SBR活性污泥系统去除模拟废水中Pb2+的研究

袁俊莉，刘国华*，唐湘南，齐 鲁，王洪臣，叶正芳，赵泉林

1.中国人民大学环境学院低碳水环境技术中心，北京 100872

2.北京大学环境科学与工程学院，北京 100871

水体重金属污染具有毒性强、持续时间长等特点，被认为是最严重的环境问题之一[1].我国是世界上最大的铅生产和消费大国，重金属铅被广泛应用于采矿、冶金、蓄电池等行业，并随着生产废水排出.

2016年废水主要污染物中铅成为排放量最高的重金属，排放量达到52.9 t[2].此外，重金属铅被认为是毒性最强的三大重金属之一，不仅影响作物产量，还会通过食物链在人体中累积[3]，进而损害神经、损伤肾脏，并作为内分泌干扰物影响女性生育能力[4-5].

目前，重金属废水的处理方法有化学沉淀法、电解法、离子交换法、膜分离法等，但是这些方法存在二次污染严重、成本高、能耗高等缺陷[6-7].吸附法也是处理重金属废水的一种方法，根据吸附材料的不同分为物理吸附法和生物吸附法.生物吸附法是指通过生物体本身特性和化学结构吸附废水中的重金属，然后进行水与吸附材料的分离，从而达到去除重金属的目的[8]，具有二次污染小、处理效率高及成本低等优势.生物吸附剂材料可分为动物、植物和微生物三类，其中微生物作为生物吸附剂具有吸附速度快、吸附能力强等优势[9-10].活性污泥是由细菌、真菌、原生动物和后生动物等各种微生物组成的絮凝体.有研究[11]表明，经过化学改性的活性污泥对Pb2+有较好的吸附效果.在活性污泥吸附重金属的研究中，由于活性生物体容易受到环境因素的限制，大多数方法将活性污泥制成生物吸附剂来去除重金属[12].然而，活体生物体不仅能凭借自身的化学结构吸附重金属，还能通过自身的增殖产生更多的吸附剂，去除更多的重金属.

序批式反应器(sequencing batch reactor,SBR)是污水处理中常见的一种反应器.SBR活性污泥法是国内外广泛应用的一种污水生物处理技术，具有流程简单、耐冲击负荷能力较强、处理有毒或高浓度有机废水能力强等优势.利用SBR活性污泥系统处理Pb2+的废水，活性污泥能快速吸附Pb2+，通过将部分活性污泥排出系统达到去除Pb2+的目的.同时，活性污泥可以利用进水中碳、氮、磷等营养物质生长繁殖，不断地产生新的吸附剂.在采用SBR活性污泥系统去除Pb2+的研究[13-14]中，系统运行时间都较短，也鲜有研究涉及Pb2+对系统微生物影响方面的内容.该研究探究了SBR活性污泥系统在长时间运行过程中对废水中的Pb2+、耗氧有机污染物(浓度以COD计)的去除效果，以及Pb2+对SBR活性污泥系统MLSS(活性污泥浓度)、微生物多样性的影响，分析了活性污泥吸附Pb2+的影响因素和吸附机理，以期为SBR活性污泥系统处理含Pb2+的废水提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 试验装置

SBR试验装置如图1所示.装置为圆柱形，有效容积为6 L，采用蠕动泵均匀进出水，进水和排水比均为0.5，曝气方式为间歇式曝气，装置反应时间由时间控制器控制.

图1 SBR装置示意Fig.1 Diagram of SBR equipment

SBR装置运行周期为24 h，分为5个阶段(进水6 min、反应21 h 54 min、静置沉淀60 min、排水6 min、闲置54 min)，反应阶段控制DO浓度在2.0 mg/L左右，搅拌速率设置为150 r/min，完全进水后开始曝气.

1.2 试验材料

接种活性污泥取自笔者所在课题组A2/O中试处理装置好氧池单元，活性污泥浓度约为3 000 mg/L，污泥沉降比(sludge velocity,SV30)为20%~30%，污泥容积指数(sludge volume index,SVI)为70 mL/g，VSS/SS(挥发性悬浮物与总悬浮物的浓度比)为0.82.

人工配水成分主要包含葡萄糖、氯化铵、磷酸二氢钾和硝酸铅.试验所用药品均为分析纯.

Pb2+储备液的配制方法：称取1.598 6 g Pb(NO3)2用去离子水配制成1 000 mL溶液，所得储备液Pb2+浓度为1 000 mg/L.

SBR活性污泥系统进水以葡萄糖为碳源，氯化铵为氮源，磷酸二氢钾为磷源.配水使用自来水，自来水能够提供微生物生长繁殖所需的微量元素.通常，工业废水中Pb2+浓度为1~50 mg/L，但当Pb2+浓度高于10 mg/L时不利于活性污泥系统运行[15-16]，因此该研究设置进水Pb2+浓度分别为3、5、10 mg/L. 进水COD浓度为800 mg/L，NH4+-N浓度为40 mg/L，TP浓度为8 mg/L，pH为6左右.

1.3 试验方法

1.3.1 SBR活性污泥系统去除Pb2+试验

试验通过控制SBR活性污泥系统中Pb2+的浓度来设置不同阶段，当系统中COD去除率稳定并维持在90%以上，且Pb2+的去除率稳定时，则会提高Pb2+的浓度，进入下一个阶段.试验包括4个阶段：培养阶段、3 mg/L阶段、5 mg/L阶段和10 mg/L阶段，各阶段模拟废水中Pb2+浓度分别为0、3、5和10 mg/L.为方便论述，将4个试验阶段依次命名为阶段Ⅰ、阶段Ⅱ、阶段Ⅲ和阶段Ⅳ.

阶段Ⅰ，污泥龄(sludge retention time，SRT)为8 d，每天在装置闲置时排出约375 mL污泥；阶段Ⅱ和阶段Ⅲ，SRT调整为10 d，每天在装置闲置时排出约300 mL污泥；阶段Ⅳ，SRT调整为12 d，每天在装置闲置时排出约250 mL污泥.SBR活性污泥系统中阶段Ⅱ、阶段Ⅲ、阶段Ⅳ的Pb2+去除率均接近100%，根据每天进入装置(9 mg)以及从装置排出Pb2+的量，依次按式(1)~(3)计算SBR活性污泥系统中阶段Ⅱ、阶段Ⅲ及阶段Ⅳ的Pb2+累积量.

式中：n为装置运行天数，d；Wn为装置运行n天系统中Pb2+累积量，mg；Wn−1为装置运行n−1天系统中Pb2+累积量，mg.

在试验期间，对装置中Pb2+浓度以及COD、MLSS和SVI等参数进行监测和分析，其中COD浓度采用快速消解分光光度法测定，Pb2+浓度使用火焰原子吸收分光光度计(Z-2000，日本日立公司)测定，MLSS和SVI采用重量法测定.

1.3.2 影响因素试验

取25 mL浓度为20 mg/L的Pb2+溶液，置于50 mL锥形瓶中，将pH调节至6，加入活性污泥(未灭活)，控制活性污泥浓度为1 000 mg/L，在25℃下置于200 r/min的摇床中吸附2 h，静置30 s后，取10 mL上清液于离心管中，8 000 r/min下离心5 min后取上清液，测定Pb2+的浓度.该研究分别改变pH(pH=2、3、4、5、6、7)，活性污泥浓度(MLSS)(80、200、400、600、800、1 000、1 200 mg/L)，初始Pb2+浓度(5、10、20、50、100、200 mg/L)，温度(15、25、35℃)等因素来考察活性污泥对Pb2+吸附效果的影响.

1.3.3 吸附动力学试验

取400 mL浓度为20 mg/L的Pb2+溶液于锥形瓶中，将pH调至6，加入一定量的活性污泥(控制活性污泥浓度为1 000 mg/L)，在25℃下进行吸附试验.取样时间为0、2、4、6、8、10、15、20、25、30、40、50、60、75、90、105、120 min.取10 mL混合液于离心管中，8 000 r/min下离心5 min后取上清液，测定Pb2+的浓度，分析活性污泥对Pb2+的动力学吸附特征.

1.3.4 活性污泥表征方法

取一定量的污泥置于2 mL离心管中，先离心10 min(转速为6 000 r/min)，再弃上清液用去离子水洗涤3次后，向洗涤的污泥样品中加入固定液，采用扫描电子显微镜(scanning electron microscope,SEM)和X射线能谱(energy-dispersive X-ray spectroscopy,EDS)对样品进行分析；取一定量的污泥置于2 mL离心管中，先离心10 min(转速为6 000 r/min)，再弃上清液用去离子水洗涤3次后，将污泥样品真空干燥48 h，采用傅里叶变换红外光谱(Fourier transform infrared spectroscopy,FTIR)对样品进行分析.

2 结果与讨论

2.1 SBR活性污泥系统的变化情况

2.1.1 SBR活性污泥系统对Pb2+的去除效果分析

SBR活性污泥系统对Pb2+和COD的去除效果如图2所示，其中0~4 d为阶段Ⅰ，5~11 d为阶段Ⅱ，12~72 d为阶段Ⅲ，73~123 d为阶段Ⅳ.由图2可见：阶段Ⅱ和阶段Ⅲ后期Pb2+的去除率均在98%以上，阶段Ⅳ后期Pb2+的去除率出现明显下降，但仍在90%以上；阶段Ⅰ至阶段Ⅳ期间COD的去除率在90%~99%之间.SBR活性污泥系统运行72 d时，Pb2+累积量为149.8 mg，污泥吸附量为6.2 mg/g.Elham等[17]的研究显示，SBR活性污泥系统进水Pb2+浓度为5 mg/L时，Pb2+的平均去除率为97.1%，与该研究Pb2+去除试验结果基本一致.随着SBR活性污泥系统的运行，Pb2+累积量不断增加，运行110 d时，Pb2+累积量为351.6 mg，MLSS为2 766 mg/L，污泥吸附量为20.9 mg/g.这说明运行后期SBR活性污泥系统中Pb2+累积量较高，超过了其承受范围，导致Pb2+的去除率下降.

图2 SBR活性污泥系统中Pb2+累积量以及Pb2+、COD去除率的变化情况Fig.2 Pb2+ accumulation quantity and removal rate of Pb2+ and COD in the SBR activated sludge system

总体上看，SBR活性污泥系统对Pb2+的去除效果较好，但为保证活性污泥对Pb2+的去除效果，降低高浓度Pb2+对活性污泥微生物的毒害作用，SBR活性污泥系统更适用于处理低浓度(3、5 mg/L)含Pb2+的废水.

Pb2+对SBR活性污泥系统中MLSS、SVI的影响如图3所示.由图3可见，SBR活性污泥系统各阶段的MLSS均呈先下降、再逐渐恢复的趋势；在Pb2+作用下，SVI迅速降低，随后在40~50 mL/g之间波动.SVI明显下降是因为带负电的活性污泥吸附Pb2+后，自身负电被中和，菌胶团之间的排斥力减小，活性污泥团聚，结构更致密，更容易沉淀.有研究[18]表明，重金属离子可以通过影响细胞内的酶、诱导产生活性氧(reactive oxygen species，ROS)和影响细胞膜结构等方式对活性污泥产生毒性.因此，在SBR活性污泥系统运行过程中COD、MLSS、SVI均出现了不同程度的变化.

图3 SBR活性污泥系统中MLSS、SVI的变化情况Fig.3 The changes of MLSSand SVI in the SBR activated sludge system

2.1.2 SEM分析

SEM能够用光栅扫描的方式，在较高倍数下观察到物质表面的微观形态.Mohite等[19]研究发现，重金属能降低胞外聚合物中蛋白质的含量，改变胞外聚合物形态结构.利用SEM对阶段Ⅰ(运行1 d时)和阶段Ⅲ(运行70 d时)的活性污泥进行分析，通过污泥微观形态的变化分析Pb2+对活性污泥的影响.由图4可见，阶段Ⅰ的活性污泥表面分布着许多菌胶团，菌胶团疏松多孔，且轮廓较为明显.经过Pb2+作用后，活性污泥的菌胶团变得致密，分布减少且轮廓不明显，微孔数量明显下降，该试验现象也与SVI的变化趋势相符合.

图4 SBR活性污泥系统中活性污泥的SEM图Fig.4 SEM images of activated sludge in the SBR activated sludge system

2.1.3 微生物种群分析

通过NovaSeq测序平台的16S rDNA扩增子测序，获得了阶段Ⅰ(运行1 d时)和阶段Ⅲ(运行70 d时)的活性污泥中微生物种群在科水平和属水平上的相对丰度分布图.如图5(a)所示，科水平上，阶段Ⅰ的活性污泥中优势菌科为红环菌科(Rhodocyclaceae)、罗丹诺杆菌科(Rhodanobacteraceae)和丛毛单胞菌科(Comamonadaceae)，相对丰度分别为0.137、0.121和0.088，除了10种相对丰度较大的具体菌科外，其他菌科的相对丰度共计0.579；在Pb2+长期作用下，活性污泥中红环菌科的相对丰度增加，达到0.246，中村氏菌科(Nakamurellaceae)和一种不明菌科的相对丰度分别提高至0.160和0.105，取代罗丹诺杆菌科和丛毛单胞菌科成为新的优势菌科，而其他菌科的相对丰度降至0.344，这说明有一些其他菌科受到Pb2+的抑制较为严重，相对丰度集中到少数的优势物种，生物多样性受到影响，从属水平上微生物种群的相对丰度变化〔见图5(b)〕也能看出相同趋势.检测出的物种数随测序数据量的变化情况如图6所示.由图6可见，随着测序数据量的增加，阶段Ⅰ的稀释曲线始终在阶段Ⅲ之上，这说明经Pb2+作用后活性污泥的物种数量显著减少.当测序数据量为50 000时，阶段Ⅰ、阶段Ⅲ测得的物种数分别为1 092和772个，活性污泥的物种数减少了29.3%.

图5 SBR活性污泥系统中主要微生物相对丰度的变化情况Fig.5 The changes of relative abundance of key microorganismsin the SBR activated sludge system

图6 SBR活性污泥系统中活性污泥的稀释曲线Fig.6 The rarefaction curves of activated sludge in the SBR activated sludge system

重金属会改变活性污泥微生物中的优势菌种，影响微生物的种群结构，降低微生物群落的多样性[20].Yuan等[21]研究发现，活性污泥微生物群落结构发生变化是微生物抵抗Pb2+毒性产生的结果，在Pb2+的作用下，在活性污泥中逐渐筛选出对Pb2+耐受性强的优势菌种.该研究的SBR活性污泥系统中对Pb2+耐受性更强的红环菌科和中村氏菌科的占比均上升，提高了该系统对Pb2+的抵抗能力，从而保证系统稳定运行.相应地，各试验阶段SBR活性污泥系统的MLSS均会经历先下降再恢复的过程.

2.2 活性污泥吸附Pb2+的影响因素

2.2.1 pH

pH是影响活性污泥吸附Pb2+效果的重要因素[22].由图7可见，随着pH升高，活性污泥对Pb2+的吸附量先快速上升，达到最大值后略微下降. pH从2升至4，吸附量从0.7 mg/g升至19.37 mg/g.活性污泥的主要组成生物体是细菌，通常细菌的等电点为2.6~3.5[23].溶液中pH小于活性污泥的等电点时，活性污泥由于表面的游离氨基质子化而带正电，其表面存在静电力排斥阳离子而不利于吸附Pb2+.此外，pH较低时，溶液中的质子与Pb2+竞争吸附位点，导致吸附效果变差[24-25]. pH升高，活性污泥表面的吸附位点增多，且活性污泥表面游离羧基失去电子带负电，从而有利于活性污泥吸附Pb2+[26].pH过高时，溶度积较小的金属离子会在水中形成氢氧化物沉淀或胶体，不利于活性污泥吸附Pb2+. pH为4~7时，活性污泥对Pb2+的吸附效果较好.但魏佳虹等[27]研究发现，pH=5的酸性环境不利于SBR活性污泥系统中微生物的生长代谢.因此.活性污泥吸附Pb2+的适宜pH范围为6~7.

图7 p H对活性污泥吸附Pb2+的影响Fig.7 Effect of pH on Pb2+ adsorption by activated sludge

2.2.2 活性污泥浓度(MLSS)

由图8可见，随着MLSS的升高，活性污泥对Pb2+的吸附量从149.38 mg/g降至15.57 mg/g，Pb2+去除率从60%升至94%，随后趋于稳定.这是因为MLSS升高而初始Pb2+的浓度不变，单位质量的活性污泥对Pb2+的吸附量降低.

图8 MLSS对活性污泥吸附Pb2+的影响Fig.8 Effects of MLSSon Pb2+ adsorption by activated sludge

2.2.3 温度和初始Pb2+浓度

图9反映了在15、25、35℃的温度下，活性污泥对Pb2+的吸附量随初始Pb2+浓度的变化情况.由图9可见：初始Pb2+浓度低于50 mg/L时，活性污泥对Pb2+的吸附效果随温度变化较小；25℃下活性污泥对Pb2+的吸附效果最好.低温会使离子的扩散作用变弱，同时也会使活性污泥表面基团的活性降低，不利于活性污泥吸附Pb2+.活性污泥吸附重金属的过程属于放热反应[28-29]，温度过高会导致吸附量下降.因此，温度过高或过低都不利于活性污泥吸附Pb2+.活性污泥浓度(1 000 mg/L)不变的情况下，初始Pb2+浓度上升，吸附量逐渐上升并趋于稳定.Pb2+浓度较低时会被活性污泥完全吸附，而初始Pb2+浓度提高后，活性污泥表面没有足够的金属结合位点，吸附量保持稳定[30].初始Pb2+浓度过高时，活性污泥吸附量饱和无法继续吸附Pb2+，且Pb2+浓度过高会对微生物产生毒害作用，所以SBR活性污泥系统不宜处理浓度过高的含Pb2+废水[30].

图9 温度和初始Pb2+浓度对活性污泥吸附Pb2+的影响Fig.9 Effectsof temperature and initial Pb2+concentration on Pb2+ adsorption by activated sludge

2.3 吸附动力学及吸附机理

2.3.1 吸附动力学分析

准一级动力学模型〔见式(4)〕假定吸附过程受到物理扩散步骤的控制，适合用于描述通过边界扩散完成的单层吸附过程；准二级动力学模型〔见式(5)〕假定吸附过程受到化学吸附机理的控制，并且可以较好地描述包括液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散在内的复合吸附过程[31-32].

式中：t为吸附时间，min；Qe为吸附平衡时吸附剂的吸附量，mg/g；Qt为t时刻吸附剂的吸附量，mg/g；k1为准一级动力学模型的吸附速率常数，min−1；k2为准二级动力学模型的吸附速率常数，g/(mg·min).

使用准一级和准二级动力学模型对吸附量随时间的变化数据进行拟合，结果如图10和表1所示.由图10和表1可见，准一级动力学和准二级动力学模型拟合得到的参数中R2均大于0.99，说明拟合效果均较好.准二级动力学模型拟合的R2稍大，达到了0.998 2，且其理论平衡浓度(Qe)为18.35 mg/g，更接近实际测得的平衡浓度(18.55 mg/g)，说明准二级动力学模型拟合得更好，活性污泥吸附Pb2+的过程主要受化学吸附控制.

图10 活性污泥吸附Pb2+的动力学模型拟合曲线Fig.10 Fitting curveof kinetics model for Pb2+ adsorption by activated sludge

表1 活性污泥吸附Pb2+的动力学模型的拟合结果Table1 Fitting resultsof kinetic model of Pb2+ adsorption by activated sludge

2.3.2 吸附机理

活性污泥吸附Pb2+的过程比较复杂，涉及表面有机络合、离子交换、静电吸附、无机微沉淀等多个反应机理[33].为了进一步确定活性污泥吸附Pb2+的机理，对吸附Pb2+前后的活性污泥采用FTIR、EDS进行分析.

活性污泥外层的胞外聚合物及微生物细胞表面均存在大量的多聚糖、蛋白质和脂类等物质，其存在的羧基、羟基、胺基、酰胺基、羰基甚至巯基等官能团，能与Pb2+发生表面有机络合反应[34-36].采用FTIR对吸附Pb2+前后的活性污泥进行表征，结果如图11和表2所示.由表2可见，活性污泥在吸附Pb2+后，3 443和1 077 cm−1处的吸收峰偏移量较大，分别发生了21和23 cm−1的红移.这2个吸收峰分别代表的是胺类基团(如−NH2、−NH或−OH)和糖类中的C−O和O−H，说明Pb2+在活性污泥的吸附过程中与氨基、亚氨基、羟基以及糖类中的羰基发生了表面有机络合反应.

表2 活性污泥吸附Pb2+前后官能团的变化Table 2 The changes of functional groups on activated sludge before and after Pb2+ adsorption

图11 活性污泥吸附Pb2+前后红外光谱的变化Fig.11 The FTIR images of activated sludge before and after Pb2+ adsorption

活性污泥含有K+、Ca2+、Na+、Mg2+等阳离子，与含重金属离子的溶液接触时，部分阳离子会和重金属离子发生交换[38].采用EDS对活性污泥进行分析(电压为15 kV)，可以了解活性污泥吸附Pb2+前后元素组成的变化.如图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+后这些元素的含量明显降低且污泥表面出现Pb，说明Pb2+与活性污泥表面的离子发生了离子交换.

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

3 结论

a)SBR活性污泥系统在阶段Ⅱ、阶段Ⅲ对Pb2+的去除率均在98%以上，阶段Ⅳ后期Pb2+的去除率有所下降，这与该系统中Pb2+累积量(351.6 mg)过高有关.SBR活性污泥系统中COD的去除率一直保持在90%~99%之间，活性污泥吸附Pb2+的适宜pH范围为6~7，最佳温度为25℃.

b)SBR活性污泥系统运行70 d后，该系统中生物多样性和物种丰富度明显降低，但逐渐筛选出对Pb2+耐受性较强的微生物，且MLSS在各阶段均经历了先下降再恢复的过程.总体上，SBR活性污泥系统对Pb2+的毒害作用有一定抵抗性，但是Pb2+浓度过高还是会影响系统稳定性.为保证Pb2+的去除效果，SBR活性污泥系统更适用于处理低浓度(3、5 mg/L)的含Pb2+废水.

c)准二级动力学模型可以很好地拟合活性污泥吸附Pb2+的行为，R2达到0.998 2，且其理论平衡浓度(Qe)更接近实际测得的平衡浓度，说明活性污泥吸附Pb2+的过程主要受化学吸附的控制.根据FTIR、EDS等的分析结果，进一步确定活性污泥对重金属Pb2+的吸附机理包括表面有机络合、离子交换等.