目前，生物脫氮技術已被廣泛應用在污水處理系統(tǒng)中.其中的硝化作用包括氨氧化細菌(AOB)將氨氮(NH+4-N)轉化為亞硝酸鹽氮(NO-2-N)及亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)再將NO-2-N轉化成硝酸鹽氮(NO-3-N)的過程.由于硝化細菌較低的增長速率及對pH、溶解氧濃度、溫度、有毒化學品等具有極高的敏感性，因此，硝化作用一直被視為脫氮過程中的限速步驟.
重金屬銅(Cu)是一種重要工業(yè)原材料，被廣泛用于制革、電鍍、金屬加工等行業(yè)，其中，金屬加工、電鍍工廠所排放的廢水中Cu2+含量最高，濃度可達幾十至幾百mg · L-1.同時，含銅工業(yè)廢水還經常會進入市政污水系統(tǒng)，從而影響污水廠的生物硝化處理效果.研究發(fā)現，純培養(yǎng)的硝化細菌對Cu2+比較敏感，Cu2+的半抑制濃度(IC50)為13.3 mg · L-1.活性污泥體系中，硝化菌群對Cu2+的耐受性有所提高，50 mg · L-1的Cu2+可以抑制50%的NH+4-N降解速率.與其他重金屬(如Zn、Cd、Ni)相比，硝化性能受Cu抑制后需要更長的恢復時間.由于不同試驗中pH、污泥類型、污泥濃度及有機物質等因素的差別，因此，不同研究得到的Cu2+對活性污泥的抑制效果往往有差異，但幾乎所有的報道都認同高濃度的Cu2+對硝化反應的抑制作用.目前，已有的研究多從動力學角度考察Cu2+沖擊負荷對硝化效果的抑制，然而短期的沖擊實驗不足以反映受持續(xù)毒性的抑制情況，而針對Cu2+持續(xù)負荷及負荷結束后硝化性能變化的研究還相對較少.
因此，本文主要采用間歇式活性污泥反應器(SBR)，研究Cu2+持續(xù)負荷期間及結束后AOB和NOB硝化菌群活性的變化，通過檢測硝化效率、微生物活性、Cu分布特點等信息，探討Cu2+對生物硝化過程抑制的作用原理.
2 材料與方法
2.1 模擬生活污水和接種污泥
試驗采用人工模擬生活污水，模擬污水COD為500 mg · L-1，NH+4-N 75 mg · L-1，pH=7.5±0.5，具體組分為(mg · L-1)：無水葡萄糖480，NH4Cl 75，KH2PO4 30，NaHCO3 350，MgSO4 · 7H2O 20，FeSO4 · 7H2O 2.5，ZnSO4 · 7H2O 0.25，CaCl2 · 2H2O 10，CoCl2 · 6H2O 0.00005，MoO3 0.0015.根據試驗需要向模擬生活污水中投加適量硫酸銅儲備液(Cu2+濃度25 g · L-1)，配置不同濃度的含Cu生活污水.在pH為7.5左右的含銅進水中，Cu2+可以和OH-(水解產物)、CO2-3(來自于350 mg · L-1 NaHCO3的HCO-3和CO2-3)、氨(來自于75 mg · L-1 NH4Cl的NH3)等形成溶解態(tài)Cu(OH)-n+2n、Cu(CO3)-2n+2n、 Cu(NH3)2+n等絡合物(后文統(tǒng)稱為Cu2+)，以及 Cu(OH)2和CuCO3等難溶物質.
接種污泥取自天津某污水處理廠A2O曝氣池，并用模擬生活污水在SBR中馴養(yǎng)至出水NH+4-N穩(wěn)定小于0.5 mg · L-1后開始試驗.
2.2 試驗裝置
反應器有效容積5 L，內徑為100 mm，總高850 mm(圖 1).SBR運行參數：自控裝置控制運行周期，處理水量為2.5 L · 周期-1，每周期6 h，包括進水5 min，曝氣240 min，靜沉75 min，排水10 min，靜置30 min;溫度(25.0±0.5)℃.進水水箱中設有循環(huán)泵，確保進水成份均勻.曝氣時控制反應器內DO≥2 mg · L-1.實驗過程中平均1天排1次泥，保證MLSS為5000 mg · L-1左右，污泥齡約為6 d.
圖 1 SBR反應器裝置圖
2.3 試驗方法
試驗采用5個相同的SBR反應器進行持續(xù)負荷試驗.其中1個反應器為對照體系，進水始終為不含Cu2+的模擬污水.另外4個反應器在第1~20周期內的進水為不含Cu2+的模擬污水，該階段為初始階段;第21周期后，4個反應器的進水變?yōu)楹珻u2+濃度分別為10、20、30和50 mg · L-1的模擬污水，該階段為抑制階段;當各反應器的出水NH+4-N保持穩(wěn)定后，停止向進水中加Cu2+，系統(tǒng)進入恢復階段.
2.4 生物活性的表征
AOB、NOB及異養(yǎng)菌的活性主要用氨氧化比耗氧速率(SOURNH4)、亞硝酸鹽氮氧化比耗氧速率(SOURNO2)和碳氧化比耗氧速率(SOURorg.C)來表征.活性污泥各項SOUR的測定參見文獻.微生物活性的抑制率I用下式計算：
式中，SOURck為對照組SOUR(mg · g-1 · min-1，以MLSS計)，SOURexp為各實驗組SOUR(mg · g-1 · min-1，以MLSS計).
恢復期，投加Cu2+的4個反應器出水中NH+4-N和NO-3-N濃度變化率分別用kNH4和kNO3表示，其中，kNH4、kNO3可以用來評價AOB和NOB菌群的恢復速率.
式中，CNH4是出水中NH+4-N濃度(mg · L-1)，CNO3是出水中NO-3-N濃度(mg · L-1)，t是周期數，kNH4為恢復期NH+4-N的消耗速率(mg · L-1· 周期-1)，kNO3為恢復期NO-3-N的生成速率(mg · L-1· 周期-1).
2.5 反應體系中Cu的分布
反應器體系內的總銅、溶解態(tài)銅、活性污泥內部的銅、活性污泥表面吸附的銅可以反映銅在體系內的分布，結合硝化作用的抑制可分析出銅對硝化細菌的影響.測定活性污泥內部的銅主要運用洗脫液(1 mmol · L-1 EDTA，pH=7.0，0.1 mol · L-1 NaCl)洗脫泥樣后測定的方法.洗脫液使活性污泥表面吸附的銅解吸附，洗脫后殘留在泥樣內的銅被認為是進入細胞內部的銅.將用洗脫液洗脫后的泥樣、過濾后的水樣、泥水混合樣加酸進行微波消解后，用火焰原子吸收儀測定銅的濃度，分別得到活性污泥內部的銅、溶解態(tài)銅、總銅含量.總銅減去溶解態(tài)銅和活性污泥內部的銅后可得到活性污泥表面吸附的銅.
2.6 常規(guī)測試項目
COD：COD消解儀+分光光度法;NH+4-N：納氏試劑分光光度法;硝酸鹽氮：酚二磺酸光度法;亞硝酸鹽氮：N-(1-萘基)-乙二胺光度法;MLSS：重量法;DO和pH：在線測定儀.
3 結果與討論
3.1 Cu2+的持續(xù)負荷對系統(tǒng)處理性能的影響
各反應器在初始階段硝化效果良好，出水NH+4-N均低于0.5 mg · L-1，NH+4-N去除率均大于99%(圖 2a).第20周期，進水變?yōu)楹珻u2+污水后，Cu2+對NH+4-N去除的抑制作用隨著Cu2+濃度和運行周期變化顯著.在10、20、30和50 mg · L-1 Cu2+的抑制下，NH+4-N去除率分別在第84、72、28和24周期開始迅速下降，在第100、96、58和42周期分別降至31.3%、29.3%、27.1%和22.5%.各反應器初始階段，出水NO-2-N濃度低于1 mg · L-1(圖 2b);進水改為含Cu2+污水后，各反應器都首先出現了NO-2-N積累現象，隨后NO-2-N以不同速率降低.出水NO-3-N在10和20 mg · L-1 Cu2+體系中的降低出現較晚且緩慢(圖 2c)，而30和50 mg · L-1 Cu2+體系中NO-3-N在抑制周期內很快由(37.0±2.0)mg · L-1降至(1.0±0.5)mg · L-1.在10、20 mg · L-1 Cu2+體系的抑制初期，出水NH+4-N濃度保持穩(wěn)定，而出水NO-2-N濃度先增加后降低，表明體系中NOB受到抑制后逐漸被完全或者部分馴化，從而逐漸適應含Cu2+的環(huán)境.在30、50 mg · L-1 Cu2+體系中，出水NH+4-N濃度提高，表明高濃度的Cu2+對AOB和NOB都產生了嚴重抑制.
圖 2 SBR系統(tǒng)受含Cu2+廢水抑制及系統(tǒng)恢復階段的運行效果
SCOD的去除同樣受到Cu2+影響，當進水Cu2+為10、20 mg · L-1時Cu2+對SCOD的去除影響較小，出水SCOD從(10±5)mg · L-1上升至(20±5)mg · L-1(圖 2d)，表明異養(yǎng)菌活性受低濃度Cu2+的毒性影響較小;而當廢水中Cu2+濃度為30 mg · L-1時，出水SCOD經12個周期后增至(100±5)mg · L-1，但隨后微生物逐漸適應Cu2+負荷，經過10個周期運行后，出水SCOD降至(30±5)mg · L-1，表明該濃度下異養(yǎng)菌能逐漸被馴化;50 mg · L-1 Cu2+體系中，出水SCOD隨運行時間呈上升趨勢，最高達到370 mg · L-1.根據理論計算，異養(yǎng)菌降解500 mg · L-1的COD(480 mg · L-1葡萄糖，C6H12O6)需消耗31 mg · L-1左右的NH+4-N，這與10、20和30 mg · L-1 Cu2+體系抑制穩(wěn)定時NH+4-N的去除量((28±3)mg · L-1)較接近.因此，在抑制試驗運行末期，10、20和30 mg · L-1 Cu2+體系中NH+4-N的去除主要是異養(yǎng)菌代謝的結果，硝化作用被完全抑制.但在50 mg · L-1 Cu2+體系中，在抑制試驗運行末期，NH+4-N去除量僅為15 mg · L-1左右，小于異養(yǎng)菌正常代謝消耗的NH+4-N，說明高濃度Cu2+對異養(yǎng)菌也產生了抑制，這與50 mg · L-1 Cu2+體系中SCOD的去除率降低相一致.
3.2 Cu2+的持續(xù)負荷后生物硝化效率的恢復
10、20、30和50 mg · L-1 Cu2+的進水反應體系分別在第107、100、75和51周期抑制達到穩(wěn)定，進水中然后停止投加Cu2+，進入恢復階段.硝化效率在10 mg · L-1 Cu2+體系中恢復較快，恢復13個周期(第120周期)后，NH+4-N去除率恢復到初始階段的水平(圖 2a);20、30、50 mg · L-1 Cu2+體系在分別恢復了19、44、69個周期后，NH+4-N去除率達到初始階段的48.8%、34.8%、46.2%.恢復期內，10、20、30 mg · L-1 Cu2+體系中NO-2-N無明顯積累，體系中生成的NO-2-N能被氧化成NO-3-N.50 mg · L-1 Cu2+體系中，恢復初期NH+4-N去除率的提高并沒有伴隨NO-2-N或者NO-3-N明顯生成，說明此時NH+4-N的消耗可能不是硝化菌的作用.此時50 mg · L-1 Cu2+體系中SCOD的去除效率恢復到初始階段的水平，根據3.1節(jié)中關于異養(yǎng)菌消耗NH+4-N的討論，此時50 mg · L-1 Cu2+體系中NH+4-N的消耗主要是恢復活性的異養(yǎng)菌代謝的結果.恢復末期，50 mg · L-1 Cu2+體系中出水NH+4-N繼續(xù)降低，NO-3-N生成，并出現NO-2-N積累現象，這主要是因為隨著運行周期的延長，AOB、NOB均有一定程度的恢復，而且AOB恢復速度比NOB快.根據公式(2)、(3)，恢復期各反應體系的出水中NH+4-N消耗速率和NO-3-N的生成速率分別為kNH4=0.24~5.20 mg · L-1 · 周期-1，kNO3=0.04~2.59 mg · L-1 · 周期-1.kNH4和kNO3均隨投加Cu2+濃度的增加而降低，表明在抑制期投加Cu2+的濃度越高的體系中AOB和NOB恢復速率越慢(圖 3).當Cu2+投加濃度相同時，kNH4大于kNO3，但此時并沒有NO-2-N積累，這可能是由于異養(yǎng)菌活性也在恢復，其消耗的NH+4-N量也在增加.
圖 3 SBRs反應器恢復期的氨氮消耗速率(a)和硝酸鹽氮生成速率(b)
3.3 Cu2+持續(xù)負荷對生物硝化菌群活性的抑制及活性恢復效果
氨氧化SOURNH4和亞硝酸鹽氮氧化SOURNO2分別表征了AOB和NOB的活性變化.如圖 4a所示，未投加Cu2+時，SOURNH4和SOURNO2分別為0.147和0.098 mg · g-1 · min-1(以MLSS計).抑制試驗穩(wěn)定期時，10、20、30和50 mg · L-1 Cu2+體系的SOURNH4抑制率分別達到89.1%、91.8%、95.2%和95.9%，SOURNO2的抑制率分別達到16.4%、46.3%、72.5%和94.9%.說明Cu2+對硝化細菌的抑制作用明顯，并且對AOB的抑制作用大于NOB，即使低濃度的Cu2+也能使AOB基本失活.恢復試驗末期，10、20、30和50 mg · L-1 Cu2+體系中SOURNH4分別恢復了60.4%、12.6%、5.8%和3.9%，SOURNO2分別恢復了9.0%、8.1%、4.8%和3.2%，說明AOB和NOB隨恢復時間的增加能逐漸恢復部分活性，Cu2+濃度越低，恢復越快.
圖 4 Cu2+投加濃度對SOUR的影響(a.抑制穩(wěn)定期SOUR;b.恢復末期SOUR)
表征異養(yǎng)微生物活性的SOURorg.C受10、20、30 mg · L-1的Cu2+持續(xù)負荷影響較小，而受50 mg · L-1的Cu2+負荷影響較大.對照組的SOURorg.C為0.503 mg · g-1 · min-1(以MLSS計).抑制穩(wěn)定期時，10、20、30和50 mg · L-1體系中SOURorg.C抑制率分別為13.8%、21.5%、24.5%和80.0%，這和SCOD的降解抑制率較為相符;恢復試驗末期，各反應器SOURorg.C恢復至初始階段的80%±10%.由此可見，當Cu2+濃度≤30 mg · L-1時，Cu2+對異養(yǎng)菌的活性抑制程度較小且易恢復;當Cu2+濃度為50 mg · L-1時，Cu2+對異養(yǎng)菌的活性抑制程度較大，僅能部分恢復.
3.4 反應體系內Cu的分布和積累
在反應體系內銅的分布主要有3種形式：溶解態(tài)銅、活性污泥內部的銅和活性污泥吸附的銅;三者之和為體系內總銅.銅在SBR內顯著積累，表明活性污泥對銅的吸附能力很強.在10、20、30和50 mg · L-1 Cu2+體系中活性污泥內部的銅分別占總銅的35.9%、36.7%、36.1%和35.4%，活性污泥吸附的銅分別占總銅的62.4%、59.6%、60.0%和56.8%(圖 5).由此可見，在不同濃度體系中銅在三相中的分布比例基本相近，其中，活性污泥吸附的銅大于進入活性污泥內部的銅.將NH+4-N去除率與活性污泥吸附和內部的銅分別進行相關分析，未發(fā)現明顯的相關關系(圖 6a和b，p>0.05).在持續(xù)的銅負荷下，當活性污泥內部和其表面吸附的銅分別積累到(5.0±0.5)和(9.0±0.5)mg · g-1(以MLSS計)時，各濃度體系的NH+4-N降解去除率急劇下降.Hu等(2003)的研究表明，銅對硝化細菌抑制與細胞吸附和細胞內部的銅濃度無明顯線性關系，此結果和本文相一致.各濃度體系中NH+4-N去除率與溶解態(tài)銅濃度呈負相關性(p<0.05)，NH+4-N去除率隨體系內溶解態(tài)銅濃度的增加不斷降低(圖 6c).Ochoa-Herrera等(2011)研究銅對硝化細菌的沖擊試驗時表明，相比總銅濃度而言，溶解態(tài)銅能更好地反映硝化的抑制情況.
圖 5 四個SBRs中銅的分布情況(a.抑制穩(wěn)定期;b.恢復25周期后)
圖 6 不同形態(tài)的銅和氨氮去除率的相關性(a.活性污泥內部的銅;b.活性污泥吸附的銅;c.溶解態(tài)的銅)
各體系分別恢復25個周期后，反應體系內的總銅減少并不明顯，相較于各自抑制穩(wěn)定期，10、20、30和50 mg · L-1 Cu2+體系中活性污泥內的銅分別減少14.4%、15.1%、16.4%和16.2%，活性污泥吸附的銅分別減少14.8%、13.0%、10.1%和10.3%，溶解態(tài)銅分別減少了47.6%、37.8%、27.9%和26.6%(此時溶解態(tài)的銅濃度分別為0.58、1.83、2.32、5.02 mg · L-1).結果表明，活性污泥內部及其表面吸附的銅不易解析出來，且殘余濃度降低比例相近，但溶解態(tài)銅在不同濃度體系中降低的量差異較大，降低的比例越大，NH+4-N去除率恢復速率越快，且恢復程度越大.所以，恢復過程同樣體現了硝化的抑制率與溶解態(tài)銅濃度的相關性較好.
當含銅廢水最初進入反應體系后，大量的銅被活性污泥固定，體系內溶解態(tài)銅濃度很快降低.這可能由于活性污泥的吸附作用促進了反應器中Cu(OH)2、CuCO3的生成和沉淀，從而產生的銅聚合物沉積在菌體表面，被活性污泥捕獲.隨著Cu的不斷投加，無法被固定的銅參與到氧化還原體系中生成羥基自由基，從而破壞了細胞膜功能.低濃度Cu2+體系中(10、20 mg · L-1)，銅投加濃度小，較晚達到吸附飽和，且溶解態(tài)銅濃度也較低，參與氧化還原的銅相對較少，對AOB細胞膜未產生不可逆的影響，所以恢復期硝化能力較易恢復.高濃度Cu2+體系中(50 mg · L-1)，銅投加量較大，很快達到飽和量，溶解態(tài)銅濃度較高從而嚴重破壞了AOB細胞膜，導致氨氧化性能急劇下降，恢復過程也較為緩慢.與AOB抑制情況不同，從抑制穩(wěn)定期的亞硝酸鹽氧化性能和NOB的耗氧速率的變化可看出，NOB菌群能逐漸被馴化從而適應低濃度銅的環(huán)境.也提出在重金屬的影響下，AOB比NOB更易受到抑制.
4 結論
1)SBR活性污泥系統(tǒng)中硝化效率較易受到Cu2+的持續(xù)負荷影響，對NH+4-N去除的抑制作用隨著Cu2+濃度的增大和運行周期的延長變得顯著.在抑制期，進水中持續(xù)的10、20、30和50 mg · L-1的Cu2+負荷使NH+4-N去除率分別在抑制87、80、55、31個周期之后降低至31.3%、29.3%、27.1%、22.5%.在恢復階段，AOB和NOB的恢復速率隨著抑制期投加Cu2+濃度的增加而降低.10~20 mg · L-1 Cu2+體系中，NOB可以被全部或者部分馴化，10~30 mg · L-1 Cu2+的體系內，異養(yǎng)菌可以全部被馴化.
2)Cu2+對硝化細菌的活性抑制作用明顯.在抑制期，Cu2+濃度為10~50 mg · L-1時，AOB活性抑制率為89.1%~95.5%，NOB抑制率為16.4%~94.9%，異養(yǎng)菌抑制率為13.8%~80.0%.各體系中Cu2+對菌群的抑制率為：AOB>NOB>異養(yǎng)菌.
3)抑制期，各系統(tǒng)內銅主要分布在細胞內部和表面，且恢復過程中不易解析.當活性污泥內部和其表面吸附的銅分別積累到(5.0±0.5)和(9.0±0.5)mg · g-1(以MLSS計)時，各濃度體系的NH+4-N降解去除率急劇下降.硝化抑制率與溶解態(tài)的銅濃度呈負相關.
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