鄰苯二甲酸二乙酯對活性污泥脫氮除磷性能的影響*

幸華秀 孔秀琴 羅英海 李 影 趙 霞

(蘭州理工大學石油化工學院,甘肅 蘭州 730050)

鄰苯二甲酸酯(PAEs)是一類有毒的合成有機物[1]。PAEs作為增塑劑廣泛應用于塑料、玩具、醫療器械等的生產過程中[2-3]。在合成材料中,PAEs以非共價鍵形式存在,易斷裂重組滲入到環境中[4],PAEs在土壤、河流、空氣、底泥和廢水等多種介質中被頻繁檢出[5]。工業廢水中含有高濃度PAEs,其中制藥廢水里PAEs質量濃度可達10 mg/L[6]。

作為一種典型的PAEs,鄰苯二甲酸二乙酯(DEP)使用率較高,風化作用下易從塑料釋放到環境中。周益奇等[7]發現,北京市污水處理廠進水中DEP質量濃度高達21.00 μg/L。污水處理廠大多采用活性污泥工藝,生物降解已成為廢水中DEP去除的主要途徑。目前,有關微生物對PAEs生物降解的研究較多,但關于PAEs對廢水處理影響的研究有限。據報道,序批式活性污泥反應器(SBR)內氨氮去除率隨著PAEs質量濃度(10～150 mg/L)的升高而降低,種群豐富度則先降低后升高最后逐漸趨于穩定[8]。高濃度鄰苯二甲酸二丁酯(DBP)和鄰苯二甲酸二乙基己酯(DEHP)在垃圾滲濾液處理中對污染物去除和微生物群落有明顯影響[9]。DEP具有一定生物毒性,可能會對活性污泥中的微生物產生不利影響,由此對活性污泥脫氮除磷性能帶來干擾。目前,關于DEP對污泥微生物在廢水處理中的影響還未得到深入探究。

本研究以模擬廢水為進水,探究不同濃度梯度DEP對廢水生物處理中脫氮除磷性能的影響,分析DEP作用下活性污泥生物量、胞外聚合物(EPS)和相關酶活性的變化,通過高通量測序統計相關脫氮除磷功能菌的相對豐度,揭示DEP對活性污泥脫氮除磷性能的影響機理。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗裝置采用SBR反應器,反應器為圓柱形,內徑28 cm、高度40 cm,反應器上端進水,右側孔口出水。反應器頂部放置電動攪拌器。反應器采用空氣壓縮機曝氣充氧,轉子流量計控制空氣流速,反應器內放置面包石作為微孔空氣擴散器(見圖1)。

1—空氣壓縮機;2—轉子流量計;3—進水箱;4—面包石;5—出水口;6—電動攪拌器圖1 試驗裝置Fig.1 Experimental setup

為減少進水水質波動,試驗進水采用人工合成模擬廢水,以自來水為溶劑,用C6H12O6、NH4Cl、KH2PO4調節進水COD、氨氮、總氮(TN)和總磷(TP)分別為274.45～617.50、35.84～39.06、38.35～41.79、1.81～1.97 mg/L。接種污泥取自某污水處理廠好氧曝氣池,污泥混合液懸浮固體(MLSS)質量濃度為(4 330±10) mg/L。

1.2 試驗方法

SBR工作體積為15 L,每周期運行時間12.0 h,包括進水0.3 h,厭氧2.0 h,好氧曝氣4.0 h,缺氧攪拌4.0 h,靜置1.0 h,排水0.3 h,閑置0.4 h。缺氧和厭氧采用機械攪拌進行混合,好氧階段溶解氧(DO)為2.2～2.6 mg/L。試驗分為6個反應階段,第1階段未添加DEP(CK處理),第2～6階段DEP質量濃度分別為25、50、75、100、150 mg/L,每個階段均運行7 d。

1.3 樣品采集與分析

每天測定進出水中COD、氨氮、TN和TP含量,待各試驗階段運行穩定后,在典型周期的反應時段(厭氧、好氧、缺氧)內每隔1 h采集1次水樣,測定COD、氨氮、硝態氮、亞硝態氮和TP濃度變化。采用5B-3C(V8)型多參數水質分析儀測定COD、氨氮、硝態氮、亞硝態氮和TP含量,采用堿性過硫酸鉀消化—紫外分光光度法測定TN含量。

取各試驗階段末的污泥樣品,每組取3個平行樣,測定反應器內活性污泥的MLSS和揮發性懸浮固體(MLVSS);分析污泥中脫氫酶、硝酸鹽還原酶(Nar)和亞硝酸鹽還原酶(Nir)活性,具體方法參考文獻[10]、[11];采用離心和超聲波法分層提取污泥中的EPS,采用考馬斯亮藍法、蒽酮法測定EPS中蛋白質(PN)和多糖(PS)含量。

將污泥樣品在Illumina MiSeq高通量測序平臺上進行測序,用16S rDNA V3～V4區通用引物對(341F正向引物(CCTACGGGNGGCWGCAG)和806R反向引物(GGACTACHVGGGGTWTCTAAT))進行聚合酶鏈式反應擴增(PCR)。通過Usearch軟件將有效序列分成具有97%同源性閾值的可操作分類單元進行統計分析。

1.4 統計分析

采用SPSS 17.0軟件對數據進行單因素方差分析,采用Origin 8.0進行繪圖。

2 結果和討論

2.1 DEP對SBR性能的影響

2.1.1 DEP對COD及氮磷去除率的影響

測定各試驗階段每天進出水中COD、氨氮、TN和TP濃度,計算去除率,結果見圖2。DEP為25 mg/L時,COD去除率為91.74%,與CK處理的COD去除率(92.92%)相比差異較小,此時微生物可利用DEP作為碳源。DEP為50 mg/L時,微生物對DEP敏感,COD去除率下降。隨著DEP濃度的增加,微生物逐漸適應,SBR的COD去除率穩定在80%以上。AHMADI等[12]研究發現,DEP為300 mg/L的活性污泥系統運行12 h后COD去除率仍可達57%,這些結果均表明DEP達到一定濃度后會對碳源微生物產生毒性作用,但影響輕微,差異相對較小。

圖2 DEP對水質指標去除率的影響Fig.2 Effects of DEP on the removal rate of water quality index

脫氮過程需要足夠的碳源將氨氮轉化為硝態氮、亞硝態氮、N2O或N2[13]。DEP為25 mg/L時,氨氮去除率為93.18%,較CK處理的氨氮去除率(91.68%)略有升高,但差異不顯著(p>0.05)。隨著DEP增加到75～150 mg/L,氨氮去除率顯著下降(p<0.01),表明過量DEP會影響硝化菌的生長,抑制硝化過程,不利于氨氮的去除。TN去除率與氨氮去除率的變化趨勢一致,DEP為25 mg/L時TN去除率(61.56%)較CK處理的TN去除率(53.01%)顯著升高(p<0.01),但DEP增加到75～150 mg/L,TN去除率較CK處理顯著下降(p<0.05),這與QI等[14]的研究結論相似,即低濃度DEP可作為一種潛在補充碳源提高TN去除率,但高濃度DEP會對TN和氨氮的去除有一定阻礙作用。

DEP為25～75 mg/L時TP去除率雖有所下降,但與CK處理相比差異不顯著(p>0.05)。DEP達到100、150 mg/L時,TP去除率比CK處理分別降低9.32、24.92百分點,說明高濃度DEP會抑制聚磷菌(PAOs)活性,使TP去除率顯著降低(p<0.05)。

2.1.2 DEP對COD及氮磷去除過程的影響

為進一步探究DEP對有機物以及氮磷去除過程的影響,研究SBR系統在各試驗階段典型周期內COD和氮磷濃度的變化,結果見圖3。

圖3 DEP對COD及氮磷生物去除過程的影響Fig.3 Effects of DEP on biological removal process of COD,nitrogen and phosphorus

由圖3(a)可見,6個試驗階段的COD均在反應1 h內迅速下降,在4 h后COD保持在低水平,這是因為在有氧和攪拌條件下微生物能快速降解有機物[15]。活性污泥有一定的DEP降解能力,但降解時間較長,因此導致DEP為150 mg/L時,反應過程中COD濃度下降較慢[16],殘余未降解的DEP使反應結束時COD濃度仍偏高。總體而言,DEP的添加對SBR中COD的去除影響相對輕微。

由圖3(b)可見,當進水DEP≤50 mg/L時,反應結束時氨氮可降至10 mg/L以下,當進水DEP為75～150 mg/L時,氨氮在反應最初1 h迅速下降,到反應結束仍在20 mg/L左右,說明低濃度DEP對于氨氮去除的影響較低,而高濃度DEP能夠明顯抑制氨氮的去除。由圖3(c)、圖3(d)可見,反應過程中亞硝態氮和硝態氮的生成量總體隨DEP濃度增加而減少,推斷DEP主要影響脫氮過程中的硝化作用,即氨氮氧化至亞硝態氮和硝態氮的過程受到抑制,導致高濃度DEP下,反應結束時出水氨氮較高,亞硝態氮和硝態氮較低。

由圖3(e)可見,在PAOs參與下,各試驗階段反應過程中均出現了釋磷和吸磷現象,進水TP為1.87～1.94 mg/L,反應結束時TP為0.76～1.10 mg/L。反應初始2 h為厭氧階段,PAOs釋放磷酸鹽,TP濃度增加[17]。CK處理反應2 h后SBR內TP達到3.60 mg/L;DEP為25、50、75、100、150 mg/L時,反應2 h后SBR內TP分別為4.31、4.75、4.94、4.82、5.09 mg/L,說明DEP對磷的釋放過程有輕微促進作用,導致水體中TP含量升高;2～6 h為好氧階段,PAOs從水體中吸磷,TP快速下降[18];DEP為25、50、75、100、150 mg/L時,反應結束出水TP分別為0.79、0.83、0.84、0.81、1.10 mg/L,均高于CK處理的0.76 mg/L。釋磷階段釋放出的TP濃度越高,則吸磷階段最終殘留的TP濃度就越高,這是導致TP去除率隨DEP濃度升高而下降的原因。可見,DEP通過影響釋磷過程來抑制TP的去除。

碳源是生物脫氮除磷過程中的重要因素,影響系統中微生物代謝活性和氮磷去除效率[19]。DEP是一種碳源有機物,但對某些微生物而言是難降解的有毒物質,因此DEP會影響系統的脫氮除磷性能。

2.2 SBR中EPS的變化

有毒外源物質進入廢水生物處理系統后,污泥生物量會發生變化,同時微生物會分泌EPS作為防御有毒環境的屏障[20]。在未添加DEP的CK處理階段,SBR內MLSS穩定在4 330 mg/L,活性污泥狀態良好。當DEP由25 mg/L提高到150 mg/L時,SBR內MLSS和MLVSS出現波動,說明DEP對污泥中微生物的生物量有一定影響。MLSS、MLVSS在DEP加入后均逐漸下降,在DEP為75 mg/L時出現最低值3 066、2 448 mg/L。DEP為150 mg/L時,SBR內MLSS、MLVSS雖低于CK處理,但仍分別達到3 695、3 093 mg/L,表明DEP的生物毒性對生物量有一定的沖擊,但隨著長時間的馴化,微生物能逐漸適應進水中的DEP。

EPS主要由PN和PS組成[21]。從圖4可以看出,EPS中PN和PS含量隨DEP的添加有不同程度的增大,且PS的增加幅度大于PN。PN和PS的增加可減輕DEP對微生物的脅迫[22]。與CK處理相比,DEP為150 mg/L 時PS增加了1.88倍,PN增加了0.73倍,表明DEP的存在主要促進了PS的形成,使EPS的總量提高。

圖4 DEP對PS與PN的影響 Fig.4 The effect of DEP on PS and PN

2.3 底物酶活性的變化

酶活性在一定程度上可反映系統受污染脅迫情況,評估系統運行狀態。脫氫酶活性表征污染物對微生物的影響[23],不同DEP含量下,脫氫酶活性變化見圖5。與CK處理相比,除DEP為25 mg/L時脫氫酶活性略有下降,其余DEP含量下脫氫酶活性均顯著提高(p<0.01),其中DEP為75、100、150 mg/L時脫氫酶活性分別提高了77.37%、112.86%、106.53%,這說明微生物在DEP毒性脅迫下做出了應激表達,可通過分泌脫氫酶來中和毒素[24]。推測加入DEP初期,SBR內微生物受到DEP的沖擊,脫氫酶活性下降,之后微生物在DEP脅迫下做出相應調整,群落里形成能降解DEP的菌群,導致脫氫酶活性升高。KAPANEN等[25]在添加PAEs的土壤中也檢測到脫氫酶活性增強。可見,在適宜范圍(25～150 mg/L)內,DEP刺激了脫氫酶活性,微生物能夠將DEP作為碳和能源物質進行降解利用。

圖5 DEP對SBR系統內活性污泥3種酶活性的影響Fig.5 Effects of DEP on three enzyme activities of activated sludge in SBR system

Nar可以參與硝態氮向亞硝態氮的轉化,試驗進水不含硝態氮、亞硝態氮,硝態氮、亞硝態氮均由氨氮轉化生成。由圖5可見,DEP為0～150 mg/L時,Nar活性隨著DEP濃度的增加波動較大,DEP為100 mg/L時達到最大值0.68 mg/(mL·d),DEP為25 mg/L時達到最小值0.16 mg/(mL·d)。Nar對DEP的沖擊較敏感,在DEP為25 mg/L時活性暫時下降,經過一段時間的適應,隨著DEP濃度調高,Nar活性逐漸恢復,甚至超過CK處理的Nar活性,這可能是微生物逐漸適應污染物并利用其作為碳和能源的結果。有研究指出,當外來污染物進入活性污泥系統后,用于降解污染物的相關酶(胞外酶等)會與污染物結合,降低污染物對微生物的脅迫水平[26]。DEP在50～150 mg/L時微生物分泌更多的Nar,可見DEP對Nar活性總體影響不大,但因DEP對硝化過程的抑制,使得DEP較高(75～100 mg/L)時硝態氮生成量較少(見圖3(d)),因此盡管具有較高的Nar活性,但受Nar作用基質的限制,最終對TN去除率沒有較大貢獻。

Nir可在缺氧條件下將亞硝態氮還原為NO,是反硝化的關鍵酶[27]。由圖5可見,Nir活性隨DEP濃度的增加而下降,DEP為25、50、75、100 mg/L時Nir活性變化并不明顯,當DEP為150 mg/L時,Nir活性達到顯著抑制水平(p<0.05),抑制率為39.02%,表明高濃度DEP會抑制亞硝酸鹽還原微生物的活性。另外,酶通常由底物誘導合成,底物濃度是影響酶活性的一個重要因素,底物濃度過低會抑制酶活性[28]。高濃度DEP抑制硝化過程使得亞硝態氮濃度過低,從而導致Nir活性降低。

2.4 微生物群落結構

由于DEP有較強的生物抑制性,因此推測DEP可能會改變污泥中微生物群落結構,影響常規污染物的去除效果。

2.4.1 優勢微生物群落組成

不同DEP處理下活性污泥優勢菌屬豐度變化見圖6。不動桿菌屬、假單胞菌屬、Phaeodactylibacter和金黃桿菌屬的相對豐度處于相對較高水平。假單胞菌屬是一種脫氮除磷菌[29],高濃度DEP的生物毒性導致其相對豐度降低,DEP由0 mg/L增至150 mg/L時,假單胞菌屬相對豐度由18.86%降至1.21%,這可能是TN、TP去除率下降的主要原因。不動桿菌屬主要參與苯酚類物質的降解[30]。添加DEP后,不動桿菌屬的相對豐度遠高于CK處理的1.44%,說明DEP脅迫下污泥中出現了DEP降解菌。在DEP為50～150 mg/L時,活性污泥中還發現了一些相對豐度較高的菌群,Phaeodactylibacter、動膠菌屬、金黃桿菌屬和小梨形菌屬逐漸成為優勢菌,可能是這些優勢細菌對DEP及其代謝物的抗性誘導了其增殖。

圖6 活性污泥在屬水平的細菌群落組成 Fig.6 The bacterial community composition of activated sludge at the genus level

2.4.2 DEP對脫氮除磷功能菌的影響

當DEP為150 mg/L時,DEP影響了出水水質和微生物群落結構,導致系統性能惡化。為深入了解DEP對系統脫氮除磷的影響,對CK處理與DEP為150 mg/L的泥樣脫氮除磷功能菌進行對比分析。

試驗中檢測到2種亞硝酸鹽氧化菌(NOB),分別為硝化螺旋菌屬(Nitrospira)[31]和芽孢桿菌屬(Bacillus)[32];3種反硝化菌(DNB),分別為假單胞菌屬[33]、不動桿菌屬[34]和獨島桿菌屬[35]。假單胞菌屬[36]、不動桿菌屬[37]均可參與氮磷循環,既是DNB也是典型的PAOs。此外,狹義梭菌屬[38]也一種典型的PAOs。Candidatus_Competibacter[39]屬于聚糖菌(GAOs)。

由圖7可見,DEP為150 mg/L時泥樣中硝化螺旋菌屬和芽孢桿菌屬相對豐度分別為0.01%、0.04%,低于CK處理的0.87%、0.74%,表明高濃度DEP抑制了硝化螺旋菌屬和芽孢桿菌屬的活性,NOB幾乎被消除,硝化過程被抑制。DNB參與了硝態氮和亞硝態氮的還原過程,當DEP為150 mg/L時,假單胞菌屬、不動桿菌屬和獨島桿菌屬3種DNB的總相對豐度(16.41%)明顯低于CK處理(25.14%),與圖5中Nar和Nir活性下降相對應。可見,DEP減少了脫氮功能菌群的相對豐度,對SBR系統的脫氮性能產生不利影響。

圖7 屬水平上脫氮除磷功能微生物的相對豐度Fig.7 Relative abundance of functional microorganisms for nitrogen and phosphorus removal at the genus level

總體看來,在DEP脅迫下PAOs相對豐度下降,GAOs略有上升,GAOs與PAOs競爭碳源,會間接影響磷的去除,此結果與TP去除情況變化一致,添加DEP后系統生物除磷性能受到抑制。

3 結 論

(1) DEP對活性污泥的脫氮除磷性能產生不利影響。與未添加DEP的CK處理相比,DEP為75～150 mg/L時,TN和氨氮去除率顯著下降;DEP為100、150 mg/L時,TP去除率受到顯著抑制;DEP對COD的去除無顯著影響。

(2) 在DEP暴露下,活性污泥中微生物的生物量減少,EPS增加。DEP在50～150 mg/L時脫氫酶被激活,從而保證COD去除率穩定在80%以上,在此濃度水平下,Nar活性也有所提高,25～100 mg/L的DEP對Nir活性無顯著影響,但DEP為150 mg/L時Nir活性顯著降低。

(3) 在150 mg/L DEP脅迫下,假單胞菌屬相對豐度明顯降低,不動桿菌屬、Phaeodactylibacter、動膠菌屬、金黃桿菌屬和小梨形菌屬成為優勢菌屬。此外,NOB、DNB和PAOs的相對豐度下降,導致系統脫氮除磷性能受到抑制。