宋 勇,施 周,陳世洋,羅 璐 (.湖南大學(xué)土木工程學(xué)院,湖南 長(zhǎng)沙 40082；2.長(zhǎng)沙學(xué)院生物工程與環(huán)境科學(xué)系,湖南 長(zhǎng)沙 40003)

剩余污泥是污水好氧生物處理的主要產(chǎn)物,其產(chǎn)生量大并含有有毒有害物質(zhì).如果不對(duì)其進(jìn)行妥善的處理與處置,將會(huì)對(duì)環(huán)境造成直接或潛在的污染.相對(duì)于污水,污泥處理的費(fèi)用卻十分昂貴.剩余污泥處理和處置所需的投資和運(yùn)行費(fèi)用高達(dá)整個(gè)污水處理廠投資和運(yùn)行費(fèi)用的50%～60%[1].近年來(lái)利用物理與化學(xué)方法,如超聲、臭氧、氯氣、Fenton等在源頭上減少剩余污泥的研究十分廣泛[1-10],也有利用淀粉酶促進(jìn)剩余污泥水解消化的報(bào)道[11-12],但是采用生物酶法在污水處理過(guò)程中減少剩余污泥的研究卻鮮有報(bào)道.

水解溶菌酶是具有催化作用的蛋白質(zhì),能夠有效地水解細(xì)菌細(xì)胞.本研究利用水解溶菌酶的催化水解作用使污泥中的細(xì)胞水解,以期實(shí)現(xiàn)在活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程中的污泥減量.在考察水解溶菌酶對(duì)污泥減量作用的同時(shí),著重研究了水解溶菌酶對(duì)活性污泥特性的影響.

1 材料與方法

1.1 SBR池

SBR池共2座,其中1座不投加水解溶菌酶,稱為對(duì)比池;另1座投加水解溶菌酶,稱為酶反應(yīng)池.每座的有效容積12L.每d運(yùn)行3個(gè)周期,每周期8h,其中曝氣5.5h,靜止1.5h,排水閑置1h.

1.2 活性污泥的接種培養(yǎng)

接種污泥取自長(zhǎng)沙星沙污水凈化中心的回流污泥.首先利用篩網(wǎng)濾掉污泥中大的顆粒雜質(zhì),然后分別投加到兩池內(nèi)進(jìn)行馴化.進(jìn)水為人工配置廢水,COD為449mg/L,NH3-N為17.5mg/L,TP為 4.6mg/L.曝氣期間兩池內(nèi)的溶解氧保持在4mg/L.在馴化過(guò)程中,通過(guò)排泥逐步調(diào)控兩池內(nèi)污泥濃度都維持在3000mg/L.經(jīng)過(guò)25d左右培養(yǎng),兩池出水 COD 在 35～50mg/L,NH3-N 低于6mg/L,TP在1.1～2mg/L;污泥的顏色呈現(xiàn)黃褐色,通過(guò)鏡檢發(fā)現(xiàn)了鉤蟲(chóng),纖蟲(chóng)等后生生物,這表明兩池內(nèi)的活性污泥已馴化成熟.馴化成熟后,當(dāng)兩池內(nèi)污泥濃度保持在3000mg/L時(shí),每池每d排放剩余污泥量大約為350mg/(L?d).

1.3 水解溶菌酶的投加方式

在每個(gè)反應(yīng)周期停止曝氣前,從酶反應(yīng)池內(nèi)取出1.2L混合液.靜置1.5h后排走上清液,然后將沉淀污泥恒溫 30℃,并投加 0.8g水解溶菌酶,磁力攪拌30min后將酶化污泥投加到已排水的酶反應(yīng)池內(nèi).

1.4 主要試劑與設(shè)備

主要試劑:水解溶菌酶(Amresco 0663,20000U/mg);重鉻酸鉀、硫酸亞鐵銨、硫酸銀、過(guò)硫酸鉀、磷酸二氫鉀、輕質(zhì)氧化鎂、2,3,5-三苯基氯化四氮唑、三(羥甲基)胺基甲烷、低亞硫酸鈉、三氯甲烷、丙酮、乙醇、甲醛等為分析純.

主要設(shè)備:RISE-2002型激光粒度分析儀,生物顯微鏡,UV759型紫外可見(jiàn)分光光度計(jì),溶解氧儀,恒溫磁力攪拌器,數(shù)顯鼓風(fēng)干燥箱,高速冷凍離心機(jī),生物恒溫培養(yǎng)箱等.

1.5 分析方法

脫氫酶活性測(cè)定采用TTC—ETS法[13];ATP采用 ATP檢測(cè)試劑盒;COD、NH3-N、TP、MLVSS、MLSS及SV等指標(biāo)均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定[14].比氧氣吸收速率(SOUR):取混合液 250mL置于恒溫磁力攪拌器上的三角瓶?jī)?nèi),恒溫 25℃,曝氣至溶解氧濃度達(dá)8mg/L左右,然后將溶氧儀探頭插入三角瓶中,采用橡膠塞密封.開(kāi)啟磁力攪拌使污泥保持完全混合狀態(tài),每隔10s記錄1次溶解氧讀數(shù),連續(xù)讀數(shù)至溶解氧濃度降低至1mg/L以下,得到的耗氧速率與 MLVSS之比即SOUR.以上每個(gè)項(xiàng)目每次測(cè)量均設(shè) 3個(gè)平行樣,結(jié)果為 3個(gè)平行樣的平均值.活性污泥樣品的取樣時(shí)間均為當(dāng)天第1個(gè)周期停止曝氣前.

2 結(jié)果與討論

2.1 剩余污泥減量效果以及系統(tǒng)處理效能分析

從圖 1可知,酶反應(yīng)池在投加酶化污泥后的最初3d內(nèi)排放了一定量的污泥,接下來(lái)的1個(gè)月左右沒(méi)有外排污泥,系統(tǒng)中污泥濃度維持在2700mg/L左右.從第32d起,酶反應(yīng)池內(nèi)的污泥濃度超過(guò)了3000mg/L,對(duì)系統(tǒng)進(jìn)行了排泥;此后20d內(nèi),每天從酶反應(yīng)池外排的剩余污泥量大致為對(duì)比池的50%,而且比較穩(wěn)定.對(duì)比兩系統(tǒng)在50d運(yùn)行期內(nèi)的外排污泥量可知,水解溶菌酶作用下的SBR系統(tǒng)中剩余污泥減量達(dá)76.29%.

圖1 加酶與不加酶SBR系統(tǒng)剩余污泥產(chǎn)生量Fig.1 Excess sludge production in the SBRs with and without lysozyme addition

為考察水解溶菌酶對(duì)SBR系統(tǒng)處理效能的影響,分析了兩系統(tǒng)在運(yùn)行過(guò)程中出水的COD、NH3-N與 TP.結(jié)果顯示:在整個(gè)運(yùn)行階段,酶反應(yīng)池出水COD、NH3-N、TP的平均去除率分別為88.21%、68.72%、46.72%;對(duì)比池出水 COD、NH3-N、TP的平均去除率分別為 91.04%、69.03%、63.88%.兩池COD與NH3-N的降解效率基本相同;但酶反應(yīng)池 TP的去除率比對(duì)比池降低了17.2%.TP去除率降低的原因主要是由于酶反應(yīng)池內(nèi)剩余污泥外排量很少,污泥中聚磷菌在好氧條件下吸收的 P不能從系統(tǒng)中排出,反而在厭氧過(guò)程以及酶的作用下重新釋放到水體中,從而導(dǎo)致出水TP的含量比對(duì)比池高.

2.2 水解溶菌酶對(duì)污泥特性的影響

2.2.1 污泥活性變化 從圖2可知,運(yùn)行前10d,兩池內(nèi)的活性污泥比氧氣吸收速率基本相同.隨后 40d內(nèi),酶反應(yīng)池內(nèi)活性污泥比氧氣吸收速率提高顯著,平均提高率達(dá)35%.酶反應(yīng)池內(nèi)污泥顏色在第7d左右開(kāi)始發(fā)生變化,到第10d由黃褐色完全變成黑灰色.污泥顏色的蛻變與污泥比氧氣吸收速率的變化具有明顯的一致性.

圖2 加酶與不加酶SBR系統(tǒng)的SOUR變化Fig.2 Variation of SOUR in the two SBRs with and without lysozyme addition

為進(jìn)一步驗(yàn)證水解溶菌酶對(duì)污泥活性的影響,實(shí)驗(yàn)測(cè)定了運(yùn)行期內(nèi)兩系統(tǒng)中污泥的脫氫酶活性與ATP值.從圖3可知,第15d后,酶反應(yīng)池內(nèi)污泥脫氫酶活性明顯高于對(duì)比池.整個(gè)運(yùn)行時(shí)間內(nèi),酶反應(yīng)池中污泥脫氫酶活性的平均值為29.89mg/(g?h);對(duì)比池內(nèi)的為 23.92mg/(g?h).脫氫酶是微生物體內(nèi)降解有機(jī)污染物、獲得能量的必需酶,從一定程度上反映了生物體的活性狀態(tài).因此可以確定,酶反應(yīng)池內(nèi)的活性污泥具有較高活性,同時(shí)說(shuō)明水解溶菌酶對(duì)SBR池內(nèi)的微生物具有活化作用.這與葉芬霞等[15]采用四氯水楊酰苯胺(TCS)作為代謝解耦聯(lián)劑用于污泥減量時(shí)TCS能夠增加污泥活性的結(jié)果是一致的.

微生物對(duì)污染物的氧化降解過(guò)程,實(shí)際上是能量代謝過(guò)程,因此微生物產(chǎn)能能力的大小直接反映其活性的高低[9].由圖4可見(jiàn),在整個(gè)50d的運(yùn)行期內(nèi),酶反應(yīng)池和對(duì)比池ATP的平均值分別為 13.72,10.6nmol/mgMLSS.這也進(jìn)一步證實(shí)了酶反應(yīng)池內(nèi)活性污泥的活性由于水解溶菌酶的投加得到提高.污泥活性的提高意味著污泥代謝能力的增強(qiáng),這可能是水解溶菌酶能夠減少剩余污泥量的原因之一.

圖3 加酶與不加酶SBR系統(tǒng)的脫氧酶變化Fig.3 Variation of dehydrogenase in the two SBRs with and without lysozyme addition

圖4 加酶與不加酶SBR系統(tǒng)的ATP變化Fig.4 Variation of ATP in the two SBRs with and without lysozyme addition

2.2.2 污泥 MLVSS/MLSS和顆粒粒徑的變化 由圖5可見(jiàn),在運(yùn)行的前15d內(nèi),酶反應(yīng)池內(nèi)的MLVSS/MLSS值從87%逐步提高到90%.15d后,穩(wěn)定在 90%左右.MLVSS/MLSS可以用來(lái)表征活性污泥中有機(jī)物質(zhì)的含量.這說(shuō)明水解溶菌酶的投加提高了酶反應(yīng)池內(nèi)活性污泥中有機(jī)成分的含量.分析原因,可能是因?yàn)槲勰嘀械臒o(wú)機(jī)物質(zhì)由于水解溶菌酶的水解溶胞作用使之重新釋放到液相中而被排放掉,從而造成污泥中無(wú)機(jī)成分含量降低.

圖5 加酶與不加酶SBR系統(tǒng)的MLVSS/MLSS變化Fig.5 Variation of MLVSS/MLSS in the two SBRs with and without lysozyme addition

表1 加酶與不加酶SBR系統(tǒng)的污泥平均粒徑比較Table 1 Comparison of averaged particle size of the sludge in the two SBRs with and without lysozyme addition

由表1可知,50d后,酶反應(yīng)池內(nèi)顆粒平均粒徑從第10d的40.78μm減小到35μm左右.而在用氯氣污泥減量時(shí),20d內(nèi)污泥顆粒平均粒徑由15μm 減小到 5μm[6].實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn),伴隨著污泥顆粒粒徑的減小,活性污泥越來(lái)越難過(guò)濾.分析認(rèn)為,由于水解溶菌酶的投加,促使活性污泥系統(tǒng)中部分細(xì)胞溶解分裂,胞內(nèi)空隙水和結(jié)合水被釋放出來(lái),從而使污泥顆粒尺寸變小,不利于過(guò)濾.

鏡檢發(fā)現(xiàn),2個(gè)系統(tǒng)在不同運(yùn)行時(shí)期內(nèi)都存在大量的、種類繁多的原生動(dòng)物和后生動(dòng)物,如鐘蟲(chóng)、輪蟲(chóng)、草履蟲(chóng)和線蟲(chóng)等.并沒(méi)有因?yàn)樗馊芫傅耐都邮姑阜磻?yīng)池內(nèi)的優(yōu)勢(shì)生物種類明顯減少,具體種群結(jié)構(gòu)的變化還需進(jìn)一步探討.

3 結(jié)論

3.1 在SBR系統(tǒng)投加水解溶菌酶能有效減少剩余污泥產(chǎn)生量.在50d運(yùn)行期內(nèi)與對(duì)比池相比,酶反應(yīng)池剩余污泥減量達(dá)76.29%;COD與NH3-N降解效率基本相同,但TP去除率降低較明顯.

3.2 水解溶菌酶能夠明顯提高SBR系統(tǒng)中活性污泥活性.在50d運(yùn)行期間,活性污泥的比氧氣吸收速率提高 35%;ATP的平均值比對(duì)比池提高3.12nmol/mgMLSS.同時(shí),活性污泥中有機(jī)組分含量得到提高,顆粒的平均粒徑有一定程度的減小.

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