1 引言

　　隨著人們生活水平的不斷提高和工業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展，大量含磷生活污水、工業(yè)廢水排入江河湖泊中，增加了水體營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的負(fù)荷，從而引起水體中藻類(lèi)與水生植物異常繁殖，即水體的富營(yíng)養(yǎng)化.隨著一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)的普遍實(shí)施，僅僅依靠生物除磷已難以使污水廠(chǎng)出水水質(zhì)滿(mǎn)足排放標(biāo)準(zhǔn)，而單純的化學(xué)除磷又需要專(zhuān)門(mén)的后續(xù)處理工藝，因此，強(qiáng)化生物除磷越來(lái)越受關(guān)注，化學(xué)協(xié)同除磷法順勢(shì)而生.但化學(xué)輔助除磷需要加大量的化學(xué)除磷藥劑，會(huì)引起對(duì)生物處理系統(tǒng)的破壞等問(wèn)題.問(wèn)題的關(guān)鍵是化學(xué)除磷藥劑會(huì)對(duì)污泥的活性產(chǎn)生一定的影響，但現(xiàn)有研究主要集中在絮凝劑對(duì)活性污泥法污水處理系統(tǒng)內(nèi)污泥的性質(zhì)和處理效果的影響，忽略了DHA和EPS在污水凈化過(guò)程中的作用及其受化學(xué)添加劑的影響.

　　脫氫酶和EPS都是由微生物自身產(chǎn)生的天然有機(jī)物，脫氫酶幫助微生物催化底物去除氫，DHA的大小反映了污泥活性的強(qiáng)弱;而EPS的主要成分為PN(蛋白質(zhì))和PS(多糖)，二者可在細(xì)胞外面形成一層保護(hù)膜，抵御環(huán)境中的有毒有害物質(zhì).現(xiàn)有工作只是研究了重金屬對(duì)DHA的影響，如李浩等和Wong等提出，適量的Fe3+能夠促進(jìn)DHA，而過(guò)量的Fe3+則會(huì)抑制DHA，但未能將重金屬金屬陽(yáng)離子對(duì)DHA的影響與污泥性質(zhì)和系統(tǒng)處理效果聯(lián)系起來(lái)探討其中的因果.近期研究表明，生物除磷不僅與聚磷菌有關(guān)系，還與生物絮體中的EPS有關(guān).如韓瑋等認(rèn)為EPS是胞內(nèi)聚合磷的中轉(zhuǎn)站，在生物除磷過(guò)程中具有積極的緩沖作用.方振東等研究了EPS中磷的形態(tài)對(duì)生物除磷過(guò)程的影響，認(rèn)為活性污泥的好氧吸磷和厭氧釋磷主要源自EPS中磷的含量好氧增多和厭氧減少.Huang等提出，生物磷主要以O(shè)rth-P、Pyro-P、Poly-P 3種形式存在于EPS中，聚磷菌和EPS對(duì)除磷的貢獻(xiàn)分別73.7%和17.6%.因此，本文深入研究投加FeSO4絮凝劑對(duì)SBBR污水處理系統(tǒng)中污泥DHA、EPS和處理效果的影響，以期為工程實(shí)際提供指導(dǎo).

　　2 材料與方法

　　2.1 試驗(yàn)裝置

　　反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，總高度45 cm，有效高度35 cm，外徑25 cm，內(nèi)徑19 cm，有效容積為8 L，以柱狀空心塑料顆粒作填料，頂部安裝電磁攪拌器，底部安裝充氧曝氣頭，具體見(jiàn)圖 1.

　　圖 1試驗(yàn)裝置圖

　　反應(yīng)器在室溫(25~28℃)下運(yùn)行，缺氧/厭氧攪拌和好氧曝氣交替運(yùn)行，其中，缺氧/厭氧180 min(DO濃度為0.35~0.44 mg·L-1)，好氧曝氣480 min(DO濃度為2~4 mg·L-1)，沉淀40 min，閑置/出水20 min.人工排水排泥，每天兩個(gè)周期，每次排/進(jìn)水2 L，污泥齡為9 d.掛膜成熟后，固著相活性污泥各項(xiàng)參數(shù)穩(wěn)定，膜生物量保持在2941 mg·L-1左右，后續(xù)試驗(yàn)不再測(cè)定.本研究主要分析討論均是針對(duì)懸浮相活性污泥.

　　2.2 試驗(yàn)用水及污泥

　　試驗(yàn)中以無(wú)水醋酸鈉為碳源，氯化銨為氮源，磷酸二氫鉀為磷源人工配置進(jìn)水，進(jìn)水參數(shù)：COD約250 mg·L-1，TN約25 mg·L-1，TP約6 mg·L-1.試驗(yàn)污泥均取自武漢市二郎廟污水處理廠(chǎng)的二沉池，每個(gè)反應(yīng)器的污泥量投加都是3 L.加藥前污泥的MLSS為5.155 g·L-1，MLVSS為3.408 g·L-1，MLVSS/MLSS為0.661，SVI為60.7 mL·g-1，DHA為340 mg·h-1·L-1(以TF計(jì))，EPS為34.7 mg·g-1(以VSS計(jì)).反應(yīng)器中硫酸亞鐵(FeSO4·7H2O)的投加量如表 1所示，以第1天投加絮凝劑的時(shí)間作為時(shí)間零點(diǎn).

　　表 1 加藥時(shí)間及加藥濃度

　　2.3 試驗(yàn)藥品及檢測(cè)方法

　　本實(shí)驗(yàn)所用藥品均為分析純，TP、TN、COD、MLSS、MLVSS、SVI嚴(yán)格按照國(guó)標(biāo)要求檢測(cè)，DHA采用TTC比色法測(cè)定，EPS含量采用加熱法測(cè)定，EPS中PS和PN分別采用蒽酮硫酸法和考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定.

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 FeSO4對(duì)DHA和EPS的影響

　　由圖 2a可知，污泥DHA(以每g MLVSS每小時(shí)產(chǎn)生的TF計(jì))隨投藥量的增加先增加后下降，投藥量超過(guò)0.30 mmol·L-1時(shí)，下降顯著加快.這與現(xiàn)有研究結(jié)果一致，F(xiàn)e是微生物生長(zhǎng)所需的微量元素之一，少量的Fe可以促進(jìn)DHA，但大量的Fe則會(huì)抑制DHA.一方面是因?yàn)镕e2+的水解會(huì)消耗水中的堿度，降低污水的pH，并且Fe2+投加量越大pH降低越明顯，而一般生物酶適應(yīng)的pH范圍均在7.0左右，過(guò)低的pH自然會(huì)抑制DHA;另一方面則是因?yàn)镕e2+水解形成的膠體，這些膠體會(huì)網(wǎng)捕卷掃水中的大分子有機(jī)物及顆粒較大的無(wú)機(jī)物，包裹在微生物細(xì)胞外，影響細(xì)胞內(nèi)外O2的傳遞.

　　圖 2投加絮凝劑對(duì)污泥DHA(a)和EPS(b)的影響

　　圖 2b反映了FeSO4對(duì)污泥EPS的影響.隨著投藥量的增加，EPS總量(以MLVSS計(jì))和PN含量(以MLVSS計(jì))先增多后減少，在0.20 mmol·L-1時(shí)最多;PS含量(以MLVSS計(jì))持續(xù)增多，PS與PN的比例也持續(xù)上升.這說(shuō)明少量的Fe2+對(duì)EPS的分泌具有促進(jìn)作用，但大量的Fe2+卻會(huì)抑制EPS的分泌，這與前人研究結(jié)果一致.污泥EPS中的羥基官能團(tuán)吸附基質(zhì)中的金屬離子，進(jìn)而刺激活性污泥中的微生物增加多糖的分泌，并最終導(dǎo)致EPS中多糖含量增加.而蛋白質(zhì)含量之所以會(huì)下降，有可能是因?yàn)檩^多的亞鐵離子會(huì)抑制活性污泥中酶的活性(陳烜等，2014)，從而使蛋白質(zhì)的分泌量減小，導(dǎo)致EPS中蛋白質(zhì)含量變低.

　　3.2 FeSO4對(duì)污泥基本性質(zhì)的影響

　　投加FeSO4后，反應(yīng)器中污泥MLSS隨著投藥量的增加而升高;MLVSS和MLVSS/MLSS均隨著投藥量的增加先升高，并在0.30 mmol·L-1時(shí)分別達(dá)到最大值4.58 g·L-1和0.702，隨后則緩慢下降(圖 3a).

　　圖 3投加絮凝劑對(duì)污泥基本性質(zhì)的影響

　　Fe2+水解會(huì)形成帶正電荷的Fe(OH)2和Fe(OH)3膠體，能夠通過(guò)電位中和與吸附架橋作用使污泥中的膠體脫穩(wěn)凝聚，進(jìn)而將污水中的膠體顆粒和有機(jī)物從污水中轉(zhuǎn)移到污泥中，使活性污泥的MLSS、MLVSS升高.此外，EPS中的多糖含有大量的親水基團(tuán)，是典型的松弛型EPS，具有良好的絮凝作用.由于Fe2+水解形成的膠體粒徑較小，與高價(jià)金屬離子水解形成的膠體相比更為緊實(shí)，因此，投加FeSO4后絮凝效果變好.投藥量小于0.30 mmol·L-1時(shí)MLVSS、MLVSS/MLSS均增加，說(shuō)明此時(shí)EPS的絮凝作用強(qiáng)于鐵鹽膠體的絮凝作用;投藥量超過(guò)0.30 mmol·L-1時(shí)雖然SVI迅速下降，但MLVSS、MLVSS/MLSS也略有降低，說(shuō)明此時(shí)EPS的絮凝作用受到削弱(Li et al.，2012)，良好的絮凝效果應(yīng)主要?dú)w功于鐵鹽膠體的絮凝作用，這與之前分析一致.投藥量小于0.30 mmol·L-1時(shí)MLVSS、MLVSS/MLSS均增加，說(shuō)明此時(shí)EPS的絮凝作用強(qiáng)于鐵鹽膠體的絮凝作用，與之前分析一致.

　　3.3 FeSO4對(duì)SBBR處理效果的影響

　　啟動(dòng)期結(jié)束后，反應(yīng)器出水各項(xiàng)指標(biāo)均已達(dá)到穩(wěn)定，出水COD、TN、TP濃度分別在45.26、9.46、1.25 mg·L-1左右(圖 4a)，可繼續(xù)后續(xù)實(shí)驗(yàn).

　　圖 4 FeSO4對(duì)SBBR反應(yīng)器處理效果的影響

　　投加FeSO4后出水COD在50~60 mg·L-1，去除率在70%~80%(圖 4b).COD的去除率比較低，說(shuō)明FeSO4對(duì)COD的去除有輕微抑制.這是因?yàn)镕e2+的水解消耗了污水中的堿度，使污水pH降低，降低了細(xì)胞活性;而且Fe2+形成的緊實(shí)膠體吸附了水中的有機(jī)物卻難以通過(guò)沉淀去除，因此，會(huì)使水中的殘留COD增加.此外，F(xiàn)e2+促進(jìn)微生物對(duì)PS的分泌，而由PS形成的膠體結(jié)構(gòu)松散且結(jié)合水較多(Li et al.，2012)，阻礙了細(xì)胞的傳質(zhì)作用.

　　SBBR污水處理系統(tǒng)中生物脫氮機(jī)理如式(1)~(4)所示.Wang等(和Wang等(一致認(rèn)為，F(xiàn)e2+的水解消耗了水中的堿度，抑制了硝化進(jìn)程，會(huì)使TN去除率降低，這與圖 4c結(jié)論一致.

　　(1)

　　(2)

　　(3)

　　(4)

　　化學(xué)協(xié)同生物除磷包括生物除磷和化學(xué)除磷兩部分，生物除磷主要是通過(guò)聚磷菌的好氧吸磷和厭氧釋磷來(lái)實(shí)現(xiàn)，化學(xué)除磷則是通過(guò)化學(xué)沉淀和Fem(OH)np+多核絡(luò)合物的吸附.隨著FeSO4投加量的增加，SBBR出水TP濃度逐漸降低，并在0.30 mmol·L-1時(shí)降至最低，之后則出現(xiàn)上升(圖 4d).

　　Wong等認(rèn)為，生物除磷量與聚磷細(xì)胞的數(shù)量正相關(guān).而Zhang等和Huang等認(rèn)為，化學(xué)協(xié)同生物除磷中生物除磷起主導(dǎo)作用，生物磷主要以O(shè)rth-P、Pyro-P、Poly-P 3種形式存在于細(xì)胞EPS中.由此可見(jiàn)，出水TP濃度既與污泥濃度有關(guān)，又與污泥活性有關(guān).投藥量小于0.30 mmol·L-1時(shí)，F(xiàn)e2+的增加使污泥濃度升高，且細(xì)胞活性增強(qiáng)、PS的比例增大，生物除磷得到加強(qiáng)，出水TP濃度減小.投藥量超過(guò)0.30 mmol·L-1時(shí)，雖然PS的比例在增大，但由于污泥濃度和細(xì)胞活性的下降，生物除磷受到抑制，出水TP濃度增大.因此，投加FeSO4所引起的TP去除效果的改善應(yīng)主要?dú)w功于化學(xué)除磷.

　　由圖 4d可知，投藥量為0.30 mmol·L-1時(shí)，SBBR出水平均TP濃度為0.40 mg·L-1，達(dá)到一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)，平均去除率高達(dá)93.8%.此時(shí)，消耗的Fe和去除的P的質(zhì)量比為2.79，與Wang等得到的2.99基本一致.這也再次證明，投藥量為0.30 mmol·L-1時(shí)，F(xiàn)e2+對(duì)生物除磷具有促進(jìn)作用.具體參見(jiàn) 污水處理技術(shù)資料或污水技術(shù)資料更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　4 結(jié)論

　　1) 少量的FeSO4對(duì)細(xì)胞活性和EPS的分泌有促進(jìn)作用，但大量的FeSO4對(duì)細(xì)胞活性和EPS的分泌均有明顯的抑制作用.

　　2) FeSO4會(huì)使污泥的SVI值顯著降低，大大改善污泥的沉降性能;少量的FeSO4會(huì)使MLVSS升高，大量的FeSO4則會(huì)使MLVSS降低;MLSS則隨著FeSO4投加量的增加緩慢上升.

　　3) FeSO4對(duì)COD、TN的去除有輕微抑制作用，對(duì)TP的去除具有顯著促進(jìn)作用.

　　4) 綜合考量各方面因素，投加FeSO4協(xié)同生物除磷時(shí)，其最佳投加量為0.30 mmol·L-1.