闫建文，徐传召

(1 西安理工大学 土木建筑工程学院，陕西 西安710048；2 机械工业勘察设计研究院，陕西 西安710043)

纳米材料越来越广泛的使用，使得其以不同途径进入环境(大气、水体、土壤)中，由于其具有颗粒小、表面积大的特点，与其他材料相比有更大的表面活性和迁移性能，因此可能对环境造成一定影响[1]。自2003年Service[2]和Brumfiel[3]分别在《Science》和《Nature》上就纳米材料的生物效应问题展开探讨开始，人工合成纳米材料的环境生物毒性效应逐渐成为国内外学者关注的热点问题之一。

活性污泥法作为一种传统而经典的污水生物处理方法，在城市污水处理中应用广泛。处理过程中主要依靠生物相丰富的微生物聚集体“菌胶团”对污水中的有机物进行分解，并不断进行新陈代谢，从而达到连续处理废水的目的。相比于物理和化学修复技术，基于微生物代谢作用的活性污泥法具有处理效果好、工程造价相对较低、运行成本低廉等优点[4]。但随着城市污水成分越来越复杂，有毒有害污染物冲击污水处理厂内生物处理系统的现象屡有发生。活性污泥已被证明是一种有效去除有毒有害物质的生物材料，但是在活性污泥去除有毒有害物质的过程中，活性表面特性及微生物系统是否受到有毒有害物质冲击的影响，冲击影响的程度如何，目前还没有一个明确的定论。金属氧化物纳米颗粒在城市污水和化工废水中广泛存在，而且排放量在逐步增大，活性污泥系统运行的稳定和高效，必然会受到金属氧化物纳米颗粒的影响，因此正确预测和评估城市污水中金属氧化物纳米颗粒影响污水生物处理工艺的风险，加强对其生态毒性的研究，具有重要的理论和现实意义。本试验分析了不同质量浓度ZnO纳米颗粒条件下，活性污泥系统脱氮效能及脱氮菌群的变化，以期揭示ZnO纳米颗粒对活性污泥脱氮系统的影响机制。

1 材料与方法

1.1 试验装置及运行条件

本试验采用圆柱形有机玻璃柱作为SBR反应器，其有效容积4 L，内径100 mm。试验运行周期为6 h，每个周期的具体运行时间为进水20 min，曝气325 min，沉淀10 min，排水5 min。通过蠕动泵从反应器底部进水，由电磁阀控制从中部排水，空气压缩器从反应器上部插入玻璃砂芯砂头曝气，溶解氧(Dissolved Oxygen,DO)控制在2～4 mg/L。SBR实验装置见图1。

图 1 SBR试验装置示意图

1.2 试验方法

本研究采用普通活性污泥培养好氧颗粒污泥，接种絮状污泥取自某污水处理厂生化池，将放入4个反应器的污泥进行混合，以保证每个反应器内的污泥浓度基本相当。以未投加ZnO纳米颗粒的反应器作为对照，其他3个反应器内分别投加ZnO纳米颗粒，使其中的ZnO纳米颗粒质量浓度分别为1，10，20 mg/L (其他条件不变)。

1.3 ZnO纳米颗粒悬液(ZnO NPs)的制备

称取一定质量ZnO纳米颗粒于洁净广口瓶中，用棉花塞紧瓶口并置于烘箱中干燥灭菌(110 ℃，3 h)。冷却后，将广口瓶放入无菌室内进行悬液配制。配制过程中需使用经0.22 μm水系滤膜过滤灭菌的超纯水，并将配制好的溶液超声处置20 min，以使纳米颗粒在悬液中呈分散状态。

1.4 测定项目及方法

1.4.2 硝化速率(specific Ammonium Uptake Rate，sAUR) sAUR是表征硝化细菌活性的重要参数。本研究采用序批式静态试验测定sAUR[6]。试验初始条件(包括好氧颗粒污泥、人工污水组成)及工况条件(pH、DO、MLSS)与连续流装置一致。计算公式如下：

1.5 脱氮菌群的荧光原位杂交(FISH)检测

采用荧光原位杂交(FISH)技术检测活性污泥中硝化菌群(氨氧化细菌(Ammonia Oxidizing Bacteria，AOB)和亚硝酸氧化菌(Nitrite Oxidizing Bacteria，NOB))，具体方法为：采用好氧氨氧化菌特异探针Nso190(绿色)、硝化杆菌特异探针NIT3(红色)和硝化螺菌特异探针Ntspa662(红色)，与对照反应器活性污泥及投加了1，10，20 mg/L ZnO纳米颗粒悬液后不同阶段的活性污泥生物样品进行杂交，测定活性污泥AOB和NOB丰度水平的变化情况，在此过程中，以CNtspa662和CNIT3探针作为非标记竞争性探针。FISH试验中所用的杂交探针和杂交条件见表1。

表 1 FISH试验中所用探针和杂交条件

2 结果与分析

2.1 不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥及TN去除率的影响

图 3 投加后0～60 d不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥氨氮和总氮(TN)去除率的影响

2.2 不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥硝化速率的影响

图 4 不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥硝化速率的影响

从图4可以看出，当ZnO纳米颗粒质量浓度为1 mg/L时，对硝化速率影响不明显；当ZnO纳米颗粒质量浓度为10 mg/L且暴露30 d时，其对硝化速率有一定的抑制作用，与对照反应器相比下降了29.1%；当ZnO纳米颗粒质量浓度为20 mg/L且暴露30 d时，其对硝化速率的抑制更加明显，与对照反应器相比下降了53.0%。经过60 d的驯化，与30 d相比，10和20 mg/L ZnO纳米颗粒处理的活性污泥硝化速率均有所恢复，但与对照反应器相比，10和20 mg/L ZnO纳米颗粒处理的的活性污泥硝化速率仍分别降低了23.8%，45.6%。由此可知，生物硝化过程很容易受到外界因素的抑制[11-12]。

2.3 不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥中硝化菌群影响的FISH检测

不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥中硝化菌群影响的FISH检测结果见图5和图6。

经检测，对照反应器内AOB和NOB丰度水平较高，分别占总菌数的(30±8)%和(26±5)%；DO质量浓度为3～5 mg/L，表明活性污泥反应器完全处于好氧状态，AOB和NOB可以共同存在于活性污泥内，并使硝化作用良好地进行。向反应器内投加1 mg/L ZnO纳米颗粒悬液后，其对活性污泥硝化菌群的影响很小，30和60 d时，反应器内AOB、NOB占总菌数的比例分别为(27±6)%，(27±4)%和(25±4)%，(24±3)%。向反应器内分别投加10，20 mg/L ZnO纳米颗粒后，反应30 d时，反应器内AOB和NOB占总菌数的比例分别为(11±4)%，(17±2)%和(8±3)%，(15±2)%；反应60 d时，反应器内AOB和NOB占总菌数的比例分别为(17±4)%，(21±2)%和(12±3)%，(17±3)%，AOB和NOB丰度水平有所恢复。上述结果表明，低质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥中AOB和NOB影响较小，高质量浓度(10～20 mg/L)ZnO纳米颗粒则严重抑制了AOB和NOB的生长。

图 5 反应30 d时不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥中脱氮菌群影响的FISH检测

图 6 反应60 d时不同质量浓度ZnO纳米颗粒对活性污泥中脱氮菌群影响的FISH检测

有研究表明，50 mg/L的TiO2纳米颗粒经过长期接触会抑制氨单加氧酶和亚硝酸盐还原酶的活性，ZnO纳米颗粒作为抑制因子，可能通过与硝化酶类的竞争或非竞争性作用来抑制硝化过程中酶反应的进行[13]。除了传统的酶反应抑制作用，酶转录、合成前置过程以及菌群长期变化,都可能是硝化抑制的潜在作用点[14]。在某些特定的有毒物质作用下，硝化速率与硝化菌群amoA mRNA水平存在动态响应及一定的相关性[15]。

3 结 论

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