李姍姍， 朱四富， 馬丙瑞， 于娜玲， 趙長坤， 信帥帥， 潘云浩， 吳淑妍， 武原原， 高孟春??

(1. 中國海洋大學海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，山東 青島 266100； 2. 青島市海泊河污水處理廠，山東 青島 266021；3. 中國海洋大學環(huán)境科學與工程學院，山東 青島 266100)

Cu2+廣泛存在于電鍍、印刷、電子制造、金屬加工工業(yè)及養(yǎng)殖業(yè)廢水中。銅是微生物生長必不可少的微量元素，但濃度過高會對微生物造成危害，干擾細胞的新陳代謝[1]，同時引起脂質過氧化、蛋白質破壞和酶活性抑制[2]。由于污水生物處理系統(tǒng)主要依靠微生物對污水進行處理，因此廢水中的Cu2+可能通過抑制微生物活性而改變廢水生物處理系統(tǒng)中活性污泥(或生物膜)的生化特性，引起微生物群落結構變化，從而影響污水生物處理系統(tǒng)對廢水中有機物和氮等污染物的去除效果。序批式反應器(Sequencing Batch Reactor，簡稱SBR)對極端條件具有較強的耐受性，SBR常用來處理含銅廢水[3]。許多學者研究了Cu2+對SBR去除有機物和脫氮性能的影響[4-7]。Wang等[3]研究發(fā)現(xiàn)長期暴露條件下，濃度為10～50 mg·L-1的Cu2+能抑制SBR的脫氮性能，且抑制程度隨Cu2+濃度升高而增加。Liu等[8]研究發(fā)現(xiàn)長期運行條件下濃度為5 mg·L-1的Cu2+能導致SBR對COD和氨氮的去除率下降。

在污水生物處理過程中，微生物分泌的胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances，簡稱EPS)能夠影響活性污泥表面電荷、絮體結構、絮凝性、沉降性及脫水性[9-10]。EPS的化學成分主要包括多糖、蛋白質、腐殖質和DNA等，其中存在大量的羧基、磷酸基、胺基和羥基等帶電官能團，這些官能團具有吸附和粘附性能?；钚晕勰嗫梢酝ㄟ^增加EPS的分泌有效吸附廢水中的重金屬，從而減少重金屬對活性污泥中功能菌的潛在毒性[11-15]。已有文獻報道，廢水中Cu2+的存在能夠影響活性污泥中EPS的產量。Wang等[3]和Ma等[16]發(fā)現(xiàn)Cu2+濃度范圍分別為10～50 mg·L-1和1～10 mg·L-1時，隨Cu2+濃度升高活性污泥和生物膜中EPS含量逐漸升高。而Liu等[8]發(fā)現(xiàn)5 mg·L-1Cu2+長期作用下活性污泥EPS含量逐漸降低。然而，目前關于Cu2+對活性污泥EPS結構、組分、官能團及化學組成影響的研究鮮有報道。本文研究了在長期暴露條件下10 mg·L-1Cu2+對SBR活性污泥中松散附著EPS(LB-EPS)和緊密附著EPS(TB-EPS)產量的影響，通過傅里葉紅外光譜(FTIR)和X射線光電子能譜(XPS)分析LB-EPS和TB-EPS主要官能團及化學組成的變化。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置及運行條件

實驗所用SBR材質為有機玻璃，其容積、有效高度、內徑和容積交換率分別為7.7 L、50 cm、14 cm和50%。SBR進水通過蠕動泵控制從反應器底部進入，其出水由電磁閥控制從反應器中間排出。SBR每日運行4個周期，每個周期6 h，工作程序如下：進水階段5 min；缺氧階段60 min；好氧階段180 min；缺氧階段60 min；沉淀階段30 min；排水階段5 min；閑置階段20 min。SBR運行過程中，各階段通過時間控制器進行自動調控；在缺氧階段，通過磁力攪拌器確保污泥和污水充分混合，反應器中溶解氧濃度小于0.5 mg·L-1。SBR采用底部曝氣方式，其曝氣量通過氣體轉子流量計調節(jié)，以保持好氧階段的溶解氧濃度大于2 mg·L-1。定期排放污泥，使污泥齡保持在20 d左右。SBR的運行階段如表1所示。

表1 運行階段Table 1 Operation phase

1.2 接種污泥和進水水質

1.3 分析方法

1.4 胞外聚合物提取和分析方法

1.4.1 胞外聚合物提取和測定 EPS的提取采用熱提取法[18]，具體步驟如下：在攪拌階段，從SBR中取40 mL污泥懸浮液，在4 ℃、4 000g條件下離心15 min后棄去上清液，得到濃縮的活性污泥樣品；向活性污泥樣品中加入70 ℃的NaCl溶液(0.05%)定容至40 mL，快速振蕩搖勻1 min，然后在4 ℃、4 000 r·min-1條件下離心15 min，將上清液經0.45 μm醋酸纖維素膜過濾得到LB-EPS；再用60 ℃的NaCl溶液(0.05%)補至原體積，快速振蕩搖勻1 min，并將其置于60 ℃條件下水浴30 min，然后在4 ℃、4 000 r·min-1條件下離心15 min，將上清液經0.45 μm醋酸纖維素膜過濾得到TB-EPS。PS含量采用蒽酮比色法測定[18]，PN含量采用改進的Folin-酚試劑法測定[19]。

1.4.2 傅里葉變換紅外光譜分析 LB-EPS和TB-EPS樣品的紅外光譜(FTIR)采用傅里葉變換紅外光譜儀(Tensor 27，Bruker Optics，德國)測定。LB-EPS和TB-EPS提取液經過冷凍干燥處理后與干燥的光譜純KBr按照1∶100研磨混合，并于一定壓力下保持若干分鐘制成半透明薄片，在400～4 000 cm-1波數(shù)范圍內掃描，檢測器分辨率為4 cm-1。

1.4.3 X射線光電子能譜分析 采用X射線光電子能譜儀(K-Alpha，Thermo Scientific，美國)分析樣品中C、N、O、P及重金屬Cu，激發(fā)源為Al Kα線，功率為150 W，工作時的基礎真空為2.0×10-7Pa，電子結合能用污染碳的C ls峰(284.6 eV)校正。采用XPS peak 4.1軟件進行譜峰擬合。

2 結果與討論

2.1 Cu2+對SBR性能的影響

表2 Cu2+的長期暴露對SBR性能的影響Table 2 Effect of Cu2+ on the SBR performance under long-term exposure

2.2 Cu2+對活性污泥EPS產量的影響

圖1為長期暴露條件下Cu2+對活性污泥EPS、LB-EPS和TB-EPS產量的影響。在進水Cu2+濃度為0 mg·L-1的第15天，SBR中活性污泥EPS、LB-EPS和TB-EPS含量分別為(58.95±1.76)、(12.80±0.16)和(46.16±1.91) mg·(g MLVSS)-1。向反應器中加入Cu2+后，當SBR運行至第35天時EPS、LB-EPS和TB-EPS含量與第15天相比無明顯變化；而隨著運行時間的延長，活性污泥中EPS、LB-EPS和TB-EPS含量增加，當SBR運行至第75天時，EPS、LB-EPS和TB-EPS含量分別增加至(76.65±4.05)、(16.34±0.45)和(60.31±4.43) mg·(g MLVSS)-1，與第15天相比，分別增加了27.71%、30.67%和30.03%。上述實驗結果表明，10 mg·L-1Cu2+的長期作用能夠刺激SBR中活性污泥產生更多EPS、LB-EPS和TB-EPS。隨著運行時間的延長，活性污泥對Cu2+的吸附量逐漸增多。高濃度的Cu2+能干擾細胞的新陳代謝[1]，進而對活性污泥產生毒性，微生物可以通過分泌更多EPS減少重金屬對活性污泥中微生物的毒性[13-15]。Wang等[3]研究發(fā)現(xiàn)隨著進水Cu2+濃度由10 mg·L-1逐漸升高至50 mg·L-1，SBR中活性污泥EPS產量逐漸升高；而Liu等[8]發(fā)現(xiàn)向進水中持續(xù)添加5 mg·L-1Cu2+，SBR中活性污泥EPS產量隨運行時間延長而降低，可能是二者反應器運行方式和實驗條件不同導致研究結果不同。

(“*”表示該樣品與進水Cu2+濃度為0 mg·L-1時的EPS含量差異性顯著(p<0.05)。Asterisks indicate statistical differences (p<0.05) from the EPS content at 0 mg·L-1Cu2+.)

圖1 長期暴露條件下Cu2+對活性污泥EPS，LB-EPS和TB-EPS產量的影響
Fig.1 Effect of Cu2+on the EPS, LB-EPS and TB-EPS contents of activated sludge under long-term exposure

2.3 Cu2+對LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量的影響

在長期暴露條件下10 mg·L-1Cu2+對活性污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量的影響如圖2所示。在進水Cu2+濃度為0 mg·L-1的第15天，LB-EPS和TB-EPS中PN含量分別為(8.44±0.30)和(30.11±1.80) mg·(g MLVSS)-1。SBR進水中加入Cu2+后，當SBR運行至第35天時，LB-EPS和TB-EPS中PN含量與第15天相比無明顯變化；隨SBR運行時間延長PN含量逐漸上升，當SBR運行至75天時，LB-EPS和TB-EPS中PN含量與第15天相比分別上升了33.14%和41.75% (p<0.05)。在進水Cu2+濃度為0 mg·L-1時，LB-EPS和TB-EPS中PS含量分別為(3.01±0.24)和(13.49±0.59)mg·(g MLVSS)-1，隨運行時間的延長LB-EPS和TB-EPS中PS含量輕微升高。SBR中添加Cu2+后，LB-EPS和TB-EPS中PN/PS均隨SBR運行時間的延長而上升，分別由第15天時的2.81和2.23升高至第75天時的3.19和2.7。由上述結果可知，在長期暴露條件下10 mg·L-1Cu2+促進活性污泥分泌蛋白質和多糖，并且蛋白質的增長量高于多糖的增長量。蛋白質的部分官能團可以和重金屬離子絡合以降低重金屬對微生物的毒害作用，隨著持續(xù)向進水中投加Cu2+，SBR中Cu2+濃度的積累可以刺激微生物通過調整自身的生理代謝活動分泌出更多的蛋白質與Cu2+絡合[14, 20-21]，這導致LB-EPS和TB-EPS中PN含量的增加。

(“*”表示該樣品與進水Cu2+濃度為0 mg·L-1時的樣品差異性顯著(p<0.05)。 Asterisks indicate statistical differences (p<0.05) from the PN or PS content at 0 mg·L-1Cu2+.)

圖2 Cu2+對LB-EPS(a)和TB-EPS(b)中蛋白質和多糖含量及蛋白質與多糖質量比的影響
Fig.2 Effect of Cu2+on the PN and PS contents and PN/PS in LB-EPS (a) and TB-EPS (b)

2.4 Cu2+對LB-EPS和TB-EPS官能團的影響

為了揭示Cu2+對活性污泥LB-EPS和TB-EPS官能團的影響，本研究考察了在第15天和75天時SBR中活性污泥LB-EPS和TB-EPS的FTIR光譜圖變化情況(見圖3)?；钚晕勰郘B-EPS和TB-EPS的FTIR光譜在3 392～3 433 cm-1處的譜峰可歸屬為蛋白質N-H鍵的伸縮振動和碳水化合物中O-H鍵的伸縮振動[22-23]。1 622～1 624 cm-1處的譜峰是由蛋白質二級結構中β-折疊的C=O伸縮振動形成的[24]。1 406～1 412 cm-1處的譜峰由蛋白類物質羧基中的C-O鍵伸縮振動造成[25]。1 037～1 117 cm-1處的譜峰由多糖類物質中的C-O鍵伸縮振動造成[26]。TB-EPS在吸附Cu2+后蛋白質中N-H鍵和碳水化合物中O-H鍵的伸縮振動向低波數(shù)移動31 cm-1，說明TB-EPS中蛋白質和多糖參與Cu2+的吸附，PN中N-H鍵和PS中O-H鍵的相當對含量減少。在加入Cu2+后，LB-EPS和TB-EPS中C=O鍵的吸收峰變鈍，說明蛋白質吸附了大量的Cu2+，C=O鍵的相對含量減少；TB-EPS蛋白類物質羧基中C-O鍵吸收峰變弱，多糖類物質中的C-O鍵的吸收峰發(fā)生紅移，說明Cu2+導致TB-EPS蛋白質和多糖中C-O鍵的相對含量減少。波長小于1 000 cm-1為指紋區(qū)，此吸附帶的吸收峰與核酸中的磷酸鹽有關[27]。進水中未加入Cu2+時，LB-EPS和TB-EPS分別在567和536 cm-1處出現(xiàn)吸收峰，而進水中加入Cu2+后，LB-EPS和TB-EPS在此處的吸收峰均發(fā)生藍移。

圖3 Cu2+對LB-EPS(a)和TB-EPS(b)紅外光譜的影響Fig.3 Effect of Cu2+ on the FTIR spectra of LB-EPS (a) and TB-EPS (b)

2.5 Cu2+作用下活性污泥LB-EPS和TB-EPS的XPS能譜分析

通過XPS測定了LB-EPS和TB-EPS的原子組成和百分含量。圖4為SBR運行至第15天和第75天時LB-EPS和TB-EPS的XPS全譜掃描圖和Cu 2p1高分辨譜圖。表3為Cu2+作用下活性污泥LB-EPS和TB-EPS的XPS能譜參數(shù)。LB-EPS和TB-EPS在284.8、399.4～400、531.1～531.3和132.2～133.6 eV處均有峰，分別對應C 1s、N 1s、O 1s和P 2p。LB-EPS中總C百分含量由第15天時的47.7%下降至第75天時的24.0%，TB-EPS中總C百分含量無明顯變化；LB-EPS和TB-EPS中N百分含量分別由第15天時的7.4%和10.2%下降至第75天時的2.6%和4.7%；LB-EPS和TB-EPS中O百分含量分別由第15天時的36.8%和30.3%增加至55.8%和36.2%；LB-EPS中P百分含量由第15天時的0.7%升高至第75天時的1.0%，TB-EPS中P百分含量變化不明顯。根據(jù)已有報道可知，元素N與蛋白質中含氮基團相關，例如胺基(或酰胺基)[28-30]，這與EPS紅外光譜中相應的吸附帶變化情況一致。與進水中未加入Cu2+時相比，進水中添加Cu2+后的LB-EPS和TB-EPS分別在932.3和932.3 eV處出現(xiàn)明顯峰(見圖4(b))，且Cu的百分含量分別由第15天時的0.2%和0.2%增加至第75天時的0.6%和0.5%。相關報道指出EPS能吸附重金屬[13-14]，因此加入Cu2+后LB-EPS和TB-EPS中Cu百分含量升高。由表3可知，在進水中未加入Cu2+時，LB-EPS中元素百分含量大小順序為C>O>N。與未加Cu2+相比，進水中加入Cu2+后，LB-EPS中元素百分含量大小順序為O>C>N。

圖4 Cu2+作用下LB-EPS和TB-EPS的XPS全譜掃描圖(a)和Cu 2p1高分辨譜圖(b)Fig.4 XPS wide survey scans (a) and Cu 2p1 XPS spectra (b) of LB-EPS and TB-EPS under Cu2+ stress

表 3 Cu2+作用下活性污泥LB-EPS和TB-EPS的XPS能譜參數(shù)Table 3 Binding energies, atomic percentage and assignments of XPS spectral bands of LB-EPS and TB-EPS under Cu2+ stress

圖5和6分別為C和O兩種元素的XPS高分辨圖譜。由于不同的結合能對應著不同的化學信息，因此通過對高分辨圖譜的分析可以深入了解EPS的組成情況。由圖5和表3可知，在進水中未加入Cu2+時，LB-EPS和TB-EPS中C可以分為4個峰：284.4 eV處的峰是C-(C, H)峰，為脂類或者氨基酸側鏈；284.9～285.2 eV處的峰為C-(O, N)，為酰胺、醇或醚胺基；286.0～286.4 eV處的C=O或O-C-O峰，來自羧酸鹽、羰基、酰胺、縮醛或半縮醛；287.8～288.2 eV處的O=C-OH峰來自羧酸和尿酸的羧基或酯基[31-32]。與第15天相比，LB-EPS和TB-EPS中C-(C, H)峰的結合能均降低，其在總C中的百分含量分別降低了23.7%和9.2%；同樣，O=C-OH的百分含量分別降低了2.9%和1.1%；LB-EPS和TB-EPS中C-(O, N)的百分含量分別升高了14.4%和18.9%，而LB-EPS和TB-EPS中C=O或O-C-O百分含量分別升高了11.3%和下降了8.6%。由圖6和表3可知，LB-EPS和TB-EPS中O可以分為2個峰，C=O(530.8～530.9 eV)，O-C-O或O-C-H(531.9～532.2 eV)[30-31]。當進水中Cu2+濃度為10 mg·L-1后，與進水Cu2+濃度為0 mg·L-1時相比，LB-EPS和TB-EPS中C=O結合能均下降了0.4 eV，而LB-EPS和TB-EPS中O-C-O(或C-OH)的結合能分別下降0.3 eV和0.5 eV；LB-EPS和TB-EPS中C=O百分含量分別下降了21.6%和25.7%，而LB-EPS和TB-EPS中O-C-O(或C-OH)的百分含量則分別上升了21.6%和25.7%。C和O基團結合能的改變表明EPS與Cu2+相互作用伴隨著電荷轉移，說明羥基和羧基參與了與Cu2+的相互作用。基團百分含量的變化表明添加Cu2+后EPS的組成成分發(fā)生改變。

((a1) LB-EPS(第15天)；(a2) LB-EPS(第75天)；(b1) TB-EPS(15th day)；(b2) TB-EPS(75th day))

((a1) LB-EPS(第15天)；(a2) LB-EPS (第75天)；(b1) TB-EPS(15th day)；(b2) TB-EPS(75th day))

3 結論

(2)在10 mg·L-1Cu2+長期暴露條件下，活性污泥中EPS、LB-EPS和TB-EPS產量及LB-EPS和TB-EPS中PN均隨運行時間的延長而升高。

(3)FTIR分析表明，長期暴露條件下10 mg·L-1Cu2+導致TB-EPS中PN的C=O鍵、N-H鍵和C-O鍵相對含量降低。

(4)XPS能譜分析結果表明，在10 mg·L-1Cu2+長期作用下，LB-EPS和TB-EPS中元素Cu和O含量增加。