2018, Vol. 39
环丙沙星(ciprofloxacin, CIP)作为典型的喹诺酮类抗生素, 在世界范围内被广泛应用[1]. CIP的体内代谢率低, 超过75%的CIP未经代谢以原药的形式排放到环境中[2]. CIP在环境中相当稳定, 不易降解, 对环境水体、土壤都造成了严重污染[3].低浓度抗生素在环境中长时间地积累影响生态系统中微生物种群的分布, 诱导耐药菌和抗性基因的产生, 对人类健康造成潜在威胁[4].污水处理厂作为抗生素污染的主要点源, 引起了研究者的广泛关注[3].
近年来, 硫介导污水处理工艺协同碳、氮、磷的同时去除引起了学术界的广泛关注[5, 6].硫酸盐还原菌(sulfate-reducing bacteria, SRB)的应用为处理含硫的工业废水和市政污水提供了一个全新的节能生物过程.大量研究表明, SRB可降解多种有机污染物, 包括醇类、烃类、羧酸类以及难降解的芳香族化合物[6].最近SRB污泥系统也被应用于处理含硫的药物废水, 展现了SRB的强大耐受性[7].磺胺甲噁唑也被报导可被SRB污泥有效地吸附和生物降解[8], 因此有理由相信SRB污泥可有效地去除CIP.
大量研究表明, 吸附是污水生物处理工艺去除CIP的主要途径[3].微生物胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)由于其带有大量电荷、极性基团和疏水区域, 可为有机微污染物和金属提供大量活性吸附位点[9, 10]. Xu等[10]报道了活性污泥的EPS可有效吸附磺胺甲嘧啶、磺胺甲基嘧啶和磺胺嘧啶等抗生素.此外, SRB分泌的EPS中羟基、氨基和羧基官能团可促进其与重金属的结合[11]. Song等[12]也报道活性污泥EPS中的氨基, 羧基和氨基官能团参与了四环素的吸附.因此, EPS在污水生物处理工艺去除有机微污染物的过程中起到重要作用.然而, 关于EPS与CIP的相互作用机制还未有相关报道.
基于以上介绍, 本研究通过连续流上流式硫酸盐还原反应器(sulfate-reducing up-flow sludge bed, SRUSB)和批次实验考察SRB活性污泥对CIP的去除以及EPS在SRB污泥去除CIP的过程中所起的作用; 通过三维荧光光谱分析EPS与CIP的结合机制; 通过傅里叶红外光谱(Fourier transform infrared, FTIR)分析EPS中主要参与CIP结合的官能团.本研究结果有助于更好地理解EPS在SRB污泥系统去除CIP等有机微污染物的过程中所起的重要作用.
1 材料与方法 1.1 实验材料试剂: CIP, 纯度＞98%;甲醇、乙腈、甲酸为HPLC级99.9%;其他化学药剂均为分析纯; 实验用水均为超纯水.
1.2 实验方法 1.2.1 SRUSB反应器的启动与运行采用连续流的SRUSB考察SRB活性污泥对CIP的去除.反应器装置如图 1, 反应器由有机玻璃制成, 有效体积为1.08 L, 反应体系控制为厌氧状态.实验所用SRB污泥来自实验室运行了3 a的SANI (sulfate-reduction autotrophic-denitrification and nitrification integrated)工艺厌氧段, 而接种于SANI工艺的原始污泥取自香港沙田污水处理厂.待SANI工艺厌氧段SRB污泥成熟稳定, 对硫酸盐的还原率达到60%时, 接种该污泥到SRUSB反应器, 控制SS为9 g·L-1, VSS/SS为0.65.实验采用模拟药物废水水质的人工合成废水, 废水组分见表 1.废水中乙酸钠作为碳源为SRB提供电子供体; 硫酸盐浓度参考SANI工艺厌氧段进水中硫酸盐浓度和药物废水中硫酸盐的浓度设置, 为SRB提供电子受体; 氯化铵作为氮源; 磷酸盐作为酸碱缓冲剂和作为磷源; 其他微量元素为微生物生长所需.反应器具体运行参数为:水力停留时间为6 h; 污泥停留时间为20 d, 内循环设置为进水流量的5倍.反应器分四阶段连续运行83 d, 逐步提高进水CIP浓度考察SRB污泥对CIP的处理效果.阶段1 (CIP=0 μg·L-1, 20 d); 阶段2 (CIP=100 μg·L-1, 21 d); 阶段3 (CIP=500 μg·L-1, 21 d); 阶段4 (CIP=1 000 μg·L-1, 21 d).
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图 1 上流式硫酸盐还原反应器示意 Fig. 1 Schematic of experimental sulfate-reducing up-flow sludge bed (SRUSB) |
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表 1 人工合成废水组分及相关参数 Table 1 Compositions of synthetic wastewater and related parameters |
1.2.2 SRB污泥吸附去除CIP
通过吸附实验探究EPS在SRB污泥吸附去除CIP过程中的重要作用.批次实验装置主要由密闭的500 mL血清瓶和磁力搅拌组成.向血清瓶中加入适量SRB活性污泥, 使MLSS为2 g·L-1.反应装置添加0.1%叠氮化钠来灭活微生物活性, 以避免CIP的生物降解对实验结果产生的影响.向血清瓶中加入合成废水至500 mL刻度线.调节体系初始pH为7.0, CIP的初始浓度为1 000 μg·L-1, 拧紧盖子, 保持装置为厌氧状态, 开始实验.实验设置空白组, 不加SRB污泥, 加含有CIP的人工合成废水, 控制初始CIP浓度为1 000 μg·L-1, 考察CIP的水解作用.实验设置3组平行, 实验过程中用锡箔纸包裹血清瓶, 避免CIP光解; 反应温度25℃, 转速200 r·min-1, 反应时间24 h.实验开始后定期取泥水混合液样品, 对水相、泥相、EPS中CIP进行检测.
1.2.3 EPS提取方法SRB污泥EPS的提取采用改进的热提取方法[13].具体操作如下:将泥水混合液样品在4 500 r·min-1转速下离心15 min, 上清液经0.22 μm水相滤膜过滤后用于测定水相中CIP的浓度; 然后向去掉上清液后的离心管中加入5%的氯化钠溶液至原始刻度线, 振荡摇匀后在60℃下水浴30 min; 而后在12 000 r·min-1转速下离心15 min; 最后上清液经0.22 μm水相滤膜过滤后得到EPS溶液. EPS中CIP的浓度为EPS吸附CIP的量.
1.2.4 EPS与CIP的结合实验通过不同浓度CIP与EPS结合的批次实验来探究EPS对CIP的吸附机制.本实验所用EPS提取于约5 g驯化后的SRB污泥.得到的原始EPS溶液经相对分子量为5000的聚醚砜超滤膜进行纯化去除离子和小分子.得到的溶液经冷冻干燥得到EPS粉末.实验开始前, 将EPS粉末配制成50 mg·L-1的EPS溶液, 然后向EPS溶液中加入适量CIP, 保持其初始浓度依次为0、50、100、500、1 000、2 000、3 000、4 000和5 000 μg·L-1.通过1 mmol·L-1的盐酸和氢氧化钠调节初始pH为7.0.得到的EPS-CIP溶液经振荡器混合10 min后放置于25℃下, 平衡4 h后进行光谱分析.
1.3 分析方法 1.3.1 化学分析反应器进、出水中硫酸盐、亚硫酸盐和硫代硫酸盐浓度采用离子色谱(ICS-900)测定; 硫单质通过转化为硫代硫酸盐后, 再经离子色谱来间接测定; COD和污泥浓度采用国家标准方法进行测定; 出水S2-通过亚甲基蓝分光光度法进行测定.
蛋白质, 多糖是本研究SRB污泥EPS中的主要组成部分, EPS中的蛋白质(PN)和多糖(PS)分别采用Lowry法和苯酚-硫酸法测定[14, 15]; EPS=PN+PS.
水相、泥相和EPS中CIP的含量采用高效液相色谱进行测定, 色谱柱: Acclaim120 C18 (2.1 μm×150 μm, 3 μm), 流动相分别为乙腈和0.1%甲酸水溶液, 体积比为25:75, 流速设置为0.3 mL·min-1, 进样量为25 μL, 柱温25℃.
1.3.2 光谱分析采用三维荧光光谱技术结合平行因子分析探究SRB污泥EPS对CIP的吸附机制. EPS与不同浓度CIP结合前后的三维荧光光谱通过三维荧光分光光度计进行采集.激发波长(Ex)设置为215~400 nm, 间隔为5 nm, 发射波长(Em)设置为280~500 nm, 间隔为2.36 nm.所得三维荧光数据采用平行因子分析方法进行分析.
为进一步鉴定SRB污泥EPS中参与CIP结合的主要官能团, 傅里叶红外(FTIR)光谱技术被应用于测定EPS和EPS-CIP样品. EPS-CIP样品的制备与三维荧光样品一致, 得到的EPS和EPS-CIP水溶液经冷冻干燥后用于FTIR分析.具体操作如下:将1 mg冷冻干燥样品和100 mg的光谱纯的溴化钾混合研磨成粉, 再经压片机在20 MPa压力下将研磨的粉末挤压成片.得到的样品片经FTIR光谱仪在400~4 000 cm-1范围内进行扫描.
2 结果与讨论 2.1 SRUSB反应器的运行效果SRUSB反应器在不同进水CIP浓度下连续运行83 d, 运行效果见表 2, 本实验过程中未检测到硫的中间产物(亚硫酸盐、硫代硫酸盐和单质硫).从中可知, 随着进水CIP浓度的增加, COD和SO42-的去除率显著提高, 从84.6%和61.5%(阶段1, CIP=0 μg·L-1)增加至90.3%和68.3%(阶段4, CIP=1 000 μg·L-1).在高浓度CIP环境下, SRB未被抑制, 这体现了SRB对CIP的强大耐受性. Cordova-Kreylos等[16]也发现当SRB暴露于0~200 mg·L-1的CIP浓度下时, 硫酸盐还原过程未受到抑制.这展现了采用SRUSB处理CIP废水的巨大潜力.
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表 2 不同进水CIP阶段, SRUSB的运行效果1) Table 2 Performance of SRUSB at different influent CIP concentration stages |
2.2 SRUSB对CIP的去除
通过反应器的长期运行考察SRB污泥对CIP的去除和评价反应器的运行效果.反应器连续运行83 d, 运行期间对进水、出水、泥相和EPS中CIP的含量进行长期监测.空白实验结果表明CIP未发生水解, 因此吸附和生物降解是CIP去除的主要途径.反应器进水、出水、泥相和EPS中CIP的含量见图 2(a), 去除率和比去除率(本文中是指单位时间、单位质量的污泥或单位质量污泥的EPS对CIP的去除量, 以SS计)见图 2(b).由图 2可知, 随着进水CIP浓度的增加, 泥相和EPS中CIP的含量显著增加, 因此吸附是SRB污泥去除CIP的主要途径.这与文献[3, 17]报道吸附是污水生物去除CIP的主要途径一致.生物降解去除率和比去除率也呈现出增加的趋势, 因此生物降解在SRB污泥去除CIP的过程中也起到重要作用.值得注意的是EPS在CIP去除过程中也起到重要作用, 随着进水CIP浓度的增加, EPS吸附CIP的去除率和比去除率都显著增加, 在阶段4(CIP=1 000 μg·L-1)时, EPS吸附CIP的去除率为20.1%, 占总去除率的25.5%, 比去除速率为72.3 μg·(g·d)-1, 因此EPS在CIP去除过程中起到重要作用. Khunjar等[18]的研究发现当EPS去除后, 微生物体的吸附能力显著降低.
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图 2 在不同进水CIP阶段, SRUSB对CIP的去除情况 Fig. 2 Removal of CIP by SRUSB at different influent CIP concentration stages |
众多研究表明, 微生物分泌的EPS表面存在大量带电的极性基团和疏水区域, 对有机微污染物具有良好的吸附效能[9]. SRUSB反应器的运行效果表明, SRB污泥主要通过吸附来去除水相中的CIP.接下来通过批次实验探究SRB污泥对CIP的吸附过程, 并通过定量EPS和污泥体(去除EPS的SRB污泥)中CIP的量来探究EPS在CIP吸附去除过程中的重要作用.如图 3(a)所示, SRB污泥对CIP的吸附在反应开始0.05 h时达到吸附平衡, 总的吸附去除率达到99.3%, 其中EPS和污泥体对CIP的吸附分别占到4.3%、95.1%.随着实验的进行, 污泥体中CIP的量不断向EPS迁移, 分析是因为部分吸附到污泥体上的CIP不断向水相解吸, 解吸过程中被EPS再次吸附.同时段水相中CIP的浓度也有微量增加, 这也证明解吸过程的存在.在反应开始6 h后, EPS对CIP的去除率达到21.7%, 在随后的实验中基本保持恒定, 这表明EPS对CIP的吸附在6 h时达到吸附平衡. SRB污泥EPS和污泥体对CIP的比吸附去除量(本文中是指单位质量的污泥或EPS对CIP的吸附去除量, 以SS计)见图 3(b). EPS对CIP的比吸附去除量随着反应时间不断增加, 这与图 3(a)的结果一致, 达到平衡时EPS的比吸附去除量为4.53 μg·mg-1, 远高于污泥体的比吸附去除量(0.37 μg·mg-1), 这表明了EPS的巨大吸附容量.因此EPS在SRB污泥吸附CIP的过程中起到重要作用.
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图 3 SRB污泥对CIP的吸附去除 Fig. 3 Adsorption removal of CIP by SRB sludge |
三维荧光光谱技术结合平行因子分析(PARAFAC)结果表明, 随着CIP浓度的增加, EPS的荧光强度逐渐降低, 基于平行因子分析确定了EPS中主要参与CIP结合的两个组分, 如图 4所示.组分A(Ex/Em: 215~225/355~367 nm)被鉴定为芳香族氨基酸-色氨酸; 组分B(Ex/Em: 230/296~305 nm)鉴定为酪氨酸[19].因此当CIP与EPS结合时, 蛋白类物质色氨酸和酪氨酸是EPS中主要参与CIP结合, 引起EPS荧光猝灭的成分.蛋白类物质具有较强疏水性, 可为微污染物提供大量的活性吸附位点[9], 因此在本研究中EPS中色氨酸和酪氨酸类蛋白物质促进了CIP吸附到SRB污泥上.
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图 4 基于PARAFAC分析鉴定的SRB污泥EPS中的两种蛋白质类物质的EEM荧光光谱 Fig. 4 EEM fluorescence spectra of two protein-like substances in EPS of SRB sludge extracted by PARAFAC analysis |
荧光猝灭意味着EPS中荧光组分内部结构和构象的改变.荧光猝灭根据荧光团与猝灭剂之间作用的方式不同可分为静态猝灭和动态猝灭过程.静态猝灭是指荧光团分子与猝灭剂之间通过结合生成复合物, 且该复合物使荧光完全猝灭的现象.动态猝灭是指荧光团分子通过与猝灭剂碰撞使其荧光猝灭的过程[10].为了进一步探究CIP与EPS之间的荧光猝灭过程, 采用Stern-Volmer方程对组分A和组分B的荧光数据进行了拟合[10], 其方程如下:
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(1) |
式中, F0为未加CIP的EPS的荧光强度; F为添加不同浓度CIP后EPS的荧光强度; [Q](mol·L-1)为CIP的浓度; Kq[L·(mol·s)-1]为生物分子猝灭速率常数; τ0 (10-8 s)为无猝灭剂存在的情况下, 分子的平均荧光寿命; KSV是Stern-Volmer猝灭常数.拟合曲线如图 5所示.结果表明, 组分A和组分B的荧光数据较好地拟合Stern-Volmer方程, R2>0.99.组分A和组分B的Stern-Volmer猝灭常数(KSV)分别为1.33×105 L·mol-1和1.14×105 L·mol-1, 猝灭速率常数(Kq)分别为1.33×1013 L·(mol·s)-1和1.14×1013 L·(mol·s)-1, 均大于最大动态猝灭速率常数[2.0×1010 L·(mol·s)-1], 因此本研究中EPS的猝灭属于静态猝灭过程, EPS与CIP之间形成了EPS-CIP复合物[10, 20].
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图 5 EPS中组分A和B荧光强度与CIP浓度基于Sterne-Volmer方程的拟合曲线 Fig. 5 Fitting results for fluorescence intensities of components of A and B in EPS with CIP concentration using Sterne-Volmer equation |
为进一步确定EPS与CIP的结合常数(Kb)以及EPS为CIP吸附提供的结合位点(n), 采用双对数方程对组分A和组分B的荧光数据进行了拟合[20].其方程如下:
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(2) |
式中, F0、F和[Q]含义与方程(1)一致; Kb为结合常数, 是lg[(F0-F)/F]和lg[Q]通过方程(2)的线性拟合, 所得截距计算得到; n为结合位点数.拟合曲线如图 6所示.结果显示组分A和组分B为CIP的吸附提供的位点数分别为0.81和0.79. Xu等[10]也报道活性污泥EPS中的色氨酸可为磺胺甲嘧啶吸附提供相似的结合位点数(0.81). Kb反映荧光团与猝灭剂之间结合的强度, 本研究中CIP与EPS中色氨酸和酪氨酸的结合常数分别为1.43×104 L·mol-1和1.02×104 L·mol-1, 均大于文献报道的好氧活性污泥、厌氧颗粒污泥和厌氧絮体污泥EPS对红霉素和乙酰氨基酚的结合常数(1×102~7.94×103 L·mol-1)[21], 这表明CIP与SRB污泥的EPS之间存在较强的结合.
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图 6 EPS中组分A和B荧光强度与CIP浓度基于双对数方程的拟合曲线 Fig. 6 Fitting results for fluorescence intensities of components of A and B in EPS with CIP concentration using double-logarithm regression equation |
通过FTIR光谱分析技术进一步鉴定SRB污泥EPS中主要参与CIP结合的官能团, 结果如图 7所示.通过FTIR光谱检测了在400~4 000 cm-1范围内原始EPS和EPS-CIP复合物的红外光谱.在原始EPS红外光谱1 618 cm-1处的吸收峰归因于蛋白质中C＝O的伸缩振动[22]; 在1 637 cm-1处的吸收峰是由于蛋白质amide Ⅰ区中氨基化合物的C＝O的伸展和胺中N—H的弯曲, 这说明EPS中含有R—NH2氨基酸官能团[23].在原始EPS红外光谱1 085 cm-1处的吸收峰是多糖中C—O—C的伸缩振动引起的[24], 3 413 cm-1位置的峰是由于胺类化合物中O—H和N—H的伸缩振动产生的[23, 25].原始EPS在红外光谱3 200~3 500 cm-1处的吸收峰主要是O—H官能团伸缩引起的[26].在EPS-CIP复合物红外光谱的1 706 cm-1和1 386 cm-1处的吸收峰是由CIP结构中羧酸中的C＝O和哌嗪基团中去质子化的氨基的振动所引起的[27].
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图 7 EPS和CIP吸附形成的EPS-CIP复合物的红外光谱 Fig. 7 FTIR spectra of EPS and EPS-CIP complexes formed in CIP adsorption |
通过比较原始EPS和EPS-CIP复合物的红外光谱图可知, 当CIP与EPS形成EPS-CIP复合物后, 原始EPS红外光谱1 618 cm-1位置的峰偏移到了1 623 cm-1, 同时伴随着强度的降低.原始EPS红外光谱1 637 cm-1位置的峰基本消失.这些结果表明EPS中蛋白质物质中的氨基和羧基官能团参与到了CIP的吸附, 这也证实了三维荧光分析的结果, 蛋白质是参与CIP结合的主要物质.同时也发现当EPS与CIP结合后, 原始EPS红外光谱在3 413 cm-1和3 473 cm-1位置的羟基峰的强度变弱, 这表明—OH也参与了CIP的吸附.然而当EPS与CIP结合后, 原始EPS红外光谱中多糖物质的C—O—C峰(1 085 cm-1)的强度没有明显变化, 这表明EPS中多糖类物质没有参与CIP的结合.因此在SRB污泥系统中, EPS中的羧基, 氨基和羟基是主要参与CIP吸附的官能团.
3 结论(1) SRUSB反应器运行结果表明, SRB活性污泥主要通过吸附和生物降解实现水相CIP的有效去除, 吸附是其主要去除途径, EPS在CIP去除过程中起到重要作用.
(2) 批次吸附实验结果表明, SRB污泥通过快速吸附实现水相CIP的去除, EPS对CIP的吸附量随着反应时间的延长而增加, 达到吸附平衡时, EPS对CIP的比吸附去除量为4.5 μg·mg-1远高于污泥体对CIP的比吸附去除量(0.37 μg·mg-1).
(3) 三维荧光猝灭分析表明SRB污泥EPS主要通过静态猝灭与CIP形成EPS-CIP复合物来吸附去除CIP, 色氨酸和酪氨酸是EPS中主要参与CIP结合的物质, 且为CIP结合提供的位点数分别为0.81和0.79.
(4) FTIR分析表明, SRB污泥EPS中蛋白类物质中的羧基, 氨基和EPS中的羟基是主要参与CIP结合的官能团.
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