考察NaCl鹽度對A2/O工藝缺氧區脫氮除磷效率有何影響

　　食品加工、皮革制造和石油煉制等生產(chǎn)過(guò)程中常常會(huì )產(chǎn)生大量含鹽廢水.這些含鹽廢水進(jìn)入污水處理系統與活性污泥相接觸, 影響微生物活性及絮凝性, 進(jìn)而影響生物脫氮除磷效率.胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)是細胞分泌的黏性固體物質(zhì), 其中, 蛋白質(zhì)(protein, PN)與多糖(polysaccharide, PS)的含量之和約占EPS總量的40%~95%. EPS可通過(guò)表面黏附作用形成基質(zhì)結構, 影響活性污泥的穩定性、脫水性和絮凝性等.

　　目前, 關(guān)于鹽度對污染物去除率和活性污泥絮凝性的影響研究主要集中于：①鹽度對污染物去除率的影響.唐海等采用接種好氧顆粒污泥的序批式反應器(sequencing batch reactor, SBR)處理含鹽有機廢水, 在低鹽度(< 2%)下反應器運行相對穩定, COD、NH3--N和SS平均去除率分別達到87.6%、49.3%和69%, 在高鹽度(4%~6%)下反應器運行效率分別下降至78.4%、21.7%和55.6%;但是, Zhao等考察鹽度對SBR污染物去除率的影響時(shí)發(fā)現, 當鹽度為2%時(shí), COD、BOD、NH4+-N和TP去除率均可達到95%. Palmeiro-Sánchez等采用SBR處理含鹽廢水時(shí)發(fā)現, 加入NaCl(7、13、20 g·L-1)后細胞內合成的聚羥基脂肪酸(PHA)含量顯著(zhù)降低; 但是, She等采用SBR工藝研究鹽度(5~41.9 g·L-1)對部分硝化反硝化的影響時(shí)發(fā)現, 鹽度在5~37.7 g·L-1范圍內并未影響硝化和反硝化作用.目前, 關(guān)于鹽度對脫氮除磷效率的影響研究所得結論并不一致. ②鹽度對生物絮凝性的影響. Raynaud等的研究發(fā)現, 隨著(zhù)NaCl鹽度的增加, 污泥濾液濁度增加, 污泥絮體較為分散. He等的研究表明, 鹽度增加(0.15、0.3、0.4 mol·L-1)導致污泥絮凝性降低, 顆粒尺寸減小, 但是鹽度為0.15 mol·L-1時(shí)的污泥絮體大于原始污泥. Cui等的研究發(fā)現, 隨著(zhù)鹽度的增大, 污泥絮體分解, 尺寸減小. Arabi等的研究表明, 高濃度的單價(jià)陽(yáng)離子(Na+)不利于污泥絮凝.目前, 鹽度對污泥活性和絮凝性的影響機理仍不明確.

　　A2/O工藝由于具有可同步脫氮除磷、工藝流程簡(jiǎn)單、運行費用低等優(yōu)點(diǎn)已廣泛應用于城市污水處理. A2/O工藝缺氧區具有反硝化除磷功能, 其污泥活性和結構的變化對A2/O工藝脫氮除磷效率產(chǎn)生重要影響.本研究采用A2/O工藝, 結合不同NaCl鹽度下缺氧區反硝化除磷效率的變化, 考察缺氧區EPS和生物絮凝性的變化, 利用傅里葉紅外光譜(FTIR)和X射線(xiàn)光電子能譜(XPS)對EPS進(jìn)行組成和結構分析, 通過(guò)揭示鹽度對脫氮除磷效率和生物絮凝性的影響機制, 以期為含鹽污水處理廠(chǎng)的運行管理提供理論依據.

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗裝置

　　A2/O反應器采用有機玻璃制成, 有效容積為48 L, 其中厭氧區和缺氧區有效容積均為12 L, 好氧區有效容積為24 L.厭氧區和缺氧區均配有攪拌器, 好氧區底部裝有曝氣頭, 采用折流方式運行.裝置內部由隔板分為6部分, 其中1為厭氧區, 2為缺氧區, 3~6為好氧區, 好氧區的混合液回流至缺氧區.采用豎流式二沉池, 容積為5 L. A2/O工藝連續運行, 污泥回流比為50%, 硝化液回流比為100%; MLSS為4 000 mg·L-1, HRT為8 h, 溫度為17~23℃. A2/O工藝流程如圖 1所示.

　　圖 1

圖 1 A2/O工藝流程示意

　　實(shí)驗用水采用模擬城市污水, 主要成分為：無(wú)水乙酸鈉(1.2 g·L-1)、氯化鈉(0~40 g·L-1)、氯化銨(0.26 g·L-1)、磷酸二氫鉀(0.05 g·L-1)、硫酸鎂(0.05 g·L-1)、氯化鈣(0.01 g·L-1).通過(guò)投加碳酸氫鈉和鹽酸調節pH為7.5~8.0.

　　1.2 分析項目和檢測方法

　　采用NaOH法提取和分析EPS, 每個(gè)鹽度周期結束時(shí)取不同區域污泥混合液, 以6 000 r·min-1離心15 min, 棄去上清液后將所剩污泥利用1 mol·L-1的NaOH溶液調節pH至11, 慢速攪拌10 min; 再將處理后的污泥以6 000 r·min-1離心15 min, 利用0.45 μm膜過(guò)濾上清液, 過(guò)濾后液體即為EPS, 測定時(shí)將其pH調節為7.

　　COD、TN、NO3--N、NO2--N、PO43--P均采用國家標準方法檢測.污泥粒徑采用粒徑測定儀(Ambivalue, LFC101)進(jìn)行測定.污泥形態(tài)采用倒置生物顯微鏡(Eclipse Ti-S, Nikon, 日本)進(jìn)行觀(guān)察. Zeta電位采用微電泳儀(上海中晨數字技術(shù)設備有限公司, JS94H2)進(jìn)行測定.接觸角采用接觸角測量?jì)x(上海中晨數字技術(shù)設備有限公司, JC2000D1)進(jìn)行分析.溫度、pH采用梅特勒Five Easy Plus進(jìn)行檢測. EPS總量以總有機碳(total organic carbon, TOC)表示, 采用TOC分析儀(liqul TOCⅡ, elementar, 德國)測定.采用考馬斯亮藍法和蒽酮硫酸法分別檢測PN和PS含量.采用FTIR(Tensor 27, 德國布魯克公司, 分辨率0.5 cm-1)和XPS(Thermo ESCALAB 250, X射線(xiàn)源為AlKa 1 486.6 eV、MgKa 1 253.6 eV)對EPS進(jìn)行結構分析.

　　1.3 批式實(shí)驗

　　A2/O反應器在室溫下運行, NaCl鹽度分別為0、5、10、20、30、40 g·L-1, 每個(gè)鹽度運行周期為20 d, pH為7.5~7.9, 當每個(gè)運行周期結束時(shí), 進(jìn)行胞外聚合物提取; 同時(shí)利用TTC比色法進(jìn)行脫氫酶活性檢測[12], 取污泥混合液經(jīng)10 min慢速攪拌(60 r·min-1)絮凝, 沉降30 min, 測定SV30、SVI、MLSS[13]及上清液的濁度.

　　重新絮凝能力(FA)的計算[14~16].取80 mL污泥樣品置入冰水浴中, 利用超聲波清洗機(HS-10AL)在48 W下超聲處理30 s, 將10 mL懸浮液于1 200 r·min-1下離心分離2 min, 550 nm下測量上清液吸光度(A); 將剩余懸浮液于室溫下60 r·min-1磁力攪拌15 min, 取10 mL懸浮液在1 200 r·min-1下離心分離2 min, 測量上清液吸光度(B). FA計算公式如下：

(1)

　　2 結果與討論2.1 NaCl鹽度對缺氧區脫氮除磷性能的影響

　　NaCl鹽度對A2/O工藝脫氮除磷效率的影響如圖 2所示.當NaCl鹽度低于5 g·L-1時(shí), COD、總氮和磷酸鹽去除率保持穩定, 分別維持在62%、51%和60%左右.較低的鹽度對硝化菌、反硝化菌和聚磷菌等微生物活性的影響較小, 微生物具有良好的代謝能力.但是, 當NaCl鹽度為由10 g·L-1增加至40 g·L-1時(shí), 污染物去除率明顯下降; 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%.高鹽度導致污染物去除率下降, 其原因主要有：①高鹽度下細胞發(fā)生質(zhì)壁分離, 導致微生物新陳代謝下降; ② NaCl鹽度升高, 微生物活性減弱, 導致厭氧段細胞內糖原降解速率降低, 合成PHB含量減少, 硝態(tài)氮電子受體不足, 反硝化除磷能力下降; ③鹽度增加會(huì )對氨氧化細菌(AOB)和PAOs的合成產(chǎn)生抑制, 從而影響后續的缺氧吸磷效率.

　　圖 2

圖 2 NaCl鹽度對缺氧區COD、TN和PO43--P去除率的影響

　　底物脫氫是微生物分解有機物的關(guān)鍵, 在微生物的呼吸作用下, 被脫掉的電子通過(guò)電子載體轉移至最終天然電子受體, 有機物發(fā)生礦化, 通過(guò)脫氫酶活性的變化間接指示微生物的呼吸速率和生物活性的大小.不同鹽度下缺氧區污泥脫氫酶的變化如圖 3所示.當NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), 缺氧區污泥脫氫酶活性(以TF計)為62.7~64.5 mg·(L·h)-1, 微生物自身的生存環(huán)境未受到NaCl鹽度的影響, 脫氫酶活性較高.但是, 當NaCl鹽度由10 g·L-1增加至40 g·L-1時(shí), 脫氫酶活性減弱, 由61.0 mg·(L·h)-1下降至27.7 mg·(L·h)-1.這是由于高鹽度(>10 g·L-1)導致部分微生物無(wú)法與外界進(jìn)行正常的能量交換, 不適應環(huán)境的微生物脫水死亡, 同時(shí)生物酶結構被破壞, 活性受到抑制，

　　圖 3

圖 3 NaCl鹽度對缺氧區脫氫酶的影響

　　2.2 NaCl鹽度對缺氧區EPS組成及結構的影響2.2.1 NaCl鹽度對缺氧區EPS組成的影響

　　圖 4表明, 隨著(zhù)NaCl鹽度的增加, 缺氧區微生物產(chǎn)生的PN、PS和EPS逐漸增多.當NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), EPS為52.3~62.0 mg·L-1, 其中PN為27.6~30.0 mg·L-1, PS為13.1~14.1 mg·L-1; 當NaCl鹽度由10增加至40 g·L-1時(shí), 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.同時(shí), 隨著(zhù)NaCl鹽度的升高, PN/PS也發(fā)生變化.當NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), PN/PS維持在2.1;但是, 當NaCl鹽度由10 g·L-1升高至40 g·L-1時(shí), PN/PS由1.5下降至1.3, PS顯著(zhù)增加, 其增加率達到120%.

　　圖 4

圖 4 鹽度對缺氧區EPS、PN和PS含量的影響

　　當微生物受到高濃度含鹽廢水沖擊時(shí), 可通過(guò)自身的滲透壓調節機制平衡細胞內滲透壓和保護細胞內的原生質(zhì), 細胞通過(guò)聚集低分子量物質(zhì)(如氨基酸、糖、甘氨酸三甲基內鹽等)形成新的胞外保護層, 調節自身新陳代謝. Abbasi等的研究發(fā)現, NaCl鹽度的增加能刺激微生物分泌更多的PS, 用來(lái)抵抗滲透壓升高對細胞的破壞.本研究發(fā)現, 低鹽度下(NaCl<5 g·L-1)微生物產(chǎn)生的EPS、PS和PN增長(cháng)相對穩定; 當NaCl鹽度為10~30 g·L-1時(shí), EPS、PN和PS均快速增加. NaCl鹽度高于30 g·L-1時(shí), 微生物難以維持自身細胞平衡, 鹽度加強了細胞的溶胞作用, 細胞內溶物流出, PN和PS含量高.

　　2.2.2 NaCl鹽度對缺氧區EPS結構的影響

　　不同鹽度下缺氧區微生物產(chǎn)生的EPS的紅外光譜如圖 5所示. 3 000~3 700 cm-1處出現的較寬吸收峰由O—H伸縮振動(dòng)和N—H伸縮振動(dòng)導致, 基團類(lèi)型為締合—OH和氨基, 其中氨基為PN主要基團; 1 630~1 680 cm-1處出現C=O伸縮振動(dòng)吸收峰, 基團類(lèi)型屬于PN肽鍵中的酰胺Ⅰ; (1 400±10)cm-1處產(chǎn)生吸收峰是由C=O伸縮振動(dòng)所致, 基團類(lèi)型為羧基; 1 110~1 047 cm-1處產(chǎn)生的吸收峰表示糖類(lèi); 1 030~1 050 cm-1處由C—O—C伸縮振動(dòng)產(chǎn)生, 代表基團類(lèi)型為PS; < 1 000 cm-1處為指紋區[29], 其中600~900 cm-1處的吸收峰表明存在不飽和鍵.在NaCl鹽度為0~40 g·L-1的條件下, EPS在3 400、1 640、1 400、1 050 cm-1附近均存在較明顯的吸收峰, 氨基和糖類(lèi)的伸縮振動(dòng)尤其明顯, 證明了PN及PS類(lèi)物質(zhì)的存在.可以發(fā)現, 隨著(zhù)鹽度的增加, 各振動(dòng)吸收峰的峰位相似, 氨基、酰胺Ⅰ、羧基和糖類(lèi)始終是EPS的主要基團, 各基團相對強度增加, 這與PN、PS測定結果相吻合.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 5

圖 5 不同鹽度下EPS紅外光譜

　　當NaCl鹽度分別為0 g·L-1和40 g·L-1時(shí), 缺氧區污泥EPS的XPS能譜的變化如圖 6所示. Na元素的BE值分別為1 071.1 eV和1 071.6 eV, Na元素部分電荷發(fā)生變化, 但均為1s軌道, 表明其結合形態(tài)未發(fā)生變化. EPS中C1s峰可分解為4個(gè)組分峰, 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可分為2個(gè)峰, C=O(530.4~531.0 eV)、O—C—O或O—C—H(532.6~532.9 eV).當NaCl鹽度由0增加至40 g·L-1時(shí), 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基團的BE值變化可知, EPS與Na+相互作用過(guò)程中發(fā)生電荷轉移, 但其基團和Na+的存在形態(tài)未發(fā)生變化. EPS中檢測出的物質(zhì)均為非質(zhì)子氮化合物, 表明EPS中酰胺和肽為主要組成部分, 這與FTIR的分析結果一致.

　　圖 6

圖 6 不同鹽度下EPS的XPS譜圖

　　2.3 NaCl鹽度對缺氧區污泥生物絮凝性的影響

　　Zeta電位的變化可反映生物絮體穩定性的變化.由表 1可以看出, 當NaCl鹽度由0增加至5 g·L-1時(shí), Zeta電位由-23.2 mV升高至-12.3 mV, 表明污泥絮體較穩定, 生物絮凝性較好.但是, 當NaCl鹽度由10 g·L-1增加至40 g·L-1時(shí), Zeta電位由-27.6 mV下降至-38.2 mV, 污泥絮體表面負電荷降低, 靜電斥力持續增大.雙電層理論表明, 隨著(zhù)負電荷的增加, 絮體表面靜電斥力提高, 阻礙絮體發(fā)生絮凝, 生物絮凝性變差. Wilén等采用FA描述絮凝性時(shí)認為, FA越大, 絮凝性越強.

　　表 1 鹽度對Zeta電位的影響

 　　由圖 7(a)可以看出, 當NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), SV30約為27%, SVI約為66 mL·g-1, 污泥粒徑約為45.5 μm, 低鹽度下污泥活性有所增強.當NaCl鹽度由10 g·L-1增加至40 g·L-1時(shí), SV30由30%增加至38%, SVI由75 mL·g-1增加至95 mL·g-1, 污泥粒徑由43.7 μm減小至32.1 μm. NaCl鹽度的增加導致污泥絮體松散, 污泥顆粒尺寸減小. 圖 7(b)表明, 當NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), FA維持在44%;但是, 當NaCl鹽度為10 g·L-1增加至40 g·L-1時(shí), FA由40%下降至22%. 圖 7(c)表明, 隨著(zhù)NaCl鹽度增加, 接觸角由87.6°減小至56.3°, 表明污泥親水性逐漸降低.缺氧區污泥的形態(tài)由緊密變?yōu)槭杷? 無(wú)明顯聚集形態(tài)(圖 8), 絮體中大量的菌體不再緊密連接, 生物絮凝性變差.

　　圖 7

圖 7 不同鹽度下缺氧區污泥性質(zhì)

　　圖 8

圖 8 不同鹽度下污泥結構和生物絮凝形態(tài)

　　由污泥形態(tài)和性能分析可知, 低鹽度(<5 g·L-1)對污泥沉降性和生物絮凝性具有促進(jìn)作用; 高鹽度(>10 g·L-1)導致污泥沉降性和生物絮凝性變差.隨著(zhù)鹽度的逐漸增大, EPS、PN和PS明顯增多; 但是, PN和PS的結構與主要官能團未發(fā)生明顯變化, EPS總量的增加是影響生物絮凝沉降的主要原因.

　　3 結論

　　(1) 當NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), A2/O工藝缺氧區脫氮除磷效率無(wú)明顯變化, 總氮和磷酸鹽去除率維持在51%和60%;當NaCl鹽度由10增加至40 g·L-1時(shí), A2/O缺氧區脫氮除磷效率呈下降趨勢, 總氮和磷酸鹽去除率分別下降了18%和35%, 缺氧區活性污泥在高鹽度環(huán)境下脫氮除磷能力下降.

　　(2) 當NaCl鹽度由0增加至5 g·L-1時(shí), 脫氫酶活性增加, Zeta電位、污泥粒徑和FA增大, 低鹽度對污泥生物絮凝性產(chǎn)生促進(jìn)作用; 當NaCl鹽度高于10 g·L-1時(shí), 脫氫酶活性明顯減弱, Zeta電位、污泥粒徑和FA顯著(zhù)減小, 高鹽度對污泥生物絮凝性產(chǎn)生抑制作用.

　　(3) NaCl鹽度對EPS官能團的影響較小, 隨著(zhù)鹽度的變化, 其主要基團一直為氨基、酰胺Ⅰ和羧基; EPS與Na+相互作用過(guò)程中發(fā)生了電荷轉移, 但鹽度變化對EPS基團和Na+存在形態(tài)無(wú)影響, EPS總量的增多是抑制生物絮凝的主要因素.(環(huán)境科學(xué) 作者：張蘭河)