重稀土元素釔對短程反硝化工藝的影響

賴 城,周 豪,張大超*,董冰巖,Philip Antwi,蘇 昊,石 淼 (.江西理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,江西 贛州 34000；.贛州生態(tài)環(huán)境工程投資有限責(zé)任公司,江西 贛州 34000)

厭氧氨氧化(Anammox)由于其較低的生物質(zhì)產(chǎn)量和較高的經(jīng)濟效益被譽為最有前景的生物脫氮工藝.為厭氧氨氧化提供亞硝酸鹽的方式主要有兩種,一是通過短程硝化(PN)將氨氮氧化為亞硝酸鹽,二是通過短程反硝化(PD)將硝酸鹽還原為亞硝酸鹽[1-5].

研究表明PN、PD、Anammox的組合工藝在各種模擬廢水和實際廢水的處理中都能取得良好效果.如污泥厭氧消化液[6]、高氨氮工業(yè)廢水[7]和垃圾滲濾液[8-10]等.高硝酸鹽工業(yè)廢水(如:化肥生產(chǎn)[11]、核工業(yè)[12]、鋼鐵冶煉[13]、食品加工[14]和炸藥生產(chǎn)[15]等)也能作為PD的廢水源,可利用PD-Anammox工藝對生活污水與工業(yè)廢水進行聯(lián)合處理[16].此外,中國南方的稀土礦山尾水中含有高濃度的氨氮和硝態(tài)氮[17],PD工藝在其中也有很好的應(yīng)用前景.但垃圾滲濾液、工業(yè)廢水和稀土礦山尾水中通常含有高濃度的重金屬,如,鋅(Zn)[18]、鎳(Ni)[19]、鎘(Cd)[20]和釔(Y)[21]等.重金屬會影響微生物群落組成并對微生物的生物過程產(chǎn)生明顯的影響[22-24],將限制實際工程的應(yīng)用.目前,重金屬對厭氧氨氧化生物脫氮工藝影響的研究主要集中在 ANAMMOX[25-27]和PN[28-31],尚無關(guān)于重金屬對PD影響的研究報道.

中國南方贛南地區(qū)主要為離子型粘土礦[32].在離子型稀土開采過程中一般使用高濃度的硫酸銨作為浸出劑,使銨離子(NH4+)和稀土離子進行離子交換形成含稀土離子的母液[21].隨后多利用沉淀法進行稀土的提取[33].提取稀土離子會產(chǎn)生大量的富氨廢水,一般在稀土礦山下游建立尾水處理站以處理稀土礦山尾水.由于提取效率有限,稀土礦山尾水中常有一定濃度的稀土離子殘留.江西省贛州市龍南縣和定南縣稀土礦區(qū)礦山與尾水處理站之間的河流實地采樣表明,稀土礦山尾水中殘留的稀土離子濃度為11.91～126.39mg/L,而釔離子(Y3+)、鑭離子(La3+)和釹離子(Nd3+)所占比例高達20%～60%.因此,本文以重稀土元素 Y(III)為例,研究了稀土元素對PD工藝的短期和長期影響,旨在探明不同濃度Y(III)對PD污泥的沖擊效應(yīng)及稀土累積效應(yīng).

1 材料與方法

1.1 污泥源和廢水特征

批次實驗和長期實驗的污泥均取自實驗室規(guī)模的SBR短程反硝化反應(yīng)器,Thauera菌屬為優(yōu)勢菌屬.批次實驗進水初始 NO3--N濃度約為 80mg/L,COD/N約為2.6.長期實驗進水初始NO3--N濃度約為80mg/L,COD/N約為2.1.NO3--N由KNO3提供,COD由CH3COONa提供,Y(III)由YCl3?6H2O提供,以上藥劑的質(zhì)量根據(jù)濃度按需添加.其余藥劑及濃度如下:2mg/L KH2PO4、5mg/L CaCl2、5mg/L MgCl2.

1.2 實驗裝置和操作

批次實驗在25℃室溫條件進行,Y(III)的濃度梯度為0,1,5,10,20,50,60,80,100mg/L.進行批次實驗時,將準(zhǔn)備好的污泥(約200mL)加入1L的燒杯中,隨后加入1L合成廢水,反應(yīng)液的總體積約為1.2L.然后使用磁力攪拌器以 150r/min的速度攪拌,使泥水均勻混合.批次實驗反應(yīng)開始后30s進行第1次取樣,隨后每隔10min進行下一次取樣,直至第2h.每個批次實驗結(jié)束時取水樣測量實際的混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)濃度.

長期實驗在室溫下進行(15～30℃).實驗裝置為序批式反應(yīng)器(SBR),由有機玻璃制成,內(nèi)徑為 14cm,高為 30cm,有效工作體積為 4L.反應(yīng)器運行時的體積交換率為 50%,每天工作 8個周期,每個周期 3h,其中進水 9min、加藥 1min、攪拌 120min、沉降40min、排水 10min.使用懸臂式機械攪拌器以120r/min的轉(zhuǎn)速進行攪拌,使泥水均勻混合.反應(yīng)器初始MLVSS為2～3g/L.

1.3 水質(zhì)分析指標(biāo)

采用國家標(biāo)準(zhǔn)方法[34]測定水樣中常規(guī)指標(biāo).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; MLSS和MLVSS:采用重量法.

1.4 Y(III)含量測定

1.4.1 出水 Y(III)含量 出水用 0.45um 的過濾器(水系)過濾,再用 3%的硝酸(優(yōu)級純)進行適當(dāng)稀釋,然后通過電感耦合等離子體光譜儀(ICP)確定Y(III)濃度.

1.4.2 胞內(nèi)攝取Y(III)含量 反應(yīng)結(jié)束時用濾紙將污泥過濾,根據(jù) Cheng等[35]的方法用 1mmol/L的EDTA溶液進行洗滌,以去除胞外吸附的Y(III).過濾后,取 1g(濕重)污泥,根據(jù)孫等[36]的方法,添加 4mol/L的HNO320mL,以120r/min的速度振蕩25min進行消解,在 6000g(11600r/min)下,離心 15min以獲得上清液.通過ICP測定上清液中Y(III)的濃度.

1.4.3 胞外吸附 Y(III)含量 過濾后取 1g(濕重)污泥,不洗滌直接進行消解,離心后通過 ICP測定上清液中 Y(III)的濃度.此時測得的 Y(III)為胞外與胞內(nèi)總量,減去胞內(nèi)含量即為胞外Y(III)含量.

1.5 污泥形貌和成分分析

在污泥樣品中添加2.5%戊二醛(pH=6.8)固定細胞,使用0.1mol/L的磷酸鹽緩沖液(pH=6.8)充分沖洗,依次使用50%,60%,70%,80%,90%和100%乙醇溶液對樣品進行脫水,使用無水乙醇和乙酸異戊酯 1:1(體積比)和純乙酸異戊酯的混合物對樣品進行 2次置換,將樣品干燥至臨界點并充分脫水以除去殘留的水分,使用自動高真空濺射鍍膜機(Q150R S,Quorum,英國)進行鍍金以增強其電導(dǎo)率,在高分辨率場發(fā)射掃描電子顯微鏡(FE-SEM)下觀察污泥樣品的形貌,通過能量色散X射線譜儀(EDS)分析污泥成分.

1.6 計算方法

亞硝酸鹽積累率(NAR)(%):

式中: inf-NO3--N為初始硝酸鹽濃度,mg/L;eff-NO2--N為最高的亞硝酸鹽濃度,mg/L;eff-NO3--N為亞硝酸鹽濃度達到最大時的硝酸鹽濃度,mg/L;inf-Y(III)為進水 Y(III)濃度,mg/L;eff-Y(III)為出水Y(III)濃度,mg/L;ΔNO2--N 為某段時間內(nèi)亞硝酸鹽濃度的變化,mg/L;Δt為時間間隔,本實驗中的時間間隔選取第 20～50min;MLVSS為混合液揮發(fā)性懸浮固體,g/L;SNPR0為不添加 Y(III)時的比亞硝鹽產(chǎn)生速率;SNPRi為添加Y(III)時的比亞硝鹽產(chǎn)生速率.

1.7 生物抑制模型

利用生物抑制模型(飽和型)[36]研究胞內(nèi)攝取的Y(III)濃度對PD細菌活性抑制率的關(guān)系:

式中: IPmax是最大抑制程度,100%;CY(III)是胞內(nèi)累積的Y(III)含量,以濕重計,mg/g;K是抑制系數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 Y(III)對亞硝酸鹽積累與細菌活性的影響

如圖1所示,Y(III)濃度為1～50mg/L時,反應(yīng)結(jié)束時的亞硝酸鹽濃度與對應(yīng)的硝酸鹽濃度分別為(51.23±2.03)mg/L 和(3.01±2.12)mg/L,NAR 與 NRR分別為(77.57±3.15)%與(94.41±2.19)%,與不添加Y(III)的對照組接近.這表明該濃度范圍內(nèi)的 Y(III)對短程反硝化亞硝酸鹽的積累無明顯影響.然而,當(dāng)Y(III)濃度為 60mg/L時,反應(yīng)結(jié)束時的亞硝酸鹽濃度突然下降至 29.33mg/L.Y(III)對亞硝酸鹽積累的毒性突變閾值為50～60mg/L,一旦Y(III)濃度超過閾值,將會對亞硝酸鹽的積累產(chǎn)生明顯的影響.Y(III)濃度為60～100mg/L時,反應(yīng)結(jié)束時的亞硝酸鹽濃度逐漸下降,相應(yīng)的硝酸鹽濃度逐漸升高.100mg/L的Y(III)甚至嚴重抑制了反應(yīng)的進行,NAR和 NRR分別只有 3.15%和 6.02%.因此,在實際應(yīng)用中,應(yīng)避免高濃度的Y(III)對PD污泥的沖擊效應(yīng).

圖1 不同濃度的Y(III)對短程反硝化性能的影響Fig.1 Effect of different concentrations of Y(III) on the performance of partial denitrification

用 SNPR來表征細菌活性,如圖 1(d)所示,Y(III)濃度為1～10mg/L時,SNPR逐漸增加,由88.68mg N/(g VSS?h)逐漸上升至 123.08mg N/(g VSS?h);與對照組相比,10mg/L的 Y(III)對細菌活性的促進率高達38.79%.Y(III)濃度為20～100mg/L時,SNPR逐漸降低,由 65.81mg N/(g VSS?h)下降至 1.59mg N/(g VSS?h).SU等[30]研究Y(III)對PN細菌影響的結(jié)果也呈現(xiàn)低促高抑的情況.然而,當(dāng) Y(III)濃度為 20～50mg/L時,SNPR變化幅度較小,細菌活性抑制率為25.78%～31.98%,當(dāng) Y(III)濃度上升至 60mg/L時,細菌活性抑制率突然增加至91.11%,Y(III)對短程反硝化細菌的抑制似乎存在突變濃度,這很可能是因為 Nitrosomonas菌屬和 Thauera菌屬對 Y(III)具有不同的適應(yīng)性.此外,細菌活性抑制率的劇增也表明Y(III)對PD細菌的毒性濃度閾值為50～ 60mg/L.

2.2 Y(III)的分布特征及其與污泥活性的關(guān)系

由圖2(a)可見,大部分Y(III)被吸附在細菌表面或者被攝取到細菌內(nèi)部,水中只殘留了極少的Y(III),Y(III)的去除率高達 99%.吸附在細菌表面的Y(III)可能與胞外聚合物有關(guān),胞外聚合物中含有羧基、羥基、胺基和磷酸基等官能團,這些官能團會與重金屬發(fā)生絡(luò)合或離子交換[37].而部分Y(III)則通過跨膜運輸進入到細菌內(nèi)部,這可能是污泥活性被抑制的原因.

胞外吸附Y(jié)(III)的濃度變化趨勢[圖2(a)]與污泥活性抑制率的變化趨勢[圖 1(d)]相似度極大,因此,對胞外吸附 Y(III)的濃度和污泥活性抑制率進行線性擬合.線性擬合的相關(guān)性系數(shù)R2為0.957[圖2(b)],可以得到 Y(III)的 IC50(吸附)為 1.079mg/L(以濕重計),對應(yīng)水中Y(III)濃度為54.35mg/L[圖2(a)中點A],該濃度處于之前的毒性閾值濃度范圍內(nèi).根據(jù)生物抑制模型(式7)進一步對胞內(nèi)攝取的Y(III)與污泥活性抑制率進行擬合,相關(guān)性系數(shù) R2為 0.777,相關(guān)程度更低.因此,胞外吸附的 Y(III)是抑制污泥活性的主要因子,而不是胞內(nèi)攝取的Y(III).

圖2 Y(III)的分布及其與細菌活性抑制的關(guān)系Fig.2 The distribution of Y(III) and its relationship with the inhibition of bacterial activity

2.3 污泥形態(tài)及成分變化

從圖3中可以看出,未添加Y(III)的對照組中細菌的輪廓清晰,與對照組相比,添加不同濃度 Y(III)的實驗組樣品明顯分泌出更多的 EPS,50mg/L的Y(III)濃度下細菌甚至被完全包裹.有研究表明,EPS的過量生產(chǎn)有助于增加細菌對重金屬的抵抗力[38],因此,在 Y(III)脅迫下,細菌會分泌更多的 EPS以抵抗Y(III)的毒性.但相對于50mg/L的Y(III),100mg/L的Y(III)濃度下,EPS產(chǎn)量似乎更少,這可能是由于隨著有毒物質(zhì)的濃度超過閾值,其對促進 EPS產(chǎn)生的影響將會不那么明顯[39].

圖3 污泥樣品的SEM顯微照片F(xiàn)ig.3 SEM micrographs of sludge samples

進一步通過EDS檢測(圖4),觀察到添加Y(III)的實驗組釔(Y)元素所占比重在 2%～15%(以均值計)之間[圖4(a)],說明確實有大量Y(III)被細菌吸附或攝取.而污泥中的碳(C)元素和氮(N)元素在抑制濃度下的比重卻只有正常或促進濃度時的 40%～50%.據(jù)報道,大量分泌的EPS會將細菌包裹,降低底物的傳質(zhì)效率[40].因此,細菌在 Y(III)刺激下會分泌更多的 EPS,而 EPS對細菌的包裹會影響營養(yǎng)物質(zhì)(NO3--N 和 COD)的運輸效率,從而導(dǎo)致污泥活性的下降.

圖4 污泥樣品的EDS結(jié)果Fig.4 EDS results of sludge samples

2.4 Y(III)對反應(yīng)器長期運行的影響

如圖5所示,當(dāng)Y(III)濃度為1mg/L時(39～57d),出水亞硝酸鹽濃度穩(wěn)定在(60.75±4.57)mg/L,平均NAR和 NRR分別為 70.41%和 92.96%,與未添加Y(III)時(1～38d)的性能接近,因此,該濃度的 Y(III)對反應(yīng)器的長期運行無明顯影響.然而,當(dāng) Y(III)濃度上升至 5mg/L后的第 19d(76d),反應(yīng)器的反硝化性能逐漸下降.反應(yīng)器運行至 95d時,反硝化的進行被嚴重抑制,出水亞硝酸鹽濃度僅為5.46mg/L,NAR和NRR分別為6.25%和8.42%.反硝化性能的消失可能是由于重金屬對微生物的累積毒性導(dǎo)致微生物群落的變化或者影響了反硝化過程中相關(guān)酶的活性.第115d,停止添加稀土,觀察到反硝化性能逐漸恢復(fù).由于 COD/N不足以完成全程反硝化,因此,NRR僅為 40%左右.但是,反應(yīng)器已經(jīng)喪失了積累亞硝酸鹽的能力,出水亞硝酸鹽幾乎可以忽略不計.即使停止添加稀土,短程反硝化的性能也未能恢復(fù),因此,控制進水中的重金屬濃度對反應(yīng)器的長期運行至關(guān)重要,含重金屬的廢水進入反應(yīng)器之前應(yīng)進行預(yù)處理.

圖5 添加Y(III)對反應(yīng)器長期運行的影響Fig.5 The effect of adding Y(III) on the long-term operation of the reactor

3 結(jié)論

3.1 批次實驗表明,1～50mg/L的Y(III)對亞硝酸鹽的積累無明顯影響,NAR與 NRR分別為(77.57±3.15)%與(94.41±2.19)%;當(dāng) Y(III)濃度超過 60mg/L時出水亞硝酸鹽逐漸降低,出水硝酸鹽逐漸升高;100mg/L的Y(III)將會嚴重抑制反應(yīng)的進行,NAR和NRR分別只有3.15%和6.02%.

3.2 批次實驗表明,1～10mg/L的Y(III)對細菌活性有促進作用,SNPR由88.68mg N/(g VSS?h)逐漸上升至 123.08mg N/(g VSS?h),促進率最高達 38.79%;20～100mg/L的 Y(III)對細菌活性呈現(xiàn)抑制作用,SNPR 由 65.81mg N/(g VSS?h)下降至 1.59mg N/(g VSS?h),抑制率最高達98.19%;Y(III)對PD細菌的抑制存在突變濃度,突變閾值在50～60mg/L之間.

3.3 批次實驗反應(yīng)結(jié)束時水中殘留極少的 Y(III),大部分 Y(III)被吸附在細菌表面或者被攝取到細菌內(nèi)部.胞外吸附的Y(III)是抑制污泥活性的主要因子,線性擬合的相關(guān)性系數(shù)R2為0.957,Y(III)的IC50(吸附)為 1.079mg/g(以濕重計),對應(yīng)水中 Y(III)濃度為54.35mg/L.

3.4 SEM 顯示添加 Y(III)的實驗組會分泌更多的EPS以抵抗Y(III)的毒性.EDS檢測表明污泥表面的元素中含有很大一部分的Y元素,而C、N元素的含量卻相對減少.EPS的增加會將細菌包裹,降低底物的傳質(zhì)效率,從而影響細菌活性.

3.5 長期實驗表明,稀土累積效應(yīng)對短程反硝化的影響較大,5mg/L的Y(III)會使反應(yīng)器的反硝化性能逐漸消失,停止添加稀土后,反應(yīng)器的亞硝酸鹽積累功能也不能恢復(fù).