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，4，周岳溪*，宋玉栋，邢　鑫（1.北京师范大学水科学研究院，北京100875；2.中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京 100012；3.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；4.长安大学，环境科学与工程学院，陕西 西安 710054）

2 -丁烯醛生产废水对厌氧生物处理的毒性

宋广清1，2，3，席宏波2，3，孙秀梅2，3，4，周岳溪2，3*，宋玉栋2，3，邢鑫2，3（1.北京师范大学水科学研究院，北京100875；2.中国环境科学研究院，水污染控制技术研究中心，北京 100012；3.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；4.长安大学，环境科学与工程学院，陕西 西安 710054）

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peak A （λex/λem=275nm/305nm）、类色氨酸荧光峰 Peak B （λex/λem=275nm/350nm）、辅酶 F420贡献的荧光峰 Peak C （λex/λem=415nm/470nm）及类富里酸荧光峰 Peak D （λex/λem=335nm/450nm），其中荧光峰peak A和peak B峰强度较强.

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

（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　材料与方法

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.

表1　2-丁烯醛废水水质及主要特征污染物Table 1　Quality and primary typical pollutants of crotonaldehyde wastewater

1.2试验装置

图1　试验装置示意Fig.1　Schematic diagram of experimental device

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）℃.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.

表2　各系列编号及对应废水COD （mg/L）Table 2　Number and COD of different series （mg/L）

1.4.2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Hitachi F-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　结果与讨论

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.

图2　毒性试验阶段累积产甲烷曲线Fig.2　Accumulative methane production curves for methanogenic toxicity test

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：λ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；I为SMA抑制率，%；λ0和λ1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.

图3　废水COD含量对厌氧颗粒污泥SMA的影响Fig.3　Effect of different COD content on SMA

2.2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 60h 2-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.

图4　毒性恢复试验阶段累积产甲烷产量随时间的变化Fig.4　Accumulative methane production curves for methanogenic active resuming test

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］.

图5　厌氧颗粒污泥中EPS含量随废水COD的变化Fig.5　Effect of different COD on EPS concentration of anaerobic granular sludge

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Peak A（λex/λem=275nm/305nm）和 荧 光峰Peak B（λex/λem=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（λex/λem=415nm/ 470nm）与辅酶 F420的贡献有关［29］；荧光峰PeakD（λex/λem=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.

图6　厌氧颗粒污泥EPS三维荧光光谱Fig.6　Three-dimensional fluorescence spectra ofanaerobic granular sludge on EPS

图7　荧光峰丰度随COD的变化趋势Fig.7　Effect of different COD concentration on the fluorescence peak intensity of EPS

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（peak A和peak B）峰强度变化同上述EPS成分含量变化趋势相一致.

3　结论

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（peak A和peak B）峰强度变化同EPS成分含量变化相一致.

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Toxicity of crotonaldehyde wastewater to anaerobic biological treatment.

SONG Guang-qing1，2，3，XI Hong-bo2，3，SUN Xiu-mei2，3，4，ZHOU Yue-xi2，3*，SONG Yu-dong2，3，XING Xin2，3（1.College of Water Sciences，Beijing Normal University，Beijing 100875，China；2.Research Center of Water Pollution Control Technology，Chinese Research Academy of Environment Sciences，Beijing 100012，China；3.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment，Chinese Research Academy of Environment Sciences，Beijing 100012，China；4.College of Environmental Science and Engineering，Chang’an University，Xi’an 710054，China）.

China Environmental Science，2015，35（7）：2021～2026

With anaerobic granular sludge as the test organisms and sodium acetate as substrate，the toxicity of crotonaldehyde wastewater to anaerobic treatment was studied and the influences on the composition of extracellular polymeric substance （EPS） of the granular sludge were investigated. The results showed that when COD of the crotonaldehyde wastewater was less than 850mg/L，it had little effect on the specific methanogenic activity （SMA）. However，the inhibitory impact was serious when COD increased from 2125mg/L to 4249mg/L，with SMA decreasing from 70.5mLCH4/（gVSS·d） to 9.4mLCH4/（gVSS·d）. Futhermore，when COD was as high as 8499mg/L，SMA was merely 4.7mLCH4/（gVSS·d），which proved crotonaldehyde wastewater manifesting bactericidal toxin. Meanwhile，the changes of EPS of anaerobic granular sludge under different concentratios of crotonaldehyde wastewater were studied. It displayed that with COD increasing，the amount （represented by TOC），polysaccharides content and protein content of ESP all exhibited a treand of decrease first and then increase. Moreover，the spectral information about the chemical compositions of EPS was presented by the three-dimensional emission and excitation matrixes （EEMs）. Although similar patterns with peaks numbers and locations were found under various COD conditions，the fluorescence intensities were quite different among the matrixes. Four distinct fluorescence peaks were respectively identified as tyrosine-like peak A （λex/λem=275nm/305nm）、tryptophan-like peak B （λex/λem=275nm/350nm）、peak C （λex/λem=415nm/470nm） contributed by F420and fulvic-acid-like peak D （λex/λem=335nm/450nm），in which the peak intensities of peak A and peak B were stronger than the others.

crotonaldehyde wastewater；anaerobic bio-treatment；specific methanogenic activity；extracellular polymeric substance （EPS）

X703

A

1000-6923（2015）07-2021-06

2014-11-29

国家水体污染控制与治理科技重大专项（2012ZX07201-005）

* 责任作者，研究员，zhouyuexi@263.net

宋广清（1985-），男，河北衡水人，北京师范大学水科学研究院博士研究生，主要从事方向为水污染控制技术研究.发表论文5篇.