溶解氧對HLB-MR反應器內有機物的生物絮凝影響

萬立國,林 巧,張麗君,張文華*,劉紅波,龍北生,熊 玲

溶解氧對HLB-MR反應器內有機物的生物絮凝影響

萬立國1,2,林 巧1,張麗君1,張文華1,2*,劉紅波1,2,龍北生1,2,熊 玲1

(1.長春工程學院水利與環境工程學院,吉林 長春 130012；2.長春工程學院,吉林省城市污水處理重點實驗室,吉林 長春 130012)

為了研究溶解氧(DO)對高負荷生物絮凝-膜反應器(HLB-MR)內有機物生物絮凝規律的影響,采用平行對比實驗,考察了不同DO條件下反應器內有機物的生物絮凝效果、胞外聚合物(EPS)含量、金屬陽離子濃度和微生物群落結構.結果表明:DO濃度分別為1~2mg/L和6~8mg/L時, HLB-MR反應器的絮凝效率分別為83%和89%,兩反應器內上清液的濁度差別也進一步證實,較高的DO濃度下,反應器的生物絮凝效果更好.DO濃度在6~8mg/L時,HLB-MR反應器內結合態EPS和自由態EPS的含量分別為15.64mg /(g?VSS)和8.71mg/L,兩者均顯著高于DO為1~2mg/L時的11.83mg /(g?VSS)和6.56mg/L,反應器濃縮液中鎂和鋁的濃度也均明顯高于低DO濃度時所對應的值,這說明在高DO條件下,有更多的EPS與金屬陽離子結合而固定在污泥基質中,促進了生物絮凝.高通量測序表明,DO濃度分別為1~2mg/L和6~8mg/L時,HLB-MR反應器內細菌的群落結構差異明顯,高DO濃度反應器底泥中Actinobacteria和Saccharibacteria的相對豐度較高,可能對生物絮凝有促進作用.

膜反應器；生物絮凝；溶解氧；胞外聚合物；金屬陽離子；微生物群落

隨著人口的快速增長和城鎮化水平的不斷提高,城市污水的產生量急劇增加.城市污水中蘊含大量的能源,據報道每m3城市污水中通常含有1.9kWh的有機化學能[1],然而城市污水中有機物的濃度較低,難以直接實現其經濟高效能源化,城市污水中有機物的高效濃縮富集技術成為了保障污水有機能源經濟回收的關鍵[2-3].一般城市污水中約70%的有機物以懸浮或膠體形態存在,因而膜分離濃縮污水中有機物的方法受到很多研究者的青睞,但直接膜過濾城市污水存在膜污染嚴重和膜通量急劇下降的問題[4-5],本研究構建了高負荷生物絮凝-膜反應器(HLB-MR),其理念為在膜分離濃縮污水中的有機物時,利用微生物產生的胞外聚合物生物絮凝污水中的懸浮和膠體物質,降低膜污染,保證工藝的穩定性.生物絮凝對HLB-MR反應器回收污水中有機物、緩解膜污染和降低整個系統的運行能耗均有重要影響.溶解氧(DO)是微生物與底物反應的重要生化參數,對微生物的活性、菌膠團的形成以及污泥絮體特性都有重要的影響,是反應器內有機物生物絮凝過程的重要控制參數,但關于DO對高負荷膜反應器內生物絮凝影響的研究報道較少,本研究采用中空纖維超濾膜反應器,以中國北方實際的城市污水為處理對象,對比分析了HLB-MR反應器在1~2mg/L和6~8mg/L 2個DO濃度條件下的生物絮凝效果,并對2反應器內濃縮液的胞外聚合物(EPS)濃度、絮體粒徑分布、有關金屬陽離子濃度和微生物種群結構進行了檢測和對比分析,以期闡明DO對這種新型結構的HLB-MR反應器生物絮凝的影響及機制,為將來該技術的實際應用提供理論支撐.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置與運行

實驗裝置如圖1所示,實驗過程中控制2組相同HLB-MR反應器的DO濃度分別為1~2mg/L和6~8mg/L,分別記為LDO反應器和HDO反應器,并保持2個反應器在20℃平行運行.實驗中選擇1~ 2mg/L的DO濃度是認為該濃度對微生物的有氧生長還沒有限制,考察是否存在降低HLB-MR反應器運行能耗的可能性;選擇6~8mg/L相對高的DO濃度是避免在污泥絮體中產生厭氧區域,排除厭氧對生物絮凝的抑制作用.每組HLB-MR反應器的容積為1.87L,內配備1束中空纖維膜組件(天津膜天膜科技股份有限公司,聚偏氟乙烯(PVDF)),膜面積為0.28m2,膜孔徑為0.03μm,扣除膜組件所占的體積后反應器的有效容積為1.70L.HDO反應器完全采用空氣曝氣,用氣體流量計調節曝氣流量DO濃度為6~8mg/L.LDO反應器采用氮氣和空氣混合氣體曝氣,通過調整混合比例使反應器內的溶解氧濃度為1~2mg/L,為了保證2個反應器的氣體剪切力相同, LDO反應器混合氣體流量與HDO反應器的空氣流量相同. 2個反應器均采用蠕動泵抽吸的方式出水,時間繼電器控制蠕動泵每抽吸8min,停止2min,蠕動泵采用恒通量模式運行,通過控制出水通量保證2個反應器的水力停留時間(HRT)為1h,通過蠕動泵控制濃縮液排出量保證2個反應器的污泥停留時間(SRT)為0.6d.

實驗原水取自吉林省長春市某城市污水處理廠的沉砂池出水,每次取來的污水在4℃下儲存且最多不超過3d,在進原水箱之前將污水通過3mm孔徑的篩網過濾并將其溫度調至室溫(20℃左右).

1.2 樣品與分析

反應器通常在運行3倍的SRT時長后才會趨于穩定,本研究中2個反應器平行運行了15d,分別在第13、14、15d對反應器進水、濃縮液和出水進行取樣分析, 每個樣品取3個平行.

在對樣品COD進行檢測時,將其分級為4類,即總COD(CODTO)、懸浮COD(CODSS)、膠體COD(CODCO)、溶解COD(CODSO).CODTO為樣品直接測定的COD,CODSS為CODTO與樣品經過濾紙(12~25μm)過濾后濾液的COD之差,CODCO為濾紙過濾后濾液的COD與濾液經濾膜(0.45μm)過濾后的COD之差,CODSO為濾膜(0.45μm)過濾后所得濾液的COD.COD參照標準方法[6]測定.

EPS測定:取30mL的反應器濃縮液置于離心管中,在離心力12000×g下離心5min,然后將上清液通過0.45μm濾膜過濾,所得濾液測定的EPS即為自由態EPS.用純水將離心管中剩余污泥重新定容至原體積,混勻后置于80℃水浴30min,待離心管冷卻后再次于離心力12000×g下離心5min,將上清液通過0.45μm的濾膜,所得濾液測得的EPS即為結合態EPS.對自由態EPS和結合態EPS中的蛋白質和多糖進行測定,EPS-蛋白質采用改進的Lowry法測定[7],EPS多糖采用蒽酮比色法測定[8].

金屬離子測定:濃縮液樣品經30min沉淀后取其上清液,上清液經過0.45μm濾膜過濾后,利用ICP-OES(Perkin Elmer,Optima 5300DV)測量金屬離子(鎂、鈣、鋁).一定量的濃縮液沉淀物經冷凍干燥后,取已知重量的凍干固體至聚四氟乙烯管中,加入10mL 65% HNO3并置于石墨消解儀(SCP,DigiPREP MS)上在180℃條件下消解45min,去酸,使剩余液體積約1mL,冷卻至室溫后用2% HNO3淋洗,過濾后定容至50mL,并利用ICP-OES(Perkin Elmer,Optima 5300DV)測量金屬離子(鎂、鈣、鋁).

濃縮液沉淀30min后收集上清液,采用濁度儀(HACH,2100Q)測定其濁度.采用溶解氧儀(WTW, OXI 3310-SET1)測定兩反應器內的DO濃度.采用激光粒度粒形分析儀(EyeTech)測量濃縮液樣品的絮體粒徑,其測量結果以個數粒度分布的數據形式記錄.

在反應器運行第15d時,對2個反應器內的濃縮液和進水進行取樣,為了保證反應器內濃縮液取樣的代表性,取樣時將膜組件拿出反應器,將反應器內的濃縮液充分混勻后取出濃縮液,對濃縮液進行30min的沉淀分離,分別取上清液和底泥與進水一起進行DNA提取及高通量測序.利用 DNA 提取試劑盒 Fast DNA Spin Kit for Soil(QBIOgen Inc.,Carlsba, CA,美國)提取樣品的總DNA.采用338F(ACTC CTAC GGGA GGCA GCAG)和806R (5'-GGAC TACH VGGG TWTC TAAT-3')引物對樣品進行V3和V4區16S rRNA基因擴增[9],采用20 μL的PCR擴增體系,配置如下:5×FastPfu Buffer,4μL、2.5mM dNTPs,2μL、Forward Primer(5μM),0.8μL、Reverse Primer (5μM),0.8μL、FastPfu Polymerase,0.4μL、BSA,0.2μL、樣品DNA,10ng并用ddH2O補齊至20μL.在PCR儀(ABI GeneAmp? 9700型)中的反應條件為:95℃預加熱3min,隨后進行30周期擴增反應(95℃變性30s,55℃退火30s,72℃延伸45s,72℃延伸10min,72℃直至終止).DNA 擴增樣品送上海某生物技術公司采用 Illumina MiSeq 測序儀測序,通過序列比對和數據統計,分析細菌在門水平上的相對豐度.

2 結果與討論

2.1 生物絮凝效果

如表1和圖2所示.進水中CODSS和CODCO百分比分別為73.5%和13.7%,LDO和HDO反應器濃縮液中它們的比例分別為94.9%和3.2%,96.7%和1.8%.而對CODSO而言,它在進水、LDO和HDO反應器濃縮液中比例分別為12.8%、1.9%和1.5%.基于CODCO在進水中和濃縮液中的質量負荷所計算出的LDO和HDO反應器的絮凝效率分別為83%和89%.由此可見,在2個反應器中,有大量的CODCO轉化為CODSS.相比LDO反應器,HDO反應器內這種生物絮凝程度較高、絮凝效果較好.LDO和HDO兩反應器內濃縮液沉淀的上清液的濁度分別為32NTU和27NTU,HDO反應器上清液中較低的濁度值也證實了在該反應器中生物絮凝效果較好.

表1 進水、濃縮液和出水中各分類COD濃度

LDO和HDO 2個反應器內濃縮液中顆粒的個數濃度均為2.2×105/mL,兩反應器內濃縮液中不同粒徑范圍的顆粒所占百分比如圖3所示.HDO反應器中濃縮液所含的0~1μm區間段的顆粒百分比為26.2%,明顯高于LDO反應器中所對應區間段的值(19.0%),但在1~10μm和10~30μm 2個區間段, HDO反應器中濃縮液所含的顆粒百分比分別為58.4%和14.3%,均低于LDO反應器中所對應區間段的值(64.4%和15.6%).兩反應器內濃縮液中30~100μm區間段的粒徑數量均較少,而且它們所占百分比在兩反應器中差別不大.相對LDO反應器而言,HDO反應器內濃縮液中0~1μm區間段的顆粒比例較高,而10~30μm區間段的顆粒比例較低.這可能因為過高的DO濃度條件下HLB-MR產生了解絮凝效應,導致反應器內濃縮液中較大顆粒解體為更加細小的顆粒,從而出現細小顆粒的比例增大的現象.DO是影響污泥絮體性質的重要參數,已有相關學者進行了大量研究[10-12],但關于5mg/L以上的DO濃度對污泥絮體大小的影響機制尚不十分清楚,需要進一步研究.

圖2 不同DO下反應器內各類COD比例及絮凝效率

圖3 2反應器濃縮液濃中不同粒徑范圍的顆粒占比

關于DO對絮凝效率的影響,Faust等[13]報道了類似的結果,高負荷膜生物反應器在DO濃度為4mg /L時的絮凝效率為92%,明顯高于DO濃度為1mg/ L時的69%.與本研究不同的是,DO濃度為6~8mg/L和1~2mg/L條件時,HLB-MR反應器的絮凝效率差別不明顯,且均在80%以上.但其所報道的DO對反應器內濃縮液顆粒尺寸大小分布的影響與本研究呈相反的規律,這可能由于進水水質和反應器結構形式不同所致.低DO濃度下活性污泥系統有機物絮凝效果較差的原因文獻提供了以下幾種解釋:1)在低DO濃度下有氧活性的降低可能導致了作用于生物絮凝的EPS的產生速率降低或者在厭氧條件下降解的速率加快[14-16],2)低DO濃度水平下微生物能將Fe3+還原成Fe2+而出現反絮凝現象,因為Fe3+與微生物胞外聚合物之間能產生比Fe2+更強的陽離子架橋作用[17-18],3)低DO濃度條件下開始過度生長的絲狀細菌對絮凝產生了的負面作用[19].鑒于上述報道中所控制的DO濃度水平不盡相同而且相關的環境因子(例如污泥濃度、溫度、pH值和底物成分)不同,導致最佳的DO濃度控制范圍也僅能只做參考,而在未經刻意污泥接種的HLB-MR反應器內,在極短的SRT和HRT條件下,DO濃度對生物絮凝過程的影響機制是否與上述相同尚需進一步研究.

2.2 EPS與金屬陽離子濃度

濃縮液沉淀部分和上清部分的EPS分別被稱為結合態EPS和自由態EPS,總EPS由EPS-蛋白質和EPS-多糖兩部分組成.如圖4所示, LDO反應器內的總EPS有77.0%以結合態形式存在,23.0% 以自由態形式存在;而HDO反應器內的總EPS有79.9%以結合態形式存在,20.1% 以自由態形式存在.可見2個反應器中,結合態EPS的含量比自由態EPS含量高3倍以上,為總EPS的主要存在形態.文獻報道污水中顆粒的生物絮凝主要緣于微生物分泌出的EPS[20],由于EPS的粘性作用,它可以在顆粒間形成互連的基質[21].沉淀中結合態EPS含量較高,這正好能解釋LDO和HDO反應器均發生了較廣泛的生物絮凝.HDO反應器結合態EPS和自由態EPS的含量分別為15.64mg/(g·VSS)和8.71mg/L,兩者均顯著高于LDO反應器內所對應含量(11.83mg /(g·VSS)和6.56mg/L),這表明較高DO濃度下,HLB-MR內產生了更多的EPS.有研究報道EPS的功能基團,如氨基,羧基和磷酸基團,有助于絮凝污水顆粒和保持絮凝體的穩定性[22-23].LDO和HDO兩反應器內自由態EPS中只存在EPS-多糖,沒有EPS-蛋白質,而兩反應器在結合態EPS中EPS-蛋白質的含量分別為12.3%和19.0%,均遠小于50%,這表明EPS-蛋白質含量低于EPS-多糖的含量,而且主要存在污泥基質中.然而,一些研究文獻卻報道EPS-蛋白質是污泥和生物膜中總EPS的主要成分[24-25],這可能是由于實驗水質和EPS提取方法的不同導致了不同的結論.

圖4 2個反應器濃縮液結合態和自由態EPS含量及所含多糖和蛋白濃度

表2給出了多價金屬陽離子Ca2+, Mg2+和Al3+在濃縮液沉淀物和上清液中的濃度.在濃縮液沉淀物中,鈣的濃度最高,其次是鋁和鎂,鈣和鋁的濃度超過鎂濃度的2倍.這3種陽離子,在濃縮液沉淀物中,HDO反應器中的鎂和鋁的濃度均明顯高于LDO反應器中的濃度,鈣的濃度兩者相差不大;而在上清液中,鎂的含量極低而且兩反應器中濃度差別極小,而鈣和鋁在HDO反應器中的濃度均明顯低于LDO反應器中的濃度.這些數據表明,與LDO反應器相比,HDO反應器中有更多的陽離子分配到濃縮液的固體中,這與HDO反應器有更高的結合態EPS濃度的結果相一致,這可能因為多價金屬陽離子與EPS之間形成了橋連作用并嵌入到了濃縮液的污泥基質中,常用雙電層相互作用理論、離子架橋理論和藻朊酸鹽理論來解釋其促進生物絮凝的機理[26-27].多價金屬離子對生物絮凝的促進作用已被研究者廣泛證明, jin等[28]通過對7個污水處理廠進行研究,發現金屬陽離子濃度的提高能改善污泥的沉降性和可壓縮性,Wen 等[29]報道Al3+濃度的增加能提高活性污泥的絮凝效果,Bruus等[30]發現Ca2+的排出導致了活性污泥絮凝體的分散.本研究上清液中鈣、鎂和鋁的濃度數據還說明:鎂和鈣離子與固相污泥基質結合較緊密,不易從沉淀中分離進入上清液,而鋁離子則較易分配至上清液中,這可能與鋁離子絮凝形成的沉淀物容易受環境因素比如pH值、剪切力等的影響有關.

表2 HLB-MRs內濃縮液沉淀物和上清液中Ca2+、Mg2+和 Al3+的濃度

2.3 微生物群落結構特性

對進水(Wastewater)、LDO反應器上清液(LDO- S)、HDO反應器上清液(HDO-S)、LDO反應器底泥(LDO-R)、HDO反應器底泥(HDO-R)共5個樣品進行了高通量測序分析.5個樣品中不同門水平細菌的相對豐度如圖5所示,圖中相對豐度低于1%的菌群合并為others.由圖5可知,DO濃度的不同導致了2個HLB-MR反應器內上清液和底泥中細菌的群落結構出現了差異.Proteobacteria在所有樣品(進水、底泥和上清液)中均為優勢菌群,該現象與之前一些文獻報道一致[31-32].Proteobacteria在LDO-S和HDO-S樣品中相對豐度分別為49.6%和49.1%,在LDO-R和HDO-R樣品中的相對豐度分別為38.9%和32.8%.當DO濃度升高時,上清液中Proteobacteria的相對豐度幾乎無變化,僅降低了0.5%,而底泥中Proteobacteria的相對豐度則變化顯著,降低了6.1%,說明隨著DO濃度的升高,污泥相中的其他種類微生物開始競爭生長,Proteobacteria的相對豐度有所降低,而其在上清液中維持較高的相對豐度,說明Proteobacteria容易呈現為游離狀態或者較易從污泥絮體或聚集體中脫離.

在上清液樣品LDO-S和HDO-S中, Actinobacteria的相對豐度分別為6.14%和4.84%,而在底泥樣品LDO-R和HDO-R中,其相對豐度分別為14.47%和21.08%.在上清液中相對豐度明顯小于其在底泥中的相對豐度,這說明Actinobacteria更有可能形成污泥絮體或粘附在已經形成的絮體上.隨著DO濃度的升高,Actinobacteria在反應器底泥中的相對豐度增加,可能對有機物的生物絮凝有促進作用.這與Agunbiade等[33]的研究相吻合,他們指出Actinobacteria能促進生物絮凝,可以用其制備經濟廉價的生物絮凝劑.Saccharibacteria在上清液和底泥樣品中的相對豐度則呈現出與Actinobacteria相反的現象,在上清液樣品LDO-S和HDO-S中, Saccharibacteria的相對豐度分別為14.49%和17.87%,而在底泥樣品LDO-R和HDO-R中其相對豐度分別為3.99%和4.77%,這說明Saccharibacteria大部分呈現游離狀態或者較易從污泥絮體脫離.但隨著DO濃度的升高,HLB-MR反應器內Saccharibacteria相對豐度明顯增大,這可能也對有機物的生物絮凝有積極作用,其相關機制需進一步研究.

圖5 5個樣品中細菌在門水平的相對豐度分布

3 結論

3.1 DO濃度在1~2mg/L和6~8mg/L時, HLB-MR反應器的絮凝效率分別為83%和89%, DO濃度越高,生物絮凝效果越顯著.

3.2 DO濃度在6~8mg/L時,HLB-MR反應器中結合態和自由態EPS的含量、濃縮液中的鎂和鋁的濃度均顯著高于低DO濃度所對應的值,高DO條件下,有更多的金屬陽離子與EPS結合固定在污泥基質中,促進了生物絮凝過程.

3.3 DO濃度的不同導致HLB-MR反應器內細菌的群落結構出現了差異,隨著DO的提高, Actinobacteria和Saccharibacteria在反應器底泥中的相對豐度增加,可能對生物絮凝有促進作用.

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WAN Li-guo1,2, LIN Qiao1, ZHANG Li-jun1, ZHANG Wen-hua1,2*, LIU Hong-bo1,2, LONG Bei-sheng1,2, XIONG Ling1

(1.School of Water Conservancy & Environment Engineering, Changchun Institute of Technology, Changchun 130012, China；2.Jilin Provincial Key Laboratory of Municipal Wastewater Treatment, Changchun Institute of Technology, Changchun 130012, China)., 2019,39(8)：3340~3346

In order to study the effect of dissolved oxygen (DO) on bioflocculation law of organic matter in high loaded bioflocculation membrane reactor (HLB-MR), parallel contrast experiments were conducted to investigate the bioflocculation effect of organic matter, the content of extracellular polymeric substance (EPS), the concentration of metal cations and the microbial community structure under different DO conditions. When the DO concentrations were at 1~2mg/L and 6~8mg/L, the flocculation efficiencies of HLB-MRs were 83% and 89%, respectively. The difference in turbidity of the supernatant in the HLB-MRs further confirmed that the higher DO concentration had induced a better bioflocculation effect. When the DO concentration was at 6~8mg/L, the content of bound EPS and supernatant EPS in the HLB-MR were 15.64mg/(g×VSS) and 8.71mg/L, respectively, both of which were significantly higher than 11.83mg/(g×VSS) and 6.56mg/L at 1~2mg/L of DO concentration, and the concentrations of magnesium and aluminum in the concentrate in the HLB-MR were also significantly higher than those at 1~2mg/L of DO concentration. Under high DO concentration conditions, more EPS are combined with metal cations to be immobilized in the sludge matrix, which promotes bioflocculation.High-throughput sequencing showed that when the DO concentrations were at 1~2mg/L and 6~8mg/L, the community structure of bacteria in the HLB-MRs were significantly different. The relative abundance of Actinobacteria and Saccharibacteria in the sediment of HLB-MR at higher DO concentration were higher, which might promote bioflocculation.

membrane reactor；bioflocculation；dissolved oxygen；extracellular polymeric substance；metal cation；microbial community

X703.1

A

1000-6923(2019)08-3340-07

萬立國(1982-),男,湖北天門人,副教授,碩士,主要從事污水處理及其資源化研究.發表論文25篇.

2019-01-19

吉林省自然科學基金資助項目(20180101317JC);吉林省省級產業創新專項資金資助項目(2019C055);國家科技重大專項(2012ZX07202-009-01);吉林省重點科技攻關項目(20160204006SF);長春工程學院種子基金資助項目(320180027)

* 責任作者, 教授, wenhuazhang1029@163.com