嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌對市政污泥脫水性能的改善

秦松巖，郭麗娜，解永磊，張丹丹，馬 放

(1.天津理工大學環境科學與安全工程學院，300384天津;2.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學)，150090哈爾濱)

利用生物的酸化作用和亞鐵離子的氧化作用(簡稱生物酸化鐵氧化)提高污泥脫水性能，是近年來應用于污泥深度脫水的新方法［1］.經過生物酸化鐵氧化處理后的市政污泥在不加藥劑的條件下，其脫水性能提高了近10倍［2］.該方法是利用嗜酸性復合菌群如嗜酸自養菌(Acidithiobacillu thiooxidans、Acidithiobacillus ferrooxidans)和耐酸性異養菌的協同作用，在提供營養劑的條件下，該菌群通過自身產酸使污泥pH降低并改變污泥中原有的微生物菌群結構，菌群生長過程中產生的Fe(Ⅲ)和次生礦物等均促進和改善了污泥的脫水性能［1］.

利用生物酸化鐵氧化方法處理市政污泥時，多采用復合菌群并在一定量營養劑條件下進行［3-4］，復合菌是基于菌群中嗜酸性異養菌消耗污泥中水溶性有機物(DOM)以促進生物酸化進程［5］以及嗜酸性硫桿菌的生物氧化和產酸作用，其中pH降低主要是氧化硫硫桿菌的生物產酸作用.然而嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌的生物產酸及生物成礦作用對提高市政污泥脫水性能的影響尚未明確.本課題組分離得到一株嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌(Acidithiobacillus ferrooxidans)，該菌可在 pH 1.4～3.5 范圍生長，對環境pH適應能力較強［6］，氮源需求少且溶解性Fe(Ⅲ)生成量大［7］.污泥生物處理過程中可利用污泥中氨氮等營養物質而不需另外添加，減少營養劑的需求量;同時溶解性Fe(Ⅲ)的增加有利于污泥脫水［8］.為此，利用課題組現有的Acidithiobacillus ferrooxidansXJF8菌株進行污泥生物酸化鐵氧化處理，并參考搖瓶實驗［9］進行連續流小試實驗模擬.探討單一菌株生物酸化鐵氧化對市政污泥脫水性能的影響，為實際工程應用提供技術支持.

1 實 驗

1.1 實驗用菌與供試污泥

實驗用菌:利用山西某露天煤礦的礦坑廢水通過9K液體培養基［10］對其中的菌群進行富集培養，然后在9K固體培養基上涂布，直至固體培養基上長出棕褐色具有金屬光澤的單菌落，挑取單菌落在9K液體培養基中富集，純化后經過16SrDNA鑒定為嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌(Acidithiobacillus ferrooxidansXJF8，基因庫登錄號 KF378735，簡稱At·fXJF8)［11］.該菌(如圖 1 所示)屬于嗜酸性自養型好氧菌，以CO2為唯一碳源，30 h達到對數生長期，最適溫度和pH分別為30℃和2.0，通過氧化Fe(Ⅱ)為Fe(Ⅲ)獲得能量.

圖1 氧化亞鐵硫桿菌XJF8

接種菌泥培養:按照文獻［12］的方法，在搖瓶中利用嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌加入改進的營養劑(主要含 Fe和 N、P、Ca、Mg等微量元素)對市政污泥進行酸化，反復轉接2次后，污泥pH降至3.0左右培養完成.共計培養5 L生物酸化污泥作為反應器接種污泥.供試污泥采自天津某市政污水處理廠濃縮污泥，包含初沉池和二沉池污泥，基本性質如表1所示.

表1 污泥理化性質

1.2 污泥生物酸化鐵氧化反應系統

污泥生物酸化鐵氧化反應系統由進泥池、調節池、生物酸化反應池、污泥濃縮池等結構單元，以及曝氣、攪拌和污泥回流泵等構成.進泥池為100 L帶攪拌圓桶，調節池和污泥濃縮池由直徑200 mm的有機玻璃制成，容積分別為 3.14，12.56 L.生物酸化反應池采用 8 mm PVC板焊接而成，尺寸為670 mm×485 mm×280 mm，有效容積 68 L.用隔板將其分為3個廊道，并設置折流板，將反應器分為7個區域.反應系統流程如圖2所示.

在整個系統中，原始污泥經進液泵提升至調節池，與回流污泥以及營養劑進行曝氣混合后進入生物酸化反應池，沿1～7號區域上下折流推進.在生物酸化反應器中，嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌在曝氣和營養劑存在下進行污泥的生物氧化及酸化.酸化后的污泥進入污泥濃縮池進行濃縮沉淀.

圖2 污泥生物酸化鐵氧化反應系統流程

1.3 污泥生物酸化鐵氧化系統小試實驗啟動

將培養好的接種污泥接種到反應器的1號區域，然后進行連續流啟動運行.根據進泥量，按照2.11 g·L-1(以Fe(Ⅱ)計算)每隔 4 h間歇投加營養劑.隨著反應進行，污泥從1～7號區域逐級推進，最終達到整個反應器運行穩定.污泥平均停留時間(SRT)3.7 d，溫度保持室溫(25 ℃)，污泥回流比80%.反應器啟動和穩定運行過程中，每天監測各區pH、Fe(Ⅱ)氧化率，反應系統穩定后，測定各區的污泥沉降性以及污泥比阻.比較在同等抽濾條件下的泥餅含水率以及有機質質量分數.

1.4 實驗指標測定方法

采用Sartorius PB-10精密pH計測定污泥pH;污泥比阻(SRF)采用布式漏斗-真空抽濾法測定［13-15］;上清液中 Fe(Ⅱ)質量濃度采用重鉻酸鉀容量法(GB/T 6730.8-1986)測定［16］;污泥沉降性能:取各區污泥混勻后，倒入100 mL量筒中，記錄30 min、24 h 后污泥體積，計算污泥沉降性［17］.在0.05 MPa恒壓下，抽濾100 mL污泥直至真空破壞，將泥餅在105℃烘干，根據烘干前后的質量計算含水率，然后在600℃下灼燒2 h，計算污泥有機質質量分數.

2 結果與討論

2.1 生物酸化反應池pH變化

pH在生物酸化鐵氧化過程中的變化主要是由嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌將 Fe(Ⅱ)離子氧化為Fe(Ⅲ)，為自身的生長提供能量，Fe(Ⅲ)的生物成礦過程以及水解過程使pH下降［18］.為使微生物快速適應污泥環境，節約啟動時間，在初期的84 h內，調節池污泥用硫酸將pH調至4.00，待反應器滿負荷后停止加酸.圖3為生物酸化反應器從啟動到穩定階段pH的變化.

圖3 生物酸化反應器pH變化

由圖3可知，在啟動初期反應器未連續進泥的條件下，1～7號區域初始pH均維持在3.0左右.在連續流運行狀況下，隨著新泥將原有酸化污泥替換后，1號區域的pH 由3.0逐漸升高到4.0，之后2號、3號和4號的變化與1號趨勢一致.而5～7號區域，pH在整個啟動和穩定階段變化不大，維持在3.0±0.3，說明在 SRT 為 3.7 d 的條件下，反應器完全能夠完成污泥生物酸化鐵氧化過程，存在進一步縮短停留時間的可能.在84 h之后進泥停止調節pH，1～4號區域pH隨之逐漸上升，分別由84 h的4.04、3.39、3.19、3.13 上升到 156 h 的 5.58、4.76、4.1、3.74，并基本保持穩定，此時整個生物酸化鐵氧化反應系統經過168 h運行后達到穩定，穩定期間反應器 1～7 號區域的 pH 分別為 5.27±0.15、4.57±0.11、4.15 ± 0.13、3.57 ± 0.6、3.23 ± 0.02、3.01 ± 0.06、2.95±0.02.污泥隨著推流式前進，整個過程中 pH 最低在3.0左右，沒有進一步降低，這與已有報道［19］pH可降至2.5相比偏高，可能由于本系統中不存在生物酸化作用較強的氧化硫硫桿菌群，在缺乏氧化硫硫桿菌協同作用下，S0氧化為H2SO4的過程受到限制，pH沒有進一步降低.整個反應系統運行過程中，pH由原泥的7.22經過生物酸化鐵氧化后降至2.95左右，說明At·fXJF8菌株在一定條件下可以實現對污泥的逐步酸化.

2.2 泥餅含水率及污泥比阻變化

泥餅的含水率直接體現了污泥生物處理前后脫水性能的變化.實驗期間在 0.05 MPa條件下對100 mL污泥進行抽濾，測定污泥泥餅含水率和有機質.兩者抽濾時間上存在較大差異，原泥大約需要20 min完成此過程，而處理后的污泥在2～3 min即可完成.原泥泥餅含水率大約在80%，而處理后泥餅含水率低于68%.經過生物酸化鐵氧化之后，污泥的脫水性能大大提高，泥餅含水率變化明顯.

污泥比阻可作為脫水性能的指標，比阻越低，污泥的脫水性能越好［20-21］.一般認為比阻 SRF＞4×1012m·kg-1時污泥不易脫水;SRF在 1×1012～4×1012m·kg-1時脫水性能中等;SRF＜1×1012m·kg-1時為易脫水污泥［22］.

在系統運行達到穩定后(168 h后)，測定原始污泥、1號區域、4號區域和7號區域的污泥比阻，取整個運行期間的平均值進行分析.圖4為反應器中不同區域污泥比阻的變化.可以看出，實驗期間污泥比阻的變化十分明顯，原始污泥的比阻為(4.2±0.59)×1012m·kg-1，屬于較難脫水污泥，在1號區域中污泥比阻變化較小，此時比阻變化主要是由調節池中原始污泥與回流污泥和營養劑混合后導致pH下降而引起，隨著污泥在反應器中推流式前進，At·fXJF8菌株逐步適應污泥環境，微生物活性逐漸增強，到達4號區域時，污泥比阻變化較明顯，為(1.0±0.06)×1012m·kg-1，此時污泥脫水性能大大提高，這一變化趨勢與pH變化相吻合.經過生物酸化鐵氧化反應之后，污泥比阻最終降至(0.55±0.11)×1012m·kg-1，此時污泥屬于易脫水污泥.比阻變化表明整個反應體系中At·fXJF8菌株逐漸適應在污泥環境中進行生物酸化鐵氧化反應，污泥逐步酸化過程中污泥比阻也明顯降低，此過程中市政污泥的脫水性能得到明顯改善.

圖4 反應器中污泥比阻變化

2.3 反應過程中Fe(Ⅱ)質量濃度及氧化率變化

嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌通過將Fe(Ⅱ)氧化成Fe(Ⅲ)獲取能量，進而產生 H+使污泥酸化.Fe(Ⅱ)的氧化速率可以反映嗜酸性氧化亞鐵菌的活性以及污泥生物酸化鐵氧化的進程［23］.圖5反映了系統穩定運行期間，Fe(Ⅱ)質量濃度和氧化率的變化.可以看出，初始 Fe(Ⅱ)質量濃度為(1.98±0.05)g·L-1，比實際加入量2.11 g·L-1低，可能是由于部分 Fe(Ⅱ)吸附在污泥絮體中，整個過程中 Fe(Ⅱ)質量濃度由(1.98±0.05)g·L-1降為最終的(0.133±0.06)g·L-1，Fe(Ⅱ)的氧化率達(96.6±1.2)%.在最初的1 號和2 號區域內，Fe(Ⅱ)質量濃度變化緩慢，氧化率較低，微生物活性較低;污泥從2號區域到4號區域，Fe(Ⅱ)質量濃度由(1.39±0.05)g·L-1降到(0.3±0.11)g·L-1，氧化率也增加到(93.6±0.96)%，這一變化與 pH 和比阻的變化趨勢一致.表明這一過程中微生物活性明顯增強，生物酸化鐵氧化過程主要發生在2～4號區域內.5～7號區域Fe(Ⅱ)質量濃度及氧化率變化較小，此時生物酸化鐵氧化達到穩定階段，由于受到低質量濃度Fe(Ⅱ)的限制At·fXJF8菌株的活性降低.這也進一步解釋了系統穩定運行后，5～7號區域pH略微升高是由Fe(III)轉化為羥基硫酸鐵等次生礦物，如黃鉀鐵礬和施氏礦物［24］，Fe(III)水解量減少導致的.

圖5 Fe(Ⅱ)質量濃度及氧化率變化

2.4 污泥沉降性變化

污泥沉降性(SV)可以反映污泥的固液分離程度.選取在30 min的SV30反映生物酸化鐵氧化過程變化.在反應系統穩定運行后(180 h之后)測定污泥沉降性.圖6為原始污泥和反應器7個區域SV30的變化.可以看出，在反應池中隨著污泥由1號向7號推進，污泥的沉降性能得到改善，在30 min內沉降比由原泥的(94±2)%降至最低(83±2)%.很明顯，污泥的固液分離能力在生物酸化鐵氧化之后明顯提高，可進一步濃縮出更多的水分.5號區域之后污泥沉降性升高，分析認為5號區域之后Fe(Ⅱ)質量濃度降低，表明生物酸化鐵氧化過程已經完成，Fe(Ⅱ)質量濃度降低抑制At·fXJF8菌株的活性，pH略微上升，導致沉降速率降低，但沉降24 h的沉降比沒有升高(如圖7所示).反應器穩定期污泥沉降性的變化趨勢與pH變化一致，At·fXJF8菌株隨著污泥推流前進逐漸成為優勢菌，并產生酸使污泥酸化，從而提高泥水分離效果.

圖6 污泥沉降性變化

圖7 24 h污泥沉降性

2.5 污泥有機質變化

污泥經過生物酸化鐵氧化處理后有機質質量分數變化如圖8.可以看出，原始污泥的有機質質量分數平均為(53±0.76)%，經過生物酸化鐵氧化后污泥的有機質質量分數下降至(45±0.24)%，下降了8%，比市政污泥厭氧消化(或好氧消化)有機質的降解率低，后者一般大于40%［25］.較低的有機質削減率有利于脫水后污泥的資源化利用.

圖8 污泥有機質變化

目前對污泥有機質影響脫水性能的研究多為對污泥中胞外聚合物(EPS)的研究.EPS是微生物在一定的環境下，其代謝過程中分泌的包圍在細胞壁外的多聚物，主要是一些高分子的聚合物，如蛋白質、多糖和核酸等［26］.EPS 占污泥總有機成分的50%～90%，會影響污泥脫水性能，增加污泥脫水難度［27］.污泥有機質質量分數的減少，使污泥中EPS下降，而污泥中結合水主要來源于EPS束縛的結合水和微生物細胞束縛的細胞內結合水［26］，因此，污泥有機質的降低有利于污泥脫水性能的提高.

3 結論

1)單一菌株的嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌生物酸化鐵氧化處理市政污泥，其pH最終可降至3.0左右，處理后污泥 比 阻 為 (0.55±0.11)×1012m · kg-1＜1×1012m·kg-1，屬于易脫水污泥，Fe(Ⅱ)的氧化率達(96.6±1.2)%，表明At·fXJF8 菌株能夠在一定條件下對污泥進行生物酸化鐵氧化從而提高污泥脫水性能.

2)污泥經過生物酸化鐵氧化后，不需要添加任何藥劑，在0.05 MPa壓力下，2 min之內即可完成抽濾，抽濾泥餅含水率低于68%.處理后污泥有機質質量分數在55%～63%，有利于脫水后污泥的資源化利用.

3)污泥生物酸化鐵氧化需要一定營養劑條件下才能進行.本研究利用At·fXJF8菌株進行實驗，營養劑中無需添加S、氨氮和有機酸等營養物質，減少了營養劑用量和運營費用.

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