, 孙沐晨1,2, 冯玉杰1,21. 哈尔滨工业大学环境学院, 哈尔滨 150090;
2. 哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090
收稿日期: 2020-08-25; 修回日期: 2020-09-14; 录用日期: 2020-09-14
基金项目: 国家重点研发计划（No.2017YFA0207204）；国家自然科学基金（No.21972036）；黑龙江省自然科学基金（No.LH2019E042）
作者简介: 宋艳芳(1993-), 女, 博士研究生
通讯作者（责任作者）: 张照韩(1982—), 男, 副教授, 博士生导师, 主要研究方向为：厌氧污水处理、环境纳米技术.E-mail: hitzzh@hit.edu.cn
冯玉杰(1966—), 女, 教授, 博士生导师, 主要研究方向为：水中污染物强化转化理论和技术、水中污染物定向转化理论与技术. E-mail:yujief@hit.edu.cn
摘要：针对高浓度氯霉素（CAP）废水在实际厌氧生物处理过程中难降解、毒性大及对活性污泥产生的抑制问题，本文采用三维石墨烯气凝胶（GA）作为外源强化介质，通过批次试验探究了不同初始石墨烯气凝胶浓度、电子供体（蔗糖）浓度以及氯霉素浓度对氯霉素废水厌氧降解过程中氯霉素去除速率、有机物去除率以及甲烷产量等影响.结果表明：当初始石墨烯气凝胶浓度为0.5 g·L-1、初始电子供体浓度为8.8 mmol·L-1、初始氯霉素浓度为50 mg·L-1时，强化效果最为显著，当反应进行到18 h时，强化系统中氯霉素的去除率达到94%以上，COD的去除率稳定在26.6%~35.6%之间，强化系统比只加入污泥的生物系统氯霉素去除速率增加了48%~51.6%，COD去除率增加了10%左右.石墨烯气凝胶作为电子转移中间介体和微生物富集的载体，促进微生物种间进行直接电子转移，加速氯霉素的脱氯过程和甲烷的产生，为高浓度抗生素废水的厌氧生物处理提供了新的处理思路和参考.
关键词：石墨烯气凝胶氯霉素废水厌氧生物处理外源介体强化机制
Enhancing the anaerobic biological treatment efficiency and mechanism of chloramphenicol wastewater with graphene aerogel as exogenous mediator
SONG Yanfang1,2, ZHANG Zhaohan1,2
, SUN Muchen1,2, FENG Yujie1,21. School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090;
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment(SKLUWRE), Harbin Institute of Technology, Harbin 150090
Received 25 August 2020; received in revised from 14 September 2020; accepted 14 September 2020
Abstract: Aiming at the problems of refractory to biodegradation, high toxicity and inhibiting the activity of activated sludge in the actual anaerobic biological treatment of high-concentration chloramphenicol (CAP) wastewater, the three-dimensional graphene aerogel (GA) was used as an exogenous strengthening mediator to enhance the anaerobic degradation performance of chloramphenicol wastewater. The concentration of different initial graphene aerogel, electron donor (sucrose) and chloramphenicol were explored through batch experiments to clarify their influence on the removal rate of chloramphenicol and organic matter and the cumulative production of methane. The results showed that the strengthening effect was most significant when the initial graphene aerogel concentration was 0.5 g·L-1, the initial electron donor concentration was 8.8 mmol·L-1, and the initial chloramphenicol concentration was 50 mg·L-1. When the reaction proceeded to 18 hours, the removal rate of chloramphenicol in the system was above 94%, and COD removal stabilized between 26.6%~35.6%. Compared with the biological system only with sludge, the removal rate of chloramphenicol in the enhanced system was increased by 48.0%~51.6%. COD removal rate increased by about 10.0%. Analysis believed that graphene aerogel, as an electron transfer intermediate and a carrier for microbial enrichment, promoted direct electron transfer between microbes, accelerated the dechlorination process of chloramphenicol and the production of methane. It provided new treatment ideas and references for the anaerobic biological treatment of high-concentration antibiotic wastewater.
Keywords: graphene aerogelchloramphenicol wastewateranaerobic biological treatmentexogenous mediatorstrengthening mechanism
1 引言(Introduction)制药企业是我国重要的经济支柱之一, 但同时严重污染了生态环境(Zhang et al., 2015), 由于抗生素废水成分复杂、有机物浓度高、毒性大、含盐量高且具有不易降解的抑制化合物(Guo et al., 2018; Ng et al., 2015), 废水处理难度大.水体中残留的抗生素导致耐药细菌(ARB)和耐药基因(ARGS)的广泛存在, 对人类健康构成严重的威胁(Guo et al., 2017; Rysz et al., 2013).氯霉素(CAP)作为一种高效广谱性抗生素, 由于具有抗生物降解的硝基和氯取代基(Guo et al., 2019), 在水中顽固不易分解, 如果直接排放将对生态环境造成十分严重的污染, 氯霉素生产废水的治理已势在必行.目前, 对高浓度氯霉素废水最为经济环保可持续的处理方法为厌氧生物处理, 不仅可以去除水中的污染物, 且可回收生物能源(CH4), 此外厌氧废水处理是一种传统的减轻硝基和氯取代物毒性的技术Zhu et al., 2012), 因此具有可行性.但氯霉素抗生物降解的硝基和氯取代基官能团致使氯霉素具有抑菌效应(Liang et al., 2019; 郑平等, 1998；Jia et al., 2016), 导致污染物去除效率低、厌氧系统运行不稳定等问题(Guo et al., 2019), 使得厌氧技术的应用受到一定限制.针对厌氧生物技术存在的不足, 构建一种低成本、高效率的厌氧强化系统, 将氯霉素的硝基基团还原成芳香胺产物, 进而使氯霉素还原为小分子物质, 厌氧系统中混合溶液的毒性得到降解, 从而提高厌氧系统的稳定性和高效性成为了问题的关键, 也是提高厌氧处理效能的核心问题.
向厌氧消化系统中投加氧化还原介体强化厌氧处理过程, 可有效的消除废水中难降解物质的毒性以及强化微生物种间电子传递效率, 从而促进不同微生物功能菌群间的协同代谢作用, 进而提高污染物的降解效能及甲烷的生成(吴宇炜, 2018；程佳琦, 2016).目前关于介体强化厌氧系统主要集中在碳基和铁基材料上, 铁基材料主要有零价铁(ZVI)、磁铁矿、氧化铁及刨花铁等, Feng等向厌氧污泥消化系统加入ZVI加速污泥的消化(Feng et al., 2014)；碳基材料主要有颗粒活性炭(GAC)、碳布、碳纳米管、生物炭及石墨烯等, Chen等研究发现碳布能加速互养菌群间直接电子传递的能力(Chen et al., 2014).然而, 介体强化厌氧过程仍存在许多问题有待研究, 主要包括：纳米介体的流失问题；强化系统长期运行时的稳定性；强化系统中难降解污染物的强化转化机制；介体强化污染物去除及促进甲烷产生的机制等, 所以选择一种高效稳定的外源介体强化厌氧系统是十分必要的.
石墨烯气凝胶作为一种三维晶体碳材料, 具有孔径结构发达、孔隙率高、比表面积大、导电性能良好、表面生物相容性好等优点, 不仅能克服游离石墨烯纳米材料的毒性问题, 还能避免介体流失问题.此外, 将石墨烯气凝胶用于强化厌氧系统处理抗生素废水的研究鲜有报道, 因此本文研究了石墨烯气凝胶对厌氧活性污泥降解氯霉素废水性能的强化作用, 解析GA对污染物厌氧降解过程的影响, 探讨其强化作用机理, 为该技术的实际应用提供一定理论基础.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 石墨烯气凝胶的制备及表征方法采用改良的Hummers法将天然石墨粉在浓硫酸和高锰酸钾的共同氧化下, 制备为氧化石墨烯水凝胶(Huang et al., 2020)；采用水热还原法将制备的氧化石墨烯水凝稀释为3 g·L-1与亚硫酸氢钠按质量比为1:2超声混合均匀, 将溶液的PH值调节至中性, 于180 ℃下水热还原12 h制得石墨烯水凝胶, 经冷冻干燥48 h后得到石墨烯气凝胶, 制备过程如图 1所示.通过X射线衍射(XRD)、红外光谱(FT-IR)及扫描电镜(SEM)等表征方法评价石墨烯气凝胶的性能, 为强化氯霉素废水的厌氧消化过程提供理论依据.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 石墨烯气凝胶制备示意图 Fig. 1Schematic diagram of graphene aerogel preparation |
2.2 实验设置和人工合成废水以100 mL的血清瓶为实验装置, 分为主体反应区和气体收集区.主反应区是由80 mL人工配制的氯霉素废水和取自EGSB反应器驯化的厌氧颗粒污泥构成, 污泥的VSS为3.5 g·L-1, 气体收集区的体积为10 mL与气袋连接.血清瓶用N2吹脱30 min以保持厌氧环境(程佳琦, 2016), 橡胶塞封瓶后放入35 ℃恒温摇床内避光培养, 转速为100 r·min-1, 温度为35 ℃.设置不同的初始运行条件, 构建加入石墨烯气凝胶的强化降解系统, 同时以不加气凝胶的系统为对照, 实验组和空白对照组均设置两组平行实验.强化系统中石墨烯气凝胶的投加量、电子供体(蔗糖)的含量和氯霉素的初始浓度设置情况见表 1所示.当反应进行到第18 h时, 抽取液体水样并测定水中氯霉素和COD的浓度, 同时对产生的气体含量及成分进行测定, 计算不同实验条件下甲烷的产生量, 从而得到石墨烯气凝胶强化厌氧系统处理氯霉素类废水的最佳运行条件.
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 厌氧强化装置示意图 Fig. 2Schematic diagram of anaerobic reinforcement device |
表 1(Table 1)
| 表 1 实验条件设置表 Table 1 Experimental setup condition | ||||||||||||
表 1 实验条件设置表 Table 1 Experimental setup condition
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人工合成氯霉素废水的主要成分包括：CAP为30~150 mg·L-1；蔗糖为1.46~17.54 mmol·L-1；KH2PO4为0.116 g·L-1；NH4CL为0.254 g·L-1；初始PH为7.5~8.0.此外每升氯霉素配水中加入2 mL维生素和5 mL微量元素(Zhao et al., 2018).
2.3 分析方法氯霉素的浓度采用超高效液相色谱(UPLC-Waters Acquity, 美国)进行测定, 并使用配有的紫外可见检测器(Waters 2489, 275 nm)和C18反相柱(150 mm×4.6 mm, 5 μm), 流动相为55%的甲醇和45%的超纯水, 流量为0.2 mL·min-1；COD的浓度采用COD消解仪进行快捷测定；pH采用pH计(PH Se3C)测定；溶解氧利用德国WTW(pH/Oxi 340i)手提式多参数测试仪进行测定；CH4、CO2和H2采用气相色谱(GC-PE680, 美国)进行测定；挥发性脂肪酸(VFAs)采用气相色谱(GC-shimadzu 2014, 日本)测定.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 石墨烯气凝胶结构和特性分析为了对制备的石墨烯气凝胶成分、表面官能团和形貌结构进行分析, 本实验分别进行XRD、FT-IR和SEM分析, 其结果如图 3所示.氧化石墨烯有两个明显的衍射峰, 分别出现在2θ=11°和2θ=43°附近, 均为碳材料的特征峰, 其中2θ=11°处的特征峰对应于氧化石墨烯(001)晶面(图 3a).经水热还原后, 11°的衍射峰消失, 石墨烯气凝胶出现两个明显的衍射峰, 分别在2θ=26.4°和2θ=43°附近, 其中2θ=26.4°作为碳材料的特征峰对应于石墨烯(002)晶面, 2θ=43°对应石墨烯的(100)晶面.氧化石墨烯的特征衍射峰由11°增加至26.4°, 衍射角的增加导致利用布拉格公式计算出的晶体间距必然减小, 使得氧化石墨烯的片层结构经水热还原相互交联形成石墨烯的π-π键, 氧化石墨烯表面的含氧官能团随之减少, 从而佐证了氧化石墨烯被成功地还原为了三维结构的石墨烯气凝胶.氧化石墨烯红外光谱图中发现在3412 cm-1处出现一个较强且宽的特征峰为O—H的伸缩振动峰(图 3b)；在1722 cm-1和1618 cm-1处分别出现一个吸收峰, 对应的官能团为COOH和C＝O；在1110 cm-1附近出现一个C—O—C的振动吸收峰, 说明本实验制得的氧化石墨烯表面含有种类丰富的含氧官能团.氧化石墨烯被还原为石墨烯气凝胶表面含氧官能的特征峰强度明显降低, 且在2900 cm-1附近出现了新的吸收峰, 对应的物质为烷基(—CH2), 说明氧化石墨烯经水热还原后表面大部分含氧官能被还原.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 GO和GA的X射线衍射分析图(a)；红外光谱图(b)；GA的扫描电镜图(c)/(d) Fig. 3X diffraction patterns of GO and GA (a); infrared spectroscopy (b); SEM (c)/(d) |
石墨烯气凝胶的表面形貌呈现三维互联网状结构(图 3c和3d), 氧化石墨烯片层结构相互交联, 在片层之间形成几十到几百微米大小不等的空隙结构, 从而使气凝胶的比表面积增加.这主要是由氧化石墨烯纳米片堆叠而成以及水热反应后样品表面含氧官能团减少所致(Wang et al., 2018), 石墨烯气凝胶可增强界面接触的电子传递, 从而表现良好的电化学活性.
3.2 石墨烯气凝胶浓度对厌氧系统的影响向厌氧系统中添加不同浓度的石墨烯气凝胶, 探究石墨烯气凝胶的浓度对厌氧系统运行效果的影响, 并设置只加入活性污泥的生物系统和加入灭活污泥和石墨烯气凝胶的非生物系统作为对照组, 当反应进行到第18 h时, 厌氧系统中氯霉素的去除速率和COD的去除率如图 4所示.
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 GA浓度对厌氧系统中氯霉素去除速率(a)和COD去除率(b)的影响 Fig. 4GA concentration on chloramphenicol removal rate (a) and COD removal rate (b) in anaerobic system |
强化系统中氯霉素的去除速率和COD的去除率随着石墨烯气凝胶浓度的增加具有相同的变化规律, 明显高于只加活性污泥的生物系统和只加灭活污泥与GA的非生物系统, 且只加活性污泥的生物系统高于非生物系统.当GA含量不大于0.5 g·L-1时, 增加其投加浓度, 氯霉素的降解速率和COD的去除率随之增大.当GA的浓度为0.5 g·L-1时, 氯霉素的去除速率接近于最大值, 此时为0.75 h-1, 去除率为94%, 强化系统CAP的去除速率比只加入污泥的生物系统增加了51.6%；比只加GA和灭活污泥的非生物系统增加了63.8%；当GA的浓度为0.5 g·L-1时, COD的去除率稳定在最大值30.7%附近, 而只加入活性污泥的生物系统中COD的去除率为20.4%, 非生物系统中COD的去除率为8.0%, 强化系统比生物系统中COD的去除率增加了10.3%, 比非生物系统中COD的去除率增加22.7%.随后再增加石墨烯气凝胶的投加浓度, 氯霉素和COD的去除率增加不明显, 逐渐趋于稳定, 不再随强化介质的增加而增加；当石墨烯气凝胶的投加浓度过大时, 氯霉素和COD的去除率效果反而略有下降, 这可能是由于污染物和微生物之间电子转移的接触位点被过量的GA所覆盖, 电子转移通道受阻.综上可知, 石墨烯气凝胶强化氯霉素废水厌氧消化系统的最佳投加浓度为0.5 g·L-1, 强化作用主要来源于两个方面：一是石墨烯气凝胶较大的比表面积导致其对污染物具有一定的吸附作用, 其次石墨烯气凝胶作为电子传递中间体加速了污染物与微生物之间的电子转移过程, 且随着反应时间的延长, 当石墨烯气凝胶达到吸附脱附平衡时, 强化系统对氯霉素的去除速率和COD的去除率仍具有较好强化效果.
3.3 电子供体浓度对厌氧系统的影响为了探究在最佳石墨烯气凝胶投加浓度(0.5 g·L-1)下不同电子供体的浓度对强化系统运行效果的影响, 本实验以蔗糖作为电子供体, 设置不同初始电子供体的实验体系, 当反应进行到第18 h时, 其实验结果如图 5所示.
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 电子供体浓度对厌氧系统中氯霉素去除速率(a)、COD的去除率浓度(b)和COD去除速率(c)的影响 Fig. 5The effect of electron donor concentration on chloramphenicol removal rate (a), COD removal concentration (b) and COD removal rate (c) in anaerobic system |
随着电子供体的浓度由1.46 mmol·L-1逐渐增加至17.54 mmol·L-1, 强化系统和只加入厌氧活性污泥的生物系统中CAP的去除速率均先增大后减小, 且强化系统中氯霉素的去除速率均大于生物系统, 说明石墨烯气凝胶在不同电子供体浓度下对CAP的去除速率均具有强化效果.当电子供体的浓度为8.8 mmol·L-1时, 强化系统CAP的去除速率为0.74 h-1, 生物系统氯霉素的去除速率为0.50 h-1, 强化系统比生物系统氯霉素的去除率增加了48%；当电子供体的浓度大于8.8 mmol·L-1, 强化系统CAP的去除速率随电子供体浓度的增加具有缓慢下降的趋势, 而生物系统其去除速率下降的幅度较大, 说明石墨烯气凝胶可以强化厌氧污泥在高有机物浓度中保持较高的活性, 调节混合溶液的酸碱度, 维持厌氧系统产酸菌和产甲烷菌之间相互作用的动态平衡, 增强微生物在高有机负荷环境中的适应能力.
COD的去除率随着电子供体浓度增加而逐渐降低, 但其去除速率随着电子供体浓度的增加则先增加后降低至稳定水平, 且当电子供体的浓度为8.8 mmol·L-1时, COD的去除速率达到最大为14.7 h-1, COD的去除率为26.6%, 结合对CAP去除速率随电子供体浓度影响的分析结果, 可得当初始电子供体的浓度为8.8 mmol·L-1时, 厌氧强化系统对CAP和COD的降解具有较强的处理效果.
3.4 氯霉素浓度对厌氧系统的影响为了探究废水中初始氯霉素的浓度对厌氧处理系统的影响, 在最佳石墨烯气凝胶和电子供体投加浓度下设置了不同初始氯霉素浓度的实验体系, 探究了废水中初始氯霉素浓度对氯霉素浓度、去除速率和COD去除率的影响.
图 6(Fig. 6)
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| 图 6 氯霉素浓度对厌氧系统中氯霉素的去除率(a)、氯霉素的去除速率(b)和COD的去除率(c)的影响 Fig. 6The effect of chloramphenicol concentration on chloramphenicol removal rate (a), chloramphenicol removal rate (b) and COD removal rate (c) in anaerobic system |
随着初始氯霉素浓度的增加, 系统中氯霉素和COD的去除率均逐渐降低, 强化系统中氯霉素和COD的去除率明显高于生物系统, 而氯霉素的去除速率则逐渐增加至稳定.当初始CAP的浓度为50 mg·L-1时, 反应进行18 h后强化系统中CAP和COD去除率分别达到94.0%和35.6%以上, 去除率较高.当氯霉素的浓度不超过80 mg·L-1时, CAP的去除率具有缓慢下降的趋势, 当CAP的浓度分别为50 mg·L-1和80 mg·L-1时, 强化系统中COD的去除率比生物系统分别增加了10.6%和10.0%, 强化效果明显且强化系统有机物的去除率较大.当初始CAP的浓度大于80 mg·L-1时, 未添加GA的生物系统中氯霉素的去除速率增加缓慢, 最后稳定在0.77 h-1附近, 而强化系统中氯霉素的去除速率不断增大至1.82 h-1, 远高于生物系统, 说明石墨烯气凝胶的添加使得厌氧系统中的微生物对高浓度氯霉素废水具有较强的适应能力；而COD的去除率显著降低, 且强化系统和生物系统中COD的去除率之间的差距缩小, 说明石墨烯气凝胶对厌氧系统中COD的去除效果存在最佳氯霉素投加浓度, 即当初始氯霉素的浓度为50~80 mg·L-1时, 石墨烯气凝胶对厌氧系统中有机物的去除效果表现出较好的强化能力, 本实验为了使氯霉素和COD具有较高的去除率, 确定初始氯霉素的投加浓度为50 mg·L-1.
3.5 石墨烯气凝胶强化氯霉素废水厌氧处理机制分析石墨烯气凝胶具有优良的导电能力且比表面积大, 空隙结构发达.根据石墨烯气凝胶的红外光谱图及X射线衍射分析可知, 经氧化石墨烯还原而成的三维互联网状结构的石墨烯气凝胶表面仍存在少量的含氧官能团如羰基, 这些含氧官能团能够作为电子穿梭基团, 被提议作为氧化还原介质来增强生物的胞外电子转移(Zhao et al., 2018)；高芳香度的石墨烯气凝胶的石墨化结构也可捕获电子并通过石墨化实现电子的转移.综上可推测石墨烯气凝胶能够作为电子传递导电介体, 促进不同种群微生物之间的直接电子传递过程, 加速污染物的去除速率及甲烷的产生, 直接种间电子传递过程如图 7a所示.此外, 石墨烯气凝胶大的比表面积和空隙率能够作为微生物生长的固定载体, 富集大量的微生物菌群, 丰富的空隙结构为氯霉素分子和微生物之间提供更多的接触位点(Wang et al., 2009), 如图 7b所示.基于上述分析, 石墨烯气凝胶强化氯霉素废水厌氧生物转化的机制主要包括：(1)石墨烯作为导电介体, 强化微生物菌群之间进行直接种间电子传递；(2)石墨烯气凝胶作为载体富集微生物及吸附污染物, 促进含氯物质的还原, 使降解氯霉素的特定微生物的活性和数量增加, 使得微生物群落结构更加丰富.
图 7(Fig. 7)
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| 图 7 直接种间电子传递的示意图(a)；石墨烯气凝胶作为载体为污染物和微生物之间提供更多的接触位点示意图(b) Fig. 7Schematic illustration of direct interspecific electron transfer (a); schematic illustration of graphene aerogels as carriers to provide more contact sites between contaminants and microorganisms (b) |
4 结论(Conclusions)1) 石墨烯气凝胶作为强化介质能够明显促进厌氧处理系统对氯霉素废水的处理效果, 加快氯霉素和有机物的快速降解.
2) 当初始氯霉素的浓度为0.5 g·L-1、电子供体蔗糖的浓度为8.8 mmol·L-1、氯霉素的浓度为50 mg·L-1时, 石墨烯气凝胶对氯霉素废水厌氧处理系统的强化效果最佳, 当反应进行到第18 h时氯霉素和COD的去除率最高可分别达到94.0%和35.0%.
3) 导电性能良好的石墨烯气凝胶在厌氧系统中作为氧化还原介质促进微生物之间进行种间直接电子传递, 且石墨烯气凝胶大的比表面积可以作为微生物富集的载体, 加速污染物的降解过程.
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