1 引言

　　食品加工、皮革制造及石油等行業的快速發展造成含鹽有機廢水排放量日益增加,這類廢水除具有高鹽度外,通常還含有較高濃度的有機物,因此,采用厭氧生物處理技術處理此類含鹽有機廢水更具實用性.升流式厭氧污泥流化床(UASB)、厭氧序批式生物膜反應器(ASBBR)和膨脹顆粒污泥床(EGSB)等厭氧生物處理技術已經被證明可以有效地處理含鹽有機廢水.

　　胞外聚合物(EPS)是微生物通過新陳代謝作用和細胞自溶形成的附著于細胞壁外的大分子粘性有機多聚物,其在細胞壁表面呈流變性雙層結構,內層為緊密結合型EPS(TB-EPS),與細胞壁結合較緊密,具有一定外形,相對穩定地附著于細胞壁外;外層為松散結合型EPS(LB-EPS),可向周圍環境擴散,為無明顯邊緣的粘液層.EPS主要由蛋白(PN)和多糖(PS)組成,并含有少量的腐殖酸、核酸等.EPS的這種組成有利于微生物細胞間的粘附和聚集,并影響污泥絮體的理化性質,如沉降性、絮凝性、脫水性、表面帶電性等.因此,研究胞外聚合物在廢水生物處理系統中的作用對于維持工藝的穩定運行十分必要.

　　EPS含量和組成的變化與廢水中營養物質濃度、基質種類、溶解氧含量、重金屬離子等有毒有害物質濃度及鹽度等有關.近年來,廢水中鹽度的變化對污泥EPS含量和組成的影響已經引起學者廣泛關注.Abbasi等 發現,進水鹽度的增加能刺激微生物分泌更多的胞外多糖以降低滲透壓的升高對細胞的破壞.Ismail等發現,厭氧污泥EPS中PN含量在進水Na+濃度為10 g · L-1和20 g · L-1時沒有顯著不同,而Na+濃度為10 g · L-1時,EPS中PS含量更高.Wang等 研究了鹽度變化對好氧顆粒污泥EPS的影響,發現進水鹽度由0逐漸增加至8%會導致好氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量增加,PN/PS比降低,LB-EPS和TB-EPS含量與顆粒污泥容積指數(SVI)正相關.人們對進水中鹽度的變化對厭氧和好氧污泥EPS含量和組成的影響已經做了大量研究,然而,關于鹽度的增加對厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS含量與組成的影響報道較少,并且不同鹽度下厭氧污泥的理化性質與胞外聚合物間關系的研究未見報道.

　　針對上述問題,本文擬研究UASB厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量隨著進水鹽度增加的變化規律,并利用三維熒光(3D-EEM)和傅里葉變換紅外(FTIR)技術分析不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS的組成和結構,討論LB-EPS和TB-EPS中PN和PS組成和含量的變化與污泥沉降性間的關系,以期為含鹽有機廢水厭氧處理的研究提供有益借鑒.

　　2 材料與方法

　　2.1 試驗裝置

　　UASB反應器如圖 1所示,反應器由有機玻璃柱制成,反應器主體分為上、下兩部分,上部為沉淀區,下部為反應區,反應區內徑8 cm,高80 cm,有效容積4 L,沉淀區內徑15 cm,有效高度15 cm,有效容積2 L,反應器總高100 cm,總有效容積6 L.采用蠕動泵向UASB反應器進水,流量為0.42 L · h-1,水力停留時間為24 h,反應器外設有循環泵以使廢水和污泥充分接觸.UASB反應器在常溫下運行.

　　圖 1 UASB反應器示意圖

　　2.2 實驗用水和接種污泥

　　模擬含鹽有機廢水主要成分如下(mg · L-1)：葡萄糖1536,NaNO3 364,KH2PO4 79,鹽度和微量元素由海水晶提供.鹽度為 3%(每升含30 g 海水晶)條件下,海水晶成分如下(mg · L-1)：Na+ 9880,Mg2+ 950,Cl- 18025,SO42- 2500,K+ 360,Ca2+ 300,Zn2+ 0.015,Mn2+ 0.013,Fe2+ 0.13,Co2+ 3×10-4,Mo6+ 3×10-3,Sr+ 7.5×10-3,I- 0.07,Se6+ 3.5×10-4,Cu2+ 0.05,活性磷酸鹽 0.045,亞硝酸鹽 0.01,硝酸鹽 0.3.進水 pH 控制在 7.5 左右.青島市李村河污水處理廠消化污泥作為UASB反應器接種污泥,污泥濃度(MLSS)為4.23 g · L-1.

　　2.3 分析方法2.3.1 胞外聚合物提取和測定

　　依據Li等 的方法適當修改后提取LB-EPS和TB-EPS.取反應器中污泥樣品40 mL,在6000 r · min-1下離心5 min,棄去上清夜,得到濃縮的污泥;用預熱到70 ℃的NaCl溶液(與污泥樣品具有相同鹽度)稀釋至40 mL,蓋緊蓋子并快速振蕩1 min;將提取后的混合液于6000 r · min-1離心10 min,收集上清液,即為LB-EPS.用NaCl溶液(與污泥樣品具有相同鹽度)稀釋至40 mL,60 ℃水浴30 min后再在6000 r · min-1下離心15 min,收集上清液,即為TB-EPS.

　　上清液經過0.45 μm醋酸纖維素膜過濾后分析LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量.PN含量采用Folin酚法測定,PS含量采用蒽酮比色法測定.以LB-EPS(或TB-EPS)中PN和PS含量之和表示LB-EPS(或TB-EPS)總量.

　　2.3.2 三維熒光光譜分析

　　采用熒光分光光度計(F-4600,Hitachi,日本)測定LB-EPS和TB-EPS三維熒光光譜.激發波長(λEx)范圍為200~400 nm,掃描間隔5 nm;發射波長(λEm)范圍為200~500 nm,掃描間隔5 nm;激發光和發射光的狹縫均為10 nm,掃描速度為1200 nm · min-1.采用Origin 8.1軟件繪制光譜圖.

　　2.3.3 傅里葉變換紅外光譜分析

　　采用傅里葉變換紅外光譜儀(Tensor 27,Bruker Optics,德國)測定LB-EPS和TB-EPS紅外光譜.LB-EPS和TB-EPS提取液經過冷凍干燥處理后與光譜純KBr按照1 ∶ 100質量比研磨混合,并于一定壓力下保持若干分鐘制成半透明薄片,在400~4000 cm-1波數范圍內掃描,檢測器分辨率為4 cm-1.

　　2.3.4 常規分析測定方法

　　COD、NO3--N、NO2--N、MLSS、MLVSS及SVI均采用國家規定的標準方法測定,pH采用便攜式pH儀測定.

　　3 結果與分析(Results and discussion)3.1 鹽度變化對UASB反應器反硝化性能的影響

　　不同鹽度下進出水中COD、NO3--N和NO2--N的變化如圖 2所示.廢水中鹽度的增加會使細胞外滲透壓升高,這可能會引起細胞的質壁分離、脫水和活性的降低,甚至是解體死亡.每次增加進水中鹽度的初期,由于反硝化菌受到滲透壓升高的沖擊作用,細胞的代謝活性受到抑制,導致出水中COD和NO3--N濃度較高,隨著反硝化菌對高滲透壓的承受能力不斷提高,出水中COD和NO3--N的濃度也逐漸降低.進水鹽度由0逐漸增加至8%,COD平均去除率由90%降至44%,NO3--N平均去除率由95%降至45%.鹽度的增加會引起反硝化菌生長緩慢、代謝活性降低,進而導致COD和NO3--N去除率隨著進水鹽度的增加而下降.此外,鹽度的增加也會刺激微生物分泌更多的胞外聚合物,而多余的胞外聚合物會堵塞底物傳輸的通道,從而降低底物的傳質速率,這也可能導致COD和NO3--N去除率隨著進水鹽度的增加而降低.不同鹽度下出水中沒有顯著的NO2--N累積.

　　圖 2不同鹽度下進出水中COD、NO3--N和NO2--N的變化(a. COD,b. NO3--N,c.NO2--N)

　　3.2 不同鹽度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量的變化

　　不同鹽度下,UASB反應器出水水質穩定后取厭氧污泥用于LB-EPS和TB-EPS中PN和PS含量變化的分析,結果如圖 3所示.進水鹽度由0逐漸增加至8%,LB-EPS中PN和PS的含量分別由3.75和1.19 mg · g-1(以VSS計)增加至26.82和14.65 mg · g-1(以VSS計),TB-EPS中PN和PS含量分別由9.70和2.55 mg · g-1(以VSS計)增加至30.11和12.92 mg · g-1(以VSS計).不同鹽度下,LB-EPS和TB-EPS中PN含量總是高于PS含量,這與EPS中存在大量的胞外酶有關.進水中鹽度的增加導致細胞內外離子濃度的差異增大,為調節這種差異,細胞在滲透壓升高的脅迫下通過分泌大量的酶和其他輔助物質增強主動運輸和擴散等運輸活動以適應環境的變化,從而維持正常的新陳代謝,這可能是導致EPS中PN和PS含量隨著進水鹽度增加而增多的原因.另外,不能適應環境中鹽度增加的細胞的解體也會使胞內蛋白和多糖等大分子物質釋放,這也會導致EPS中PN和PS含量增加.Li等 報道了相似的結果,進水鹽度由0.4%逐漸增加至2%會導致厭氧污泥EPS中PN和PS含量增加.然而Ismail等 發現,厭氧污泥EPS中PN含量在進水Na+濃度為10 g · L-1和20 g · L-1時沒有顯著不同,而Na+濃度為10 g · L-1時,EPS中PS含量更高.學者關于進水鹽度的變化對厭氧污泥EPS中PN和PS含量影響的報道結果并不一致,這可能與實驗條件的不同有關.進水鹽度由0逐漸增加至8%,LB-EPS和TB-EPS中PN/PS比分別由3.2和3.8降低至1.8和2.3,表明鹽度的增加更容易引起EPS中PS含量的變化.PS分子中含有大量的極性基團,其與水分子結合能力較強,所以PS可以限制水分的流動,在高滲透壓下,EPS中PS含量的增加可以降低細胞的水分流失,這可以被視為細胞抵御環境中滲透壓增加的一種方式.Abbasi等 發現,細胞外鹽度的增加會刺激細菌分泌更多的胞外PS以降低滲透壓增加對細胞的破壞.Zou等 也報道了相似的結果,鹽度增加導致胞外PS含量的增加.進水鹽度低于4%時,LB-EPS中PS含量低于TB-EPS中的PS含量,而進水鹽度高于4%時,LB-EPS中PS含量更高.

　　圖 3不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS中PN和PS的變化(a.LB-EPS,b.TB-EPS,c.PN/PS比)

　　3.3 不同鹽度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS的三維熒光光譜

　　不同鹽度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS的三維熒光光譜如圖 4所示.X軸和Y軸分別代表發射光譜(λEx)和激發光譜(λEm),等高線代表熒光強度.熒光峰A(275~280 nm /335~345 nm)和B(220~225 nm /335~350 nm)為類蛋白熒光,分別與色氨酸蛋白類物質和芳環蛋白類物質有關;熒光峰C(325~340 nm /435~440 nm)為類胡敏酸熒光,與胡敏酸類物質有關.不同鹽度下,熒光峰A和熒光峰B在LB-EPS和TB-EPS中均被檢測到,表明厭氧污泥胞外聚合物中的蛋白由色氨酸蛋白類物質和芳環蛋白類物質組成.在鹽度為4%和8%條件下,熒光峰C在TB-EPS中被檢測到,表明胡敏酸類物質的存在,這與死細胞和大分子物質(如蛋白質和多糖)的分解有關,反映了鹽度的增加對細胞的毒害作用.LB-EPS的3D-EEM光譜中沒有檢測到類胡敏酸熒光,這可能與胡敏酸類物質含量較低有關.不同進水鹽度下,熒光峰位和峰強度如表 1所示.與進水鹽度為0時LB-EPS和TB-EPS熒光峰位相比,進水鹽度為8%時,LB-EPS中熒光峰A沿發謝光譜和激發光譜方向紅移5 nm,TB-EPS中熒光峰A沿激發光譜方向紅移5 nm.熒光峰的紅移表明熒光基團中羰基、羧基、羥基和胺基增加.進水鹽度為8%時,LB-EPS中熒光峰B沿發射光譜方向紅移5 nm,鹽度為4%和8%時,沿激發光譜方向分別藍移5 nm和10 nm,熒光峰的藍移表明熒光基團中芳香環減少.熒光峰的移動反映了鹽度的增加導致厭氧污泥胞外聚合物中色氨酸蛋白類物質和芳環蛋白類物質中各組分的含量存在變化,引起這種變化的機理和變化的規律需要被進一步的研究.

　　圖 4不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS三維熒光光譜(a. LB-EPS(0) ,b.TB-EPS(0) ,c.LB-EPS(4%),d. TB-EPS(4%),e.LB-EPS(8%),f. LB-EPS(8%))

　　表 1 不同鹽度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中熒光峰特征

　　3.4 不同鹽度下厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS的紅外光譜

　　不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS的紅外光譜如圖 5所示.3440~3454 cm-1處的寬吸收峰是羥基(來自于多糖化合物)和氨基(來自于蛋白質)的伸縮振動導致,由于EPS組成的復雜性,因此很難準確確定3450 cm-1附近的寬吸收峰由何種基團的伸縮振動導致;1630 cm-1附近吸收峰是蛋白質二級結構中β-sheets的C O伸縮振動導致;1400 cm-1附近吸收峰是甲基中C—H鍵振動產生的;1100 cm-1附近吸收峰是多糖類化合物C—O鍵的伸縮振動導致 ;小于1000 cm-1為指紋區;600~900 cm-1的吸收峰說明樣品中存在不飽和鍵.LB-EPS和TB-EPS在3450、1600和1100 cm-1處均有明顯的吸收峰存在,表明LB-EPS和TB-EPS樣品中蛋白質類和多糖類化合物的存在.不同進水鹽度下,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS紅外光譜峰位是相似的,但峰的相對強度隨進水鹽度的增加而表現出不同的變化.LB-EPS和TB-EPS中1100 cm-1附近吸收峰相對強度隨著鹽度增加而顯著增強,表明進水鹽度增加導致厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中多糖的C—O組分相對含量增加.

　　圖 5不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS紅外光譜(a.LB-EPS,b.TB-EPS)

　　3.5 不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS與厭氧污泥沉降性的關系

　　進水鹽度為0、1%、2%、3%、4%、6%和8%條件下,UASB反應器出水水質穩定后,分別在第78、94、115、136、155、190和240 d取厭氧污泥用于LB-EPS、TB-EPS和SVI分析,結果如圖 6所示.進水鹽度由0逐漸增加至8%,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS含量分別由4.94和12.25 mg · g-1(以VSS計)增加至41.47和43.04 mg · g-1(以VSS計).LB-EPS和TB-EPS的變化與鹽度的增加呈明顯的線性關系,R2分別為0.9003(LB-EPS)和0.8851(TB-EPS),由此可知,LB-EPS的變化與進水鹽度的增加關系較TB-EPS更緊密.TB-EPS與細胞壁結合較緊密,具有穩定的外形,而LB-EPS為無明顯邊緣的粘液層,可向周圍環境擴散,這可能導致LB-EPS的含量更容易受環境因素變化的影響.隨著進水鹽度由0逐漸增加至8%,厭氧污泥SVI由88 mL · g-1增加至140 mL · g-1,SVI與鹽度呈現出較好的線性關系,R2為0.9391.SVI的增加表明進水鹽度的增加導致厭氧污泥沉降性惡化.有學者發現,鹽度增加會導致微生物分泌出更多的胞外聚合物以抵御滲透壓升高對細胞的破壞,胞外聚合物與大量水分子結合,結構疏松,因此,其含量的增加導致污泥絮體壓縮性能變差,進而造成污泥沉降性能的惡化.為了更深入地理解進水鹽度的增加對厭氧污泥SVI的影響,不同鹽度下LB-EPS和TB-EPS與SVI間的關系被分別分析(圖 7).SVI與LB-EPS和TB-EPS均正相關,且相關系數r分別為0.915和0.911(p <0.01,n=7) .Li等 發現,LB-EPS與SVI正相關,TB-EPS含量的變化對SVI沒有影響.然而,Ye等 的研究結果顯示,LB-EPS和SVI負相關,TB-EPS與SVI正相關.學者關于LB-EPS與TB-EPS對SVI影響的報道是不一致的,這可能與LB-EPS和TB-EPS含量與組成的不同有關.進水鹽度的增加可以刺激微生物分泌更多的PS,這導致LB-EPS和TB-EPS中PN/PS比隨著鹽度的增加而降低.PS是EPS的親水成分,PN是EPS的疏水成分,較低的PN/PS比導致污泥絮體的疏水性降低,不利于污泥絮凝,進而降低污泥的沉降性.Chen等 報道了相似的結果,SVI隨著EPS中PN/PS比的降低而增加.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　圖 6不同鹽度下LB-EPS、TB-EPS和SVI的變化及相互關系

　　圖 7不同鹽度下LB-EPS、TB-EPS和SVI間的關系

　　4 結論

　　1) 進水鹽度的增加導致厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中蛋白和多糖含量增加,蛋白和多糖含量比值降低,多糖的C—O組分相對含量增加,表明鹽度的增加更容易引起胞外聚合物中多糖的變化.

　　2) 不同鹽度下,厭氧污泥LB-EPS和TB-EPS中的蛋白均由色氨酸類蛋白和芳環類蛋白組成.

　　3) 厭氧污泥中LB-EPS和TB-EPS含量的增加降低了污泥的沉降性.