王宗程，張宇晴，王昕，王競(jìng)＊

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

有機(jī)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(duì)COD、氮、磷營(yíng)養(yǎng)物等常規(guī)指標(biāo)的去除效果為主要考察對(duì)象，往往忽視了OMPs 的處理，導(dǎo)致污水中頻繁檢測(cè)出OMPs。OMPs 有毒有害難降解，且種類繁多，對(duì)人體健康及生態(tài)系統(tǒng)造成有害影響[1]。

污水處理廠以生物處理工藝為主，如傳統(tǒng)活性污泥法、A2O 工藝、間歇曝氣等工藝，但這些常見工藝對(duì)污水中OMPs 處理效率很低，導(dǎo)致其出水對(duì)人體健康及生態(tài)系統(tǒng)造成潛在風(fēng)險(xiǎn)，目前污水廠主要依靠出水的高成本深度處理來(lái)提高OMPs 去除率[2]；而原位強(qiáng)化生物反應(yīng)器中OMPs 去除性能的研究則少見。許多研究表明氨氧化細(xì)菌對(duì)OMPs 降解至關(guān)重要[3]，推測(cè)硝化過(guò)程中產(chǎn)生的氨單加氧酶可能具有相對(duì)廣泛的底物特異性，進(jìn)而通過(guò)共代謝作用降解OMPs。MIèGE[4]等發(fā)現(xiàn)，在生物脫氮系統(tǒng)中，OMPs 的去除效率通常高于其他處理方法，主要是因?yàn)橄到y(tǒng)中富集了大量的硝化細(xì)菌，而硝化細(xì)菌在OMPs 的生物降解中起到了關(guān)鍵作用。REN[5]等的研究結(jié)果表明，活性污泥系統(tǒng)中異養(yǎng)菌也可能發(fā)揮重要作用。JIANG[5]等研究發(fā)現(xiàn)，雌二醇是被異養(yǎng)菌降解為雌酮，可能是由于異養(yǎng)菌的生物多樣性高，能夠發(fā)揮酶功能催化OMPs 的降解。目前關(guān)于參與OMPs 微生物降解的規(guī)律和機(jī)制尚不清晰，因此難以有針對(duì)性地原位強(qiáng)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(biāo)污染物，開展了強(qiáng)化序批式生物反應(yīng)器中IBP 生物降解研究，并探究了其強(qiáng)化機(jī)理。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

實(shí)驗(yàn)用活性污泥取自污水廠，實(shí)驗(yàn)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(shí)驗(yàn)用水，補(bǔ)充微量元素以滿足微生物的正常生長(zhǎng)需求。葡萄糖提供的COD 為400 mg·L-1，氯化銨提供的氨氮質(zhì)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(zhì)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(fā)沸石經(jīng)研磨過(guò)篩后，在NaCl 溶液中水浴加熱（80 ℃、2 h），反應(yīng)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(xiàn)[6-7]。

1.2 批次實(shí)驗(yàn)

1）為了探究不同污泥質(zhì)量濃度對(duì)布洛芬降解的影響，設(shè)置4 個(gè)實(shí)驗(yàn)組，體系體積為100 mL，MLSS分別為2、4、8、12 g·L-1，布洛芬進(jìn)水質(zhì)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(yīng)12 h，倒掉上清液后補(bǔ)充進(jìn)水，循環(huán)3 次后取樣檢測(cè)布洛芬，進(jìn)行循環(huán)實(shí)驗(yàn)是為了重復(fù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果，保證實(shí)驗(yàn)結(jié)果的可靠性。每個(gè)組別都有相應(yīng)的平行組。

2）為了探究沸石對(duì)布洛芬降解影響，空白對(duì)照組為50 mL、4 g·L-1的活性污泥，設(shè)為A，另外有2 個(gè)實(shí)驗(yàn)組B、C。實(shí)驗(yàn)組B 在對(duì)照組A 的基礎(chǔ)上提高污泥質(zhì)量濃度為8 g·L-1，實(shí)驗(yàn)組C 是在實(shí)驗(yàn)組B的基礎(chǔ)上投加0.2 g、＞200 目（＞0.074 mm）的改性沸石，實(shí)驗(yàn)體系置于250 mL 錐形瓶中，在150 r·min-1、25 ℃搖床中反應(yīng)10 h，長(zhǎng)期循環(huán)后取樣檢測(cè)IBP質(zhì)量濃度。每個(gè)組別都有相應(yīng)的平行組。

根據(jù)批次實(shí)驗(yàn)的結(jié)果進(jìn)一步設(shè)計(jì)反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)。

1.3 試驗(yàn)裝置

采用500 mL 錐形瓶模擬序批式生物反應(yīng)器（SBR），共兩組試驗(yàn)裝置，在150 r·min-1、25 ℃搖床中進(jìn)行，R1 反應(yīng)器為對(duì)照組，R2 反應(yīng)器為強(qiáng)化組；反應(yīng)器中布洛芬進(jìn)水質(zhì)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(jì)時(shí)調(diào)節(jié)反應(yīng)時(shí)間，每個(gè)運(yùn)行周期進(jìn)水1 h，反應(yīng)6～10 h，沉降及排水1 h。

改性沸石能夠吸附NH4+，推測(cè)其有助于硝化細(xì)菌的富集及IBP 的強(qiáng)化降解。在強(qiáng)化組R2 投加改性沸石，粒徑為20～200 目（0.074～0.841 mm），反應(yīng)器分為4 個(gè)階段運(yùn)行，具體參數(shù)如表2 所示，定期取樣檢測(cè)水質(zhì)指標(biāo)。

表2 反應(yīng)器不同階段的運(yùn)行參數(shù)

1.4 試驗(yàn)方法

1）批次實(shí)驗(yàn)。調(diào)節(jié)污泥質(zhì)量濃度，探究不同污泥質(zhì)量濃度對(duì)布洛芬降解的影響，確定布洛芬降解的最適污泥質(zhì)量濃度；調(diào)節(jié)沸石投加量，探究不同沸石投加量對(duì)布洛芬降解的影響，確定沸石對(duì)布洛芬的強(qiáng)化效果，得到最適的強(qiáng)化方式。

2）反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)。根據(jù)批次實(shí)驗(yàn)獲得的適宜強(qiáng)化方式，設(shè)計(jì)SBR 反應(yīng)器?？瞻捉MR1 的實(shí)驗(yàn)條件與批次實(shí)驗(yàn)中的空白對(duì)照組條件相同，強(qiáng)化組R2 中，提高污泥質(zhì)量濃度，并投加改性沸石。分為4 個(gè)階段調(diào)整反應(yīng)器參數(shù)，長(zhǎng)期運(yùn)行SBR 反應(yīng)器，以進(jìn)一步考察期強(qiáng)化性能。

3）機(jī)理探究。在反應(yīng)器運(yùn)行結(jié)束后檢測(cè)體系中的酶活性，并分析活性污泥的微生物群落結(jié)構(gòu)。

1.5 分析方法

1.5.1 理化指標(biāo)檢測(cè)方法

COD、氨氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮理化指標(biāo)依據(jù)《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》（第四版）進(jìn)行測(cè)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(cè)定IBP[7]。

1.5.2 生物指標(biāo)檢測(cè)方法

脫氫酶（DHA）活性測(cè)定采用TTC 分光光度法[8]；計(jì)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(jìn)行。

2 結(jié)果與討論

2.1 強(qiáng)化方式確定

2.1.1 污泥質(zhì)量濃度對(duì)布洛芬降解的影響調(diào)節(jié)污泥質(zhì)量濃度分別為2、4、8、12 g·L-1，得到污泥質(zhì)量濃度對(duì)布洛芬降解的影響如圖1 所示。由圖1 發(fā)現(xiàn)，隨著污泥質(zhì)量濃度升高，IBP 降解率也不斷提高，當(dāng)污泥質(zhì)量濃度達(dá)到8 g·L-1時(shí)，IBP降解率可達(dá) 100%，當(dāng)污泥質(zhì)量濃度再提高至12 g·L-1時(shí)，IBP 降解率不再變化，說(shuō)明此時(shí)污泥負(fù)荷已經(jīng)達(dá)到極限值。同時(shí)實(shí)驗(yàn)過(guò)程中也檢測(cè)了體系的COD 和NH4+-N 的去除情況，始終保持較高去除率?？梢?，IBP 生物降解的適宜質(zhì)量濃度為8 g·L-1。

圖1 污泥質(zhì)量濃度對(duì)IBP 降解的影響

2.1.2 改性沸石對(duì)布洛芬降解的影響

沸石可以吸附NH4+-N，創(chuàng)造局部富氨環(huán)境，為硝化細(xì)菌增殖提供有利條件[10-11]。投加改性沸石（0.2 g）對(duì)IBP 生物降解的影響如圖2 所示。結(jié)果表明，隨著循環(huán)次數(shù)增加，投加沸石的實(shí)驗(yàn)組IBP降解率不斷提高，到第5 次循環(huán)時(shí)，實(shí)驗(yàn)組C 比實(shí)驗(yàn)組A 的IBP 降解率提高77.7%，比對(duì)照組提高299.4%，強(qiáng)化效果顯著。因此，提高污泥質(zhì)量濃度聯(lián)合投加改性沸石對(duì)IBP 的生物降解強(qiáng)化效果最佳。

圖2 改性沸石對(duì)IBP 降解的影響

2.2 強(qiáng)化SBR 降解性能研究

為了驗(yàn)證上述批次實(shí)驗(yàn)獲得的適宜強(qiáng)化方式，長(zhǎng)期運(yùn)行SBR 反應(yīng)器，以進(jìn)一步考察其強(qiáng)化性能。首先考察了反應(yīng)器中NH4+-N 質(zhì)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(shí)反應(yīng)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(gè)周期后，沸石逐漸達(dá)到吸附飽和，微生物適應(yīng)新環(huán)境，開始發(fā)生硝化反應(yīng)，NH4+-N 的去除率開始下降。15 個(gè)周期后，NH4+-N 的去除率開始上升，推測(cè)是硝化細(xì)菌在沸石的作用下實(shí)現(xiàn)了一定程度的富集，有效強(qiáng)化了體系的脫氮能力[12]。為了探究反應(yīng)器運(yùn)行的最佳HRT，階段Ⅱ?qū)RT 降低至6 h，R1 和R2中NH4+-N 的去除率有所下降，但從結(jié)果顯示，R1下降程度更明顯，在階段Ⅱ結(jié)束時(shí)，R2 中NH4+-N的去除率已經(jīng)有所回升，顯示出了一定的環(huán)境適應(yīng)能力。階段Ⅲ啟動(dòng)時(shí)，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(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)均保持穩(wěn)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(dá)到100%，幾次循環(huán)結(jié)束，達(dá)到吸附飽和，隨后R2 中進(jìn)一步發(fā)生硝化反應(yīng)，且比階段Ⅱ的硝化性能有所提升，階段Ⅲ結(jié)束時(shí)，R1 和R2 中NH4+-N的去除率分別為24.0%和86.3%。階段IV，適當(dāng)延長(zhǎng)水力停留時(shí)間為8 h，階段IV 結(jié)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(yīng)器R1 和R2 對(duì)IBP 的降解情況，結(jié)果如圖4 所示。階段I，R1 和R2 中微生物逐漸適應(yīng)環(huán)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(shí)發(fā)現(xiàn)R2 中IBP 的降解率的變化趨勢(shì)與NH4+-N 去除率的變化趨勢(shì)較為相同。階段Ⅱ，縮短水力停留時(shí)間，R1 和R2 中的活性污泥都受到?jīng)_擊，對(duì)IBP 的降解率有所下降，但R2 在階段Ⅲ中硝化性能逐漸增強(qiáng)，發(fā)現(xiàn)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(jié)束時(shí)，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(guò)程的IBP降解情況來(lái)看，即使R2 受到水力負(fù)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(guān)性，也在逐漸提升，在階段Ⅳ結(jié)束時(shí)，R2比R1 中IBP 降解率提升了214.5%。這進(jìn)一步證明了污泥質(zhì)量濃度的提高與沸石的投加能夠有效強(qiáng)化體系的硝化性能，并強(qiáng)化IBP 的生物降解。

圖4 R1 和R2 中IBP 去除情況

2.3 強(qiáng)化SBR 中酶活性研究

酶活性在污染物共代謝降解中起關(guān)鍵作用。因此考察了沸石對(duì)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(lái)表征體系中微生物活性及對(duì)有機(jī)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(biāo)。活性污泥中DHA含量直接關(guān)系到污染物的轉(zhuǎn)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(yīng)器參數(shù)設(shè)置已知R2 污泥質(zhì)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(shuō)明R2 體系具有較強(qiáng)的有機(jī)物氧化分解能力。結(jié)果表明，提高體系污泥質(zhì)量濃度且投加沸石可顯著提高DHA 含量，進(jìn)一步通過(guò)促進(jìn)體系中相關(guān)功能酶活性來(lái)提高脫氮效率及IBP 降解率。

AMO、HAO 和NOR 是硝化過(guò)程中3 種關(guān)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(yīng)的化學(xué)計(jì)量方程能夠顯示反應(yīng)物與生成物之間的定量關(guān)系，當(dāng)已知一個(gè)反應(yīng)物或產(chǎn)物的反應(yīng)速率，另一個(gè)反應(yīng)物或產(chǎn)物的反應(yīng)速率可由化學(xué)計(jì)量方程確定。以單一反應(yīng)物為底物，進(jìn)行硝化動(dòng)力學(xué)計(jì)算，即可間接表征對(duì)應(yīng)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(chuàng)造局部富氨環(huán)境，為硝化細(xì)菌提供豐富的營(yíng)養(yǎng)；另一方面硝化細(xì)菌本身具有一定的附著特性，可以將沸石這一固體基質(zhì)作為較穩(wěn)定的生活環(huán)境，在其附近逐漸生長(zhǎng)。結(jié)合這一原理及實(shí)驗(yàn)結(jié)果，證明了R2 中硝化性能更強(qiáng)，有機(jī)物的降解能力也更強(qiáng)。

2.4 強(qiáng)化SBR 中細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)

為了進(jìn)一步分析沸石強(qiáng)化的相關(guān)微生物機(jī)制，對(duì)反應(yīng)器中細(xì)菌群落進(jìn)行了高通量測(cè)序分析，結(jié)果如圖6 所示。R2 中主要優(yōu)勢(shì)菌屬有變形菌門下的代爾夫特菌屬Delftia，其相對(duì)豐度為17.3%，R1中Delftia的相對(duì)豐度只有0.4%，有研究發(fā)現(xiàn)Delftia對(duì)污泥顆?；哂姓孀饔?，且有利于系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)污染物的降解[15]。Delftia是一種異養(yǎng)硝化細(xì)菌，多出現(xiàn)在氨氮污染的水體中，在NH4+-N 去除中能夠發(fā)揮重要作用，這也解釋了R2 反應(yīng)器中呈現(xiàn)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(duì)豐度分別為1.9%和4.7%，其被認(rèn)為是常見亞硝酸鹽氧化細(xì)菌所屬菌屬，有利于促進(jìn)氨氮/硝酸鹽/亞硝酸鹽的循環(huán)[17]。R2 中特呂珀菌屬（Thauera）相對(duì)豐度為4.2%，比R1 提高了147.0%，Thauera在去除脫氮污染中能夠發(fā)揮重要作用，且有研究中發(fā)現(xiàn)，Thauera隨著磺胺甲惡唑濃度增大，相對(duì)豐度隨之增大，說(shuō)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(duì)豐度分別為0.2%和1.6%，這一菌屬有降解有機(jī)物和有毒物質(zhì)的能力。R2 中污泥質(zhì)量濃度的提高和沸石的投加富集了與NH4+-N 去除和有機(jī)物降解相關(guān)的功能菌屬，這與R2 更好的污染物去除性能相對(duì)應(yīng)。

圖6 R1 和R2 中微生物屬水平群落組成

3 結(jié) 論

布洛芬生物強(qiáng)化降解研究中，批次實(shí)驗(yàn)結(jié)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(duì)IBP 的降解率可提高299.4%。SBR 中布洛芬生物強(qiáng)化降解機(jī)理研究中，長(zhǎng)期運(yùn)行SBR 反應(yīng)器，考察其強(qiáng)化性能，提高污泥質(zhì)量濃度聯(lián)合投加改性沸石的反應(yīng)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(cè)結(jié)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(shí)驗(yàn)證實(shí)了采用沸石作為強(qiáng)化材料，并提高污泥質(zhì)量濃度，使污水處理體系中微生物活性提高，硝化過(guò)程相關(guān)酶活性提升，與脫氮和有機(jī)物降解相關(guān)的功能菌得到富集，硝化性能得以強(qiáng)化，最終IBP生物降解率提高了214.5%。本研究獲得的IBP 降解強(qiáng)化策略，為污水中有機(jī)微污染物的原位強(qiáng)化生物去除提供了理論基礎(chǔ)。