閆建文，徐傳召

(1 西安理工大學(xué) 土木建筑工程學(xué)院，陜西 西安710048；2 機械工業(yè)勘察設(shè)計研究院，陜西 西安710043)

納米材料越來越廣泛的使用，使得其以不同途徑進入環(huán)境(大氣、水體、土壤)中，由于其具有顆粒小、表面積大的特點，與其他材料相比有更大的表面活性和遷移性能，因此可能對環(huán)境造成一定影響[1]。自2003年Service[2]和Brumfiel[3]分別在《Science》和《Nature》上就納米材料的生物效應(yīng)問題展開探討開始，人工合成納米材料的環(huán)境生物毒性效應(yīng)逐漸成為國內(nèi)外學(xué)者關(guān)注的熱點問題之一。

活性污泥法作為一種傳統(tǒng)而經(jīng)典的污水生物處理方法，在城市污水處理中應(yīng)用廣泛。處理過程中主要依靠生物相豐富的微生物聚集體“菌膠團”對污水中的有機物進行分解，并不斷進行新陳代謝，從而達到連續(xù)處理廢水的目的。相比于物理和化學(xué)修復(fù)技術(shù)，基于微生物代謝作用的活性污泥法具有處理效果好、工程造價相對較低、運行成本低廉等優(yōu)點[4]。但隨著城市污水成分越來越復(fù)雜，有毒有害污染物沖擊污水處理廠內(nèi)生物處理系統(tǒng)的現(xiàn)象屢有發(fā)生?；钚晕勰嘁驯蛔C明是一種有效去除有毒有害物質(zhì)的生物材料，但是在活性污泥去除有毒有害物質(zhì)的過程中，活性表面特性及微生物系統(tǒng)是否受到有毒有害物質(zhì)沖擊的影響，沖擊影響的程度如何，目前還沒有一個明確的定論。金屬氧化物納米顆粒在城市污水和化工廢水中廣泛存在，而且排放量在逐步增大，活性污泥系統(tǒng)運行的穩(wěn)定和高效，必然會受到金屬氧化物納米顆粒的影響，因此正確預(yù)測和評估城市污水中金屬氧化物納米顆粒影響污水生物處理工藝的風(fēng)險，加強對其生態(tài)毒性的研究，具有重要的理論和現(xiàn)實意義。本試驗分析了不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒條件下，活性污泥系統(tǒng)脫氮效能及脫氮菌群的變化，以期揭示ZnO納米顆粒對活性污泥脫氮系統(tǒng)的影響機制。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及運行條件

本試驗采用圓柱形有機玻璃柱作為SBR反應(yīng)器，其有效容積4 L，內(nèi)徑100 mm。試驗運行周期為6 h，每個周期的具體運行時間為進水20 min，曝氣325 min，沉淀10 min，排水5 min。通過蠕動泵從反應(yīng)器底部進水，由電磁閥控制從中部排水，空氣壓縮器從反應(yīng)器上部插入玻璃砂芯砂頭曝氣，溶解氧(Dissolved Oxygen,DO)控制在2～4 mg/L。SBR實驗裝置見圖1。

圖 1 SBR試驗裝置示意圖

1.2 試驗方法

本研究采用普通活性污泥培養(yǎng)好氧顆粒污泥，接種絮狀污泥取自某污水處理廠生化池，將放入4個反應(yīng)器的污泥進行混合，以保證每個反應(yīng)器內(nèi)的污泥濃度基本相當(dāng)。以未投加ZnO納米顆粒的反應(yīng)器作為對照，其他3個反應(yīng)器內(nèi)分別投加ZnO納米顆粒，使其中的ZnO納米顆粒質(zhì)量濃度分別為1，10，20 mg/L (其他條件不變)。

1.3 ZnO納米顆粒懸液(ZnO NPs)的制備

稱取一定質(zhì)量ZnO納米顆粒于潔凈廣口瓶中，用棉花塞緊瓶口并置于烘箱中干燥滅菌(110 ℃，3 h)。冷卻后，將廣口瓶放入無菌室內(nèi)進行懸液配制。配制過程中需使用經(jīng)0.22 μm水系濾膜過濾滅菌的超純水，并將配制好的溶液超聲處置20 min，以使納米顆粒在懸液中呈分散狀態(tài)。

1.4 測定項目及方法

1.4.2 硝化速率(specific Ammonium Uptake Rate，sAUR) sAUR是表征硝化細菌活性的重要參數(shù)。本研究采用序批式靜態(tài)試驗測定sAUR[6]。試驗初始條件(包括好氧顆粒污泥、人工污水組成)及工況條件(pH、DO、MLSS)與連續(xù)流裝置一致。計算公式如下：

1.5 脫氮菌群的熒光原位雜交(FISH)檢測

采用熒光原位雜交(FISH)技術(shù)檢測活性污泥中硝化菌群(氨氧化細菌(Ammonia Oxidizing Bacteria，AOB)和亞硝酸氧化菌(Nitrite Oxidizing Bacteria，NOB))，具體方法為：采用好氧氨氧化菌特異探針Nso190(綠色)、硝化桿菌特異探針NIT3(紅色)和硝化螺菌特異探針Ntspa662(紅色)，與對照反應(yīng)器活性污泥及投加了1，10，20 mg/L ZnO納米顆粒懸液后不同階段的活性污泥生物樣品進行雜交，測定活性污泥AOB和NOB豐度水平的變化情況，在此過程中，以CNtspa662和CNIT3探針作為非標(biāo)記競爭性探針。FISH試驗中所用的雜交探針和雜交條件見表1。

表 1 FISH試驗中所用探針和雜交條件

2 結(jié)果與分析

2.1 不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥及TN去除率的影響

圖 3 投加后0～60 d不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥氨氮和總氮(TN)去除率的影響

2.2 不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥硝化速率的影響

圖 4 不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥硝化速率的影響

從圖4可以看出，當(dāng)ZnO納米顆粒質(zhì)量濃度為1 mg/L時，對硝化速率影響不明顯；當(dāng)ZnO納米顆粒質(zhì)量濃度為10 mg/L且暴露30 d時，其對硝化速率有一定的抑制作用，與對照反應(yīng)器相比下降了29.1%；當(dāng)ZnO納米顆粒質(zhì)量濃度為20 mg/L且暴露30 d時，其對硝化速率的抑制更加明顯，與對照反應(yīng)器相比下降了53.0%。經(jīng)過60 d的馴化，與30 d相比，10和20 mg/L ZnO納米顆粒處理的活性污泥硝化速率均有所恢復(fù)，但與對照反應(yīng)器相比，10和20 mg/L ZnO納米顆粒處理的的活性污泥硝化速率仍分別降低了23.8%，45.6%。由此可知，生物硝化過程很容易受到外界因素的抑制[11-12]。

2.3 不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥中硝化菌群影響的FISH檢測

不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥中硝化菌群影響的FISH檢測結(jié)果見圖5和圖6。

經(jīng)檢測，對照反應(yīng)器內(nèi)AOB和NOB豐度水平較高，分別占總菌數(shù)的(30±8)%和(26±5)%；DO質(zhì)量濃度為3～5 mg/L，表明活性污泥反應(yīng)器完全處于好氧狀態(tài)，AOB和NOB可以共同存在于活性污泥內(nèi)，并使硝化作用良好地進行。向反應(yīng)器內(nèi)投加1 mg/L ZnO納米顆粒懸液后，其對活性污泥硝化菌群的影響很小，30和60 d時，反應(yīng)器內(nèi)AOB、NOB占總菌數(shù)的比例分別為(27±6)%，(27±4)%和(25±4)%，(24±3)%。向反應(yīng)器內(nèi)分別投加10，20 mg/L ZnO納米顆粒后，反應(yīng)30 d時，反應(yīng)器內(nèi)AOB和NOB占總菌數(shù)的比例分別為(11±4)%，(17±2)%和(8±3)%，(15±2)%；反應(yīng)60 d時，反應(yīng)器內(nèi)AOB和NOB占總菌數(shù)的比例分別為(17±4)%，(21±2)%和(12±3)%，(17±3)%，AOB和NOB豐度水平有所恢復(fù)。上述結(jié)果表明，低質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥中AOB和NOB影響較小，高質(zhì)量濃度(10～20 mg/L)ZnO納米顆粒則嚴(yán)重抑制了AOB和NOB的生長。

圖 5 反應(yīng)30 d時不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥中脫氮菌群影響的FISH檢測

圖 6 反應(yīng)60 d時不同質(zhì)量濃度ZnO納米顆粒對活性污泥中脫氮菌群影響的FISH檢測

有研究表明，50 mg/L的TiO2納米顆粒經(jīng)過長期接觸會抑制氨單加氧酶和亞硝酸鹽還原酶的活性，ZnO納米顆粒作為抑制因子，可能通過與硝化酶類的競爭或非競爭性作用來抑制硝化過程中酶反應(yīng)的進行[13]。除了傳統(tǒng)的酶反應(yīng)抑制作用，酶轉(zhuǎn)錄、合成前置過程以及菌群長期變化,都可能是硝化抑制的潛在作用點[14]。在某些特定的有毒物質(zhì)作用下，硝化速率與硝化菌群amoA mRNA水平存在動態(tài)響應(yīng)及一定的相關(guān)性[15]。

3 結(jié) 論

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