0371-60972711
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2016-11-17 14:53:15 来源： 点击：
随着城市污水排放量的逐年增加，污泥产量也随之日渐增大[1].人们越来越重视剩余污泥的处理和处置，处理得当的污泥才会最大程度避免对环境的危害，目前已有学者研究剩余污泥中有机污染物对环境可能产生潜在危害[2,3,4].一些工业废水的生化处理装置中，活性污泥往往积累了较高浓度的有毒物质[5].废水中的有毒有机物进入生物处理装置后有不同归宿[6]：或被微生物代谢分解; 或通过曝气挥发进入大气; 或被活性污泥吸附; 或随出水排放.故废水生物处理应以有毒有机物在水、 泥两相间的最终去除作为目标，不单以处理后COD、 BOD、 SS等常规指标为标准[7].本研究以双酚A(BPA)为目标污染物，重点考察双酚A在生物降解过程中有机毒性在水、 泥相整体系统内的产生和消减，以期为后续污泥处理与处置提供理论依据.双酚A是一种环境激素，具有致畸、 致突变性.研究表明低浓度双酚A会使神经系统、 免疫系统受损，引发肿瘤、 肝功能衰竭等[8,9,10,11,12].但双酚A应用广泛[13]，生产量大，全球用量超200万t[14].含BPA的工业废水和生活污水若处置不当， BPA会以其他方式重新进入环境.活性污泥法在处理含BPA废水中应用广泛.王燕春等[15]利用FBR反应器研究活性污泥法处理BPA废水的降解动力特性以及活性污泥净化机制，指出BPA的去除主要通过生物降解过程而非吸附.有研究指出，消减活性污泥法的毒性，不仅可以采取污泥驯化方式，还可以利用加入新工艺或改变工况条件来消减毒性[16].故本研究旨在以水、 泥相为整体考虑，通过调整工况参数来考察污泥有机毒性源头消减和水相指标变化.
1 材料与方法
1.1 试验装置及配水组成
试验采用序批式活性污泥废水处理反应器SBR，共两组，有效容积10 L，分别为空白组和40 mg ·L-1 BPA对照组.两组SBR除进水组成不同外，其它试验条件一致.活性污泥取自上海长桥污水处理厂，污泥浓度保持在3000.0 mg ·L-1±100.0 mg ·L-1.试验温度为20℃±1℃，溶解氧维持在2.0~3.0 mg ·L-1.模拟废水初始COD值为300.0 mg ·L-1±21.5 mg ·L-1，分别以尿素和磷酸二氢钾作为氮源和磷源; 空白组由蛋白胨提供碳源，而含BPA对照组则由BPA和蛋白胨共同提供碳源; SBR进水满足C ∶N ∶P为100 ∶5 ∶1的好氧污泥营养条件.试验是在其它环境条件不变的情况下，改变水力停留时间HRT从12~8 h，同时污泥龄SRT从20~10 d，试验连续运行33 d.
1.2 分析方法
试验中COD(重铬酸钾法)、 SVI(sludge volume index)、 MLSS(mixed liquor suspended solids)等常规废水处理指标依照文献[17]测定; 其它项目测定方法如表 1所示.
表 1 试验项目测定方法及其所需主要仪器
项目测定方法主要仪器
污泥絮体外层EPS提取阳离子树脂低温搅拌交换法[18]多管架自动平衡离心机TDZ5-WS，多头磁力搅拌器JB-12，高速冷冻离心机TGL-20bR
污泥破胞总物质提取低温超声+高速离心法[19]超声波处理器FS-300，高速冷冻离心机TGL-20bR，多管架自动平衡离心机TDZ5-WS，
污泥有机毒性测定明亮发光杆菌T3菌种急性毒性测试国标法[20]生物毒性测试仪DXY-2，全温振荡培养箱HZP-250，立式压力蒸气灭菌器筒HC014-11-018-01(x)
BPA含量测定高效液相色谱测定法[21]高效液相色谱仪LC-20A
DNA提取和PCR扩增琼脂糖凝胶电泳检测法3S离心柱环境样品DNA提取试剂盒; PCR扩增仪
DGGE凝胶电泳/DCode Universal Mutation Detection System(Bio-Rad，USA)[22]; 紫外凝胶成像系统(Gel Doc 2000)(Bio-Rad，USA)
表 1 试验项目测定方法及其所需主要仪器 Table 1 Analytical methods and main instruments in the expe
2 结果与讨论
试验主要考察改变工况条件即缩短HRT和SRT后，SBR系统在处理高浓度BPA废水时系统内污泥毒性变化趋势及新工况条件下的常规出水指标变化.
2.1 工况条件变化对SBR出水中COD和BPA浓度变化的影响 2.1.1 改变工况条件后SBR出水COD随时间变化趋势
由于COD是评判废水系统处理效果好坏的关键指标，因此试验对比改变工况条件前后同一SBR系统出水COD变化趋势来检验工况改变对系统的影响.
由图 1看出，当SBR系统HRT从12 h变为8 h、 SRT从20 d变为10 d的初始15 d，空白组与对照组周期末出水COD小幅波动，随后(第15 d至试验结束)维持在50~70 mg ·L-1，出水效果良好.因此得出结论：改变工况条件(HRT从12~8 h、 SRT从20~10 d)对SBR系统出水COD指标影响不大.
图 1 两工况条件周期末出水COD变化趋势
2.1.2 改变工况条件SBR运行周期末BPA浓度随时间变化趋势
为考察改变工况对SBR系统内BPA去除效果影响，试验随运行时间在周期末取样，测定出水、 污泥相中BPA浓度，如图 2和表 2所示.其中定义出水上清液中BPA含量为水相BPA，泥水混合液经离心+超声破胞+高速离心处理后提取液中BPA含量为总泥相BPA.所得样品经过0.22 μm滤膜过滤后，应用HPLC高效液相色谱法测定BPA含量.所得结果与改变工况前同区域BPA浓度对比.
图 2 40 mg ·L-1 BPA对照组污泥原工况条件周期末水相和总泥相BPA浓度变化趋势
由图 2和表 2可知，改变工况前SBR系统周期末水相BPA含量和总泥相BPA含量总体上由高变低，至试验结束时低于液相色谱检测限.说明试验初 期系统内微生物不能有效降解BPA，故出水和泥相BPA含量很高; 随后经两个污泥龄驯化，系统内微生物可有效降解BPA，水、 泥相无残留.SBR系统改变工况后，HRT和SRT显著缩短，造成对BPA降解速率快、 生长周期短的菌群逐步占据优势，虽然活性污泥内菌群结构可能有变化(论述详见2.4节)，但未影响BPA在水、 泥相的去除效果.
表 2 40 mg ·L-1 BPA对照组污泥改变工况后周期末水相和泥相BPA浓度变化趋势1)
2.2 改变工况条件对SBR运行周期末污泥毒性的影响
改变工况后，为考察HRT和SRT缩短对污泥毒性的影响，在33 d的试验中通过发光细菌法测得污泥毒性抑制率并对照分析，结果如图 3所示.
图 3 两工况条件周期末污泥总毒性抑制率变化趋势
如图 3所示，改变工况参数后2~17 d，空白组与BPA对照组污泥总毒性波动较大，但变化幅度与趋势类似; 并在1个污泥龄后即第13 d达到峰值，空白组总毒性抑制率为46.64%和BPA对照组为57.92%.说明污泥毒性的波动是由于工况条件改变而非原水中初始BPA含量引起的.随着试验的进行，两组污泥毒性均呈下降趋势，到20 d左右，污泥特性进入稳定阶段，空白组和BPA对照组污泥总毒性分别维持在13.42%和32.58%附近.对比工况条件改变前后，缩短HRT和SRT且待系统稳定时，污泥总毒性抑制率空白组(13.42%)和BPA对照组(32.58%)低于原工况条件时的33%和43%.
BPA对照组在工况条件改变后，试验初期污泥总毒性不稳定，照比原工况条件稳定期污泥总毒性有所下降，至第4 d总毒性抑制率降至最低(12.01%); 随后迅速反升至43.51%; 接着又持续下降至第9 d(22.10%); 之后再次回升至最高点(57.92%).对照组污泥总毒性抑制率经过了20 d近两个污泥龄的反复升降，系统趋于稳定，污泥总毒性抑制率最终稳定在30%左右.
分析认为，缩短HRT和SRT使系统受到冲击，在经过了2个污泥龄左右时间趋于稳定.试验初期，由于原工况条件下系统内已存在大量有效降解BPA的优势菌群，缩短HRT和SRT促进了其中生长周期短的好氧降解菌大量繁殖生长[23,24,25]，系统降解BPA能力有所增加，污泥总毒性持续下降; 同时，生长周期较长的优势菌群受到抑制，逐渐消减过程中降低了系统总体降解BPA的效率，BPA及其有毒副产物的累积并形成毒性，表现为在第5 d左右污泥总毒性的回升; 在出现毒性抑制率较高值后系统继续运行，期间微生物菌群的不断变化来适应新工况条件，生长周期短的微生物增长加快，污泥总毒性下降; 如此反复几个循环直至2个污泥龄后，系统达到均衡稳定状态，适应该工况条件的微生物菌群占明显优势且生长状况良好，因此SBR系统污泥总毒性抑制率(约33%)低于原工况条件系统稳定时总毒性抑制率(43%).
2.3 对比不同工况条件系统稳定时期单周期内COD、 BPA含量及污泥有机毒性变化趋势 2.3.1 单个SBR周期内不同工况水相COD变化
对比不同HRT和SRT的工况条件，两SBR系统稳定阶段周期内水相COD随时间的变化情况，结果如图 4所示.
图 4 两工况条件稳定阶段单周期内水相COD值变化趋势
从图 4看出，原工况稳定阶段，空白组与BPA对照组水相COD在单个SBR周期内随时间变化趋势相似，具体为：水相COD到第4 h已降至50 mg ·L-1以下; 但第8 h开始，两组SBR水相COD略有回升，但仍维持在50 mg ·L-1左右.缩减HRT和SRT到稳定阶段后，在1个SBR运行周期内，空白组与对照组SBR水相COD下降趋势与改工况前类似，在第4 h降至最低并一直稳定在35 mg ·L-1左右; 且空白组水相COD下降速率和幅度更显著，这说明改变工况更利于空白组SBR系统处理废水效能.
2.3.2 不同工况下BPA对照组单周期内BPA浓度变化 对比两个工况条件稳定时BPA对照组水、 泥相中BPA含量在1个SBR周期内的变化趋势，如表 3所示.
表 3 两工况条件稳定阶段40 mg ·L-1BPA组污泥单周期内水相和泥相BPA浓度变化 1)
从表 3可知，两种工况稳定阶段，对照组泥相BPA含量均低于检测限; 水相BPA在3 h内可被完全降解; 改变工况后BPA在水相中的降解速率低于原工况，但不影响出水效果.分析认为，原工况条件经高浓度BPA驯化，对照组污泥相已存在大量可有效降解BPA的优势菌群，因HRT和SRT较长，大量代谢速度慢，世代周期长的菌群可以存活，故污泥相菌群组成较为丰富、 生物相较完善; 而缩短HRT和SRT后，污泥相中微生物菌群结构发生改变，主要以代谢速度快，世代周期短的微生物为主[23,24,25,26]，因缺乏不同菌群间“产物抑制”的消除效应，形成较多中间降解产物，一定程度上抑制了BPA总体去除速率，故BPA在系统中降解去除速率较原工况条件稍慢.
2.3.3 不同工况条件稳定期BPA对照组单周期内的污泥毒性变化
图 5所示，原工况条件当活性污泥系统达到稳定阶段，由于系统内已大量存在有效降解BPA优势菌群，因此污泥总毒性抑制率在2 h处较低，为36.97%; 通过BPA优势降解菌作用，第2~6 h污泥总毒性抑制率持续下降至最低点不足30%; 随后污泥总毒性波动上升，在周期末第12 h达42.75%，高于周期初始第2 h时的毒性值.经分析，认为污泥总毒性在6 h后出现波动且重升至高点的原因是：一方面由于进水BPA含量较高，微生物降解过程中产生有毒副产物量多，毒性大，不能被微生物吸收和进一步降解为无毒物质，因此毒性有累积; 另一方面由于系统在第6 h后停止曝气，系统溶解氧降低，微生物降解BPA及其有毒副产物速度减慢，效率降低，且产生大量SMP等难降解物质造成毒性升高.
图 5 两工况条件稳定阶段单周期内污泥总毒性抑制率变化趋势对比
调整工况条件缩短HRT和SRT后，系统内污泥总毒性抑制率从第0. 5 h开始逐渐增加至第1.5 h，随后又单调下降且在第4 h处达到稳定，直至周期结束维持在30%附近.同时对比第2 h时的污泥总毒性抑制率改工况后为45.7%，高于原工况时的36.97%; 分析认为，由于HRT缩短，并保持进水COD和BPA含量不变，污泥负荷升高，因此相同2 h内降解BPA所产生的污泥毒性有所增加.改变工况后周末第8 h系统内污泥总毒性抑制率为32.56%，明显低于原工况第12 h时的42.75%.说明处理高浓度BPA模拟废水的SBR污泥系统，缩短HRT和SRT不仅筛选了代谢速率快，世代周期短的BPA降解菌，且微生物活性也显著增强，加快了系统中毒性残留物质的消耗，污泥总毒性削减明显，从而降低剩余污泥后续处理处置及资源化利用的成本和环境风险.
2.4 污泥总毒性与微生物群落之间的相关性分析
有机物对微生物菌群的生物多样性和变异特性的影响是复杂的[27].活性污泥降解BPA及其有毒副产物过程中产生了污泥毒性，势必导致污泥相微生物菌群发生变化.通过PCR-DGGE分析技术，对两SBR污泥相微生物群落结构的多样性和相似性进行研究，得出菌群多样性与污泥总毒性间的相关性信息，分述如下.
2.4.1 香农-威尔指数(Shannon-Weaver diversity index)与污泥总毒性之间的相关性分析
Shannon-Weaver diversity index (H)是一种常用的评估微生物多样性的指标[28]，公式为：
式中，ni为Band i的峰值，i为一条DGGE条带Lane上的Band的排序，N为此条带Lane上所有Band的峰值总和.应用香农-威尔指数的显著优势就是可以综合考虑菌种数量(number of species)和物种均匀度(evenness of given community); H值越大，说明微生物群落多样性越高.
由表 4可知，原工况条件稳定阶段40 mg ·L-1 BPA对照组(3号)污泥系统微生物多样性(H=3.72)大于空白组(1号)污泥系统(H=3.59); 说明相对于空白组污泥，BPA对照组由于进水中含有高浓度BPA，污泥系统内微生物受到BPA驯化而产生降解BPA的优势菌群，同时对照组污泥中含有蛋白胨降解菌，故BPA对照组内的微生物多样性高于同时期的空白组污泥.而改变工况条件并重新到达稳定期后，空白组(2号)污泥微生物菌群多样性明显增加(H=3.88)，而40 mg ·L-1BPA对照组(4号)则有所降低(H=3.67).结合2.2节中所得污泥毒性抑制率的变化趋势，即缩短HRT和SRT后，空白组和BPA对照组的污泥总毒性均明显降低.试验说明，新工况条件下空白组污泥微生物多样性增加，对降解有机物过程中产生的污泥毒性进行消耗，因此空白组污泥总毒性与微生物菌群多样性呈负相关关系，即污泥毒性抑制率随菌群多样性的增加而降低.40 mg ·L-1BPA对照组改变工况条件后，污泥总毒性和微生物菌群多样性都出现降低，即二者呈正相关性关系.分析原因为改变工况条件筛选了40 mg ·L-1BPA对照组污泥中谢速率快、 世代周期短的降解蛋白胨和BPA的优势菌，而部分代谢速率慢且世代周期长的BPA及其中间产物降解菌被淘汰，由此降低了系统内微生物的物种均匀度.且由于缩短了HRT和SRT，污泥负荷增加、 污泥活性也相应增强，筛选所得优势菌群对BPA及其降解过程中产生毒性物质的消耗速率较快，致使污泥毒性的消减.
表 4 两工况条件稳定阶段污泥样品总毒性抑制率和香浓-威尔指数分析
2.4.2 改变工况条件对SBR系统内污泥相似性指数变化的影响
表 5为用戴斯系数(Dice coefficient)[29]计算出的各污泥样品相似性矩阵，得出各样品的相似性.
表 5 戴斯系数分析PCR-DGGE图谱的相似性矩阵
如表 5所示，样品1~4号分别代表的样品信息同表 4.相似性分析结果可看出，样品3与4相似性最高，为71.0%，样品1与2相似性其次，为63.0%，而样品1与3及2与4的相似性最低，分别为55.0%和55.2%.这说明改变工况条件前后， BPA对照组污泥内菌群结构相似度极高.另一方面，对比空白组和40 mg ·L-1BPA对照组，由于进水成分的巨大差异，使得两系统分别在两工况条件下的微生物菌群相似性均很低，分别为原工况的55.0%和变工况的55.2%.充分说明进水成分对于SBR系统污泥中微生物群落类别和数量起决定性作用，其对污泥内微生物菌群结构的影响远大于工况条件改变的影响.由于40 mg ·L-1BPA对照组的污泥总毒性始终大于空白组，同样也说明有毒物质的加入才是引起污泥毒性增加的关键因素.
另外，通过UPGMA(unweighted pair group method with arithmetic averages)算法对样品进行聚类分析[30]，如图 6所示.更显著地表明4个样品共分为两大族群，族群间的相似性仅为57%，族群内的样品1与2(空白组污泥系统)相似性为63%，样品3与4(40 mg ·L-1BPA对照组)相似性为71%.试验运用UPGMA算法与用WPGMA(weighted pair group method with arithmetic averages)算法所做的系统树状图(图略)基本相同.因此断定，应用系统树状图来表示不同污泥样品之间微生物群落的同源性，虽然所用计算方法不同但所得结论基本一致.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。
图 6 UPGMA算法所得污泥样品的系统树状图
3 结论
(1)改变工况条件对于空白组和BPA对照组周期末出水COD影响不大，虽有小幅波动但基本维持在50 mg ·L-1左右; 新工况条件下BPA对照组内微生物可有效降解进水中BPA，使得整个试验过程周期末出水BPA含量低于检测限.
(2)改变工况条件加速了稳定阶段单个SBR运行周期内COD的去除速率，减慢了水相BPA的去除速率.
(3)缩短HRT和SRT有利于降低污泥有机毒性，降低剩余污泥处理处置的成本和资源化利用的环境风险.
(4)空白组与40 mg ·L-1BPA对照组内微生物属两大族群; 工况参数变化会改变污泥内菌群结构，进而造成污泥毒性变化; 而原水中毒性有机物的存在与否则是引起污泥毒性显著差异的主要因素.
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