廢水生物處理技術(shù)研究

　　活性污泥工藝是目前應(yīng)用最廣泛的廢水生物處理技術(shù), 它利用活性污泥(微生物聚集體)去除水中的各種污染物.活性污泥法廢水處理工藝中, 二沉池內(nèi)的活性污泥通過(guò)絮凝和沉淀實(shí)現(xiàn)泥水分離, 是決定出水水質(zhì)、保證廢水處理構(gòu)筑物內(nèi)持有穩(wěn)定數(shù)量微生物的關(guān)鍵步驟之一.然而, 活性污泥不能有效絮凝形成大、密實(shí)、強(qiáng)度高的污泥絮體幾乎是每個(gè)污水處理廠都可能遇到且難以快速解決的問(wèn)題.研究表明在水中投加適量陽(yáng)離子如Ca2+、Mg2+、Fe3+等能夠強(qiáng)化活性污泥的絮凝性能、改善污泥沉降性能, 促進(jìn)活性污泥微生物多樣性等.

　　活性污泥絮體主要由細(xì)菌、水、胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)等組成.研究表明EPS在活性污泥的生物絮凝中起著關(guān)鍵作用. EPS與細(xì)菌菌體表面均帶負(fù)電荷, 金屬陽(yáng)離子如Ca2+可基于DCB (divalent cation bridging)理論與EPS相互作用, 形成EPS-Ca2+-EPS聯(lián)接物, 構(gòu)成絮體骨架, 促進(jìn)活性污泥絮體形成與穩(wěn)定.

　　盡管有許多外源陽(yáng)離子促進(jìn)活性污泥微生物自固定化(污泥顆�；�)的研究, 這些研究著眼于陽(yáng)離子投加量、反應(yīng)器工藝參數(shù)、污染物去除性能等方面, 為人們深入理解外源陽(yáng)離子強(qiáng)化/改進(jìn)活性污泥絮凝性能的機(jī)制奠定了重要的基礎(chǔ).然而, 對(duì)于金屬離子如何影響反應(yīng)器啟動(dòng)期活性污泥沉降性能, EPS產(chǎn)生量、組分變化等鮮有報(bào)道.本文在活性污泥反應(yīng)器啟動(dòng)期, 外源添加Ca2+, 分析Ca2+對(duì)活性污泥生物量、沉降性能, EPS含量與組成隨運(yùn)行時(shí)間的動(dòng)態(tài)變化, 以期為外源Ca2+改進(jìn)和強(qiáng)化活性污泥絮凝性、提升污水生物處理系統(tǒng)穩(wěn)定性的技術(shù)應(yīng)用提供理論基礎(chǔ).

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

　　接種污泥取自無(wú)錫某城市污水處理廠, 污泥混合液懸浮固體濃度MLSS為3 680 mg·L-1±2 mg·L-1, SVI為76 mL·g-1±3 mL·g-1.實(shí)驗(yàn)裝置采用模擬SBR, 有效容積為1 L. SBR運(yùn)行周期為6 h：進(jìn)水5 min、曝氣320 min、沉降30 min、排水5 min.

　　實(shí)驗(yàn)廢水為人工配置, 模擬中等強(qiáng)度城市生活污水水質(zhì).人工廢水組成：C6H12O6, 375 mg·L-1; CH3COONa, 586 mg·L-1; NH4Cl, 200 mg·L-1; KH2PO4·3H2O, 700 mg·L-1; MgSO4·7H2O, 500 mg·L-1, 微量元素1 mL·L-1.微量元素組成見(jiàn)文獻(xiàn).使用NaHCO3調(diào)節(jié)廢水pH使其保持在6.5~7.5范圍.

　　前期實(shí)驗(yàn), 在進(jìn)水中外源添加不同質(zhì)量濃度Ca2+(0、30、50、100、150、200 mg·L-1), 當(dāng)Ca2+添加量為100~200 mg·L-1時(shí), 明顯改善了活性污泥沉降性能和污染物去除性能, 因此本研究中外源Ca2+添加量設(shè)置為150 mg·L-1(在圖中以Ca表示), 同時(shí)以進(jìn)水中不添加Ca2+(0 mg·L-1)的SBR作為對(duì)照(以CK表示), 研究外源添加Ca2+對(duì)活性污泥啟動(dòng)期污泥性能及EPS產(chǎn)生的動(dòng)態(tài)影響.

　　1.2 EPS提取

　　EPS采用超聲-陽(yáng)離子交換樹(shù)脂法從活性污泥中提取.將10 mL活性污泥用超聲波清洗儀(KQ-700DE, 昆山市超聲儀器公司)在40 kHz、100 W條件下超聲2 min.每10 mL活性污泥加入1 g陽(yáng)離子交換樹(shù)脂(Dowex 50WX8, hydrogen form, 200~400 mesh, Sigma-Aldrich, USA); 置于搖床(HYL-A, 太倉(cāng)強(qiáng)樂(lè)), 200 r·min-1轉(zhuǎn)速, 振蕩4 h; 污泥和樹(shù)脂混合液在6 000 r·min-1(Centrifuge 5810R, Eppendorf)、4℃下離心30 min, 所得上清液即為EPS溶液.

　　EPS數(shù)量以總有機(jī)碳(total organic carbon, TOC)來(lái)表征, 采用TOC分析儀(TOC-VCPN analyzer, Shimadzu, Japan)測(cè)定. EPS中多糖(polysaccharides, PS)采用苯酚-硫酸法測(cè)量, 標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)為葡萄糖; 蛋白質(zhì)(proteins, PN)采用考馬斯亮藍(lán)法測(cè)量, 牛血清白蛋白作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì).

　　1.3 三維熒光光譜分析

　　EPS的三維熒光光譜(three-dimensional excitation emission matrix fluorescence spectroscopy, 3D-EEM)采用熒光分光度計(jì)(LS-55, Perkin-Elmer Co., USA)測(cè)定.使用氙弧燈為激發(fā)光源, 激發(fā)波長(zhǎng)Ex為200~400 nm, 發(fā)射掃描波長(zhǎng)Em為280~500 nm; 激發(fā)與發(fā)射狹縫寬度均為5 nm, 激發(fā)波長(zhǎng)掃描間隔為10 nm, 掃描速度為1 200 nm·min-1; Origin 8.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析.

　　1.4 紅外光譜分析

　　反應(yīng)器中活性污泥濃度、污泥沉降性能及污染物(C、N、P等)去除性能保持穩(wěn)定時(shí), 反應(yīng)器進(jìn)入啟動(dòng)末期或者穩(wěn)定期.在反應(yīng)器啟動(dòng)末期, 采集活性污泥樣品提取EPS, 進(jìn)行紅外光譜(fourier transform infrared spectrum, FT-IR)分析. EPS提取物在-80℃冰箱(SANYO, 日本)冷凍24 h, 然后置于冷凍干燥儀(Christ ALPHA 2-4 LD, 德國(guó))干燥處理.完全干燥后, EPS與KBr以1:100(質(zhì)量比)的比例混合, 放在瑪瑙坩堝里研磨均勻.取約150 mg樣品, 壓縮成薄片, 采用NEXUS 870FT紅外光譜儀(Nicolet, USA)分析.紅外光譜分析儀掃描波長(zhǎng)為4 000~400 cm-1, 掃描32次, 指定分辨率為4 cm-1.

　　1.5 污泥生物量與沉降性能分析方法

　　混合液懸浮固體濃度(mixed liquor suspended solids, MLSS)、混合液揮發(fā)性懸浮固體濃度(mixed liquor volatile suspended solids, MLVSS)是計(jì)量活性污泥反應(yīng)器中生物量的指標(biāo), 污泥容積指數(shù)(sludge volume index, SVI)是表征活性污泥沉降、濃縮性能的指標(biāo), 其測(cè)定方法采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定. SBR中泥水混合液溶解氧(dissolved oxygen, DO)采用Thermo公司Orion 3star DO儀測(cè)定, 混合液pH用雷磁pHS-3C精密pH計(jì)測(cè)定, 確保反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)穩(wěn)定.

　　2 結(jié)果與討論2.1 啟動(dòng)期SBR活性污泥生物量及沉降性能的動(dòng)態(tài)變化

　　在進(jìn)水中分別添加0和150 mg·L-1 Ca2+, 對(duì)SBR啟動(dòng)期活性污泥生物量、沉降性能的影響如圖 1所示. SBR接種污泥的SVI、MLSS和MLVSS分別是92.9 mL·g-1、4.7 g·L-1和3.6 g·L-1. SBR運(yùn)行前7 d中, 2個(gè)反應(yīng)器中活性污泥生物量沒(méi)有明顯變化, 活性污泥微生物處在接種后的適應(yīng)期; 但2個(gè)反應(yīng)器中活性污泥SVI值與接種污泥相比均有明顯降低.運(yùn)行7 d后, 與接種污泥相比, 2個(gè)反應(yīng)器中活性污泥生物量都有顯著增加.運(yùn)行至28 d, 與接種污泥相比, 進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+的SBR中活性污泥生物量大幅度提高, MLVSS增長(zhǎng)率為96.9%, SVI顯著降低, 為24.3 mL·g-1; 進(jìn)水中沒(méi)有添加外源Ca2+的SBR, 活性污泥生物量也有增長(zhǎng), MLVSS增長(zhǎng)率為12.1%, SVI值為46.5 mL·g-1.運(yùn)行至28 d, 添加150 mg·L-1 Ca2+的SBR中活性污泥生物量MLVSS與SVI分別是對(duì)照反應(yīng)器中污泥的1.8倍和0.5倍.可見(jiàn), 進(jìn)水中添加外源Ca2+在活性污泥啟動(dòng)期明顯促進(jìn)了活性污泥微生物的生長(zhǎng), 改善了污泥的沉降性能. Yu等發(fā)現(xiàn)300 mg·L-1以下外源Ca2+促進(jìn)了活性污泥系統(tǒng)中微生物的生長(zhǎng)和沉降性能, 但超過(guò)300 mg·L-1時(shí), 活性污泥的濃度反而降低, 沉降性能下降, 系統(tǒng)對(duì)污染物的去除率也會(huì)降低. Liu等在反應(yīng)器中加入外源Ca2+和Mg2+, 發(fā)現(xiàn)Ca2+能夠有效促進(jìn)活性污泥顆粒的形成, 使活性污泥表現(xiàn)出更好的沉降性能, 而Mg2+主要影響活性污泥微生物的多樣性.

CK：進(jìn)水中不添加Ca2+的反應(yīng)器; Ca：進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+的反應(yīng)器

圖 1 啟動(dòng)期活性污泥生物量與沉降性能的動(dòng)態(tài)變化

　　2.2 啟動(dòng)期活性污泥EPS含量及組分的變化

　　EPS在活性污泥絮體的形成及絮體結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的維持有著重要作用.在SBR啟動(dòng)期間, 活性污泥絮體產(chǎn)生的EPS動(dòng)態(tài)變化如圖 2所示. SBR運(yùn)行至21 d, 與接種污泥相比, 進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+的活性污泥, EPS產(chǎn)生量顯著增加, 達(dá)71.3 mg·L-1, 與接種污泥相比, 增加了25.2%;進(jìn)水中不添加Ca2+的活性污泥, EPS產(chǎn)生量反而降低, 與接種污泥相比, 降低了13.0%.隨著運(yùn)行時(shí)間增加, 2個(gè)SBR活性污泥產(chǎn)生的EPS沒(méi)有顯著性增加或降低.運(yùn)行第28 d, 進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+, 其活性污泥EPS數(shù)量為80.2 mg·L-1, 對(duì)照反應(yīng)器中活性污泥EPS僅有45.5 mg·L-1.

圖 2 啟動(dòng)期活性污泥EPS數(shù)量的動(dòng)態(tài)變化

　　在SBR啟動(dòng)期, Ca2+不僅對(duì)EPS數(shù)量有影響, 對(duì)EPS組成也有明顯影響(圖 3).總體上, 進(jìn)水中無(wú)論是添加150 mg·L-1 Ca2+還是不添加Ca2+, 與接種污泥相比, EPS中多糖含量呈明顯增加趨勢(shì), 蛋白質(zhì)含量呈明顯下降趨勢(shì).運(yùn)行至28 d, 進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+的活性污泥, 與接種污泥相比, 多糖增加了90.3%, PS/PN值由6.4增加到68.8, 而蛋白質(zhì)下降了82.4%;不添加Ca2+的活性污泥, 多糖增加了53.5%, PS/PN值由5.2增加到36.6, 而蛋白質(zhì)下降了78.1%.進(jìn)水中添加Ca2+, 明顯促進(jìn)了胞外多聚物中多糖含量的增加.活性污泥絮體中的多糖在細(xì)胞間黏附以及微生物絮凝中起重要作用.多糖官能團(tuán)例如—OH, 可以和Ca2+作用, 形成緊密、不易變形的膠狀介質(zhì), 提高污泥絮體的穩(wěn)定性, 從而使反應(yīng)器有更高的抗沖擊負(fù)荷性能. Adav等認(rèn)為多糖類(lèi)物質(zhì)是好氧顆粒污泥形成的重要物質(zhì), 他們?cè)谘芯恐邪l(fā)現(xiàn), 與接種污泥相比, 好氧顆粒污泥EPS的PS/PN比例明顯升高, 由3.4升到6.2. Jiang等在進(jìn)水中添加100 mg·L-1 Ca2+, 顆粒污泥形成時(shí)間由32 d縮短為16 d, EPS中PS含量由41 mg·g-1 VSS增加到92 mg·g-1 VSS.但也有研究表明蛋白質(zhì)是影響活性污泥絮凝性能的主要因素.張燕等研究Ca2+對(duì)生物膜形態(tài)結(jié)構(gòu)及其組分的影響, 發(fā)現(xiàn)生物膜EPS中胞外蛋白質(zhì)含量為1.7 mg·mL-1, 而多糖含量?jī)H為0.37 mg·mL-1. Mcswain等在培養(yǎng)好氧顆粒污泥時(shí)發(fā)現(xiàn)EPS中蛋白質(zhì)/多糖的比例始終維持在6.6~10.9之間, 甚至有研究者認(rèn)為多糖類(lèi)物質(zhì)的大量生成是代謝阻滯現(xiàn)象, 可能會(huì)阻止微生物間的聚集.多糖和蛋白質(zhì)是EPS中主要的組成部分, 其種類(lèi)和含量直接決定了活性污泥的表面性質(zhì), 絮凝和沉降性能.

圖 3 啟動(dòng)期活性污泥EPS組分的動(dòng)態(tài)變化

　　2.3 啟動(dòng)期活性污泥EPS三維熒光光譜的動(dòng)態(tài)變化

　　3D-EEM被認(rèn)為是一種選擇性高、靈敏度好的光譜技術(shù), 而且其所需樣品量少, 不破壞被測(cè)物質(zhì)結(jié)構(gòu), 廣泛應(yīng)用于EPS組分、官能團(tuán)鑒定.進(jìn)水中添加外源Ca2+與不添加Ca2+活性污泥EPS的三維熒光光譜見(jiàn)圖 4.進(jìn)水主要成分為葡萄糖, 乙酸鈉和無(wú)機(jī)鹽類(lèi), 這些物質(zhì)均不產(chǎn)生熒光, 因此三維熒光光譜檢測(cè)到的物質(zhì)來(lái)源于EPS產(chǎn)物.在SBR啟動(dòng)期, 活性污泥三維熒光光譜中具有4個(gè)熒光峰, A峰(Ex/Em=225~230/250~343 nm), B峰(Ex/Em=250~300/340~350 nm), C峰(Ex/Em=250~280/280~300 nm), D峰(Ex/Em=200~250/250~300 nm), 這些峰均屬于芳香族類(lèi)蛋白質(zhì), 其中, D峰為酪氨酸.本實(shí)驗(yàn)采用陽(yáng)離子交換樹(shù)脂作為EPS的提取劑, 腐殖酸及富里酸類(lèi)化合物沒(méi)有在三維熒光光譜中檢測(cè)到, 這可能是陽(yáng)離子交換樹(shù)脂對(duì)EPS中腐殖酸類(lèi)物質(zhì)提取效率較差的緣故. EPS組分測(cè)定結(jié)果顯示進(jìn)水中含Ca2+的活性污泥EPS中總蛋白質(zhì)含量較CK反應(yīng)器中活性污泥EPS總蛋白質(zhì)含量低, 但從3D-EEM光譜圖中, 與對(duì)照反應(yīng)器相比, 外源加入Ca2+活性污泥EPS中芳香族類(lèi)蛋白質(zhì)更多, 酪氨酸具有穩(wěn)定長(zhǎng)鏈環(huán)狀結(jié)構(gòu), 可以穩(wěn)定污泥絮體. Sheng等通過(guò)外源加入不同濃度Ca2+, 發(fā)現(xiàn)Ca2+對(duì)好氧污泥及厭氧污泥EPS的三維熒光圖譜、峰強(qiáng)度和峰位置影響較小, Hg2+對(duì)污泥3D-EEM圖譜影響較大, 雖然圖譜中峰位置沒(méi)有發(fā)生明顯變化, 但峰強(qiáng)度隨著Hg2+濃度的增加而顯著降低, Cu2+也會(huì)有相同的影響.

圖 4 啟動(dòng)期活性污泥三維熒光光譜的動(dòng)態(tài)變化

　　2.4 啟動(dòng)末期活性污泥EPS的紅外光譜分析

　　紅外光譜分析可以表征EPS中官能團(tuán)變化, 當(dāng)SBR運(yùn)行至啟動(dòng)末期即穩(wěn)定期時(shí)(28 d), 將2個(gè)SBR中活性污泥EPS進(jìn)行了紅外光譜分析(圖 5).紅外譜圖中1 800~900 cm-1與氨基、羰基等官能團(tuán)相關(guān), 1 517 cm-1表征酪氨酸苯酚結(jié)構(gòu)中芳香環(huán)環(huán)形振動(dòng)引起的肩峰, 2組污泥EPS中均存在此峰, 但在CK污泥中此峰強(qiáng)度低于進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+的污泥, 吸收峰越高, 表明該峰代表的基團(tuán)濃度越高.進(jìn)水中添加150 mg·L-1 Ca2+的活性污泥EPS紅外光譜與CK相比, 存在3處有差異的吸收峰, 酰胺蛋白質(zhì)肽鍵分別出現(xiàn)在1 710 cm-1(CK反應(yīng)器)、1 730 cm-1(150 mg·L-1 Ca2+反應(yīng)器)處, 脂碳鏈C—H分別出現(xiàn)在1 950 cm-1(CK反應(yīng)器)、1 940 cm-1(150 mg·L-1 Ca2+反應(yīng)器), 締合—OH及氨基的峰則分別出現(xiàn)在3 390 cm-1(CK反應(yīng)器)、3 410 cm-1(150 mg·L-1 Ca2+反應(yīng)器)處, 這表征CO及C—H在相應(yīng)位置已發(fā)生變化.這些變化顯示Ca2+可能導(dǎo)致EPS中官能團(tuán)發(fā)生變化, EPS中官能團(tuán)的改變對(duì)活性污泥的形成與結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性影響較大. Zhu等也發(fā)現(xiàn)污泥沉降性能良好時(shí), 與接種污泥相比, 活性污泥EPS的紅外光譜發(fā)生變化, 多糖成分、含量的改變及在顆粒污泥形成過(guò)程起重要作用.具體參見(jiàn)污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

圖 5 啟動(dòng)末期活性污泥EPS的紅外圖譜

　　3 結(jié)論

　　(1) 與對(duì)照相比, 進(jìn)水中添加150 mg·L-1外源Ca2+可以明顯促進(jìn)活性污泥生物量增加、改善污泥沉降性能.運(yùn)行約28 d, 反應(yīng)器進(jìn)入穩(wěn)定運(yùn)行期, 與對(duì)照相比, 添加Ca2+的反應(yīng)器活性污泥MLSS、MLVSS分別增加了89.6%、75.6%, SVI降低了47.9%.

　　(2) Ca2+促進(jìn)活性污泥微生物分泌更多的胞外多聚物, 相同工況下運(yùn)行28 d, 進(jìn)水中加入150 mg·L-1Ca2+的活性污泥EPS比對(duì)照活性污泥EPS增加34.7 mg·L-1, EPS中多糖量增加28.8%, 有利于增加細(xì)胞間粘附以及微生物絮凝.

　　(3) 活性污泥EPS三維熒光光譜和紅外光譜分析表明, 添加150 mg·L-1外源Ca2+改變了EPS組分, 促進(jìn)多糖及芳香族類(lèi)蛋白質(zhì)的產(chǎn)生, 有利于活性污泥絮體結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性及改進(jìn)活性污泥沉降性能.