SBR 對廢水中布洛芬去除效果的研究

王宗程，張宇晴，王昕，王競＊

（1. 大連理工大學，遼寧 大連 116024； 2. 遼寧省河庫管理服務中心（遼寧省水文局），遼寧 沈陽 110003；3. 吉林省遼源市田家炳高級中學，吉林 遼源 136201）

有機微污染物（OMPs）是指含量少、有毒有害難降解的污染物。目前，污水處理廠以對COD、氮、磷營養物等常規指標的去除效果為主要考察對象，往往忽視了OMPs 的處理，導致污水中頻繁檢測出OMPs。OMPs 有毒有害難降解，且種類繁多，對人體健康及生態系統造成有害影響[1]。

污水處理廠以生物處理工藝為主，如傳統活性污泥法、A2O 工藝、間歇曝氣等工藝，但這些常見工藝對污水中OMPs 處理效率很低，導致其出水對人體健康及生態系統造成潛在風險，目前污水廠主要依靠出水的高成本深度處理來提高OMPs 去除率[2]；而原位強化生物反應器中OMPs 去除性能的研究則少見。許多研究表明氨氧化細菌對OMPs 降解至關重要[3]，推測硝化過程中產生的氨單加氧酶可能具有相對廣泛的底物特異性，進而通過共代謝作用降解OMPs。MIèGE[4]等發現，在生物脫氮系統中，OMPs 的去除效率通常高于其他處理方法，主要是因為系統中富集了大量的硝化細菌，而硝化細菌在OMPs 的生物降解中起到了關鍵作用。REN[5]等的研究結果表明，活性污泥系統中異養菌也可能發揮重要作用。JIANG[5]等研究發現，雌二醇是被異養菌降解為雌酮，可能是由于異養菌的生物多樣性高，能夠發揮酶功能催化OMPs 的降解。目前關于參與OMPs 微生物降解的規律和機制尚不清晰，因此難以有針對性地原位強化污水處理中OMPs 的微生物降解。

基于此，本研究以污水中典型OMPs——布洛芬（IBP）為目標污染物，開展了強化序批式生物反應器中IBP 生物降解研究，并探究了其強化機理。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

實驗用活性污泥取自污水廠，實驗用水為模擬城市污水，組成如表1 所示。本課題采用碳氮比為5 的人工廢水作為實驗用水，補充微量元素以滿足微生物的正常生長需求。葡萄糖提供的COD 為400 mg·L-1，氯化銨提供的氨氮質量濃度為80 mg·L-1。

表1 人工廢水組成

IBP 在NaOH 溶液中溶解，配制母液質量濃度為5 g·L-1，避光置于冰箱中備用。

改性沸石制備：天然斜發沸石經研磨過篩后，在NaCl 溶液中水浴加熱（80 ℃、2 h），反應均勻后離心洗滌5 次，倒入玻璃皿中，放置90 ℃烘箱直至烘干，得到改性沸石粉，具體方法參照文獻[6-7]。

1.2 批次實驗

1）為了探究不同污泥質量濃度對布洛芬降解的影響，設置4 個實驗組，體系體積為100 mL，MLSS分別為2、4、8、12 g·L-1，布洛芬進水質量濃度為0.5 mg·L-1，置于250 mL 錐形瓶中，在150 r·min-1、25 ℃搖床中反應12 h，倒掉上清液后補充進水，循環3 次后取樣檢測布洛芬，進行循環實驗是為了重復實驗結果，保證實驗結果的可靠性。每個組別都有相應的平行組。

2）為了探究沸石對布洛芬降解影響，空白對照組為50 mL、4 g·L-1的活性污泥，設為A，另外有2 個實驗組B、C。實驗組B 在對照組A 的基礎上提高污泥質量濃度為8 g·L-1，實驗組C 是在實驗組B的基礎上投加0.2 g、＞200 目（＞0.074 mm）的改性沸石，實驗體系置于250 mL 錐形瓶中，在150 r·min-1、25 ℃搖床中反應10 h，長期循環后取樣檢測IBP質量濃度。每個組別都有相應的平行組。

根據批次實驗的結果進一步設計反應器實驗。

1.3 試驗裝置

采用500 mL 錐形瓶模擬序批式生物反應器（SBR），共兩組試驗裝置，在150 r·min-1、25 ℃搖床中進行，R1 反應器為對照組，R2 反應器為強化組；反應器中布洛芬進水質量濃度為0.5 mg·L-1，R1和R2 中活性污泥MLSS 分別為4 g·L-1和8 g·L-1。人工計時調節反應時間，每個運行周期進水1 h，反應6～10 h，沉降及排水1 h。

改性沸石能夠吸附NH4+，推測其有助于硝化細菌的富集及IBP 的強化降解。在強化組R2 投加改性沸石，粒徑為20～200 目（0.074～0.841 mm），反應器分為4 個階段運行，具體參數如表2 所示，定期取樣檢測水質指標。

表2 反應器不同階段的運行參數

1.4 試驗方法

1）批次實驗。調節污泥質量濃度，探究不同污泥質量濃度對布洛芬降解的影響，確定布洛芬降解的最適污泥質量濃度；調節沸石投加量，探究不同沸石投加量對布洛芬降解的影響，確定沸石對布洛芬的強化效果，得到最適的強化方式。

2）反應器實驗。根據批次實驗獲得的適宜強化方式，設計SBR 反應器。空白組R1 的實驗條件與批次實驗中的空白對照組條件相同，強化組R2 中，提高污泥質量濃度，并投加改性沸石。分為4 個階段調整反應器參數，長期運行SBR 反應器，以進一步考察期強化性能。

3）機理探究。在反應器運行結束后檢測體系中的酶活性，并分析活性污泥的微生物群落結構。

1.5 分析方法

1.5.1 理化指標檢測方法

COD、氨氮、硝態氮、亞硝態氮理化指標依據《水和廢水監測分析方法》（第四版）進行測定，分別選用重鉻酸鉀法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法；高效液相色譜法測定IBP[7]。

1.5.2 生物指標檢測方法

脫氫酶（DHA）活性測定采用TTC 分光光度法[8]；計算羥胺氧化速率表征羥胺還原酶（HAO）；用比亞硝酸鹽氧化速率（SNOR）表征亞硝酸鹽氧化還原酶（NOR）；用潛在硝化速率（PN）表征氨單加氧酶（AMO）[9]。公式如下：

活性污泥16S rRNA 基因序列分析委托第三方公司進行。

2 結果與討論

2.1 強化方式確定

2.1.1 污泥質量濃度對布洛芬降解的影響調節污泥質量濃度分別為2、4、8、12 g·L-1，得到污泥質量濃度對布洛芬降解的影響如圖1 所示。由圖1 發現，隨著污泥質量濃度升高，IBP 降解率也不斷提高，當污泥質量濃度達到8 g·L-1時，IBP降解率可達 100%，當污泥質量濃度再提高至12 g·L-1時，IBP 降解率不再變化，說明此時污泥負荷已經達到極限值。同時實驗過程中也檢測了體系的COD 和NH4+-N 的去除情況，始終保持較高去除率。可見，IBP 生物降解的適宜質量濃度為8 g·L-1。

圖1 污泥質量濃度對IBP 降解的影響

2.1.2 改性沸石對布洛芬降解的影響

沸石可以吸附NH4+-N，創造局部富氨環境，為硝化細菌增殖提供有利條件[10-11]。投加改性沸石（0.2 g）對IBP 生物降解的影響如圖2 所示。結果表明，隨著循環次數增加，投加沸石的實驗組IBP降解率不斷提高，到第5 次循環時，實驗組C 比實驗組A 的IBP 降解率提高77.7%，比對照組提高299.4%，強化效果顯著。因此，提高污泥質量濃度聯合投加改性沸石對IBP 的生物降解強化效果最佳。

圖2 改性沸石對IBP 降解的影響

2.2 強化SBR 降解性能研究

為了驗證上述批次實驗獲得的適宜強化方式，長期運行SBR 反應器，以進一步考察其強化性能。首先考察了反應器中NH4+-N 質量濃度的變化，如圖3 所示。階段I，首先是沸石吸附階段，此時反應器處于初始階段，體系中NH4+-N 去除以吸附為主，R2 中的NH4+-N 平均去除率在90%以上。約5 個周期后，沸石逐漸達到吸附飽和，微生物適應新環境，開始發生硝化反應，NH4+-N 的去除率開始下降。15 個周期后，NH4+-N 的去除率開始上升，推測是硝化細菌在沸石的作用下實現了一定程度的富集，有效強化了體系的脫氮能力[12]。為了探究反應器運行的最佳HRT，階段Ⅱ將HRT 降低至6 h，R1 和R2中NH4+-N 的去除率有所下降，但從結果顯示，R1下降程度更明顯，在階段Ⅱ結束時，R2 中NH4+-N的去除率已經有所回升，顯示出了一定的環境適應能力。階段Ⅲ啟動時，向R2 中投加了20～200 目（0.074～0.841 mm）、4 g·L-1的改性沸石，R1 中沒有改變條件，故各項水質指標均保持穩定，因R2 中新投加的沸石具有一定的吸附能力，NH4+-N 的去除率先達到100%，幾次循環結束，達到吸附飽和，隨后R2 中進一步發生硝化反應，且比階段Ⅱ的硝化性能有所提升，階段Ⅲ結束時，R1 和R2 中NH4+-N的去除率分別為24.0%和86.3%。階段IV，適當延長水力停留時間為8 h，階段IV 結束后，R1 和R2中NH4+-N 的去除率分別為42.3%和97.0%，R2 中NH4+-N 的去除率最終比R1 提高了129.3%，可以推出，R2 的硝化性能顯著提升。

圖3 R1 和R2 中NH4+-N 去除情況

考察反應器R1 和R2 對IBP 的降解情況，結果如圖4 所示。階段I，R1 和R2 中微生物逐漸適應環境，IBP 的降解率初始階段較低，但都不斷提高，其中R2 的IBP 降解率提高得更為顯著，同時發現R2 中IBP 的降解率的變化趨勢與NH4+-N 去除率的變化趨勢較為相同。階段Ⅱ，縮短水力停留時間，R1 和R2 中的活性污泥都受到沖擊，對IBP 的降解率有所下降，但R2 在階段Ⅲ中硝化性能逐漸增強，發現IBP 的降解率也隨之逐漸提高，而R1 中則幾乎沒有變化。階段Ⅲ結束時，R1 和R2 中IBP 的降解率分別為18.5%和88.5%。最后，階段Ⅳ，提高HRT=8 h，IBP 降解率逐漸回升，從全過程的IBP降解情況來看，即使R2 受到水力負荷的沖擊，體系的硝化性能也在提升，而IBP 降解也顯示出了一定的相關性，也在逐漸提升，在階段Ⅳ結束時，R2比R1 中IBP 降解率提升了214.5%。這進一步證明了污泥質量濃度的提高與沸石的投加能夠有效強化體系的硝化性能，并強化IBP 的生物降解。

圖4 R1 和R2 中IBP 去除情況

2.3 強化SBR 中酶活性研究

酶活性在污染物共代謝降解中起關鍵作用。因此考察了沸石對活性污泥中脫氫酶、氨單加氧酶、羥胺氧化還原酶和亞硝酸鹽氧化還原酶的影響。

DHA 是一種氧化還原酶，可以用來表征體系中微生物活性及對有機物的氧化分解能力，是污水處理中考察污泥酶活性的重要指標。活性污泥中DHA含量直接關系到污染物的轉化速率[13]。R1 和R2 活性污泥中DHA 含量、潛在硝化速率、羥胺氧化速率和比亞硝酸鹽氧化速率如圖5 所示。

圖5 R1 和R2 活性污泥中DHA 含量、潛在硝化速率、羥胺氧化速率和比亞硝酸鹽氧化速率

由圖5 可以看出，R2 中DHA 含量是R1 的1.33 倍。由SBR 反應器參數設置已知R2 污泥質量濃度是R1 的2 倍，故R2 中DHA 的總量是R1 的2.66 倍，可見R2 中的DHA 含量明顯高于R1，說明R2 體系具有較強的有機物氧化分解能力。結果表明，提高體系污泥質量濃度且投加沸石可顯著提高DHA 含量，進一步通過促進體系中相關功能酶活性來提高脫氮效率及IBP 降解率。

AMO、HAO 和NOR 是硝化過程中3 種關鍵酶。AMO 催化NH4+-N 氧化生成NH2OH，HAO 催化NH2OH 生成NO2-，NOR 催化NO2-生成NO3-。硝化反應的化學計量方程能夠顯示反應物與生成物之間的定量關系，當已知一個反應物或產物的反應速率，另一個反應物或產物的反應速率可由化學計量方程確定。以單一反應物為底物，進行硝化動力學計算，即可間接表征對應的酶活性。以潛在硝化速率表征AMO 活性，以羥胺氧化速率表征HAO 活性，以比亞硝酸鹽氧化速率表征NOR 活性[14]。

R1 和R2 中PN 分別為7.98 gN·(gMLSS·h)-1和11.10 gN·(gMLSS·h)-1；羥胺氧化速率分別為4.24 gN·(gMLSS·h)-1和7.12 gN·(gMLSS·h)-1；SNOR 分別為5.66 gN·(gMLSS·h)-1和6.25 gN·(gMLSS·h)-1。R2中的PN、羥胺氧化速率、SNOR 均比R1 中高，由此可知R2 中AMO、HAO、SNOR 的活性都比R1中高。改性沸石一方面可以吸附NH4+，創造局部富氨環境，為硝化細菌提供豐富的營養；另一方面硝化細菌本身具有一定的附著特性，可以將沸石這一固體基質作為較穩定的生活環境，在其附近逐漸生長。結合這一原理及實驗結果，證明了R2 中硝化性能更強，有機物的降解能力也更強。

2.4 強化SBR 中細菌群落結構

為了進一步分析沸石強化的相關微生物機制，對反應器中細菌群落進行了高通量測序分析，結果如圖6 所示。R2 中主要優勢菌屬有變形菌門下的代爾夫特菌屬Delftia，其相對豐度為17.3%，R1中Delftia的相對豐度只有0.4%，有研究發現Delftia對污泥顆粒化具有正面作用，且有利于系統內有機污染物的降解[15]。Delftia是一種異養硝化細菌，多出現在氨氮污染的水體中，在NH4+-N 去除中能夠發揮重要作用，這也解釋了R2 反應器中呈現的良好脫氮性能[16]。硝化螺旋菌門下的硝化螺旋菌屬（Nitrospira）是R2 中的特有菌屬，Nitrospira在R1 和R2 中的相對豐度分別為1.9%和4.7%，其被認為是常見亞硝酸鹽氧化細菌所屬菌屬，有利于促進氨氮/硝酸鹽/亞硝酸鹽的循環[17]。R2 中特呂珀菌屬（Thauera）相對豐度為4.2%，比R1 提高了147.0%，Thauera在去除脫氮污染中能夠發揮重要作用，且有研究中發現，Thauera隨著磺胺甲惡唑濃度增大，相對豐度隨之增大，說明Thauera還具有降解芳香族污染物的能力。R1 和R2 中的噬氫菌屬（Hydrogenophaga）的相對豐度分別為0.2%和1.6%，這一菌屬有降解有機物和有毒物質的能力。R2 中污泥質量濃度的提高和沸石的投加富集了與NH4+-N 去除和有機物降解相關的功能菌屬，這與R2 更好的污染物去除性能相對應。

圖6 R1 和R2 中微生物屬水平群落組成

3 結 論

布洛芬生物強化降解研究中，批次實驗結果表明，提高污泥zl 濃度至8 g·L-1以及投加粒徑為20～200 目（0.074～0.841 mm）、投加量為4 g·L-1的改性沸石，對IBP 的降解率可提高299.4%。SBR 中布洛芬生物強化降解機理研究中，長期運行SBR 反應器，考察其強化性能，提高污泥質量濃度聯合投加改性沸石的反應器體系，NH4+-N 的去除率最終比R1 提高了129.3%，IBP 的降解率最終比R1 提高了214.5%；酶活性檢測結果表明，R2 中脫氫酶含量、潛在硝化速率、比亞硝酸鹽氧化速率、羥胺氧化速率分別比R1 提高了2.66、1.39、1.67、1.10 倍。

本實驗證實了采用沸石作為強化材料，并提高污泥質量濃度，使污水處理體系中微生物活性提高，硝化過程相關酶活性提升，與脫氮和有機物降解相關的功能菌得到富集，硝化性能得以強化，最終IBP生物降解率提高了214.5%。本研究獲得的IBP 降解強化策略，為污水中有機微污染物的原位強化生物去除提供了理論基礎。