2018, Vol. 39
2. 东北电力大学建筑工程学院, 吉林 132012
, TIAN Rui1 , GUO Jing-bo2 , JIA Yan-ping1 , ZHANG Hai-feng1 , LI Zheng1 , CHEN Zi-cheng1
2. School of Civil and Architecture Engineering, Northeast Electric Power University, Jilin 132012, China
食品加工、皮革制造和石油炼制等生产过程中常常会产生大量含盐废水[1].这些含盐废水进入污水处理系统与活性污泥相接触, 影响微生物活性及絮凝性, 进而影响生物脱氮除磷效率.胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是细胞分泌的黏性固体物质, 其中, 蛋白质(protein, PN)与多糖(polysaccharide, PS)的含量之和约占EPS总量的40%~95%[2]. EPS可通过表面黏附作用形成基质结构, 影响活性污泥的稳定性、脱水性和絮凝性等.
目前, 关于盐度对污染物去除率和活性污泥絮凝性的影响研究主要集中于：①盐度对污染物去除率的影响.唐海等[3]采用接种好氧颗粒污泥的序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)处理含盐有机废水, 在低盐度(< 2%)下反应器运行相对稳定, COD、NH3--N和SS平均去除率分别达到87.6%、49.3%和69%, 在高盐度(4%~6%)下反应器运行效率分别下降至78.4%、21.7%和55.6%;但是, Zhao等[4]考察盐度对SBR污染物去除率的影响时发现, 当盐度为2%时, COD、BOD、NH4+-N和TP去除率均可达到95%. Palmeiro-Sánchez等[5]采用SBR处理含盐废水时发现, 加入NaCl(7、13、20 g·L-1)后细胞内合成的聚羟基脂肪酸(PHA)含量显著降低; 但是, She等[6]采用SBR工艺研究盐度(5~41.9 g·L-1)对部分硝化反硝化的影响时发现, 盐度在5~37.7 g·L-1范围内并未影响硝化和反硝化作用.目前, 关于盐度对脱氮除磷效率的影响研究所得结论并不一致. ②盐度对生物絮凝性的影响. Raynaud等[7]的研究发现, 随着NaCl盐度的增加, 污泥滤液浊度增加, 污泥絮体较为分散. He等[8]的研究表明, 盐度增加(0.15、0.3、0.4 mol·L-1)导致污泥絮凝性降低, 颗粒尺寸减小, 但是盐度为0.15 mol·L-1时的污泥絮体大于原始污泥. Cui等[9]的研究发现, 随着盐度的增大, 污泥絮体分解, 尺寸减小. Arabi等[10]的研究表明, 高浓度的单价阳离子(Na+)不利于污泥絮凝.目前, 盐度对污泥活性和絮凝性的影响机理仍不明确.
A2/O工艺由于具有可同步脱氮除磷、工艺流程简单、运行费用低等优点已广泛应用于城市污水处理[11]. A2/O工艺缺氧区具有反硝化除磷功能, 其污泥活性和结构的变化对A2/O工艺脱氮除磷效率产生重要影响.本研究采用A2/O工艺, 结合不同NaCl盐度下缺氧区反硝化除磷效率的变化, 考察缺氧区EPS和生物絮凝性的变化, 利用傅里叶红外光谱(FTIR)和X射线光电子能谱(XPS)对EPS进行组成和结构分析, 通过揭示盐度对脱氮除磷效率和生物絮凝性的影响机制, 以期为含盐污水处理厂的运行管理提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置A2/O反应器采用有机玻璃制成, 有效容积为48 L, 其中厌氧区和缺氧区有效容积均为12 L, 好氧区有效容积为24 L.厌氧区和缺氧区均配有搅拌器, 好氧区底部装有曝气头, 采用折流方式运行.装置内部由隔板分为6部分, 其中1为厌氧区, 2为缺氧区, 3~6为好氧区, 好氧区的混合液回流至缺氧区.采用竖流式二沉池, 容积为5 L. A2/O工艺连续运行, 污泥回流比为50%, 硝化液回流比为100%; MLSS为4 000 mg·L-1, HRT为8 h, 温度为17~23℃. A2/O工艺流程如图 1所示.
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图 1 A2/O工艺流程示意 Fig. 1 Schematic diagram of A2/O process |
实验用水采用模拟城市污水, 主要成分为：无水乙酸钠(1.2 g·L-1)、氯化钠(0~40 g·L-1)、氯化铵(0.26 g·L-1)、磷酸二氢钾(0.05 g·L-1)、硫酸镁(0.05 g·L-1)、氯化钙(0.01 g·L-1).通过投加碳酸氢钠和盐酸调节pH为7.5~8.0.
1.2 分析项目和检测方法采用NaOH法提取和分析EPS, 每个盐度周期结束时取不同区域污泥混合液, 以6 000 r·min-1离心15 min, 弃去上清液后将所剩污泥利用1 mol·L-1的NaOH溶液调节pH至11, 慢速搅拌10 min; 再将处理后的污泥以6 000 r·min-1离心15 min, 利用0.45 μm膜过滤上清液, 过滤后液体即为EPS, 测定时将其pH调节为7.
COD、TN、NO3--N、NO2--N、PO43--P均采用国家标准方法检测.污泥粒径采用粒径测定仪(Ambivalue, LFC101)进行测定.污泥形态采用倒置生物显微镜(Eclipse Ti-S, Nikon, 日本)进行观察. Zeta电位采用微电泳仪(上海中晨数字技术设备有限公司, JS94H2)进行测定.接触角采用接触角测量仪(上海中晨数字技术设备有限公司, JC2000D1)进行分析.温度、pH采用梅特勒Five Easy Plus进行检测. EPS总量以总有机碳(total organic carbon, TOC)表示, 采用TOC分析仪(liqul TOCⅡ, elementar, 德国)测定.采用考马斯亮蓝法和蒽酮硫酸法分别检测PN和PS含量.采用FTIR(Tensor 27, 德国布鲁克公司, 分辨率0.5 cm-1)和XPS(Thermo ESCALAB 250, X射线源为AlKa 1 486.6 eV、MgKa 1 253.6 eV)对EPS进行结构分析.
1.3 批式实验A2/O反应器在室温下运行, NaCl盐度分别为0、5、10、20、30、40 g·L-1, 每个盐度运行周期为20 d, pH为7.5~7.9, 当每个运行周期结束时, 进行胞外聚合物提取; 同时利用TTC比色法进行脱氢酶活性检测[12], 取污泥混合液经10 min慢速搅拌(60 r·min-1)絮凝, 沉降30 min, 测定SV30、SVI、MLSS[13]及上清液的浊度.
重新絮凝能力(FA)的计算[14~16].取80 mL污泥样品置入冰水浴中, 利用超声波清洗机(HS-10AL)在48 W下超声处理30 s, 将10 mL悬浮液于1 200 r·min-1下离心分离2 min, 550 nm下测量上清液吸光度(A); 将剩余悬浮液于室温下60 r·min-1磁力搅拌15 min, 取10 mL悬浮液在1 200 r·min-1下离心分离2 min, 测量上清液吸光度(B). FA计算公式如下：
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(1) |
NaCl盐度对A2/O工艺脱氮除磷效率的影响如图 2所示.当NaCl盐度低于5 g·L-1时, COD、总氮和磷酸盐去除率保持稳定, 分别维持在62%、51%和60%左右.较低的盐度对硝化菌、反硝化菌和聚磷菌等微生物活性的影响较小, 微生物具有良好的代谢能力[17, 18].但是, 当NaCl盐度为由10 g·L-1增加至40 g·L-1时, 污染物去除率明显下降; COD去除率由60%下降至32%, TN去除率由50%下降至33%, PO43--P去除率由57%下降至25%.高盐度导致污染物去除率下降, 其原因主要有：①高盐度下细胞发生质壁分离, 导致微生物新陈代谢下降[19]; ② NaCl盐度升高, 微生物活性减弱, 导致厌氧段细胞内糖原降解速率降低, 合成PHB含量减少, 硝态氮电子受体不足, 反硝化除磷能力下降; ③盐度增加会对氨氧化细菌(AOB)和PAOs的合成产生抑制, 从而影响后续的缺氧吸磷效率[20].
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图 2 NaCl盐度对缺氧区COD、TN和PO43--P去除率的影响 Fig. 2 Effect of NaCl salinity on removal efficiency of COD, TN, and PO43--P in anoxic zone |
底物脱氢是微生物分解有机物的关键, 在微生物的呼吸作用下, 被脱掉的电子通过电子载体转移至最终天然电子受体, 有机物发生矿化, 通过脱氢酶活性的变化间接指示微生物的呼吸速率和生物活性的大小[21, 22].不同盐度下缺氧区污泥脱氢酶的变化如图 3所示.当NaCl盐度为0~5 g·L-1时, 缺氧区污泥脱氢酶活性(以TF计)为62.7~64.5 mg·(L·h)-1, 微生物自身的生存环境未受到NaCl盐度的影响, 脱氢酶活性较高.但是, 当NaCl盐度由10 g·L-1增加至40 g·L-1时, 脱氢酶活性减弱, 由61.0 mg·(L·h)-1下降至27.7 mg·(L·h)-1.这是由于高盐度(>10 g·L-1)导致部分微生物无法与外界进行正常的能量交换, 不适应环境的微生物脱水死亡, 同时生物酶结构被破坏, 活性受到抑制[23, 24].
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图 3 NaCl盐度对缺氧区脱氢酶的影响 Fig. 3 Effect of NaCl salinity on the dehydrogenase of anoxic zone |
图 4表明, 随着NaCl盐度的增加, 缺氧区微生物产生的PN、PS和EPS逐渐增多.当NaCl盐度为0~5 g·L-1时, EPS为52.3~62.0 mg·L-1, 其中PN为27.6~30.0 mg·L-1, PS为13.1~14.1 mg·L-1; 当NaCl盐度由10增加至40 g·L-1时, EPS由76.5 mg·L-1增加至101.0 mg·L-1, 其中PN由33.0 mg·L-1增加至40.3 mg·L-1, PS由21.5 mg·L-1增加至29.0 mg·L-1.同时, 随着NaCl盐度的升高, PN/PS也发生变化.当NaCl盐度为0~5 g·L-1时, PN/PS维持在2.1;但是, 当NaCl盐度由10 g·L-1升高至40 g·L-1时, PN/PS由1.5下降至1.3, PS显著增加, 其增加率达到120%.
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图 4 盐度对缺氧区EPS、PN和PS含量的影响 Fig. 4 Effect of salinity on EPS, PN, and PS amounts in anoxic zone |
当微生物受到高浓度含盐废水冲击时, 可通过自身的渗透压调节机制平衡细胞内渗透压和保护细胞内的原生质, 细胞通过聚集低分子量物质(如氨基酸、糖、甘氨酸三甲基内盐等)形成新的胞外保护层, 调节自身新陈代谢[25]. Abbasi等[26]的研究发现, NaCl盐度的增加能刺激微生物分泌更多的PS, 用来抵抗渗透压升高对细胞的破坏.本研究发现, 低盐度下(NaCl＜5 g·L-1)微生物产生的EPS、PS和PN增长相对稳定; 当NaCl盐度为10~30 g·L-1时, EPS、PN和PS均快速增加. NaCl盐度高于30 g·L-1时, 微生物难以维持自身细胞平衡, 盐度加强了细胞的溶胞作用, 细胞内溶物流出, PN和PS含量高[27, 28].
2.2.2 NaCl盐度对缺氧区EPS结构的影响不同盐度下缺氧区微生物产生的EPS的红外光谱如图 5所示. 3 000~3 700 cm-1处出现的较宽吸收峰由O—H伸缩振动和N—H伸缩振动导致, 基团类型为缔合—OH和氨基, 其中氨基为PN主要基团; 1 630~1 680 cm-1处出现C=O伸缩振动吸收峰, 基团类型属于PN肽键中的酰胺Ⅰ; (1 400±10)cm-1处产生吸收峰是由C=O伸缩振动所致, 基团类型为羧基; 1 110~1 047 cm-1处产生的吸收峰表示糖类; 1 030~1 050 cm-1处由C—O—C伸缩振动产生, 代表基团类型为PS; < 1 000 cm-1处为指纹区[29], 其中600~900 cm-1处的吸收峰表明存在不饱和键[30].在NaCl盐度为0~40 g·L-1的条件下, EPS在3 400、1 640、1 400、1 050 cm-1附近均存在较明显的吸收峰, 氨基和糖类的伸缩振动尤其明显, 证明了PN及PS类物质的存在.可以发现, 随着盐度的增加, 各振动吸收峰的峰位相似, 氨基、酰胺Ⅰ、羧基和糖类始终是EPS的主要基团, 各基团相对强度增加, 这与PN、PS测定结果相吻合[31].
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图 5 不同盐度下EPS红外光谱 Fig. 5 FTIR spectra variation of EPS under different salinity conditions |
当NaCl盐度分别为0 g·L-1和40 g·L-1时, 缺氧区污泥EPS的XPS能谱的变化如图 6所示. Na元素的BE值分别为1 071.1 eV和1 071.6 eV, Na元素部分电荷发生变化, 但均为1s轨道, 表明其结合形态未发生变化. EPS中C1s峰可分解为4个组分峰, C—(C, H)(282.1~283.0 eV)、C—(O, N)(283.6~284.3 eV)、C=O或O—C—O(285.0~285.6 eV)、HO—C=O或RO—C=O(286.5~286.9 eV); EPS中O1s可分为2个峰, C=O(530.4~531.0 eV)、O—C—O或O—C—H(532.6~532.9 eV).当NaCl盐度由0增加至40 g·L-1时, C—(O, N)(283.6~284.3 eV)、C=O或O—C—O(285.0~285.6 eV)的BE值降低, C=O(530.4~531.0 eV)、O—C—O或O—C—H(532.6~532.9 eV)的BE值增加.由C、O、N基团的BE值变化可知, EPS与Na+相互作用过程中发生电荷转移, 但其基团和Na+的存在形态未发生变化. EPS中检测出的物质均为非质子氮化合物, 表明EPS中酰胺和肽为主要组成部分, 这与FTIR的分析结果一致[32].
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图 6 不同盐度下EPS的XPS谱图 Fig. 6 XPS spectra of EPS under different salinity conditions |
Zeta电位的变化可反映生物絮体稳定性的变化.由表 1可以看出, 当NaCl盐度由0增加至5 g·L-1时, Zeta电位由-23.2 mV升高至-12.3 mV, 表明污泥絮体较稳定, 生物絮凝性较好.但是, 当NaCl盐度由10 g·L-1增加至40 g·L-1时, Zeta电位由-27.6 mV下降至-38.2 mV, 污泥絮体表面负电荷降低, 静电斥力持续增大.双电层理论表明, 随着负电荷的增加, 絮体表面静电斥力提高, 阻碍絮体发生絮凝, 生物絮凝性变差[15]. Wilén等[14]采用FA描述絮凝性时认为, FA越大, 絮凝性越强.
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表 1 盐度对Zeta电位的影响 |
由图 7(a)可以看出, 当NaCl盐度为0~5 g·L-1时, SV30约为27%, SVI约为66 mL·g-1, 污泥粒径约为45.5 μm, 低盐度下污泥活性有所增强.当NaCl盐度由10 g·L-1增加至40 g·L-1时, SV30由30%增加至38%, SVI由75 mL·g-1增加至95 mL·g-1, 污泥粒径由43.7 μm减小至32.1 μm. NaCl盐度的增加导致污泥絮体松散, 污泥颗粒尺寸减小[8, 33]. 图 7(b)表明, 当NaCl盐度为0~5 g·L-1时, FA维持在44%;但是, 当NaCl盐度为10 g·L-1增加至40 g·L-1时, FA由40%下降至22%. 图 7(c)表明, 随着NaCl盐度增加, 接触角由87.6°减小至56.3°, 表明污泥亲水性逐渐降低.缺氧区污泥的形态由紧密变为疏松, 无明显聚集形态(图 8), 絮体中大量的菌体不再紧密连接, 生物絮凝性变差.
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图 7 不同盐度下缺氧区污泥性质 Fig. 7 Sludge characteristics of anoxic zone under different salinity conditions |
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图 8 不同盐度下污泥结构和生物絮凝形态 Fig. 8 Sludge structure and flocculation under different salinity conditions |
由污泥形态和性能分析可知, 低盐度(＜5 g·L-1)对污泥沉降性和生物絮凝性具有促进作用; 高盐度(＞10 g·L-1)导致污泥沉降性和生物絮凝性变差.随着盐度的逐渐增大, EPS、PN和PS明显增多; 但是, PN和PS的结构与主要官能团未发生明显变化, EPS总量的增加是影响生物絮凝沉降的主要原因.
3 结论(1) 当NaCl盐度为0~5 g·L-1时, A2/O工艺缺氧区脱氮除磷效率无明显变化, 总氮和磷酸盐去除率维持在51%和60%;当NaCl盐度由10增加至40 g·L-1时, A2/O缺氧区脱氮除磷效率呈下降趋势, 总氮和磷酸盐去除率分别下降了18%和35%, 缺氧区活性污泥在高盐度环境下脱氮除磷能力下降.
(2) 当NaCl盐度由0增加至5 g·L-1时, 脱氢酶活性增加, Zeta电位、污泥粒径和FA增大, 低盐度对污泥生物絮凝性产生促进作用; 当NaCl盐度高于10 g·L-1时, 脱氢酶活性明显减弱, Zeta电位、污泥粒径和FA显著减小, 高盐度对污泥生物絮凝性产生抑制作用.
(3) NaCl盐度对EPS官能团的影响较小, 随着盐度的变化, 其主要基团一直为氨基、酰胺Ⅰ和羧基; EPS与Na+相互作用过程中发生了电荷转移, 但盐度变化对EPS基团和Na+存在形态无影响, EPS总量的增多是抑制生物絮凝的主要因素.
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