丁辛醇工業(yè)廢水對生物酸化的抑制特性

付龍飛，沈志強，李 杰，周岳溪

（1. 蘭州交通大學 環(huán)境與市政工程學院，甘肅 蘭州 730000；2. 中國環(huán)境科學研究院 環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012；3. 中國環(huán)境科學研究院 環(huán)境污染控制工程技術研究中心，北京 100012）

丁辛醇（BOA）是重要的有機化工原料和化學助劑原料［1］。BOA工業(yè)生產廢水排放量大、污染物濃度高、成分復雜，是難降解有機廢水的典型代表［2］。目前BOA廢水的處理方法主要有酸化萃取法、空氣催化氧化法、吸附沉降法和減壓蒸發(fā)濃縮法等［3］。徐金球等［4］采用酸化萃取法處理BOA縮合廢水，COD去除率達86%。姜力夫等［5］采用固定床空氣催化氧化法處理BOA縮合廢水，COD去除率達75%。蘭州研究院環(huán)保所的研究人員采用光化學氧化-混凝法處理辛醇廢水，COD去除率達70%［6］。上述方法雖能取得不錯的處理效果，但成本高、能耗大、易產生二次污染。因此，越來越多的研究者開始探索預處理和深度處理的可能性［7］。

水解酸化技術常被用作難降解廢水的預處理工藝［8-9］。水解酸化可分為水解階段和生物酸化階段。水解的作用是將多環(huán)芳烴、長鏈烴等大分子有機物和特殊物質分解為小分子有機物；生物酸化的作用是進一步將小分子有機物轉化為微生物可直接降解利用的揮發(fā)性脂肪酸 （VFA）［10-11］。因此，生物酸化階段是保證后續(xù)處理工藝穩(wěn)定運行的關鍵。有學者采用水解酸化工藝在微好氧條件下處理廢水，提高了生物降解能力［12-14］，但大多都是針對特定廢水進行水解酸化效果評價、參數優(yōu)化以及工藝改進的研究，對于水解酸化過程中微生物的變化并沒有進行深入探究，關于生物酸化處理BOA廢水的研究更是鮮有報道。

本研究以葡萄糖為共基質，厭氧顆粒污泥為受試生物，考察了加入BOA廢水對其COD和TOC的去除，VFA產量，脫氫酶（DHO）、乙酸激酶（ACK）、乙酰輔酶A （ACA）、丁酸激酶（BK）等酶活性和胞外聚合物（EPS）含量的影響，解析了BOA廢水對生物酸化抑制過程的原理，以期為BOA廢水的處理提供指導。

1 實驗部分

1.1 廢水水質

實驗用水取自某石化工業(yè)園區(qū)BOA生產裝置，pH 13.2±0.2，COD （36454±329）mg/L，TOC（12384±16） mg/L，SS （42.6±0.5）mg/L，TDS （3366.5±22.5）mg/L。主要特征污染物有丁酸、正丁醇、異丁醇、丁醛、2-乙基-2-己烯醛、2-乙基-1，3-己二醇和2-乙基己醇等。

1.2 污泥性能

接種的厭氧顆粒污泥取自某實際運行的厭氧反應裝置，以葡萄糖為碳源、NH4HCO3為氮源、K2HPO4為磷源（nC∶nN∶nP=200∶5∶1），在膨脹顆粒污泥床（EGSB）反應器中馴化3個月以上，待其運行穩(wěn)定后，取馴化后的厭氧顆粒污泥（AnGS）開展BOA廢水的抑制性實驗，其SS （29.97±2.39）mg/L，VSS （27.26±0.88）mg/L。

1.3 實驗方法

取7個經清洗干燥高溫滅菌的錐形瓶，依次編號S0～S6，先分別加入20 mL VFA營養(yǎng)鹽溶液（見表1）和10 mL葡萄糖溶液（質量濃度100 g/L），再分別向S1～S6加入不同體積的BOA廢水，使6個錐形瓶中BOA廢水濃度（以COD計，下同）分別為6800，9600，12300，15100，21600，28500 mg/L，不加廢水的S0作為空白樣，。用35%（體積分數）CO2+65% NO2混合氣體吹掃2 min趕走錐形瓶上部空氣，同時向錐形瓶中各加入20 mL AnGS，再向各錐形瓶中補充去離子水至200 mL，調整體系初始pH至6.5±0.1，立即用帶有50 mL氣體收集器的橡膠塞密封，最后將錐形瓶放在25 ℃的恒溫水浴鍋中［15］。于0，6，12，24，48，72，96 h分別取S0～S6體系中混合液5 mL，立即進行泥水分離，測定上清液的COD、TOC和VFA產量；污泥用來提取EPS，并測定EPS中酶的活性。

表1 VFA營養(yǎng)鹽溶液的組成

VFA中主要組分有乙酸（Ac）、丙酸（Pr）、丁酸（Bu）、異丁酸（Iso-Bu）、戊酸（Va）和異戊酸（Iso-Va）等，將所有VFA組分酸的含量乘以各自的轉化因子（Ac 1.07，Pr 1.51，Bu 1.82，Iso-Bu 1.82，Va 2.04，Iso-Va 2.04）轉化為理論的COD有效表征［16］，并通過厭氧顆粒污泥的比產酸活性（SAA，mg/（g·d））來評估其抑制率（I，%），計算式如下。

式中：R為最大產酸速率，mg/h；Vr為反應物體積，L；VSS為揮發(fā)性懸浮物質量濃度，g/L；SAA0和SAAr分別為空白對照組和實驗組的SAA。

1.4 分析表征方法

采用COD快速測定儀（DR1010型，美國哈希公司）測定COD；采用總有機碳分析儀（TOC-L型，日本島津公司）測定TOC；采用重量法測定SS［17］；采用文獻［18］中的方法測定VSS和TDS；采用氣相色譜儀（7890A型，美國安捷倫公司）測定VFA含量；采用ELISA酶試劑盒（上海酶聯生物科技公司）測定酶活性［19］；采用熱提取法提取EPS［20-21］。

2 結果與討論

2.1 COD、TOC及其去除率的變化

各體系中COD和TOC隨時間的變化情況見圖1，COD和TOC去除率的變化情況見圖2。由圖1和圖2可見：各體系中不加BOA廢水時起始COD為6100 mg/L，TOC為1990 mg/L；不加BOA廢水的體系中，反應96 h后COD去除率為23.8%；BOA廢水濃度為6800 mg/L的體系中COD去除率升高至25.5%；繼續(xù)增加BOA廢水濃度，體系的COD去除率明顯下降，均低于不加BOA廢水時的情況。體系中TOC去除率的變化趨勢與COD相同。

圖1 各體系中COD（a）和TOC（b）隨時間的變化情況

圖2 各體系中COD和TOC去除率的變化情況

當體系中加入的BOA廢水濃度較低時可促進體系中COD和TOC的去除，這是因為低濃度的BOA廢水中毒性物質含量較低，對厭氧顆粒污泥中微生物的抑制作用相對較??；另外，廢水中易被降解的小分子化合物（酸類、醇類和酯類）為微生物提供了充足的能源，刺激了微生物的活性，提高了COD和TOC的去除率。隨著BOA廢水濃度的增加，COD和TOC去除率逐漸降低，因為高濃度BOA廢水中含有較多的毒性物質，一是嚴重抑制了厭氧顆粒污泥中產甲烷劣勢菌群的活性；二是抑制了水解酸化優(yōu)勢菌群的活性，使高分子有機物不能被轉化成產甲烷菌群易降解并直接利用的小分子有機物。

2.2 VFA及其組分酸產量的變化

2.2.1 VFA產量的變化

BOA廢水濃度對VFA產量和I的影響見圖3。由圖3a可見：各體系在96 h時VFA產量（以VSS計，下同）基本趨于穩(wěn)定，不再有明顯增加，產酸過程基本完成，此外隨著BOA廢水濃度升高，VFA產量逐漸下降，這是因為BOA廢水濃度越高，毒性物質的含量越高，對微生物的抑制和毒害作用越大，導致一部分微生物失活或死亡，從而影響了VFA的產量。

依據圖3a并結合式（1）和式（2）計算出不同BOA 廢水濃度下的SAA和I，發(fā)現隨著BOA 廢水濃度的逐漸增加，SAA越來越小，I越來越大；當BOA廢水濃度為28500 mg/L時I達到88%。依據BOA廢水濃度與I的關系，以BOA廢水濃度的對數為橫坐標，I為縱坐標，采用Bolzman擬合曲線進行擬合，結果見圖3b。BOA廢水的半效應濃度（EC50，以COD計）為12607 mg/L，根據擬合曲線可知不同濃度BOA廢水對生物產酸的抑制程度。

圖3 BOA廢水濃度對VFA產量（a）和I（b）的影響

2.2.2 組分酸產量的變化

BOA廢水濃度對VFA各組分酸產量（以VSS計）的影響見圖4。由圖4可見：隨著BOA廢水濃度提高，Ac、Pr、Iso-Bu和Bu產量均明顯減少；不加BOA廢水的體系中Ac、Pr、Iso-Bu和Bu均在96 h時產量最大，分別為248.2，224.2，59.8，142.5 mg/g；BOA廢水濃度為28500 mg/L的體系中，Ac產量在72 h達到最大（54.7 mg/g），而Pr、Iso-Bu和Bu產量在96 h達到峰值，依次為31.6，21.3，17.5 mg/g，此時Ac、Pr、Iso-Bu和Bu僅為不加BOA廢水體系的22.0%、14.1%、35.6%和12.3%。可見BOA廢水對Ac、Pr、Iso-Bu和Bu的產量抑制程度大小順序為Bu＞Pr＞Ac＞Iso-Bu。另外，產酸過程中主導酸為Ac，其次為Pr，所以主要的發(fā)酵類型為丙酸型發(fā)酵。

圖4 BOA廢水濃度對VFA各組分酸產量的影響

2.3 酶活性的變化

BOA廢水濃度對DHO、ACK、ACA和BK酶活性的影響見圖5。由圖5可見，隨著BOA廢水濃度的升高，4種酶的活性均逐漸降低。高濃度的BOA廢水對DHO、ACK、ACA和BK活性抑制顯著的原因可能是：第一，BOA廢水抑制了厭氧顆粒污泥中微生物的活性，導致酶產量降低；第二，BOA廢水中某種特殊的有機物可以使酶發(fā)生變性，一部分酶失活。另外，酶活性在反應48 h最高，然后呈現下降趨勢，與產酸速率（斜率）的變化趨勢基本一致，說明酶活性是影響生物產酸過程中VFA產量變化的重要原因。

圖5 BOA廢水濃度對DHO（a）、ACK（b）、ACA（c）和BK（d）酶活性的影響

2.4 EPS含量的變化

EPS一般具有雙層結構，內層由緊密結合的EPS （TB-EPS）組成，具有一定的形狀，與細胞表面緊密穩(wěn)定結合；外層由松散結合的EPS （LBEPS）組成，為邊緣不明顯的松散黏液層［22］。

BOA廢水濃度對LB-EPS和TB-EPS含量（以VSS計）的影響見圖6。

由圖6a可見：當BOA廢水濃度≤6800 mg/L時，LB-EPS含量在48 h達到最大；當廢水濃度≥9600 mg/L時，LB-EPS含量在24 h達到最大；當BOA廢水濃度為28500 mg/L時，其最大LBEPS含量為163.6 mg/g，是不加BOA廢水時的2.0倍。由圖6b可見：在不同廢水濃度條件下TB-EPS含量均在24 h達到最大；BOA廢水濃度為28500 mg/L時，其最大TB-EPS含量為155.0 mg/g，是不加BOA廢水時的1.4倍?？梢钥闯鯨B-EPS和TB-EPS含量均隨著BOA廢水濃度的增加而升高，這是因為BOA廢水濃度越高對微生物的抑制程度越大，微生物為了抵御有毒有害物質的侵害，分泌了更多的LB-EPS和TB-EPS形成保護層。另外，LB-EPS和TB-EPS含量在0～96 h內先升高后降低，可能由于24 h前微生物受到了不同程度的抑制；48 h后，低濃度BOA廢水的抑制性較小，微生物不斷適應外界的生存環(huán)境，分泌的LB-EPS和TB-EPS含量減少；而高濃度BOA廢水使大量微生物失活，也導致LB-EPS與TB-EPS含量下降。

圖6 BOA廢水濃度對LB-EPS（a）和TB-EPS（b）含量的影響

3 結論

a）當加入BOA廢水濃度（以COD計）≤6800 mg/L時可以促進COD和TOC的去除；隨著BOA廢水濃度的增加，COD和TOC去除率逐漸降低。

b）隨著BOA 廢水濃度升高，VFA產量逐漸下降，SAA逐漸減小，I逐漸增大，BOA廢水的EC50為12607 mg/L。BOA廢水對Ac、Pr、Iso-Bu和Bu的產量抑制程度大小順序為Bu＞Pr＞Ac＞Iso-Bu，產酸過程中主導酸為Ac，其次為Pr，主要的發(fā)酵類型為丙酸型發(fā)酵。

c）高濃度的BOA廢水對DHO、ACK、ACA和BK的酶活性抑制顯著，酶活性是影響生物產酸過程中VFA產量變化的重要原因。

d）隨著BOA廢水濃度升高，LB-EPS和TBEPS含量均增加，LB-EPS和TB-EPS含量在實驗時間內均呈現先升后降的趨勢。

e） BOA廢水的加入對產酸優(yōu)勢菌群的功能造成了影響，抑制了產酸酶的活性，阻礙了產酸過程中VFA的累積，導致COD和TOC的去除率下降，同時微生物分泌大量的EPS抵御外界毒性物質保護自身免受侵害。