SBR活性污泥系統去除模擬廢水中Pb2+的研究

袁俊莉，劉國華*，唐湘南，齊 魯，王洪臣，葉正芳，趙泉林

1.中國人民大學環境學院低碳水環境技術中心，北京 100872

2.北京大學環境科學與工程學院，北京 100871

水體重金屬污染具有毒性強、持續時間長等特點，被認為是最嚴重的環境問題之一[1].我國是世界上最大的鉛生產和消費大國，重金屬鉛被廣泛應用于采礦、冶金、蓄電池等行業，并隨著生產廢水排出.

2016年廢水主要污染物中鉛成為排放量最高的重金屬，排放量達到52.9 t[2].此外，重金屬鉛被認為是毒性最強的三大重金屬之一，不僅影響作物產量，還會通過食物鏈在人體中累積[3]，進而損害神經、損傷腎臟，并作為內分泌干擾物影響女性生育能力[4-5].

目前，重金屬廢水的處理方法有化學沉淀法、電解法、離子交換法、膜分離法等，但是這些方法存在二次污染嚴重、成本高、能耗高等缺陷[6-7].吸附法也是處理重金屬廢水的一種方法，根據吸附材料的不同分為物理吸附法和生物吸附法.生物吸附法是指通過生物體本身特性和化學結構吸附廢水中的重金屬，然后進行水與吸附材料的分離，從而達到去除重金屬的目的[8]，具有二次污染小、處理效率高及成本低等優勢.生物吸附劑材料可分為動物、植物和微生物三類，其中微生物作為生物吸附劑具有吸附速度快、吸附能力強等優勢[9-10].活性污泥是由細菌、真菌、原生動物和后生動物等各種微生物組成的絮凝體.有研究[11]表明，經過化學改性的活性污泥對Pb2+有較好的吸附效果.在活性污泥吸附重金屬的研究中，由于活性生物體容易受到環境因素的限制，大多數方法將活性污泥制成生物吸附劑來去除重金屬[12].然而，活體生物體不僅能憑借自身的化學結構吸附重金屬，還能通過自身的增殖產生更多的吸附劑，去除更多的重金屬.

序批式反應器(sequencing batch reactor,SBR)是污水處理中常見的一種反應器.SBR活性污泥法是國內外廣泛應用的一種污水生物處理技術，具有流程簡單、耐沖擊負荷能力較強、處理有毒或高濃度有機廢水能力強等優勢.利用SBR活性污泥系統處理Pb2+的廢水，活性污泥能快速吸附Pb2+，通過將部分活性污泥排出系統達到去除Pb2+的目的.同時，活性污泥可以利用進水中碳、氮、磷等營養物質生長繁殖，不斷地產生新的吸附劑.在采用SBR活性污泥系統去除Pb2+的研究[13-14]中，系統運行時間都較短，也鮮有研究涉及Pb2+對系統微生物影響方面的內容.該研究探究了SBR活性污泥系統在長時間運行過程中對廢水中的Pb2+、耗氧有機污染物(濃度以COD計)的去除效果，以及Pb2+對SBR活性污泥系統MLSS(活性污泥濃度)、微生物多樣性的影響，分析了活性污泥吸附Pb2+的影響因素和吸附機理，以期為SBR活性污泥系統處理含Pb2+的廢水提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

SBR試驗裝置如圖1所示.裝置為圓柱形，有效容積為6 L，采用蠕動泵均勻進出水，進水和排水比均為0.5，曝氣方式為間歇式曝氣，裝置反應時間由時間控制器控制.

圖1 SBR裝置示意Fig.1 Diagram of SBR equipment

SBR裝置運行周期為24 h，分為5個階段(進水6 min、反應21 h 54 min、靜置沉淀60 min、排水6 min、閑置54 min)，反應階段控制DO濃度在2.0 mg/L左右，攪拌速率設置為150 r/min，完全進水后開始曝氣.

1.2 試驗材料

接種活性污泥取自筆者所在課題組A2/O中試處理裝置好氧池單元，活性污泥濃度約為3 000 mg/L，污泥沉降比(sludge velocity,SV30)為20%~30%，污泥容積指數(sludge volume index,SVI)為70 mL/g，VSS/SS(揮發性懸浮物與總懸浮物的濃度比)為0.82.

人工配水成分主要包含葡萄糖、氯化銨、磷酸二氫鉀和硝酸鉛.試驗所用藥品均為分析純.

Pb2+儲備液的配制方法：稱取1.598 6 g Pb(NO3)2用去離子水配制成1 000 mL溶液，所得儲備液Pb2+濃度為1 000 mg/L.

SBR活性污泥系統進水以葡萄糖為碳源，氯化銨為氮源，磷酸二氫鉀為磷源.配水使用自來水，自來水能夠提供微生物生長繁殖所需的微量元素.通常，工業廢水中Pb2+濃度為1~50 mg/L，但當Pb2+濃度高于10 mg/L時不利于活性污泥系統運行[15-16]，因此該研究設置進水Pb2+濃度分別為3、5、10 mg/L. 進水COD濃度為800 mg/L，NH4+-N濃度為40 mg/L，TP濃度為8 mg/L，pH為6左右.

1.3 試驗方法

1.3.1 SBR活性污泥系統去除Pb2+試驗

試驗通過控制SBR活性污泥系統中Pb2+的濃度來設置不同階段，當系統中COD去除率穩定并維持在90%以上，且Pb2+的去除率穩定時，則會提高Pb2+的濃度，進入下一個階段.試驗包括4個階段：培養階段、3 mg/L階段、5 mg/L階段和10 mg/L階段，各階段模擬廢水中Pb2+濃度分別為0、3、5和10 mg/L.為方便論述，將4個試驗階段依次命名為階段Ⅰ、階段Ⅱ、階段Ⅲ和階段Ⅳ.

階段Ⅰ，污泥齡(sludge retention time，SRT)為8 d，每天在裝置閑置時排出約375 mL污泥；階段Ⅱ和階段Ⅲ，SRT調整為10 d，每天在裝置閑置時排出約300 mL污泥；階段Ⅳ，SRT調整為12 d，每天在裝置閑置時排出約250 mL污泥.SBR活性污泥系統中階段Ⅱ、階段Ⅲ、階段Ⅳ的Pb2+去除率均接近100%，根據每天進入裝置(9 mg)以及從裝置排出Pb2+的量，依次按式(1)~(3)計算SBR活性污泥系統中階段Ⅱ、階段Ⅲ及階段Ⅳ的Pb2+累積量.

式中：n為裝置運行天數，d；Wn為裝置運行n天系統中Pb2+累積量，mg；Wn?1為裝置運行n?1天系統中Pb2+累積量，mg.

在試驗期間，對裝置中Pb2+濃度以及COD、MLSS和SVI等參數進行監測和分析，其中COD濃度采用快速消解分光光度法測定，Pb2+濃度使用火焰原子吸收分光光度計(Z-2000，日本日立公司)測定，MLSS和SVI采用重量法測定.

1.3.2 影響因素試驗

取25 mL濃度為20 mg/L的Pb2+溶液，置于50 mL錐形瓶中，將pH調節至6，加入活性污泥(未滅活)，控制活性污泥濃度為1 000 mg/L，在25℃下置于200 r/min的搖床中吸附2 h，靜置30 s后，取10 mL上清液于離心管中，8 000 r/min下離心5 min后取上清液，測定Pb2+的濃度.該研究分別改變pH(pH=2、3、4、5、6、7)，活性污泥濃度(MLSS)(80、200、400、600、800、1 000、1 200 mg/L)，初始Pb2+濃度(5、10、20、50、100、200 mg/L)，溫度(15、25、35℃)等因素來考察活性污泥對Pb2+吸附效果的影響.

1.3.3 吸附動力學試驗

取400 mL濃度為20 mg/L的Pb2+溶液于錐形瓶中，將pH調至6，加入一定量的活性污泥(控制活性污泥濃度為1 000 mg/L)，在25℃下進行吸附試驗.取樣時間為0、2、4、6、8、10、15、20、25、30、40、50、60、75、90、105、120 min.取10 mL混合液于離心管中，8 000 r/min下離心5 min后取上清液，測定Pb2+的濃度，分析活性污泥對Pb2+的動力學吸附特征.

1.3.4 活性污泥表征方法

取一定量的污泥置于2 mL離心管中，先離心10 min(轉速為6 000 r/min)，再棄上清液用去離子水洗滌3次后，向洗滌的污泥樣品中加入固定液，采用掃描電子顯微鏡(scanning electron microscope,SEM)和X射線能譜(energy-dispersive X-ray spectroscopy,EDS)對樣品進行分析；取一定量的污泥置于2 mL離心管中，先離心10 min(轉速為6 000 r/min)，再棄上清液用去離子水洗滌3次后，將污泥樣品真空干燥48 h，采用傅里葉變換紅外光譜(Fourier transform infrared spectroscopy,FTIR)對樣品進行分析.

2 結果與討論

2.1 SBR活性污泥系統的變化情況

2.1.1 SBR活性污泥系統對Pb2+的去除效果分析

SBR活性污泥系統對Pb2+和COD的去除效果如圖2所示，其中0~4 d為階段Ⅰ，5~11 d為階段Ⅱ，12~72 d為階段Ⅲ，73~123 d為階段Ⅳ.由圖2可見：階段Ⅱ和階段Ⅲ后期Pb2+的去除率均在98%以上，階段Ⅳ后期Pb2+的去除率出現明顯下降，但仍在90%以上；階段Ⅰ至階段Ⅳ期間COD的去除率在90%~99%之間.SBR活性污泥系統運行72 d時，Pb2+累積量為149.8 mg，污泥吸附量為6.2 mg/g.Elham等[17]的研究顯示，SBR活性污泥系統進水Pb2+濃度為5 mg/L時，Pb2+的平均去除率為97.1%，與該研究Pb2+去除試驗結果基本一致.隨著SBR活性污泥系統的運行，Pb2+累積量不斷增加，運行110 d時，Pb2+累積量為351.6 mg，MLSS為2 766 mg/L，污泥吸附量為20.9 mg/g.這說明運行后期SBR活性污泥系統中Pb2+累積量較高，超過了其承受范圍，導致Pb2+的去除率下降.

圖2 SBR活性污泥系統中Pb2+累積量以及Pb2+、COD去除率的變化情況Fig.2 Pb2+ accumulation quantity and removal rate of Pb2+ and COD in the SBR activated sludge system

總體上看，SBR活性污泥系統對Pb2+的去除效果較好，但為保證活性污泥對Pb2+的去除效果，降低高濃度Pb2+對活性污泥微生物的毒害作用，SBR活性污泥系統更適用于處理低濃度(3、5 mg/L)含Pb2+的廢水.

Pb2+對SBR活性污泥系統中MLSS、SVI的影響如圖3所示.由圖3可見，SBR活性污泥系統各階段的MLSS均呈先下降、再逐漸恢復的趨勢；在Pb2+作用下，SVI迅速降低，隨后在40~50 mL/g之間波動.SVI明顯下降是因為帶負電的活性污泥吸附Pb2+后，自身負電被中和，菌膠團之間的排斥力減小，活性污泥團聚，結構更致密，更容易沉淀.有研究[18]表明，重金屬離子可以通過影響細胞內的酶、誘導產生活性氧(reactive oxygen species，ROS)和影響細胞膜結構等方式對活性污泥產生毒性.因此，在SBR活性污泥系統運行過程中COD、MLSS、SVI均出現了不同程度的變化.

圖3 SBR活性污泥系統中MLSS、SVI的變化情況Fig.3 The changes of MLSSand SVI in the SBR activated sludge system

2.1.2 SEM分析

SEM能夠用光柵掃描的方式，在較高倍數下觀察到物質表面的微觀形態.Mohite等[19]研究發現，重金屬能降低胞外聚合物中蛋白質的含量，改變胞外聚合物形態結構.利用SEM對階段Ⅰ(運行1 d時)和階段Ⅲ(運行70 d時)的活性污泥進行分析，通過污泥微觀形態的變化分析Pb2+對活性污泥的影響.由圖4可見，階段Ⅰ的活性污泥表面分布著許多菌膠團，菌膠團疏松多孔，且輪廓較為明顯.經過Pb2+作用后，活性污泥的菌膠團變得致密，分布減少且輪廓不明顯，微孔數量明顯下降，該試驗現象也與SVI的變化趨勢相符合.

圖4 SBR活性污泥系統中活性污泥的SEM圖Fig.4 SEM images of activated sludge in the SBR activated sludge system

2.1.3 微生物種群分析

通過NovaSeq測序平臺的16S rDNA擴增子測序，獲得了階段Ⅰ(運行1 d時)和階段Ⅲ(運行70 d時)的活性污泥中微生物種群在科水平和屬水平上的相對豐度分布圖.如圖5(a)所示，科水平上，階段Ⅰ的活性污泥中優勢菌科為紅環菌科(Rhodocyclaceae)、羅丹諾桿菌科(Rhodanobacteraceae)和叢毛單胞菌科(Comamonadaceae)，相對豐度分別為0.137、0.121和0.088，除了10種相對豐度較大的具體菌科外，其他菌科的相對豐度共計0.579；在Pb2+長期作用下，活性污泥中紅環菌科的相對豐度增加，達到0.246，中村氏菌科(Nakamurellaceae)和一種不明菌科的相對豐度分別提高至0.160和0.105，取代羅丹諾桿菌科和叢毛單胞菌科成為新的優勢菌科，而其他菌科的相對豐度降至0.344，這說明有一些其他菌科受到Pb2+的抑制較為嚴重，相對豐度集中到少數的優勢物種，生物多樣性受到影響，從屬水平上微生物種群的相對豐度變化〔見圖5(b)〕也能看出相同趨勢.檢測出的物種數隨測序數據量的變化情況如圖6所示.由圖6可見，隨著測序數據量的增加，階段Ⅰ的稀釋曲線始終在階段Ⅲ之上，這說明經Pb2+作用后活性污泥的物種數量顯著減少.當測序數據量為50 000時，階段Ⅰ、階段Ⅲ測得的物種數分別為1 092和772個，活性污泥的物種數減少了29.3%.

圖5 SBR活性污泥系統中主要微生物相對豐度的變化情況Fig.5 The changes of relative abundance of key microorganismsin the SBR activated sludge system

圖6 SBR活性污泥系統中活性污泥的稀釋曲線Fig.6 The rarefaction curves of activated sludge in the SBR activated sludge system

重金屬會改變活性污泥微生物中的優勢菌種，影響微生物的種群結構，降低微生物群落的多樣性[20].Yuan等[21]研究發現，活性污泥微生物群落結構發生變化是微生物抵抗Pb2+毒性產生的結果，在Pb2+的作用下，在活性污泥中逐漸篩選出對Pb2+耐受性強的優勢菌種.該研究的SBR活性污泥系統中對Pb2+耐受性更強的紅環菌科和中村氏菌科的占比均上升，提高了該系統對Pb2+的抵抗能力，從而保證系統穩定運行.相應地，各試驗階段SBR活性污泥系統的MLSS均會經歷先下降再恢復的過程.

2.2 活性污泥吸附Pb2+的影響因素

2.2.1 pH

pH是影響活性污泥吸附Pb2+效果的重要因素[22].由圖7可見，隨著pH升高，活性污泥對Pb2+的吸附量先快速上升，達到最大值后略微下降. pH從2升至4，吸附量從0.7 mg/g升至19.37 mg/g.活性污泥的主要組成生物體是細菌，通常細菌的等電點為2.6~3.5[23].溶液中pH小于活性污泥的等電點時，活性污泥由于表面的游離氨基質子化而帶正電，其表面存在靜電力排斥陽離子而不利于吸附Pb2+.此外，pH較低時，溶液中的質子與Pb2+競爭吸附位點，導致吸附效果變差[24-25]. pH升高，活性污泥表面的吸附位點增多，且活性污泥表面游離羧基失去電子帶負電，從而有利于活性污泥吸附Pb2+[26].pH過高時，溶度積較小的金屬離子會在水中形成氫氧化物沉淀或膠體，不利于活性污泥吸附Pb2+. pH為4~7時，活性污泥對Pb2+的吸附效果較好.但魏佳虹等[27]研究發現，pH=5的酸性環境不利于SBR活性污泥系統中微生物的生長代謝.因此.活性污泥吸附Pb2+的適宜pH范圍為6~7.

圖7 p H對活性污泥吸附Pb2+的影響Fig.7 Effect of pH on Pb2+ adsorption by activated sludge

2.2.2 活性污泥濃度(MLSS)

由圖8可見，隨著MLSS的升高，活性污泥對Pb2+的吸附量從149.38 mg/g降至15.57 mg/g，Pb2+去除率從60%升至94%，隨后趨于穩定.這是因為MLSS升高而初始Pb2+的濃度不變，單位質量的活性污泥對Pb2+的吸附量降低.

圖8 MLSS對活性污泥吸附Pb2+的影響Fig.8 Effects of MLSSon Pb2+ adsorption by activated sludge

2.2.3 溫度和初始Pb2+濃度

圖9反映了在15、25、35℃的溫度下，活性污泥對Pb2+的吸附量隨初始Pb2+濃度的變化情況.由圖9可見：初始Pb2+濃度低于50 mg/L時，活性污泥對Pb2+的吸附效果隨溫度變化較小；25℃下活性污泥對Pb2+的吸附效果最好.低溫會使離子的擴散作用變弱，同時也會使活性污泥表面基團的活性降低，不利于活性污泥吸附Pb2+.活性污泥吸附重金屬的過程屬于放熱反應[28-29]，溫度過高會導致吸附量下降.因此，溫度過高或過低都不利于活性污泥吸附Pb2+.活性污泥濃度(1 000 mg/L)不變的情況下，初始Pb2+濃度上升，吸附量逐漸上升并趨于穩定.Pb2+濃度較低時會被活性污泥完全吸附，而初始Pb2+濃度提高后，活性污泥表面沒有足夠的金屬結合位點，吸附量保持穩定[30].初始Pb2+濃度過高時，活性污泥吸附量飽和無法繼續吸附Pb2+，且Pb2+濃度過高會對微生物產生毒害作用，所以SBR活性污泥系統不宜處理濃度過高的含Pb2+廢水[30].

圖9 溫度和初始Pb2+濃度對活性污泥吸附Pb2+的影響Fig.9 Effectsof temperature and initial Pb2+concentration on Pb2+ adsorption by activated sludge

2.3 吸附動力學及吸附機理

2.3.1 吸附動力學分析

準一級動力學模型〔見式(4)〕假定吸附過程受到物理擴散步驟的控制，適合用于描述通過邊界擴散完成的單層吸附過程；準二級動力學模型〔見式(5)〕假定吸附過程受到化學吸附機理的控制，并且可以較好地描述包括液膜擴散、表面吸附和顆粒內擴散在內的復合吸附過程[31-32].

式中：t為吸附時間，min；Qe為吸附平衡時吸附劑的吸附量，mg/g；Qt為t時刻吸附劑的吸附量，mg/g；k1為準一級動力學模型的吸附速率常數，min?1；k2為準二級動力學模型的吸附速率常數，g/(mg·min).

使用準一級和準二級動力學模型對吸附量隨時間的變化數據進行擬合，結果如圖10和表1所示.由圖10和表1可見，準一級動力學和準二級動力學模型擬合得到的參數中R2均大于0.99，說明擬合效果均較好.準二級動力學模型擬合的R2稍大，達到了0.998 2，且其理論平衡濃度(Qe)為18.35 mg/g，更接近實際測得的平衡濃度(18.55 mg/g)，說明準二級動力學模型擬合得更好，活性污泥吸附Pb2+的過程主要受化學吸附控制.

圖10 活性污泥吸附Pb2+的動力學模型擬合曲線Fig.10 Fitting curveof kinetics model for Pb2+ adsorption by activated sludge

表1 活性污泥吸附Pb2+的動力學模型的擬合結果Table1 Fitting resultsof kinetic model of Pb2+ adsorption by activated sludge

2.3.2 吸附機理

活性污泥吸附Pb2+的過程比較復雜，涉及表面有機絡合、離子交換、靜電吸附、無機微沉淀等多個反應機理[33].為了進一步確定活性污泥吸附Pb2+的機理，對吸附Pb2+前后的活性污泥采用FTIR、EDS進行分析.

活性污泥外層的胞外聚合物及微生物細胞表面均存在大量的多聚糖、蛋白質和脂類等物質，其存在的羧基、羥基、胺基、酰胺基、羰基甚至巰基等官能團，能與Pb2+發生表面有機絡合反應[34-36].采用FTIR對吸附Pb2+前后的活性污泥進行表征，結果如圖11和表2所示.由表2可見，活性污泥在吸附Pb2+后，3 443和1 077 cm?1處的吸收峰偏移量較大，分別發生了21和23 cm?1的紅移.這2個吸收峰分別代表的是胺類基團(如?NH2、?NH或?OH)和糖類中的C?O和O?H，說明Pb2+在活性污泥的吸附過程中與氨基、亞氨基、羥基以及糖類中的羰基發生了表面有機絡合反應.

表2 活性污泥吸附Pb2+前后官能團的變化Table 2 The changes of functional groups on activated sludge before and after Pb2+ adsorption

圖11 活性污泥吸附Pb2+前后紅外光譜的變化Fig.11 The FTIR images of activated sludge before and after Pb2+ adsorption

活性污泥含有K+、Ca2+、Na+、Mg2+等陽離子，與含重金屬離子的溶液接觸時，部分陽離子會和重金屬離子發生交換[38].采用EDS對活性污泥進行分析(電壓為15 kV)，可以了解活性污泥吸附Pb2+前后元素組成的變化.如圖12所示，吸附Pb2+前活性污泥表面含有K、Na、Ca、Mg等元素，吸附Pb2+后這些元素的含量明顯降低且污泥表面出現Pb，說明Pb2+與活性污泥表面的離子發生了離子交換.

圖12 活性污泥吸附Pb2+前后的EDS圖譜Fig.12 The EDX of activated sludge before and after Pb2+ adsorption

3 結論

a)SBR活性污泥系統在階段Ⅱ、階段Ⅲ對Pb2+的去除率均在98%以上，階段Ⅳ后期Pb2+的去除率有所下降，這與該系統中Pb2+累積量(351.6 mg)過高有關.SBR活性污泥系統中COD的去除率一直保持在90%~99%之間，活性污泥吸附Pb2+的適宜pH范圍為6~7，最佳溫度為25℃.

b)SBR活性污泥系統運行70 d后，該系統中生物多樣性和物種豐富度明顯降低，但逐漸篩選出對Pb2+耐受性較強的微生物，且MLSS在各階段均經歷了先下降再恢復的過程.總體上，SBR活性污泥系統對Pb2+的毒害作用有一定抵抗性，但是Pb2+濃度過高還是會影響系統穩定性.為保證Pb2+的去除效果，SBR活性污泥系統更適用于處理低濃度(3、5 mg/L)的含Pb2+廢水.

c)準二級動力學模型可以很好地擬合活性污泥吸附Pb2+的行為，R2達到0.998 2，且其理論平衡濃度(Qe)更接近實際測得的平衡濃度，說明活性污泥吸附Pb2+的過程主要受化學吸附的控制.根據FTIR、EDS等的分析結果，進一步確定活性污泥對重金屬Pb2+的吸附機理包括表面有機絡合、離子交換等.