201711195

环境工程学报, 12(6): 1609-1618

DOI 10.12030/j.cjee.201711195 中图分类号 X522 文献标识码 A

胡勤政, 王成燚, 汪跃, 等. 纳米氧化锌对厌氧污泥中微生物内源代谢产物和膜污染性能的影响[J]. 环境工程学报,2018,12(6):1609-1618.
HU Qinzheng, WANG Chengyi, WANG Yue, et al. Effect of ZnO nanoparticles on production and membrane fouling performance of biomass-associated products in anaerobic sludge [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering,2018,12(6):1609-1618, doi:10.12030/j.cjee.201711195

纳米氧化锌对厌氧污泥中微生物内源代谢产物和膜污染性能的影响

胡勤政 ^¹^,^², 王成燚 ^¹^,^², 汪跃 ^¹^,^² , 陈琳 ^¹^,^²^,^{^*}

1. 河海大学环境学院，南京 210098

2. 河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室，南京 210098

第一作者：胡勤政（1994—），男，硕士研究生，研究方向：水污染控制工程. E-mail: hq907129423@163.com

通信作者，E-mail：chen_lin@hhu.edu.cn

收稿日期: 2017-11-27；录用日期: 2018-03-24

基金项目: 国家自然科学基金资助项目（51508153）；江苏省自然科学基金资助项目（BK20150813）

摘要

从厌氧污泥的角度，探究ZnO-NPs对微生物内源代谢产物(BAP)产量和膜污染性能的影响。在实验室培养的厌氧污泥中投加不同浓度的ZnO-NP，通过序批式实验和过滤实验，分别考察ZnO-NP作用下BAP的产量和膜污染性能的变化规律。发现在ZnO-NPs的短期暴露下，BAP和胞外聚合物(EPS)的总量都随着ZnO-NPs浓度的增加而增加。当ZnO-NPs浓度为300 mg·L⁻¹时，BAP和EPS的7 d总产量相较于空白对照组，增幅分别为303.4%和112%，远远高于其他实验组。过滤实验发现，随着ZnO-NPs的增加，BAP的膜污染性能不断增加。此外，通过扫描电镜(SEM)和三维荧光光谱(EEM)分别对污泥形态和BAP特性进行研究，发现在ZnO-NPs短期暴露下，ZnO-NPs的浓度越高，其对厌氧污泥的形态和BAP特性影响越大。

关键词

ZnO-NPs; BAP; EPS; SEM; EEM; 膜污染性能

Effect of ZnO nanoparticles on production and membrane fouling performance of biomass-associated products in anaerobic sludge

HU Qinzheng ^¹^,^², WANG Chengyi ^¹^,^², WANG Yue ^¹^,^² , CHEN Lin ^¹^,^²^,^{^*}

1. College of Enviroment, Hohai University, Nanjing 210098, China

2. Key Laboratory of Integrated Regulation and Resource Development on Shallow Lakes, Ministry of Education, Hohai University, Nanjing 210098, China

Corresponding author，E-mail：chen_lin@hhu.edu.cn

Abstract

The purpose of this study was to research the influence of ZnO-NPs on the production of biomass-associated products (BAP) in anaerobic sludge and its membrane fouling potential. Different concentrations of ZnO-NP were added in the anaerobic sludge cultured in laboratory. The change of BAP production under ZnO-NP dosage was investigated by sequencing batch reactor, and the membrane fouling potential was evaluated through dead-end filtration expeirments. The content of BAP and extracellular polymeric substances (EPS) increased with the increasing dosage of ZnO-NPs during 7 days experiments. When the concentration of ZnO-NPs was 300 mg·L^-1, the increments of BAP and EPS were up to 303.4% and 112%, respectively, which was much higher than that of other experimental groups. Filtration experiments showed that the water flux for each experimental group decreased with the increase of ZnO-NPs concentration. Additionally, the morphology of sludge and BAP characteristics were studied by scanning electron microscopy (SEM) and three-dimensional fluorescence spectroscopy (EEM), respectively. Greater impact on the morphology of anaerobic sludge and BAP characteristics was found under higher ZnO-NPs concentration.

keywords

ZnO-NPs; BAP; EPS; SEM; EEM; membrane fouling

纳米氧化锌(ZnO-NPs)是继纳米管之后又一个备受关注的纳米功能材料，也是目前在生产工艺和检测方法上最成熟的纳米材料之一，因其同时具有纳米材料和传统氧化锌材料的双重特性，在化妆品、工业涂层、纺织工业、医学抗菌和水处理等领域中得到了广泛的应用^[1-3]。

ZnO-NPs的大量生产和应用，使其不可避免地进入污水处理厂。近年来，ZnO-NPs在污水处理厂中频繁出现^[4-5]。2009年和2011年，我国分别对107个和139个污水处理厂进行了调查，发现其锌平均含量为1.03 g·kg⁻¹（SS），最高含量为9.14 g·kg⁻¹（SS）^[6-7]。PUAY等^[8]研究表明，绝大多数ZnO-NPs被污水处理厂去除。但是，ZnO-NPs会降低活性污泥系统中微生物群落的多样性，并对活性污泥法(CAS)生物脱氮除磷的效率产生负面影响^[9]。由此可见，ZnO-NPs可能会对一些含活性污泥系统的污水处理工艺产生很大影响。ZHANG等^[10]、LOMBI等^[11]和ZHENG等^[12]分别研究了ZnO-NPs对膜生物反应器(MBR)、厌氧消化池和序批式活性污泥法(SBR)处理性能的影响。然而，ZnO-NPs对厌氧膜生物反应器(AnMBR)的影响却鲜有人研究。

AnMBR是厌氧生物处理系统和膜分离组件组合而成的一种新型高效的污水处理工艺，膜的高效截留作用使反应器成为一个相对封闭的系统。AnMBR具有固体停留时间长、有机负荷率高、污泥产量低、构筑物少等许多优势，AnMBR高效的膜截留和生物吸附性能，使其对纳米颗粒的去除比传统活性污泥法更强。但是，纳米颗粒会随着AnMBR运行时间的延长而不断累积。因此，研究纳米颗粒的浓度对AnMBR中厌氧污泥的影响具有重要意义。

溶解性微生物产物(SMP)也是溶解性的胞外聚合物(EPS)，SMP或EPS被认为是保护微生物抵御严酷环境压力的重要屏障。目前许多研究表明，微生物在应对各种环境压力时，其中的SMP表现出很大的可变性。例如，微生物在营养不足^[13]、低pH^[13-14]、高pH^[14]、低温^[13]以及有毒化合物暴露^[15-16]等环境下，SMP的性能都出现了改变。LASPIDOU等^[17]研究表明，SMP按其产生途径可分为基质降解产物(UAP)和微生物内源呼吸产物(BAP)。目前对SMP性能的研究有很多，但对SMP中BAP性能研究的却很少。MEI等^[18]的研究表明ZnO-NPs对SMP的产生有巨大影响。但是，ZnO-NPs对BAP的影响却鲜有报道。

本研究以实验室培养的厌氧污泥为对象，用ZnO-NPs模拟环境纳米颗粒污染物，通过序批式实验，考察不同浓度ZnO-NPs短期暴露下，厌氧污泥中BAP的产生量和膜污染性能的变化。同时利用三维荧光光谱(EEM)、扫描电镜(SEM)、UV₂₅₄和过滤实验研究BAP特性。

1 材料与方法

1.1 材料

ZnO-NPs购于上海瀚思化工有限公司，平均粒径50 nm。使用前将ZnO-NPs置于蒸馏水中，超声振荡1 h(250 W，40 Hz)防止纳米颗粒团聚。过滤实验的反应器是容积为50 mL的过滤杯(MSC50，摩速公司)，实验膜为亲水性PVDF膜，购于海盐新东方塑化科技有限公司。膜直径为50 mm，膜有效面积0.000 96 m²，膜孔径0.1 μm。PVDF膜使用前需要置于蒸馏水中浸泡12 h。

接种污泥取自镇江仪征污水厂二沉池。将接种污泥置于2 L密闭反应器中，在35 ℃下用模拟生活污水进行污泥培养、驯化。当反应器的COD去除率稳定在90%并且产气量稳定时，系统进入稳定运行期，可以开展后续实验研究。

1.2 方法

本实验采用序批式实验。设置了5个实验组，其ZnO-NPs浓度分别为10、35、85、165和300 mg·L⁻¹，以及1个不投加ZnO-NPs的空白对照组。ZnO-NPs的投加量最低选用10 mg·L⁻¹，这是基于自然水体中金属锌的背景值(范围在8.13~21.03 mg·L⁻¹)设定的，最高投加量设为300 mg·L⁻¹。

在实验开始前，将培养好的厌氧污泥清洗3次，再分装到6个1 L的密闭反应器中，并在各个反应器中投加一定量的ZnO-NPs悬浮液，使反应器中ZnO-NPs浓度依次为0、10、35、85、165、300 mg·L⁻¹。反应器在数显恒温搅拌水浴锅(HH-6J，金坛市易晨仪器制造有限公司)中运行7 d，温度和转速稳定在35 ℃和150 r·min⁻¹，运行时不投加任何代谢基质，每天固定时间取样测定BAP和EPS含量。

1.3 BAP和EPS的提取

BAP的提取方法参考NI等^[19]的研究。取40 mL污泥悬浮液，3 756g离心10 min，上清液经过0.45 μm滤膜过滤，用作BAP含量测定。

EPS的提取方法参考LIANG等^[20]的研究。将上述离心后的泥样加蒸馏水至40 mL，充分摇匀。之后，在60 ℃情况下水浴30 min，热水浴结束立即冰水冷却，再3 756g离心10 min，上清液经过0.45 μm滤膜过滤，用作EPS含量测量。

BAP和EPS中蛋白质用Lowry法^[21]测定，以牛蛋白清(BSA)作为标准。多糖用苯酚-硫酸法^[22]测定，以葡萄糖为标准。BAP和EPS的含量由蛋白质和多糖的总和来表示。

1.4 过滤实验

采用过滤实验测定不同浓度ZnO-NPs暴露下BAP的产量对膜通量的影响。过滤实验在压力50 kPa、搅拌子转速150 r·min⁻¹下进行。实验装置如图1所示，电子天平(BS3000，上海友声衡器有限公司)与电脑相连，电脑每隔1 s会记录下滤液重量。

图1 过滤实验装置图
Fig. 1 Experimental set-up for filtration experiments

1.5 三维荧光光谱

三维荧光光谱测定在Hitchi F-7000型荧光光谱分析仪上进行。采用的荧光光谱的激发波长和发射波长范围分别为280~560 nm和200~480 nm，增量分别为5和10 nm，扫描速度12 μm·min⁻¹。所得三维荧光光谱数据采用软件Origin9.0处理。

1.6 扫描电镜

对污泥进行扫描电镜分析以观测ZnO-NPs对污泥形态的影响，预处理方法^[23]有以下8个步骤。1)取样：取50 mL污泥混合液，先在2 325g的离心机中离心3 min，用pH为6.8的磷酸盐缓冲液（PBS）对剩余污泥进行清洗；2)固定：用pH=6.8的2.5%的戊二醛淹没颗粒，于4 ℃条件下固定2 h；3)冲洗：用0.1 mol·L⁻¹的pH 6.8的磷酸盐缓冲液冲洗3次，每次10 min；4)脱水：污泥样品分别用30%、50%、70%、80%，90%的乙醇脱水，每次10 min，然后用100%的乙醇脱水3次，每次15 min；5)置换：先用乙醇：乙酸异戊酯=1:1的溶液置换15 min，而后再用乙酸异戊酯再置15 min；6)干燥：将处理后样品置于低温干燥机中烘干；7)喷金：在样品表面喷上一层1 500 nm的金膜；8)观察：将喷金后的样品置于SEM下进行观察。本实验中所用的场发射扫描电镜型号为日本电子公司(JEOL)的JSM-5610LV型。

2 结果与讨论

2.1 ZnO-NPs对BAP产量的影响

图2(a)表明不同浓度的ZnO-NPs对BAP产量的影响，可以看出在ZnO-NPs的短期暴露下，BAP产量会随着ZnO-NPs浓度和暴露时间增加而逐步提高。空白对照组中，BAP产量由第1天的15.93 mg·L⁻¹逐渐增长到第7天的159.68 mg·L⁻¹，增长了近10倍。由此可以发现，在不投加ZnO-NPs的情况下，BAP的产量也会随着时间的增加而逐渐提高。进一步分析，当ZnO-NPs浓度为10 mg·L⁻¹时，在反应4 d的BAP产量为152.08 mg·L⁻¹，与不投加ZnO-NPs时BAP 7 d的总产量相当。而当ZnO-NPs浓度为300 mg·L⁻¹时，3 d产量已达到154.01 mg·L⁻¹。由这些可以看出，ZnO-NPs加快了BAP的产生，并且ZnO-NPs浓度越高加快速率越快。对比BAP总产量发现，增加ZnO-NPs浓度至10、35、85、165和300 mg·L⁻¹时，相比空白对照组，BAP的总量增幅分别为54%、83.4%、135.3%、175.4%和303.4%。BAP的来源，一部分来自于EPS的水解，另一部分来自于细胞裂解死亡分泌出溶解性物质^[17]。微生物为了抵御ZnO-NPs的毒害，细胞表层的部分EPS会水解分泌出更多的胞外蛋白质和胞外多糖，促进了纳米颗粒的聚集，使其更难进入细胞体内，进而减少纳米颗粒对污泥的毒性，这是BAP增长的原因之一^[24]。此外，当ZnO-NPs浓度过高时，EPS无法完全抵御ZnO-NPs的毒害，厌氧污泥中更多的微生物裂解死亡，破裂细胞中分泌出的蛋白质和多糖等物质是BAP增长的另一个原因。

ZnO-NPs的暴露也会对BAP的组分产生影响，其中蛋白质随着ZnO-NPs浓度提高和暴露时间增长出现明显的增高趋势。但是，多糖含量变化不明显。BAP中多糖的含量基本稳定在6~10 mg·L⁻¹范围之间，远远小于BAP中蛋白质的含量。这是因为BAP中蛋白质和多糖的来源，一部分来自于EPS的水解，另一部分来自于细胞裂解死亡。当ZnO-NPs浓度较低时，微生物为了抵御ZnO-NPs的毒害，分泌出EPS以减小纳米颗粒的毒性。当ZnO-NPs浓度过高时，EPS无法完全抵御ZnO-NPs的毒害，厌氧污泥中微生物出现细胞裂解死亡。因此，随着ZnO-NPs浓度的增加，BAP中蛋白质的含量不断增加。多糖含量保持不变的原因，可能是多糖比蛋白质更易被微生物所利用。

图2 不同浓度的ZnO-NPs对BAP产量和BAP中蛋白质与多糖比值的影响
Fig. 2 Effects of different ZnO-NPs concentration on production of BAP and the ratio of protein and polysaccharide in BAP

图2(b)表明不同浓度的ZnO-NPs对暴露下BAP中蛋白质与多糖比值的影响，可以看出BAP中蛋白质与多糖比值随着暴露时间增长在不断提高，并且暴露的ZnO-NPs浓度越高,增长幅度越快。LIU等^[25]发现，大约2/3的文献数据表明活性污泥中蛋白质与多糖的比例在2.0~10.0之间，而本实验中BAP的蛋白质与多糖的比值最高达到了84。分析这一现象可能的原因：本研究中设计的厌氧序批式实验，在各实验组投加不同浓度的ZnO-NPs，却不为厌氧微生物提供生长代谢所需的有机底物，进而考量不同浓度的ZnO-NPs对厌氧污泥中BAP产量的影响。这些导致了本研究的实验条件以及污泥生长环境有所不同，在这样的情况下，BAP中蛋白质和多糖组分变化不一致，其中BAP中蛋白质的含量随着ZnO-NPs浓度的增加不断增加，而多糖含量基本保持不变，这就使得BAP中的蛋白质与多糖的比值差异较大。

UV₂₅₄可以作为水体中芳香烃、双键或羰基的共轭体系有机物在水中含量的替代参数。图3表明不同浓度的ZnO-NPs对UV₂₅₄的影响，可以看出UV₂₅₄随着ZnO-NPs浓度和暴露时间的增加而逐步提高。BAP中的多糖和蛋白质都是共轭体系有机物，根据UV₂₅₄与共轭体系有机物相关性，可以得出UV₂₅₄越高，BAP含量越高，这与图2(a)中BAP产量的变化情况相吻合。此外，UV₂₅₄还可以表征细胞死亡溶解产生的细胞壁等惰性大分子物质。

图3 不同浓度的ZnO-NPs对UV₂₅₄的影响
Fig. 3 Effects of different ZnO-NPs concentration on UV₂₅₄

2.2 三维荧光光谱分析

图4是各实验组第7天BAP的三维荧光光谱，均可以观测到A、B 2个荧光峰的存在。相关研究^[26]表明，荧光峰A(（270～280）/（350～370）)为类溶解性微生物产物；荧光峰B(（220~240）/（350~380）)为芳香族蛋白Ⅰ，主要由络氨酸引起。随着ZnO-NPs投加量的增加，荧光峰A和B的强度都在不断增加，说明荧光峰A和B对应的类溶解性微生物产物和芳香族蛋白Ⅰ含量在不断增加，与图2(a)和图3的规律相吻合。

图4 不同浓度的ZnO-NPs投加下BAP的三维荧光光谱
Fig. 4 Three-dimensional excitation-emission matrix fluorescence spectra of BAP at different ZnO NPs concentration

进一步对比不同浓度ZnO-NPs下的荧光图谱，可以看出相较于空白对照组，当ZnO-NPs浓度为10 mg·L⁻¹时，荧光峰A、B出现了细微的蓝移现象；而ZnO-NPs浓度为35、85、165、300 mg·L⁻¹时，荧光峰A、B则出现了红移现象。根据CHEN等^[27]的研究，荧光峰红移代表可能出现了含羟基、羰基、羧基、氨基和烷氧基的物质。蓝移现象的发生，可能是芳香环减少、长链结构中对位键减少、线性环状结构向非线性环状结构转化所致。尽管不同浓度ZnO-NPs的作用会引起荧光峰位置细微的红移和蓝移，但并没有发现荧光峰消失或产生的情况。这也反映出ZnO-NPs的短期暴露下，没有改变BAP的组分，仅改变了主要组分的含量。

区域积分法(FRI)是由CHEN等^[26]提出，用于水体三维荧光光谱的解析。为了进一步分析不同浓度ZnO-NPs对BAP产量和组分的影响，对各实验组的三维荧光图谱进行了FRI分析，如图5所示。其中Ⅰ、Ⅱ为类蛋白物质区域；Ⅲ为类富里酸区域；Ⅳ为类溶解性微生物产物区域；Ⅴ为类胡敏酸区域。各实验组中均是Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ区域所占有比例较大，空白对照组中，区域Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ比例占69.6%。而ZnO-NPs浓度增加到10、35、85、165和300 mg·L⁻¹，区域Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ比例分别占69.4%、72.1%、75.6%、75.2%和78.2%。实验组35、85、165和300 mg·L⁻¹在Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ区域比例增加，这与BAP含量和组分变化情况相符合。但是，实验组10 mg·L⁻¹在Ⅰ、Ⅱ和Ⅳ区域比例降低，说明当ZnO-NPs投加量为10 mg·L⁻¹时，可能有类蛋白质或类溶解性微生物产物分解，而图4中10 mg·L⁻¹实验组荧光峰A的强度增强，可以得出当ZnO-NPs投加量为10 mg·L⁻¹时，类蛋白质可能出现了分解。

图5 不同浓度的ZnO-NPs投加下BAP的荧光区域积分标准体积组成分布
Fig. 5 Distribution of FRI in BAP at different ZnO-NPs concentration

2.3 ZnO-NPs对EPS产量的影响

图6(a)表明不同浓度的ZnO-NPs对EPS含量的影响，可以看出ZnO-NPs浓度越高，暴露时间越长，EPS产量越高。结合图2(a)可以发现，BAP与EPS的变化趋势一致。根据LASPIDOU等^[17]的观点，SMP中BAP一部分是源于EPS的水解。空白对照组中（见图6（a）），EPS的产量由第1天的10.55 mg·g⁻¹（VSS）逐渐增长到第7天的31.26 mg·g⁻¹（VSS），只增长了196.4%。说明在不投加ZnO-NPs的情况下，EPS的产量也会随着时间的增加而逐渐提高。当ZnO-NPs投加量为10、35、85、165和300 mg·L⁻¹时，各组的EPS产量在7 d内的增长幅度分别为195.7%、215.7%、256.8%、294.9%和363.5%。由此可见，ZnO-NPs会加剧EPS产量的增长幅度。

图6 不同浓度的ZnO-NPs对EPS产量和EPS中蛋白质与多糖比值的影响
Fig. 6 Effects of different ZnO-NPs concentration on production of EPS and the ratio of protein and polysaccharide in EPS

EPS在抵御ZnO-NPs毒性胁迫中发挥重要作用。随着ZnO-NPs浓度的增加，EPS分泌量的增加是污泥中微生物对ZnO-NPs造成的环境刺激的典型应激反应^[24]，对应了图6(a)中EPS含量的增长。微生物分泌的胞外蛋白质和胞外多糖，促进了纳米颗粒的聚集，增大了纳米颗粒的粒径，使其更难进入细胞体内，进而减少纳米颗粒对污泥的毒性。这些由EPS水解出的胞外蛋白质和胞外多糖使得BAP的产量增加，解释了图2(a)中各反应器BAP产量的增加。

此外，在ZnO-NPs的短期暴露下，EPS中蛋白质和多糖组分含量变化也存在差异。EPS中蛋白质含量的变化与BAP的相一致，都是随着ZnO-NPs浓度提高和暴露时间增长不断增高。EPS中多糖含量变化也不明显，含量基本稳定在2.5~4 mg·g⁻¹（VSS）范围之间，远小于EPS中蛋白质的含量。图6(b)为不同浓度的ZnO-NPs暴露下EPS中蛋白质与多糖比值的变化，可以看出蛋白质与多糖比值的总体变化趋势是随着暴露时间的增加而不断提高。但是，EPS中蛋白质与多糖比值最大为15。

2.4 ZnO-NPs对污泥形态的影响

图7是不同浓度ZnO-NPs投加下厌氧污泥的扫描电镜，可以研究不同浓度的ZnO-NPs对污泥形态和生物群落的影响。如图7（b）～（f）圆圈所示，在投加ZnO-NPs的情况下，在细胞外层发现纳米颗粒团聚物。进一步分析纳米颗粒团聚物的产生，当ZnO-NPs颗粒进入厌氧污泥体系时，污泥中微生物对ZnO-NPs产生应激反应，表现在EPS分泌量的增加，这就解释了图6中各反应器中EPS的增加的原因。此外，微生物分泌的胞外蛋白质和胞外多糖改变颗粒带电性能，使得纳米颗粒不断地团聚在细胞外层。并且随着ZnO-NPs浓度增加，细胞外层的纳米颗粒团聚物越来越多。HOU等^[9]通过SEM分析发现，ZnO-NPs被吸附在活性污泥表层。同样地，在WEI等^[28]的研究中也发现了金属颗粒Cu和Zn被EPS吸附的现象。

图7 不同浓度ZnO-NPs投加下厌氧污泥的扫描电镜(50 000倍)
Fig. 7 Scanning electron microscopy(SEM) of a anaerobic sludge at different ZnO-NPs concentration (50 000 times)

比较图7(f)与图7（a）～（e），不难看出在图7（a）～（e）的矩形中，都可以观察到黏膜状的胞外聚合物(EPS)，在PUAY等^[8]的分析研究中也认为SEM图中的黏膜为EPS。然而图7(f)中只有厚实的纳米颗粒团聚物层却没有EPS，这是因为当ZnO-NPs浓度为300 mg·L⁻¹时，细胞外层的大量纳米颗粒团聚物层包裹住了EPS，因此在图7(f)中没有发现EPS。这一现象表明，高浓度的ZnO-NPs对厌氧污泥的表面形态有很大的影响，其对厌氧污泥中的微生物群落的影响值得我们在后续的实验中进一步研究。

2.5 ZnO-NPs对BAP的膜污染性能的影响

本实验采用过滤实验研究BAP的膜污染性能。图8为各组过滤实验膜通量与时间的关系，可以看出，当过滤时间为10 s时，各组的膜通量都开始趋于稳定。暴露的ZnO-NPs浓度为0、10、35、85、165和300 mg·L⁻¹，最终对应的膜通量分别为168 、159、145、137、113和92 L·（m²·h）⁻¹。由此可以看出，暴露的ZnO-NPs浓度越高，膜通量越低，膜污染越严重。图2表明，暴露在污泥中的ZnO-NPs浓度越高，产生的BAP产量越高。进一步分析，BAP中造成膜污染的物质主要是蛋白质和多糖，在2.1中发现ZnO-NPs的暴露会对BAP的组分产生影响，其中蛋白质随着ZnO-NPs浓度提高和暴露时间增长出现明显的增高趋势。但是，多糖含量变化不明显，这就导致蛋白质和多糖比值增加。这与于晓霞^[29]的发现一致，随着蛋白质与多糖比值的增大，膜污染速率不断升高。

图8 不同浓度的ZnO-NPs暴露下膜通量与时间的关系
Fig. 8 Relationship between membrane flux and time at different ZnO-NPs concentration

HERMIA^[30]将过滤过程进行假设并提出了经典模型，其形式如方程(1)：当n取2、1、3/2和0时，分别为完全孔堵模型、中间孔堵模型、标准堵塞模型和滤饼层模型。经典模型一般只适用于描述膜污染的特定阶段，并不能对整个过滤过程进行表达，它主要描述了过滤过程中的4种污染机理。

\frac{d J}{d t} = - K J (J A_{0})^{2 - n}

（1）

式中：J为膜通量，L·（m²·h）⁻¹；t为过滤时间，s；A₀为膜有效面积，m²；K为过滤系数。在过滤初期(t=0~5 s)，过滤过程基本符合标准堵塞模型。在过滤中后期(t=6~18 s)，过滤过程基本符合中间孔堵模型。表1为不同实验组在标准堵塞模型和中间孔堵模型下过滤系数K和相关系数R²的值，可以看出，在标准堵塞模型和中间孔堵模型下，随着ZnO-NPs浓度的提高，K的值都在不断增大。堵塞情况的严重性与过滤系数K成正相关，堵塞情况越严重，K的值越大。这进一步证明了BAP的膜污染性能随着ZnO-NPs浓度的增大而不断增强。

表1 标准堵塞模型和中间孔堵模型下过滤系数K和相关系数R²
Table 1 Filter coefficients K and correlation coefficients R² under standard block model and middle block model

表1 标准堵塞模型和中间孔堵模型下过滤系数K和相关系数R²
**Table 1** Filter coefficients K and correlation coefficients R² under standard block model and middle block model
ZnO-NPs浓度/(mg·L⁻¹)	标准堵塞模型		中间孔堵模型
ZnO-NPs浓度/(mg·L⁻¹)	K	R²	K	R²
0	0.382	0.892 8	0.031 3	0.987 8
10	0.416	0.887 9	0.040 9	0.993 2
35	0.484	0.887 2	0.052 1	0.996 1
85	0.558	0.871 4	0.059 2	0.992 8
165	0.615	0.926 7	0.071 1	0.982 1
300	0.726	0.944 3	0.094 5	0.916 2

3 讨论

本实验在厌氧污泥中投加不同浓度的ZnO-NP，通过序批式实验和过滤实验，分别考察ZnO-NP作用下BAP的产量和膜污染性能的变化规律。实验发现ZnO-NPs对BAP产量和膜污染性能都有很大影响，随着ZnO-NPs浓度的增加，BAP的产量和膜污染性能都在不断增高。

MEI等^[18]研究发现，在ZnO-NP的短期暴露下，好氧污泥中SMP的产量和膜污染性能随着ZnO-NP浓度的增加不断增加。进一步分析发现，SMP产量的增加可能是源于BAP的增加。这与本研究的部分结论相一致。此外，ZHANG等^[10]也发现ZnO-NP对好氧污泥中SMP的性能有很大影响。NI等^[19]发现BAP的产量对MBR系统的膜污染和出水COD有重要影响。像此类对好氧条件下SMP和BAP的研究还有很多，但是，鲜有人研究厌氧条件下BAP的性能。本实验是以厌氧污泥为对象，实验过程中不投加任何代谢基质，只研究BAP的性能。因为实验条件的差异，使得实验结果有所不同，主要表现在BAP中蛋白质与多糖的组分含量上。其中蛋白质的含量很高，并且随着ZnO-NPs浓度提高和暴露时间增长出现明显的增高趋势。但是，多糖含量变化不明显。BAP中多糖的含量基本稳定在6~10 mg·L⁻¹范围之间，远远小于BAP中蛋白质的含量，这可能是在厌氧微生物代谢过程中，多糖比蛋白质更易被微生物所利用。

AnMBR是一种高效的污水处理工艺，在废水处理中的应用研究绝大多数是针对其处理效能及其膜污染性能的研究。在AnMBR中造成膜污染影响因素众多，其中BAP就是AnMBR系统中主要的膜污染物质之一，本研究针对BAP产量和膜污染性能的研究发现，ZnO-NPs浓度在0～300 mg·L⁻¹之间时，随着ZnO-NPs浓度的增加，BAP的产量和膜污染性能都在不断增高，这一结果可以为以后AnMBR工艺处理含纳米颗粒的污水提供一些参考, 同时对ZnO-NPs暴露下BAP的增长机理进行了分析讨论，为AnMBR工艺的在污水处理领域的进一步应用提供了理论上的支持。

4 结论

1）在ZnO-NPs的短期暴露下，BAP产量会随着ZnO-NPs浓度和暴露时间增加而逐步提高。其中蛋白质随着ZnO-NPs浓度提高和暴露时间增长出现明显的增高趋势，而多糖含量变化不明显，基本稳定在6~10 mg·L⁻¹范围之间。

2）在ZnO-NPs的短期暴露下，BAP产量会随着ZnO-NPs浓度和暴露时间增加而逐步提高。当ZnO-NPs投加量为10 mg·L⁻¹和300 mg·L⁻¹时，EPS产量在7 d内的增长幅度分别为195.7%和363.5%。

3）通过SEM观测厌氧污泥表面形态的变化，发现随着ZnO-NPs浓度的增加，污泥表面形态结构变化越显著。

4）利用经典过滤模型模拟过滤实验中膜通量与时间的变化关系，发现BAP的膜污染性能随着ZnO-NPs浓度的增大而不断增强。

参考文献

KOLODZIEJCZAK-RADZIMSKA A, JESIONOWSKI T. Zinc oxide-from synthesis to application: A review[J]. Materials,2014,7(4):2833-2881. [CrossRef]
XIONG H M. ZnO nanoparticles applied to bioimaging and drug delivery[J]. Advanced Materials,2013,25(37):5329-5335.
KHATAEE A, KARIMI A, AREFI-OSKOUI S, et al. Sonochemical synthesis of Pr-doped ZnO nanoparticles for sonocatalytic degradation of acid red 17[J]. Ultrasonics Sonochemistry,2015,22:371-381. [CrossRef]
MA H, WILLIAMS P L, DIAMOND S A. Ecotoxicity of manufactured ZnO nanoparticles: A review[J]. Environmental Pollution,2013,172(1):76–85. [CrossRef]
GOTTSCHALK F, SONDERER T, SCHOLZ R W, et al. Modeled environmental concentrations of engineered nanomaterials (TiO2, ZnO, Ag, CNT, Fullerenes) for different regions[J]. Environmental Science & Technology,2009,43(24):9216-9222.
马学文, 翁焕新, 章金骏. 中国城市污泥重金属和养分的区域特性及变化[J]. 中国环境科学,2011,31(8):1306-1313.
杨军, 郭广慧, 陈同斌, 等. 中国城市污泥的重金属含量及其变化趋势[J]. 中国给水排水,2009,25(13):122-124.
PUAY N Q, QIU G, TING Y P. Effect of zinc oxide nanoparticles on biological wastewater treatment in a sequencing batch reactor[J]. Journal of Cleaner Production,2015,88:139-145. [CrossRef]
HOU J, MIAO L, WANG C, et al. Inhibitory effects of ZnO nanoparticles on aerobic wastewater biofilms from oxygen concentration profiles determined by microelectrodes[J]. Journal of Hazardous Materials,2014,276:164-170. [CrossRef]
ZHANG D, ENG C Y, STUCKEY D, et al. Effects of ZnO nanoparticle exposure on wastewater treatment and soluble microbial products (SMPs) in an anoxic-aerobic membrane bioreactor[J]. Chemosphere,2017,171:446-459. [CrossRef]
LOMBI E, DONNER E, TAVAKKOLI E, et al. Fate of zinc oxide nanoparticles during anaerobic digestion of wastewater and post-treatment processing of sewage sludge[J]. Environmental Science & Technology,2012,46(16):9089-9096.
ZHENG X, WU R, CHEN Y. Effects of ZnO nanoparticles on wastewater biological nitrogen and phosphorus removal[J]. Environmental Science & Technology,2011,45(7):2826-2832.
WANG Z P, ZHANG T. Characterization of soluble microbial products (SMP) under stressful conditions[J]. Water Research,2010,44(18):5499-5509. [CrossRef]
KUNACHEVA C, SOH Y N A, STUCKEY D C. Effect of feed pH on reactor performance and production of soluble microbial products (SMPs) in a submerged anaerobic membrane bioreactor[J]. Chemical Engineering Journal,2017,320:135-143. [CrossRef]
AVELLA A C, DELGADO L F, GORNER T, et al. Effect of cytostatic drug presence on extracellular polymeric substances formation in municipal wastewater treated by membrane bioreactor[J]. Bioresource Technology,2010,101(2):518-526. [CrossRef]
HAN J C, LIU Y, LIU X, et al. The effect of continuous Zn (II) exposure on the organic degradation capability and soluble microbial products (SMP) of activated sludge[J]. Journal of Hazardous Materials,2013,244-245(2):489-494. [CrossRef]
LASPIDOU C S, RITTMANN B E. A unified theory for extracellular polymeric substances, soluble microbial products, and active and inert biomass[J]. Water Research,2002,36(11):2711-2720. [CrossRef]
MEI X, WANG Z, XIANG Z, et al. Soluble microbial products in membrane bioreactors in the presence of ZnO nanoparticles[J]. Journal of Membrane Science,2014,451(1):169-176. [CrossRef]
NI B J, RITTMZNN B E, YU H Q. Soluble microbial products and their implications in mixed culture biotechnology[J]. Trends in Biotechnology,2011,29(9):454-463. [CrossRef]
LIANG Z, LI W, YANG S, et al. Extraction and structural characteristics of extracellular polymeric substances (EPS), pellets in autotrophic nitrifying biofilm and activated sludge[J]. Chemosphere,2010,81(5):626-632. [CrossRef]
LOWRY O H, ROSEBROUGH N J, FARR A L, et al. Protein measurement with the folin phenol reagent[J]. Journal of Biological Chemistry,1951,193(1):265-275.
DUBOIS M, GILLES K A, HAMILTON J K, et al. Colorimetric method for determination of sugars and related substances[J]. Analytical Chemistry,1955,28(3):350-356. [CrossRef]
王子超. 盐度和重金属对序批式生物反应器性能及微生物群落结构影响的研究[D]. 青岛：中国海洋大学,2014.
吴杨芳, 冯骞, 薛朝霞, 等. 纳米氧化铈作用下活性污泥胞外聚合物及溶解性微生物产物特性[J]. 微生物学通报,2016,43(2):262-269.
LIU Y, FANG H H P. Influences of extracellular polymeric substances (EPS) on flocculation, settling, and dewatering of activated sludge[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2003,33(3):237-273. [CrossRef]
CHEN W, WESTERHOFF P, LEENHEER J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology,2003,37(24):5701-5710.
CHEN J, GU B, LEBOEUF E J, et al. Spectroscopic characterization of the structural and functional properties of natural organic matter fractions[J]. Chemosphere,2002,48(1):59-68. [CrossRef]
WEI L, YANG L, NOGUERA D R, et al. Adsorption of Cu2+, and Zn2+, by extracellular polymeric substances (EPS) in different sludges: Effect of EPS fractional polarity on binding mechanism[J]. Journal of Hazardous Materials,2017,321:473-483. [CrossRef]
于晓霞. 膜生物反应器中胞外聚合物与膜污染关系的研究[D]. 北京：北京交通大学,2008.
HREMIA J. Constant pressure blocking laws application to power-law non-newtonian fluids[J]. Transactions Institute of Chemical Engineers,1982,60:183-187.

摘 要