三聚氰胺及其金屬絡合物對活性污泥功能菌活性的影響

裴立影， 姬少斌， 王霞霞， 雷鑫樂, 郭昌梓

(陜西科技大學 環境科學與工程學院， 陜西 西安 710021)

0 引言

隨著我國城市化進程的加快，生活污水的排放量空前增長，市政污水中含有大量的氮磷等營養元素，如不利用有效的方法對其進行去除會導致受納水體的富營養化，造成水體生態惡化.統計結果表明，生活污水中源氮占我國廢水總氮排放量的59.7%，工業廢水中氮源占9.73%[1].雖然生活污水中的氨氮含量較高，但生活污水處理技術相對成熟.相比之下，工業廢水由于含有大量難降解的含氮污染物，如多環芳烴、鹵代烴、雜環類化合物、有機染料等，這些有機物不僅會增加污水處理廠進水中總氮的負荷，而且可能會對污水生物處理的主體——活性污泥產生毒害作用.

三聚氰胺(MA)是一種應用廣泛的化工原料，是重要的尿素后加工產品，還可用作阻燃劑、減水劑、甲醛清潔劑等[2-4].MA的大量使用為MA進入環境尤其是水環境打開了缺口.研究結果表明，在河流和灌溉用水中都有MA的存在[5].Y.C.Qin等的研究發現在農田中經常會檢測到MA，在生產MA的工廠附近的污水里MA的濃度則會更高[5].一直以來人們普遍認為只有在大量口服或者注射時，MA才表現出毒性[6].但大量的研究結果表明，食用被MA污染的食物會使得動物因急性腎衰竭而死亡[7-9]，2008年，轟動全國的三鹿奶粉事件，同樣證明了MA對人體的毒性[10].由此可見，MA是一種廣泛存在的對人和動物體具有一定毒性的物質.

城市污水處理廠是污染物進入水體的最后一道屏障， MA通過排水系統進入污水處理廠，其本身及其與金屬離子的絡合物皆可能對活性污泥系統的生化過程帶來影響.Shengnan Xu等[11]對三聚氰胺對活性污泥的長期影響進行了研究，結果顯示，活性污泥很難誘導出可以降解三聚氰胺的酶，因此也很難將其降解.Hongxue An等[12]認為三聚氰胺在活性污泥中的去除主要是由吸附而非生物降解引起的.迄今為止，MA及其絡合物對活性污泥系統短期影響方面的報道仍然鮮見.本研究的目的是探究MA及其絡合物對硝化菌和聚磷菌活性造成的影響.研究結果為MA的最終處理提供基本理論和方法.

1 實驗部分

本研究主要通過批式試驗的方法考察MA-Cu2+絡合物對活性污泥中功能菌的影響，首先考察了Cu2+對氨氧化菌活性的影響，并確定絡合物中適宜的Cu2+濃度，并以此濃度為基準，按照MA:Cu2+(摩爾比)為1∶1和2∶1確定其中MA的濃度分別為23.6 mg/L和47.2 mg/L，分別測定對應MA濃度下的硝化菌活性(硝化速率)和聚磷菌活性(聚磷菌厭氧釋磷好氧吸磷速率)，最后按照摩爾比為1∶1、2∶1和1∶2的絡合比配制不同的MA-Cu2+,并確定其對硝化菌和聚磷菌活性的影響.

1.1 分析項目和方法

本試驗中的常規項目如氨氮、亞硝氮、硝氮、磷酸鹽等分析方法，參考《水和廢水監測分析方法》[13].

1.2 活性污泥硝化速率的測定

活性污泥硝化速率的測定包括比氨氧化速率(specific ammonia utilizing rate,SAUR)和亞硝酸鹽氧化速率(specific nitrite utilizing rate,SNUR)的測定.試驗用活性污泥取自西安市第五污水處理廠生物反應池末端，取得的活性污泥在2 h內沉淀后倒去上清液，自來水淘洗一次，純水淘洗一次后將活性污泥濃縮或稀釋到適宜濃度(3 000～4 000 mg/L)，通過水浴將活性污泥混合液溫度調整至20±1 ℃，通過添加NaHCO3將pH控制在7～8，DO控制在3 mg/L以上，通過測定NH4+-N和NO2--N的消耗確定SAUR和SNUR，起始基質(NH4+-N和NO2--N)濃度分別為30 mg/L和20 mg/L，取樣時間間隔為10 min，SAUR和SNUR的線性回歸系數R2>0.97.

1.3 活性污泥釋磷吸磷速率的測定

聚磷菌活性的測定包括厭氧釋磷速率、好氧吸磷速率.批式試驗開始前向活性污泥混合液中加入磷酸鹽，使得混合液中磷酸鹽濃度為 10 mg/L，曝氣1 h使活性污泥充分吸磷，同時適應試驗環境，然后用自來水淘洗兩次后加入蒸餾水，使活性污泥混合液達到一定濃度(3 000～4 000 mg/L)后進行后續試驗，試驗溫度控制在 20±1 ℃， pH控制在 7.0±0.5.具體測定步驟如下：

厭氧釋磷速率：厭氧試驗過程中沖入氮氣以保證厭氧環境，磁子攪拌，以乙酸鈉作為碳源，起始濃度為 50 mg COD/gVSS，厭氧釋磷試驗時間為2 h，前1 h取樣間隔時間為10 min，后1 h取樣間隔時間為20 min，樣品經過濾后測定磷酸鹽的濃度.厭氧試驗結束后，進行好氧吸磷試驗.

好氧吸磷速率：向進行好氧吸磷試驗的裝置中通入氧氣，按照厭氧釋磷的取樣時長和取樣間隔時間進行取樣測定磷酸鹽濃度.

2 結果與討論

2.1 銅離子對活性污泥氨氧化菌活性的影響分析

不同Cu2+濃度對氨氧化速率的影響如圖1所示.由圖1可知，隨著Cu2+濃度的增加，氨氧化速率先增加后減小.

圖1 不同濃度Cu2+對氨氧化速率的影響

當Cu2+濃度從0 mg/L增加到4 mg/L時， SAUR從3.9 mg NH4+-N/(gVSS·h)增加到5.75 mg NH4+-N/(gVSS·h),提高了32.1%，并達到最大值.當Cu2+濃度繼續增加時，氨氧化菌活性持續下降，當Cu2+濃度達到18 mg/L時，SAUR下降到2.19 mg NH4+-N/(gVSS·h)，較之對照，SAUR下降了43.9%.即Cu2+對氨氧化菌的活性存在明顯的“低促高抑”現象，這與Brown C A等[7]和Dobson R L M等[8]的研究結果相似.另外，從圖中還可直觀地看出，Cu2+濃度接近12 mg/L時，硝化菌活性接近空白組，因此本試驗選定的最適Cu2+濃度為12 mg/L.

2.2 三聚氰胺對活性污泥硝化菌活性的影響

傳統的硝化過程分為兩步，第一步是氨氮在氨氧化菌的作用下氧化為亞硝氮，第二步是亞硝氮在亞硝酸鹽氧化菌的作用下氧化為硝氮.分別創造適宜兩類功能菌，即氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌氧化底物的條件，并測定底物隨時間降解的速率即可得到兩類微生物的活性，即SAUR和SNUR，統稱為硝化速率.圖2為不同濃度MA條件下的氨氮和亞硝氮濃度隨時間變化曲線.

(a)不用濃度MA條件下氨氮隨時間變化曲線

(b)不用濃度MA條件下亞硝氮隨時間變化曲線圖2 不同濃度MA條件下的氨氮和亞硝氮濃度隨時間變化曲線

圖2(a)為不同濃度MA條件下的氨氮濃度隨時間變化曲線.由圖2(a)可知，隨著MA濃度的增加，SAUR逐漸降低，較之對照，分別下降了8.1%、23.8%、26.4%，因此，MA對氨氧化菌的活性有一定的抑制作用.

圖2(b)為不同濃度MA條件下亞硝氮濃度隨時間變化的曲線.由圖2(b)可知，隨著MA濃度的增加，SNUR有所下降，較之對照，分別下降了4.8%、6.3%和16.9%.由此可見，MA對亞硝酸鹽氧化菌的活性的影響較氨氧化菌小.因此，MA對硝化菌活性的抑制主要體現在對氨氧化菌的影響上.Shangnan Xu等[11]認為長時間的適應并不能誘導活性污泥微生物產生具有降解MA功能的酶.Hongxue An等[12]的研究結果與本研究相似，即高濃度的MA對活性污泥微生物有毒害作用.

2.3 不同濃度三聚氰胺和銅絡合物對硝化菌活性的影響

如上所述，在Cu2+濃度一定的條件下，本實驗分別測定了MA∶Cu2+為1∶1、1∶2和2∶1三個不同摩爾比下的氨氮和亞硝氮濃度隨時間變化的曲線，其結果具體如下：

圖3為MA-Cu2+不同絡合比條件下的氨氮濃度隨時間變化曲線.由圖3可知，較之對照，隨著MA-Cu2+絡合物的加入，SAUR和SNUR均有所下降.

(a)MA-Cu2+不同絡合比條件下氨氮隨時間變化曲線

(b)MA-Cu2+不同絡合比條件下亞硝氮隨時間變化曲線圖3 MA-Cu2+不同絡合比條件下氨氮和亞硝氮濃度隨時間變化曲線

圖3(a)為MA-Cu2+不同絡合比條件下氨氮濃度隨時間變化曲線.由圖3(a)可知，MA-Cu2+絡合物對SAUR的總體趨勢有較大的影響，這說明絡合物對氨氧化菌的活性有明顯的抑制作用，其中絡合比為1∶2時的抑制作用最大，可使得SAUR下降60.2%.較之對照，MA-Cu2+絡合物對SNUR的影響較小，如圖3(b)所示，絡合物的加入使得SNUR最大下降比例為5.8%.

為進一步分析Cu2+、MA和MA-Cu2+對硝化菌活性的影響，將不同批式實驗的數據進行對比，如圖4所示.

(a)Cu2+、MA和MA-Cu2+對氨氧化菌活性的影響

由圖4(a)中Cu2+、MA和MA-Cu2+對氨氧化菌活性的影響可知，12 mg/L的Cu2+暴露下，SAUR為3.9 mg NH4+-N/(gVSS·h)，Cu2+濃度不變，絡合不同比例的MA(1∶1和2∶1)后，SAUR分別為2.26 mg NH4+-N/(gVSS·h)和1.85 mg NH4+-N/(gVSS·h)，即絡合物對氨氧化菌活性的抑制效應較單一Cu2+的強.同樣，由相同濃度的MA與對應的絡合物對氨氧化菌活性的影響可知，絡合物對氨氧化菌活性的抑制效應較單一MA強.因此，MA和Cu2+的絡合使得其對氨氧化菌的毒性增加，表現出毒性協同效應.

圖4(b)為MA和MA-Cu2+絡合物的對亞硝酸鹽氧化菌活性的影響.由圖4(b)可知，向活性污泥體系中加入不同濃度的MA(即11.8 mg/L，23.6 mg/L和47.2 mg/L)，對應的亞硝酸鹽氧化速率分別為3.95 mg NO2--N/(gVSS·h)、3.89 mg NO2--N/(gVSS·h)和3.45 mg NO2--N/(gVSS·h)，對應MA濃度下向活性污泥體系中加入MA-Cu2+絡合物(絡合比1∶1、1∶2和2∶1)，對應的亞硝酸鹽氧化速率分別為3.91 mg NO2--N/(gVSS·h)、4.21 mg NO2--N/(gVSS·h)和4.0 mg NO2--N/(gVSS·h)，即絡合物對亞硝酸鹽氧化菌活性的抑制作用較小，甚至還有促進作用，因此，MA和Cu2+的絡合使得其對亞硝酸鹽氧化菌Cu2+暴露有一定的解毒作用.

2.4 三聚氰胺及三聚氰胺和銅絡合物對聚磷菌活性的影響

2.4.1 不同濃度三聚氰胺對聚磷菌活性的影響

圖5為不同濃度MA對聚磷菌活性的影響.由圖5可知，空白組的厭氧釋磷和好氧吸磷速率分別為1.85 mg PO43--P/(gVSS·h)和1.33 mg PO43--P/(gVSS·h)，向活性污泥體系中加入不同濃度的MA(即11.8 mg/L、23.6 mg/L和47.2 mg/L)，對應的厭氧釋磷速率和好氧吸磷速率分別為1.72 mg PO43--P/(gVSS·h)和0.86 mg PO43--P/(gVSS·h)，1.6 mg PO43--P/(gVSS·h)和0.44 mg PO43--P/(gVSS·h)，1.09 mg PO43--P/(gVSS·h)和0.27 mg PO43--P/(gVSS·h).即隨著MA濃度的增加，其厭氧釋磷速率逐漸下降，較之對照，分別下降了5.4%、11.9%和39.5%，好氧吸磷速率分別下降了35.3%、66.9%、79.7%.可見，MA對好氧吸磷的影響大于對厭氧釋磷過程的影響.梁潔的研究結果表明MA會對聚磷菌厭氧釋磷好氧吸磷過程產生抑制作用，抑制的原因在于MA對除磷過程關鍵酶活性的抑制[14].對揭示本研究的實驗現象有一定的借鑒.

此外，隨著活性污泥體系中MA濃度的增加，在厭氧一小時后觀察到聚磷菌吸磷的現象，厭氧段的最大釋磷量也出現了大幅度降低的現象，具體原因，有待于進一步研究.

2.4.2 不同比例三聚氰胺和銅絡合物對聚磷菌活性的影響

圖6是MA-Cu2+不同絡合比條件下對聚磷菌活性的影響.由圖6可知，絡合物對聚磷菌厭氧釋磷和好氧吸磷過程均有不利影響.

將單一MA和MA-Cu2+絡合體系對應數據進行對比分析可知，MA-Cu2+絡合物對聚磷菌厭氧釋磷和好氧吸磷的抑制作用均大于單純的MA體系，絡合體系對好氧吸磷過程的影響會隨著MA濃度的增加逐漸減弱.

圖5 不同濃度MA條件下磷酸鹽濃度隨時間變化曲線

圖6 不同絡比條件下磷酸鹽濃度隨時間變化曲線

3 結論

(1)Cu2+對活性污泥中氨氧化菌的活性表現出明顯的“低促高抑”現象，當溶液中Cu2+濃度為4 mg/L時，氨氧化菌活性可以提高30%以上.

(2)MA對硝化菌活性具有明顯的抑制作用，相同濃度條件下，MA對氨氧化菌活性的抑制作用較亞硝酸鹽氮氧化菌強.

(3)MA-Cu2+絡合物對硝化菌活性的影響主要表現在對氨氧化菌活性的抑制上.同時，絡合物的形成較單一Cu2+和MA體系對氨氧化菌抑制作用更強，對亞硝酸鹽氧化菌的影響較單一MA體系弱.

(4)MA對聚磷菌厭氧釋磷和好氧吸磷均表現出明顯的抑制，其中MA對好氧吸磷的抑制作用較厭氧釋磷強.MA-Cu2+絡合物對聚磷菌活性的抑制作用較單獨MA體系強.