宋 勇,施 周,陳世洋,羅 璐 (.湖南大學(xué)土木工程學(xué)院,湖南 長沙 40082；2.長沙學(xué)院生物工程與環(huán)境科學(xué)系,湖南 長沙 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).如果不對其進(jìn)行妥善的處理與處置,將會對環(huán)境造成直接或潛在的污染.相對于污水,污泥處理的費用卻十分昂貴.剩余污泥處理和處置所需的投資和運行費用高達(dá)整個污水處理廠投資和運行費用的50%～60%[1].近年來利用物理與化學(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道[11-12],但是采用生物酶法在污水處理過程中減少剩余污泥的研究卻鮮有報道.

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,以期實現(xiàn)在活性污泥系統(tǒng)運行過程中的污泥減量.在考察水解溶菌酶對污泥減量作用的同時,著重研究了水解溶菌酶對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運行3個周期,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.在馴化過程中,通過排泥逐步調(diào)控兩池內(nèi)污泥濃度都維持在3000mg/L.經(jīng)過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,通過鏡檢發(fā)現(xiàn)了鉤蟲,纖蟲等后生生物,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,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型紫外可見分光光度計,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,生物恒溫培養(yǎng)箱等.

1.5 分析方法

脫氫酶活性測定采用TTC—ETS法[13];ATP采用 ATP檢測試劑盒;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內(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.以上每個項目每次測量均設(shè) 3個平行樣,結(jié)果為 3個平行樣的平均值.活性污泥樣品的取樣時間均為當(dāng)天第1個周期停止曝氣前.

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,接下來的1個月左右沒有外排污泥,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)的污泥濃度超過了3000mg/L,對系統(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比池的50%,而且比較穩(wěn)定.對比兩系統(tǒng)在50d運行期內(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SBR系統(tǒng)處理效能的影響,分析了兩系統(tǒng)在運行過程中出水的COD、NH3-N與 TP.結(jié)果顯示:在整個運行階段,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的含量比對比池高.

2.2 水解溶菌酶對污泥特性的影響

2.2.1 污泥活性變化 從圖2可知,運行前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)一步驗證水解溶菌酶對污泥活性的影響,實驗測定了運行期內(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比池.整個運行時間內(nèi),酶反應(yīng)池中污泥脫氫酶活性的平均值為29.89mg/(g?h);對比池內(nèi)的為 23.92mg/(g?h).脫氫酶是微生物體內(nèi)降解有機污染物、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,同時說明水解溶菌酶對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TCS能夠增加污泥活性的結(jié)果是一致的.

微生物對污染物的氧化降解過程,實際上是能量代謝過程,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,在整個50d的運行期內(nèi),酶反應(yīng)池和對比池ATP的平均值分別為 13.72,10.6nmol/mgMLSS.這也進(jìn)一步證實了酶反應(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,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,在運行的前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可以用來表征活性污泥中有機物質(zhì)的含量.這說明水解溶菌酶的投加提高了酶反應(yīng)池內(nèi)活性污泥中有機成分的含量.分析原因,可能是因為污泥中的無機物質(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,從而造成污泥中無機成分含量降低.

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,20d內(nèi)污泥顆粒平均粒徑由15μm 減小到 5μm[6].實驗中發(fā)現(xiàn),伴隨著污泥顆粒粒徑的減小,活性污泥越來越難過濾.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,從而使污泥顆粒尺寸變小,不利于過濾.

鏡檢發(fā)現(xiàn),2個系統(tǒng)在不同運行時期內(nèi)都存在大量的、種類繁多的原生動物和后生動物,如鐘蟲、輪蟲、草履蟲和線蟲等.并沒有因為水解溶菌酶的投加使酶反應(yīng)池內(nèi)的優(yōu)勢生物種類明顯減少,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運行期內(nèi)與對比池相比,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的平均值比對比池提高3.12nmol/mgMLSS.同時,活性污泥中有機組分含量得到提高,顆粒的平均粒徑有一定程度的減小.

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