1 引言

　　作為一種新型納米材料,納米零價(jià)鐵(nZVI)因比表面積大、還原活性高、吸附能力強(qiáng)等獨(dú)特的“尺寸效應(yīng)”,被越來(lái)越多地用于重金屬固定、含氯化合物降解和營(yíng)養(yǎng)鹽去除等污染控制領(lǐng)域的研究.然而,目前人們對(duì)納米材料環(huán)境行為及其毒性效應(yīng)的認(rèn)識(shí)尚不全面,這也在很大程度上限制了nZVI在實(shí)際工程中的應(yīng)用價(jià)值.有研究表明,污水處理廠污泥(以SS計(jì))是各類納米材料的重要匯集地之一,其質(zhì)量百分比可達(dá)1.0~10.0 g·kg-1.因此,深入探究nZVI等納米材料對(duì)活性污泥性能與微生物活性的影響就顯得尤為重要.Wu等(2013)認(rèn)為,nZVI的生物效應(yīng)存在兩面性.一方面,投加20~50 mg·L-1的nZVI能增強(qiáng)微生物脫氫酶的活性,提高活性污泥的除磷效能,這與鐵元素在電子轉(zhuǎn)移輔酶中的重要地位有關(guān).另一方面,高暴露量的nZVI具有較強(qiáng)的毒性,甚至?xí)��?dǎo)致細(xì)胞膜破裂.

　　與異養(yǎng)微生物相比,氨氧化菌(AOB)世代周期長(zhǎng),對(duì)環(huán)境沖擊較為敏感,難以在懸浮污泥系統(tǒng)中占居優(yōu)勢(shì)地位.而好氧顆粒污泥(AGS)強(qiáng)大的自截留功能,可以促進(jìn)AOB在顆粒表面的大量富集,獲得高效的亞硝態(tài)氮累積,為實(shí)現(xiàn)短程硝化-反硝化、耦合短程硝化-厭氧氨氧化(SHARON-ANAMMOX)等新型脫氮工藝創(chuàng)造有利條件(劉文如等,2013).

　　目前,國(guó)內(nèi)外有關(guān)nZVI影響AGS除污性能的報(bào)道還很少,針對(duì)亞硝化顆粒污泥(NGS)的研究更是從未被提及.鑒于此,本文采用批次實(shí)驗(yàn),系統(tǒng)考察了不同濃度nZVI對(duì)亞硝化顆粒性能的沖擊性影響,通過(guò)測(cè)定氮素組成、氨氧化菌比耗氧速率(SOUR-A)、胞外聚合物(EPS)與溶解性微生物產(chǎn)物(SMP)含量、鐵元素分布等參數(shù),揭示了nZVI在特殊生化處理系統(tǒng)中的“劑量-效應(yīng)”關(guān)系,有助于進(jìn)一步探明新型納米材料與微生物聚集體之間的相互作用.

　　2 材料與方法

　　2.1 接種污泥

　　接種污泥取自實(shí)驗(yàn)室SBR小試裝置中的成熟亞硝化顆粒污泥.反應(yīng)器有效容積3.85 L,高徑比為17,運(yùn)行周期2 h.進(jìn)水氨氮濃度為300 mg·L-1,氮容積負(fù)荷為1.44 kg·m-3·d-1,不添加任何有機(jī)物.在一個(gè)周期內(nèi),反應(yīng)器對(duì)氨氮去除率可達(dá)99%,出水亞硝態(tài)氮的累積率在80%~85%.

　　顆粒污泥平均粒徑為0.85 mm,其中,粒徑在0.5~1.3 mm的顆粒約占總質(zhì)量的65%,沉降速率可達(dá)96 m·h-1,SVI值為25 mL·g-1.

　　2.2 nZVI懸濁液

　　以三氯化鐵(FeCl3)溶液與硼氫化鈉(NaBH4)溶液為原料,采用水合法制備納米零價(jià)鐵,產(chǎn)品平均粒徑約為70 nm,經(jīng)洗凈后保存于無(wú)水乙醇中(Xu et al., 2007).為模擬nZVI在排水系統(tǒng)中經(jīng)歷的老化過(guò)程,本研究所使用的納米零價(jià)鐵已在常溫條件下存放近1年時(shí)間.

　　2.3 批次實(shí)驗(yàn)方法

　　取濕重約5 g的亞硝化顆粒污泥置于150 mL具塞(透氣型硅膠塞)三角燒瓶中,加入80 mL待處理原水.原水為人工配制的無(wú)機(jī)含氮溶液,包括NH4Cl 200 mg·L-1(以氨氮計(jì))、KH2PO4 92 mg·L-1、K2HPO4 36 mg·L-1、MgSO4 49 mg·L-1、CaCl2 15 mg·L-1,按照1 mL·L-1加入微量元素濃縮液,含F(xiàn)eCl3·6H2O 1.5 g·L-1、H3BO3 0.15 g·L-1、MnCl2·4H2O 0.12 g·L-1、ZnSO4·4H2O 0.12 g·L-1、H8MoN2O4 0.08 g·L-1、CuSO4·7H2O 0.03 g·L-1、KI 0.03 g·L-1和COCl2·6H2O 0.15 g·L-1.其中,以NaHCO3調(diào)節(jié)溶液pH值在7.8~8.0.為考察不同濃度nZVI對(duì)污泥性能的影響,控制納米零價(jià)鐵投加量依次為0、5、10、25、100、500和700 mg·L-1.

　　反應(yīng)期間,保持搖床振蕩速率為200 r·min-1,使混合液中溶解氧濃度在3.5~3.8 mg·L-1,溫度控制在28~32 ℃.批次反應(yīng)時(shí)間為4 h,定期采集0.3~0.5 mL水樣進(jìn)行水質(zhì)指標(biāo)測(cè)定,每組設(shè)置3個(gè)平行樣.

　　2.4 分析方法

　　2.4.1 常規(guī)指標(biāo)的測(cè)定

　　本實(shí)驗(yàn)中,污泥干重(MLSS、MLVSS)、氨氮(NH4+-N)、亞硝態(tài)氮(NO2--N)及硝態(tài)氮(NO3--N)分別采用標(biāo)準(zhǔn)重量法、納氏試劑比色法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法和紫外分光光度法測(cè)定.溶解氧(DO)與溶液pH測(cè)定分別采用WTW公司Oxi3210型溶解氧測(cè)量?jī)x和Sartorius公司PB-10型酸度計(jì).

　　2.4.2 比耗氧速率、比降解/比累積速率的測(cè)定

　　為表征氨氧化菌活性,依次測(cè)定了暴露于不同nZVI濃度下,亞硝化顆粒污泥的比耗氧速率(SOUR-A).取一定量顆粒污泥,經(jīng)生理鹽水反復(fù)沖洗后,離心棄去上清液.在25 ℃條件下,將污泥置于250 mL標(biāo)準(zhǔn)BOD瓶中,注滿DO接近飽和的培養(yǎng)液,后者含NH4Cl 100 mg·L-1(以氨氮計(jì)),NaHCO3 300 mg·L-1,pH 約8.0,且不含有機(jī)物(張子健等,2010).開(kāi)啟攪拌器,在密閉條件下,記錄DO隨時(shí)間的變化過(guò)程,利用最小二乘法計(jì)算耗氧速率(OUR),SOUR-A即為OUR與MLVSS的比值,單位為mg·g-1·h-1.

　　此外,根據(jù)不同氮素組分在批次實(shí)驗(yàn)中的變化規(guī)律,可以計(jì)算以下參數(shù)：

　　氨氮比降解速率

　　亞硝態(tài)氮比累積速率

　　硝態(tài)氮比累積速率

　　式中,KNH4+-N、KNO2--N和KNO3--N分別指氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度(mg·L-1)隨反應(yīng)時(shí)間(h)變化的線性擬合斜率,MLVSS指污泥干重(g·L-1).

　　2.4.3 顆粒污泥EPS與SMP的提取與測(cè)定

　　顆粒污泥EPS采用甲醛-NaOH法提取(Adav et al., 2011),SMP直接取自污泥上清液.其中,蛋白質(zhì)(PN)采用Lowry法測(cè)定,以牛血清蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(Adav et al., 2008).多糖(PS)采用苯酚-硫酸法測(cè)定,以葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(Luo et al., 2008).利用污泥干重(以MLVSS計(jì)),對(duì)EPS組分含量進(jìn)行單位化,單位為mg·g-1.

　　2.4.4 上清液和污泥中鐵元素的測(cè)定

　　本研究采用混酸(硝酸、高氯酸)濕式消解法對(duì)泥樣、水樣進(jìn)行預(yù)處理,具體操作步驟參照文獻(xiàn)(郭小春,2012).兩相中的總鐵含量采用島津AA-6300C型原子吸收光譜儀測(cè)定.

　　其次,總鐵在泥相中的分布百分比= 泥相總鐵含量/(泥相總鐵含量+水相總鐵含量)×100%.在計(jì)算過(guò)程中,扣除對(duì)照組泥相和水相中的總鐵含量,即0.12 mg·g-1和0.05 mg·L-1.

　　2.4.5 污泥形態(tài)觀測(cè)

　　顆粒污泥經(jīng)中性磷酸緩沖液反復(fù)漂洗后,置于戊二醇中固定3 h,再用1%的鋨酸固定1 h,再經(jīng)緩沖液清洗后,使用濃度30%、50%、70%、80%、90%的叔丁醇乙醇溶液完成梯度脫水,樣品最終保存于4 ℃的叔丁醇溶液中.污泥經(jīng)低溫干燥、噴金處理后,使用QUANTA250臺(tái)式掃描電子顯微鏡(SEM)觀察,并利用EDAX-INC型能譜儀完成表面元素分析.

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 nZVI對(duì)氮形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律的影響

　　在相同的初始NH4+-N濃度下,nZVI投加量對(duì)亞硝化顆粒污泥氮形態(tài)轉(zhuǎn)化規(guī)律的影響如圖 1所示.由圖 1a、b可知,當(dāng)nZVI濃度較低時(shí),其對(duì)顆粒污泥的亞硝化性能具有明顯的強(qiáng)化作用.當(dāng)nZVI投加量從0 mg·L-1升至10 mg·L-1時(shí),NGS對(duì)氨氮的去除率始終維持在95%以上,亞硝態(tài)氮比累積速率μN(yùn)O2--N則由27.3 mg·g-1·h-1提高至30.7 mg·g-1·h-1.然而,當(dāng)原水中nZVI濃度高于25 mg·L-1時(shí),其抑制作用將逐漸顯現(xiàn),顆粒污泥的脫氮性能開(kāi)始降低.當(dāng)nZVI投加量為700 mg·L-1時(shí),NGS對(duì)氨氮的去除率降至58.9%,μN(yùn)H4+-N和μN(yùn)O2--N值分別為17.2 mg·g-1·h-1、17.5 mg·g-1·h-1,僅相當(dāng)于對(duì)照組的60.9%和64.1%.

　　圖 1 批次實(shí)驗(yàn)中,nZVI投加量對(duì)亞硝化顆粒污泥氮素轉(zhuǎn)化規(guī)律的影響(NH4+-N濃度(a), NO2--N濃度(b), NO3--N濃度(c)和比降解/比累積速率(d))

　　類似地,投加高濃度的nZVI也會(huì)對(duì)硝態(tài)氮的生成量與比累積速率造成不利影響,但其降幅要小于亞硝態(tài)氮的變化過(guò)程,如圖 1c、d所示.有研究表明,氨氧化菌(AOB)大多分布于亞硝化顆粒污泥的最外層,而亞硝酸鹽氧化菌(NOB)常置于AOB的內(nèi)側(cè),且豐度遠(yuǎn)低于前者(Winkler et al., 2011).這些因素都使得AOB的生境更容易受到nZVI的影響.此外,nZVI的強(qiáng)還原性也會(huì)阻礙亞硝酸鹽的繼續(xù)氧化,從而導(dǎo)致水中硝態(tài)氮含量的下降.

　　以往有關(guān)納米材料生物效應(yīng)的研究結(jié)論大多是負(fù)面性的.有研究表明,50 mg·L-1的ZnO、TiO2和Al2O3納米顆粒都會(huì)使硝態(tài)氮還原酶、外切聚磷酸酶和多聚磷酸鹽激酶的活性降低,進(jìn)而導(dǎo)致活性污泥中反硝化菌與聚磷菌豐度的減小(Zheng et al., 2011; Zheng et al., 2011; Chen et al.,2011).Wu等(2013)等證實(shí),當(dāng)nZVI濃度大于200 mg·L-1時(shí),水中活性氧(ROS)的形成將導(dǎo)致活性污泥的ATP產(chǎn)量降低約43%,硝化作用幾乎被完全抑制.在本研究中,當(dāng)nZVI投加量高于500 mg·L-1時(shí),顆粒污泥的亞硝化性能才會(huì)出現(xiàn)大幅下降,而低濃度nZVI對(duì)NGS脫氮性能的促進(jìn)作用更是未曾被報(bào)道過(guò).

　　3.2 nZVI對(duì)氨氧化菌比耗氧速率的影響

　　圖 2給出了不同nZVI投加量條件下,亞硝化顆粒污泥中氨氧化菌的比耗氧速率.當(dāng)原水中nZVI濃度為10 mg·L-1時(shí),顆粒污泥的SOUR-A值為72 mg·g-1·h-1,較對(duì)照組提高了43.8%,這與上文中對(duì)亞硝化性能的描述是一致的.但隨著nZVI投加量的增大,微生物的活性將逐漸降低.當(dāng)nZVI投加量達(dá)到700 mg·L-1時(shí),顆粒污泥的SOUR-A值降至8.3 mg·g-1·h-1,僅為對(duì)照組的20.5%.

　　圖 2 nZVI投加量對(duì)顆粒污泥中氨氧化菌比耗氧速率的影響

　　與微生物高度聚集的顆粒污泥相比,生長(zhǎng)于純培養(yǎng)基中的游離菌體對(duì)nZVI的耐受能力更差.Lee等(2008)與Li等(2010)的研究均表明,當(dāng)大腸桿菌暴露于60~90 mg·L-1的nZVI溶液中,微生物活性迅速降低,部分細(xì)胞的細(xì)胞膜甚至發(fā)生了破裂.nZVI對(duì)細(xì)胞的毒害通常是不可逆的,主要作用機(jī)制包括：①nZVI的高反應(yīng)活性可能會(huì)導(dǎo)致細(xì)胞膜蛋白、類脂和多糖的功能性分解;②nZVI溶解過(guò)程會(huì)生成ROS,進(jìn)而發(fā)生類芬頓反應(yīng),生成羥自由基,導(dǎo)致細(xì)胞膜和DNA結(jié)構(gòu)的氧化性損傷(Ševc et al., 2008).

　　3.3 nZVI對(duì)污泥EPS及SMP組分的影響

　　EPS是由特定微生物分泌、合成,可有效促進(jìn)顆粒污泥形成的結(jié)構(gòu)性物質(zhì),主要包括蛋白質(zhì)、多糖、核酸和脂類等組分,其在保護(hù)微生物細(xì)胞、抵御外界環(huán)境壓力等方面發(fā)揮著重要作用(閆立龍等,2013; Adav et al.,2010).通常認(rèn)為,EPS的組成分布與顆粒污泥的性能變化密切相關(guān)(錢飛躍等,2015).與之對(duì)應(yīng),作為廢水生化處理系統(tǒng)運(yùn)行狀況的重要表征,SMP涵蓋了細(xì)胞菌體在代謝、生長(zhǎng)和衰亡過(guò)程中釋放到水相中的各類物質(zhì)(Xie et al., 2013; 仵海燕等,2014).通常認(rèn)為,當(dāng)SMP含量穩(wěn)定于較低水平時(shí),生化系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定,污染物處理效能較高.反之,污泥可能發(fā)生了解體,細(xì)胞結(jié)構(gòu)存在破損情況.

　　圖 3a給出了亞硝化顆粒污泥中EPS組成隨nZVI投加量的變化過(guò)程.當(dāng)原水中nZVI濃度由0 mg·L-1提高至10 mg·L-1時(shí),EPS中蛋白質(zhì)與多糖含量均呈現(xiàn)明顯上升.這可能意味著低濃度的nZVI會(huì)激發(fā)微生物的自我保護(hù)機(jī)制,通過(guò)分泌更多的EPS來(lái)阻止有毒物質(zhì)的向內(nèi)傳質(zhì).曹相生等(2004)在考察Mn2+、Mo6+和Zn2+對(duì)活性污泥中EPS組分影響的研究中,也有類似結(jié)論.然而,當(dāng)nZVI對(duì)微生物活性表現(xiàn)出抑制作用時(shí),EPS中多糖組分將逐漸減少,這勢(shì)必會(huì)削弱顆粒結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性.另外,SMP中多糖與蛋白質(zhì)濃度的持續(xù)增大說(shuō)明菌體細(xì)胞的完整性正遭到破壞,如圖 3b所示.類似地,董夢(mèng)柯等(2014)發(fā)現(xiàn),投加一定量ZnO納米顆粒,會(huì)使得膜生物反應(yīng)器(MBR)的SMP產(chǎn)量從17.9 mg·gVSS-1上升至35.0 mg·gVSS-1.

　　圖 3 nZVI投加量對(duì)亞硝化顆粒污泥EPS(a)與SMP(b)組分含量的影響

　　3.4 鐵元素在泥相、水相中的分布情況

　　從鐵元素的遷移與分布規(guī)律上看,一旦nZVI進(jìn)入到生化處理系統(tǒng)中,將有相當(dāng)部分被污泥(以MLSS計(jì))所吸附,剩余的分散在水相中,逐漸溶解釋放出Fe2+、Fe3+.由圖 4可知,當(dāng)nZVI投加量低于25 mg·L-1時(shí),反應(yīng)4 h后,NGS對(duì)鐵元素的吸附量為0.16~0.23 mg·g-1,超過(guò)60%的總鐵分布于泥相中.隨著nZVI投加量的增大,盡管總鐵在泥相中的分布百分比有所降低,但單位質(zhì)量污泥的吸附量仍持續(xù)上升.當(dāng)原水中nZVI濃度為700 mg·L-1時(shí),總鐵在泥相中的分布百分比僅為47.8%,單位質(zhì)量污泥的吸附量卻高達(dá)10.4 mg·g-1,相當(dāng)于nZVI投加量為25 mg·L-1時(shí)的45.2倍.nZVI的這種相間遷移正是導(dǎo)致顆粒污泥中微生物活性受到顯著抑制的主要原因.

　　圖 4 不同nZVI投加量條件下,鐵元素在泥相和水相中的分布變化

　　投加高濃度nZVI前后,顆粒污泥的掃描電鏡(SEM)及表面元素分析結(jié)果如圖 5、圖 6所示.在對(duì)照組中(圖 5b),污泥表面分布有大量被EPS包裹或裸露的球菌和桿狀菌,孔道結(jié)構(gòu)發(fā)達(dá).同時(shí),污泥表面的碳含量很高,Fe元素未檢出(圖 6a).對(duì)比圖 5d容易發(fā)現(xiàn),當(dāng)原水中nZVI濃度為700 mg·L-1時(shí),污泥表面堆積了大量碎片狀物質(zhì),很難找到形態(tài)良好的菌體和清晰的孔道結(jié)構(gòu).能譜分析結(jié)果表明,污泥表面的碳含量顯著降低,氧含量大幅升高,Fe元素的峰值明顯增大,如圖 6b所示.因此,高濃度的nZVI不僅嚴(yán)重抑制了功能微生物的活性,也會(huì)顯著改變顆粒污泥表面的微生態(tài)環(huán)境.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 5 投加高濃度nZVI前后,亞硝化顆粒污泥表面的SEM照片(a、b：0 mg·L-1 nZVI; c、d：700 mg·L-1 nZVI)

　　圖 6 投加高濃度nZVI前后,亞硝化顆粒污泥表面的元素分析結(jié)果(a. 0 mg·L-1 nZVI; b：700 mg·L-1 nZVI)

　　4 結(jié)論

　　1)當(dāng)nZVI投加量從0 mg·L-1提高至10 mg·L-1時(shí),顆粒污泥的亞硝化性能得到有效增強(qiáng),NGS的氨氮去除率始終保持在95%以上,μN(yùn)O2--N值由27.3 mg·g-1·h-1提高至30.7 mg·g-1·h-1,硝態(tài)氮生成量有所減少.如果原水中nZVI濃度高于25 mg·L-1,顆粒污泥的脫氮性能將出現(xiàn)下降.當(dāng)nZVI投加量為700 mg·L-1時(shí),NGS的氨氮去除率和亞硝態(tài)氮比累積速率分別為對(duì)照組的58.9%、64.1%.根據(jù)不同條件下顆粒污泥的SOUR-A值可知,氨氧化菌活性的變化很好地驗(yàn)證了批次實(shí)驗(yàn)的結(jié)果.

　　2)當(dāng)nZVI投加量低于10 mg·L-1時(shí),nZVI的存在將促進(jìn)顆粒污泥中EPS的分泌.但當(dāng)nZVI對(duì)氨氧化菌活性表現(xiàn)出抑制作用時(shí),EPS中多糖含量的降低顯然會(huì)削弱顆粒結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性.同時(shí),SMP中多糖與蛋白質(zhì)濃度的持續(xù)增大也意味著菌體細(xì)胞的完整性正遭到破壞.

　　3)隨著nZVI投加量的增大,盡管總鐵在泥相中的分布百分比有所降低,但單位質(zhì)量污泥對(duì)鐵元素的吸附量仍持續(xù)上升.掃描電鏡和能譜分析的結(jié)果表明,高濃度nZVI不僅嚴(yán)重抑制了功能微生物的活性,也會(huì)顯著改變顆粒污泥表面的微生態(tài)環(huán)境.