2-丁烯醛生产废水对厌氧生物处理的毒性

2-丁烯醛生产废水对厌氧生物处理的毒性宋广清;席宏波;孙秀梅;周岳溪;宋玉栋;邢鑫【摘要】以厌氧颗粒污泥为受试生物、乙酸钠为底物,研究了2-丁烯醛废水的厌氧处理毒性及污泥胞外聚合物(EPS)的组成变化•结果表明,2-丁烯醛废水COD«850mg/L时，厌氧颗粒污泥的比产甲烷活性(SMA)几乎不受影响；当废水COD从2125mg/L提高到4249mg/L时，厌氧颗粒污泥的比产甲烷活性(SMA)从70.5mLCH4/(gVSS・d)降低至9.4mLCH4/(gVSS・d);COD为8499mg/L时厌氧颗粒污泥的SMA仅为4.7mLCH4/(gVSS・d),且废水中有毒物质表现为杀菌性毒素.随着COD升高,EPS(TOC表征)、多聚糖、蛋白质含量呈现先降低后升高趋势三维荧光光谱结果显示，不同COD条件下EPS荧光峰数量及位置相同,分别为类酪氨酸荧光峰peakA(入ex/入em=275nm/305nm)、类色氨酸荧光峰PeakB(入ex/入em=275nm/350nm)、辅酶F420贡献的荧光峰PeakC(入ex/入em=415nm/470nm)及类富里酸荧光峰PeakD(入ex/入em=335nm/450nm),其中荧光峰peakA和peakB峰强度较强.％Withanaerobicgranularsludgeasthetestorganismsandsodiumacetateassubstrate,thetoxicityofcrotonaldehydewastewatertoanaerobictreatmentwasstudiedandtheinfluencesonthecompositionofextracellularpolymericsubstance(EPS)ofthegranularsludgewereinvestigated.TheresultsshowedthatwhenCODofthecrotonaldehydewastewaterwaslessthan850mg/L,ithadlittleeffectonthespecificmethanogenicactivity(SMA).However,theinhibitoryimpactwasseriouswhenCODincreasedfrom2125mg/Lto4249mg/L,withSMAdecreasingfrom70.5mLCH4/(gVSS・d)to9.4mLCH4/(gVSS・d).Futhermore,whenCODwasashighas8499mg/L,SMAwasmerely4.7mLCH4/(gVSS・d),whichprovedcrotonaldehydewastewatermanifestingbactericidaltoxin.Meanwhile,thechangesofEPSofanaerobicgranularsludgeunderdifferentconcentratiosofcrotonaldehydewastewaterwerestudied.ItdisplayedthatwithCODincreasing,theamount(representedbyTOC),polysaccharidescontentandproteincontentofESPallexhibitedatreandofdecreasefirstandthenincrease.Moreover,thespectralinformationaboutthechemicalcompositionsofEPSwaspresentedbythethreedimensionalemissionandexcitationmatrixes(EEMs).AlthoughsimilarpatternswithpeaksnumbersandlocationswerefoundundervariousCODconditions,thefluorescenceintensitieswerequitedifferentamongthematrixes.Fourdistinctfluorescencepeakswererespectivelyidentifiedastyrosine-likepeakA(入ex/入em=275nm/305nm)、tryptophan-likepeakB(入ex/入em=275nm/350nm)、peakC(入ex/入em=415nm/470nm)contributedbyF420andfulvic-acid-likepeakD(入ex/入em=335nm/450nm),inwhichthepeakintensitiesofpeakAandpeakBwerestrongerthantheothers.【期刊名称】《中国环境科学》年(卷),期】2015(000)007【总页数】6页(P2021-2026)关键词】2-丁烯醛生产废水;厌氧生物处理;比产甲烷活性;胞外聚合物作者】宋广清;席宏波;孙秀梅;周岳溪;宋玉栋;邢鑫【作者单位】北京师范大学水科学研究院，北京100875;中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京100012;中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012;中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京100012;中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012;中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京100012;中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012;长安大学，环境科学与工程学院，陕西西安710054;中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京100012;中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012;中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京100012;中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012;中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京100012;中国环境科学研究院，环境基准与风险评估国家重点实验室，北京100012【正文语种】中文【中图分类】X703(EPS)2-丁烯醛，俗称巴豆醛，有反式和顺式两种异构体，在工业级丁烯醛产品中主要以反式结构为主.2-丁烯醛在工业上主要用于合成山梨酸、丁醛、丁醇、2-乙基己醇等有机化工产品［1-2］.随着高效低毒防腐剂山梨酸［3-4］市场需求量的急剧增加，2-丁烯醛产量也不断上升.2-丁烯醛生产废水毒性大，有机物浓度高，组分复杂，可生化性差.因此，寻求经济高效的2-丁烯醛生产废水预处理技术和工艺具有现实意义［5］.目前，处理2-丁烯醛废水多采用焚烧法［5］.由于2-丁烯醛废水热值低，焚烧过程需借助油或燃气(焦炉煤气)作为辅助燃料，提高了焚烧炉的运行成本［6］.此外，关于高浓度有机废液焚烧标准国内外一些专家存有争议［7］.生物处理技术具有经济可行、无二次污染等特点被广泛研究和应用[8-9].在厌氧条件下，微生物具有某些脱毒和降解有毒有机物的特性，而且还具有在好氧条件下尚未发现的脱毒反应，如氯酚在厌氧条件下作为电子受体还原脱氯成为更易生物降解的苯酚或单氯酚[10].同时，废水的厌氧处理较好氧处理还具有节省能耗、污泥量少，且能将污染物转化成可利用的甲烷燃料等优势[11-12].因此，应用厌氧生物技术处理难降解有毒有机物已引起了关注[13-14].随着厌氧生物处理新技术的不断出现及厌氧生物对难降解物质分解转化的独特优势，厌氧生物技术已越来越多地应用于工业废水的处理[15-16].2-丁烯醛生产废水在应用厌氧生物处理技术之前，弄清该废水对厌氧颗粒污泥的毒性机理非常重要，但目前类似研究却鲜有报道.据此，本试验以乙酸钠为底物，开展了2-丁烯醛废水对厌氧产甲烷活性抑制效应及毒害机理的研究.1.1废水来源及水质本试验用水取自我国北方某石化厂2-丁烯醛生产装置脱水塔，其水质指标及主要特征污染物如表1所示.试验装置静态产甲烷试验在250mL磨口锥形瓶中进行，胶塞密封，置于智能控温数显水浴槽中，水浴槽内温度维持在（36±1）工.产生的气体导入装有3mol/LNaOH溶液的史氏发酵管以提纯甲烷气体，甲烷产量由50mL的史氏发酵管收集并计量•试验装置如图1所示.1.3厌氧颗粒污泥以某工厂处理柠檬酸废水的厌氧颗粒污泥为接种污泥，其悬浮物（SS）浓度为83.9g/L，挥发性悬浮物（VSS）浓度为65.8g/L.污泥未经驯化直接进行试验.1.4试验方法1.4.1厌氧毒性试验采用不同浓度2-丁烯醛生产废水作为受试物，在每个受试样反应瓶中接种40mL厌氧颗粒污泥和210mL试液，试液由50mL不同浓度的2-丁烯醛废水、10mLCOD为60g/L乙酸钠溶液及150mL营养盐［17］组成，用2mol/LNaOH溶液调pH值至6.8~7.2，然后将锥形瓶置于水浴槽•不同系列废水COD列于表2，其中不含废水系列作为空白样，不同浓度废水作为受试样，每个系列做2个平行样.摇匀后试验开始启动，每次读数前摇匀锥形瓶30s并记录不同时间累积产气量，直至基本不产气为止.产甲烷毒性恢复试验在产甲烷毒性试验完成后，待各体系中污泥完全沉淀，弃去上清液，用无氧蒸馏水置换残余发酵液3次，然后在各体系中加入与产甲烷毒性测定试验中空白样完全相同浓度和体积的营养盐和乙酸钠，充氮脱氧后密封摇匀开始启动试验，记录各体系不同时间的累积产气量.1.5测定方法胞外聚合物提取，采用热提取法［18］；胞外聚合物多聚糖采用苯酚硫酸法［19］；蛋白质采用考玛斯亮蓝G-250法［19］;EPS的总量用TOC表征；胞外聚合物荧光组分测定，采用HitachiF-7000荧光光谱仪（日本Hitachi公司）；荧光光谱扫描条件：PMT电压700V；激发和发射狭缝均为5nm;激发波长范围为250~450nm;发射波长范围为300~550nm；发射波长间隔均为5nm;响应时间为自动；扫描速度为1200nm/min.2.1厌氧毒性试验结果与分析为研究不同浓度2-丁烯醛生产废水对厌氧颗粒污泥产甲烷活性的影响，间歇性测定了乙酸钠与不同浓度废水共基质作用下各反应瓶内累积产甲烷量，试验结果如图2所示.由图2可以看出，随着废水浓度的不断增加，其产甲烷累计量逐渐降低，且曲线中最大活性区间斜率也越来越小.1#受试样累积产气量与0#对照组产气量基本相同，其余受试样累积甲烷产气量均低于对照组，这表明2-丁烯醛生产废水中特征污染物对产甲烷菌具有较强的抑制作用，以至活性最后完全被抑制.为进一步研究2-丁烯醛生产废水毒性与COD关系，考察了不同COD废水对厌氧颗粒污泥比产甲烷活性(SMA)的影响[20-21],以SMA抑制分数表示2-丁烯醛生产废水对厌氧颗粒污泥的抑制程度.SMA及抑制分数的计算公式如下：式中：入为厌氧颗粒污泥的比产甲烷活性，mLCH4/(gVSS・d);R为产甲烷速率(曲线中最大活性区间的平均斜率)，mLCH4/h;V为反应器中液体体积，L;VSS为反应器中污泥浓度，gVSS/L;1为SMA抑制率，％;入0和入1分别为对照实验和受2-丁烯醛生产废水中有毒物质作用后颗粒污泥比产甲烷活性，mLCH4/(gVSS・d).从图3可以看出，2-丁烯醛生产废水对厌氧颗粒污泥产甲烷菌具有较强的毒性.随着COD的增加，污泥的比产甲烷活性逐渐减低.2-丁烯醛废水COD为212,425,850mg/L时，对应的SMA分别为115.3,102.7,96.1mLCH4/(gVSS・d),抑制分数分别为10.2%、20.0%和25.2%.当废水COD从2125mg/L提高到4249mg/L时，厌氧颗粒污泥的比产甲烷活性从70.5mLCH4/(gVSS・d)降低至9.4mLCH4/(gVSS・d),抑制率从45.1%提高至92.6%.废水COD为8499mg/L，厌氧颗粒污泥的SMA仅为4.7mLCH4/(gVSS・d),产甲烷菌基本得到了完全抑制.试验结果表明：2-丁烯醛废水中有机物对污泥中产甲烷菌有抑制作用，而且随着废水COD的增加，抑制作用越来越强.产甲烷毒性恢复试验结果与分析2-丁烯醛生产废水不同投加量条件下，废水中有毒物质可能表现为代谢毒素、生理毒素和杀菌毒素3类.代谢毒素不会引起产甲烷菌细胞的死亡，仅通过干涉代谢而产生抑制，一旦解除毒素，细胞活性即能得到恢复;生理毒素能引起细胞与代谢组织损伤或改变酶的活性，对细胞的活性产生抑制，但未直接杀死细胞;杀菌性毒素造成产甲烷菌细胞的死亡，其活性很难得到恢复[20].图4显示了厌氧颗粒污泥经60h2-丁烯醛废水毒性试验后活性恢复过程中累积产甲烷量的变化曲线.从图4可以看出，1#、2#、3#、4#、5#反应器中厌氧活性污泥在接触毒性后在36h内均基本得到相应的恢复，但累积产气量均略低于空白对照组.而6#、7#反应器中受试污泥在反应前8h仍处于被抑制不产甲烷阶段，在此之后6#反应器中活性污泥仅有部分恢复活性.从恢复试验还可以看出，7#反应器中厌氧颗粒污泥已完全丧失生物活性，无法恢复.上述分析和试验结果说明，2-丁烯醛废水COD«3400mg/L时，2-丁烯醛废水中有毒物质表现为代谢毒素，而当COD»8499mg/L时，废水中有毒物质表现为杀菌性毒素.2.3厌氧颗粒污泥中EPS成分分析胞外聚合物（EPS）对颗粒污泥结构和稳定性方面发挥着重要的作用.EPS主要含有多聚糖、蛋白质、核酸、类腐殖质、脂类等，其中蛋白质和多聚糖是EPS中的主要物质[22].外部环境存在有机物或重金属等有毒物质时，微生物会分泌更多的EPS来抵抗外部恶劣环境[23].图5为厌氧颗粒污泥中EPS（TOC表征）、多聚糖、蛋白质含量随2-丁烯醛废水COD变化情况，即在产甲烷毒性试验完成后测定污泥中的EPS•从总体来看，厌氧颗粒污泥中EPS含量表现出先降低后升高的趋势•废水COD从212mg/L提高至2125mg/L时，EPS、多聚糖、蛋白质含量分别从31.4,14.1,5.6mg/gVSS降低为25.7,13.1,4.8mg/gVSS,EPS总量下降了18.1%;而COD从3400mg/L提高至8499mg/L时，EPS、多聚糖、蛋白质含量分别从31.0,14.0,4.2mg/gVSS升高43.1,17.6,6.7mg/gVSS,EPS总量升高了28.1%，多聚糖和蛋白质含量分别增加了25.7%,59.5%•这表明，随着废水COD的升高，其废水毒性对厌氧颗粒污泥的抑制作用越来越大，导致EPS含量的降低；而当废水COD增加3400mg/L时，废水毒性激发了厌氧颗粒污泥中微生物分泌更多的EPS以形成保护层来抵御有毒物质[23],导致EPS含量有所升高•试验发现，EPS中蛋白质分泌相对含量高于多聚糖,这可能由于蛋白质在限制有毒物质扩散及通过化学反应来延缓或防止毒物进入微生物方面发挥着更多优势[24].2.4厌氧颗粒污泥中EPS荧光物质分析EPS中含有芳香结构及不饱和脂肪酸链等多种不同荧光基团，这些荧光基团的荧光特性能表达EPS的结构及官能团等信息[25-27],本研究在产甲烷毒性试验完成后，对不同系列颗粒污泥胞外聚合物进行了提取和荧光分析.图6所示为胞外聚合物的三维荧光光谱，不同COD条件下EPS都具有4个位置相同明显的特征峰，荧光峰PeakA(入ex/入em=275nm/305nm)和荧光峰PeakB(入ex/入em=275nm/350nm)为类蛋白荧光，其中荧光峰PeakA为类酪氨酸荧光，而荧光峰PeakB为类色氨酸荧光，其与胞外聚合物中的芳环氨基酸结构有关[28];荧光峰PeakC(入ex/入em=415nm/470nm)与辅酶F420的贡献有关[29];荧光峰PeakD(入ex/入em=335nm/450nm)为可见区类富里酸荧光，与胞外聚合物中的羧基和羰基结构有关[30]•荧光峰PeakA和PeakB的荧光强度较强，而荧光峰PeakC和PeakD的荧光强度相对较弱.试验研究了4种荧光峰丰度随废水COD变化趋势，结果如图7所示•从图7可以看出随着COD升高厌氧颗粒污泥EPS各荧光峰丰度均降低；当浓度增加到一定范围时，各荧光峰丰度又表现出升高趋势•这主要是由于当废水COD较低时，废水中有毒有机物对厌氧颗粒污泥微生物的EPS分泌有抑制作用，导致了各峰强度均有所降低;当浓度增加到一定范围，较强的毒性作用促使了微生物开启自我保护机制，激发更多细胞参与代谢活动进而分泌更多EPS来抵抗外部恶劣环境[23],从而导致了EPS分泌增加，故荧光峰丰度升高•此外，类蛋白荧光峰(peakA和peakB)峰强度变化同上述EPS成分含量变化趋势相一致.3.1废水COD<850mg/L,2-丁烯醛废水中有毒物质对厌氧颗粒污泥的产甲烷抑制低于30%;废水COD从2125mg/L提高到4249mg/L时抑制分数从45.1%提高至92.6%;废水COD为8499mg/L，产甲烷菌基本受到完全抑制.3.2废水COD«3400mg/L,2-丁烯醛废水有毒物质表现为代谢毒素；而COD»8499mg/L时，废水中有毒物质造成产甲烷菌细胞的死亡，其活性很难得到恢复，废水表现为杀菌性毒素.3.3随着COD的增大，污泥中EPS(TOC表征)、多聚糖、蛋白质含量呈现出先降低后升高趋势•不同COD条件下，EPS均具有4个位置相同的荧光峰，其中类蛋白荧光峰(peakA和peakB)峰强度变化同EPS成分含量变化相一致.ChinaEnvironmentalScience,2015,35(7):2021-2026【相关文献】陈德宁.丁烯醛的生产工艺及应用[J].广西化工，1997，26(2):6-14.王怀利.2-丁烯醛生产工艺改进研究[J].山东化工，2009，38(11):34-36.薛苏生.山梨酸的生产应用及发展前景[J].江苏化工，1998，26(1):51-54.OhtsukiT，SatoK，SugimotoN，etal.Absolutequantitativeanalysisforsorbicacidinprocessedfoodsusingprotonnuclearmagneticresonancespectroscopy[J].AnalyticaChimicaActa，2012，734:54-61.宋明川，王家彩，王秋慧，等.焚烧法处理巴豆醛废水[J].环境科技，2010，23(5):48-50.吕宏俊，李晓东，严建华，等.有机废液焚烧处理的几个关键问题研究[J].电站系统工程，2004，20(4):9-12.[7]另U如山，杨励丹，李季，等屆内夕卜有机废液的焚烧处理技术[J].化工环保，1999,19(3):148-154.曹微寰，周琪.糖精酯化废水生物处理的试验研究[J].中国环境科学，2000，20(3):263-267.PetreE，SelisteanuD，SendrescuD.Adaptiveandrobust-adaptivecontrolstrategiesforanaerobicwastewatertreatmentbioprocesses[J].ChemicalEngineeringJournal，2013，217:363-378.BajajM，GallertC，WinterJ.Anaerobicbiodegradationofhighstrength2-chlorophenol-containingsyntheticwastewaterinafixedbedreactor[J].Chemosphere，2008，73(5):705-710.FangHHP，ChanOC.ToxicityofPhenoltowardsAnaerobicBiogranules[J].WaterResearch，1997，31(9):2229-2242.ChanYJ，ChongMF，LawCL，etal.Areviewonanaerobicaerobictreatmentofindustrialandmunicipalwastewater[J].ChemicalEngineeringJournal，2009，155(1/2)：1-18.[13]周洪波，邱冠周•应用EGSB反应器处理五氯苯酚废水[J].中国环境科学，2006,26(2)：141-144.[14]陈婷婷，唐崇俭，郑平•制药废水厌氧氨氧化脱氮性能与毒性机理的研究[J].中国环境科学，2010，30(4)：504-509.[15]VeereshGS，KumarP，MehrotraI.Treatmentofphenolandcresolsinupflowanaerobicsludgeblanket(UASB)process：areview[J].WaterResearch，2005，39(1)：154-170.[16]陈皓，陈玲，黄爱群，等•降解2-氯酚的厌氧污泥训话及降解性能评价[J].中国环境科学，2007，27(6)：773-776.OwenWF，StuckeyDC，JrJBH，etal.BioassayforMonitoringBiochemicalMethanePotentialandAnaerobicToxicity[J].WaterResearch，1979，13(6)：485-492.KimJS，LeeCH，ChunHD.ComparisonofUltrafiltrationCharacteristicsBetweenActivatedSludgeandBACSludge[J].WaterResearch，1998，32(11)：3443-3451.[19]宁正祥•食品成分分析手册[M].北京：中国轻工业出版社，1998:9-10.[20]贺延龄•废水的厌氧生物处理[M].北京：中国轻工业出版社，1998:542-543.马小云，万金泉•苯酚对厌氧颗粒污泥的毒性研究[J].环境科学，2011,32(5):1402-1406.IsmailSB，ParraCJdL，TemminkH，etal.Extracellularpolymericsubstances(EPS)inupflowanaerobicsludgeblanket(UASB)reactorsoperatedunderhighsalinityconditions[J].WaterResearch，2010，44(6)：1907-1917.AquinoSF，StuckeyDC.Solublemicrobialproductsformationinanaerobicchemostatsinthepresenceoftoxiccompounds[J].WaterResearch，2