付龍飛，沈志強(qiáng)，李 杰，周岳溪

（1. 蘭州交通大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院，甘肅 蘭州 730000；2. 中國環(huán)境科學(xué)研究院 環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012；3. 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）

丁辛醇（BOA）是重要的有機(jī)化工原料和化學(xué)助劑原料［1］。BOA工業(yè)生產(chǎn)廢水排放量大、污染物濃度高、成分復(fù)雜，是難降解有機(jī)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(dá)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(dá)75%。蘭州研究院環(huán)保所的研究人員采用光化學(xué)氧化-混凝法處理辛醇廢水，COD去除率達(dá)70%［6］。上述方法雖能取得不錯(cuò)的處理效果，但成本高、能耗大、易產(chǎn)生二次污染。因此，越來越多的研究者開始探索預(yù)處理和深度處理的可能性［7］。

水解酸化技術(shù)常被用作難降解廢水的預(yù)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(zhǎng)鏈烴等大分子有機(jī)物和特殊物質(zhì)分解為小分子有機(jī)物；生物酸化的作用是進(jìn)一步將小分子有機(jī)物轉(zhuǎn)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(yùn)行的關(guān)鍵。有學(xué)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(duì)特定廢水進(jìn)行水解酸化效果評(píng)價(jià)、參數(shù)優(yōu)化以及工藝改進(jìn)的研究，對(duì)于水解酸化過程中微生物的變化并沒有進(jìn)行深入探究，關(guān)于生物酸化處理BOA廢水的研究更是鮮有報(bào)道。

本研究以葡萄糖為共基質(zhì)，厭氧顆粒污泥為受試生物，考察了加入BOA廢水對(duì)其COD和TOC的去除，VFA產(chǎn)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(duì)生物酸化抑制過程的原理，以期為BOA廢水的處理提供指導(dǎo)。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 廢水水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)用水取自某石化工業(yè)園區(qū)BOA生產(chǎn)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(shí)際運(yùn)行的厭氧反應(yīng)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(yīng)器中馴化3個(gè)月以上，待其運(yùn)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(shí)驗(yàn)，其SS （29.97±2.39）mg/L，VSS （27.26±0.88）mg/L。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

取7個(gè)經(jīng)清洗干燥高溫滅菌的錐形瓶，依次編號(hào)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(zhì)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(gè)錐形瓶中BOA廢水濃度（以COD計(jì)，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?jǐn)?shù)）CO2+65% NO2混合氣體吹掃2 min趕走錐形瓶上部空氣，同時(shí)向錐形瓶中各加入20 mL AnGS，再向各錐形瓶中補(bǔ)充去離子水至200 mL，調(diào)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(jìn)行泥水分離，測(cè)定上清液的COD、TOC和VFA產(chǎn)量；污泥用來提取EPS，并測(cè)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(zhuǎn)化因子（Ac 1.07，Pr 1.51，Bu 1.82，Iso-Bu 1.82，Va 2.04，Iso-Va 2.04）轉(zhuǎn)化為理論的COD有效表征［16］，并通過厭氧顆粒污泥的比產(chǎn)酸活性（SAA，mg/（g·d））來評(píng)估其抑制率（I，%），計(jì)算式如下。

式中：R為最大產(chǎn)酸速率，mg/h；Vr為反應(yīng)物體積，L；VSS為揮發(fā)性懸浮物質(zhì)量濃度，g/L；SAA0和SAAr分別為空白對(duì)照組和實(shí)驗(yàn)組的SAA。

1.4 分析表征方法

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

2 結(jié)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(shí)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(shí)起始COD為6100 mg/L，TOC為1990 mg/L；不加BOA廢水的體系中，反應(yīng)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(shí)的情況。體系中TOC去除率的變化趨勢(shì)與COD相同。

圖1 各體系中COD（a）和TOC（b）隨時(shí)間的變化情況

圖2 各體系中COD和TOC去除率的變化情況

當(dāng)體系中加入的BOA廢水濃度較低時(shí)可促進(jìn)體系中COD和TOC的去除，這是因?yàn)榈蜐舛鹊腂OA廢水中毒性物質(zhì)含量較低，對(duì)厭氧顆粒污泥中微生物的抑制作用相對(duì)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?yàn)楦邼舛菳OA廢水中含有較多的毒性物質(zhì)，一是嚴(yán)重抑制了厭氧顆粒污泥中產(chǎn)甲烷劣勢(shì)菌群的活性；二是抑制了水解酸化優(yōu)勢(shì)菌群的活性，使高分子有機(jī)物不能被轉(zhuǎn)化成產(chǎn)甲烷菌群易降解并直接利用的小分子有機(jī)物。

2.2 VFA及其組分酸產(chǎn)量的變化

2.2.1 VFA產(chǎn)量的變化

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

依據(jù)圖3a并結(jié)合式（1）和式（2）計(jì)算出不同BOA 廢水濃度下的SAA和I，發(fā)現(xiàn)隨著BOA 廢水濃度的逐漸增加，SAA越來越小，I越來越大；當(dāng)BOA廢水濃度為28500 mg/L時(shí)I達(dá)到88%。依據(jù)BOA廢水濃度與I的關(guān)系，以BOA廢水濃度的對(duì)數(shù)為橫坐標(biāo)，I為縱坐標(biāo)，采用Bolzman擬合曲線進(jìn)行擬合，結(jié)果見圖3b。BOA廢水的半效應(yīng)濃度（EC50，以COD計(jì)）為12607 mg/L，根據(jù)擬合曲線可知不同濃度BOA廢水對(duì)生物產(chǎn)酸的抑制程度。

圖3 BOA廢水濃度對(duì)VFA產(chǎn)量（a）和I（b）的影響

2.2.2 組分酸產(chǎn)量的變化

BOA廢水濃度對(duì)VFA各組分酸產(chǎn)量（以VSS計(jì)）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(chǎn)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(shí)產(chǎn)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(chǎn)量在72 h達(dá)到最大（54.7 mg/g），而Pr、Iso-Bu和Bu產(chǎn)量在96 h達(dá)到峰值，依次為31.6，21.3，17.5 mg/g，此時(shí)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%?？梢夿OA廢水對(duì)Ac、Pr、Iso-Bu和Bu的產(chǎn)量抑制程度大小順序?yàn)锽u＞Pr＞Ac＞Iso-Bu。另外，產(chǎn)酸過程中主導(dǎo)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(duì)VFA各組分酸產(chǎn)量的影響

2.3 酶活性的變化

BOA廢水濃度對(duì)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(duì)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(dǎo)致酶產(chǎn)量降低；第二，BOA廢水中某種特殊的有機(jī)物可以使酶發(fā)生變性，一部分酶失活。另外，酶活性在反應(yīng)48 h最高，然后呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，與產(chǎn)酸速率（斜率）的變化趨勢(shì)基本一致，說明酶活性是影響生物產(chǎn)酸過程中VFA產(chǎn)量變化的重要原因。

圖5 BOA廢水濃度對(duì)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(jié)構(gòu)，內(nèi)層由緊密結(jié)合的EPS （TB-EPS）組成，具有一定的形狀，與細(xì)胞表面緊密穩(wěn)定結(jié)合；外層由松散結(jié)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(duì)LB-EPS和TB-EPS含量（以VSS計(jì)）的影響見圖6。

由圖6a可見：當(dāng)BOA廢水濃度≤6800 mg/L時(shí)，LB-EPS含量在48 h達(dá)到最大；當(dāng)廢水濃度≥9600 mg/L時(shí)，LB-EPS含量在24 h達(dá)到最大；當(dāng)BOA廢水濃度為28500 mg/L時(shí)，其最大LBEPS含量為163.6 mg/g，是不加BOA廢水時(shí)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(dá)到最大；BOA廢水濃度為28500 mg/L時(shí)，其最大TB-EPS含量為155.0 mg/g，是不加BOA廢水時(shí)的1.4倍。可以看出LB-EPS和TB-EPS含量均隨著BOA廢水濃度的增加而升高，這是因?yàn)锽OA廢水濃度越高對(duì)微生物的抑制程度越大，微生物為了抵御有毒有害物質(zhì)的侵害，分泌了更多的LB-EPS和TB-EPS形成保護(hù)層。另外，LB-EPS和TB-EPS含量在0～96 h內(nèi)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(yīng)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(dǎo)致LB-EPS與TB-EPS含量下降。

圖6 BOA廢水濃度對(duì)LB-EPS（a）和TB-EPS（b）含量的影響

3 結(jié)論

a）當(dāng)加入BOA廢水濃度（以COD計(jì)）≤6800 mg/L時(shí)可以促進(jìn)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(chǎn)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(duì)Ac、Pr、Iso-Bu和Bu的產(chǎn)量抑制程度大小順序?yàn)锽u＞Pr＞Ac＞Iso-Bu，產(chǎn)酸過程中主導(dǎo)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(duì)DHO、ACK、ACA和BK的酶活性抑制顯著，酶活性是影響生物產(chǎn)酸過程中VFA產(chǎn)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(shí)驗(yàn)時(shí)間內(nèi)均呈現(xiàn)先升后降的趨勢(shì)。

e） BOA廢水的加入對(duì)產(chǎn)酸優(yōu)勢(shì)菌群的功能造成了影響，抑制了產(chǎn)酸酶的活性，阻礙了產(chǎn)酸過程中VFA的累積，導(dǎo)致COD和TOC的去除率下降，同時(shí)微生物分泌大量的EPS抵御外界毒性物質(zhì)保護(hù)自身免受侵害。