Cu2+和Ni2+對水解-MBR工藝處理效能的影響特性

黃麗坤，王廣智，李 偉，屈凡琦，王敬元，趙慶良

(1.哈爾濱商業大學 食品工程學院，哈爾濱150076；2.哈爾濱工業大學 市政環境工程學院，哈爾濱 150090)

Cu2+和Ni2+對水解-MBR工藝處理效能的影響特性

黃麗坤1,2，王廣智2，李 偉2，屈凡琦1，王敬元1，趙慶良2

(1.哈爾濱商業大學 食品工程學院，哈爾濱150076；2.哈爾濱工業大學 市政環境工程學院，哈爾濱 150090)

為降低電鍍廢水中重金屬對生物處理系統的沖擊，采用水解-膜生物反應器(MBR)組合工藝對電鍍綜合廢水進行處理，以重金屬離子Cu2+、Ni2+為代表，重點研究不同質量濃度的重金屬沖擊下對水解-MBR工藝處理電鍍廢水效能的影響，以及水中DOMs與微生物活性的變化情況.結果表明：在Cu2+、Ni2+質量濃度5～20 mg/L沖擊下，水解-MBR組合工藝對COD和NH4+-N去除效率分別在75%和45%以上.硝化細菌抗重金屬沖擊能力較差，水解-MBR組合工藝對重金屬Cu2+、Ni2+的耐受質量濃度可達20 mg/L，而單純MBR工藝僅為10 mg/L.水解反應器可將污水中HPI大部分轉化為HPO-A，改善難降解有機物可生化性，芳香族化合物的含量明顯降低.隨著重金屬Cu2+、Ni2+質量濃度的升高，MBR反應器內活性污泥的SOUR值逐步下降，但水解-MBR工藝SOUR受重金屬的抑制率均比單獨MBR工藝低5%左右.由于水解使重金屬毒性減弱，水解-MBR系統中微生物的活性較高，系統中EPS含量和出水質量濃度均顯著低于單獨MBR工藝，且可以有效減少膜表面膠體物質和溶解性有機物形成，降低污泥濾餅層的形成速度，有效減緩膜污染的速率.

電鍍廢水；水解酸化；膜生物反應器；重金屬

電鍍行業是當今全球三大污染行業之一，生產廢水成分復雜，有毒有害物質多，污染物質量濃度高，可生化性差，其主要污染物為重金屬(Cu、Ni、Cr、Zn和Cd)、氰化物、有機物等[1].針對電鍍廢水不同的污染物有不同的處理方法，如廢水中重金屬、氰化物、酸堿等主要通過物化法處理[2-6]，COD、氮類等污染物主要通過生化法處理達標排放[7-9].由于電鍍廢水中存在多種生物毒性較大的重金屬，其對生物處理單元易造成嚴重沖擊，可導致后續生化工藝經常崩潰，難以穩定運行.賴日坤[10]采用微電解對電鍍廢水進行預處理，再通過厭氧好氧工藝，使COD的去除率達75.08%.陸道峰等[11]采用水解酸化結合改良型A/O工藝對電鍍廢水進行處理，為了降低電鍍廢水中有毒有害物質對生物處理系統的沖擊，將電鍍廢水和生活污水按1∶3比例混合后進入生物處理單元，對COD、NH4+-N去除率可達83%和98%.隨著國家新的《電鍍污染物排放標準》(GB 21900—2008)啟動實施，對電鍍廢水的COD、NH4+-N、TN等生化指標排放限值顯著提高[12]，如何在多種重金屬存在條件下使電鍍廢水達標排放，成為急需解決的主要問題.

近年來，膜生物反應器(membrane bioreactor, MBR)因占地小、容積負荷高、污泥產量少、出水水質高等特點廣泛應用于各種類型污水處理中[13-15]，以滿足更高的排放要求.但在大多數MBR反應器中，反硝化受到抑制，系統的脫氮效率受到影響.針對電鍍廢水的水質特點，本研究采用了水解酸化作為MBR預處理手段，同時為提高系統的脫氮能力，在MBR中設置缺氧區，對好氧區的硝化液進行回流[16-18]，并以重金屬離子Cu2+和Ni2+為代表，研究了不同質量濃度的重金屬沖擊下對水解-MBR工藝處理電鍍廢水效能的影響，以及水中溶解性有機物(dissolved organic matter, DOMs)的變化及微生物活性的變化，以期為該組合工藝的在電鍍廢水處理工程應用提供技術支持.

1 實 驗

1.1 實驗用水

反應器啟動期間，采用哈爾濱工業大學二校區的生活污水進行馴化培養微生物，其水質特征如表1所示.參考重金屬的毒性和電鍍廢水排放標準，綜合考慮后向生活污水中投加重金屬(Cu2+和Ni2+)和電鍍中常用的表面活性劑(十二烷基磺酸鈉)、光亮劑(糖精鈉)和穩定劑(聚乙二醇)模擬電鍍廢水.水中十二烷基磺酸鈉、糖精鈉、聚乙二醇的質量濃度分別為2.5、1、3.5 mg/L，重金屬沖擊實驗分3階段進行，不同階段Cu2+、Ni2+的質量濃度分別為5、10和20 mg/L.

表1 水質特征Tab.1 Water quality characteristics

1.2 實驗裝置

水解-MBR反應裝置由水解反應器和MBR反應器組成(見圖1)，記為HMBR工藝.MBR反應器有效容積20 L，水解反應器有效容積為11.8 L.反應器由有機玻璃制成，其中水解反應器直徑D=150 mm，有效高度670 mm，有效容積為11.8 L，MBR規格為L×B×H=400 mm×200 mm×250 mm，總有效容積為20 L.水解反應器和MBR的水力停留時間(hydraulic retention time, HRT)分別為5和9 h.水解反應器采用連續進水、連續出水的運行方式，由進水泵控制停留時間.MBR采用連續進水、間歇出水的運行方式，出水通過三針式液位計進行控制，保證進水流速小于出水速度.中空纖維膜直接浸入到反應器中與廢水接觸，中空纖維膜的材質為聚偏氟乙烯(PVDF)，孔徑為0.2 μm，膜面積為0.2 m2.由壓力傳感器檢測跨膜壓差(transmembrane pressure difference, TMP)，當壓力為0.2 MPa時，取出膜組件進行清洗.MBR反應器改進后增加缺氧區，有效容積為4 L.在MBR反應器的好氧區設置微孔曝氣管，采用曝氣泵進行不間斷曝氣，由轉子流量計控制曝氣量，曝氣量為14 mL/min.硝化液回流通過蠕動泵完成，回流比為150%.

對照反應裝置為單獨MBR反應器，記為MBR工藝.反應器進水與HMBR工藝進水保持一致，其他運行參數不變.實驗以每6 d為一個階段，每階段結束后，改用生活污水純培養，使系統的微生物活性恢復.當連續2 d的COD去除率穩定在85%以上，恢復期結束，開始下一階段實驗.

圖1 水解-MBR反應器示意

Fig.1 Schematic diagram of the lab-scale hydrolysis acidification-MBR reactor

1.3 污泥接種

冬春季節大棚蔬菜種植由于季節溫度偏低，空氣濕度過大，容易誘發病蟲害的發生，并且容易造成植株徒長、落花落果，嚴重時造成減產，科學地控制大棚內空氣濕度顯得十分重要。下面根據北方地區生產實際介紹幾種有效控制棚內空氣濕度的方法。

MBR反應器的接種污泥取自哈爾濱市某污水廠A/O池好氧段的污泥，水解池的污泥取自污泥消化間.在啟動階段，反應器利用生活污水采用間歇運行方式并監測COD指標，反應器經過10 d的啟動培養，對COD去除率穩定在80%左右，采用連續進水的方式運行.最終控制水解反應器中污泥質量濃度在8 000 mg/L左右，MBR反應器中污泥質量濃度在4 500 mg/L左右.

1.4 分析方法

COD、NH4+-N均采用國家標準方法進行檢測；MLSS和MLVSS采用重量法測定；DOMs借助樹脂分級實驗[19]，利用樹脂的吸附性能不同，將DOMs分為過渡親水性中性有機物(transphilic neutral, TPI-N)、疏水性有機酸(hydrophobic acid, HPO-A)、疏水性中性有機物(hydrophobic neutral, HPO-N)、親水性有機物(hydrophilic fraction, HPI)和過渡親水性有機酸(transphilic acid, TPI-A)5種組分，利用總有機碳測定儀(TOC-VCPN，日本島津)測定；UV254采用254 nm下紫外分光光度計[20](T6，北京普析通用)測定；多糖采用硫酸-蒽酮法檢測[21]，蛋白質采用Lowry法檢測[22]；微生物代謝活性用比耗氧速率(specific oxygen consumption rate，SOUR)法測定[23](Oxi-3205SET1，德國TWT)；膜組件采用掃描電子顯微鏡(scanning electron microscope，SEM)進行觀察[28](Quanta 200，美國FEI).

2 結果與分析

重金屬的沖擊會使微生物的活性降低，不同種類微生物對重金屬的耐受性不同，受到的影響也會不同.從系統對污染物去除率、微生物生物活性、有機污染物轉化和膜污染等角度，研究了Cu2+和Ni2+對水解-MBR工藝的影響.

2.1 重金屬沖擊負荷對系統處理COD和NH4+-N的影響

在不同Cu2+和Ni2+沖擊負荷下，HMBR和MBR工藝對COD、NH4+-N的去除率見圖2、3.由圖2可知，進水COD在260～426 mg/L波動，在3個試驗階段進水COD平均分別為301.0、323.0、313.0 mg/L.在此條件下，單獨MBR工藝出水COD平均為37.7、65.5、97.2 mg/L，對COD平均去除率為87.7%、79.2%、68.9%，而HMBR工藝出水COD平均為31.2、35.6、73.3 mg/L，對COD平均去除率為89.6%、88.4%、76.3%.對比來看，在第一試驗階段(Cu2+、Ni2+質量濃度為5 mg/L)，兩種工藝對COD的去除差異不大，這主要是由于重金屬質量濃度較低，微生物可以迅速將其吸附，且低質量濃度重金屬對微生物的影響較小.在第二試驗階段(Cu2+、Ni2+質量濃度為10 mg/L)，單獨MBR工藝對COD的去除率迅速下降，而HMBR工藝對COD去除率也有一定程度下降，但下降的幅度較小.到第三階段時(Cu2+、Ni2+質量濃度為20 mg/L)，單獨MBR工藝對COD去除率下降幅度進一步加大，兩種工藝對COD去除率的差異進一步拉大.隨著重金屬質量濃度的增加，HMBR工藝對COD去除率穩定在75%以上，而單獨MBR工藝對COD去除率惡化至70%以下.

圖2 各階段HMBR和MBR工藝對COD的去除效果

Fig.2 COD removal efficiency of HMBR and MBR processes in different stages

圖3 各階段HMBR和MBR工藝對NH4+-N的去除效果

Fig.3 NH4+-N removal efficiency of HMBR and MBR processes in different stages

由圖3可知，進水NH4+-N質量濃度在29.6～42 mg/L波動，3個試驗階段進水NH4+-N的平均質量濃度分別為35.7、35.9和36.5 mg/L.在此條件下，單獨MBR工藝出水NH4+-N平均質量濃度分別為15.9、19.6和23.3 mg/L，對NH4+-N平均去除率為55.3%、46.2%和35.8%，而HMBR工藝出水NH4+-N平均質量濃度則為6.7、9.6和11.5 mg/L，對NH4+-N平均去除率為58.1%、52.4%和52.3%.從試驗結果來看，隨著運行時間的延長和重金屬沖擊負荷的增加，兩種工藝對NH4+-N的去除能力都在逐步下降，表明硝化細菌與重金屬離子接觸時間越長，受抑制影響越大，在抗重金屬沖擊能力方面較差.在第二試驗階段(Cu2+、Ni2+質量濃度為10 mg/L)，兩種工藝的出水水質均迅速惡化，HMBR工藝對NH4+-N去除率為50%左右，而單獨MBR工藝則減少到40%左右.到第三階段末期(Cu2+、Ni2+質量濃度為20 mg/L)，當重金屬質量濃度增加到20 mg/L，單獨MBR中NH4+-N的去除率不到20%，系統即將崩潰，而HMBR還能保證45%的去除率.可以看出，HMBR工藝經過水解反應器的緩沖作用，好氧處理單元內微生物受重金屬的影響減弱，可以保證對NH4+-N具有較高去除率.

溶解性有機物(DOMs)主要成分包括腐殖酸類、富里酸類和親水性有機酸，以及其他微量物質如糖類物質、氨基酸等.目前，很多學者認為DOMs可以通過結合電子、絮凝或吸附重金屬[24-25]，在重金屬廢水生物處理過程中有重要作用.圖4為在試驗初期和后期， HMBR和MBR工藝出水組分中DOMs質量濃度變化.

圖4 HMBR和MBR出水組分中DOMs變化Fig.4 DOMs in the effluent of HMBR and MBR processes

由圖4(a)可知，水解反應器和MBR對TOC去除率分別達27.9%和82.3%，這與COD的去除率一致.原水中TOC的主要成分是HPI(29.0%)、HPO-A(28.1%)和HPO-N(31.2%)，三者加起來占88.1%.重金屬沖擊前(Cu2+、Ni2+質量濃度0 mg/L)，原水經過水解反應器以后，HPI的質量濃度進一步增加，而HPO-A和HPO-N的質量濃度則剛好相反，呈現出大幅減少的趨勢，二者的消減比例達50.6%.這證明了在水解反應優先降解的組分是HPO-A(η=57.7%)和HPO-N(η=68.5%)，這一現象的解釋為HPO-A和HPO-N均為疏水性物質，分子質量較高，容易被水解細菌利用，通過水解反應變為小分子的親水性的有機酸(如乙酸).MBR反應器則主要是HPI(84.6%).重金屬沖擊后(Cu2+、Ni2+質量濃度20 mg/L)，水解反應器中DOMS的主要成分是HPO-A(42.1%)，HPI含量大幅減小，去除率達32%，其他3種組分比例基本不變.這說明受金屬沖擊后，污水HPI大部分轉化為HPO-A.沖擊前，MBR出水的主要成分是HPI、HPO-A和TPI-A，HPO-N和TPI-N質量濃度極低，表明生物降解作用能有效去除HPO-N和TPI-N.HMBR系統中出水DOC低于MBR系統，此結果與之前COD 的去除情況相似；同時MBR系統出水中主要是HPI(33.4%)而HMBR系統則是HPO-A和HPO-N(二者各占32.4%).HMBR系統的出水以疏水性物質為主.MBR系統則以親水性有機物為主.考慮到表面活性劑、固定劑、光亮劑等均為親水性物質，HMBR系統更適合處理含親水性物質較多的廢水.

圖5為試驗初期和后期， HMBR和MBR工藝出水UV254變化.

圖5 HMBR和MBR出水UV254變化Fig.5 UV254in the effluent of HMBR and MBR processes

由圖5(a)可知，原水中UV254的主要成分為HPO-N(53.4%)，這說明原水中的芳香性有機物主要來自HPO-N.水解反應器去除了原水中36.1%UV254，表明水解反應可去除部分的芳香族化合物；而MBR出水UV254比水解出水高6.6%，表明芳香族化合物在MBR反應器中有累積，HMBR工藝對UV254的降解主要來自于水解.水解出水中HPI是UV254的主要成分(24.5%)，水解工藝對HPO-N的處理效果最好，去除率達93.61%.對照圖5(b)中的重金屬沖擊后(Cu2+、Ni2+質量濃度0 mg/L)水解出水可以發現，沖擊后水解出水的芳香族化合物的含量明顯降低，這可能是由于重金屬的刺激作用使微生物的活性增加，芳香族化合物去除率升高.MBR出水中，TPI-A、HPO-N和TPI-N是UV254的主要成分，含量較水解反應器增幅明顯，這主要是由HPI和TPI-A轉化而來的.需注意的是MBR出水中TPI-A的含量甚至比原水還高，這說明TPI-A的可生物降解性能較差，容易在生物處理單元內累積.由圖5(b)可知，重金屬沖擊后MBR出水中芳香族化合物的含量接近HMBR的2倍，HMBR系統出水中芳香族化合物比水解出水僅有小幅降低，表明好氧處理單元對芳香族化合物的降解性能較差.

2.3 重金屬沖擊負荷對系統中好氧污泥活性的影響

SOUR是評價污泥微生物代謝活性的一個重要指標[26-27]，系統進水特性的變化及污泥性質的變化可由不同時期SOUR的變化來判斷.圖6為兩種工藝在不同重金屬沖擊下SOUR的變化.

圖6 重金屬沖擊對污泥SOUR的影響Fig.6 Effect of heavy metals shocking on activated sludge SOUR

由圖6可知，在3個試驗階段，單獨MBR工藝受沖擊后SOUR值為18.62、16.02和12.58 mg/(g·h)，抑制率為5.1%、15.4%和35.22%，而HMBR工藝SOUR值則為19.10、17.28和14.01 mg/(g·h)，抑制率為4.4%、11.9%和27.18%.可以看出，隨著重金屬質量濃度的升高，MBR反應器內活性污泥的SOUR值逐步下降.隨著重金屬沖擊負荷的增加，HMBR工藝SOUR的下降值遠遠小于單獨MBR的下降值，HMBR工藝在各階段的抑制率均比單獨MBR工藝低5%左右；HMBR工藝在第三階段(Cu2+和Ni2+質量濃度各20 mg/L)的SOUR值接近于單獨MBR工藝第二階段(Cu2+和Ni2+質量濃度各10 mg/L)，體現了HMBR工藝具有較強的抗沖擊負荷能力.這主要是由于水解反應器中微生物將部分重金屬吸附，或者是受重金屬的刺激分泌大量的EPS與重金屬形成螯合物，在降低重金屬質量濃度的同時減輕重金屬的毒性作用，最大程度地保護了后續好氧處理單元內的微生物.

2.4 重金屬沖擊負荷對系統出水EPS的影響

EPS是由細菌分泌形成的胞外聚合物，蛋白質和多糖是EPS的主要成分.研究認為重金屬可刺激好氧微生物EPS增加從而減弱重金屬的毒性影響[28-29]，并且EPS是影響MBR工藝膜污染關鍵因素.多糖是污泥EPS的主要成分之一，對MBR工藝膜污染速率的影響較大，圖7為重金屬沖擊前后系統出水的多糖變化.

圖7 HMBR和MBR出水多糖的變化Fig.7 Polysaccharide in the effluent of HMBR and MBR processes

由圖7可知，多糖在原水中主要分布在HPO-A(22.2%)、HPO-N(31.5%)和TPI-N(24.1%)中.水解出水中多糖質量濃度達30.72 mg/L，是原水中多糖質量濃度的近6倍(原水多糖為6.21 mg/L).主要是因為水解反應將水中懸浮的有機顆粒溶解，進而使多糖的質量濃度大幅升高.受重金屬沖擊后，水解反應器出水中多糖的質量濃度僅為18.21 mg/L，這是由于重金屬的毒害作用使水解反應器中微生物的活性大幅降低，從而使水解效率降低，多糖的溶出速率減慢.重金屬沖擊前，MBR對溶解性多糖類有機物有較好的去除作用，去除率達66.7%，但是多糖質量濃度較原水有所升高，是原水中多糖質量濃度的1.83倍.這是由于水解作用將顆粒物水解后生成大量的多糖，進而使水解出水中多糖的質量濃度升高.單獨MBR出水中，多糖質量濃度由高到低的順序為TPI-A(45.5%)> HPO-A和HPI>HPO-N和TPI-N，表明MBR對中性有機物的去除效果較好.對照重金屬沖擊后(Cu2+、Ni2+質量濃度20 mg/L)MBR和HMBR出水多糖質量濃度可以發現，HMBR系統出水多糖質量濃度較低，這主要是由于重金屬的直接沖擊作用使MBR系統中污泥EPS的分泌物增多，而HMBR系統受水解反應器的保護作用，微生物活性較高，去除能力較強，可將大多數多糖去除.MBR系統出水HPO-A和TPI-A占主要成分，而HMBR中HPO-N和TPI-N為主要成分，表明HMBR對親水性、過度親水性的有機物均有良好的去除作用.

蛋白質也是污泥EPS的主要成分之一，通過水中溶解性蛋白的質量濃度可以在一定程度上判斷污泥中微生物的活性.重金屬沖擊前后各系統出水中蛋白的變化如圖8所示.

圖8 HMBR和MBR出水溶解性蛋白質的變化Fig.8 Soluble protein in the effluent of HMBR and MBR processes

由圖8可知，原水中溶解性蛋白質的分布較為均勻，最多的為HPO-A(37.5%)、最少的是TPI-N(8.5%)，其余3種組分的含量接近(18%左右).原水經過水解反應器處理后，出水中溶解性蛋白質量濃度降低16.6 mg/L.這主要是因為HPO-A、HPO-N和TPI-N被大幅降解，說明水解系統中蛋白去除的先后順序是疏水性蛋白質、親水性蛋白質.加入重金屬沖擊后(Cu2+和Ni2+質量濃度各20 mg/L)，水解出水中蛋白的質量濃度大幅升高達72.62 mg/L，是未加重金屬沖擊時的1.4倍，這主要是由于微生物系統通過分泌大量的蛋白來與重金屬結合，進而降低重金屬的生物毒性.加重金屬的水解系統中HPI和HPO-A占主要成分，其他3種成分質量濃度很低，這說明加入重金屬后，中性物質優先被降解去除.未加重金屬前，MBR系統出水中HPI的質量濃度極低，大部分被降解去除，而HPO-A的質量濃度增加，甚至略高于水解反應器出水.重金屬沖擊后(Cu2+和Ni2+質量濃度各20 mg/L)，HMBR的處理效果遠高于MBR，這主要是由于水解作用使水中小分子蛋白質增加，提高了有機底物的質量濃度，而且水解緩沖使重金屬的毒性減弱，HMBR系統中微生物的活性較高.此外，HMBR系統蛋白主要存在于HPO-N和TPI-N中，而MBR系統則主要是HPI，表明HMBR系統優先處理親水性有機酸類.

2.5 重金屬沖擊負荷對系統膜組件影響

膜組件是影響MBR系統正常運行的重要條件，重金屬沖擊可以刺激微生物EPS增加，加快膜污染的速率[30-31].為考察重金屬沖擊后系統中膜的污染情況，對膜組件的表面形態進行SEM分析.MBR和HMBR膜組件的SEM照片如圖9所示.可以看出，單獨MBR工藝遠比HMBR的膜表面粗糙，膜表面出現了明顯的污泥濾餅層，在同等的放大倍數下，MBR工藝的污泥濾餅層厚度大于HMBR工藝，而且MBR中的污泥濾餅層比較密室，而HMBR 中的濾餅層比較疏松.這主要是由于MBR直接受重金屬沖擊，好氧微生物EPS分泌量增加，而濾餅層在膜表面堆積增加，使得膜孔徑減小和TMP增加，膜通量降低，單位時間出水量減小，膜污染速率加快.而HMBR系統中經過水解反應器的緩沖作用后，可以有效減少膜表面膠體物質和溶解性有機物形成，降低污泥濾餅層的形成速度，濾餅層較小，膜污染的速率較MBR慢，可有效延長膜組件的使用周期[32].

圖9 重金屬沖擊后膜組件的SEM照片

Fig.9 SEM photographs of membrane module after high metals shocking

3 結 論

1)在重金屬Cu2+和Ni2+負荷沖擊時，水解-MBR組合工藝對COD和NH4+-N去除效能顯著高于單獨MBR工藝，對COD和NH4+-N去除效率分別在75%和45%以上.隨著重金屬質量濃度的升高，兩種工藝去除效能的差異逐漸拉大，硝化細菌在抗重金屬沖擊能力方面較差，NH4+-N去除效率受重金屬影響較為嚴重，水解-MBR組合工藝對重金屬Cu2+、Ni2+的耐受質量濃度為20 mg/L，而單純MBR工藝僅為10 mg/L.

2)水解-MBR工藝適合處理含親水性物質較多的廢水，在重金屬Cu2+和Ni2+負荷沖擊后，水解反應可將污水中HPI大部分轉化為HPO-A，改善難降解有機物可生化性，芳香族化合物的含量明顯降低.水解-MBR工藝出水以疏水性物質為主，而MBR工藝出水則是以親水性有機物為主，且出水中芳香族化合物含量接近于水解-MBR工藝出水的2倍.

3)隨著重金屬Cu2+和Ni2+質量濃度的升高，MBR反應器內活性污泥的SOUR在逐步下降，但水解-MBR工藝SOUR的下降值遠遠小于單獨MBR，水解-MBR工藝SOUR受重金屬的抑制率均比單獨MBR工藝低5%左右.水解反應器中微生物將部分重金屬吸附，或者是受重金屬的刺激分泌大量的EPS與重金屬形成螯合物，在降低重金屬質量濃度的同時減輕重金屬的毒性作用，最大程度地保護了后續好氧處理單元內的微生物，體現了水解-MBR工藝具有較強的抗沖擊負荷的能力.

4)受重金屬沖擊后，水解反應器通過微生物系統分泌大量的蛋白來與重金屬結合，進而降低重金屬生物毒性，水解出水中蛋白質質量濃度大幅升高，但由于微生物活性降低使多糖的溶出速率減慢.由于水解使重金屬毒性減弱，水解-MBR系統中微生物的活性較高，系統中出水質量濃度均顯著低于單獨MBR工藝.

5)與單獨MBR工藝相比，水解-MBR系統中經過水解反應器的緩沖作用后，有效減少膜表面膠體物質和溶解性有機物形成，降低污泥濾餅層的形成速度，濾餅層較小，膜污染的速率較MBR慢，可有效延長膜組件的使用周期.

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Influence characteristics of Cu2+and Ni2+on the treatment efficiency of hydrolysis-MBR process

HUANG Likun1,2, WANG Guangzhi2, LI Wei2, QU Fanqi1, WANG Jingyuan1, ZHAO Qingliang2

(1.School of Food Engineering, Harbin University of Commerce, Harbin 150076,China; 2.School of Municipal and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)

In order to reduce the impact of heavy metals on the biological treatment system of electroplating wastewater, a lab-scale process combined with hydrolysis reactor and membrane bioreactor (MBR) was used to treat electroplating wastewater. Taking Cu2+and Ni2+as research objects, the effects of different metal concentrations on the electroplating wastewater treatment were studied, and the changes of DOMs and microbial activity in water were analysed simultaneously. The experimental results showed that the removal efficiencies of COD and NH4+-N were above 75% and 45%, respectively, when the concentration of Ni2+and Cu2+was 5-20 mg/L. Nitrification bacteria’s ability to resist heavy metal impact was weak. The tolerance concentration of Ni2+in hydrolysis reactor combined with MBR was 20 mg/L and only 10 mg/L in MBR. The hydrolysis reactor could convert most of HPI into HPO-A, which could improve the biodegradability of refractory organic compounds, and the content of aromatic compounds was obviously decreased. With the increase of Ni2+and Cu2+, the SOUR value of activated sludge in MBR reactor was gradually decreased, but the inhibition rate of SOUR in hydrolysis reactor combined with MBR was 5% lower than that in MBR. Due to the hydrolysis, the toxicity of heavy metals decreased. In hydrolysis reactor combined with MBR, the activity of microorganism was higher, and the content of EPS and the effluent concentration were significantly lower than those in MBR. The formation of colloid, dissolved organic matter and sludge cake layer could be reduced effectively, which retarded the rate of membrane fouling.

electroplating wastewater; hydrolysis acidification; MBR; heavy metal

10.11918/j.issn.0367-6234.2017.02.011

2016-02-16

國家重大科技專項(2013ZX07201-007-003); 中國博士后科學基金(2012M510965)

黃麗坤(1980—)，女，博士,副教授； 趙慶良(1962—)，男，教授，博士生導師

王廣智，hitwgz@126.com

X522

A

0367-6234(2017)02-0062-08