1 引言

　　作為一種新型納米材料,納米零價鐵(nZVI)因比表面積大、還原活性高、吸附能力強等獨特的“尺寸效應”,被越來越多地用于重金屬固定、含氯化合物降解和營養鹽去除等污染控制領域的研究.然而,目前人們對納米材料環境行為及其毒性效應的認識尚不全面,這也在很大程度上限制了nZVI在實際工程中的應用價值.有研究表明,污水處理廠污泥(以SS計)是各類納米材料的重要匯集地之一,其質量百分比可達1.0~10.0 g·kg-1.因此,深入探究nZVI等納米材料對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)認為,nZVI的生物效應存在兩面性.一方面,投加20~50 mg·L-1的nZVI能增強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移輔酶中的重要地位有關.另一方面,高暴露量的nZVI具有較強的毒性,甚至會導致細胞膜破裂.

　　與異養微生物相比,氨氧化菌(AOB)世代周期長,對環境沖擊較為敏感,難以在懸浮污泥系統中占居優勢地位.而好氧顆粒污泥(AGS)強大的自截留功能,可以促進AOB在顆粒表面的大量富集,獲得高效的亞硝態氮累積,為實現短程硝化-反硝化、耦合短程硝化-厭氧氨氧化(SHARON-ANAMMOX)等新型脫氮工藝創造有利條件(劉文如等,2013).

　　目前,國內外有關nZVI影響AGS除污性能的報道還很少,針對亞硝化顆粒污泥(NGS)的研究更是從未被提及.鑒于此,本文采用批次實驗,系統考察了不同濃度nZVI對亞硝化顆粒性能的沖擊性影響,通過測定氮素組成、氨氧化菌比耗氧速率(SOUR-A)、胞外聚合物(EPS)與溶解性微生物產物(SMP)含量、鐵元素分布等參數,揭示了nZVI在特殊生化處理系統中的“劑量-效應”關系,有助于進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

　　接種污泥取自實驗室SBR小試裝置中的成熟亞硝化顆粒污泥.反應器有效容積3.85 L,高徑比為17,運行周期2 h.進水氨氮濃度為300 mg·L-1,氮容積負荷為1.44 kg·m-3·d-1,不添加任何有機物.在一個周期內,反應器對氨氮去除率可達99%,出水亞硝態氮的累積率在80%~85%.

　　顆粒污泥平均粒徑為0.85 mm,其中,粒徑在0.5~1.3 mm的顆粒約占總質量的65%,沉降速率可達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鐵,產品平均粒徑約為70 nm,經洗凈后保存于無水乙醇中(Xu et al., 2007).為模擬nZVI在排水系統中經歷的老化過程,本研究所使用的納米零價鐵已在常溫條件下存放近1年時間.

　　2.3 批次實驗方法

　　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機含氮溶液,包括NH4Cl 200 mg·L-1(以氨氮計)、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FeCl3·6H2O 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調節溶液pH值在7.8~8.0.為考察不同濃度nZVI對污泥性能的影響,控制納米零價鐵投加量依次為0、5、10、25、100、500和700 mg·L-1.

　　反應期間,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 ℃.批次反應時間為4 h,定期采集0.3~0.5 mL水樣進行水質指標測定,每組設置3個平行樣.

　　2.4 分析方法

　　2.4.1 常規指標的測定

　　本實驗中,污泥干重(MLSS、MLVSS)、氨氮(NH4+-N)、亞硝態氮(NO2--N)及硝態氮(NO3--N)分別采用標準重量法、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定.溶解氧(DO)與溶液pH測定分別采用WTW公司Oxi3210型溶解氧測量儀和Sartorius公司PB-10型酸度計.

　　2.4.2 比耗氧速率、比降解/比累積速率的測定

　　為表征氨氧化菌活性,依次測定了暴露于不同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,經生理鹽水反復沖洗后,離心棄去上清液.在25 ℃條件下,將污泥置于250 mL標準BOD瓶中,注滿DO接近飽和的培養液,后者含NH4Cl 100 mg·L-1(以氨氮計),NaHCO3 300 mg·L-1,pH 約8.0,且不含有機物(張子健等,2010).開啟攪拌器,在密閉條件下,記錄DO隨時間的變化過程,利用最小二乘法計算耗氧速率(OUR),SOUR-A即為OUR與MLVSS的比值,單位為mg·g-1·h-1.

　　此外,根據不同氮素組分在批次實驗中的變化規律,可以計算以下參數：

　　氨氮比降解速率

　　亞硝態氮比累積速率

　　硝態氮比累積速率

　　式中,KNH4+-N、KNO2--N和KNO3--N分別指氨氮、亞硝態氮和硝態氮濃度(mg·L-1)隨反應時間(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(PN)采用Lowry法測定,以牛血清蛋白作為標準物質(Adav et al., 2008).多糖(PS)采用苯酚-硫酸法測定,以葡萄糖作為標準物質(Luo et al., 2008).利用污泥干重(以MLVSS計),對EPS組分含量進行單位化,單位為mg·g-1.

　　2.4.4 上清液和污泥中鐵元素的測定

　　本研究采用混酸(硝酸、高氯酸)濕式消解法對泥樣、水樣進行預處理,具體操作步驟參照文獻(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%.在計算過程中,扣除對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 污泥形態觀測

　　顆粒污泥經中性磷酸緩沖液反復漂洗后,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.污泥經低溫干燥、噴金處理后,使用QUANTA250臺式掃描電子顯微鏡(SEM)觀察,并利用EDAX-INC型能譜儀完成表面元素分析.

　　3 結果與討論

　　3.1 nZVI對氮形態轉化規律的影響

　　在相同的初始NH4+-N濃度下,nZVI投加量對亞硝化顆粒污泥氮形態轉化規律的影響如圖 1所示.由圖 1a、b可知,當nZVI濃度較低時,其對顆粒污泥的亞硝化性能具有明顯的強化作用.當nZVI投加量從0 mg·L-1升至10 mg·L-1時,NGS對氨氮的去除率始終維持在95%以上,亞硝態氮比累積速率μNO2--N則由27.3 mg·g-1·h-1提高至30.7 mg·g-1·h-1.然而,當原水中nZVI濃度高于25 mg·L-1時,其抑制作用將逐漸顯現,顆粒污泥的脫氮性能開始降低.當nZVI投加量為700 mg·L-1時,NGS對氨氮的去除率降至58.9%,μNH4+-N和μNO2--N值分別為17.2 mg·g-1·h-1、17.5 mg·g-1·h-1,僅相當于對照組的60.9%和64.1%.

　　圖 1 批次實驗中,nZVI投加量對亞硝化顆粒污泥氮素轉化規律的影響(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也會對硝態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氮的變化過程,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的內側,且豐度遠低于前者(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的強還原性也會阻礙亞硝酸鹽的繼續氧化,從而導致水中硝態氮含量的下降.

　　以往有關納米材料生物效應的研究結論大多是負面性的.有研究表明,50 mg·L-1的ZnO、TiO2和Al2O3納米顆粒都會使硝態氮還原酶、外切聚磷酸酶和多聚磷酸鹽激酶的活性降低,進而導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,當nZVI濃度大于200 mg·L-1時,水中活性氧(ROS)的形成將導致活性污泥的ATP產量降低約43%,硝化作用幾乎被完全抑制.在本研究中,當nZVI投加量高于500 mg·L-1時,顆粒污泥的亞硝化性能才會出現大幅下降,而低濃度nZVI對NGS脫氮性能的促進作用更是未曾被報道過.

　　3.2 nZVI對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.當原水中nZVI濃度為10 mg·L-1時,顆粒污泥的SOUR-A值為72 mg·g-1·h-1,較對照組提高了43.8%,這與上文中對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nZVI投加量達到700 mg·L-1時,顆粒污泥的SOUR-A值降至8.3 mg·g-1·h-1,僅為對照組的20.5%.

　　圖 2 nZVI投加量對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,生長于純培養基中的游離菌體對nZVI的耐受能力更差.Lee等(2008)與Li等(2010)的研究均表明,當大腸桿菌暴露于60~90 mg·L-1的nZVI溶液中,微生物活性迅速降低,部分細胞的細胞膜甚至發生了破裂.nZVI對細胞的毒害通常是不可逆的,主要作用機制包括：①nZVI的高反應活性可能會導致細胞膜蛋白、類脂和多糖的功能性分解;②nZVI溶解過程會生成ROS,進而發生類芬頓反應,生成羥自由基,導致細胞膜和DNA結構的氧化性損傷(Ševc et al., 2008).

　　3.3 nZVI對污泥EPS及SMP組分的影響

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

　　圖 3a給出了亞硝化顆粒污泥中EPS組成隨nZVI投加量的變化過程.當原水中nZVI濃度由0 mg·L-1提高至10 mg·L-1時,EPS中蛋白質與多糖含量均呈現明顯上升.這可能意味著低濃度的nZVI會激發微生物的自我保護機制,通過分泌更多的EPS來阻止有毒物質的向內傳質.曹相生等(2004)在考察Mn2+、Mo6+和Zn2+對活性污泥中EPS組分影響的研究中,也有類似結論.然而,當nZVI對微生物活性表現出抑制作用時,EPS中多糖組分將逐漸減少,這勢必會削弱顆粒結構的穩定性.另外,SMP中多糖與蛋白質濃度的持續增大說明菌體細胞的完整性正遭到破壞,如圖 3b所示.類似地,董夢柯等(2014)發現,投加一定量ZnO納米顆粒,會使得膜生物反應器(MBR)的SMP產量從17.9 mg·gVSS-1上升至35.0 mg·gVSS-1.

　　圖 3 nZVI投加量對亞硝化顆粒污泥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律上看,一旦nZVI進入到生化處理系統中,將有相當部分被污泥(以MLSS計)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nZVI投加量低于25 mg·L-1時,反應4 h后,NGS對鐵元素的吸附量為0.16~0.23 mg·g-1,超過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,但單位質量污泥的吸附量仍持續上升.當原水中nZVI濃度為700 mg·L-1時,總鐵在泥相中的分布百分比僅為47.8%,單位質量污泥的吸附量卻高達10.4 mg·g-1,相當于nZVI投加量為25 mg·L-1時的45.2倍.nZVI的這種相間遷移正是導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)及表面元素分析結果如圖 5、圖 6所示.在對照組中(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,孔道結構發達.同時,污泥表面的碳含量很高,Fe元素未檢出(圖 6a).對比圖 5d容易發現,當原水中nZVI濃度為700 mg·L-1時,污泥表面堆積了大量碎片狀物質,很難找到形態良好的菌體和清晰的孔道結構.能譜分析結果表明,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不僅嚴重抑制了功能微生物的活性,也會顯著改變顆粒污泥表面的微生態環境.具體參見污水寶商城資料或http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。

　　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果(a. 0 mg·L-1 nZVI; b：700 mg·L-1 nZVI)

　　4 結論

　　1)當nZVI投加量從0 mg·L-1提高至10 mg·L-1時,顆粒污泥的亞硝化性能得到有效增強,NGS的氨氮去除率始終保持在95%以上,μNO2--N值由27.3 mg·g-1·h-1提高至30.7 mg·g-1·h-1,硝態氮生成量有所減少.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下降.當nZVI投加量為700 mg·L-1時,NGS的氨氮去除率和亞硝態氮比累積速率分別為對照組的58.9%、64.1%.根據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證了批次實驗的結果.

　　2)當nZVI投加量低于10 mg·L-1時,nZVI的存在將促進顆粒污泥中EPS的分泌.但當nZVI對氨氧化菌活性表現出抑制作用時,EPS中多糖含量的降低顯然會削弱顆粒結構的穩定性.同時,SMP中多糖與蛋白質濃度的持續增大也意味著菌體細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,但單位質量污泥對鐵元素的吸附量仍持續上升.掃描電鏡和能譜分析的結果表明,高濃度nZVI不僅嚴重抑制了功能微生物的活性,也會顯著改變顆粒污泥表面的微生態環境.