1 引言(Introduction)

　　焦化廢水是煤制焦炭、煤氣凈化及焦化產(chǎn)品回收過程中產(chǎn)生的高濃度有機(jī)廢水.不同地區(qū)、規(guī)模、工藝的焦化廠所產(chǎn)生的焦化廢水水量及污染物組成含量有著一定的差異，同時(shí)受到煉焦煤的質(zhì)量、煉焦工藝及操作條件、化工生產(chǎn)車間設(shè)備構(gòu)造、焦化廢水處理廠的工藝與運(yùn)行管理等因素影響.我國焦化廢水不僅排放量大，成分也極其復(fù)雜，而且污染物濃度變化范圍大.廢水中除有氨氮、氰化物、硫化物、硫氰化物等高毒性無機(jī)污染物外，還有大量的有機(jī)污染物，主要為苯酚類物質(zhì)及其衍生物、喹啉類及其衍生物(Lu et al., 2009)，還含有油、胺、萘、吡啶、蒽等含氮、氧、硫雜環(huán)化合物及多環(huán)芳烴(PAHs)等多種有機(jī)組分(Wang et al., 2002; Zhang et al., 2012).韋朝海等(2011)統(tǒng)計(jì)了國內(nèi)38家典型焦化企業(yè)廢水的主要水質(zhì)指標(biāo)，指出全國各地焦化廢水COD普遍在4000~8000 mg·L-1的范圍內(nèi)，其中，苯酚、硫化物、氰化物的普遍濃度范圍及pH分別為500~1300 mg·L-1、50~200 mg·L-1、5~50 mg·L-1、9.5~10.5，個(gè)別地區(qū)的企業(yè)產(chǎn)生的焦化廢水水質(zhì)變化相對較大.

　　目前，國內(nèi)外鋼鐵企業(yè)產(chǎn)生的焦化廢水所采用的處理工藝一般為A/O、A2/O及其變型工藝等(Min et al., 1998; Yang et al., 2001; Wang et al., 2002; Park et al., 2008; Kim et al., 2008)生物處理工藝，其中，國內(nèi)52家典型的焦化廢水處理站的生物工藝主要分為6種：AO(7個(gè))、AOO(6個(gè))、AAO(17個(gè))、AAOO(8個(gè))、OAO(11個(gè))、OHO(3個(gè))(范丹, 2016)，工藝設(shè)計(jì)主要圍繞COD的去除及氨氮的硝化-反硝化過程.因厭氧生物技術(shù)具有低污泥產(chǎn)量、低能耗和能源可回收等優(yōu)點(diǎn)(Mccarty et al., 1986)，國內(nèi)外大部分鋼鐵企業(yè)的焦化廢水處理工藝都包含厭氧A單元技術(shù).然而，大量工程實(shí)踐和研究報(bào)道顯示，厭氧A單元技術(shù)對焦化廢水的處理效果甚微，均無法實(shí)現(xiàn)產(chǎn)甲烷的目標(biāo).Zhao等(2014)對韶鋼二期工程A/O/H/O焦化廢水處理工藝進(jìn)行研究，指出在第一個(gè)厭氧單元A進(jìn)水COD為1530 mg·L-1，A出水COD為1390 mg·L-1;Sahariah等(2015)采用A1/A2/O生物流化床對焦化廢水進(jìn)行降解，其A1厭氧反應(yīng)器對苯酚和COD的去除率分別僅為3%和2%左右;Wei等(2012)的研究指出，焦化廢水厭氧進(jìn)水COD為1676 mg·L-1，經(jīng)過12 h的水力停留時(shí)間后COD的去除率只有6.92%.另外，有研究對焦化廢水進(jìn)行厭氧條件下產(chǎn)甲烷活性抑制實(shí)驗(yàn)時(shí)發(fā)現(xiàn)，產(chǎn)酸階段已被抑制(任源等, 2007)，即使一些工程中厭氧段COD有20%~30%的去除率，現(xiàn)有工程所暴露的厭氧段COD去除率有相當(dāng)一部分是由清水稀釋作用及污泥對有機(jī)物的吸附作用所致.Zhu等(2016)對工程上在厭氧處理單元中微生物的分析研究發(fā)現(xiàn)，污泥中沒有產(chǎn)甲烷菌存在.此外，硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物被報(bào)道為焦化廢水的特征污染物(張萬輝等, 2015)，占總COD的70%~80%，其中，苯酚為貢獻(xiàn)最大的有機(jī)污染物，約占焦化廢水總COD的60%~70%.目前，雖然有較多研究報(bào)道了關(guān)于氨氮、硫化物、氰化物和金屬離子等污染物對諸如葡萄糖、VFAs等有機(jī)物厭氧消化的影響(Hilton et al., 1988; Chen et al., 2008; Yenigün et al., 2013; Gupta et al., 2016).但對于含有大量毒性物質(zhì)的焦化廢水而言，其抑制厭氧生物降解的因素尚不明確.

　　針對厭氧降解焦化廢水中有機(jī)物效果甚微，抑制因素及其機(jī)制不明確的問題，本研究以濃度梯度稀釋的焦化廢水為研究對象，以苯酚、COD和TOC的濃度變化為表征，考察焦化廢水抑制厭氧生物降解的濃度閾值;通過COD和苯酚的去除率探討硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物的濃度對焦化廢水厭氧降解效率的影響，并嘗試采用分級的評價(jià)方法間接表達(dá)焦化廢水的復(fù)合毒性作用;另外，通過外加碳源的方法改變焦化廢水的碳源結(jié)構(gòu)，從微生物對基質(zhì)利用的角度分析焦化廢水抑制厭氧生物降解的因素;反應(yīng)過程中還通過測定氣體產(chǎn)量及組成的變化，從不同產(chǎn)氣結(jié)構(gòu)推斷受抑制的微生物群體.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 焦化廢水原水水質(zhì)及污泥來源

　　焦化廢水原水水樣取自于廣東韶鋼焦化廢水處理工程，其主要水質(zhì)指標(biāo)如表 1所示.已有大量的工程實(shí)踐證明，厭氧焦化污泥的產(chǎn)甲烷活性已受到嚴(yán)重抑制，不便于觀察焦化廢水中毒性物質(zhì)對厭氧污泥的抑制現(xiàn)象.因此，本研究為探究在焦化廢水中各毒性物質(zhì)濃度對厭氧污泥產(chǎn)甲烷的影響，實(shí)驗(yàn)選用的污泥取自廣州市瀝滘污水處理廠水處理系統(tǒng)的二沉池，并接種到本實(shí)驗(yàn)室的厭氧雙層玻璃反應(yīng)釜(5 L改進(jìn)型)中，利用甲醇為有機(jī)碳源進(jìn)行活化，并利用純苯酚作為有機(jī)碳源對污泥進(jìn)行馴化.通過低溫恒溫槽控制反應(yīng)體系溫度為(35.0±0.5) ℃，厭氧反應(yīng)器的攪拌速度為60 r·min-1，控制pH為6.8~7.2.實(shí)驗(yàn)前，厭氧反應(yīng)釜中以苯酚作為碳源已經(jīng)穩(wěn)定運(yùn)行270 d，污泥負(fù)荷(Q)和產(chǎn)甲烷活性(SMA)分別為30.17 mg·g-1·d-1(以每g MLSS中的苯酚量(mg)計(jì))和4.01 mL·g-1·d-1 (以每g VSS產(chǎn)生的CH4量(mL)計(jì)).以反應(yīng)體系容積計(jì)算，每升分別加入10 mL維生素和無機(jī)鹽營養(yǎng)液(胡紀(jì)萃等, 2003).

　　表 1 廣東韶鋼焦化廢水原水的主要水質(zhì)指標(biāo)

　　2.2 批量實(shí)驗(yàn)裝置

　　間歇式厭氧反應(yīng)裝置如圖 1所示.厭氧活性污泥由本實(shí)驗(yàn)室長期運(yùn)行的厭氧生物反應(yīng)器中馴化得到，反應(yīng)器有效容積為500 mL，反應(yīng)體系中污泥含量(MLSS)約為5000 mg·L-1.反應(yīng)前采用高純氮?dú)?99.99%)進(jìn)行曝氣，使整個(gè)裝置充滿氮?dú)庖员ＷC厭氧環(huán)境.實(shí)驗(yàn)在(35.0±0.5) ℃恒溫水浴鍋和轉(zhuǎn)子轉(zhuǎn)速為60 r·min-1的條件下進(jìn)行;三通閥用于取樣時(shí)保持反應(yīng)裝置整體氣壓平衡;橡膠塞上附加硅酮墊片對厭氧鹽水瓶加強(qiáng)密封;體系中產(chǎn)生的氣體通過導(dǎo)管于裝滿飽和NaCl溶液的上嘴濾瓶進(jìn)行收集，排出的液體收集于戴塞量筒中，液體體積即為收集到的氣體總產(chǎn)量(CO2、H2和CH4)，組分占比采用氣相色譜定量分析.

　　圖 1 實(shí)驗(yàn)室規(guī)模間歇式厭氧反應(yīng)裝置示意圖

　　2.3 分析方法

　　分析樣品預(yù)處理：先取一定量的水樣，在轉(zhuǎn)速為5000 r·min-1下離心10 min后，從上清液中取5 mL水樣稀釋成50 mL，再經(jīng)過0.45 μm的水系濾頭進(jìn)行過濾.

　　COD按照標(biāo)準(zhǔn)《水質(zhì)化學(xué)需氧量的測定快速消解分光光度法》(HJ/T 399-2007)，采用哈希DRB200快速消解儀進(jìn)行消解后測定;TOC采用總有機(jī)碳檢測儀(日本島津TOC-V CPN)測定.

　　水樣中的苯酚濃度用高效液相色譜(日本島津HPLC-20A，紫外檢測器，Eclipse PAH C18色譜柱，4.6 mm×250 mm, 5 μm)進(jìn)行定量分析.預(yù)處理后的樣品再采用0.22 μm的水系濾頭進(jìn)行過濾.檢測條件：柱箱溫度35 ℃;流動相A為甲醇(色譜純)，流動相B為超純水，流動相A與B體積比為55:45;流速1.0 mL·min-1，進(jìn)樣體積20 μL;檢測波長為270 nm.

　　反應(yīng)體系的頂空氣體，如CO2、H2和CH4等氣體，用注射器從上嘴濾瓶收集的頂空氣體中抽取，然后用氣相色譜分析儀(Agilent-7820A)測定，采用熱導(dǎo)檢測器(TCD)，柱子為TDX-01填充柱(2.4 m×3.2 mm)，氣體進(jìn)樣體積為1 mL，載氣(N2)流速為25 mL·min-1，尾吹氣(N2)流速為3 mL·min-1.柱溫、檢測器和進(jìn)樣口溫度分別為100、200和100 ℃.

　　2.4 梯度稀釋焦化廢水的厭氧降解

　　先量取一定量的焦化廢水原水對其進(jìn)行預(yù)處理，具體操作為：采用2 mol·L-1的鹽酸將水樣的pH調(diào)節(jié)為7左右，對水樣采用高純氮?dú)?99.99%)進(jìn)行曝氣排氧10 min.以宏觀指標(biāo)COD為稀釋對象設(shè)置6個(gè)稀釋梯度，將焦化廢水原水分別稀釋至(1200±100)、(1500±100)、(1800±100)、(2100±100)、(2400±100)、(2700±100) mg·L-1.加入2.1節(jié)中的污泥，控制污泥濃度MLSS為5000 mg·L-1左右，反應(yīng)體系稀釋為500 mL，反應(yīng)周期為30 d.根據(jù)2.3節(jié)中的方法分析各實(shí)驗(yàn)組中COD、TOC和苯酚濃度的變化，用以得出解除抑制厭氧生物降解的焦化廢水濃度閾值.實(shí)驗(yàn)設(shè)置3個(gè)平行樣，實(shí)驗(yàn)結(jié)果取平均值.

　　2.5 毒性物質(zhì)的單抑制濃度分析

　　根據(jù)2.4節(jié)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，選取可對焦化廢水進(jìn)行厭氧生物降解的濃度閾值來稀釋焦化廢水(即解除抑制的拐點(diǎn)濃度)，水樣預(yù)處理同2.4節(jié)，稀釋成500 mL后分別加入焦化廢水中毒性物質(zhì)占比較大的幾類代表性物質(zhì)(硫氰化物、苯酚、硫化物、氰化物)進(jìn)行批量間歇實(shí)驗(yàn)，反應(yīng)周期為18 d.通過2.3節(jié)的分析方法測定各實(shí)驗(yàn)組中COD和苯酚的濃度變化，以分別探究這些毒性物質(zhì)的濃度對厭氧生物降解焦化廢水的影響.據(jù)統(tǒng)計(jì)(潘霞霞等, 2009;韋朝海等, 2011)，焦化廢水中硫氰化物、苯酚、硫化物、氰化物的濃度分別為200~1000、90~1300、17.5~200、5~50 mg·L-1，實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)毒性物質(zhì)濃度將根據(jù)其在實(shí)際焦化廢水中出現(xiàn)頻率較高的濃度范圍進(jìn)行選取，設(shè)置24個(gè)反應(yīng)器(其中4個(gè)為對照組，對照組只稀釋不添加任何毒性物質(zhì)，實(shí)驗(yàn)結(jié)果取平均值)，毒性物質(zhì)投加量如表 2所示.

　　表 2 各反應(yīng)器中毒性物質(zhì)的設(shè)計(jì)濃度

　　2.6 碳源結(jié)構(gòu)改變的抑制因素探索

　　根據(jù)2.4節(jié)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，選取無法對焦化廢水進(jìn)行厭氧生物降解的濃度閾值來稀釋焦化廢水(即無法解除抑制的拐點(diǎn)濃度)，其水樣預(yù)處理同2.4節(jié)，稀釋成500 mL后加入與稀釋后焦化廢水等COD的不同有機(jī)碳源.實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)選用工業(yè)上較為常用的3種有機(jī)碳源：葡萄糖、乙酸鈉和甲醇，將其分別加至各反應(yīng)器中，反應(yīng)周期為18 d，根據(jù)2.3節(jié)中的方法分析各實(shí)驗(yàn)組中COD值和苯酚濃度的變化及氣體的產(chǎn)量變化，以此對比不同簡單有機(jī)物在焦化廢水中厭氧生物降解的性能，以推斷焦化廢水不能厭氧生物降解的微生物因素.實(shí)驗(yàn)設(shè)置3個(gè)平行樣，實(shí)驗(yàn)結(jié)果取平均值.

　　3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論(Results and discussion)3.1 不同濃度焦化廢水的厭氧降解效率對比

　　焦化廢水屬于高濃度有機(jī)廢水，理論上應(yīng)該先進(jìn)行厭氧生物處理降低負(fù)荷，再進(jìn)行好氧生物處理.然而，由于焦化廢水原水對微生物的毒性抑制作用，高濃度的焦化廢水難以實(shí)現(xiàn)厭氧生物降解.厭氧單元效率低將導(dǎo)致回流比的增大和水力停留時(shí)間的延長(Li et al., 2005)，因而工程上通常采用大量的清水進(jìn)行稀釋以降低毒性物質(zhì)的負(fù)荷，但仍然沒有高效厭氧產(chǎn)CH4的效果.針對這個(gè)實(shí)際問題，為確定焦化廢水抑制厭氧生物降解的濃度閾值，根據(jù)2.4節(jié)中的實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)參數(shù)對焦化廢水原水進(jìn)行梯度稀釋，以COD、TOC和苯酚濃度的變化直接表達(dá)焦化廢水中毒性物質(zhì)的復(fù)合抑制效應(yīng)，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 2所示.

　　圖 2不同濃度焦化廢水的厭氧降解效率及甲烷產(chǎn)量(a.COD，b.TOC，c.苯酚，d.甲烷產(chǎn)量)

　　從圖 2中可以看出，當(dāng)焦化廢水被稀釋到COD為1200和1500 mg·L-1時(shí)，反應(yīng)體系中的苯酚在12 d以內(nèi)被完全降解并生成大量CH4氣體，且COD去除率分別為49.49%和39.15%，污泥負(fù)荷分別為5.33和6.09 mg·g-1·d-1.當(dāng)焦化廢水濃度提升到1800 mg·L-1時(shí)，厭氧污泥的活性開始出現(xiàn)抑制現(xiàn)象，且在30 d內(nèi)COD去除率和苯酚負(fù)荷分別下降至31.49%和4.11 mg·g-1·d-1，產(chǎn)甲烷的速率下降.當(dāng)焦化廢水濃度為2100 mg·L-1時(shí)，其COD和TOC的濃度只有少許下降，可能部分有機(jī)物被微生物同化利用或降解成CO2氣體，但由于產(chǎn)氣量低于儀器檢測限，且沒有產(chǎn)生體積差，故認(rèn)為此濃度水平屬于抑制性濃度拐點(diǎn).當(dāng)焦化廢水濃度大于2400 mg·L-1時(shí)，體系中苯酚濃度的下降卻并沒有伴隨COD和TOC濃度的明顯變化，說明苯酚被水解為中間產(chǎn)物且無法被進(jìn)一步降解，體系中產(chǎn)甲烷菌等微生物的活性受到抑制且無CH4氣體產(chǎn)生.由此可得，焦化廢水原水一般需要2倍或以上的清水稀釋，才能達(dá)到可對其進(jìn)行厭氧生物降解的濃度水平.

　　高濃度的焦化廢水無法厭氧生物降解，雖然可以通過稀釋作用降低焦化廢水的毒性負(fù)荷，但這將導(dǎo)致處理后的出水量增大.由于焦化行業(yè)的特殊性，其產(chǎn)生的廢水需要按照零排放的要求，導(dǎo)致處理后的出水無法排放，且該行業(yè)用水量較少，外排水無法重復(fù)利用.同時(shí)，其外排水的風(fēng)險(xiǎn)性較大，不能作為其他行業(yè)的回用水，產(chǎn)生的水無處消耗，成為了焦化行業(yè)、鋼鐵企業(yè)的一大難題.因此，需要識別抑制焦化廢水厭氧降解的關(guān)鍵毒性物質(zhì)及濃度，分析其對厭氧微生物的抑制因素，以減少稀釋水的用量.

　　3.2 毒性物質(zhì)的單一抑制效應(yīng)分析

　　為探究焦化廢水中硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物等物質(zhì)濃度各自對厭氧降解性能的影響，根據(jù)2.4節(jié)的實(shí)驗(yàn)方案和3.1節(jié)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果可得，選取可進(jìn)行厭氧降解產(chǎn)CH4的焦化廢水稀釋濃度(1800 mg·L-1)，并根據(jù)表 2中所設(shè)計(jì)的毒性物質(zhì)的量投加到各反應(yīng)器中，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 3所示.

　　圖 3不同濃度硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物條件下各反應(yīng)器的COD(a)和苯酚(b)厭氧降解效率

3.2.1 硫氰化物的抑制

　　圖 3表明，隨著反應(yīng)體系中硫氰化物濃度的升高，其對厭氧微生物的抑制作用越來越明顯.當(dāng)硫氰化物濃度達(dá)到1500 mg·L-1，COD的去除率從34.89%下降至11.67%，污泥負(fù)荷由對照的8.49 mg·g-1·d-1降至5.23 mg·g-1·d-1，SMA從1.07 mL·g-1·d-1降至0.24 mL·g-1·d-1.此時(shí)，其對厭氧微生物活性的影響只起到減緩作用，但只要經(jīng)過足夠長的停留時(shí)間仍能保持厭氧污泥對焦化廢水中COD和苯酚的去除率.由此表明，在當(dāng)前硫氰化物濃度水平的焦化廢水中，硫氰化物只作為一種抑菌性有毒物質(zhì)而非殺菌性有毒物質(zhì).在低復(fù)合毒性的基礎(chǔ)上，硫氰化物的單一抑制效應(yīng)并不作為抑制焦化廢水厭氧生物降解的主要毒性抑制因素，其在焦化廢水處理過程中受到的重視程度遠(yuǎn)不如揮發(fā)酚和氰化物等.然而，硫氰化物是焦化廢水中COD占比最大的無機(jī)物，不僅對水生生態(tài)環(huán)境和人類健康十分有害(Bhunia, 2000)，而且對焦化廢水COD、NH4+-N及色度等指標(biāo)均有直接或間接的貢獻(xiàn)(韋朝海等, 2007;潘霞霞等, 2009).

　　3.2.2 苯酚的抑制

　　由于作為毒性物質(zhì)的苯酚同時(shí)也作為營養(yǎng)物質(zhì)而表現(xiàn)為COD，投加苯酚的實(shí)驗(yàn)組厭氧降解COD的規(guī)律不同于另外3種毒性物質(zhì).根據(jù)化學(xué)動力學(xué)，在沒有受到抑制的時(shí)候，苯酚作為基質(zhì)的濃度越高，相同時(shí)間內(nèi)其去除率越高.從圖 3可知，苯酚初始濃度為800 mg·L-1時(shí)，厭氧污泥沒有受到明顯抑制，18 d的COD去除率達(dá)到47.77%，SMA值為1.48 mL·g-1·d-1，苯酚被完全降解.雖然苯酚初始濃度為950 mg·L-1時(shí)的COD去除率比對照組高，但SMA值從1.48 mL·g-1·d-1下降至1.21 mL·g-1·d-1，此濃度水平的苯酚對厭氧污泥有輕微抑制作用.當(dāng)苯酚初始濃度達(dá)到1100 mg·L-1和1250 mg·L-1，體系中COD去除率明顯下降，這是由于體系中的產(chǎn)甲烷菌受到完全抑制，無法對苯酚的水解產(chǎn)物進(jìn)行礦化作用，由于苯酚水解菌在高濃度苯酚的環(huán)境下仍然具有一定的活性，體系中的苯酚濃度仍然下降.然而，由于苯酚濃度高達(dá)1400 mg·L-1，超過部分厭氧微生物的耐受程度，導(dǎo)致該部分微生物死亡，微生物死亡后體內(nèi)的有機(jī)物質(zhì)溶出，從而使得水中的COD升高.隨著反應(yīng)時(shí)間增長，仍然具有一定活性的苯酚水解菌將苯酚的濃度降至非殺菌性水平，部分未死亡的微生物停止自溶現(xiàn)象，從而COD去除率的負(fù)增長趨勢逐漸變得緩慢.

　　雖然低濃度的苯酚是一種較好的有機(jī)碳源，但其本身會引起生物體內(nèi)蛋白質(zhì)的變性和凝固，是一種原生質(zhì)毒性物質(zhì)，對厭氧微生物有著一定程度的抑制作用(Fang et al., 1997).高濃度苯酚可以使得厭氧污泥中產(chǎn)甲烷菌特有的輔酶F420和胞外聚合物(EPS)的含量大幅下降(馬小云等, 2011).可用于保護(hù)污泥中微生物細(xì)胞的EPS含量減少，會導(dǎo)致污泥對毒性物質(zhì)的耐受能力下降(Sheng et al., 2010)，甚至死亡.雖然在實(shí)際工程的焦化廢水中苯酚的濃度水平一般為600~1000 mg·L-1，處于厭氧污泥的抑菌性水平，但厭氧微生物對苯酚的適應(yīng)能力較強(qiáng)(Fang et al., 1997)，尤其是苯酚水解菌在高濃度苯酚的環(huán)境下仍然具有一定的活性.

　　3.2.3 硫化物的抑制

　　圖 3的實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，當(dāng)硫化物濃度達(dá)到200 mg·L-1，反應(yīng)器中的厭氧污泥受到明顯的抑制作用，COD的去除率從34.89%下降至11.54%，SMA值從1.07 mL·g-1·d-1降至0.18 mL·g-1·d-1.當(dāng)硫化物濃度達(dá)到250~300 mg·L-1時(shí)，硫化物的毒性作用從抑菌性轉(zhuǎn)變?yōu)闅⒕�性，體系中的微生物由于受到高濃度硫化物的毒性作用而死亡，細(xì)胞體內(nèi)有機(jī)質(zhì)溶出導(dǎo)致體系中COD去除率呈負(fù)增長，苯酚水解菌的活性明顯下降.

　　硫化物是一種對細(xì)菌生長有強(qiáng)抑制作用的物質(zhì)，其毒性是由非離子形式即游離態(tài)(H2S)引起的，主要原因有2個(gè)：① 微生物自身帶負(fù)電荷，中性的H2S分子比S2-和HS-更容易接近并穿透細(xì)菌的細(xì)胞壁，進(jìn)而在細(xì)菌體內(nèi)產(chǎn)生毒害作用(Nielsen, 1987);② S2-、HS-和H2S可使溶液中非堿性金屬沉淀，影響微生物對該金屬的可利用性，從而影響厭氧微生物的生長(胡紀(jì)萃等, 2003).由于體系中的溫度和pH分別在35 ℃和7左右，根據(jù)硫化物在液相內(nèi)的電離平衡，體系中硫化物的形態(tài)分布以H2S和HS-為主;且在35 ℃和氣相分壓為105 Pa的條件下，H2S在水溶液中的溶解度為0.2661 g/100 g水，可認(rèn)為在適合厭氧微生物生存的水相環(huán)境中硫化物對厭氧污泥的抑制作用主要由H2S造成.適合厭氧消化體系的pH在6.5~7.5的范圍內(nèi)，在含有大量硫化物的焦化廢水中，若需要對其進(jìn)行厭氧生物降解，不僅需要投加大量的酸以調(diào)節(jié)焦化廢水原水的pH，還會使其中含有的硫化物轉(zhuǎn)化為H2S，進(jìn)而加強(qiáng)了焦化廢水的毒性作用.

　　3.2.4 氰化物的抑制

　　圖 3結(jié)果顯示，當(dāng)水相中氰化物濃度達(dá)到30 mg·L-1時(shí)，反應(yīng)器中的污泥出現(xiàn)明顯抑制，在反應(yīng)周期內(nèi)COD的去除率從對照組的34.89%下降至8.96%，苯酚的水解率下降至66.81%.當(dāng)氰化物濃度提高至40 mg·L-1的濃度水平，反應(yīng)器中僅有苯酚水解菌仍具有一定的活性，產(chǎn)甲烷菌的活性完全受到抑制，體系中COD去除率幾乎為0.當(dāng)氰化物濃度達(dá)到50~60 mg·L-1時(shí)，其毒性從抑菌性轉(zhuǎn)變?yōu)闅⒕�性，該反�?yīng)器中的COD去除率為負(fù)，部分微生物被殺死，其體內(nèi)的有機(jī)質(zhì)溶出進(jìn)而導(dǎo)致COD升高.

　　焦化廢水中含有的氰化物(CN-)是一類劇毒物質(zhì)，CN-是典型的類鹵素離子，具有很強(qiáng)的還原性和配合性，在焦化廢水處理工程中通常表現(xiàn)出多重效應(yīng).氫氰酸屬于一元弱酸型簡單化合物，其在水溶液中僅以HCN、CN-的形式存在.氰化物與硫化物的毒性機(jī)制相似，其對微生物的毒性作用主要是由游離的HCN造成，且CN-容易與金屬離子結(jié)合，進(jìn)而影響微生物對金屬的利用效率(Dash et al., 2009).在35 ℃和氣相分壓為105 Pa的條件下，根據(jù)氫氰酸與氰根離子在不同pH值時(shí)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分布規(guī)律，當(dāng)pH在7左右時(shí)，水溶液中的氰化物基本以HCN的形態(tài)存在.為調(diào)節(jié)焦化廢水酸度而加酸至最適合厭氧污泥生長繁殖的pH(6.5~7.5)，水相中主要毒性成分將從毒性相對小的CN-轉(zhuǎn)變?yōu)槎拘愿�大的HCN，從而提升了廢水的毒性作用，對微生物的活性造成更嚴(yán)重的影響.

　　3.3 復(fù)合毒性抑制作用的探討

　　在實(shí)際廢水中，不同污染物對微生物的抑制效應(yīng)體現(xiàn)為復(fù)合毒性作用，為了直觀地表達(dá)復(fù)合抑制效應(yīng)，將3.1節(jié)和3.2節(jié)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果以抑制等級的形式間接表達(dá).參考《美國藥典》中細(xì)胞毒性分級標(biāo)準(zhǔn)(USP, 1990)，建立了一套用于評價(jià)焦化廢水復(fù)合毒性作用的分級方法，具體如下：以解除抑制的焦化廢水(COD為1800 mg·L-1)18 d時(shí)的COD去除率(η1=34.89%)為基準(zhǔn)，按式(1) 計(jì)算相對去除率(η).

　　式中，η2為實(shí)驗(yàn)組18 d時(shí)的COD去除率.根據(jù)式(1) 得出相對去除率η，各實(shí)驗(yàn)組的毒性抑制分級按照表 3分級標(biāo)準(zhǔn)判定，其中，無抑制定義為0級，殺菌性抑制定義為6級，抑制等級越高，抑制程度越大.將焦化廢水原水的復(fù)合抑制性濃度和硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物等毒性物質(zhì)各自的抑制效應(yīng)分級列于表 4中.

　　表 3 毒性作用的分級標(biāo)準(zhǔn)

　　表 4 毒性作用的抑制分級

　　由3.1節(jié)和3.2節(jié)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果和表 4的規(guī)律可以看出，焦化廢水稀釋到解除厭氧抑制的濃度水平時(shí)(1800 mg·L-1)，再向其分別投加1250~1500 mg·L-1的硫氰化物、1250~1400 mg·L-1的苯酚、200~250 mg·L-1的硫化物和30~40 mg·L-1的氰化物，其單組分物質(zhì)抑制要達(dá)到與復(fù)合抑制相同的抑制等級時(shí)，該物質(zhì)濃度比復(fù)合抑制(以COD為2400 mg·L-1為例)時(shí)相對應(yīng)的毒性物質(zhì)濃度要高2~3倍.當(dāng)?shù)孜餄舛纫欢〞r(shí)，SMA值與相對去除率呈正相關(guān)關(guān)系;而投加苯酚的實(shí)驗(yàn)組基質(zhì)濃度不一樣，其SMA值不符合上述規(guī)律.苯酚的Ka=1.28×10-10，其與硫化氫和氫氰酸相似，都屬于弱酸類物質(zhì)，在適合厭氧的pH(6.5~7.5) 條件下，大部分都以分子形式存在于水相當(dāng)中.根據(jù)基本的化學(xué)知識，在pH為7的厭氧條件下，它們?nèi)�者相互之間并沒有相互反應(yīng)的趨勢.由此推測，苯酚、硫化物和氰化物在該條件下的毒性作用屬于加成作用.雖然硫氰化物屬于低毒性物質(zhì)，當(dāng)其濃度高達(dá)1500 mg·L-1時(shí)，體系卻仍未達(dá)到完全抑制效應(yīng).但硫氰化物為焦化廢水COD值貢獻(xiàn)最大的無機(jī)污染物，約占焦化廢水原水總COD的10%~15%，硫氰化物與其他組分相互影響，在一定程度上影響著厭氧生物系統(tǒng)對污染物的承受能力.焦化廢水中4種特征污染物在水體中體現(xiàn)的毒性相互加成，但硫氰化物毒性相對較低，且在焦化廢水濃度水平中的苯酚可作為有機(jī)營養(yǎng)物質(zhì)被微生物利用.故認(rèn)為硫化物和氰化物是焦化廢水中復(fù)合毒性的主導(dǎo)因素，在考慮降低焦化廢水復(fù)合毒性時(shí)可優(yōu)先考慮去除這兩種物質(zhì)，或許能夠達(dá)到高濃度焦化廢水厭氧降解產(chǎn)CH4的目標(biāo).

　　現(xiàn)階段普遍模糊地認(rèn)為前置厭氧A單元技術(shù)可用于促進(jìn)廢水中有機(jī)物的水解并具有降低有毒物質(zhì)的毒性作用(Chakraborty et al., 2002; Wei et al., 2012).然而，本課題組調(diào)研考察的30余家焦化廢水處理工程中，并沒有發(fā)現(xiàn)一個(gè)成功厭氧產(chǎn)CH4的案例，甚至厭氧單元的水解效果也不明顯.對于含氰含硫的焦化廢水而言，厭氧水解或者厭氧消化的過程并不一定降低體系中污染物的毒性.根據(jù)3.2.3節(jié)和3.2.4節(jié)的討論可知，在適合厭氧的pH條件下，硫化物和氰化物多以分子形式存在;再則，雖然韋朝海等(2011)研究統(tǒng)計(jì)中得出焦化廢水中硫化物和氰化物濃度水平一般分別在50~200 mg·L-1和5~50 mg·L-1的范圍內(nèi)，但實(shí)際廢水中仍含有大量的含硫雜環(huán)化合物及腈類化合物(張萬輝等, 2012)，厭氧水解作用必然導(dǎo)致部分含硫雜環(huán)化合物和腈類化合物發(fā)生水解反應(yīng)進(jìn)而使S2-和CN-被游離釋放，增加水相中游離的硫化物和氰化物的含量及毒性，從而導(dǎo)致厭氧污泥受到的復(fù)合毒性抑制效應(yīng)更加明顯.因此，可認(rèn)為降低焦化廢水的毒性作用并不一定要采用傳統(tǒng)的厭氧工藝，若能將焦化廢水水相中的硫化物、氰化物等毒性物質(zhì)作為靶向物質(zhì)以分離的方式定向去除，則可大大降低焦化廢水的復(fù)合毒性作用.本課題組的研究發(fā)現(xiàn)，可以通過FeSO4來使焦化廢水中的氰化物以普魯士藍(lán)與滕氏藍(lán)的化合物沉淀，降低水相中CN-的濃度(Yu et al., 2016).同時(shí)，亞鐵鹽也可以使硫化物形成FeS沉淀，降低焦化廢水的毒性.

　　3.4 碳源結(jié)構(gòu)改變的厭氧生物降解特性

　　根據(jù)3.1節(jié)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，當(dāng)焦化廢水濃度高于2100 mg·L-1時(shí)，體系中的厭氧污泥受到抑制，無法進(jìn)行厭氧產(chǎn)CH4反應(yīng).由于焦化廢水毒性較大，導(dǎo)致體系中微生物活性降低，即使稀釋過后也無法利用焦化廢水自有的大量苯酚等有機(jī)碳源，從而無法進(jìn)行厭氧降解.針對這個(gè)現(xiàn)象，為了更好地觀察厭氧污泥中受抑制與不受抑制的菌群，且當(dāng)前工程上生物進(jìn)水的濃度一般被稀釋到2000~2500 mg·L-1的水平，本實(shí)驗(yàn)選取無法對焦化廢水進(jìn)行厭氧產(chǎn)CH4的濃度水平(COD為2100 mg·L-1)，根據(jù)2.6節(jié)的實(shí)驗(yàn)方案嘗試改變焦化廢水原有的碳源結(jié)構(gòu)，通過對混合體系中厭氧污泥對不同碳源利用特征的研究，從微生物對碳源利用的方面來探討高濃度焦化廢水難以實(shí)現(xiàn)厭氧生物降解的原因.實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 4和圖 5所示.

　　圖 4不同碳源結(jié)構(gòu)的焦化廢水厭氧降解特征(a.乙酸鈉，b.葡萄糖，c.甲醇，d.無外加碳源)

　　圖 5不同碳源結(jié)構(gòu)的焦化廢水中氣體產(chǎn)物及產(chǎn)量變化規(guī)律(a.乙酸鈉，b.葡萄糖，c.甲醇)

　　根據(jù)圖 4a和圖 5可知，在反應(yīng)周期內(nèi)，體系中的COD略有下降，外加的乙酸根無法被降解，體系中的頂空氣體可以檢測到少量H2且無CH4產(chǎn)生.COD值小幅度下降是因?yàn)槲勰嘀幸宜峄�營菌(吳偉等, 2016)對乙酸的降解作用使其產(chǎn)生H2，但乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌(Liu, 2010)的活性受到抑制，無法降解溶液中的大部分乙酸使其生成CH4.由圖 4b和圖 5可知，外加葡萄糖的反應(yīng)器中，葡萄糖被大量水解，反應(yīng)初期COD有所下降，且3 d內(nèi)體系產(chǎn)生大量H2和少量CO2和CH4，這是因?yàn)槠咸烟亲陨硇枰�先�?jīng)過水解酸化產(chǎn)生大量的VFAs，進(jìn)而降解為CO2和CH4(胡紀(jì)萃等, 2003).在這個(gè)過程中，隨著葡萄糖的厭氧水解產(chǎn)生大量的VFAs和H2，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌受到抑制無法消耗產(chǎn)生的乙酸，導(dǎo)致VFAs大量累積且體系的pH下降至5以下，反應(yīng)器中有明顯的酸臭味且反應(yīng)停止.在頂空氣體中收集到少量的CH4氣體是因?yàn)榉磻?yīng)初期氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌(Liu, 2010)利用CO2和H2生成CH4，體系酸敗后其活性受到抑制，導(dǎo)致H2大量累積.由于甲醇屬于極易生物降解的簡單有機(jī)物，從圖 4c中不難看出，外加的甲醇在9 d內(nèi)被完全降解，并產(chǎn)生大量CH4，此后COD與對照組持平，苯酚表征的COD仍然無法被降解.圖 5顯示，甲醇被降解的反應(yīng)過程中，不斷有H2和CO2產(chǎn)生，但周期結(jié)束后，頂空氣體只檢測到大量CH4.而甲醇在厭氧條件下被降解為CH4的主要途徑有2種：一是先水解為H2和CO2再被氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌利用生成CH4;二是被甲基營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌直接利用生成CH4(Lomans et al., 2002).由此推斷，氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌高效利用了甲醇水解成的H2和CO2生產(chǎn)CH4，其活性沒有受到明顯抑制.雖然向焦化廢水中外加甲醇后可以得到CH4，但焦化廢水自有的有機(jī)污染物并沒有得到高效降解.

　　此外，對比圖 4a、圖 4c與圖 4d的結(jié)果發(fā)現(xiàn)，由于投加了合適的碳源(甲醇)通過共基質(zhì)作用(Veeresh et al., 2005)，在18 d的反應(yīng)時(shí)間里，外加甲醇的反應(yīng)器中苯酚水解速率比對照組快18.95%.投加不合適的碳源(乙酸鈉)作為共基質(zhì)，反應(yīng)器中苯酚濃度反而沒有下降，這是因?yàn)橐宜崾潜椒訁捬跸�化過程中的重要代謝產(chǎn)物(Evans et al., 1988; Karlsson et al., 1999);從化學(xué)動力學(xué)角度可以看出，外加乙酸鈉導(dǎo)致體系中乙酸根大量增加，累積的乙酸根造成基質(zhì)抑制作用，限制了苯酚的水解.當(dāng)向焦化廢水中投加葡萄糖作為共基質(zhì)，則發(fā)現(xiàn)得到大量的H2和少量CH4，且累積了大量的VFAs.假若調(diào)節(jié)葡萄糖的量可以適當(dāng)改善焦化廢水中的碳源結(jié)構(gòu)，為后續(xù)生物系統(tǒng)提供適量的簡單碳源且避免VFAs的累積，通過共基質(zhì)作用提高難降解化合物的降解效率，并且能回收大量較為純凈的H2氣體，可為提高焦化廢水處理效率和能源回收開發(fā)利用提供一種新的途徑.

　　在一個(gè)厭氧消化體系里面，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌和氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌在總產(chǎn)甲烷菌群中的占比約為72:28(Mccarty et al., 1986).由于焦化廢水中苯酚等有機(jī)物的最終水解產(chǎn)物為乙酸，且焦化廢水中缺乏產(chǎn)氫的有機(jī)物質(zhì)，假如能對焦化廢水中的有機(jī)物進(jìn)行厭氧生物降解產(chǎn)CH4，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌必然是優(yōu)勢菌種.然而，上述實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌受到焦化廢水中毒性物質(zhì)明顯的抑制作用，導(dǎo)致其無法降解體系中的乙酸生成CH4，且未受明顯抑制的氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌也無基質(zhì)利用以產(chǎn)生CH4.因此，從厭氧微生物的基質(zhì)利用特性方面分析可得，高濃度的焦化廢水難以實(shí)現(xiàn)厭氧產(chǎn)CH4的目標(biāo).具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論(Conclusions)

　　由于高濃度焦化廢水中存在大量的毒性物質(zhì)，難以對其實(shí)現(xiàn)厭氧生物降解產(chǎn)甲烷的過程，造成目前國內(nèi)占主導(dǎo)地位的A2/O工藝的工程單元浪費(fèi)并需要大量稀釋水.通過對抑制性污染物質(zhì)的識別，發(fā)現(xiàn)在焦化廢水復(fù)合污染的條件下，硫氰化物、苯酚、硫化物和氰化物濃度分別在500~1500、1100~1250、200~250和30~40 mg·L-1范圍內(nèi)，對厭氧微生物的活性產(chǎn)生了明顯的抑制作用.在pH為7左右的厭氧條件下，這4種特征污染物的毒性作用表現(xiàn)為協(xié)同加成作用.在改變焦化廢水中的碳源結(jié)構(gòu)后，從微生物對碳源利用和產(chǎn)物變化的規(guī)律中發(fā)現(xiàn)，乙酸營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌對毒性物質(zhì)的敏感程度比氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌高;從共代謝的角度發(fā)現(xiàn)，合適的碳源結(jié)構(gòu)不僅可產(chǎn)生正面的共基質(zhì)作用從而提高焦化廢水的處理效率，還能得到不同的能源產(chǎn)物.