郭俊元,趙 凈,付 琳 (成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,四川 成都 610225)

水稻秸稈制備微生物絮凝劑及改善污泥脫水性能的研究

郭俊元?,趙 凈,付 琳 (成都信息工程大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,四川 成都 610225)

采用水稻秸稈制備微生物絮凝劑,研究了微生物絮凝劑對(duì)污泥脫水性能的影響,并通過(guò)響應(yīng)面分析法優(yōu)化了微生物絮凝劑與聚合氯化鋁(Polyaluminum chloride, PAC)復(fù)配改善污泥脫水性能的過(guò)程.結(jié)果表明,制備微生物絮凝劑的最佳條件為：800mL蒸餾水、200mL水稻秸稈酸解液、4g K2HPO4、2g KH2PO4、0.2g MgSO4、0.1g NaCl、2g尿素,在此條件下,微生物絮凝劑產(chǎn)量達(dá)0.96g/L.保持原污泥pH值,當(dāng)微生物絮凝劑投加量為12mg/L,干污泥量(DS)較原污泥提高了59.5%,污泥比阻(SRF)降低了53.6%,表明經(jīng)微生物絮凝劑絮凝處理,污泥脫水性能顯著改善.保持原污泥pH值,當(dāng)PAC投加量為3g/L,干污泥量(DS)為16.4%,高于原污泥的13.2%,污泥比阻為(SRF) 5.4×1012m/kg,低于原污泥的 11.3×1012m/kg,說(shuō)明 PAC對(duì)污泥脫水性能有著明顯的改善作用.響應(yīng)面分析結(jié)果顯示,污泥脫水最佳條件為微生物絮凝劑8.1mg/L、PAC 1.9g/L、pH值8.0,相應(yīng)DS和SRF分別為24.1%和3.0×1012m/kg.實(shí)際污泥脫水工程中,污泥pH往往不進(jìn)行調(diào)節(jié),保持原污泥pH=6.4條件下,DS和SRF分別為23.6%和3.2×1012m/kg,均優(yōu)于單獨(dú)采用微生物絮凝劑和PAC時(shí)的污泥脫水效果.

微生物絮凝劑；聚合氯化鋁；污泥脫水；響應(yīng)面分析

污水處理廠常用的污泥脫水調(diào)理劑聚合氯化鋁(Polyaluminum chloride, PAC)和聚丙烯酰胺(Polyacrylamide, PAM),具有污泥處理效果好、成本較低等優(yōu)點(diǎn),但其長(zhǎng)期使用不僅會(huì)導(dǎo)致污泥中重金屬富集,而且易在污泥中引入劇毒的丙烯酰胺單體,對(duì)污泥后續(xù)處置造成很大的壓力[1].微生

物絮凝劑,是微生物在代謝過(guò)程分泌的聚合物,具有高效絮凝作用,能夠破碎污泥細(xì)胞使束縛水和固體顆粒分離,促進(jìn)污泥減量化[2].然而,制備成本高制約著微生物絮凝劑的廣泛使用[3],利用富含有機(jī)質(zhì)的廢棄物制備微生物絮凝劑,是降低制備成本的可行途徑[4].本文作者曾利用豬場(chǎng)糞污制備微生物絮凝劑,并初步探索了微生物絮凝劑應(yīng)用于污泥脫水中的可行性[5].Yang等[6]報(bào)道稱,采用微生物絮凝劑與無(wú)機(jī)或有機(jī)高分子絮凝劑復(fù)配,能夠提高廢水的處理效率,降低可能產(chǎn)生的二次污染.本文作者曾研究了微生物絮凝劑與改性沸石復(fù)配處理豬場(chǎng)廢水的性能,結(jié)果表明,在最優(yōu)化條件下,廢水中 COD和氨氮去除率大幅提高至 87.9%和 86.9%[7].由此可見(jiàn),采用微生物絮凝劑與PAC復(fù)配,能夠預(yù)期實(shí)現(xiàn)提高污泥脫水效率的研究目的,并減少單獨(dú)使用PAC所造成的二次環(huán)境污染.

本研究首先探索了水稻秸稈制備微生物絮凝劑的可行性,然后通過(guò)檢測(cè)污泥脫水過(guò)程中干污泥含量(DS)和污泥比阻(SRF)的變化規(guī)律,考察微生物絮凝劑與PAC分別在污泥脫水中的優(yōu)越性與互補(bǔ)性,在此基礎(chǔ)上,采用微生物絮凝劑與PAC復(fù)配的方法改善污泥脫水,運(yùn)用響應(yīng)面優(yōu)化法優(yōu)化污泥脫水過(guò)程及條件參數(shù),考察微生物絮凝劑與PAC復(fù)配改善污泥脫水性能的效果.

1 材料與方法

1.1 菌種來(lái)源及微生物絮凝劑制備

試驗(yàn)用菌株為紅平紅球菌,保藏于中國(guó)典型微生物保藏中心(No.10543).以水稻秸稈的酸解產(chǎn)物制備微生物絮凝劑,水稻秸稈采自四川省三臺(tái)縣近郊,將秸稈與硫酸(1.7%,W/W)按照 1：8(W/ V)混合酸解2h,在6000r/min條件下離心30min,收集上清液,作為制備微生物絮凝劑的底物[8-9].發(fā)酵培養(yǎng)基：800mL蒸餾水、200mL酸解液、4g K2HPO4、2g KH2PO4、0.2g MgSO4、0.1g NaCl、2g尿素.挑取少許菌至發(fā)酵培養(yǎng)基,于發(fā)酵溫度35℃、搖床速度 150r/min的條件下發(fā)酵培養(yǎng)得到發(fā)酵液,從中提取微生物絮凝劑.發(fā)酵培養(yǎng)基優(yōu)化和微生物絮凝劑提取均采用本文作者前期的研究方法[10].

1.2 絮凝活性的測(cè)定

實(shí)驗(yàn)通過(guò)檢測(cè)微生物絮凝劑對(duì)4g/L高嶺土懸液的絮凝率表征其絮凝性能,在100mL高嶺土懸液中,加入5mg CaCl2作為助凝劑,再加入2mL離心去菌體的發(fā)酵液,常溫條件下,快速攪拌1min (180r/min),慢速攪拌 4min (80r/min),靜沉10min,取上清液,使用分光光度計(jì)測(cè)定波長(zhǎng)550nm處的吸光度 OD550,以未接種的培養(yǎng)基代替上清液作為對(duì)照.絮凝率計(jì)算公式：

式中：FR為絮凝率;A為絮凝后高嶺土懸液的OD550;B為高嶺土原液的OD550.

1.3 污泥脫水實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)污泥取自四川省某污水處理廠,干污泥含量(DS)、污泥比阻(SRF)、污泥pH值分別為13.2%、11.3×1012m/kg、6.4.污泥中分別投加微生物絮凝劑或 PAC,200r/min條件下攪拌10min,靜置30min,采用抽濾裝置抽真空,真空壓力為0.04MPa,每隔15s記錄濾液量.SRF與DS計(jì)算公式：

式中：t為時(shí)間,s;V為濾液量,m3;μ為濾液黏度, Ns/m2;A為過(guò)濾面積,m2;P為壓降,N/m;c為濃度, kg/m3;α為污泥比阻(即SRF);Rm為過(guò)濾介質(zhì)阻力(忽略);W1和W2分別為干燥前后泥餅的重量,g.

1.4 微生物絮凝劑與PAC復(fù)配的響應(yīng)面優(yōu)化

采用中心復(fù)合設(shè)計(jì)的二階模型對(duì)變量的響應(yīng)行為進(jìn)行表征,3個(gè)變量為微生物絮凝劑(x1)、PAC(x2)、污泥pH值(x3),響應(yīng)值(y)設(shè)置為DS和SRF.CCD的二階模型為：

式中：xi與 xj為相互獨(dú)立的影響因子;β0是偏移項(xiàng);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).表1為Design-

expert 8.0.5軟件所設(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn).

表1 中心復(fù)合設(shè)計(jì)Table 1 Coded levels for three variables framed by the Central Composite Design

2 結(jié)果與討論

2.1 微生物絮凝劑的制備

2.1.1 發(fā)酵培養(yǎng)基 pH對(duì)制備微生物絮凝劑的影響 不同微生物在發(fā)酵過(guò)程中,對(duì)培養(yǎng)基的初始pH要求不同.例如：Paenibacillus polymyxa在弱酸弱堿性環(huán)境中均體現(xiàn)出了較好的代謝能力[10],而 Streptomyces只有在弱酸性環(huán)境中才能積累代謝產(chǎn)物[11].由圖1(a)可知,本實(shí)驗(yàn)菌株發(fā)酵制備微生物絮凝劑的初始 pH范圍比較廣(5.5～8.5),囊括了發(fā)酵培養(yǎng)基本身的 pH(6.7),因此,本實(shí)驗(yàn)制備微生物絮凝劑過(guò)程中無(wú)需調(diào)節(jié) pH.在此 pH范圍內(nèi),菌株的代謝產(chǎn)物均有較高的絮凝活性(高于 60%),絮凝劑產(chǎn)量顯示出與絮凝活性隨pH變化相一致的規(guī)律,尤其當(dāng)pH=7.5時(shí),絮凝劑產(chǎn)量及其對(duì)高嶺土懸液的絮凝率均達(dá)到最大值(0.46g/L、75.2%).當(dāng)不調(diào)節(jié)發(fā)酵培養(yǎng)基pH時(shí),絮凝劑產(chǎn)量及絮凝率分別為 0.42g/L、71.8%.酸度過(guò)高(pH＜5)或堿度過(guò)高(pH＞10)時(shí),微生物絮凝劑的生成及其絮凝活性的表達(dá)均受到抑制,相應(yīng)的產(chǎn)量和絮凝率分別低于 0.18g/L和 43.5%,這是因?yàn)樗岫冗^(guò)高或堿度過(guò)高引起菌體細(xì)胞表面電荷的變化,菌體細(xì)胞表面電荷的變化導(dǎo)致有機(jī)物離子化,不利于其滲入細(xì)胞體內(nèi),從而抑制菌株的生長(zhǎng)和絮凝產(chǎn)物的生成[10].

圖1 發(fā)酵培養(yǎng)基pH (a)、外加磷酸鹽(b)、外加氮源(c)對(duì)微生物絮凝劑制備的影響及生長(zhǎng)曲線(d)Fig.1 Effects of media pH (a), extra phosphate (b), and extra carbon (c) on bioflocculant production. Cell growth curve (d)

2.1.2 外加磷酸鹽、碳源、氮源對(duì)制備微生物絮凝劑的影響 由圖 1(b)可知,水稻秸稈酸解液發(fā)酵培養(yǎng)基中分別添加不同濃度的磷酸鹽(K2HPO4+KH2PO4, W/W=2：1),發(fā)酵培養(yǎng)微生物菌

株72h后,菌落數(shù)、絮凝劑產(chǎn)量、及對(duì)高嶺土懸液的絮凝率均有所提高,尤其當(dāng)磷酸鹽濃度為6g/L時(shí),分別達(dá)到最大值(11.8×107/mL、0.68g/L、82.7%),遠(yuǎn)高于不添加磷酸鹽時(shí)的2.2×107/mL 、0.42g/L、71.8%,說(shuō)明適量的磷酸鹽可以促進(jìn)微生物增殖、代謝產(chǎn)物的積累、及其活性的表達(dá),這與Guo等[10]利用淀粉廢水制備微生物絮凝劑的研究結(jié)論相似.然而,磷酸鹽濃度較低時(shí),不足以提供微生物細(xì)胞合成核酸、磷脂等含磷化合物的重要元素;過(guò)高的磷酸鹽含量則會(huì)抑制微生物細(xì)胞外多糖的分泌,從而降低發(fā)酵液的黏度、活性、產(chǎn)量[12].

通常情況下,葡萄糖、蔗糖等水溶性糖類作為碳源,微生物生長(zhǎng)迅速、絮凝產(chǎn)物活性高,Bacillus licheniformis和Bacillus subtilis即是如此[13-14].本實(shí)驗(yàn)制備微生物絮凝劑的過(guò)程中,培養(yǎng)基中分別添加2g/L葡萄糖、蔗糖、淀粉、2mL/L甲醇、乙醇,發(fā)酵培養(yǎng)微生物菌株72h后,菌落數(shù)、絮凝劑產(chǎn)量、及對(duì)高嶺土懸液的絮凝率無(wú)明顯提高,增加幅度分別為 1.3%～2.9%、1.8%～3.3%、 1.5%～2.7%,說(shuō)明無(wú)需外加碳源,水稻秸稈酸解釋放的有機(jī)質(zhì)足以滿足菌株代謝和發(fā)酵.由圖 1(c)可知,培養(yǎng)基中分別添加 2g/L(NH4)2Cl、(NH4)2SO4、牛肉膏、尿素等氮源,發(fā)酵培養(yǎng)微生物菌株72h后,菌落數(shù)、絮凝劑產(chǎn)量、及對(duì)高嶺土懸液的絮凝率,均大幅提高,說(shuō)明上述氮源均有助于微生物的發(fā)酵及絮凝劑的積累,尤其外加2g/L尿素后,菌落數(shù)增加至19.7×107/mL,絮凝劑產(chǎn)量及其絮凝活性分別提升至 94.8%和0.96g/L.Li[13]、Subudhi等[15]的研究也顯示出氮源對(duì)于微生物絮凝劑制備的不可或缺.

2.1.3 微生物菌株的生長(zhǎng)曲線 由圖 1(d)可知,6～60h是菌株對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期,菌株能充分利用發(fā)酵培養(yǎng)基中豐富的有機(jī)質(zhì)及外加的氮磷生長(zhǎng)繁殖,菌落數(shù)和絮凝劑產(chǎn)量迅速增加至 19.4× 107/mL和 0.95g/L,絮凝劑對(duì)高嶺土懸液的絮凝率也達(dá)到了最大的 94.5%;菌株在穩(wěn)定期內(nèi)(60～72h),菌落數(shù)與絮凝劑產(chǎn)量均維持在一個(gè)穩(wěn)定的狀態(tài),說(shuō)明代謝產(chǎn)物的生成和積累基本上是伴隨著菌株生長(zhǎng)過(guò)程,Wang等[8]發(fā)酵培養(yǎng)Ochrobactrum ciceri制備微生物絮凝劑時(shí)顯示了相同的結(jié)論.菌株進(jìn)入衰退期(72h)后,菌落數(shù)、發(fā)酵液黏度、活性逐漸降低,90h時(shí),絮凝劑產(chǎn)量降低至約 0.27g/L.在衰退期絮凝劑產(chǎn)量的減少,可能與菌體細(xì)胞自溶和酶活性的降低有關(guān).圖 1(d)還可得知,發(fā)酵培養(yǎng)基的pH值在6～24h內(nèi)維持在相對(duì)穩(wěn)定的水平,然后出現(xiàn)下降趨勢(shì)(由24h時(shí)的6.7下降至60h時(shí)的4.8),這是由于菌株代謝過(guò)程中產(chǎn)生有機(jī)酸等物質(zhì)造成的,進(jìn)入衰退期后,培養(yǎng)基的pH值逐漸回升至7.2時(shí),原因是細(xì)胞裂解和胞內(nèi)物質(zhì)的釋放[10].

2.2 微生物絮凝劑的成分和特征

2.2.1 生化測(cè)試 苯酚–硫酸法和考馬斯亮藍(lán)法檢測(cè)結(jié)果顯示,該微生物絮凝劑的主要絮凝成分是多糖類物質(zhì),其中含有中性糖 41.2%、糖醛酸4.3%、氨基糖2.9%;凝膠滲透色譜顯示絮凝劑分子量為 3.88×105Da. 實(shí)驗(yàn)繼而采用紅外光譜分析手段檢測(cè)了微生物絮凝劑的特征功能基團(tuán),結(jié)果顯示,3300cm-1處的吸收峰是–OH[16]; 2375cm-1處的吸收峰為 C—H;1632cm-1處的吸收峰為–COO-的反對(duì)稱伸縮振動(dòng);1400cm-1處的吸收峰是–COO-的對(duì)稱伸縮振動(dòng)[3];1080-545cm-1處的吸收峰為C—O的伸縮振動(dòng)[17].該微生物絮凝劑具有較高的分子量和羥基、羧基等極性基團(tuán),可以提供更多的“結(jié)合位點(diǎn)”、更高的絮凝活性、以及更強(qiáng)的范德華力,因此,能夠通過(guò)吸附或范德華力或橋接機(jī)制,促進(jìn)高嶺土懸液的絮凝,并具備促進(jìn)污泥脫水的潛質(zhì)[18].

2.2.2 微生物絮凝劑的熱穩(wěn)定性和酶穩(wěn)定性分析 研究表明,蛋白質(zhì)類微生物絮凝劑熱穩(wěn)定性較差,而多糖類微生物絮凝劑熱穩(wěn)定性較好[5].本實(shí)驗(yàn)分別將7份相同發(fā)酵液置于4、30、40、50、80、100和120℃的溫度環(huán)境下30min后,檢測(cè)對(duì)4g/L高嶺土懸液的絮凝率,結(jié)果如表2所示,變化幅度較小的絮凝率再次說(shuō)明本實(shí)驗(yàn)制備的微生物絮凝劑其主要有效成分為多糖類物質(zhì).本文作者曾采用相同的菌株以剩余污泥為基質(zhì)制備微生物絮凝劑,發(fā)現(xiàn)其主要成分為蛋白質(zhì)類物質(zhì),這可能是由于不同的營(yíng)養(yǎng)成分和生物-物理環(huán)境所導(dǎo)致的[19].

表2 微生物絮凝劑的熱穩(wěn)定性Table 2 Thermal stability of the bioflocculant

圖2 微生物絮凝劑對(duì)污泥脫水的影響(a)、以及污泥Zeta電位與微生物絮凝劑投加量的關(guān)系(b)Fig.2 Bioflocculant dose on sludge dewatering (a), and relationship between bioflocculant and sludge’s Zeta potential (b)

實(shí)驗(yàn)分別采用3種糖原磷酸化酶(淀粉酶、纖維素酶、葡糖淀粉酶)、糖苷酶、兩種蛋白酶(胃蛋白酶、胰蛋白酶)水解6份相同的發(fā)酵液樣品,檢測(cè)水解后樣品對(duì)4g/L高嶺土懸液的絮凝率,結(jié)果表明,分別采用三種糖原磷酸化酶水解后的微生物絮凝劑對(duì)高嶺土懸液的絮凝率顯著降低至29.5%、32.3%、18.7%;采用糖苷酶和兩種蛋白酶催化水解后的微生物絮凝劑對(duì)高嶺土懸液的絮凝率則能夠保持在原絮凝率的97.4%、98.1%、98.4%,而上述酶本身均不具有絮凝活性,表明該絮凝劑的有效成分是多糖類物質(zhì),而非蛋白質(zhì), Salehizadeh和Yan得出了類似的研究結(jié)論[20].

2.3 微生物絮凝劑對(duì)污泥脫水性能的影響

圖3 不同pH條件下PAC投加量對(duì)污泥DS(a)和SRF(b)的影響Fig.3 Optimization studies performed for DS (a) and SRF (b) by PAC dose under different pH values

在實(shí)際工程中,從經(jīng)濟(jì)節(jié)約角度考慮,污泥脫水過(guò)程通常不進(jìn)行pH的調(diào)節(jié).由圖2(a)可知,保持原污泥pH值,隨著微生物絮凝劑投加量增加至12mg/L的過(guò)程中,污泥中DS含量增加到18% (較原污泥提高了59.5%),污泥比阻SRF相應(yīng)降低到6.1×1012m/kg(較原污泥降低了53.6%),表明經(jīng)過(guò)微生物絮凝劑絮凝處理,污泥的脫水性能得到顯著改善.微生物絮凝劑本身具有吸附和降解的性能,且分子鏈上含有羥基、羧基等基團(tuán),這為污泥顆粒及污泥細(xì)胞中的有機(jī)物質(zhì)提供了必要的“結(jié)合位點(diǎn)”和較強(qiáng)的范德華力,從而在污泥中形成緊湊的絮凝物質(zhì),更容易沉降,提高污泥的脫水效率[21].然而,過(guò)量的微生物絮凝劑反而會(huì)降低污泥的脫水效率,這是因?yàn)椋簢@在絮凝劑周圍的污泥顆粒被快速絮凝沉降,當(dāng)絮凝劑與污泥顆粒的作用位點(diǎn)達(dá)到飽和后,

過(guò)量絮凝劑高分子會(huì)使得部分已形成絮體的顆粒變得松散,進(jìn)而達(dá)到一種新的相互排斥的電荷平衡,污泥脫水效果明顯下降[22].由圖 2(b)可知,投加0～12mg/L絮凝劑時(shí),污泥Zeta電位絕對(duì)值迅速減小;繼續(xù)投加微生物絮凝劑至 18mg/L, Zeta電位絕對(duì)值繼續(xù)減小,但減小趨勢(shì)變緩,也沒(méi)有出現(xiàn)電位相反的現(xiàn)象.Zeta電位絕對(duì)值的減小,是由于微生物絮凝劑降低了污泥顆粒之間的靜電排斥力,壓縮了絮體顆粒的雙電層,促進(jìn)原本松散的污泥顆粒形成更大更穩(wěn)定的絮團(tuán),從而改善了沉降效果[23].

2.4 PAC對(duì)污泥脫水性能的影響

由圖 3可知,pH=5.5～9.5范圍內(nèi),經(jīng)過(guò)投加PAC調(diào)理后,DS值均高于原污泥的 13.2%,SRF值均低于原污泥的11.3×1012m/kg,說(shuō)明PAC對(duì)污泥脫水有著明顯的改善.以pH=7.5為例,當(dāng)PAC投加量為 3g/L時(shí),污泥 DS和 SRF分別達(dá)到18.4%和4.8×1012m/kg;保持原污泥pH值,當(dāng)PAC投加量為 3g/L時(shí),污泥 DS和 SRF分別達(dá)到16.4%和 5.4×1012m/kg.隨著 PAC的投加量繼續(xù)增加,DS值反而有降低趨勢(shì),SRF值也出現(xiàn)升高趨勢(shì),體現(xiàn)為污泥脫水性能變差.由此可見(jiàn),適量的PAC能夠通過(guò)網(wǎng)捕作用聚集懸浮污泥顆粒,或通過(guò)改變污泥顆粒表面的電荷,從而促進(jìn)污泥的沉降.由圖3還可以得知,弱酸弱堿條件下,PAC對(duì)污泥的脫水效果最好,具體原因是：PAC在酸性條件下解離度較大,分子鏈更容易舒展,有利于污泥顆粒的絮凝沉降,但是若酸度較強(qiáng),尤其是 pH＜4時(shí),污泥的胞外聚合物易溶解,不利于沉降.強(qiáng)堿性環(huán)境中(pH＞10),PAC分子鏈卷曲,不利于污泥顆粒的絮凝沉降[9,22].

2.5 微生物絮凝劑與PAC復(fù)配對(duì)污泥脫水性能的影響

2.5.1 DS和 SRF為響應(yīng)值的二次回歸模型 以DS和SRF為響應(yīng)值建立的二次回歸模型分別如式(5)和(6)所示.

方差分析顯示：F模型均大于 F0.01(20,29)= 2.57,Prob＞F均小于 0.05,表明模型顯著.決定系數(shù)R2分別為0.9545和0.9776,說(shuō)明預(yù)測(cè)模型和實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)之間形成良好的一致性.失擬項(xiàng)F-試驗(yàn)結(jié)果顯示：失擬項(xiàng)概率(p)分別為0.0010、0.0057,說(shuō)明模型能很好地與數(shù)據(jù)擬合,且分別僅有 0.10%和 0.57%的變量沒(méi)有被模型所考慮到.精確度AP＞4,表示所有的預(yù)測(cè)模型均在由中心復(fù)合設(shè)計(jì)所設(shè)定的空間范圍內(nèi)(表3)[24-25].

表3 方差分析Table 3 ANOVA results for the four responses

將以編碼值為變量的DS和SRF二次模型系數(shù)進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)(P＜0.05為顯著)(表4),結(jié)果顯示,一次項(xiàng)中顯著因素均為pH值,這是由于pH值對(duì)污泥顆粒表面電荷和微生物絮凝劑的形態(tài)結(jié)構(gòu)的影響,pH值在絮凝過(guò)程中的決定性作用已被本文作者以前的研究所證實(shí)[26].二次項(xiàng)中顯著因素均為微生物絮凝劑和PAC量,過(guò)量的PAC會(huì)破壞穩(wěn)定的膠體體系,從而降低污泥的沉降性能和脫水效率;適量的微生物絮凝劑能夠通過(guò)吸附作用聚集懸浮污泥顆粒,或通過(guò)改變污泥顆粒表面的電荷,從而促進(jìn)污泥的沉降[26].交互項(xiàng)中,對(duì)于DS,微生物絮凝劑與pH值具有顯著性;對(duì)于SRF,微生物絮凝劑與PAC量、微生物絮凝劑與pH值具有顯著性.

表4 顯著性分析Table 4 Significance of quadratic model coefficient of for the four responses

圖4(a)反映了PAC處于中心水平時(shí),微生物絮凝劑與pH值交互作用對(duì)DS的影響,圖像明顯反應(yīng)出絮凝作用的實(shí)現(xiàn)對(duì)于偏中性環(huán)境的依賴.圖4(b)反映了PAC用量處于中心水平時(shí),微生物絮凝劑與pH值交互作用對(duì)SRF的影響,圖像表明在偏中性環(huán)境中,懸浮污泥更容易被微生物絮凝劑聚合成為大顆粒絮凝物,有助于污泥脫水.圖4(c)曲面的變化趨勢(shì)和底部等高線的密集程度可以看出,pH處于中心水平且微生物絮凝劑為較低水平時(shí),隨著PAC用量的增加,SRF先明顯減小后稍稍增大,說(shuō)明PAC過(guò)高或者過(guò)低都不利于污泥含水率降低;PAC水平較低時(shí),SRF隨微生物絮凝劑的增加而減小的速率,比高PAC用量情況下更大;微生物絮凝劑較高水平時(shí),隨著 PAC的增加,SRF的變化幅度較小,即對(duì)污泥脫水性能的影響甚微.由此可見(jiàn),PAC存在條件下,適量的微生物絮凝劑能夠大幅提高污泥的脫水效率.究其原因,一方面,微生物絮凝劑的絮凝作用提高了污泥顆粒密度,明顯促進(jìn)了污泥沉降;另一方面,PAC用量的增加擴(kuò)大了粒徑相對(duì)較小的絮體在整個(gè)絮體粒徑分布的寬度,從而導(dǎo)致SRF減小,即污泥脫水性能提高[26].

圖4 微生物絮凝劑與pH對(duì)DS(a)和SRF(b)交互影響的響應(yīng)面、微生物絮凝劑與PAC對(duì)SRF交互影響的響應(yīng)面(c)Fig.4 Surface graphs of DS (a) and (b) showing variable effect of bioflocculant dose and solution pH, and surface graphs of SRF showing variable effect of bioflocculant and PAC doses (c)

2.5.2 微生物絮凝劑與PAC復(fù)配的最佳絮凝條件 本實(shí)驗(yàn)采用微生物絮凝劑與PAC復(fù)配的方法改善污泥脫水,并采用響應(yīng)面分析法分析數(shù)據(jù),對(duì)污泥脫水的過(guò)程進(jìn)行優(yōu)化,最優(yōu)化條件是基于最理想的目標(biāo)進(jìn)行確定的.對(duì)本實(shí)驗(yàn)中的污泥沉降來(lái)說(shuō),最理想的目標(biāo)是污泥脫水率為 100%,也就是說(shuō),經(jīng)過(guò)微生物絮凝劑和 PAC復(fù)配處理后,污泥DS和SRF分別為100%和0,以此為目標(biāo),在設(shè)計(jì)空間中構(gòu)造待測(cè)量的全局逼近,從而得到最佳絮凝條件的最優(yōu)解.因此,設(shè)定DS和SRF的目標(biāo)值分別為100%和0,借助Design-expert8.0.5軟件,響應(yīng)面分析法在設(shè)計(jì)空間(表1)中構(gòu)造SRF和 DS的全局逼近,確定污泥脫水的最佳條件為微生物絮凝劑8.1mg/L、PAC 1.9g/L、pH值8.0.最佳絮凝條件下,相應(yīng)DS和SRF分別為24.1%和 3.0×1012m/kg.污泥脫水的實(shí)際工程中,其 pH值一般不進(jìn)行酸堿調(diào)節(jié),因此,上述最佳條件中保持污泥pH=6.4時(shí),相應(yīng)DS和SRF分別為23.6%和 3.2×1012m/kg,均優(yōu)于單獨(dú)使用微生物絮凝劑或 PAC時(shí)的脫水效果(DS分別為 18.0%和16.4%,SRF分別為6.1×1012m/kg和5.4×1012m/kg).實(shí)驗(yàn)過(guò)程中發(fā)現(xiàn),經(jīng)過(guò) PAC調(diào)理后的污泥,加入微生物絮凝劑所產(chǎn)生的絮體更加密實(shí),具有更好的沉降性能不易再次泛起.

3 結(jié)論

3.1 本實(shí)驗(yàn)制備微生物絮凝劑的最佳發(fā)酵培養(yǎng)基的成分為：800mL蒸餾水、200mL酸解液、4g K2HPO4、2g KH2PO4、0.2g MgSO4、0.1g NaCl、2g尿素.所制備的微生物絮凝劑其產(chǎn)量和絮凝活性分別為0.96g/L和94.8%.

3.2 本實(shí)驗(yàn)制備的微生物絮凝劑能夠明顯改善污泥脫水性能,保持污泥原pH值,經(jīng)12mg/L微生物絮凝劑處理后,干污泥含量較原污泥提高了

59.5%,污泥比阻較原污泥降低了53.6%.

3.3 微生物絮凝劑與 PAC復(fù)配處理污泥,對(duì)于污泥DS和SRF,具有顯著影響的一次項(xiàng)為pH值,二次項(xiàng)為微生物絮凝劑和PAC量.

3.4 微生物絮凝劑與PAC復(fù)配處理污泥的最佳絮凝條件為：微生物絮凝劑 8.1mg/L、PAC 1.9g/ L、pH值8.0,最佳絮凝條件下,相應(yīng)DS和SRF分別為24.1%和3.0×1012m/kg.保持原污泥pH值為 6.4時(shí),相應(yīng) DS和 SRF分別為 23.6%和3.2×1012m/kg,均優(yōu)于單獨(dú)使用微生物絮凝劑或PAC時(shí)的脫水效果.

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Production of a bioflocculant by using rice stover and its performance in the improvement of sludge dewatering.

GUO Jun-yuan?, ZHAO Jing, FU Lin (College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu, Chengdu 610225, China). China Environmental Science, 2016,36(11)：3360～3367

A bioflocculant was produced by using rice stover, and its performance in the improvement of sludge dewatering was investigated, further, response surface methodology (RSM) was employed to optimize the treatment of sludge dewatering by the composite of the bioflocculant and Polyaluminum chloride (PAC). Optimal culture conditions for bioflocculant production were determined as 4g K2HPO4, 2g KH2PO4, 0.2g MgSO4, 0.1g NaCl, and 2g urea dissolved in a mixture of 800mL distilled water and 200mL rice stover acid hydrolyzate, and the corresponding bioflocculant yield reached 0.96g/L. Keep original pH value of the sludge, when bioflocculant dose was adjusted at 12mg/L, DS improved 59.5%, and SRF reduced 53.6%, which indicated that the sludge dewatering has been significantly improved after treated by the bioflocculant. In the same manner, when the sludge was treated by 3g/L PAC, DS increased to 16.4% and SRF decreased to 5.4×1012m/kg, compared to that of 13.2% and 11.3×1012m/kg of the original sludge, the sludge dewatering was significantly improved. Optimal conditions for sludge dewatering by the composite of the bioflocculant and PAC were bioflocculant dose of 8mg/L, PAC dose of 1.9g/L, and pH=8.0, under this optimal condition, DS and SRF appeared as 24.1% and 3.0×1012m/kg, respectively. From a practical standpoint, without pH adjustment, under the optimal condition of bioflocculant dose of 8.1mg/L, PAC dose of 1.9g/L, and natural pH value of 6.4, DS and SRF were 23.6% and 3.2×1012m/kg, respectively. The above results were better than the alone using of bioflocculant or PAC in sludge dewatering.

bioflocculant；polyaluminum chloride (PAC)；sludge dewatering；response surface methodology (RSM)

X703.1

A

1000-6923(2016)11-3360-08

郭俊元(1985-),男,山西忻州人,講師,主要從事環(huán)境微生物技術(shù)與廢水資源化處理技術(shù)研究.發(fā)表論文10余篇.

2016-03-11

國(guó)家自然科學(xué)基金(51508043);四川省科技計(jì)劃項(xiàng)目(2016JY0015);成都市科技局科技惠民技術(shù)研發(fā)項(xiàng)目(2015-HM01-00149-SF);成都信息工程大學(xué)中青年學(xué)術(shù)帶頭人科研人才基金資助(J201515)

* 責(zé)任作者, 講師, gjy@cuit.edu.cn