好氧顆粒污泥中的EPS 的多糖（PS）和蛋白質（PN）含量變化趨勢見圖4。由圖4可以看出，質量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs長期暴露后，顆粒污泥中的EPS，PN 及PS 含量與對照組相比無明顯差異，即該濃度的CeO2NPs 長期暴露對污泥中EPS 沒有影響。但是當CeO2NPs 質量濃度增至10 mg/L 時，顆粒污泥中的EPS 總量質量分數從對照組的170 mg/g 迅速增至212 mg/g。由此可知，當CeO2NPs 質量濃度增至10 mg/L 時污泥微生物量降低，但其顆粒粒徑仍增加，一方面是因為納米顆粒吸附導致，更重要的是因為EPS 含水高，EPS 吸附的大量水分包裹在顆粒外表導致污泥粒徑增加。

當CeO2NPs 質量濃度為10 mg/L 時，顆粒污泥中EPS 的PN 和PS 質量分數相對對照組分別增加了20 和22 mg/g，占比相應增加約20%和28%。可見污泥中EPS 含量增加并不是其中一種成分增加導致，而是由PN 和PS 共同增加產生的結果，且以PS增加為主。相關文獻[10]指出，PN 具有抵御毒性的熱類蛋白結構，而PS 則可以提高納米顆粒流體動力學直徑并促進其聚集，CeO2NPs 粒徑增大難以進入污泥絮體并表現出較小毒性，這是PS 含量顯著增加的原因。

2.4.2 CeO2NPs 對AGS 中EPS 熒光特性的影響

不同濃度的CeO2NPs 作用下各系統污泥中EPS 三維熒光光譜分析結果見表1。類蛋白質吸收峰A（230/330～340）和吸收峰C（230/305）分別由芳香蛋白色氨酸類物質和芳香蛋白酪氨酸類物質引起。吸收峰B（275/335～355）對應物質為溶解性微生物代謝產物。

表1 不同質量濃度的CeO2 NPs 作用下好氧顆粒污泥EPS 三維熒光光譜分析結果

由表1可以看出，相同峰的熒光強度在不同濃度的CeO2NPs 作用下發生了變化，由此可見，好氧顆粒污泥中EPS 不僅組成物質發生了變化，同時各組分濃度也隨之變化。當CeO2NPs 質量濃度從0 mg/L 增至10 mg/L 時，峰A（芳香蛋白色氨酸）的熒光強度從7 951 逐漸增至9 017，一方面是由于EPS中PN 濃度增加，更重要是因為四價鈰離子可氧化色氨酸和酪氨酸，生成強熒光物質促使峰A 熒光強度增大[8]。此外，鈰離子能夠與溶解性微生物代謝產物發生絡合作用并出現熒光猝滅現象[8]，這恰好也解釋了本試驗中CeO2NPs 的濃度增加會導致峰B（溶解性微生物代謝產物）熒光強度呈下降趨勢的原因。本試驗三維熒光光譜圖中峰A、峰B 和峰C 出現了藍移和紅移現象。藍移現象可能是因為鏈結構上芳香環和共軛鍵數量減少導致，紅移則可能是因為含有羰基取代基、羥基、烷氧基、氨基和羧基等成分。這些變化意味著在CeO2NPs 長期脅迫下導致顆粒污泥中EPS 化學性質發生變化。

2.4.3 CeO2NPs 對AGS 中EPS 官能團的影響

前述三維熒光光譜分析結果表明顆粒污泥中的EPS 化學性質已發生變化，本節將借助傅里葉紅外光譜（FT-IR）進一步分析EPS 中主要官能團與CeO2NPs的相互作用機制。CeO2NPs 暴露前后好氧顆粒污泥EPS 的紅外光譜見圖5。由圖5可以看出，EPS 的FT-IR 光譜顯示多個波段，表明EPS 內部官能團的多樣性。根據其發生的波段，把FT-IR 光譜條帶分配到各個組：3 438～3 377 cm-1的強條帶源自EPS里羥基-OH 和胺基-NH2的伸縮振動；2 966～2 944 cm-1的弱光譜帶是烷基C-H 的伸縮振動；1 656～1 654 cm-1譜帶為N-H 的變形振動與蛋白質中C＝O 伸縮振動的結果；1 401～1 452 cm-1譜帶為C-H 的彎曲振動與C-N（酰胺Ⅲ）伸縮振動的共軛；1 111～1 113 cm-1譜帶則是由于聚磷中P-O-P的伸縮振動；991～1 086 cm-1譜帶可歸因于多糖中C-O-C 的伸縮振動，指紋區譜帶則是因為磷和硫等官能團的存在產生的結果。

圖5 不同質量濃度CeO2 NPs 作用下EPS 的紅外光譜

CeO2NPs 暴露后顆粒污泥中EPS 的光譜圖與對照組相比出現了明顯不同，具體表現為波長3 438 cm-1的某些峰轉移并變弱甚至消失。污泥中EPS 的峰位從3 438 cm-1移至3 377 cm-1，同時峰強度變弱，說明-OH 和-NH2官能團與CeO2NPs 或鈰離子發生了反應。此外，1 401～1 452 cm-1對應的峰在質量濃度為1 mg/L 的CeO2NPs 暴露后發生輕微偏移，而其在質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后消失了，可見高濃度CeO2NPs 與PN 含有的C-N（酰胺Ⅲ）之間發生了反應或結合，這與前述四價鈰離子可氧化芳香蛋白色氨酸和酪氨酸結果相一致。質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后，聚磷譜帶（P-O-P）1 111～1 113 cm-1和指紋區譜帶627～704 cm-1消失，可見高濃度的CeO2NPs 會促使好氧顆粒污泥中EPS 內聚磷/磷形式發生改變或濃度降低。以上差異表明EPS 中羥基、胺基、羧基和酰胺等官能團參與了CeO2NPs 顆粒/鈰離子與顆粒污泥之間的相互作用。

3 結論

（1）低質量濃度（1 mg/L）的CeO2NPs 長期暴露對顆粒污泥的理化性質基本無影響。而在高質量濃度（10 mg/L）的CeO2NPs 長期作用下，顆粒污泥的平均粒徑和SVI 值呈增長趨勢，污泥沉降性能變差。當CeO2NPs 的質量濃度逐漸增至10 mg/L 時，微生物呼吸抑制率增至29.37%。可見，高濃度的CeO2NPs會抑制顆粒污泥代謝活性，且隨其濃度增加抑制程度增強。

（2）質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 顆粒污泥中PN 和PS 的質量分數分別增加了20 和22 mg/g，污泥系統通過增加PN 和PS 以抵御CeO2NPs 毒性。三維熒光光譜結果顯示當CeO2NPs 質量濃度從0 增至10 mg/L 時，峰A（芳香蛋白色氨酸）的熒光強度逐漸從7 951 增至9 017，這是因為四價鈰離子氧化色氨酸和酪氨酸產生的結果。

（3）1 401～1 452 cm-1對應的峰在質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后消失，說明高濃度的CeO2NPs 與PN 含有的C-N（酰胺Ⅲ）之間發生了反應或結合。質量濃度為10 mg/L 的CeO2NPs 暴露后，聚磷譜帶（P-O-P）1 111～1 113 cm-1和指紋區譜帶627～704 cm-1消失，說明高濃度的CeO2NPs 會導致顆粒污泥中EPS 內聚磷/磷形式發生改變或濃度降低。