1 引言
目前，污水處理過程各構(gòu)筑物和處理單元中產(chǎn)生的大量污泥造成了嚴(yán)重的環(huán)境污染.因此，開發(fā)高效的污泥處理技術(shù)，提高污泥脫水性能，或?qū)ξ勰噙M(jìn)行資源利用，是實現(xiàn)社會效益和環(huán)保效益的有效途徑.以絮凝劑為主體的絮凝技術(shù)是污水處理廠采用的改善污泥脫水性能的主要技術(shù)之一，其中，微生物絮凝劑是一類由微生物代謝活動產(chǎn)生的具有絮凝活性的有機(jī)物質(zhì)，具備環(huán)境友好和易降解的優(yōu)點，已經(jīng)成為國內(nèi)外研究的重點(Yi et al., 2011;郭俊元等，2012).污泥中含有大量的有機(jī)物、蛋白質(zhì)、纖維素等，可為微生物的生長和代謝提供豐富的碳源和氮源，因此，利用污泥生產(chǎn)微生物絮凝劑，可在一定程度上促進(jìn)污泥資源化，并降低微生物絮凝劑的生產(chǎn)成本(Drouin et al., 2008;Tian，2008).研究發(fā)現(xiàn)，菌株Serratia sp.1利用經(jīng)121 ℃熱解15 min后的生物濾池污泥生產(chǎn)微生物絮凝劑，產(chǎn)量可達(dá)到2.0 g · L-1.以污水處理廠的脫水污泥為原料，通過超聲破碎獲得了微生物絮凝劑.但這些研究并沒有對污泥預(yù)處理后的性質(zhì)進(jìn)行跟蹤檢測，也沒有對微生物絮凝劑的實際應(yīng)用效果進(jìn)行深入的探討.
因此，本試驗考察了不同污泥預(yù)處理方法對微生物絮凝劑制備及其性能的影響，通過檢測污泥在熱處理、酸熱處理、堿熱處理前后性質(zhì)的變化，以及預(yù)處理前后污泥制備微生物絮凝劑的產(chǎn)量及絮凝性能，選取其中高效者，進(jìn)一步研究其在污泥脫水中的性能.
2 材料與方法
?2.1 試驗材料
2.1.1 試劑配制
CaCl2(分析純)配制成5 g · L-1的溶液，高嶺土(分析純)配制成4 g · L-1的懸濁液，NaOH和HCl(分析純)均配制成1 mol · L-1的溶液.
2.1.2 菌株及微生物絮凝劑
試驗所用菌株為Rhodococcus erythropolis，保藏于中國典型微生物保藏中心(保藏號：ACCC.10543).試驗用以制備微生物絮凝劑的污泥取自四川郫縣團(tuán)結(jié)鎮(zhèn)污水處理廠氧化溝工藝，污泥中干污泥量(DS)和污泥比阻(SRF)分別為11.5%和11.4×1012 m · kg-1，污泥的其它性質(zhì)如表 1所示.
?表 1 污泥預(yù)處理后污泥性質(zhì)
在菌株利用污泥制備微生物絮凝劑前，首先對污泥樣品分別進(jìn)行熱預(yù)處理(ST)、堿熱預(yù)處理(ALT)和酸熱預(yù)處理(ACT).熱預(yù)處理是指污泥樣品在121 ℃條件下滅菌30 min;堿熱預(yù)處理是指室溫條件下，采用1 mol · L-1 NaOH溶液調(diào)節(jié)污泥樣品pH=10后，121 ℃條件下滅菌30 min;酸熱預(yù)處理是指室溫條件下，采用1 mol · L-1 HCl溶液調(diào)節(jié)污泥樣品pH=2.0后，121 ℃條件下滅菌30 min.污泥經(jīng)過不同預(yù)處理后，調(diào)節(jié)其pH=7.5.挑取少許菌至150 mL種子培養(yǎng)基中，于35 ℃、150 r · min-1的條件下培養(yǎng)得到種子液，種子培養(yǎng)基成分(g · L-1)：葡萄糖20，酵母粉5.0，牛肉膏2.0，MgSO4 2.0，NaCl 10.潔凈室中，將種子液按2%(V/V)接種量分別接種至150 mL上述3種預(yù)處理污泥中，于35 ℃、150 r · min-1條件下發(fā)酵60 h，收集發(fā)酵液，具有絮凝活性的成分即存在于發(fā)酵液中.采用三氯醋酸-丙酮沉淀法從發(fā)酵液中提取絮凝劑.由于發(fā)酵液有一定的粘性，為避免粘性物質(zhì)粘附于菌體細(xì)胞上被沉淀去除，因此，提取微生物絮凝劑之前，在發(fā)酵液中加入4倍體積的蒸餾水進(jìn)行稀釋，經(jīng)3000 r · min-1離心30 min，去菌體(細(xì)胞)收集上清液.采用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器在40~50 ℃條件下濃縮收集到上清液(濃縮至0.5倍體積)，在濃縮液中加入等體積的冰浴丙酮(含0.07%的β-巰基乙醇)，靜置24h，5000r · min-1離心30 min后，將沉淀物懸于含0.2%DTT的4 ℃預(yù)冷丙酮(三氯醋酸與丙酮體積比1 ∶ 9配制而成)中，-20 ℃條件下靜置1.0 h，相同條件下離心收集沉淀物，真空干燥后得到微生物絮凝劑，其質(zhì)量與發(fā)酵液體積的比值，即為微生物絮凝劑的產(chǎn)量(g · L-1).對于未接種菌株的污泥，在相同的條件下發(fā)酵，并采取同樣的方法從發(fā)酵液中提取微生物絮凝劑.
2.2 試驗方法
2.2.1 絮凝率的測定
取1 L高嶺土懸液樣品，分別投加0.5 g CaCl2溶液和0.2 g微生物絮凝劑，室溫條件下，先快速攪拌1 min(180 r · min-1)，再慢速攪拌4 min(80 r · min-1)，靜置后取上清液，使用分光光度計測定波長550 nm處的OD值(OD550).絮凝率(FR)計算公式如下：
式中， A為絮凝后高嶺土懸液的OD550，B為高嶺土懸液原液的OD550.
2.2.2 污泥脫水
污泥脫水試驗中的污泥取自四川郫縣團(tuán)結(jié)鎮(zhèn)污水處理廠氧化溝工藝，本文研究了不同絮凝劑體系對污泥脫水的影響，調(diào)節(jié)污泥pH=7.5后，投加一定量絮凝劑到100 mL污泥中，200 r · min-1攪拌10 min，靜置30 min后過濾.污泥脫水性能以干污泥量(DS)和污泥比阻(SRF)指標(biāo)進(jìn)行表征(Aljuboori et al., 2013)：
式中，W1和W2分別為濕泥餅的質(zhì)量和105 ℃干燥8 h后干泥餅的質(zhì)量(g);t為反應(yīng)時間(s);V為濾液體積(mL);μ為粘度(N · s · m-2);A為過濾面積(m2);Δp為壓降(N · m-2);c為污泥濃度(kg · m-3);α為SRF(m · kg-1).
2.2.3 微生物絮凝劑與PAM復(fù)配的響應(yīng)面優(yōu)化
采用中心復(fù)合設(shè)計的二階模型對變量的響應(yīng)行為進(jìn)行表征，設(shè)置的5個變量分別為微生物絮凝劑投加量(x1)、PAM投加量(x2)、pH值(x3)、CaCl2投加量(x4)和攪拌強(qiáng)度(x5)，響應(yīng)值(y)為DS和SRF.CCD的二階模型為:
式中，xi與xj為相互獨立的影響因子;β0是偏移項;βi表示xi的線性效應(yīng);βii表示xi的二次效應(yīng);βij表示xi與xj之間的交互作用效應(yīng).Design-expert7.1.3軟件設(shè)計實驗，具體如表 2所示.
?表 2 中心復(fù)合設(shè)計
3 結(jié)果與討論
3.1 污泥預(yù)處理后的性質(zhì)
由表 1可知，經(jīng)過熱預(yù)處理、堿熱預(yù)處理、酸熱預(yù)處理，污泥的SCOD/TCOD值都有所提高.這是由于污泥細(xì)胞中的糖和蛋白質(zhì)釋放到可溶解相中的緣故，經(jīng)過堿熱處理后，SCOD/TCOD值最大(0.56)，這說明堿熱預(yù)處理對污泥細(xì)胞破碎的效果最好.SCOD/TCOD值的提高表明3種預(yù)處理方法均有效地破壞了污泥細(xì)胞，從而釋放出其中的生物高聚體.
3.2 污泥預(yù)處理對微生物絮凝劑產(chǎn)量和性能的影響
如圖 1所示，實驗過程中，發(fā)酵60 h后，菌株利用經(jīng)直接滅菌處理(即熱預(yù)處理)污泥制備微生物絮凝劑的產(chǎn)量為1.6 g · L-1;同樣條件下，利用經(jīng)酸熱預(yù)處理污泥誓由制備微生物絮凝劑產(chǎn)量0.6 g · L-1，利用經(jīng)堿熱預(yù)處理污泥制備微生物絮凝劑產(chǎn)量為2.3 g · L-1.而污泥于35 ℃、150 r · min-1的條件下直接發(fā)酵60 h(未接種菌株)后，微生物絮凝劑的產(chǎn)量低于18 mg · L-1.由此可見，微生物絮凝劑產(chǎn)量的多少歸因于污泥的不同預(yù)處理方法，堿熱預(yù)處理的污泥更有利于菌株生產(chǎn)微生物絮凝劑.對污泥進(jìn)行預(yù)處理可使污泥細(xì)胞破碎，釋放出污泥中的可溶性有機(jī)物和氮化合物，從而有助于微生物菌株的生長和繁殖(Sun et al., 2012).有研究表明，在堿性條件下，污泥細(xì)胞破碎所釋放的可溶性化學(xué)需氧量和其它低分子量的水溶性碳化合物要比酸性條件下更多，酸誘導(dǎo)污泥細(xì)胞破碎增容的能力劣于堿(Aravinthan et al., 2001)，這驗證了本實驗中堿熱預(yù)處理的污泥更有利于菌株生產(chǎn)微生物絮凝劑的結(jié)論.
?圖 1 污泥預(yù)處理對微生物絮凝劑產(chǎn)量的影響
按照絮凝率的檢測方法，將制備得到的微生物絮凝劑用于高嶺土懸液的絮凝沉降，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，熱預(yù)處理、酸熱預(yù)處理、堿熱預(yù)處理污泥制備的絮凝劑對高嶺土懸液的絮凝率分別為91.5%、89.7%和94.4%，而利用未接種污泥制備的絮凝劑對高嶺土懸液的絮凝率僅為25.6%.鑒于堿熱預(yù)處理污泥制備的微生物絮凝劑的產(chǎn)量最大，絮凝性能最好，以下實驗僅以堿熱預(yù)處理污泥制備的微生物絮凝劑作為研究對象.
3.3 微生物絮凝劑對污泥脫水性能的影響
調(diào)節(jié)污泥pH=7.5后，分別將5.0 mL蒸餾水(空白)、5.0 mL CaCl2溶液、5.0 mL堿熱處理污泥制備得到的發(fā)酵液和2.0 mL發(fā)酵液+3.0 mL CaCl2溶液投加到100 mL污泥樣品中.如圖 2所示，當(dāng)2.0 mL發(fā)酵液與3.0 mL CaCl2溶液一起投加至污泥中，10 min后，濾液體積為41.2 mL.同樣條件下，單獨利用5.0 mL發(fā)酵液或CaCl2溶液對污泥進(jìn)行絮凝沉降，濾液體積均明顯小于41.2 mL.空白實驗中5.0 mL蒸餾水對污泥沉降沒有促進(jìn)作用.實驗結(jié)果表明，Ca2+的存在可以在一定程度上提高微生物絮凝劑對污泥的絮凝沉降效果，因此，在響應(yīng)面優(yōu)化實驗中，將CaCl2投加量設(shè)置為一個變量.
?圖 2 不同絮凝劑體系對污泥脫水性能的影響
3.4 微生物絮凝劑與PAM復(fù)配的響應(yīng)面優(yōu)化
3.4.1 響應(yīng)值為SRF的實驗結(jié)果
以SRF為響應(yīng)值建立的二次回歸模型如式(5)所示，方差分析結(jié)果顯示，p<0.0001<0.05，決定系數(shù)R2為0.9057，表明模型顯著;相關(guān)系數(shù)r為0.9517，表明獨立變量之間的相關(guān)性較好，響應(yīng)值y1(SRF)的二次回歸模型擬合較好.
將以編碼值為變量的SRF二次模型系數(shù)進(jìn)行顯著性檢驗(p<0.05為顯著)，結(jié)果表明，PAM投加量是一次項中的顯著因素，這是因為過量的PAM會破環(huán)穩(wěn)定的膠體體系;微生物絮凝劑投加量與pH值是二次項中的顯著因素，這與課題組前期的研究結(jié)果相符(Guo et al., 2013).微生物絮凝劑改善污泥脫水性能的原因在于其通過架橋作用改變污泥顆粒的大小和密度.微生物絮凝劑投加量較小時，不能形成有效的絮體，或者形成的絮體粒徑太小，微生物絮凝劑對膠體顆粒的網(wǎng)捕卷掃作用和吸附架橋作用也未能充分發(fā)揮(黃兢等，2008);微生物絮凝劑過量時，則會因靜電斥力而抑制絮體的增長，被微生物絮凝劑覆蓋的污泥顆粒中的水分子依然存在于顆粒內(nèi)部，從而無法實現(xiàn)改善污泥脫水的目的(Zhang et al., 2010).pH值在污泥脫水中的顯著性則是由于其對污泥顆粒的表面電荷和微生物絮凝劑的形態(tài)結(jié)構(gòu)及性能的影響.
在交互項中，微生物絮凝劑與PAM投加量，以及微生物絮凝劑投加量與pH值具有顯著性，結(jié)果如圖 3所示.從圖 3a曲面的變化趨勢和底部等高線的密集程度可以看出，在其他3個因素均處于中心水平時，隨著微生物絮凝劑和PAM投加量的增加，SRF逐漸減小，低PAM投加量情況下，SRF減小的速率略比高PAM投加量下明顯.究其原因，一方面，微生物絮凝劑使污泥顆粒絮凝增大，提高了污泥顆粒密度;另一方面，PAM投加量的增加擴(kuò)大了粒徑相對較小的絮體在整個絮體粒徑分布的寬度，投加過量的PAM則會導(dǎo)致污泥脫水性能的變差(Yang et al.，2012).圖 3b反映了PAM投加量為2.0 g · kg-1，CaCl2投加量為60 mg · L-1，攪拌速度為200 r · min-1的條件下，微生物絮凝劑投加量與pH值交互作用對污泥脫水的影響，圖像明顯反映出絮凝作用的實現(xiàn)對于偏中性環(huán)境的依賴，曲面預(yù)測當(dāng)pH值在6.5~7.5范圍時，可以取得最好的脫水效果.
?圖 3 SRF的交互影響響應(yīng)面(a.微生物絮凝劑與PAM投加量; b.微生物絮凝劑投加量與pH)
3.4.2 響應(yīng)值為DS的實驗結(jié)果
以DS為響應(yīng)值建立的二次回歸模型如式(6)所示，方差分析結(jié)果顯示，p<0.0001<0.05，決定系數(shù)R2為0.9171，表明模型顯著;相關(guān)系數(shù)r為0.9577，表明獨立變量之間的相關(guān)性較好，響應(yīng)值y2(DS)的二次回歸模型擬合較好.
將以編碼值為變量的DS二次模型系數(shù)進(jìn)行顯著性檢驗(p<0.05為顯著)，結(jié)果表明，微生物絮凝劑投加量是一次項中的顯著因素;pH值、CaCl2投加量、攪拌速度是二次項中的顯著因素.適量的Ca2+可促進(jìn)污泥脫水，這是因為Ca2+能夠有效地中和污泥顆粒的負(fù)電荷，并促進(jìn)微生物絮凝劑的吸附架橋作用.攪拌速度為攪拌強(qiáng)度大小的體現(xiàn)，較大的攪拌強(qiáng)度可以使得絮凝劑與污泥顆粒充分接觸并在最短的時間內(nèi)形成大粒徑絮凝體，便于沉降.然而，強(qiáng)烈的攪拌和湍流也可能導(dǎo)致絮凝體被擊碎，從而影響到污泥的沉降效果，因此，攪拌速度是污泥沉降過程中的顯著影響因素.
在交互項中，微生物絮凝劑投加量與pH值，微生物絮凝劑與CaCl2投加量，微生物絮凝劑與攪拌速度具有顯著性，結(jié)果如圖 4所示.從圖 4a曲面趨勢上可以看出，偏中性環(huán)境是有利于微生物絮凝劑改善脫水性能的，曲面預(yù)測當(dāng)pH在約6.5~7.5時，能以遠(yuǎn)低于中心值的投加量取得最好的絮凝效果.圖 4b顯示了Ca2+對微生物絮凝劑脫水性能的影響，當(dāng)其他3個因素處于中心水平時，污泥脫水性能隨微生物絮凝劑投加量的增加呈整體上升趨勢，即污泥顆粒中的水分含量是逐漸減少的，低CaCl2投加量情況下污泥顆粒中水分的減少速率比高CaCl2投 加量下明顯;此外，Ca2+濃度高，將大量占據(jù)帶微生物絮凝劑分子鏈上的功能基團(tuán)，從而抑制污泥脫水.圖 4c顯示了攪拌速率對微生物絮凝劑改善污泥脫水性能的影響，在合適的攪拌速率條件下，隨微生物絮凝劑的增加，污泥脫水性能逐步提高.
?圖 4 DS的交互影響響應(yīng)面(a.微生物絮凝劑投加量與pH; b.微生物絮凝劑投加量與CaCl2投加量; c.微生物絮凝劑投加量與攪拌速度)
3.4.3 最佳絮凝條件的確定
設(shè)定SRF目標(biāo)值為0，DS為100%，即污泥脫水后含水率為0，含固率為100%，借助Design-expert7.1.3軟件，利用響應(yīng)面分析法在設(shè)計空間(表 2)中構(gòu)造SRF和DS的全局逼近，確定本實驗中最佳的污泥脫水條件為微生物絮凝劑投加量12.6 g · kg-1，PAM投加量1.0 g · kg-1，CaCl2投加量59.7 mg · L-1，pH值6.7，攪拌速度185 r · min-1.在此條件下，DS和SRF分別為29.1%和2.2×1012 m · kg-1.與原污泥DS和SRF值(分別為11.5%和11.4×1012 m · kg-1)相比，本實驗利用堿熱預(yù)處理污泥制備的微生物絮凝劑與PAM聯(lián)合使用顯著改善了污泥脫水性能.
4 結(jié)論
1)堿熱預(yù)處理對污泥細(xì)胞破碎的效果最好，SCOD/TCOD達(dá)到0.56.利用堿熱預(yù)處理污泥制備微生物絮凝劑，其產(chǎn)量為2.3 g · L-1，高于熱預(yù)處理的1.6 g · L-1和酸熱預(yù)處理的0.6 g · L-1，而未接種污泥制備的微生物絮凝劑產(chǎn)量低于18 mg · L-1;上述4種微生物絮凝劑對高嶺土懸液的絮凝率分別為91.5%、89.7%、94.4%和25.6%.
2)對于SRF具有顯著性影響的一次項為PAM投加量;微生物絮凝劑投加量與pH值是二次項中的顯著因素;在交互項中，微生物絮凝劑與PAM投加量，以及微生物絮凝劑投加量與pH值具有顯著性.
3)對于DS具有顯著性影響的一次項為微生物絮凝劑投加量;pH值、CaCl2投加量，攪拌速度是二次項中的顯著因素;在交互項中，微生物絮凝劑投加量與pH值，微生物絮凝劑與CaCl2投加量，微生物絮凝劑與攪拌速度具有顯著性.
4)微生物絮凝劑投加量與pH值對于絮凝作用的實現(xiàn)具有決定作用;適量的Ca2+可促進(jìn)污泥脫水，這是因為Ca2+能夠有效地中和懸浮污泥顆粒的負(fù)電荷，并促進(jìn)微生物絮凝劑的吸附架橋作用;強(qiáng)烈的攪拌和湍流可能會導(dǎo)致絮凝體系被擊碎，直接降低污泥脫水性能.具體參見 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。
5)本實驗中最佳的污泥脫水條件為微生物絮凝劑投加量12.6 g · kg-1，PAM投加量1.0 g · kg-1，CaCl2投加量59.7 mg · L-1，pH值6.7，攪拌速度185 r · min-1.在此條件下，DS和SRF分別為29.1%和2.2×1012 m · kg-1.
