多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)是水環(huán)境中普遍存在的一類重要的持久性有毒有機污染物, 主要由化石燃料和木材的不完全燃燒形成, 因具有“三致效應(yīng)”而被廣泛關(guān)注.多環(huán)芳烴衍生物(substituted polycyclic aromatic hydrocarbons, SPAHs)除可由不完全燃燒直接排入環(huán)境, 也可通過光化學(xué)或微生物作用由母體PAHs轉(zhuǎn)化生成, 具有比PAHs更高的毒性.占潔等的研究指出NPAH的致突變性高于母體PAHs的100000倍, 致癌性高出近10倍, 而OPAH則可引起過敏性疾病.水環(huán)境中PAHs與SPAHs的來源主要為生活污水與工業(yè)廢水, 而污水處理廠能有效減少、阻斷、控制進入水環(huán)境的PAHs與SPAHs, 因此, 污水處理廠的處理系統(tǒng)及其處理效率就顯得格外重要.迄今為止, 雖已有一些國家和地區(qū)對污水處理廠各工藝中PAHs及SPAHs的去除效果進行了探究調(diào)查, 但大都集中于傳統(tǒng)活性污泥法與A2O及倒置A2O工藝的研究, 尚無對SBR工藝的研究.
SBR工藝具有反應(yīng)效率高、凈化效果好, 特別是對難降解有機物降解性能好的特點.而SBR/MBBR工藝是向SBR生物反應(yīng)器中投加懸浮填料以進一步提高反應(yīng)器的處理效率.為探明該組合工藝對PAHs及SPAHs的去除能力, 本文以采用SBR/MBBR處理工藝的青島城陽污水處理廠為研究對象, 對其各工段進出水中的PAHs和SPAHs進行采樣分析, 通過明確其分布及去除行為, 以期為污水處理廠SBR/MBBR工藝升級改造提供數(shù)據(jù)支持.
1 材料與方法1.1 實驗材料
16種PAHs混合標準樣品與13種SPAHs單標樣品均購自AccuStandard, Inc.(New Haven, 美國). 16種PAHs質(zhì)量濃度為200 μg·mL-1, 包括萘(Nap)、苊烯(Acy)、苊(Ace)、芴(Flu)、菲(Phe)、蒽(Ant)、熒蒽(Fluo)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、
(Chry)、苯并[b]熒蒽(BbF)、苯并[k]熒蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、茚并(1, 2, 3-cd)芘(IcdP)、二苯并[a, h]蒽(DBA)和苯并[ghi]苝(BghiP); 13種SPAHs包括4種甲基多環(huán)芳烴(MPAHs): 2-甲基萘(2-MN, 50μg·mL-1)、1-甲基熒蒽(1-MF, 10μg·mL-1)、2, 6-二甲基萘(2, 6-DMN, 50μg·mL-1)、3, 6-二甲基菲(3, 6-DMP, 50μg·mL-1); 4種氧基多環(huán)芳烴(OPAHs): 9-芴酮(9-FL, 純品)、蒽醌(AQ, 純品)、2-甲基蒽醌(2-MAQ, 純品)、苯[a]蒽-7, 12-二酮(BA-7, 12-D, 50μg·mL-1); 5種硝基多環(huán)芳烴(NPAHs): 2-硝基芴(2-NF, 100 μg·mL-1)、9-硝基蒽(9-NA, 100μg·mL-1)、3-硝基熒蒽(3-NF, 100μg·mL-1)、1-硝基芘(1-NP, 100μg·mL-1)和7-硝基苯[a]蒽(7-NBA, 100 μg·mL-1).內(nèi)標物質(zhì)十氯聯(lián)苯(PCB209)購自Aldrich Chemical Co., Inc.(Gillingham, Dorset, 美國).
HPLC級正己烷(HEX)、二氯甲烷(DCM)、甲醇(MeOH)購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司, C18固相萃取柱(500 mg, 6 mL)購于Supelco.硅膠(80~100目)和中性氧化鋁(100~200目)分別在70℃和450℃下活化12 h和2 h后使用, 無水硫酸鈉和過濾器在450℃下烘烤4 h后使用.
1.2 樣品采集與前處理
青島市城陽污水處理廠位于青島市城陽區(qū)雙元路以西、墨水河以東, 服務(wù)面積達198 km2, 服務(wù)人口約40萬人.該污水處理廠主要收集和處理來自周邊街道的生活污水和工業(yè)廢水, 其中來自煉油廠、石油工業(yè)、化肥生產(chǎn)、橡膠公司和機械制造業(yè)的工業(yè)廢水所占比例約為70%.城陽污水處理廠采用兩套平行工藝, 即改良的A2O和SBR/MBBR工藝, 其中SBR/MBBR工藝處理量為5萬t·d-1, 工藝包括一級處理的沉砂池與初沉池, 二級處理的生物池(SBR+MBBR), 以及三級處理的接觸池與連續(xù)流沙濾池; 其中生物池的水力停留時間為24 h, 污泥泥齡為15 d.樣品采集時間為2017年6月, 按水力停留時間取樣, 每個取樣點做3個平行樣.進水采樣點位于總進水口, 出水采樣點位于連續(xù)流砂濾池出水口, 其余水樣采樣點均在各處理工段出水口; 污泥采樣點為初沉池出水口的初沉污泥, 以及生物池出水口的剩余污泥.污水處理廠工藝及采樣點詳見圖 1.
圖 1
采集的水樣在玻璃纖維濾膜上過濾, 將水相與顆粒相分離, 水相樣品于棕色玻璃瓶中保存, 一周內(nèi)完成富集; 顆粒相樣品用錫箔紙包好放于冰箱-20℃保存.水相樣品加入內(nèi)標物質(zhì)PCB209后經(jīng)活化好的C18柱在固相萃取儀裝置上富集, 然后用2:1的HEX與DCM洗脫C18柱; 顆粒相和污泥樣品經(jīng)冷凍干燥機冷凍干燥后, 濾膜剪碎, 加入內(nèi)標PCB209, 在20℃, 100 Hz條件下超聲萃取3次, 每次30 min, 并加入10 mL HEX與DCM 1:1混合液, 最后合并提取液, 濃縮至2 mL.制備好的樣品過以氧化鋁、硅膠、無水硫酸鈉先后填充的凈化柱凈化, 再以HEX與DCM混合液洗滌凈化柱, 接收洗脫液后濃縮定容至1 mL待測.
1.3 儀器分析
樣品采用氣相色譜-質(zhì)譜儀(7890A GC-5975BMSD, Agilent, 美國)進行測定, 使用HP-5M5柱(30 m, 內(nèi)徑0.25 mm, 膜厚0.25 μm).定量分析以選擇性離子監(jiān)測(SIM)模式進行.進樣口溫度為250℃, 檢測器溫度為280℃.升溫程序:初始溫度為40℃, 先以8℃·min-1的速率增至200℃, 然后以8℃·min-1的速率升至300℃并保持10 min.
1.4 質(zhì)量控制與質(zhì)量保證
標準曲線:每種目標化合物使用外標法定量, 設(shè)立7個不同濃度梯度的校準點, 建立7點標準曲線.方法檢出限與定量限:使用3倍信噪比檢測方法檢測限, 29種目標化合物的檢出限為0.02~8.30ng·L-1(水相)、2.77~22.75 ng·L-1(顆粒相), 定量限為0.10~13.83 ng·L-1(水相)、5.28~67.74 ng·L-1(顆粒相).加標樣品目標物回收率為52.57%~105.48%(水相)、47.72%~101.48%(顆粒相).
2 結(jié)果與討論
2.1 PAHs及SPAHs的含量與分布
將16種PAHs按環(huán)數(shù)分為低環(huán)多環(huán)芳烴(LMW-PAHs, 2~4環(huán))與高環(huán)多環(huán)芳烴(HMW-PAHs, 5、6環(huán)), SPAHs分為甲基PAHs(MPAHs)、氧基PAHs(OPAHs)以及硝基PAHs(NPAHs)來研究, 其在各工段的含量及分布如表 1與圖 2所示.在進水中, 16種PAHs與13種SPAHs均有檢出, 其中PAHs與SPAHs總質(zhì)量濃度分別為3835.14 ng·L-1與6889.46 ng·L-1.與其他地區(qū)的污水處理廠相比, 該污水處理廠進水中PAHs濃度較合肥某污水處理廠(5758.8 ng·L-1)低, 但較泰安(1150 ng·L-1)、日本廣島(219 ng·L-1)以及卡拉克省約旦中部的3個調(diào)查區(qū)(528~1224 ng·L-1)要高. SPAHs的含量也比其他地區(qū)要高出許多, 如浙江省一個化學(xué)工業(yè)區(qū)的污水處理廠SPAHs平均含量僅為1003.5 ng·L-1, 北京某污水處理廠SPAHs濃度為1814 ng·L-1.這樣高濃度的SPAHs及PAHs可能與該污水處理廠進水以工業(yè)廢水為主有關(guān).
表 1 PAHs與SPAHs在水樣與泥樣中的含量1)
表 1顯示, 進水中PAHs主要以LMW-PAHs為主, 占到總PAHs(ΣPAHs)的92.76%.水相中LMW-PAHs含量要比顆粒相高許多, 其中2環(huán)的Nap占到ΣPAHs的50%左右, 這可能是因為Nap是一種重要的化工原材料, 可用于制作合成樹脂、無煙火藥以及浴室產(chǎn)品, 并作為樟腦球的主要原材料被廣泛應(yīng)用[16].而在顆粒相中, HMW-PAHs含量較水相多, 可見低環(huán)PAHs更傾向于水相, 而高環(huán)PAHs更多地存在于顆粒相中, 這與Ozaki等的研究結(jié)果相似.這種現(xiàn)象可能與它們的正辛醇/水分配系數(shù)有關(guān).對于SPAHs, 進水中MPAHs的質(zhì)量濃度最高, 達4246.61 ng·L-1, 其次為NPAHs(2036.51 ng·L-1), 而OPAHs質(zhì)量濃度相對較少, 僅為606.34ng·L-1.由圖 2可知, 隨著SBR/MBBR各級工段的處理, PAHs及MPAHs與OPAHs含量逐步降低, 但NPAHs的含量在初沉池及流砂濾池中卻有所增加, 這可能是由于夏季的強光照導(dǎo)致了PAHs向NPAHs轉(zhuǎn)化.在污泥樣品中, PAHs與MPAHs在剩余污泥中的含量均要遠高于初沉污泥, 而NPAHs與OPAHs在剩余污泥中的含量略低于初沉污泥.可見, PAHs與MPAHs主要依靠生物降解或生物吸附被去除, 而NPAHs與OPAHs則主要依靠顆粒吸附沉淀與生物降解或吸附共同作用被去除.
2.2 SBR/MBBR工藝對PAHs與SPAHs的去除
PAHs及SPAHs在各工段的去除率見表 2.從中可知, 水相與顆粒相最大的不同在于, 水相中PAHs含量的大幅降低是在二級處理生物池后, 主要以LMW-PAHs的去除為主, 其去除率可達71.22%;而顆粒相中PAHs的去除則主要發(fā)生于一級處理初沉池后, 其中LMW-PAHs去除率達80.85%, HMW-PAHs的去除率為42.22%, 略高于接下來的生物處理工段.可見, 水相中PAHs的去除主要依靠生物處理且主要是針對LMW-PAHs的生物降解; 而顆粒相中PAHs的去除主要依靠初沉池的顆粒吸附與沉淀, 其中LMW-PAHs主要以初沉池的吸附沉淀去除為主, HMW-PAHs則需初沉池與生物池共同處理被去除.具體聯(lián)系污水寶或參見http://m.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
表 2 PAHs及SPAHs在各工段水相與顆粒相中的去除率/%
就SPAHs而言, 水相中SPAHs的含量隨一級、二級處理逐步減少; 而顆粒相中SPAHs的去除則主要發(fā)生在SBR/MBBR生物池, 表 1中剩余污泥SPAHs的含量高于初沉污泥也證明了顆粒相中SPAHs的去除主要依靠生物吸附.這可能是由于SBR生物池中添加了生物懸浮填料, 大大增加了微生物的種類與數(shù)量, 從而增強了對難降解有機物吸附及進一步降解的性能.此外, 表 2顯示, 在3種衍生物中, MPAHs最易被去除, 其在生物池以及初沉池都有較高的去除率, 可見顆粒吸附以及生物降解對其均有較好的去除; NPAHs主要依靠生物降解或生物吸附去除; 而OPAHs在水相中主要依靠一級處理中的顆粒吸附去除, 在顆粒相中則主要依靠二級處理的生物吸附去除.另外, 表 2中部分去除率為負值可能是由于目標污染物存在累積, 或者在夏季高溫與強光照下發(fā)生了PAHs向SPAHs的轉(zhuǎn)化.
進一步計算MPAHs、OPAHs以及NPAHs與相應(yīng)PAHs的比值, 結(jié)果見圖 3.從中可知, 進水中OPAHs與其對應(yīng)的PAHs比值小于1, 可見OPAHs的含量低于PAHs, 而部分MPAHs與NPAHs含量要高于PAHs, 如MPAHs中的3, 6-DMP/Nap以及NPAHs中的2-NF/Flu、7-NBA/BaA的比值都要大于1, 尤其是2-NF/Flu的比值達到了8.39.由于大氣中2-NF的含量很低[18, 19], 那么工廠排放的廢水可能是造成進水中NPAHs各組分含量差異的主要原因.從進出水中SPAHs與PAHs的含量比來看, 出水水相中MPAHs與PAHs的比值均小于或等同于進水相, 而OPAHs中的BA-7, 12-D/BaA以及NPAHs中的2-NF/Flu在出水中的值卻要遠遠高于進水, 可見在污水處理過程中存在部分PAHs向OPAHs與NPAHs轉(zhuǎn)化的現(xiàn)象.已有研究證明PAHs在土壤或大氣中可以通過白腐真菌、光化學(xué)作用以及在漆酶存在下轉(zhuǎn)化為OPAHs, 進而在水相中, PAHs也可能通過生物處理中微生物的作用轉(zhuǎn)化成OPAHs, 而強光照下的光化學(xué)反應(yīng)也可促進PAHs轉(zhuǎn)化成NPAHs.
圖 3
出水中, PAHs質(zhì)量濃度為1148.18 ng·L-1, 去除率為70.06%; SPAHs質(zhì)量濃度為1724.57 ng·L-1, 去除率達74.97%.而據(jù)已有報道, 約旦卡拉克省某污水處理廠以及北京某污水理廠利用傳統(tǒng)活性污泥法對PAHs的去除率分別為44%以及68%;北京某污水處理廠利用A2O及倒置A2O工藝對PAHs及SPAHs分別有60%及66%的去除率.與這些采用傳統(tǒng)處理工藝的污水處理廠相比, SBR/MBBR工藝對PAHs及其衍生物都有著更好的去除效果.
2.3 污水處理廠中PAHs及SPAHs的來源分析及生態(tài)風(fēng)險
近年來, 常采用PAHs與其同分異構(gòu)體的比例來判斷其污染源, 如Ant/(Ant+Phe)用于識別石油排放(低于0.1)和燃燒來源(高于0.1); Fluo/(Fluo+Pyr)用于識別木柴和煤的燃燒(大于0.5)、石油燃燒(0.4~0.5)與石油排放(小于0.4);而IcdP/(IcdP+BghiP)在0.5以上, 0.2~0.5以及0.2以下分別表示木材/煤燃燒, 石油燃燒和石油污染.在此污水處理廠進水中, Ant/(Ant+Phe), Fluo/(Fluo+Pyr)以及IcdP/(IcdP+BghiP)的比值見表 3, 它們分別大于0.1、0.4~0.5與0.5左右, 由此可知, 此污水處理廠的PAHs主要源于石油燃燒.
表 3 污水處理廠中PAHs及SPAHs的污染源判定值
同時已有研究指出某些NPAHs與其對應(yīng)PAHs的比值可指示其來源, 如1-NP/Pyr與7-NBA/BaA; 另外9-NA/1-NP的比值也可用于NPAHs的來源識別, 若比值大于10, 則主要為生物質(zhì)燃燒, 若比值小于10, 則主要是尾氣排放.該污水處理廠中各判定值情況見表 3, 三相中的1-NP/Pyr值均大于0.001, 7-NBA/BaA值均大于0.01, 表示NPAHs的主要來源為柴油車燃燒; 9-NA/1-NF的值均小于10, 說明NPAHs主要來源于尾氣排放. Alves等指出，NPAHs、OPAHs與MPAHs具有相似的來源, 由此可知SPAHs主要源于石油等液體化石燃料的燃燒, 這也與PAHs主要來源結(jié)果一致.另外, 已有研究在柴油機煙塵顆粒和汽油發(fā)動機煙塵中發(fā)現(xiàn)了OPAHs, 這也證實了其與NPAHs同樣主要來源于石油的燃燒.
由此可見, 此污水處理廠中的PAHs及SPAHs主要源于石油等液體化石燃料的燃燒, 這與附近的工業(yè)如煉油廠、石油工業(yè)、橡膠公司等的發(fā)展密不可分.雖然經(jīng)過SBR/MBBR工藝, 去除了大部分的PAHs及SPAHs, 但在出水中仍存在不少目標污染物, 如在出水中PAHs及SPAHs的排放量為(143.64±16.04)g·d-1, 而初沉污泥中其排放量為(545.71±88.25)g·d-1, 剩余污泥中其排放量為(159.14±15.87)g·d-1, 它們在排入水環(huán)境后, 可隨河流灌溉進入農(nóng)田, 或積累在水生生物體內(nèi)通過食物鏈對人體造成潛在危害; 也可沉降在河底污泥中進而對土壤造成危害.因此, 仍需對污水處理廠中的PAHs及SPAHs進一步強化處理, 以提高其去除率, 盡量減少其排入環(huán)境中的含量; 而且, 污泥中PAHs及SPAHs的排出量要遠高于出水中其排出量, 因此, 污泥中PAHs及SPAHs的去向及管理也應(yīng)著重注意.
3 結(jié)論
(1) 該污水處理廠中16種PAHs及13種衍生物均有檢出.進水中, PAHs與SPAHs的總質(zhì)量濃度分別為3835.14 ng·L-1與6889.46 ng·L-1, 其質(zhì)量濃度遠遠高于其他地區(qū)的污水處理廠, 可能與該污水處理廠進水主要為工業(yè)廢水有關(guān).
(2) SBR/MBBR工藝對PAHs及SPAHs的去除率分別為70.06%與74.97%, 明顯高于其他地區(qū)運用傳統(tǒng)活性污泥法、A2O及倒置A2O工藝對PAHs及SPAHs的去除. SBR/MBBR工藝對PAHs及SPAHs的去除主要依靠生物降解/吸附以及顆粒吸附, 而且在污水處理廠中存在部分PAHs向OPAHs及NPAHs轉(zhuǎn)化累積的現(xiàn)象.
(3) 此污水處理廠中PAHs及SPAHs主要源于石油等液體化石燃料的燃燒.雖然此污水處理廠對PAHs及SPAHs有著較好的去除, 但其出水中仍存在不少目標污染物會對受納河流、農(nóng)田及人體產(chǎn)生潛在危害; 而且污泥中富集的PAHs與SPAHs比出水中其排放量要高得多.因此, 污水處理廠應(yīng)根據(jù)不同處理工段PAHs與SPAHs的分布特征采取相應(yīng)控制措施, 加強污泥中PAHs與SPAHs的管理, 進一步改造升級工藝, 以更好地去除PAHs與SPAHs.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：劉淑惠)
