制药废水厌氧氨氧化脱氮性能与毒性机理的研究

陈婷婷,唐崇俭,郑 平(浙江大学环境工程系,浙江 杭州 310029)

制药废水厌氧氨氧化脱氮性能与毒性机理的研究

陈婷婷,唐崇俭,郑 平*(浙江大学环境工程系,浙江 杭州 310029)

采用上流式厌氧氨氧化污泥床反应器考察了制药废水的生物脱氮性能,并采用发光细菌急性毒性试验研究了制药废水、厌氧氨氧化处理进出水的生物毒性,以及制药废水对厌氧氨氧化污泥的蓄积毒性.结果表明,当制药废水稀释30倍以上时,毒性物质浓度低于毒性抑制浓度阈值,厌氧氨氧化反应器运行性能良好,平均氨氮和亚硝氮去除率分别达87.8%和95.6%,平均总氮容积负荷可达10.38 kg/(m3·d);但当进水稀释小于20倍时,毒性物质浓度高于毒性抑制浓度阈值,反应器运行性能恶化,平均氨氮和亚硝氮去除率降至24.6%和26.0%,直到完全消失.制药废水、厌氧氨氧化反应器进出水均具有较强的生物毒性,在相对发光度为50%时,所对应的制药废水、反应器进水、出水的稀释倍数分别为70.5,5.19,7.77倍.经厌氧氨氧化处理后,出水毒性增强,说明制药废水毒性物质可在厌氧氨氧化污泥中蓄积,具有蓄积毒性.

厌氧氨氧化；制药废水；毒性机理

Abstract：In order to develop effective process to remove nitrogen from pharmaceutical wastewater, the performance of anaerobic ammonia oxidation (anammox) for nitrogen removal from pharmaceutical wastewater was investigated using upflow anaerobic sludge bed (UASB) reactor. The acute toxicity of pharmaceutical wastewater, the influent and effluent of anammox UASB reactor as well as the cumulative toxicity of pharmaceutical wastewater to anammox sludge were also studied. The reactor operation results indicated that when the pharmaceutical wastewater was diluted more than 30 times, the toxicant concentration below the threshold and the operation performance of anammox reactor was very good, the average removal rate of ammonia and nitrite reached 87.8% and 95.6% respectively, the average volumetric total nitrogen loading rate was up to 10.38 kg/(m3·d). However, when the pharmaceutical wastewater was diluted less than 20 times, the toxicant concentration higher than the threshold and the operation performance of anammox reactor deteriorated, the average removal rate of ammonia and nitrite reduced to 24.6% and 26.0%, and then completely disappeared. The acute toxicity by photobacteria tests showed that the pharmaceutical wastewater, the influent and effluent of anammox process all had intense biotoxicity. When the relative luminosity was 50%, the dilution factors of the three samples were 70.5, 5.19, 7.77 respectively. After anammox treatment, the toxicity of effluent enhanced. The cumulative toxicity by photobacteria tests suggested that the toxicants in pharmaceutical wastewater could cumulate in anammox sludge, leading to higher toxicity in the test Anammox sludge than that in the seed sludge.

Key words：anammox process；pharmaceutical wastewater；toxic mechanism

厌氧氨氧化是以氨为电子供体,亚硝酸盐为电子受体的生物反应,最早发现于流化床反应器中[1].厌氧氨氧化工艺具有总氮容积负荷高以及经济性好的优点[2],目前相关研究主要集中在反应器启动[3-4],工艺性能[5-6],富集培养[7-8],分子生物学[9]等方面,有关厌氧氨氧化工艺处理实际废水的研究,迄今少见报道.

制药废水COD、盐度、氨氮含量均很高,成分复杂并含毒性物质,属于难处理工业废水[10],如何处理该类废水是当今环境保护的一个难题.众多学者已研究证实,制药废水对生物具有急性毒性作用[11-13],但对蓄积毒性的研究报道较少[14-15].Carucci等[16]研究表明,制药废水中的某些组分,如林肯霉素,会对传统脱氮技术产生抑制作用.为此,本研究采用实验室装置试验了厌氧氨氧化工艺处理制药废水的性能,并采用发光细菌急性毒性试验研究了制药废水的急性毒性和蓄积毒性.

1 材料与方法

1.1材料

试验用水取自浙江省某制药公司,其水质指标为:pH 9.30~9.72,NH4+-N浓度为5000~ 5500mg/L,COD为2000~4000mg/L,NO2--N 0.82~ 1.03mg/L, NO3--N 8.50~10.06mg/L,废水COD/ NH4+-N为0.4~0.8.

毒性试验菌种为明亮发光杆菌(Photobacterium phosphoreum)T3变种,购自中国科学院南京土壤研究所.培养液及培养基配方参照文献[17].菌剂复苏方法如下:将装有冻干粉的安培瓶从4℃冰箱取出,打开瓶颈,用1mL注射器注入2%NaCl,置于漩涡振荡器上充分混匀,2min后菌剂即复苏发光,作为试验菌剂备用.

毒性试验污泥为用于反应器接种的厌氧氨氧化污泥及处理制药废水后的厌氧氨氧化污泥.

1.2仪器

DXY-2型生物毒性(污染)测试仪(中国科学院南京土壤所);YXQ-SG41-280型手提式压力蒸汽灭菌锅(上海华线医用核子仪器有限公司); FE20型pH计(梅特勒-托利多仪器(上海)有限公司);85-2型磁力搅拌器(杭州仪表电机厂);微量注射器(10µL)(上海光正医疗仪器有限公司); Beckman高速冷冻离心机.

1.3试验装置与运行

上流式厌氧污泥床(UASB)反应器如图1所示.由有机玻璃制成,内径50mm,反应区有效容积为1.1L,外裹黑布,以防光照的负面影响.废水通过蠕动泵连续从底部泵入反应器,气体从反应器顶部气室引出,净化水从反应器上部溢流堰排放.进水采用氩气除氧30min,以确保缺氧状态,操作温度控制在(35±1)℃.在进行本试验前,该厌氧氨氧化反应器已采用模拟含氨废水稳定运行数月,总氮容积去除速率为25.04kg N/(m3·d)[18],反应器中平均污泥浓度(以VSS计)为21.1g/L.

图1 厌氧氨氧化UASB反应器示意Fig.1 Schematic drawing of the anammox UASB reactor

考虑到制药废水的生物毒性和废水中的有机物浓度,采用逐渐缩小稀释倍数的方法考察厌氧氨氧化工艺的脱氮性能.在整个试验过程中,向进水中添加亚硝酸钠,控制进水亚硝酸盐浓度为240~300mg/L,以避免亚硝酸盐自身对厌氧氨氧化的抑制作用[18].根据厌氧氨氧化工艺的化学计量关系,在稀释倍数较大时(制药废水中氨氮浓度不足),向废水中添加硫酸铵,以保证厌氧氨氧化所需的NH4+-N浓度;另外,按文献[18]的配方,在进水中添加营养元素和微量元素.每个稀释倍数下稳定运行1周,待反应器性能稳定后再进一步缩小稀释倍数.

1.4测定方法

1.4.1水样的发光细菌急性毒性 以采集的制药废水及厌氧氨氧化反应器运行至第43d的进出水进行试验,控制温度为20~25℃,原水pH值调节至7.3,反应器进出水pH值不加调节.将待测水样用3% NaCl稀释配制成5个浓度梯度,每个浓度设3组平行,以2mL 3%NaCl作为空白对照.取10µL试验菌剂于各玻璃管中,振荡混匀,15min后用生物毒性测试仪测定发光强度.通过空白对照发光度(相对发光单位RLU表示)的平均值RLU0和各浓度3组平行样发光度的平均值RLU,计算发光细菌的相对发光度X(%),即:

用直线内插法求出X为50%时所对应的溶液稀释倍数.

1.4.2发光细菌蓄积毒性 分别称取接种污泥及处理制药废水后的厌氧氨氧化污泥2g,通过匀浆、过滤(孔径1~3µm)、10000r/min离心之后,取上清液用3% NaCl定容至50mL.用3% NaCl稀释配制成5个浓度梯度,每个浓度设3组平行,以2mL 3% NaCl做为空白对照.测定及计算方法同急性毒性试验,由于提取液有色,测量时进行色度校正[19].

1.4.3其他指标 氨氮采用水杨酸-次氯酸盐光度法测定;亚硝氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定;硝氮采用紫外分光光度法;VSS采用重量法测定[20];pH值采用FE20型pH计测定;COD采用COD仪测定.

1.5数据处理及分析方法

利用Originlab 7.5进行数据统计分析.采用重铬酸钾法测定COD时,NO2--N可被重铬酸钾氧化而使测定值比实际值偏高,因此废水中实际COD应扣除由NO2--N所致的COD.在废水COD计算中,采用下式扣除亚硝氮的影响[21-22]:

2 结果与讨论

2.1反应器运行性能

维持反应器进水NH4+-N、NO2--N浓度为180~300mg/L,控制HRT为0.96h,将稀释倍数由60倍逐渐降低为20倍.在整个运行过程中,反应器的进水pH值控制为6.8~7.3;出水pH值稳定在8.0~8.36.由图2可知,当进水稀释倍数为30倍以上时,反应器平均出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为27.4,11.2,25.4mg/L,平均NH4+-N和NO2--N去除率分别达87.8%和95.6%,总氮容积去除速率可达10.38kg N/(m3·d);但当进水稀释倍数降低至20倍以下时,反应器性能降低,出水NH4+-N、NO2--N分别达192.5, 114.2mg/L,平均NH4+-N和NO2--N去除率降低至24.6%和26.0%.运行到27d,出水NH4+-N浓度高于进水浓度,反应器的厌氧氨氧化功能消失.鉴于此,第28,29d,连续用清水冲洗反应器,待出水NH4+-N和NO2--N浓度降低至5mg/L以下后,将HRT延长到16h,继续以稀释倍数为20倍的进水运行.反应器的运行性能不佳,至40d,反应器的出水NH4+-N和NO2--N浓度再次高于进水浓度.

当进水稀释倍数为30倍以上时,COD平均去除率为49.0%;当进水稀释倍数降低至20倍以下时,随着运行时间的延长,COD的去除也逐渐变差,至试验末期,出水COD与进水持平,有时甚至高于进水(图3).

由此可见,当进水稀释倍数为30倍以上时,毒性效应不显著,说明在稀释倍数较大时,废水中毒性物质浓度低于可产生毒性作用的下限值(即毒性抑制浓度阈值),此时反应器具有较高的总氮容积负荷、NH4+-N、NO2--N去除率及一定的COD去除率;但当进水稀释倍数降低至20倍以下时,毒性效应显现,说明随着稀释倍数的降低,毒性物质浓度增加且高于毒性抑制浓度阈值,此时反应器性能恶化,总氮容积负荷以及NH4+-N、NO2--N、COD去除率降低且急剧下降,直到完全消失.出现毒性效应后,延长HRT、降低负荷也无法改变反应器性能恶化的趋势.值得关注的是,随着运行时间的增加,恢复运行后厌氧氨氧化功能因毒性效应消失的速度加快,表现出蓄积毒性.

2.2制药废水的急性毒性

由图4可知,发光细菌的发光强度与废水稀释倍数有较好的线性关系,相关系数为0.9237~ 0.9963.依据回归方程计算,在相对发光度为50%时,对应的制药废水、厌氧氨氧化反应器进出水的稀释倍数分别为70.5,5.19,7.77倍,出水的生物毒性高于进水,值得深入研究.

由此可见,制药废水、厌氧氨氧化反应器进出水均具有较强的生物毒性.若不调节pH值,直接进行制药废水的生物毒性试验,即使稀释40~200倍,相对发光度均为0,显现出很强的生物毒性,这可归因于高pH值(9.72)和制药废水中的毒性物质的联合作用,在高pH值下,氨主要以游离态形式存在,游离氨对微生物具有毒性作用[3].

图2 厌氧氨氧化工艺处理制药废水运行结果Fig.2 The operation results of pharmaceutical wastewater treated by anammox process

2.3蓄积毒性

以接种污泥(未处理制药废水的污泥)作对照,考察了毒性物质在厌氧氨氧化污泥中的蓄积毒性.由图5可见,在相同的稀释倍数下,试验组的相对发光度明显低于对照组,具有蓄积毒性.这一结果与反应器运行结果相吻合.

从污泥自身性状观察,对照组偏红色,试验组偏棕黄色.厌氧氨氧化菌富含血红素[23-24],使污泥呈红色,而效能恶化时,污泥颜色变为棕黄色.从 COD去除的变化趋势(图3)可知,随着运行时间的延长及稀释倍数的降低,COD去除率呈下降趋势,至试验末期,出水COD高于进水,这可能是由于废水毒性导致菌体水解释放出体内物质,这也印证了制药废水的蓄积毒性.张蕾等[25]研究证实,厌氧氨氧化菌富集培养物性状黏稠,含有较多的胞外聚合物(EPS).EPS表面带有许多负电荷基团如羧基、磷酰基和硫酸根等,具有较强的吸附能力[26].而且,制药废水中成分复杂,其中包括一些不易生物降解的物质,而在进行厌氧氨氧化处理时,DO、pH值等因素发生变化,可能造成它们沉淀、富集在菌体上,各组分之间也可能相互发生化学反应或经生物转化后生成毒性更强的物质,使之产生蓄积毒性效应[27].

图3 反应器进出水CODFig.3 COD concentration in the influent and effluent of the anammox reactor

图4 废水对发光细菌的急性毒性Fig.4 The acute toxicity of wastewater to photobacteria

制药废水中毒性物质在厌氧氨氧化污泥中蓄积所产生的蓄积毒性,可能与菌体水解释放体内蓄积的毒性物质,EPS对制药废水中毒性物质的吸附,制药废水中毒性物质在菌体表面沉淀、富集,以及各组分之间复杂的生物化学反应有关.目前,对制药废水中各组分之间的生物化学反应知之甚少,有待于进一步研究.

图5 厌氧氨氧化污泥的蓄积毒性Fig.5 The cumulative toxicity of anammox sludge

3 结论

3.1超过毒性抑制浓度阈值后,制药废水对厌氧氨氧化反应器运行性能具有显著的毒性作用,随着运行时间的延长,这种毒性作用有加重的趋势.要使厌氧氨氧化反应器正常工作,需将进水中的毒性物质浓度控制在阈值以下,对于供试废水,宜将废水稀释30倍以上.

3.2发光细菌毒性试验表明,制药废水、厌氧氨氧化反应器进出水均具有较强的生物毒性,在相对发光度为50%时,三者的稀释倍数分别为70.5,5.19,7.77倍.经生物处理后,出水毒性增强.3.3由于制药废水中毒性物质在厌氧氨氧化污泥中蓄积所产生的蓄积毒性以及生物处理对制药废水的毒性增强效应,采用厌氧氨氧化工艺进行制药废水脱氮处理时,宜持慎重态度.

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Nitrogen removal performance of anammox process and toxic mechanism of pharmaceutical wastewater.

CHEN Ting-ting, TANG Chong-jian, ZHENG Ping*(Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China). China Environmental Science, 2010,30(4)：504~509

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A

1000-6923(2010)04-0504-06

陈婷婷(1986-),女,四川广安人,浙江大学环境工程系硕士研究生,研究方向为环境微生物与废物生物处理.发表论文2篇.

2009-08-17

国家自然科学基金资助项目(30770039);国家“863”项目(2006AA06Z332);浙江省基金项目(Y507227)

* 责任作者, 教授, pzheng@zju.edu.cn