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長鏈二元酸是碳數(shù)≥10的直鏈二羧酸，是一類廣泛應(yīng)用于化工、醫(yī)藥、農(nóng)藥等領(lǐng)域的重要精細(xì)化工中間體。生物發(fā)酵制備長鏈二元酸由于其生產(chǎn)工藝簡單、成本低且收率高，是目前二元酸生產(chǎn)的最主要工藝。伴隨著生物發(fā)酵過程，每生產(chǎn)1t長鏈二元酸會(huì)排放約50~60t廢水，這些廢水具有有機(jī)物濃度高、鹽度大、高SO42?等特點(diǎn)。二元酸廢水多采用“混凝沉淀(除鹽和硫酸根)+好氧曝氣(除有機(jī)物)”預(yù)處理后排入化工園區(qū)綜合污水廠的方式與其他廢水進(jìn)行混合處理。由于廢水的有機(jī)物濃度高，而好氧生物處理的有機(jī)負(fù)荷率低，使好氧曝氣預(yù)處理單元的占地面積大、處理能耗高，而且產(chǎn)生大量剩余活性污泥。相比好氧處理，以上流式厭氧污泥床(up-flowanaerobicsludgebed，UASB)反應(yīng)器為代表的厭氧生物處理具有能耗低、污泥產(chǎn)量少、可產(chǎn)生二次能源、耐沖擊負(fù)荷等優(yōu)勢，常用于高濃度有機(jī)廢水如石油化工、生物制藥、食品發(fā)酵等工業(yè)廢水的處理。但在厭氧條件下，硫酸鹽還原菌(sulfatereducingbacteria，SRB)會(huì)將SO42?還原為硫化物并生成有毒氣體H2S，抑制微生物活性，降低有機(jī)物去除效率，威脅現(xiàn)場工作人員的健康。因此，厭氧處理二元酸廢水過程必須控制體系中的硫化物濃度，降低沼氣中H2S的含量。

有研究表明，添加金屬或金屬鹽可與S2?形成硫化物沉淀，可減輕其對產(chǎn)甲烷菌的抑制作用；利用微曝氣將S2?氧化為單質(zhì)硫，也可以有效減少沼氣中H2S的含量，同時(shí)抑制SRB的活性和避免硫酸鹽厭氧還原產(chǎn)生S2-。然而，2種方法應(yīng)用于二元酸廢水的厭氧生物處理過程并未見相關(guān)報(bào)道。本研究通過分析上述2種不同控制策略對廢水中有機(jī)物的去除、硫化物的控制效果和微生物群落結(jié)構(gòu)的影響，探究了零價(jià)鐵和微曝氣在二元酸廢水厭氧生物處理過程中的作用機(jī)制，以期為厭氧生物處理二元酸廢水的高效穩(wěn)定運(yùn)行提供參考。

1、材料與方法

1.1  實(shí)驗(yàn)原料

實(shí)驗(yàn)所用的零價(jià)鐵購自中冶鑫盾合金研究所，球形度98%以上，純度為99.995%，粒徑為300目。反應(yīng)器接種污泥取自遼河石化水解酸化池，污泥濃度為22.76g·L?1，VSS/TSS為0.64。本研究中的長鏈二元酸廢水取自江蘇省淮安市清江石化廠二元酸車間物化處理單元。廢水的水質(zhì)指標(biāo)如下：COD為3000~3500mg·L?1，SO42?為1500~4500mg·L?1，NH4+-N為8.6~11.3mg·L?1，總磷為3.7~12.5mg·L?1。

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

3組UASB反應(yīng)器分別為對照組R0、投加Fe0反應(yīng)器R1和微曝氣反應(yīng)器R2。UASB反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，高100cm，內(nèi)徑8cm，有效容積4.5L。實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示。

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

根據(jù)前期預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果，F(xiàn)e0與SO42?的摩爾比為0.6時(shí)H2S的抑制效果最好。按照每30d投加1次Fe0和進(jìn)水中硫酸根的濃度計(jì)算第30、60和90天的投加量(式(1))。R2反應(yīng)器底部設(shè)置微曝氣系統(tǒng)，DO控制在0.1~0.3mg·L?1。實(shí)驗(yàn)過程中，反應(yīng)器運(yùn)行溫度為(37±1)°C，HRT(hydraulicretentiontime)為30h。

式中：c(SO42?)是進(jìn)水SO42?的質(zhì)量濃度，mg·L?1；m(Fe)為Fe0的單次投加量，g；V為R1有效容積，L；t為水力停留時(shí)間，d。

各反應(yīng)器進(jìn)水情況如圖2所示。系統(tǒng)共運(yùn)行93d，包括啟動(dòng)期(階段Ⅰ：0~9d)、馴化期(階段Ⅱ：10~40d；階段Ⅲ：41~72d)和穩(wěn)定期(階段Ⅳ：73~93d)。啟動(dòng)期的二元酸廢水經(jīng)自來水稀釋后(COD約400mg·L?1)進(jìn)入反應(yīng)器；馴化期逐步降低稀釋比例提高進(jìn)水COD(800~1600mg·L?1)，同時(shí)添加蔗糖作為輔助碳源促進(jìn)微生物的快速生長(蔗糖COD為500~800mg·L?1)；穩(wěn)定期停止添加蔗糖，進(jìn)水全部為稀釋物化出水(COD為1600mg·L?1)，但在R2中反應(yīng)進(jìn)行至75~85d時(shí)進(jìn)水稀釋至COD500mg·L?1，第86天后恢復(fù)進(jìn)水濃度。

1.4 分析方法

COD、SO42?和硫化物使用DR1010分光光度計(jì)(HACH，美國)測定。pH使用便攜式pH計(jì)(希瑪818，中國)測量。沼氣由集氣袋收集，沼氣體積采用100mL注射器測量。沼氣中甲烷、CO2和H2含量使用氣相色譜儀(溫嶺GC7808，中國)測量，采用TCD檢測器，進(jìn)樣口、柱溫和檢測器溫度分別為80℃、100℃和150℃。硫化氫采用K-600型便攜式可燃?xì)鈿怏w檢測儀(保時(shí)安，中國)測量。

進(jìn)出水有機(jī)物組成使用GC7890B/MSD5977BGC-MS(Agilent，美國)測量，色譜柱使用DB-35毛細(xì)管色譜柱(30m×0.25mm×0.25μm)，進(jìn)樣口和檢測器溫度分別為50℃和300℃。色譜柱升溫程序?yàn)?0℃恒溫2min；10℃·min?1升至100℃，恒溫2min；10℃·min?1升至200℃，恒溫2min；10℃·min?1升至280℃。利用9.4TApex-UltraFT-ICRMS(Bruker，德國)對水中極性有機(jī)物進(jìn)行分析，極化電壓為-4500V，進(jìn)樣速度為480μL·h?1，采樣頻率為1s，分子質(zhì)量為115~1000Da，譜圖疊加64次。樣品預(yù)處理均依據(jù)YE等的方法。

采用高通量基因測序方法分析微生物群落組成，DNA提取、PCR擴(kuò)增、高通量測序委托上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進(jìn)行。PCR擴(kuò)增引物采用古菌細(xì)菌通用引物，515FmodF和806RmodR，其序列分別為GTGYCAGCMGCCGCGGTAA和GGACTACNVGGGTWTCTAAT。測序結(jié)果通過美吉公司生物云平臺(tái)進(jìn)行數(shù)據(jù)分析。

2、 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器運(yùn)行性能

圖3為3個(gè)反應(yīng)器中的COD去除效果。在啟動(dòng)期0~9d，R0、R1和R2的COD去除率穩(wěn)步提升，運(yùn)行至第9天分別達(dá)到77.8%、73.9%和75.8%。進(jìn)入馴化期后，由于進(jìn)水稀釋比例降低，3個(gè)反應(yīng)器的COD去除率均有下降，但隨著馴化時(shí)間的延長，R1和R2的COD去除率逐漸提高，到第40天分別達(dá)到84%和78%，而R0僅為14.4%。隨后進(jìn)水負(fù)荷繼續(xù)提升，各反應(yīng)器都受到了不同程度的沖擊，COD去除率明顯下降，但R1經(jīng)過10d后運(yùn)行效果有明顯恢復(fù)，第72天的去除率達(dá)到70%，而R2的COD去除率仍小于40%。此時(shí)R2的出水pH小于7，低COD去除率的原因可能是有機(jī)酸的積累導(dǎo)致。為了緩解酸積累現(xiàn)象，降低R2進(jìn)水的COD至500mg·L?1以恢復(fù)系統(tǒng)功能，第82天提升R2進(jìn)水COD至與R0和R1一致(COD為1600mg·L?1)，穩(wěn)定運(yùn)行后R0、R1和R2的平均COD去除率分別為32.0%、65.2%和56.7%，仍然為R1最佳。

在高SO42?含量下，傳統(tǒng)的厭氧生物處理工藝難以有效去除水中的有機(jī)物。而R1、R2所使用H2S控制方法均可以在一定程度上緩解SO42?還原產(chǎn)物的毒性效應(yīng)，從而促進(jìn)對耗氧有機(jī)物(以COD計(jì))的降解。但微曝氣條件不利于產(chǎn)甲烷菌的生長繁殖，高進(jìn)水負(fù)荷時(shí)易發(fā)生有機(jī)酸積累，其微生態(tài)系統(tǒng)相對較脆弱，在遭受沖擊后，所需恢復(fù)時(shí)間較長，反應(yīng)器的運(yùn)行穩(wěn)定性差。另外，3個(gè)反應(yīng)器在階段Ⅱ的COD去除率優(yōu)于階段Ⅲ和階段Ⅳ，表明在較低的進(jìn)水負(fù)荷和硫酸鹽濃度條件下，有助于有機(jī)污染物的去除；而隨著進(jìn)水負(fù)荷的增加和硫酸鹽濃度的提高，有機(jī)物的厭氧降解性能受到影響。

圖4反映了3個(gè)反應(yīng)器的進(jìn)出水SO42?濃度和出水硫化物含量的變化。階段Ⅱ進(jìn)水SO42?質(zhì)量濃度在620~1900mg·L?1內(nèi)波動(dòng)，3個(gè)反應(yīng)器出水SO42?均低于進(jìn)水，說明進(jìn)水中SO42?刺激了反應(yīng)器中SRB的生長，發(fā)生了SO42?還原。3個(gè)反應(yīng)器出水中均檢測到還原產(chǎn)物硫化物，但R1和R2中的出水硫化物質(zhì)量濃度平均僅為0.83mg·L?1和1.64mg·L?1，遠(yuǎn)低于R0的8.27mg·L?1。進(jìn)入階段Ⅲ后，隨著進(jìn)水有機(jī)物濃度的增高，COD/SO42?增大至2.5，說明碳源充足更有利于硫酸鹽的還原，導(dǎo)致出水硫酸根濃度進(jìn)一步降低，3個(gè)反應(yīng)器的硫酸根去除率均超過了80%。此階段R0出水中的平均硫化物含量高達(dá)27.8mg·L?1，但R1和R2僅為1.6mg·L?1和4.9mg·L?1。穩(wěn)定期進(jìn)水SO42?濃度進(jìn)一步升高至2200~2850mg·L?1，COD/SO42?降低至約0.6，硫酸鹽還原雖然一定程度上受到限制，但較高的進(jìn)水濃度使R0反應(yīng)器出水硫化物含量增加至92.2mg·L?1，R1在第85天出水硫化物也增加至47.5mg·L?1，補(bǔ)充Fe0后雖有所降低但隨后發(fā)生波動(dòng)。這可能是由于Fe0釋放鐵離子速率低于硫酸鹽還原速率，硫酸鹽還原產(chǎn)生的硫離子未發(fā)生化學(xué)沉淀即隨出水流出反應(yīng)體系。R2反應(yīng)器在第85天后的出水硫化物也逐漸升高，但平均質(zhì)量濃度為20.3mg·L?1，低于R0和R1。綜上所述，當(dāng)進(jìn)水SO42?質(zhì)量濃度小于1900mg·L?1時(shí)，投加Fe0和微氧曝氣都可顯著降低出水硫化物的含量，有助于控制體系的H2S溢出，但在高濃度SO42?的進(jìn)水條件下，2種控制策略均對硫化物的去除作用有限。

3個(gè)反應(yīng)器運(yùn)行至第40天時(shí)開始收集沼氣，沼氣產(chǎn)率及H2S、CO2、H2、CH4的氣體體積比見圖5。受到硫酸鹽還原菌的競爭和硫化物毒性作用的影響，3個(gè)反應(yīng)器的產(chǎn)氣性能均較差，H2是主要的氣體產(chǎn)物。這說明厭氧過程主要發(fā)生在產(chǎn)氫產(chǎn)酸階段，較低的pH促進(jìn)了H2S氣體的溢出，R0、R1和R2的平均H2S體積比分別為3.19%、2.12%和0.59%。盡管3個(gè)反應(yīng)器的產(chǎn)甲烷性能均不足，但相比R0和R2，R1的沼氣產(chǎn)率和甲烷含量最高，分別為2.0L·(kg·d)?1(以COD計(jì))和23.8%，其甲烷產(chǎn)量是其余反應(yīng)器的60倍以上。其原因可能是：投加的Fe0與反應(yīng)器內(nèi)的酸反應(yīng)生成了Fe2+和H2，使體系的pH有所升高，同時(shí)Fe2+與S2?結(jié)合生成FeS削弱了硫化物的毒性；而且Fe0會(huì)降低反應(yīng)體系內(nèi)的氧化還原電位，為產(chǎn)甲烷菌的生長提供了更優(yōu)的環(huán)境條件。

2.2 進(jìn)出水有機(jī)組成分析

本研究分別利用GC-MS和FT-ICRMS對第93天反應(yīng)器進(jìn)出水的有機(jī)組成進(jìn)行了分析。二元酸廢水中有機(jī)酸類化合物含量最高，其余依次為雜原子類、醇酯醛酮類和芳香類化合物。經(jīng)過UASB處理后，各個(gè)反應(yīng)器的出水有機(jī)物組成均發(fā)生顯著變化，詳見表1。出水的有機(jī)酸和醇酯醛酮類化合物相對含量降低，這是因?yàn)榇碱?、有機(jī)酸類物質(zhì)相對易發(fā)生厭氧生物降解，使出水中生物難降解物質(zhì)如芳香類化合物和雜原子類化合物含量升高。

由圖6中的碳數(shù)分布結(jié)果可見，進(jìn)水中有機(jī)物以C12和C13為主，相對含量分別為42.02%和17.26%，其主要為生產(chǎn)的十二碳二元酸和十三碳二元酸產(chǎn)品殘余物。R0出水有機(jī)物碳數(shù)分布較為均勻，檢測到較多C15以下的小分子物質(zhì)。這可能與R0反應(yīng)器對廢水中有機(jī)物的厭氧降解不徹底有關(guān)。一般情況下，當(dāng)有機(jī)物碳數(shù)大于10時(shí)，隨著碳原子數(shù)的增加其可生物降解性能相應(yīng)下降。而R1和R2出水中的有機(jī)物主要為碳原子數(shù)大于15的物質(zhì)，其占比分別高達(dá)73.5%和72.8%，表明經(jīng)R1和R2處理后，水中殘留的物質(zhì)主要為大分子難降解類有機(jī)物。

高分辨質(zhì)譜的分析結(jié)果(圖7)表明，進(jìn)水中的有機(jī)物含有大量含氧類物質(zhì)，說明含有較多親水性官能團(tuán)如羧基、羥基等的有機(jī)物，這些物質(zhì)在UASB處理后的相對含量明顯降低。進(jìn)出水中的O3-9S1、N1O4-9和N1O4-9S1類物質(zhì)的含量均較高，說明這些物質(zhì)在厭氧生物處理過程中難以被降解轉(zhuǎn)化。例如，O3S1化合物可能是烷基苯磺酸，是直鏈烷基苯磺酸鹽的表面活性劑衍生物，其可生化性較差且易殘留在出水中。N1O4-9類含有2個(gè)或多個(gè)烷基的氮衍生物，往往具有較高的毒性，是出水中殘留的主要組分。對比3個(gè)反應(yīng)器出水中的有機(jī)物組成發(fā)現(xiàn)，R1中O3S1等難降解物質(zhì)的相對含量低于R0和R2，說明加入零價(jià)鐵可提高厭氧微生物對難降解物質(zhì)的生物轉(zhuǎn)化能力。此外，R2中含氧有機(jī)物的含量均高于R0和R1。這一結(jié)果與微曝氣有關(guān)：在微氧條件下有機(jī)物發(fā)生了部分好氧降解，在加氧酶的作用下使有機(jī)物分子上發(fā)生了加氧反應(yīng)。

結(jié)合GC-MS和FT-ICRMS的結(jié)果可見，有機(jī)酸類是二元酸廢水中的主要有機(jī)物，但這類物質(zhì)在UASB反應(yīng)器中的厭氧降解效果較好，主要的難降解類有機(jī)物為含硫、氮雜原子類物質(zhì)，加入零價(jià)鐵可促進(jìn)這類物質(zhì)的厭氧生物降解。

2.3 微生物群落分析

采用高通量測序?qū)臃N污泥和第93天從R0、R1、R2采集的污泥樣本進(jìn)行了微生物群落結(jié)構(gòu)分析。表2為Alpha多樣性分析結(jié)果。所有樣本的覆蓋率指數(shù)均達(dá)到99.7%以上，表明每個(gè)樣本都具有足夠的測序深度。Ace和Chao指數(shù)的大小依次為R2>種泥>R0>R1，說明R2的群落豐富度最高，這可能與微氧環(huán)境同時(shí)促進(jìn)了兼性好氧和兼性厭氧菌的生長有關(guān)。Shannon指數(shù)為種泥>R1、R2>R0，說明種泥的生物多樣性最高。這是因?yàn)榻臃N污泥取自煉化廢水處理廠水解酸化池，煉化廢水相比二元酸廢水具有更為復(fù)雜的有機(jī)物組成，使種泥中的微生物群落多樣性較高，而經(jīng)二元酸廢水馴化后多樣性下降。R1和R2的Shannon指數(shù)明顯高于R0，說明R0的微生態(tài)系統(tǒng)最為脆弱，這也與R0反應(yīng)器較差的運(yùn)行效果一致，添加Fe0和微曝氣均緩解了硫化物的毒性效應(yīng)，提高了系統(tǒng)的微生物多樣性。

圖8為4個(gè)樣品門水平和屬水平的群落結(jié)構(gòu)結(jié)果。其中，相對豐度小于1%的物種均歸為“Others”。種泥豐度最高的門為變形菌門(Proteobacteria)、綠灣菌門(Chloroflexi)、酸桿菌門(Acidobacteriota)和厚壁菌門(Firmicutes)。經(jīng)過93d的馴化，優(yōu)勢菌門的類型不變但相對豐度發(fā)生了改變。其中，厚壁菌門和脫硫菌門在R0、R1和R2中的相對豐度顯著提高，分別達(dá)到了23.3%、11.2%和14.1%以及6.9%、15.0%和10.2%。而變形菌門和酸桿菌門的相對豐度均有降低。這是由于厚壁菌門是UASB反應(yīng)器處理高硫酸鹽廢水的優(yōu)勢門，具有較強(qiáng)的有機(jī)物降解能力。較高的進(jìn)水硫酸鹽濃度促進(jìn)了脫硫菌門中硫酸鹽還原菌的生長。

在屬水平上，反應(yīng)器中的優(yōu)勢菌屬與種泥有顯著差異。相對豐度最高的屬分別為AUTHM297(R0為8.9%；R1為9.5%；R2為12.7%)、Macellibacteroides(R0為8.6%；R1為5.1%；R2為12.0%)、Desulfovibrio(R0為6.5%；R1為10.2%；R2為6.2%)和Longilinea(R0為5.4%；R1為7.9%；R2為4.3%)。AUTHM297廣泛存在于抗生素生產(chǎn)廢水、聚丙烯酰胺生產(chǎn)廢水等厭氧處理反應(yīng)器中。Macellibacteroides和Desulfovibrio分別為水解酸化菌和硫酸鹽還原菌，均可利用大分子有機(jī)物為碳源進(jìn)行異養(yǎng)代謝。Longiline是一種兼性厭氧菌，可促進(jìn)污水中有機(jī)物的厭氧降解，有效降低水中的COD。這些優(yōu)勢菌屬的富集可能在UASB處理二元酸廢水中發(fā)揮重要作用。對比3個(gè)反應(yīng)器，R1中的硫酸鹽還原菌如Desulfatirhabdium、Desulfoglaeb和Desulforhabdus的含量更高。這些菌屬可以利用硫酸鹽作為電子受體、乙酸等有機(jī)物作為電子供體生長繁殖，R1較高的COD去除率可能與這些菌屬的富集有關(guān)。此外，R1中產(chǎn)甲烷菌Methanosaeta和Methanomethylovorans的總豐度最高為2.3%，而R2中的豐度最低為1.3%，這表明微氧環(huán)境同時(shí)抑制了硫酸鹽還原菌和產(chǎn)甲烷菌的生長。

以上結(jié)果表明，添加Fe0及微曝氣均可通過控制體系中硫化物濃度提升UASB的運(yùn)行性能，但其作用機(jī)制完全不同。添加Fe0可同時(shí)促進(jìn)硫酸鹽還原菌和產(chǎn)甲烷菌的生長，硫酸鹽還原和產(chǎn)甲烷過程可協(xié)同提高有機(jī)物的降解效率。而微曝氣通過刺激部分兼性好氧微生物的代謝提高有機(jī)物降解，但對硫酸鹽還原菌和產(chǎn)甲烷菌的生長均有抑制作用，雖然有效降低了體系中硫化物的濃度，但也同時(shí)對產(chǎn)甲烷過程產(chǎn)生不利影響，反應(yīng)體系的微生態(tài)系統(tǒng)較為脆弱。因此，添加Fe0是更優(yōu)的硫化物控制方法，在提高UASB對高硫酸鹽二元酸廢水的處理性能、運(yùn)行穩(wěn)定性和甲烷產(chǎn)量方面均更具優(yōu)勢。

3、結(jié)論

1)添加Fe0抑制劑和微曝氣均能夠在一定程度上降低出水硫化物濃度，提高UASB對長鏈二元酸廢水的處理效果。其中，添加Fe0對COD去除率、反應(yīng)器抗沖擊能力和產(chǎn)甲烷性能的提升效果更優(yōu)。

2)有機(jī)酸是二元酸生產(chǎn)廢水中的主要有機(jī)污染物，其厭氧可生物降解性較好，含硫、氮雜原子類物質(zhì)是主要的難降解組分，添加Fe0有助于難降解有機(jī)物的去除。

3)微氧環(huán)境提高了微生物的豐富度，但抑制了產(chǎn)甲烷菌的生長；Fe0更有助于提高群落多樣性，并促進(jìn)硫酸鹽還原菌和產(chǎn)甲烷菌的富集，硫酸鹽還原和產(chǎn)甲烷過程共同發(fā)揮了去除廢水中有機(jī)污染物的作用。添加Fe0是UASB處理二元酸廢水更有效的控制硫化物濃度和提升反應(yīng)器性能的技術(shù)策略。