废水中金属离子协同作用对活性污泥微生物活性的影响

2018-07-12程赛鸽肖雪莉胡磊鑫张安龙

陕西科技大学学报 2018年4期

王　森, 程赛鸽, 肖雪莉, 来　凡, 胡磊鑫, 张安龙

(陕西科技大学环境科学与工程学院陕西省造纸技术及特种纸品开发重点实验室，陕西西安　710021)

0　引言

在好氧活性污泥法污水处理系统中，要想取得良好的处理效果，活性污泥性能的好坏就是关键所在，而活性污泥中各种微生物活性则起着决定性作用.有很多因素都会影响微生物活性，这其中主要包括进水有机负荷的变化、水温的高低、pH 值的大小、溶解氧是否充足等[1].

此外，营养物质的缺乏会对微生物正常的新陈代谢产生不良的影响，最终导致微生物活性下降，从而影响整个生物系统的处理效果[2,3].唐伟枫等[4]以相对产甲烷活性(RA)和COD去除率为指标,考察不同浓度甲苯二胺对厌氧污泥微生物活性的影响，结果发现，低浓度的甲苯二胺对厌氧微生物几乎没有抑制作用，随着浓度的增加，抑制作用加强.Jaiswal等[5]研究了重金属对酶活性的抑制作用，发现酶活性与重金属呈现负相关，动态拟合曲线显示重金属与微生物代谢熵之间存在正相关.邢奕等[6]和寇明旭等[7]研究了金属离子对活性污泥以及微生物酶活性的影响，结果发现当金属离子浓度超过一定范围后，会对微生物和酶活性产生抑制作用.目前对于有机物和金属离子对微生物活性的研究很多，但是对于两种金属离子对于微生物的协同作用的报道并不多见.

本文主要探究的就是两种金属离子对微生物的协同作用，针对造纸厂一沉池混合废水，通过投加Al3+、Cu2+对活性污泥进行破坏性实验，研究不同质量浓度的Al3+、Cu2+对活性污泥TTC-脱氢酶活性、比好氧摄取速率(SOUR)、CODCr去除率和金属离子生物降解前后浓度变化的影响，以探索水中金属离子对活性污泥微生物活性及整个生态环境的影响.

1　实验部分

1.1　水样来源与特性

实验废水取自陕西某造纸厂一沉池，该厂主要以麦草化学浆生产生活用纸，废水取回保存在0 ℃～5 ℃的冰柜中备用，其水样指标如表1所示.

1.2　活性污泥的来源与特性

实验所用活性污泥取自西安第五污水处理厂和陕西某造纸厂生化池剩余污泥，采用人工配制污水混合废水进行驯化培养，对活性污泥进行微生物检测，其微生物种类如图1所示.

由图1可以看出，通过驯化培养的活性污泥，性能十分良好，活性微生物种类繁多，含有大量利用环境中有机物进行氧化发酵，从而得到细胞自身生长所需营养物质的异养菌，但活性污泥中硝化菌的数量比较少.在活性污泥的培养驯化过程中，进水有机负荷要定期调整，保证活性污泥系统中的硝化菌占据主导，从而使得活性污泥系统取得良好的脱氮效果，此时培养驯化达到要求.

(a)累枝虫

(b)轮虫

(c)线虫

(d)钟虫图1　活性污泥微生物种类

1.3　实验装置

实验采用间歇式装置，反应瓶为2 000 mL 的烧杯，好氧生物处理条件下将曝气头插入烧杯内，使废水中溶解氧的浓度保持在2.0 mg/L左右即可，此实验操作常温下进行.

1.4　实验主要药品

2,3,5氯化三苯四氮唑(TTC)，三(羟甲基)，甲醛，硫酸铝，硫酸铜等，所需实验药品均为分析纯.

1.5　实验仪器和设备

型号为722S的可见光分光光度计，5B-6C型(V8)COD快速测定仪，DDS-307A电导率仪，离心机(80-1)，真空泵(DLSZ)，空气泵(M295612)等.

1.6　实验方案

在常温下，在驯化好的活性污泥桶中用6个烧杯各取适量活性污泥，稀释至2 000 mg/L左右，并分别投加适量硫酸铝和硫酸铜，使每个烧杯Al3+和Cu2+浓度分别达到0 mg/L、20 mg/L、40 mg/L、60 mg/L、80 mg/L和100 mg/L.开始曝气和搅拌，72 h后,静置30 min.取上清液检测CODCr值.然后将上清液倒掉，重新加入原废水，并开始连续运行，之后分别在每个烧杯中取2 mL污泥混合液进行TTC-脱氢酶活性检测；同时，取出6个250 mL锥形瓶，对取出的每个样品进行充分曝气，使其溶解氧达到充氧要求，然后对混合液中溶解氧进行在线监测并记录数据.

1.7　分析测试方法

(1)化学耗氧量(COD)的测定

COD采用兰州连华公司的5B-6C型(V8)COD快速测定仪测定[8].COD去除率的计算公式为：

COD去除率=(A-B)/A×100%

(1)

式(1)中：A-原水COD浓度，mg/L；B-处理后废水COD浓度，mg/L.

(2) TTC-脱氢酶活性(TTC-ETS)、比耗氧速率(SOUR)和氨摄取速率(AUR)的测定

脱氢酶活性反应了微生物进行各种生物化学反应的动力和强度，对污水的处理效率有重要影响.SOUR在污水处理中评价活性污泥稳定的定量指标，是指单位质量的活性污泥在单位时间内的耗氧量[9-11].

脱氢酶活性的抑制率的计算公式为：

抑制率=(A-B)/B×100%

(2)

式(2)中：A-不加有机物的活性污泥的TTC-ETS，mg TF/(mg TSS·h)；B-加有机物的活性污泥的TTC-ETS，mg TF/(mg TSS·h).

当抑制率为5%～25%属轻度抑制，25%～60%属中度抑制，大于60%属重度抑制[9-11].

TTC-脱氢酶活性的计算公式如下：

UT=D485V/KWT

(3)

式(3)中：UT-TTC-脱氢酶活性,mg TF/(mg TSS·h)；D485-波长485 nm处上清液吸光度；V-萃取剂体积，mL；K-标准曲线斜率，取0.054 7；W-污泥干重,mg；T-培养时间，h.

SOUR计算公式如下：

U°=ΔDO/XT

(4)

式(4)中：U°-活性污泥氧摄取速率，mg O2/(g TSS·h)；ΔDO-溶解氧减少量，mg O2/L；X-混合液悬浮固体浓度，g/L；T-测试时间，h.

(3)废水中金属离子含量的测定

采用电感耦合等离子发射光谱法(ICP-AES)对废水中的金属离子进行测定，等离子气流量为1.2 L/min，雾化气流量为0.7 L/min，辅助气流量为0.5 L/min，溶液进样量为1.5 mL/min.

①样品预处理

取一定量的待测样品(污水取含悬浮物的均匀水样)，加入一定量硝酸，之后加热消解，缓慢加热近干，直至试样颜色变浅或者稳定不变.冷却后，再次加入硝酸若干，再加入少量蒸馏水，继续加热使残渣溶解.冷却后用水定容至原取试样体积.取与样品相同体积的水按相同步骤制备试剂空白溶液.

②样品测定

按照仪器说明书的有关规定，两点标准化后，做样品及空白测定.

2　结果与讨论

2.1　Al3+和Cu2+协同作用对TTC-脱氢酶活性的影响

根据Al3+和Cu2+协同作用于活性污泥微生物的各项指标结果，由式(3)计算出污泥TTC-脱氢酶活性，如图2所示.

图2　Al3+和Cu2+协同作用与TTC-脱氢酶活性的关系

由图2可知，TTC-脱氢酶活性随着共存金属离子浓度的增加变化非常明显，当Al3+和Cu2+浓度小于20 mg/L时，Al3+和Cu2+在活性污泥中所起到的是促进作用，所以TTC-脱氢酶活性快速上升，而当Al3+和Cu2+浓度进一步增加时，重金属Cu2+对微生物活性的抑制作用大于Al3+的促进作用，所以TTC-脱氢酶活性又呈现下降趋势，而且浓度越大，下降的越快越明显，TTC-脱氢酶活性最低时为0.276 mg TF/(mg TSS·h)，这个值要比Fe3+和Cu2+协同作用时对TTC-脱氢酶活性的影响更为明显，它的最低值为0.413 mg TF/(mg TSS·h)，这可能与Al3+和Cu2+在共存情况下对微生物起到抑制作用的强弱有关[12,13].

2.2　Al3+和Cu2+协同作用对活性污泥SOUR的影响

DO随时间变化如表2所示，由式(4)计算出活性污泥SOUR，SOUR随Al3+和Cu2+浓度变化情况如图3所示.

表2　样品DO随时间变化情况

由表2知，在金属离子浓度相同的条件下，随着处理时间的增加，DO值在逐渐减小.随着离子浓度的增加，DO值是先增加后减小，当Al3+和Cu2+投加浓度分别为20 mg/L时，DO值增大，表现为微生物SOUR受到一定的促进作用，当投加浓度进一步增大，DO值减小，表现为微生物SOUR受到一定抑制作用.

由图3可知，当Al3+和Cu2+投加浓度分别为20 mg/L时，微生物SOUR受到一定促进作用.但当Al3+和Cu2+浓度进一步增大到60 mg/L时，微生物SOUR一直呈下降趋势，但是下降速度缓慢，之后随着金属离子的毒害和抑制作用下降速度加快.Al3+和Cu2+对微生物活性的抑制可能是由于在低浓度废水中，微生物本身比较脆弱，而重金属又是蛋白质的沉淀剂，使酶蛋白失活，进而严重抑制了呼吸作用.相对于Cu2+单一作用下，Al3+和Cu2+共存的情况下对微生物活性的抑制比单一Cu2+离子存在时要轻微一些的，可能由于Al3+对于Cu2+有一定的拮抗作用，削弱了Cu2+自身的毒性[14].

图3　Al3+和Cu2+协同作用时与活性污泥SOUR的关系

2.3　Al3+和Cu2+协同作用对出水CODCr去除率的影响

当进水CODCr浓度为1 292 mg/L时，CODCr去除率按式(1)计算得出，Al3+和Cu2+浓度对CODCr去除率的影响如图4所示.

由图4可以看出，CODCr去除率随着Al3+和Cu2+浓度的增加而下降，但刚开始时下降幅度较小，这主要因为重金属Cu2+对微生物活性的抑制作用与Al3+对其的促进作用相互抵消，所以对出水处理效果影响不大.但随着Al3+和Cu2+浓度的增加，CODCr去除率随之下降速度加快，之后当Al3+和Cu2+浓度都为100 mg/L时，CODCr去除率降到最低至55.24%，这时CODCr为578.3 mg/L，出水水质很差，严重影响了后续的深度处理条件.

图4　Al3+和Cu2+协同作用与出水CODCr去除率的关系

2.4　Al3+和Cu2+协同作用时在生物处理前后的浓度变化情况

按1.6节的实验操作进行后，沉淀30 min，测定实验瓶中废水中的Al3+和Cu2+浓度，并计算Al3+和Cu2+在不同质量浓度下的去除率，结果如表3和图5所示.

表3　不同浓度Al3+和Cu2+在处理后废水中的残留量

由表3可知，随着金属离子浓度的增加，残留的金属离子浓度也随之增加，Cu2+的残留量比Al3+浓度大.说明当废水中存在高浓度金属离子时，会对微生物的活性产生一定的影响，从而导致处理后的水中残留的离子浓度较多，Cu2+的残留量比Al3+浓度大，说明废水中存在的Cu2+要比Al3+难去除[15].

由图5可以看出，经过72 h的活性污泥生物处理，活性污泥微生物对Al3+和Cu2+的去除率会随着投加浓度的增加而降低，当Al3+和Cu2+浓度都增加到60 mg/L以上时，去除率下降加快， Al3+和Cu2+的最低去除率分别为74.2%和70.9%，废水中残留的Al3+和Cu2+分别为25.80 mg/L和29.10 mg/L.在低浓度时呈现的现象主要是Al3+和Cu2+对微生物活性的促进作用，而且Al3+对Cu2+具有较强的抑制作用，在高浓度时的特征主要与重金属Cu2+的毒性和Al3+对微生物活性的抑制作用有关，投加浓度过大时，其对活性污泥的吸附能力影响很大，废水中的Al3+和Cu2+残留浓度就会迅速增加.同时，还从图5可以看出，Al3+和Cu2+刚开始时的去除速度相差不大，但随着投加浓度的增加，降幅加快，而且Cu2+要比Al3+难去除的多[16].