梁吟娜 熊建華，，* 王雙飛 楊崎峰

（1.廣西大學資源環(huán)境與材料學院，廣西南寧，530004；2.廣西清潔制漿造紙與污染控制重點實驗室，廣西南寧，530004；3.廣西博世科環(huán)保科技股份有限公司，廣西南寧，530007）

二氧化氯漂白技術于1946年開始在制漿造紙工業(yè)化生產(chǎn)中應用，且大部分為含氯漂白技術。雖然該技術有使紙漿白度更高的優(yōu)點，但會導致產(chǎn)生低濃度的漂白漿料和大量含高濃度Cl-的廢水，該廢水不僅具有腐蝕性，會損傷制漿造紙設備，而且含有大量難降解氯代有機污染物［1-2］。為解決含氯漂白技術存在的問題，研究人員隨后提出無元素氯漂白（ECF）技術并得到了廣泛應用［3-4］。雖然ECF漂白方法能減少75%～85%的氯代難降解有機污染物的生成，但不能完全阻止該類物質和其他有毒、難降解有機物的生成和積累［5］。因此，對制漿造紙ECF漂白廢水的排放治理仍十分必要。

光催化氧化生物降解直接耦合（ICPB）技術是一種新興的處理難降解有機污染物的方法，2008年由美國工程院Marsolek教授課題組首次提出［6］。該方法是在直接耦合技術中，將光催化劑負載于多孔載體的外表面，而生物膜則分布于載體內(nèi)表面的孔隙中。起初載體外表面被生物膜全包覆，在紫外光/可見光的照射及微生物的新陳代謝過程中，外表面微生物脫落，將載體外部催化劑暴露出來發(fā)生光催化反應，分解廢水中的難降解有機物，而載體內(nèi)部的生物膜進一步降解污染物，從而達到凈化廢水的目的。從首次構建至今，ICPB所研究的目標污染物包含氯苯酚、苯酚、染料、硝基苯、抗生素等［7-11］；充分表明了該技術在治理有毒、難降解有機污染物、生物抑制性污染物方面的優(yōu)勢。

ICPB體系的生物膜主要來源于活性污泥，而活性污泥中的菌屬種類多樣，菌屬間的相互競爭作用會影響優(yōu)勢菌屬的生長，從而降低生物膜對有機物的降解效果。為分析解決這一問題，本研究將對ECF漂白廢水具有降解優(yōu)勢的白腐菌屬加入ICPB體系中，以單獨活性污泥和單獨白腐菌構建的ICPB體系為對照，對比分析白腐菌強化的ICPB體系在馴化過程中的理化特性和降解ECF漂白廢水過程中的效率，為優(yōu)化ICPB技術提供一種新思路，并為ECF漂白廢水達標排放及重復利用提供技術支撐和理論依據(jù)。

1 實驗

1.1 實驗材料

取廣西來賓某制漿造紙廠漂白車間排放的ECF漂白廢水為實驗對象，呈淡棕黃色，化學需氧量（CODCr）為1000 mg/L，生化需氧量（BOD5）為372 mg/L，可吸附有機鹵化物（AOX）為43 mg/L，pH值為6.95。蔗渣纖維素由廣西貴港市貴糖有限公司提供；納米TiO2由柳州若思納米材料科技有限公司提供；氯化鋅（ZnCl2）、無水硫酸鈉、七水合硫酸鎂（MgSO4·7H2O）、三水合乙酸鈉（NaAc·3H2O）和二水合磷酸二氫鈉（NaH2PO4·2H2O）購自廣東省化學試劑工程技術研究開發(fā)中心；聚乙烯醇和無水氯化鈣（CaCl2）購自成都市科龍化工試劑廠；戊二醛、三水合磷酸氫二鉀（K2HPO4·3H2O）購自天津市大茂化學試劑廠；以上藥品均為分析純。

1.2 蔗渣纖維素/TiO2復合載體的制備

由于蔗渣纖維素具有親水親生物性、可生物降解性、孔隙率高、比表面積大等優(yōu)點［12］，因此本研究以蔗渣纖維素為基本骨架，以納米TiO2為光催化劑，構建蔗渣纖維素/TiO2復合載體，其具體制備過程本課題組已有詳細研究［13］，基本制備工藝流程如圖1所示。

1.3 菌種和營養(yǎng)液

本研究所用菌種為白腐菌（Phanerochaetechrysosporium），購自廣東省微生物菌種保藏中心，菌種于4℃下冷藏保存。

土豆營養(yǎng)液：20%土豆浸出液、0.15%（質量分數(shù)，下同）MgSO4·7H2O、0.3%KH2PO4、2%葡萄糖和2%瓊脂，自來水加至1000 mL，用于白腐菌的培養(yǎng)與保存。

液體營養(yǎng)液：10%土豆浸出液、0.3%KH2PO4、0.15%MgSO4·7H2O、1%葡 萄 糖、0.01%CaCl2、0.02%酒石酸銨，加自來水至1000 mL，用于構建單獨白腐菌ICPB體系。

活性污泥營養(yǎng)液：按照微生物生長繁殖所需的C∶N∶P=100∶5∶1的比例及利用CaCl2、MgSO4·7H2O等無機鹽制備營養(yǎng)液。其中，C源為NaAc·3H2O，N源為NH4Cl，P源為K2HPO4·3H2O和NaH2PO4·2H2O。

1.4 實驗方法

1.4.1 不同ICPB體系的馴化

馴化開始，將300 mL活化后的污泥混合液投入1000 mL的量筒中，隨后將經(jīng)活性污泥營養(yǎng)液稀釋的ECF漂白廢水補充至1000 mL，記為活性污泥（n）組；將300 mL活化后的污泥混合液及20 mL白腐菌絲液投入1000 mL的量筒中，隨后將經(jīng)活性污泥營養(yǎng)液稀釋的ECF漂白廢水補充至1000 mL，記為活性污泥混合白腐菌（n+b）組。兩組污泥濃度均為8 g/L，并分別加入0.6 g/L蔗渣纖維素/TiO2復合載體。兩個量筒中溶解氧濃度（DO）均控制在約0.6 mg/L，測定時間為12 h，每24 h更換一次經(jīng)營養(yǎng)液稀釋的ECF漂白廢水。

馴化過程中逐漸增加ECF漂白廢水的比例，馴化經(jīng)歷4個階段，即活性污泥營養(yǎng)液與ECF漂白廢水的體積比分別為6∶4、4∶6、2∶8、0∶10，活性污泥營養(yǎng)液具體配比見1.3小節(jié)。馴化過程中每天定期測定體系的DO和pH值，并使其分別維持在0.6 mg/L和7.0。同時，每天測定進出水CODCr濃度，當出水CODCr去除率穩(wěn)定在較高水平時即可進入下一馴化階段。每個馴化階段結束后，測定污泥各項理化指標（混合液懸浮固體（MLSS）、污泥體積指數(shù)（SVI）及污泥絮凝性能）。馴化完成后，將載體在特定溫度下干燥后保存待用，使用前在水中曝氣活化一定時間［14］。

將250 mL經(jīng)滅菌后的馴化營養(yǎng)液（分別含體積分數(shù)為25%、50%、75%、100%ECF漂白廢水的液體營養(yǎng)液）加入500 mL錐形瓶中，同時加入白腐菌孢子懸浮液和滅菌后的復合載體，記為白腐菌（b）組，在搖床轉速為140 r/min、溫度為27℃的條件下培養(yǎng)馴化，每隔12 h測定溶液的CODCr，CODCr去除率穩(wěn)定在較高水平時即為馴化的終點；達到每個馴化階段的終點時測定白腐菌生物量。馴化完成后，將載體在特定溫度下干燥后保存待用，使用前在水中曝氣活化一定時間。

1.4.2 不同ICPB體系處理ECF漂白廢水

將單獨活性污泥、單獨白腐菌和活性污泥混合白腐菌生物膜構建的ICPB體系置于反應器中，對ECF漂白廢水進行降解，具體實驗條件如表1所示。

表1 不同ICPB體系處理ECF漂白廢水的實驗條件Table 1 Experimental conditions for ECF bleaching wastewater degradation by different ICPB systems

1.5 微生物理化特性分析

1.5.1 MLSS測定

將定量濾紙在103℃～105℃的烘箱中烘干至恒定質量，稱量質量計為W1（g）；在n組及n+b組每階段馴化完成時，分別取馴化混合液100 mL，記為V，利用上述濾紙進行過濾，將過濾后的濾紙置于103℃～105℃的烘箱中烘干至恒定質量，稱量質量計為W2（g）。MLSS（g/L）計算公式如式（1）所示。

1.5.2 SVI測定

SVI（mL/g）是衡量活性污泥沉降性能的指標［15］，計算公式如式（2）所示。

式中，SV30為馴化混合液靜沉30 min后的污泥容積，mL/L。

1.5.3 白腐菌生物量測定

每階段馴化完成時，取10 mL馴化營養(yǎng)液于比色管中定容至25 mL，在330 nm下測定其濁度，記錄實驗數(shù)據(jù)，從標準曲線查出對應的吸光度值即可換算出馴化營養(yǎng)液中菌體的濃度，其中標準曲線的制作方法見王敏等［16］的研究。本研究標準曲線的回歸方程為：y=0.75566x+1.2187，R2=0.9973，說明線性關系良好。

1.5.4 胞外多聚物（ECP）中蛋白質（PN）、多糖（PS）的測定

ECP的提?。翰捎孟×蛩岱ㄌ崛“舛嗑畚?，具體方法見閆海波［17］的研究。

PN的測定：采用考馬斯亮藍法［18］進行測定。標準曲線方程為：y=2.4112x+0.0082，R2=0.9977；其中，x為蛋白質濃度，mg/mL；y為吸光度，A。將馴化過程中提取的胞外多聚物（1 mL）置于50 mL的比色管中，隨后加入5 mL考馬斯亮藍g-250試劑，然后立即在旋渦混合器中混合2～5 min，在595 nm處測定混合后樣品的吸光度，根據(jù)所測得的吸光度值，利用標準曲線計算PN含量。

PS的測定：采用苯酚-硫酸［19］法對馴化過程中各組多糖含量進行測定。標準曲線方程為：y=3.7222x+0.0009，R2=0.9978；x為多糖濃度，mg/mL；y為吸光度，A。取1 mL胞外多聚物于50 mL比色管中，然后加入1 mL 5%苯酚及5 mL濃硫酸，搖勻冷卻，室溫放置20 min后于490 nm處測定吸光度。根據(jù)吸光度，通過標準曲線計算PS含量。

1.6 降解效果分析

1.6.1 溶解有機碳（DOC）

取4 mL過濾后的ECF漂白廢水樣并加入16 mL超純水，混合均勻后得到稀釋5倍后的樣品，利用TOC測定儀（TOC-L CPH；日本島津公司）進行測定，其測定值即為DOC。

1.6.2 CODCr

CODCr采用微波消解法測定。

1.6.3 AOX的測試方法

使用AOX總有機鹵素測定儀（multiX2500，德國耶拿公司）對ECF漂白廢水中AOX進行測定。

2 結果與討論

2.1 馴化階段CODCr去除率

圖2為不同ICPB體系馴化過程中CODCr去除率的變化。由圖2可知，在馴化過程中，CODCr去除率由高到低分別為活性污泥混合白腐菌（n+b）組、單獨活性污泥（n）組及單獨白腐菌（b）組。每當馴化進入下一個階段的前期時，3組CODCr去除率首先會大幅下降，然后再緩慢提高，這是因為每進入下一階段馴化時，ECF漂白廢水的濃度會增加，增加了有機物對微生物的毒害性，因此CODCr去除率下降。經(jīng)過一段時間馴化后，微生物對環(huán)境具有了一定的適應能力，CODCr的去除率又有所提高［20-21］。

馴化第一階段，即活性污泥營養(yǎng)液與ECF漂白廢水的體積比為6∶4時，結合圖2（a）可知，n組CODCr去除率在第72 h達到較高的穩(wěn)定水平，為96%，表明此時ECF漂白廢水的濃度較低，活性污泥能較快適應及對CODCr的去除率較高。圖2（b）顯示b組在96 h時，CODCr去除率趨于穩(wěn)定，為87%；圖2（c）顯示在第一階段的馴化中，n+b組在第48 h時，CODCr去除率達到穩(wěn)定狀態(tài)，為98%。對比3組CODCr去除率發(fā)現(xiàn)，n組和n+b組的CODCr去除率均高于b組，達到穩(wěn)定所需時間均比b組所需時間短，說明單獨的白腐菌對ECF漂白廢水的CODCr降解有一定的局限性。同時，n+b組對CODCr的去除率高于n組，表明在活性污泥中投加白腐菌對廢水CODCr降解具有協(xié)同增強作用［14，22］。馴化的第二～第四階段，即活性污泥營養(yǎng)液與ECF漂白廢水的體積比依次為4∶6、2∶8、0∶10時，3組CODCr去除率的變化規(guī)律與第一階段相似，最終n組在第288 h、b組在第336 h、n+b組在第252 h時達到馴化終點。

圖2 不同ICPB體系馴化過程中CODCr去除率變化情況Fig.2 Removal rate of CODCr during domestication in different ICPBsystems

2.2 馴化過程污泥及白腐菌理化特性表征

2.2.1 馴化過程MLSS的變化

馴化過程中n組及n+b組MLSS的變化如圖3所示。由圖3可知，馴化過程中，n組和n+b組的MLSS值分別在5～7和6～8 g/L之間。各馴化階段（除2∶8外），n+b組的MLSS值均高于n組，這主要是因為白腐菌投加至活性污泥中，增加了活性污泥負載于復合載體的能力，從而使大量微生物在復合載體表面和內(nèi)部富集，不僅能在一定程度上減少活性污泥絮體，降低活性污泥膨脹率，還有助于微生物的生長并改善其群落結構。MLSS值較高，表明體系的微生物濃度高，從而對廢水中污染物的降解效果更好［23］，這與CODCr去除率分析結果一致。

圖3 馴化過程中MLSS的變化Fig.3 Variation in MLSSduringdomestication

2.2.2 馴化過程SVI的變化

運用馴化過程中SVI的變化分析了n組及n+b組體系的松散性及沉降性能，結果如圖4所示。從圖4可以看出，在不同的馴化階段中，兩組SVI值均保持在60～85 mL/g之間，即保持在正常的SVI值（50～120 mL/g）之內(nèi)［24］；表明在馴化過程中，兩組體系均沒有出現(xiàn)污泥膨脹現(xiàn)象。

圖4 馴化過程中SVI的變化Fig.4 Variation of SVIduringdomestication

通過分析可知，隨著馴化階段的改變，兩組體系的SVI值不斷下降，n組從初始80.9 mL/g降至65.4 mL/g，n+b組從76.5 mL/g降至62.5 mL/g。在4個馴化階段中，n+b組與n組的SVI值均在6∶4階段取得最大值，分別為71.8和76.0 mL/g；這是因為首次向兩組體系中投加ECF漂白廢水對兩組體系具有沖擊性，體系結構在一定程度上遭到了破壞，致使體系內(nèi)絮體松散，SVI值較高［25］。經(jīng)過比較可以發(fā)現(xiàn)，n+b組的SVI值普遍低于n組，表明在馴化過程中，n+b組產(chǎn)生的無機物含量高于n組，間接反映了其將有機物轉化為無機物的能力優(yōu)于n組。同時也表明，n+b組中白腐菌的存在增強了體系的耐受力。

2.2.3 馴化過程ECP的變化

ECP是位于微生物細胞壁外圍的膜狀天然有機物，其具有黏附性和保護微生物的特性，影響著絮體之間的聚集，其間接反映了污泥的絮凝性能［26］。ECP含量通常由PN和PS之和表示，ECP含量越高，表示泥水分離能力越強，廢水處理效果越好。ECP含量在合適范圍內(nèi)時，一般以PN/PS作為衡量污泥內(nèi)聚力的指標。馴化過程中，n組及n+b組ECP含量的變化如表2所示。

表2 ECP含量變化Table 2 Changes of ECP content

圖5顯示了馴化過程中PN/PS的變化情況。由圖5可知，隨著馴化階段的進行，兩組PN/PS值均呈遞增的趨勢。在0∶10階段中，兩組PN/PS值的增長率低于前3個馴化階段，此時，n組和n+b組的PN/PS值增長率分別為18.8%和2.6%。表明在經(jīng)過2∶8階段的馴化后，兩組體系中均已形成較為穩(wěn)定的優(yōu)勢菌群，因此在體系全部為ECF漂白廢水的最后一個馴化階段，菌群受ECF漂白廢水毒性的影響較小，因此分泌的PN量和PS量較穩(wěn)定，活性污泥的絮凝性能較好。由圖5還可知，在4個馴化階段中，n+b組的PN/PS值均高于n組，表明在活性污泥中添加白腐菌增加了體系的耐受能力，有助于污泥ECP中PN的增加，降低活性污泥表面的負電，提高污泥的凝聚性，使得泥水易于分離［27］。

圖5 馴化過程中PN/PS的變化Fig.5 Variation of PN/PSduring domestication

2.2.4 馴化過程白腐菌生物量變化

圖6顯示了不同馴化階段白腐菌的菌液質量濃度。從圖6可以看出，白腐菌經(jīng)馴化營養(yǎng)液培養(yǎng)后，菌液質量濃度為15 g/L，將其進行第一階段馴化后，菌液質量濃度降至10 g/L，這是因為在第一階段中首次將ECF漂白廢水加入馴化營養(yǎng)液中，白腐菌受到了外來有機物的影響，處于適應階段，因此菌液質量濃度有所降低。在之后的3個馴化階段中，菌液質量濃度均呈上升趨勢，菌液質量濃度增長率均為約7%，表明白腐菌已經(jīng)緩慢適應ECF漂白廢水的加入，且開始利用ECF漂白廢水中的物質以進行自身的新陳代謝，處于菌種生長繁殖較為旺盛的對數(shù)增長期［28］。

圖6 馴化過程中白腐菌的菌液質量濃度變化Fig.6 Variation of mass concentration of Phanerochaete chrysosporium duringdomestication

2.3 不同ICPB體系對ECF漂白廢水的降解效果分析

圖7顯示不同ICPB體系對ECF漂白廢水AOX的降解效果。由圖7可知，經(jīng)12 h反應后，單獨活性污泥構建的ICPB體系將ECF漂白廢水的AOX從43.0 mg/L降至15.0 mg/L，去除率為65%，單獨白腐菌構建的ICPB體系將ECF漂白廢水的AOX降至8.6 mg/L，去除率為80%，活性污泥混合白腐菌構建的ICPB體系將ECF漂白廢水的AOX降至3.4 mg/L，去除率為92%。綜上所述，活性污泥混合白腐菌構建的ICPB體系降解ECF漂白廢水中AOX的能力較其他2種體系強。

圖7 不同ICPB體系對ECF漂白廢水AOX的降解效果Fig.7 Degradation effect of different ICPBsystems on AOX in ECFbleachingwastewater

圖8顯示不同ICPB體系對ECF漂白廢水CODCr的降解效果。由圖8可知，經(jīng)12 h反應，單獨白腐菌構建的ICPB體系將ECF漂白廢水的CODCr從1000 mg/L降至350 mg/L，去除率為65%；單獨活性污泥構建的ICPB體系將ECF漂白廢水CODCr降至320 mg/L，去除率為68%；活性污泥混合白腐菌構建的ICPB體系將ECF漂白廢水CODCr降至230 mg/L，去除率為77%。3種體系對廢水CODCr的去除率依次為：n+b＞n＞b。

圖8 不同ICPB體系對ECF漂白廢水CODCr的降解效果Fig.8 Degradation effect of different ICPBsystems on CODCr in ECFbleachingwastewater

圖9顯示不同ICPB體系對ECF漂白廢水DOC的降解效果。由圖9可知，經(jīng)12 h反應后，單獨白腐菌、單獨活性污泥和活性污泥混合白腐菌構建的3種ICPB體系對ECF漂白廢水DOC的去除率分別為55%、62%及75%，3種ICPB體系對ECF漂白廢水的DOC均具有一定的降解效果，而活性污泥混合白腐菌構建的ICPB體系的DOC去除率最高，比單獨活性污泥和單獨白腐菌構建的ICPB體系的DOC去除率分別提高13%和20%。這一結果與上述3種體系對ECF漂白廢水CODCr的降解效果規(guī)律一致。

圖9 不同ICPB體系對ECF漂白廢水DOC的降解效果Fig.9 Degradation effect of different ICPBsystemson DOC in ECFbleachingwastewater

3 結論

本研究以蔗渣纖維素-TiO2復合材料為光催化-生物膜耦合（ICPB）體系的載體，引進對無元素氯漂白（ECF）廢水具有降解優(yōu)勢的菌種——白腐菌，與活性污泥進行混合，制備出新型的ICPB體系。分析活性污泥混合白腐菌構建的ICPB體系的微生物理化特性及其降解ECF漂白廢水的能力，并以單獨白腐菌、單獨活性污泥構建的ICPB體系作為對照組。研究結果表明，活性污泥混合白腐菌構建的ICPB體系的混合液懸浮固體（MLSS）為6～8 g/L，污泥體積指數(shù)（SVI）為60～85 mL/g，蛋白質/多糖（PN/PS）值為1.61，表明該體系具有較好的理化性能和較強的適應ECF漂白廢水環(huán)境的能力。該體系對廢水可吸附有機鹵化物（AOX）、化學需氧量（CODCr）及溶解有機碳（DOC）的去除率分別可達92%、77%和75%。優(yōu)勢菌種的加入，為ICPB技術的優(yōu)化提供了一種新思路；也為高效處理蔗渣漿ECF漂白廢水技術的開發(fā)和研究提供了新方法、新思路和理論依據(jù)。今后的研究中，可通過分析生物膜對光催化的響應行為，即通過對生物膜的胞外聚合物（EPS）種類與含量分布的分析，考察自由基對生物膜的危害情況及生物膜對自由基的反饋等，進而完善光催化與生物氧化間的相互影響機制。