巴豆醛水解酸化毒性試驗(yàn)影響因素

王 霞，林清武，沈志強(qiáng)，胡 翔，周岳溪*

(1.北京化工大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，北京 100029;2.中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心，北京 100012;3.中國昆侖工程有限公司吉林分公司，吉林 132000)

石化廢水中所含有的巴豆醛對(duì)環(huán)境、環(huán)境中的生物、甚至人體都有很大的危害，如未經(jīng)處理排入生物處理單元會(huì)對(duì)其中的微生物產(chǎn)生抑制作用，從而影響生物處理的效果?，F(xiàn)有的巴豆醛廢水處理方法如焚燒法因所需熱值高、成本高，難以滿足經(jīng)濟(jì)高效、操作簡單的要求[1]。因此尋求一種經(jīng)濟(jì)高效的巴豆醛廢水處理或預(yù)處理方法迫在眉睫。

水解酸化能夠有效降低污水中有毒物質(zhì)的毒性，減少毒性物質(zhì)對(duì)后續(xù)生物處理的影響[2-3]，提高可生化性[4-6]。例如，水解酸化對(duì)煤氣化廢水的預(yù)處理過程中，顯著降低了廢水的毒性，提高了生物降解性[7]。水解酸化結(jié)合好氧-厭氧處理石化廢水能夠?qū)Χ喾N有機(jī)物實(shí)現(xiàn)較好的去除[8]。采用水解酸化工藝能夠?qū)崿F(xiàn)對(duì)巴豆醛的有效去除，但是水解酸化微生物對(duì)物質(zhì)的降解是有一定限度的，過高的廢水毒性會(huì)通過影響微生物活性進(jìn)而改變水解酸化性能[9-11]。

水解酸化過程產(chǎn)酸的變化可以表征水解酸化受試物毒性變化，產(chǎn)酸抑制性也是反映毒性物質(zhì)毒性的方法之一，這一指標(biāo)可以通過構(gòu)建連續(xù)流反應(yīng)器或者模擬的方式來考察，但是構(gòu)建反應(yīng)器耗時(shí)耗力，因水解酸化過程中添加毒性物質(zhì)后變化較大，導(dǎo)致現(xiàn)有的模型不能準(zhǔn)確地反映水解酸化產(chǎn)酸的變化。采用實(shí)驗(yàn)室模擬實(shí)驗(yàn)的方式既經(jīng)濟(jì)高效又能反映產(chǎn)酸隨物質(zhì)毒性的變化。Tian等[12]研究了水解酸化降解氯代乙醛過程中產(chǎn)酸的變化，孟家興[13]研究了三羥甲基丙烷廢水厭氧處理中的產(chǎn)酸變化，李敦杰[14]研究了纖維素廢物厭氧處理過程中的產(chǎn)酸變化。研究均表明產(chǎn)酸隨著添加物的毒性變化會(huì)有變化。

而且在水解酸化體系中，不同的反應(yīng)條件會(huì)對(duì)水解酸化過程產(chǎn)生影響，如溫度[15-16]、pH、污泥濃度、接種情況、基質(zhì)濃度等。其中，基質(zhì)濃度、pH、污泥濃度對(duì)水解酸化產(chǎn)酸影響較為明顯。

因此現(xiàn)通過研究基質(zhì)濃度、污泥濃度和pH對(duì)水解酸化產(chǎn)酸量、產(chǎn)酸類型、產(chǎn)酸活性的考察，發(fā)現(xiàn)水解酸化產(chǎn)酸和毒性物質(zhì)對(duì)產(chǎn)酸抑制均較為明顯的條件，為水解酸化工藝適用性的判斷提供簡便的方法，為水解酸化毒性實(shí)驗(yàn)的開展提供借鑒。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

污泥取自某污水處理廠厭氧污泥，基質(zhì)為葡萄糖，營養(yǎng)鹽的配比[17]如表1所示。

表1 營養(yǎng)鹽組成Table 1 Compositions of nutrient salts

實(shí)驗(yàn)所用藥品均為分析純，實(shí)驗(yàn)用水均為去離子水。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

以某工廠的厭氧顆粒污泥為接種污泥，運(yùn)行膨脹顆粒污泥床(expanded granular sludge bed，EGSB)反應(yīng)器，添加葡萄糖為基質(zhì)，加入營養(yǎng)鹽馴化培養(yǎng)一個(gè)月后進(jìn)行試驗(yàn)。其可揮發(fā)性懸浮物(volatile suspended solids，VSS)即污泥濃度為22～35 g/L。以200 mg/L的巴豆醛作為受試物，考察毒性物質(zhì)的厭氧產(chǎn)酸毒性。在每個(gè)受試樣反應(yīng)瓶(250 mL錐形瓶)中接種污泥和試液(共200 mL)，試液由化學(xué)需氧量(chemical oxygen demand，COD)為100 g/L葡萄糖溶液、營養(yǎng)鹽儲(chǔ)備液以及不同的受試樣品組成。將污泥、試液、受試樣品均加入錐形瓶之后，搖勻，氮吹2 min，蓋上帶兩個(gè)玻璃管的橡膠塞密封，一個(gè)玻璃管連接氣袋，收集可能產(chǎn)生的甲烷，另一個(gè)玻璃管連接乳膠管，乳膠管的一頭用止水夾夾住，方便取樣，置于25 ℃水浴鍋中反應(yīng)，定時(shí)用帶長針管的注射器取樣。水樣用0.45 μm水系濾膜過濾后調(diào)pH至1～2，4 ℃保存待測，置于氣相瓶中用氣相色譜火焰離子化檢測器測定揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acids，VFA)含量。

1.2.1 基質(zhì)濃度的影響

在pH8，污泥濃度(VSS)為3.93 g/L的條件下，通過改變葡萄糖濃度，考察有機(jī)物濃度/污泥濃度(F/M)對(duì)水解酸化的影響，以添加200 mg/L巴豆醛體系為對(duì)照，具體實(shí)驗(yàn)分組如表2所示。

1.2.2 污泥濃度的影響

以1.2.1同樣的方法做搖瓶實(shí)驗(yàn)，控制pH為8，F(xiàn)/M為1.5，通過改變污泥濃度，考察污泥濃度對(duì)水解酸化的影響，以添加200 mg/L巴豆醛體系為對(duì)照，具體實(shí)驗(yàn)分組如表3所示。

表2 基質(zhì)濃度優(yōu)化實(shí)驗(yàn)分組Table 2 The experimental groups of optimizing F/M

表3 污泥濃度優(yōu)化實(shí)驗(yàn)分組Table 3 The experimental groups of optimizing sludge concentration

1.2.3 pH的影響

以1.2.1節(jié)同樣的方法做搖瓶實(shí)驗(yàn)，控制污泥濃度為5 g/L，F(xiàn)/M為1.5，通過改變pH，考察pH對(duì)水解酸化的影響，以添加200 mg/L巴豆醛體系為對(duì)照，具體實(shí)驗(yàn)分組如表4所示。

表4 pH優(yōu)化實(shí)驗(yàn)分組Table 4 The experimental groups of pH

1.3 分析方法

采用氣相色譜火焰離子化檢測器(GC-FID，7890，美國安捷倫公司)測定揮發(fā)性脂肪酸(包括乙酸、丙酸和丁酸)的含量，采用pH計(jì)(PE-30，瑞士梅特勒-托利多有限公司)測定pH，采用數(shù)顯恒溫水浴鍋(DK-98-11，江蘇泰斯特有限公司)。

TVFA是單位污泥產(chǎn)生的不同種類的揮發(fā)性脂肪酸量所對(duì)應(yīng)的COD之和。

比產(chǎn)酸活性(specific VFA production activity,SVA)是單位質(zhì)量污泥在單位時(shí)間內(nèi)的揮發(fā)性脂肪酸(volatile fatty acid，VFA)產(chǎn)量，計(jì)算公式為

(1)

式(1)中：SVA為污泥的比產(chǎn)酸活性，mg TVFA/(gVSS·d)；R為產(chǎn)酸速率，即曲線中最大活性區(qū)間的斜率，mg TVFA /h；Vm為反應(yīng)體系中液體體積，L；VSS為反應(yīng)體系中污泥濃度，gVSS/L；

抑制率為與不加醛體系SVA0相比，加醛體系的SVA 降低量占SVA0的比值。

2 結(jié)果與討論

2.1 基質(zhì)濃度的影響

水解酸化體系中基質(zhì)濃度影響產(chǎn)酸量，也影響巴豆醛對(duì)產(chǎn)酸的抑制率。適宜的F/M有利于水解酸化的產(chǎn)酸[18]。圖1(a)中，隨著反應(yīng)時(shí)間的進(jìn)行，TVFA的產(chǎn)生量逐漸增加；而隨著基質(zhì)濃度的變化，產(chǎn)酸量先增加后略微降低。F/M在0.74～1.47范圍內(nèi)時(shí)，產(chǎn)酸速率隨著F/M增大而增大，這與田世杰等[19]的研究一致，有機(jī)物濃度的增加促進(jìn)了產(chǎn)酸活性，產(chǎn)酸量升高；在此范圍內(nèi)，添加巴豆醛體系的比產(chǎn)酸活性先是略高于未加醛體系的比產(chǎn)酸活性，后低于未加醛體系的比產(chǎn)酸活性[圖1(c)]。F/M大于1.47時(shí)，不加醛的體系中，12 h的產(chǎn)酸量隨F/M的升高而略微降低；添加醛的體系中，12 h和36 h的產(chǎn)酸量均隨著F/M的升高而略微降低，當(dāng)F/M達(dá)到3左右時(shí)，24 h的產(chǎn)酸量也開始降低，說明F/M大于1.47時(shí)產(chǎn)酸量開始降低，但降低并不明顯。在F/M大于1.47范圍內(nèi)，圖1(c)中,添加醛體系的比產(chǎn)酸活性低于未加醛體系比產(chǎn)酸活性，因此加入巴豆醛對(duì)產(chǎn)酸有抑制作用。圖1(d)中，比產(chǎn)酸活性抑制率隨著基質(zhì)濃度的增加而增加，這與張曉輝[20]的研究結(jié)果一致，這是因?yàn)榛|(zhì)濃度增加使得污泥可利用的有機(jī)物增加，污泥微生物活性升高，污泥對(duì)毒性的敏感性也增加，導(dǎo)致產(chǎn)酸抑制率增加。抑制率在F/M大于1.47后升高速率變緩，F(xiàn)/M為2.21時(shí)達(dá)到最高點(diǎn)，F(xiàn)/M大于2.21時(shí)，抑制率基本保持穩(wěn)定。因此F/M在1.47左右時(shí)有最高產(chǎn)酸量，抑制率在F/M為2.21時(shí)達(dá)到最高點(diǎn)。

不同的基質(zhì)濃度同樣會(huì)影響產(chǎn)酸類型，圖1(b)顯示，反應(yīng)過程中，主要產(chǎn)酸類型以丁酸和乙酸為主，這與之前的研究結(jié)果一致[21-22]，堿性條件下，乙酸和丁酸所占比例較高。通過不同基質(zhì)濃度的產(chǎn)酸量對(duì)比發(fā)現(xiàn)，隨著基質(zhì)濃度的升高，乙酸的產(chǎn)生量大致呈上升趨勢，這可能是因?yàn)榛|(zhì)濃度的上升促進(jìn)了產(chǎn)乙酸微生物的活性，從而導(dǎo)致乙酸產(chǎn)量的上升；在添加醛的體系中，丁酸的產(chǎn)生量在12 h和36 h隨著基質(zhì)濃度升高而下降，24 h隨著基質(zhì)濃度升高而上升，未加醛的體系中，12 h隨著基質(zhì)濃度升高而下降，24 h和36 h隨著基質(zhì)濃度升高而上升，丁酸量的變化與總產(chǎn)酸量的變化趨勢一致，因?yàn)槎∷岙a(chǎn)量在總產(chǎn)酸量中占比較大。厭氧反應(yīng)中VFA的變化與微生物的種類和活性聯(lián)系緊密[23]，產(chǎn)丁酸量的變化可能是因?yàn)榛|(zhì)濃度的不同影響了產(chǎn)丁酸微生物活性以及相關(guān)酶的活性，進(jìn)而影響了丁酸產(chǎn)量。而且，乙酸轉(zhuǎn)變成COD的比例小于丁酸，所以乙酸產(chǎn)量的上升導(dǎo)致后期有部分TVFA有略微的下降趨勢。

因此在既要保證產(chǎn)酸量高又要保證毒性敏感性強(qiáng)的條件下，醛的毒性抑制實(shí)驗(yàn)最佳F/M區(qū)間為1.47～2.21。

2.2 污泥濃度的影響

水解酸化體系中污泥濃度的變化影響TVFA的產(chǎn)生量，也影響醛對(duì)產(chǎn)酸的抑制率。根據(jù)圖2(a)，整個(gè)反應(yīng)過程中TVFA隨著反應(yīng)時(shí)間逐漸升高，隨污泥濃度的變化幅度不大，但各時(shí)間點(diǎn)產(chǎn)酸量在2.42～6.29 g/L范圍內(nèi)較高。由圖2(c)可知，加入巴豆醛體系的比產(chǎn)酸活性低于不加醛體系的比產(chǎn)酸活性，說明巴豆醛的加入在實(shí)驗(yàn)的污泥濃度范圍內(nèi)均對(duì)產(chǎn)酸有抑制作用。圖2(d)中，巴豆醛的抑制率在污泥濃度為2.42～3.87 g/L范圍內(nèi)隨污泥濃度的升高而略微升高，這可能是由于在此范圍內(nèi)，加入巴豆醛體系的產(chǎn)丁酸量降低，未加巴豆醛的產(chǎn)丁酸量升高，因?yàn)槎∷釗Q算成COD比例較高，且丁酸占比較大，導(dǎo)致添加和未添加巴豆醛的體系產(chǎn)酸有略微的差別；大于3.87 g/L后，抑制率下降。這也與紀(jì)海濤等[24]的研究結(jié)果一致，其研究結(jié)果表明污泥濃度在4.3～13 g/L的范圍內(nèi)，產(chǎn)酸情況隨污泥濃度升高而降低。這是因?yàn)殡S著污泥濃度的升高，微生物豐度升高，進(jìn)行水解酸化的微生物量也相應(yīng)提高，導(dǎo)致產(chǎn)酸得到促進(jìn)。

圖1 基質(zhì)濃度對(duì)產(chǎn)酸情況和產(chǎn)酸活性的影響Fig.1 The influence of substrate concentration on VFA yields and SVA

圖2 污泥濃度對(duì)產(chǎn)酸情況和產(chǎn)酸活性的影響Fig.2 The influence of sludge concentration on VFA yields and SVA

不同污泥濃度同樣會(huì)對(duì)產(chǎn)酸類型產(chǎn)生影響，圖2(b)中顯示，該過程中主要產(chǎn)酸類型是丁酸，丁酸產(chǎn)生量隨著污泥濃度的變化整體呈上升趨勢，這可能是污泥濃度升高使得微生物量升高，相應(yīng)的產(chǎn)丁酸微生物得到促進(jìn)，活性上升，酶活性上升，導(dǎo)致丁酸產(chǎn)量上升。

綜上所述，2.42～4.84 g/L范圍內(nèi)產(chǎn)酸量高，而且醛的抑制率明顯，因此該范圍是醛的毒性抑制實(shí)驗(yàn)最佳污泥濃度區(qū)間。

2.3 pH的影響

pH影響水解酸化體系微生物群落[25]，從而影響體系產(chǎn)酸量[26]，也影響巴豆醛對(duì)體系產(chǎn)酸的抑制性。根據(jù)圖3(a)，整個(gè)反應(yīng)過程中TVFA隨著反應(yīng)時(shí)間逐漸升高，pH在6～8范圍內(nèi)產(chǎn)酸量隨pH增大而升高，pH大于8開始呈現(xiàn)略微下降的趨勢，pH大于9快速下降，因此最大產(chǎn)酸量在pH為7～9范圍內(nèi)。一些研究[23，27-28]結(jié)果也表明，pH在中性和偏堿性的時(shí)候產(chǎn)VFA量較高。因此，堿性條件比酸性條件更有利于產(chǎn)酸，但過堿性條件也會(huì)降低微生物活性，從而抑制產(chǎn)酸[12]。

由圖3(c)可知，加入巴豆醛之后體系中比產(chǎn)酸活性均低于不加醛的體系，這說明在實(shí)驗(yàn)設(shè)置的pH范圍內(nèi)，巴豆醛的加入均對(duì)產(chǎn)酸有抑制作用，圖3(d)中，抑制率在pH在6～7范圍內(nèi)隨pH升高而升高，而在pH在7～8范圍內(nèi)下降，當(dāng)pH大于8時(shí)，抑制率隨著pH的升高呈現(xiàn)升高的趨勢，因此抑制率在pH為7～9時(shí)較高。

圖3 pH對(duì)產(chǎn)酸情況和產(chǎn)酸活性的影響Fig.3 The influence of pH on VFA yields and SVA

由圖3(b)可知，主要產(chǎn)酸類型以丁酸和乙酸為主，這與基質(zhì)濃度優(yōu)化部分和污泥濃度優(yōu)化部分的結(jié)果基本一致。而且隨著pH的增加，乙酸和丁酸均呈現(xiàn)先升高后下降的趨勢，pH小于9時(shí)，乙酸和丁酸均隨pH的增加而增加，pH大于9時(shí)，乙酸和丁酸均隨pH的增加而降低，這也與TVFA的變化趨勢相吻合。pH對(duì)產(chǎn)酸量和產(chǎn)酸抑制率的影響可能是由于其對(duì)擬桿菌門和厚壁菌門微生物的影響[29]，隨pH的先增加后降低的趨勢是因?yàn)?～9為適宜水解酸化微生物的pH條件，大于或小于此范圍的pH條件都會(huì)降低水解酸化相關(guān)微生物和相關(guān)酶活性，從而導(dǎo)致體系中水解酸化產(chǎn)酸速率和毒性物質(zhì)抑制率低，這與張曉輝[20]的研究結(jié)果一致，堿性條件下，產(chǎn)酸量和毒性敏感性均較高。

因此，pH為7～9產(chǎn)酸量較高，毒性敏感性較強(qiáng)，是醛的水解酸化毒性抑制實(shí)驗(yàn)較為適宜的條件。

2.4 優(yōu)化條件下的優(yōu)勢菌

考察F/M為1.5，污泥濃度為4 g/L，pH 8條件下36 h水解酸化微生物情況，如表5所示。表5中顯示，在優(yōu)化條件下，TVFA達(dá)到了較高的水平，微生物測序結(jié)果表明門水平的微生物主要是厚壁菌門、變形菌門、擬桿菌門、互養(yǎng)菌門、放線菌門、綠彎菌門。厚壁菌門是參與水解酸化的微生物，能夠耐不利環(huán)境，分解有機(jī)物，產(chǎn)生胞外酶，參與TVFA的產(chǎn)生[30-31]。

變形菌門微生物、厚壁菌門微生物、擬桿菌門微生物對(duì)物質(zhì)降解起主要作用，屬于水解菌，能夠水解有機(jī)物[32]。放線菌含有水解酸化菌，參與水解酸化[33]。

互養(yǎng)菌門微生物也屬于水解酸化菌。綠彎菌門耐惡劣環(huán)境，適應(yīng)環(huán)境迅速。綠彎菌門是水解細(xì)菌，降解有機(jī)物，驅(qū)動(dòng)水解酸化[34]。

上述水解酸化微生物的生長需要適宜的生長條件，在優(yōu)化的基質(zhì)濃度、污泥濃度和pH條件下，微生物活性較大，產(chǎn)酸情況良好，且對(duì)毒性物質(zhì)的敏感性也較強(qiáng)，能夠很好地以產(chǎn)酸情況的變化來表明受試物毒性的變化。

表5 優(yōu)化條件下水解酸化優(yōu)勢菌Table 5 Hydrolytic acidification predominant bacteria under optimal conditions

3 結(jié)論

通過分析基質(zhì)濃度、污泥濃度和pH對(duì)水解酸化毒性實(shí)驗(yàn)的影響得出以下結(jié)論。

(1)產(chǎn)酸量隨基質(zhì)濃度的升高而升高，最終達(dá)到平衡，產(chǎn)酸量隨污泥濃度變化不大，產(chǎn)酸量隨pH變化有一個(gè)最佳pH條件(7～9)，高于或低于此范圍產(chǎn)酸量下降；基質(zhì)濃度和pH對(duì)不同類型酸的占比影響較大，污泥濃度影響較?。槐犬a(chǎn)酸活性和抑制率隨基質(zhì)濃度的升高而升高，比產(chǎn)酸活性和抑制率隨污泥濃度和pH的變化，分別存在一個(gè)最佳污泥濃度和最佳pH。

(2)F/M在小于1.47時(shí)，產(chǎn)酸量隨著F/M的增加而增加，大于1.47時(shí)逐漸降低，F(xiàn)/M在1.47左右時(shí)有最高產(chǎn)酸量，抑制率隨F/M增大而升高，在F/M大于1.47后升高變緩，大于2.21后基本達(dá)到穩(wěn)定，在F/M為2.21時(shí)達(dá)到最高點(diǎn)，因此既要保證產(chǎn)酸量高又要保證毒性敏感性高的條件下，水解酸化毒性抑制實(shí)驗(yàn)最佳F/M區(qū)間在1.47～2.21。

(3)產(chǎn)酸量在污泥濃度為2.42～6.29 g/L范圍內(nèi)較高，抑制率隨著污泥濃度升高逐漸降低，在2.42～4.84 g/L范圍內(nèi)較高，因此2.42～4.84 g/L范圍內(nèi)產(chǎn)酸量高，而且毒性敏感性強(qiáng)，是水解酸化毒性抑制實(shí)驗(yàn)的適宜污泥濃度。

(4)產(chǎn)酸量在pH7～9范圍內(nèi)較高，抑制率在pH7～9時(shí)較高。因此7～9是水解酸化毒性抑制實(shí)驗(yàn)適宜的pH。