邊少晨 邱 程 汪 華# 儲(chǔ)意軒 鄭 磊 宋亞麗 方程冉

(1.浙江科技大學(xué)土木與建筑工程學(xué)院,浙江 杭州 310023;2.浙江工業(yè)大學(xué)土木工程學(xué)院,浙江 杭州 310023)

金屬氧化物納米顆粒(NPs)具有比表面積大、吸附能力良好、催化作用強(qiáng)和選擇性高等特點(diǎn)[1],已成為目前應(yīng)用最廣泛的一類(lèi)納米材料。金屬氧化物NPs可以隨生活污水以及生產(chǎn)廢水進(jìn)入污水處理廠。已有研究采用模型估算了污水處理廠污泥中的一些金屬氧化物NPs濃度,其濃度高達(dá)毫克每千克級(jí),甚至超過(guò)200 mg/kg[2]。金屬氧化物NPs對(duì)活性污泥微生物具有潛在的毒性,可能對(duì)污水生物處理系統(tǒng)性能產(chǎn)生一定的影響。MA等[3]的研究表明,60 mg/L Fe3O4NPs對(duì)化學(xué)需氧量(COD)的去除有輕微抑制作用,而對(duì)氨氮的去除無(wú)明顯影響。但有研究發(fā)現(xiàn),經(jīng)100 mg/L ZnO NPs作用后,序批式反應(yīng)器(SBR)系統(tǒng)中的COD去除率沒(méi)有明顯變化[4]。ZHENG等[5]研究發(fā)現(xiàn)50 mg/L Al2O3NPs會(huì)抑制硝化和反硝化過(guò)程中相關(guān)功能酶的活性。上述研究表明,金屬氧化物NPs種類(lèi)不同,對(duì)系統(tǒng)產(chǎn)生的影響也有所區(qū)別。

胞外聚合物(EPS)是活性污泥的重要組成部分,主要由微生物分泌的多糖(PS)、蛋白質(zhì)(PN)和少量核酸等大分子構(gòu)成[6]。EPS呈動(dòng)態(tài)雙層結(jié)構(gòu),主要包括松散結(jié)合型EPS(LB-EPS)和緊密結(jié)合型EPS(TB-EPS),EPS能夠影響活性污泥的絮凝、沉降和脫水性能[7]883,還可以保護(hù)污泥內(nèi)部微生物免受外界污染物如重金屬和化學(xué)品的影響[8]。EPS含量及組成對(duì)金屬氧化物NPs的脅迫會(huì)產(chǎn)生響應(yīng)。有研究發(fā)現(xiàn)50 mg/L CuO NPs可以促進(jìn)LB-EPS的產(chǎn)生,并主要增加EPS中PS的產(chǎn)量[9]68。25 mg/L CeO2NPs可以促進(jìn)生物膜產(chǎn)生更多的TB-EPS[10]93。但是,李維等[11]研究發(fā)現(xiàn)50 mg/L ZnO NPs能降低EPS中的PN和PS含量。

氧化鎢(WO3)NPs是一種典型的金屬氧化物NPs[12],廣泛應(yīng)用于半導(dǎo)體、氣體傳感器以及涂料生產(chǎn)等領(lǐng)域[13],已成為發(fā)展最迅速的一種納米材料[14]。 WO3NPs的廣泛應(yīng)用使得其在制造、運(yùn)輸、利用和處置過(guò)程中可能會(huì)排放到污水處理系統(tǒng)。此外,WO3NPs是一種高效的光催化劑,可用于降解有機(jī)污染物,也有可能應(yīng)用于污水處理[15]。因此有必要分析WO3NPs對(duì)污水生物處理系統(tǒng)的潛在影響。然而目前尚未發(fā)現(xiàn)WO3NPs對(duì)污水生物處理系統(tǒng)性能以及活性污泥EPS組成影響的相關(guān)報(bào)道。本研究采用SBR,以WO3NPs為研究對(duì)象,基于污泥中的金屬氧化物NPs濃度,并考慮獲取WO3NPs對(duì)活性污泥性能脅迫信息的需要以及其他突發(fā)情況(比如意外泄漏)等[16],選擇較高濃度(10 mg/L和100 mg/L)的WO3NPs,研究WO3NPs對(duì)活性污泥系統(tǒng)脫氮性能和EPS組成的影響。同時(shí),利用傅立葉紅外光譜(FTIR)分析WO3NPs與EPS相互作用過(guò)程中EPS表面官能團(tuán)的變化。研究結(jié)果可以為WO3NPs對(duì)污水處理系統(tǒng)的潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估提供一定的科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 WO3 NPs與污水

WO3NPs購(gòu)于某冶金材料有限公司,粒徑約為50 nm。本試驗(yàn)SBR的進(jìn)水為浙江科技大學(xué)學(xué)生宿舍西和公寓(位于杭州)生活污水,每天進(jìn)行配水并且適當(dāng)添加碳、氮、磷源,維持進(jìn)水COD、氨氮和總磷分別在400、60、6 mg/L左右。進(jìn)水COD由醋酸鈉和無(wú)水葡萄糖配制,氨氮由碳酸氫銨配制,總磷由磷酸二氫鉀配制。接種污泥取自紹興某污水處理廠二沉池。

1.2 SBR的建立與運(yùn)行

SBR底端進(jìn)水,上端設(shè)置取水口,有效容積為2.5 L。反應(yīng)器一個(gè)循環(huán)為7.5 h,分別由5 min進(jìn)水階段,60 min缺氧階段,180 min好氧階段,120 min缺氧階段,20 min沉淀階段,5 min出水階段和60 min閑置階段組成。反應(yīng)器水力停留時(shí)間(HRT)為16 h,污泥停留時(shí)間(SRT)約為21 d。反應(yīng)器混合液懸浮固體(MLSS)為(3 500±500) mg/L,進(jìn)水pH維持在7.8左右。缺氧反應(yīng)階段溶解氧低于0.5 mg/L,好氧反應(yīng)階段溶解氧高于5 mg/L。反應(yīng)器進(jìn)出水通過(guò)電子計(jì)時(shí)器控制的蠕動(dòng)泵完成。首先對(duì)污泥進(jìn)行馴化,當(dāng)所有反應(yīng)器出水水質(zhì)指標(biāo)達(dá)到穩(wěn)定后開(kāi)始試驗(yàn)。試驗(yàn)分為兩個(gè)階段。第一階段為0～30 d,設(shè)置2個(gè)處理:(1)CK10為對(duì)照組,不添加WO3NPs;(2)WO10處理組,添加10 mg/L的WO3NPs。第二階段為30～60 d,設(shè)置2個(gè)處理:(1)CK100為對(duì)照組,不添加WO3NPs;(2)WO100處理組,添加100 mg/L的WO3NPs。每2天檢測(cè)一次出水COD、氨氮、硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的濃度,每個(gè)階段結(jié)束時(shí)分析EPS含量。所有處理均重復(fù)3次。

1.3 EPS的提取與分析

LB-EPS和TB-EPS采用熱萃取法提取[17]。EPS樣品通過(guò)0.45 μm濾膜過(guò)濾后放入4 ℃冰箱內(nèi)保存。采用蒽酮/硫酸法測(cè)定EPS中的PS[18]。EPS中的PN采用BCA蛋白試劑盒(上海生工)測(cè)定。

LB-EPS和TB-EPS溶液在-80 ℃凍干后,使用FTIR儀(Nicolet IS 5)對(duì)凍干粉進(jìn)行分析。PN二級(jí)結(jié)構(gòu)信息通過(guò)進(jìn)一步分析酰胺Ⅰ區(qū)(1 600～1 700 cm-1)光譜來(lái)獲取。首先采用九點(diǎn)Savitzky-Golay導(dǎo)數(shù)函數(shù)獲得原始酰胺Ⅰ區(qū)光譜的二階導(dǎo)數(shù)[19],然后,根據(jù)二階導(dǎo)數(shù)光譜進(jìn)一步對(duì)酰胺Ⅰ區(qū)進(jìn)行反卷積,最后使用PEAKFIT V4.12曲線(xiàn)擬合軟件對(duì)原始光譜進(jìn)行量化。

1.4 其他分析方法

水樣COD、氨氮、硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮、MLSS、混合液可揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)測(cè)定方法參照文獻(xiàn)[20]。比氨氧化速率(SAOR)、比亞硝酸鹽氧化速率(SNOR)、比亞硝酸鹽還原速率(SNIRR)和比硝酸鹽還原速率(SNRR)參考文獻(xiàn)[3]進(jìn)行測(cè)定。

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 26.0進(jìn)行T檢驗(yàn)來(lái)分析添加WO3NPs的影響,顯著性水平設(shè)為p<0.05。

2 結(jié)果與討論

2.1 SBR出水水質(zhì)和氮轉(zhuǎn)換速率

反應(yīng)器整個(gè)運(yùn)行期間對(duì)COD的平均去除率都在91.52%以上,表明WO3NPs對(duì)SBR中COD的處理效率幾乎沒(méi)有影響,這與WANG等[21]研究結(jié)果一致。WO10處理組的各項(xiàng)出水指標(biāo)整體趨勢(shì)無(wú)顯著變化(見(jiàn)圖1),說(shuō)明10 mg/L WO3NPs對(duì)SBR的脫氮性能沒(méi)有影響。WO100處理組的出水氨氮濃度相比對(duì)照組無(wú)顯著差異。相比于對(duì)照組,WO100處理組的出水硝酸鹽氮濃度在40、44 d增加,隨后恢復(fù),從52 d又開(kāi)始升高并持續(xù)至60 d。這表明當(dāng)WO3NPs增加到100 mg/L時(shí),反應(yīng)器內(nèi)硝酸鹽氮的去除開(kāi)始受到抑制,然后恢復(fù),但是隨著WO3NPs不斷加入,最終導(dǎo)致出水硝酸鹽氮的積累。WO100處理組的出水亞硝酸鹽氮濃度顯著高于對(duì)照組。出水硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮濃度的變化表明100 mg/L WO3NPs會(huì)影響活性污泥的反硝化過(guò)程。

注:第一、第二階段的CK出水分別對(duì)應(yīng)CK10、CK100出水,第一、第二階段的WO3出水分別對(duì)應(yīng)WO10處理組、WO100處理組出水。

不同階段氮轉(zhuǎn)換速率(以每小時(shí)每克MLSS轉(zhuǎn)化的氮質(zhì)量計(jì))如表1所示。WO10和WO100處理組的活性污泥SAOR相比于對(duì)照組分別降低了6.79%和23.08%,這說(shuō)明WO3NPs會(huì)抑制氨氧化過(guò)程。ZHENG等[22]研究發(fā)現(xiàn)氨氧化細(xì)菌的生長(zhǎng)速度緩慢,并且對(duì)各種污染物例如NPs較為敏感。已有研究表明高濃度的金屬氧化物NPs會(huì)導(dǎo)致NPs吸附在氨氧化細(xì)菌細(xì)胞表面,影響細(xì)胞的正常生理功能,降低氨氧化細(xì)菌豐度,進(jìn)而抑制氨氧化過(guò)程[23]。本研究中發(fā)現(xiàn)雖然WO3NPs抑制了SAOR,但并沒(méi)有對(duì)出水氨氮濃度產(chǎn)生顯著影響,這可能是因?yàn)镾BR好氧階段時(shí)間較長(zhǎng)[24],同時(shí)氨氮進(jìn)水濃度不高。WO10和WO100處理組的SNOR均無(wú)顯著變化。WO10處理組的SNRR相較于對(duì)照組無(wú)顯著變化,SNIRR則顯著增加,而WO100處理組的SNRR和SNIRR相比于對(duì)照組分別下降了20.78%和43.04%,表明高濃度的WO3NPs會(huì)抑制活性污泥的反硝化過(guò)程,最終導(dǎo)致了出水中硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的積累。ZHENG等[25]發(fā)現(xiàn)高濃度(50 mg/L)SiO2NPs會(huì)使硝酸鹽還原酶(NAR)和亞硝酸鹽還原酶(NIR)的酶活性降低,最終導(dǎo)致出水硝酸鹽氮的積累,這與本研究結(jié)果類(lèi)似。WANG等[26]同樣發(fā)現(xiàn)高濃度(60 mg/L)ZnO NPs會(huì)抑制活性污泥的NAR和NIR,從而進(jìn)一步影響反硝化過(guò)程。

表1 氮轉(zhuǎn)換速率變化Table 1 Variation of nitrogen conversion rates mg/(g·h)

2.2 污泥EPS含量及組成

如圖2(a)所示,EPS總量(以每克MLVSS中的EPS質(zhì)量計(jì))隨WO3NPs濃度的增加而增加,與對(duì)照組相比,WO10處理組的EPS總量沒(méi)有顯著變化。但WO100處理組的EPS總量顯著高于對(duì)照組。進(jìn)一步分析EPS中TB-EPS和LB-EPS含量發(fā)現(xiàn),WO10處理組的TB-EPS和LB-EPS的含量沒(méi)有顯著變化,但WO100處理組的LB-EPS含量增加了63.05%,而TB-EPS有增加的趨勢(shì),但差異不顯著。已有研究報(bào)道了一些金屬氧化物NPs可以促進(jìn)EPS的產(chǎn)生[10]93,[27]349。EPS是活性污泥抵抗有毒物質(zhì)侵害的重要屏障[7]883?；钚晕勰嗤ㄟ^(guò)產(chǎn)生更多的EPS來(lái)延緩NPs與污泥內(nèi)細(xì)菌的接觸,從而增強(qiáng)自身的抵抗力。隨著WO3NPs濃度的增加,作為對(duì)NPs的保護(hù)應(yīng)激反應(yīng),活性污泥會(huì)產(chǎn)生更多的EPS。EPS呈動(dòng)態(tài)雙層結(jié)構(gòu),LB-EPS位于外層,而TB-EPS附著在活性污泥微生物細(xì)胞壁上[28]。外層的LB-EPS可能是與WO3NPs接觸和相互作用的主要表面,延緩了NPs進(jìn)入到TB-EPS和細(xì)胞內(nèi)部的時(shí)間,這可能是LB-EPS的變化遠(yuǎn)大于TB-EPS的原因[9]68。

注:WO10-TB表示W(wǎng)O10處理組TB-EPS,其余類(lèi)推,表2同。

圖2(b)顯示了不同濃度WO3NPs 處理下活性污泥LB-EPS和TB-EPS主要組分的變化。WO10處理組的LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量相比于對(duì)照組沒(méi)有顯著變化。WO100處理組的LB-EPS和TB-EPS中的PN含量同樣沒(méi)有顯著變化,但LB-EPS中的PS含量和TB-EPS中的PS含量顯著增加。HOU等[9]68研究也發(fā)現(xiàn)暴露于50 mg/L CuO NPs條件下EPS中PS含量顯著增加。這可能與活性污泥應(yīng)對(duì)高濃度NPs的防御機(jī)制有關(guān),PS可以增加NPs的水合直徑并促進(jìn)其聚集[27]350,而團(tuán)聚的NPs相較于分散的NPs毒性更小。隨著WO3NPs濃度增加,活性污泥通過(guò)產(chǎn)生更多的PS,進(jìn)而抵抗WO3NPs的毒性。

2.3 EPS的FTIR分析

圖3為WO3NPs影響下污泥EPS的FTIR圖譜。3 300 cm-1附近較寬的吸收峰是—OH 伸縮振動(dòng)導(dǎo)致的。1 650 cm-1附近的吸收峰則是由酰胺基團(tuán)C=O拉伸振動(dòng)而形成。此外,1 404 cm-1附近的吸收峰主要來(lái)自羧基中C=O的伸縮振動(dòng),1 080 cm-1附近的吸收峰來(lái)自C—O—C的伸縮振動(dòng),指紋區(qū)(小于1 000 cm-1)中的一些峰則表明了磷酸或含硫官能團(tuán)的存在。如圖3所示,WO10處理組的LB-EPS圖譜中—OH和酰胺基團(tuán)C=O的吸收峰發(fā)生了偏移,C—O—C的吸收峰峰強(qiáng)增加。而WO10處理組的TB-EPS光譜則幾乎沒(méi)有變化。WO100處理組的LB-EPS圖譜則發(fā)生了較大的變化,—OH吸收峰發(fā)生了偏移,且峰強(qiáng)增加;酰胺基團(tuán)C=O的吸收峰也發(fā)生了偏移,羧基中C=O和C—O—C吸收峰峰強(qiáng)則都增加。WO100處理組的TB-EPS圖譜變化較小,—OH吸收峰發(fā)生了偏移,酰胺基團(tuán)C=O的吸收峰峰強(qiáng)增加。上述結(jié)果表明EPS中的—OH、C=O和C—O—C等官能團(tuán)可能與WO3NPs發(fā)生了相互作用。

圖3 FTIR圖譜Fig.3 FTIR spectra

EPS有許多吸附位點(diǎn),如PN中的芳香族、脂肪族以及碳水化合物中的疏水區(qū)[7]887, 可以吸附WO3NPs,并可能與NPs發(fā)生復(fù)雜相互作用進(jìn)而對(duì)EPS表面官能團(tuán)產(chǎn)生影響。外層LB-EPS具有松散多孔結(jié)構(gòu),為吸附WO3NPs提供了足夠的結(jié)合位點(diǎn)[29],內(nèi)層TB-EPS由于LB-EPS的保護(hù)作用,受到WO3NPs的影響較小,因此TB-EPS圖譜變化小。MU等[30]的研究同樣證實(shí)EPS中不同的官能團(tuán)參與了金屬氧化物NPs與活性污泥間的相互作用。

2.4 EPS的PN二級(jí)結(jié)構(gòu)

有研究表明 PN在EPS吸附NPs過(guò)程中可能起著重要的作用[31]。因此通過(guò)二階導(dǎo)數(shù)分析和曲線(xiàn)擬合程序?qū)PS的FTIR酰胺Ⅰ區(qū)(1 600～1 700 cm-1)分解為組分峰,從而得到更詳細(xì)的WO3NPs作用下EPS PN二級(jí)結(jié)構(gòu)信息[32]。EPS中的PN二級(jí)結(jié)構(gòu)可分為:聚合鏈(1 610～1 625 cm-1)、β-折疊(1 630～1 640 cm-1)、無(wú)規(guī)則卷曲(1 640～1 645 cm-1)、α-螺旋(1 648～1 657 cm-1)、3-反螺旋(1 659～1 666 cm-1)和反平行式β-折疊(1 680～1 695 cm-1)。各二級(jí)結(jié)構(gòu)的相對(duì)豐度(各二級(jí)結(jié)構(gòu)峰面積在總峰面積中的占比)如表2所示。所有EPS在酰胺Ⅰ區(qū)中螺旋結(jié)構(gòu)(α-螺旋+3-反螺旋)的相對(duì)豐度均高于其他二級(jí)結(jié)構(gòu),這與之前關(guān)于活性污泥EPS中PN二級(jí)結(jié)構(gòu)組成的研究一致[33]。WO10 處理組的LB-EPS中聚合鏈和α-螺旋的相對(duì)豐度均高于對(duì)照組,β-折疊的相對(duì)豐度則減少。WO10處理組的TB-EPS變化很小,這與FTIR結(jié)果一致。WO100處理組的LB-EPS中α-螺旋的相對(duì)豐度增加,β-折疊和無(wú)規(guī)則卷曲的相對(duì)豐度降低,WO100處理組的TB-EPS中α-螺旋的相對(duì)豐度增加,無(wú)規(guī)則卷曲的相對(duì)豐度則降低。上述結(jié)果表明,EPS樣品中PN二級(jí)結(jié)構(gòu)組成有較大的差異,這可能是它們與WO3NPs相互作用的結(jié)果。已有研究表明聚合鏈和α-螺旋結(jié)構(gòu)可以增強(qiáng)活性污泥的吸附、聚集和絮凝作用,而無(wú)規(guī)則卷曲則起相反作用[34]。WO3NPs處理的EPS中聚合鏈和α-螺旋相對(duì)豐度的上升可能會(huì)增強(qiáng)EPS對(duì)NPs的吸附作用。此外,低水平的α-螺旋和高水平的β-折疊或無(wú)規(guī)則卷曲可能會(huì)導(dǎo)致污泥結(jié)構(gòu)松散,不利于污泥的絮凝性能提升[35]。與對(duì)照組相比,WO3NPs影響下EPS中α-螺旋/(β-折疊+無(wú)規(guī)則卷曲)高于對(duì)照組,這說(shuō)明了EPS結(jié)構(gòu)變得更緊密,絮凝沉降能力更好。WANG等[36]同樣發(fā)現(xiàn)Fe3O4NPs會(huì)增加EPS中α-螺旋/(β-折疊+無(wú)規(guī)則卷曲)的值,從而增強(qiáng)了污泥的絮凝能力。

表2 WO3 NPs影響下PN二級(jí)結(jié)構(gòu)變化Table 2 Change of secondary structure of PN under the influence of WO3 NPs

3 結(jié) 論

(1) 10 mg/L WO3NPs對(duì)SBR脫氮性能沒(méi)有影響,而100 mg/L WO3NPs抑制了反硝化過(guò)程中硝酸鹽還原和亞硝酸鹽還原這兩個(gè)過(guò)程,最終導(dǎo)致出水的硝酸鹽氮與亞硝酸鹽氮的積累,從而影響脫氮過(guò)程。

(2) 10 mg/L WO3NPs對(duì)活性污泥的EPS總量無(wú)顯著性影響,而100 mg/L WO3NPs使活性污泥LB-EPS含量和EPS中PS含量顯著增加。這可能是活性污泥應(yīng)對(duì)高濃度WO3NPs的防御機(jī)制。

(3) FTIR分析顯示10 mg/L WO3NPs僅對(duì)LB-EPS中官能團(tuán)有影響,而在100 mg/L WO3NPs影響下,LB-EPS和TB-EPS兩者的官能團(tuán)都發(fā)生了不同程度的變化。參與EPS和WO3NPs相互作用的官能團(tuán)主要有—OH、C=O以及C—O—C等。此外,對(duì)FTIR圖譜的酰胺Ⅰ區(qū)(1 600～1 700 cm-1)進(jìn)一步分析發(fā)現(xiàn),WO3NPs改變了EPS中PN二級(jí)結(jié)構(gòu)組成,增加了α-螺旋/(β-折疊+無(wú)規(guī)則卷曲)值,促進(jìn)活性污泥絮凝。