Ni2+濃度變化對厭氧污泥胞外聚合物的影響

王悅靜,袁勝煜

(1.山東省煙臺生態環境監測中心,山東煙臺 264000;2.中國石油管道局工程有限公司,河北廊坊 065000;3.遼寧大學環境學院,遼寧沈陽 110036)

由于化工行業的快速發展,污水處理系統中重金屬污染現象日益嚴峻。Ni2+作為鎳合金、電池、涂料等工業產品的原材料,廣泛存在于工業廢水中[1]。Ni2+超過一定濃度范圍時,微生物的新陳代謝會受到抑制作用[2],這會對污水生物處理工藝產生嚴重的影響。與傳統污水處理工藝相比,厭氧污泥處理工藝具有耐沖擊負荷、耗能低、處理效率高等優勢[3],在復雜污水處理領域受到了學者們的關注。胞外聚合物(EPS)是厭氧污泥的重要組成物質,由微生物代謝以及細胞自溶產生的有機多聚物而形成,主要由蛋白(PN)、多糖(PS)以及少量的腐植酸、核酸等物質組成,可分為內層緊密結合型EPS(TB-EPS)和外層松散結合型EPS(LB-EPS)。EPS對細胞的能量傳遞、微生物的理化性質以及污泥絮體結構的穩定性等方面具有重要的作用[4]。污水中的重金屬離子Ni2+會誘導微生物產生應激反應,造成EPS的組分和結構功能發生變化,進而影響污水生物處理工藝的處理效率[5-6]。因此,研究Ni2+對EPS的影響是有必要的。

關于污水中重金屬離子濃度變化對EPS組分和含量的影響已經引起了學者們的關注。胡學偉等[7]研究發現,在Cu2+進水質量濃度由0增加至10mg/L的過程中,EPS中PS和PN含量分別降低了83.64%和43.19%。宋浩亮等[5]研究發現,活性污泥LB-EPS和TB-EPS的含量隨Ni2+進水濃度增加而增加,在Ni2+進水質量濃度由0增加至50mg/L的過程中,LB-EPS和TB-EPS含量分別增加了26.09%和47.17%,PN/PS由1.27增加至1.99。Wang等[8]研究發現,在Cr6+質量濃度由0增加至30mg/L的過程中,LB-EPS和TB-EPS中PN/PS分別由6.90和6.75增加至7.69和8.32。學者們開展了許多關于重金屬離子對EPS的組分及含量影響的研究,然而關于Ni2+濃度變化對厭氧污泥EPS含量與組成的影響,特別是Ni2+濃度增加對厭氧污泥理化性質與EPS間關系的影響研究較少。

本文采用升流式厭氧污泥流化床(UASB)厭氧污泥處理工藝,研究厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS的含量受到進水Ni2+濃度增加的影響,對厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS進行三維熒光光譜(3D-EEM)分析,并研究了厭氧污泥沉降性能與LB-EPS和TB-EPS含量變化相互間的關系。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

UASB反應器的主要材質為有機玻璃,反應器上部分為沉淀區域,下部分為反應區域。沉淀區域有效容積為2 L,內徑為15 cm,有效高度為15 cm;反應區域有效容積為4 L,內徑為8 cm,有效高度為80 cm。UASB反應器的總有效容積為6 L,總有效高度為100 cm。UASB反應器通過電磁蠕動泵控制進水,進水流量控制在0.45 L/h,水力停留時間為24 h,反應器在室溫下穩定運行,通過曝氣循環裝置使污泥與污水混勻。

1.2 接種污泥與模擬進水

接種污泥取自沈陽市北部污水處理廠厭氧池的活性污泥,混合液揮發性懸浮固體質量濃度(MLVSS)為4.25 g/L。采用模擬有機廢水作為試驗用水,主要成分包括:葡萄糖1 524mg/L、NH4Cl 160mg/L,KH2PO478mg/L,Ni2+進水質量濃度分別為0、10、15、20、25mg/L。進水pH值控制在7.5左右。

1.3 分析方法

1.3.1 常規水質測定方法

1.3.2 EPS的提取與測定

厭氧污泥EPS的提取方法參照肖倩等[10]的方法。具體操作方法如下:量取UASB反應器中50 mL污泥樣品,置于離心管中在5 000g下離心8 min,移除上清液,加入0.5%的NaCl溶液至50 mL,于5 000g下離心15 min,將上清液移除;向移除上清液的離心管中加入0.5%的NaCl溶液至50 mL,混勻后置于8 000g下離心15 min,將提取到的上清液經0.22 μm濾膜過濾即為LB-EPS;將剩余的濃縮污泥置于離心管中,向其中加入0.5%的NaCl溶液至50 mL,放置于水浴箱中在70 ℃下加熱20 min后,充分混勻置于20 000g下離心20 min,將提取到的上清液經0.22 μm濾膜過濾即為TB-EPS。LB-EPS和TB-EPS中PN的測定以牛蛋白血清為基準,具體測定方法參照Lowry等[11]的方法;PS的測定以葡萄糖為基準,具體測定方法參照Dubois等[12]的方法。將測定出的LB-EPS(或TB-EPS)中PN和PS含量求和即為LB-EPS(或TB-EPS)的總量。

1.3.3 3D-EEM分析

厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS置于熒光分光儀(Hitachi,F-5000)進行3D-EEM分析,詳細的設置參數如下:發射波長(Em)的設置為200～500 nm,激發波長(Ex)的設置為200～400 nm,Em和Ex的掃描增量均設置為10 nm;激發光與發射光的掃描速度均設置為12 μm/min,狹縫均設置為5 nm。3D-EEM的數據處理使用Origin 8.0軟件。

2 結果與分析

2.1 Ni2+濃度變化對UASB工藝CODCr和氮去除效果的影響

圖1 不同Ni2+濃度下的UASB工藝CODCr和氮去除的變化

2.2 Ni2+濃度變化對LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量的影響

不同Ni2+濃度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量變化如圖2(a)和圖2(b)所示。隨著Ni2+進水質量濃度由0增加至25mg/L,LB-EPS中PN和PS質量分數分別由7.18 mg/g和2.16 mg/g(以MLVSS計)增加至45.12 mg/g和17.79 mg/g(以MLVSS計),TB-EPS中PN和PS含量分別由18.27 mg/g和4.94 mg/g(以MLVSS計)增加至54.32 mg/g和17.83 mg/g(以MLVSS計)。在不同進水Ni2+濃度下,LB-EPS和TB-EPS中PN含量始終高于PS含量,這表明,與PS相比,PN是EPS中的主要組成物質。這與Liu等[15]的報道相一致,厭氧污泥EPS中以PN為主要成分,并且由胞外酶引起的EPS分解是造成LB-EPS和TB-EPS中PN含量始終高于PS含量的原因之一[5]。隨著進水Ni2+濃度的增加,LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量的增加表明厭氧污泥在Ni2+的刺激下分泌了更多EPS來抵御Ni2+的毒性作用。李姍姍等[16]認為,高濃度的金屬離子通過干擾微生物的新陳代謝對污泥產生毒害影響,而微生物通過分泌EPS的方式以減輕金屬離子的毒性效應。有學者[5]報道了相似的結論,隨著Ni2+質量濃度由0增加至50mg/L,生物膜EPS分泌量由248.8 mg/g增加至338.9 mg/g,其中LB-EPS和TB-EPS分別增加了26.09%和47.17%。圖2(c)描述了不同Ni2+進水濃度下的厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN/PS的變化情況。隨著Ni2+進水質量濃度由0增加至25mg/L,LB-EPS和TB-EPS中PN/PS分別由3.32和3.70降至2.54和3.05,結果表明,由進水Ni2+濃度的增加引起的EPS中PS含量增加較PN更顯著。這一變化與金屬離子易促進PS合成酶的產生有關[6],并且PS分子上的羧基官能團可直接與金屬離子相結合[17],這可能也是導致上述變化的原因之一。關于Ni2+濃度增加對EPS中PN/PS影響的報道并不一致,宋浩亮等[5]的研究顯示,Ni2+濃度的增加導致生物膜EPS中PN/PS隨之增加,這可能與微生物的種類和生存條件有關。

圖2 不同Ni2+濃度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量變化

2.3 不同Ni2+濃度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS的3D-EEM

對不同Ni2+濃度下的厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS進行3D-EEM分析,分析結果如圖3所示。y軸和x軸分別表示熒光光譜的Ex和Em。熒光峰A(220 nm/300～340 nm)為類蛋白熒光,與芳香類蛋白物質有關;熒光峰B(270～280 nm/300～310 nm)為類蛋白熒光,與色氨酸類蛋白有關[18]。在進水Ni2+濃度為0時,峰A和峰B在厭氧污泥TB-EPS中被檢測到,這表明芳香類蛋白和色氨酸類蛋白是TB-EPS的組成物質;而LB-EPS中只檢測到峰A,未檢測到峰B,這可能與LB-EPS中色氨酸類蛋白物質含量較低有關。進水Ni2+質量濃度為25mg/L時,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中均檢測到峰A和峰B,表明在25mg/L進水Ni2+濃度下,LB-EPS中生成了色氨酸類蛋白,芳香類蛋白和色氨酸類蛋白是LB-EPS和TB-EPS的重要響應物質。

圖3 不同Ni2+濃度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS的3D-EEM

厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS三維熒光峰的具體峰位及峰強度參數隨Ni2+濃度增加的變化情況如表1所示。進水Ni2+質量濃度為25mg/L時的熒光峰位與進水Ni2+濃度為0相比,LB-EPS中熒光峰A的熒光峰位未發生變化,TB-EPS中熒光峰A沿Em方向發生40 nm的藍移(向短波長移動),熒光峰B沿Ex和Em方向各自發生10 nm藍移。熒光峰峰位的移動與EPS中各組分的變化密切相關,熒光峰的藍移與熒光基團中芳香環數、胺基、羥基、羰基以及共軛鍵數量的減少有關[19],大分子物質的裂解是造成熒光峰峰位藍移的重要原因[20]。龔喜平等[21]報道了相似的結論,顆粒污泥EPS中代表芳香類物質的熒光峰藍移與芳香環數和共軛鍵數豐度的減少有關。Zeng等[20]報道了相似的研究結果,芳香類物質的減少與熒光峰的藍移相關。張倩等[22]研究認為熒光峰峰位的藍移意味著LB-EPS和TB-EPS中芳香酯基、胺基、羰基和羥基數量的減少。與進水Ni2+濃度為0時的TB-EPS熒光峰的峰強度相比,熒光峰A和峰B的熒光強度均發生顯著增強,表明在25mg/L進水Ni2+質量濃度下,TB-EPS中生成了更多的芳香蛋白以及色氨酸物質。熒光峰峰強度的變化和峰位的移動反映了進水Ni2+濃度增加導致厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中芳香蛋白和色氨酸蛋白物質的含量變化情況,造成這些變化的機理及相關規律需要進一步探討。

表1 不同Ni2+濃度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS的熒光峰特征

2.4 Ni2+濃度變化對厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS含量與沉降性能關系的影響

在進水Ni2+質量濃度分別為0、10、15、20mg/L和25mg/L條件下,UASB工藝出水水質穩定后,取不同進水Ni2+濃度下的厭氧污泥的SVI、LB-EPS和TB-EPS進行測定分析,分析結果如圖4(a)所示。隨著進水Ni2+質量濃度由0增加至25mg/L,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS質量分數分別由9.34 mg/g和23.20 mg/g(以MLVSS計)增加至62.91 mg/g和72.15 mg/g(以MLVSS計),LB-EPS和TB-EPS含量的增長情況與進水Ni2+濃度增加的線性關系顯著,R2分別為0.908(TB-EPS)和0.966(LB-EPS)。上述結果顯示,與TB-EPS相比,LB-EPS含量的變化與進水Ni2+濃度的增加關系更為顯著。LB-EPS無明顯邊緣的黏液層,可向周圍環境擴散,而TB-EPS的結構較LB-EPS更為穩定,與細胞壁結合緊密,這可能是造成LB-EPS含量更容易受到進水Ni2+濃度增加而變化的原因之一。在進水Ni2+質量濃度由0增加至25mg/L的過程中,厭氧污泥SVI由91.53 mL/g降至77.31 mL/g,SVI的變化情況與進水Ni2+濃度增加的線性關系顯著,R2為0.991。厭氧污泥SVI隨進水Ni2+濃度的增加而逐漸下降,表明厭氧污泥的沉降性隨進水Ni2+濃度的增加而逐漸提升。為了進一步理解厭氧污泥SVI受到進水Ni2+濃度增加的影響,對不同進水Ni2+濃度下LB-EPS和TB-EPS與SVI的關系進行分析,分析結果如圖4(b)所示。在進水Ni2+質量濃度由0增加至25mg/L的過程中,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS含量的變化情況與SVI的變化關系均表現出良好的相關性,R2分別為0.930(LB-EPS)和0.981(TB-EPS)。有學者[20]研究發現,活性污泥TB-EPS含量的變化與SVI的線性關系不明顯,而LB-EPS含量的變化與SVI線性關系顯著。也有學者[21]報道了不同的研究結果,LB-EPS含量變化與SVI呈現負相關,而TB-EPS含量的變化與SVI呈現正相關。這一變化可能與LB-EPS和TB-EPS的結構與含量組成有關[22-25],詳細機理需要進一步探討研究。

3 結論

(1)Ni2+濃度增加導致厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量增加,PN/PS降低。

(2)在進水Ni2+質量濃度為25mg/L下,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中芳香類蛋白和色氨酸類蛋白是重要的響應物質。

(3)厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS含量的增加促進了厭氧污泥的沉降性能。