食品加工、皮革制造和石油煉制等生產(chǎn)過程中常常會(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(tǒng)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(xì)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可通過表面黏附作用形成基質(zhì)結(jié)構(gòu), 影響活性污泥的穩(wěn)定性、脫水性和絮凝性等.

　　目前, 關(guān)于鹽度對(duì)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(duì)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(yīng)器(sequencing batch reactor, SBR)處理含鹽有機(jī)廢水, 在低鹽度(< 2%)下反應(yīng)器運(yùn)行相對(duì)穩(wěn)定, COD、NH3--N和SS平均去除率分別達(dá)到87.6%、49.3%和69%, 在高鹽度(4%~6%)下反應(yīng)器運(yùn)行效率分別下降至78.4%、21.7%和55.6%;但是, Zhao等考察鹽度對(duì)SBR污染物去除率的影響時(shí)發(fā)現(xiàn), 當(dāng)鹽度為2%時(shí), COD、BOD、NH4+-N和TP去除率均可達(dá)到95%. Palmeiro-Sánchez等采用SBR處理含鹽廢水時(shí)發(fā)現(xiàn), 加入NaCl(7、13、20 g·L-1)后細(xì)胞內(nèi)合成的聚羥基脂肪酸(PHA)含量顯著降低; 但是, She等采用SBR工藝研究鹽度(5~41.9 g·L-1)對(duì)部分硝化反硝化的影響時(shí)發(fā)現(xiàn), 鹽度在5~37.7 g·L-1范圍內(nèi)并未影響硝化和反硝化作用.目前, 關(guān)于鹽度對(duì)脫氮除磷效率的影響研究所得結(jié)論并不一致. ②鹽度對(duì)生物絮凝性的影響. Raynaud等的研究發(fā)現(xiàn), 隨著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(dǎo)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(xiàn), 隨著鹽度的增大, 污泥絮體分解, 尺寸減小. Arabi等的研究表明, 高濃度的單價(jià)陽離子(Na+)不利于污泥絮凝.目前, 鹽度對(duì)污泥活性和絮凝性的影響機(jī)理仍不明確.

　　A2/O工藝由于具有可同步脫氮除磷、工藝流程簡單、運(yùn)行費(fèi)用低等優(yōu)點(diǎn)已廣泛應(yīng)用于城市污水處理. A2/O工藝缺氧區(qū)具有反硝化除磷功能, 其污泥活性和結(jié)構(gòu)的變化對(duì)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(jié)合不同NaCl鹽度下缺氧區(qū)反硝化除磷效率的變化, 考察缺氧區(qū)EPS和生物絮凝性的變化, 利用傅里葉紅外光譜(FTIR)和X射線光電子能譜(XPS)對(duì)EPS進(jìn)行組成和結(jié)構(gòu)分析, 通過揭示鹽度對(duì)脫氮除磷效率和生物絮凝性的影響機(jī)制, 以期為含鹽污水處理廠的運(yùn)行管理提供理論依據(jù).

　　1 材料與方法1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

　　A2/O反應(yīng)器采用有機(jī)玻璃制成, 有效容積為48 L, 其中厭氧區(qū)和缺氧區(qū)有效容積均為12 L, 好氧區(qū)有效容積為24 L.厭氧區(qū)和缺氧區(qū)均配有攪拌器, 好氧區(qū)底部裝有曝氣頭, 采用折流方式運(yùn)行.裝置內(nèi)部由隔板分為6部分, 其中1為厭氧區(qū), 2為缺氧區(qū), 3~6為好氧區(qū), 好氧區(qū)的混合液回流至缺氧區(qū).采用豎流式二沉池, 容積為5 L. A2/O工藝連續(xù)運(yùn)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(yàn)用水采用模擬城市污水, 主要成分為：無水乙酸鈉(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).通過投加碳酸氫鈉和鹽酸調(diào)節(jié)pH為7.5~8.0.

　　1.2 分析項(xiàng)目和檢測方法

　　采用NaOH法提取和分析EPS, 每個(gè)鹽度周期結(jié)束時(shí)取不同區(qū)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(diào)節(jié)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膜過濾上清液, 過濾后液體即為EPS, 測定時(shí)將其pH調(diào)節(jié)為7.

　　COD、TN、NO3--N、NO2--N、PO43--P均采用國家標(biāo)準(zhǔn)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)行觀察. Zeta電位采用微電泳儀(上海中晨數(shù)字技術(shù)設(shè)備有限公司, JS94H2)進(jìn)行測定.接觸角采用接觸角測量儀(上海中晨數(shù)字技術(shù)設(shè)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(jī)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(lán)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射線源為AlKa 1 486.6 eV、MgKa 1 253.6 eV)對(duì)EPS進(jìn)行結(jié)構(gòu)分析.

　　1.3 批式實(shí)驗(yàn)

　　A2/O反應(yīng)器在室溫下運(yùn)行, NaCl鹽度分別為0、5、10、20、30、40 g·L-1, 每個(gè)鹽度運(yùn)行周期為20 d, pH為7.5~7.9, 當(dāng)每個(gè)運(yùn)行周期結(jié)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(jì)算[14~16].取80 mL污泥樣品置入冰水浴中, 利用超聲波清洗機(jī)(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(jì)算公式如下：

(1)

　　2 結(jié)果與討論2.1 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)脫氮除磷性能的影響

　　NaCl鹽度對(duì)A2/O工藝脫氮除磷效率的影響如圖 2所示.當(dāng)NaCl鹽度低于5 g·L-1時(shí), COD、總氮和磷酸鹽去除率保持穩(wěn)定, 分別維持在62%、51%和60%左右.較低的鹽度對(duì)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(dāng)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(dǎo)致污染物去除率下降, 其原因主要有：①高鹽度下細(xì)胞發(fā)生質(zhì)壁分離, 導(dǎo)致微生物新陳代謝下降; ② NaCl鹽度升高, 微生物活性減弱, 導(dǎo)致厭氧段細(xì)胞內(nèi)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(duì)氨氧化細(xì)菌(AOB)和PAOs的合成產(chǎn)生抑制, 從而影響后續(xù)的缺氧吸磷效率.

　　圖 2

圖 2 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)COD、TN和PO43--P去除率的影響

　　底物脫氫是微生物分解有機(jī)物的關(guān)鍵, 在微生物的呼吸作用下, 被脫掉的電子通過電子載體轉(zhuǎn)移至最終天然電子受體, 有機(jī)物發(fā)生礦化, 通過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(qū)污泥脫氫酶的變化如圖 3所示.當(dāng)NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), 缺氧區(qū)污泥脫氫酶活性(以TF計(jì))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(dāng)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(dǎo)致部分微生物無法與外界進(jìn)行正常的能量交換, 不適應(yīng)環(huán)境的微生物脫水死亡, 同時(shí)生物酶結(jié)構(gòu)被破壞, 活性受到抑制，

　　圖 3

圖 3 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)脫氫酶的影響

　　2.2 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)EPS組成及結(jié)構(gòu)的影響2.2.1 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)EPS組成的影響

　　圖 4表明, 隨著NaCl鹽度的增加, 缺氧區(qū)微生物產(chǎn)生的PN、PS和EPS逐漸增多.當(dāng)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(dāng)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NaCl鹽度的升高, PN/PS也發(fā)生變化.當(dāng)NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), PN/PS維持在2.1;但是, 當(dāng)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顯著增加, 其增加率達(dá)到120%.

　　圖 4

圖 4 鹽度對(duì)缺氧區(qū)EPS、PN和PS含量的影響

　　當(dāng)微生物受到高濃度含鹽廢水沖擊時(shí), 可通過自身的滲透壓調(diào)節(jié)機(jī)制平衡細(xì)胞內(nèi)滲透壓和保護(hù)細(xì)胞內(nèi)的原生質(zhì), 細(xì)胞通過聚集低分子量物質(zhì)(如氨基酸、糖、甘氨酸三甲基內(nèi)鹽等)形成新的胞外保護(hù)層, 調(diào)節(jié)自身新陳代謝. Abbasi等的研究發(fā)現(xiàn), NaCl鹽度的增加能刺激微生物分泌更多的PS, 用來抵抗?jié)B透壓升高對(duì)細(xì)胞的破壞.本研究發(fā)現(xiàn), 低鹽度下(NaCl<5 g·L-1)微生物產(chǎn)生的EPS、PS和PN增長相對(duì)穩(wěn)定; 當(dāng)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(xì)胞平衡, 鹽度加強(qiáng)了細(xì)胞的溶胞作用, 細(xì)胞內(nèi)溶物流出, PN和PS含量高.

　　2.2.2 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)EPS結(jié)構(gòu)的影響

　　不同鹽度下缺氧區(qū)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(xiàn)的較寬吸收峰由O—H伸縮振動(dòng)和N—H伸縮振動(dòng)導(dǎo)致, 基團(tuán)類型為締合—OH和氨基, 其中氨基為PN主要基團(tuán); 1 630~1 680 cm-1處出現(xiàn)C=O伸縮振動(dòng)吸收峰, 基團(tuán)類型屬于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(tuán)類型為羧基; 1 110~1 047 cm-1處產(chǎn)生的吸收峰表示糖類; 1 030~1 050 cm-1處由C—O—C伸縮振動(dòng)產(chǎn)生, 代表基團(tuán)類型為PS; < 1 000 cm-1處為指紋區(qū)[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, 氨基和糖類的伸縮振動(dòng)尤其明顯, 證明了PN及PS類物質(zhì)的存在.可以發(fā)現(xiàn), 隨著鹽度的增加, 各振動(dòng)吸收峰的峰位相似, 氨基、酰胺Ⅰ、羧基和糖類始終是EPS的主要基團(tuán), 各基團(tuán)相對(duì)強(qiáng)度增加, 這與PN、PS測定結(jié)果相吻合.具體聯(lián)系污水寶或參見http://wlmqsb.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(dāng)NaCl鹽度分別為0 g·L-1和40 g·L-1時(shí), 缺氧區(qū)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(jié)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(dāng)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(tuán)的BE值變化可知, EPS與Na+相互作用過程中發(fā)生電荷轉(zhuǎn)移, 但其基團(tuán)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(jié)果一致.

　　圖 6

圖 6 不同鹽度下EPS的XPS譜圖

　　2.3 NaCl鹽度對(duì)缺氧區(qū)污泥生物絮凝性的影響

　　Zeta電位的變化可反映生物絮體穩(wěn)定性的變化.由表 1可以看出, 當(dāng)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(wěn)定, 生物絮凝性較好.但是, 當(dāng)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(fù)電荷降低, 靜電斥力持續(xù)增大.雙電層理論表明, 隨著負(fù)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(rèn)為, FA越大, 絮凝性越強(qiáng).

　　表 1 鹽度對(duì)Zeta電位的影響

 　　由圖 7(a)可以看出, 當(dāng)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(qiáng).當(dāng)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(dǎo)致污泥絮體松散, 污泥顆粒尺寸減小. 圖 7(b)表明, 當(dāng)NaCl鹽度為0~5 g·L-1時(shí), FA維持在44%;但是, 當(dāng)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(qū)污泥的形態(tài)由緊密變?yōu)槭杷? 無明顯聚集形態(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(qū)污泥性質(zhì)

　　圖 8

圖 8 不同鹽度下污泥結(jié)構(gòu)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(duì)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(dǎo)致污泥沉降性和生物絮凝性變差.隨著鹽度的逐漸增大, EPS、PN和PS明顯增多; 但是, PN和PS的結(jié)構(gòu)與主要官能團(tuán)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(jié)論

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

　　(2) 當(dāng)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(duì)污泥生物絮凝性產(chǎn)生促進(jìn)作用; 當(dāng)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顯著減小, 高鹽度對(duì)污泥生物絮凝性產(chǎn)生抑制作用.

　　(3) NaCl鹽度對(duì)EPS官能團(tuán)的影響較小, 隨著鹽度的變化, 其主要基團(tuán)一直為氨基、酰胺Ⅰ和羧基; EPS與Na+相互作用過程中發(fā)生了電荷轉(zhuǎn)移, 但鹽度變化對(duì)EPS基團(tuán)和Na+存在形態(tài)無影響, 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?zhí)m河)