黃麗坤,王廣智,韓利明,蘇欣穎 ,陳志強,夏 至 (.哈爾濱商業(yè)大學食品工程學院,黑龍江 哈爾濱 50076；.哈爾濱工業(yè)大學環(huán)境學院,黑龍江 哈爾濱 50090)

電鍍行業(yè)排放的廢水是當今全球重要的環(huán)境問題之一,其廢水量約占工業(yè)廢水排放總量的 10%,而其中只有不到 50%在排放前得到了有效治理[1].電鍍后的鍍件表面留有大量油污,需用水進行多次清洗才能去除表面的油污,在清洗的過程中需要加入多種無機及有機物質(zhì),如堿類物質(zhì),表面活性劑和光亮劑等,這些物質(zhì)是組成電鍍廢水中COD的主要成分[2].電鍍綜合廢水中成分極其復雜,含有酸、堿、重金屬及各種難降解有機添加劑[3-4].目前,國內(nèi)外常用的電鍍廢水中各種污染物的處理方法主要有物理法(膜分離法、蒸發(fā)濃縮法、晶析法)、物理化學法(吸附法、重金屬捕集法)、化學法(混凝沉淀法、氧化法)、生物法等[5-8].而實際工程中往往需要幾種工藝聯(lián)合才能使出水達標.MBR工藝將活性污泥法與膜分離技術有機結(jié)合,以其容積負荷高、占地面積小、抗沖擊負荷能力強等優(yōu)勢被廣泛應用于工業(yè)廢水處理[9].但傳統(tǒng) MBR工藝因反應器中較高的懸浮污泥濃度,導致膜污染速率快,清洗周期短,工程造價高等問題,這也是 MBR工藝在工程中應用受限制的一個重要因素

[11-13].因此,如何在保證出水水質(zhì)穩(wěn)定的同時有效改善膜污染問題顯得至關重要.Santos Amaral等[14]通過向反應器中加入PAC作為填料,減緩了MBR膜污染速率.Guo等[15]采用投加多孔聚氯乙烯載體的一體式膜生物反應器與普通膜生物反應器作對比處理城市生活污水,結(jié)果表明復合MBR對COD和氨氮去除效果均高于平行 MBR,且后者更容易產(chǎn)生膜污染.由此可見,通過投加載體與 MBR反應器構(gòu)成復合工藝可有效提高膜生物反應器處理效能.因此本實驗考察了填料強化 MBR工藝對電鍍綜合廢水的處理效果,以對今后的工程實踐提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

試驗裝置采用兩套 MBR反應器同時運行,一套為普通MBR(圖1),另一套在好氧區(qū)投加MBBR填料組成懸浮載體復合 MBR,記為 HMBR.反應器由有機玻璃制成,單個反應器有效容積為 17.2L,內(nèi)置中空纖維膜組件,膜組件采用天津膜天膜公司生產(chǎn)的馬尾狀中空纖維膜,其具體參數(shù)如表1所示.填料采用立體空心的 MBBR填料,材質(zhì)為聚丙烯,投配體積為反應器有效容積的15%,具體參數(shù)見表2.

圖1 MBR反應器示意Fig.1 Schematic diagram of the lab-scale MBR reactor

表1 膜組件相關參數(shù)Table 1 Membrane module parameters

表2 MBBR填料相關參數(shù)Table 2 MBBR filler parameters

兩套反應器均采用連續(xù)進水,控制水力停留時間為 16h,反應器好氧區(qū)設置微孔曝氣管進行不間斷曝氣,硝化液回流通過蠕動泵完成,回流比 250%,采用間歇出水運行方式,通過三針式液位計控制出水,保證進水流量小于出水流量,當水位淹沒短針時,繼電器接通電路,出水泵開始啟動出水,當水位下降至中間探針露出水面,繼電器斷電出水泵停止出水.

1.2 實驗用水

本試驗研究的背景為某電鍍工業(yè)園區(qū)綜合廢水處理流程中的后端工藝,而在膜生物反應器之前相鄰的處理單元為水解酸化段,因此進入膜生物反應器中的水質(zhì)略呈酸性,pH值在5.8～6.2范圍波動.綜合電鍍廢水中長期存在低濃度重金屬、表面活性劑,光亮劑等大分子特征有機物.為了使實驗用水水質(zhì)接近于實際的電鍍廢水,采用向生活污水中投加重金屬和電鍍中常用的表面活性劑(十二烷基磺酸鈉)、光亮劑(糖精鈉)和穩(wěn)定劑(聚乙二醇)模擬電鍍廢水.重金屬的選取主要參考重金屬的毒性和電鍍廢水排放標準,綜合考慮后選定銅(CuSO4)、鎳(NiSO4)、鉻(K2CrO4)作為研究對象.反應器啟動和污泥馴化階段,控制模擬電鍍廢水中的銅、鎳、鉻離子均為1mg/L,糖精鈉1mg/L、聚乙二醇3.5mg/L和十二烷基磺酸鈉2.5mg/L進行實驗.重金屬沖擊負荷實驗分4階段進行,各階段水質(zhì)如表3所示.

表3 各金屬離子濃度Table 3 Concentrations of metal ions

1.3 污泥接種及反應器啟動

實驗所用接種污泥取自哈爾濱某污水處理廠二沉池的回流污泥,取來的污泥先濃縮,然后悶曝24h,之后采用間歇運行的方式使用人工配制的模擬電鍍廢水進行污泥培養(yǎng),最終控制 MBR反應器中污泥濃度為 8000mg/L,然后將 MBBR填料按反應器總?cè)莘e的15%投配進其中一組反應器(稱為 HMBR)好氧區(qū)中,采用連續(xù)運行的方式進行載體掛膜培養(yǎng),當載體表面可以觀察到有生物膜附著時,認為載體掛膜已基本完成.連續(xù)運行約10d時間,對COD去除率穩(wěn)定在80%左右,然后進行四階段重金屬沖擊負荷實驗.試驗中系統(tǒng)運行水力停留時間 16h(即控制出水流速18mL/min),運行膜通量為 17.9L/(m2·h),每階段沖擊時間為7d左右,即10個水力停留周期,且每階段沖擊取樣時均為一天不同時間取3次樣品測定各項指標,各階段沖擊最后一天中連續(xù) 3次取樣測定的結(jié)果相差不大,所以試驗中認為系統(tǒng)運行已經(jīng)達到相對穩(wěn)定狀態(tài).考察不同重金屬沖擊負荷下HMBR與MBR污染物處理效能與微生物活性差異.

1.4 分析方法

COD、NH4+-N均采用國家標準方法進行檢測;MLSS和MLVSS采用重量法測定;微生物代謝活性用比耗氧速率(SOUR)法測定[18](Oxi-3205SET1,德國TWT).

EPS的提取步驟如下:(1)取 HMBR反應器好氧區(qū)混合均勻的填料和混合液置于100mL燒杯中,并將其放在超聲儀中超聲震蕩 2h至填料上生物膜脫落,用鑷子取出填料顆粒并用少量蒸餾水沖洗;(2)將燒杯中混合均勻的泥水混合液緩慢倒入 50mL離心管,并取MBR反應器中泥水混合液于另一50mL離心管中,分別在4000r/min離心10min;(3)棄去上清液,加入蒸餾水至原刻線,搖晃離心管使泥水混合均勻,然后再次于4000r/min離心10min.重復操作3次,最后用蒸餾水加至離心管 50mL刻線,輕輕搖晃使固液混合均勻,將離心管蓋子擰緊后放入 80℃水浴鍋中加熱 2h;(4)加熱完畢,用坩堝夾小心取出離心管放在通風良好的地方冷卻至室溫,再次上下顛倒離心管使混合液均勻,對稱放入高速離心機樣品槽中,調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)速 8000r/min離心10min,最后用注射器抽取上清液經(jīng)0.45μm濾膜過濾,濾液即為EPS提取液.

EPS中多糖采用硫酸-蒽酮法檢測[16],記為EPSp;EPS中蛋白質(zhì)采用Lowry法檢測[17],記為EPSc.

2 結(jié)果與分析

用活性污泥系統(tǒng)處理污水時,微量重金屬在微生物生命活動中起著非常重要的作用,某些金屬元素是微生物酶的活性基團.但是過量的重金屬會對活性污泥產(chǎn)生毒害作用,造成生物法處理污水效率和生物活性極大的降低.本實驗從污染物去除率、活性污泥濃度、微生物活性、膜污染等角度考察了載體介入對系統(tǒng)抗沖擊負荷能力及膜污染控制等方面的影響.

2.1 重金屬沖擊負荷對系統(tǒng)處理COD、NH4+-N效能的影響

在不同重金屬沖擊負荷下,HMBR和MBR工藝對COD、NH4+-N去除率見圖2和圖3.

由圖2看出,重金屬沖擊負荷4個實驗階段進水COD濃度在100～380mg/L波動,各階段進水COD平均濃度分別為 172.7,149,281.8和 295.6mg/L,各階段MBR系統(tǒng)出水COD平均濃度分別為16.9,21.7,141.8和65.7mg/L,相應的去除率為91.1%、85.6%、49.0%和 77.9%,HMBR系統(tǒng)出水 COD平均濃度分別為7.8,16.7,77.6和50.4mg/L,相應的去除率則為95.1%、89.1%、72.6%和83.1%.

圖2 各階段HMBR和MBR工藝對COD的去除效果Fig.2 COD removal efficiency of HMBR and MBR processes in different stages

圖3 各階段HMBR和MBR工藝對NH4+-N的去除效果Fig.3 NH4+-N removal efficiency of HMBR and MBR processes in different stages

對比來看,第一階段實驗過程中兩系統(tǒng) COD去除率各自均無明顯變化,但 HMBR去除率始終高于MBR系統(tǒng),主要是由于系統(tǒng)中重金屬濃度較低,系統(tǒng)具有一定的抗沖擊負荷能力,微生物可迅速將其吸附,低濃度重金屬并不能對微生物去除效能產(chǎn)生明顯影響;實驗進入第二階段,重金屬濃度增加,兩系統(tǒng) COD去除率開始呈現(xiàn)出下降趨勢,MBR、HMBR系統(tǒng)中重金屬對微生物去除效能抑制率分別為 5.5%和 6%.而重金屬濃度由第二階段增加至第三階段后,兩系統(tǒng)COD去除率均開始急劇下降,但重金屬對MBR系統(tǒng)微生物去除能力的抑制率高達 36.6%,顯著高于HMBR的16.6%.第四階段實驗隨著重金屬濃度繼續(xù)增加,MBR、HMBR系統(tǒng)中COD去除率分別回升至77.9%和83.1%,這可能是由于隨著進水COD濃度的升高,系統(tǒng)中長期處于有機物低負荷狀態(tài)的異養(yǎng)菌有了充足的碳源后,活性開始有所增強.從對比結(jié)果來看,HMBR工藝生物處理單元的水質(zhì)相比較MBR工藝要穩(wěn)定,生物單元出水水質(zhì)的波動性沒有 MBR工藝生物處理單元波動那么大.HMBR工藝由于有大量的懸浮態(tài)和附著態(tài)的污泥存在,系統(tǒng)內(nèi)的生物相比MBR工藝更加豐富多樣,因而HMBR系統(tǒng)兼具了懸浮污泥去除效率高和附著污泥對沖擊負荷適應性強和穩(wěn)定性高的優(yōu)點.

由圖3看來,實驗過程中進水NH4+-N在47.75～84.95mg/L之間波動,4個實驗階段進水NH4+-N平均濃度分別為62.74,60.20,57.99和58.54mg/L,MBR系統(tǒng) 4個階段出水平均濃度為 20.37,16.14,28.98和46.40mg/L,均高于 HMBR系統(tǒng)的 16.09,11.30,21.10和36.17mg/L,而在重金屬濃度較低的第一、第二階段,兩系統(tǒng)NH4+-N去除率并無太大變化,但HMBR系統(tǒng)去除率始終高于同時期 MBR系統(tǒng)去除率,當實驗進入第三階段,重金屬濃度繼續(xù)增大至各離子濃度30mg/L時,兩系統(tǒng)中氨氮去除率開始顯著下降,且MBR系統(tǒng)下降速度遠大于HMBR系統(tǒng),到第三階段末期,重金屬對MBR、HMBR系統(tǒng)中硝化細菌的抑制率分別達到了 23.4%和 17.7%,而到實驗第四階段,HMBR系統(tǒng)氨氮去除率開始穩(wěn)定在 40%左右,MBR系統(tǒng)氨氮去除率則繼續(xù)惡化至20%,分析原因為懸浮載體的投加為硝化細菌創(chuàng)造了更多生存空間,產(chǎn)生了一些附著態(tài)生長的硝化菌,更有利于硝化細菌的生長繁殖,從而使得HMBR系統(tǒng)氨氮去除率和抗沖擊負荷能力均優(yōu)于MBR系統(tǒng).

2.2 重金屬沖擊負荷對系統(tǒng)中MLSS的影響

在不同重金屬沖擊負荷下,HMBR和MBR工藝中MLSS變化見圖4.

從圖4來看,隨著重金屬濃度升高,沖擊負荷使各系統(tǒng)中微生物量都逐漸減少,尤其在沖擊負荷第二階段末期,大量微生物在重金屬毒性作用下聚集沉降或死亡,但對比來看,HMBR系統(tǒng)生物總量衰減比例始終小于對照組,且隨著重金屬作用時間的延長,這一差距逐漸拉大.沖擊試驗開始時HMBR與MBR生物總量分別為 5870,5730mg/L,相差不大,直至沖擊試驗結(jié)束時,HMBR系統(tǒng)生物量減少為 3460mg/L,生物衰亡率 41%,而相同時間內(nèi) MBR系統(tǒng)生物量降至2280mg/L,衰亡率60%,遠大于HMBR系統(tǒng).此外可以發(fā)現(xiàn),整個沖擊試驗過程HMBR系統(tǒng)中懸浮相微生物濃度由3890mg/L降至2030mg/L,減少比例為48%左右,而附著相微生物從1980mg/L降至1430mg/L,衰減比例只有 27%,由此可見,重金屬作用下,與微生物活性酶、胞外分泌物或微生物細胞發(fā)生電中和、絡合等產(chǎn)生螯合物,發(fā)生沉降或使微生物失活,因而減小污泥濃度,懸浮態(tài)污泥更容易在毒性作用下發(fā)生聚集沉降或者死亡,而附著態(tài)生物膜系統(tǒng)則能夠相對穩(wěn)定地存在于載體表面,主要原因為生物膜致密穩(wěn)定的多層結(jié)構(gòu)使大部分微生物被保護在膜結(jié)構(gòu)內(nèi)層,當系統(tǒng)受到外界惡劣條件侵害時,這些“保護層”對沖擊起到一定的緩沖作用,降低對生物的毒性.

圖4 各階段HMBR和MBR系統(tǒng)中MLSS的變化Fig.4 The MLSS of HMBR and MBR processes in different stages

2.3 重金屬沖擊負荷對系統(tǒng)中好氧污泥活性的影響

活性污泥比耗氧速率(SOUR)是測定活性污泥中硝化細菌和異養(yǎng)菌活性的重要指標,也是評價溶解性重金屬對污泥毒性作用的有效手段.圖5表示的是兩種系統(tǒng)在不同重金屬濃度沖擊下SOUR的變化.

從圖 5中可以看出,重金屬沖擊前 MBR和HMBR系統(tǒng)中活性污泥 SOUR值分別為 9.0和8.5mgO2/(gVSS·h),隨著實驗進行,各階段重金屬濃度逐漸增大,兩種系統(tǒng)中活性污泥SOUR值都開始逐漸下降,直至第三階段中后期,MBR系統(tǒng)中SOUR值衰減到 5.37mgO2/(gVSS·h),重金屬對污泥活性的抑制率達到40.3%,而相比較來看HMBR系統(tǒng)在相同濃度重金屬沖擊相同時間后的 SOUR為 7.79mgO2/(gVSS·h),抑制率僅為 8.4%.第三階段后期至第四階段結(jié)束,MBR系統(tǒng) SOUR繼續(xù)衰減至 2.45mgO2/(gVSS·h),系統(tǒng)接近崩潰,HMBR系統(tǒng)SOUR值最終降為 4.36mgO2/(gVSS·h),這可能是由于進入 HMBR系統(tǒng)中的重金屬很大一部分被優(yōu)先吸附在填料的孔隙中及生物膜表面,降低了溶解態(tài)的重金屬濃度,對懸浮污泥產(chǎn)生的影響較小,隨著重金屬濃度的增加,填料上吸附的重金屬接近飽和,懸浮污泥活性開始受到抑制,由此可見HMBR系統(tǒng)對重金屬毒性的抵抗力超過普通MBR.

圖5 重金屬對HMBR和MBR系統(tǒng)中污泥活性的影響Fig.5 Effect of heavy metals on activated sludge SOUR

2.4 重金屬沖擊對HMBR與MBR系統(tǒng)中EPS影響的對比分析

圖6 重金屬沖擊前后各系統(tǒng)EPS變化Fig.6 Effect of heavy metals on EPS of each process EPSp為EPS中蛋白質(zhì),EPSc為EPS中多糖

在重金屬沖擊前后各系統(tǒng)的EPS變化情況如圖6所示.從圖6可以看出重金屬沖擊前HMBR和MBR系統(tǒng)中多糖濃度為 73.2,71mg/L,但沖擊后分別增加至85.1和93.2mg/L,HMBR系統(tǒng)EPS中多糖濃度增加了 16.2%,而 MBR 中多糖增加了 31.3%;沖擊前HMBR和 MBR中蛋白濃度為 249.4和228.6mg/L,沖擊后則分別增加至 272.5和 320.9mg/L,HMBR、MBR系統(tǒng)EPS中蛋白濃度分別增加了9.3%和40.4%,且可以看出各系統(tǒng)EPS中蛋白和多糖在重金屬沖擊的第一、二階段濃度增加較慢,而在第三階段沖擊后濃度明顯升高,由此看出重金屬沖擊,尤其在金屬濃度達到20mg/L以上,微生物開始分泌大量EPS與金屬離子結(jié)合,降低對生物本身的毒性,因此導致系統(tǒng)EPS濃度增加,而EPS是造成膜污染的重要因素,沖擊后HMBR系統(tǒng)EPS濃度增加幅度小于MBR系統(tǒng),因此投加載體可減緩MBR膜污染速率.

2.5 重金屬沖擊負荷下HMBR與MBR膜污染對比分析

膜的過濾性能可以通過跨膜壓力(TMP)的增長速率來評價.實驗運行過程中采用恒通量方式連續(xù)出水來快速觀測膜過濾性能,考察了隨著使用時間的變化懸浮載體復合MBR與普通MBR反應器中膜組件TMP變化情況,當TMP達到 30kPa時,將膜組件從反應器中取出進行反沖洗.HMBR與MBR工藝在穩(wěn)定運行過程期間第一次膜清洗周期的 TMP 變化情況如圖7所示.

從圖7可以看出,HMBR與MBR工藝中跨膜壓差(TMP)的變化規(guī)律相似.在剛開始運行的前 10h ,兩組工藝的TMP增長緩慢,此后MBR工藝中TMP增長速度加快,15h時達到最大值30kPa左右,此時將膜組件取出進行反沖洗,而HMBR工藝的TMP則從10h以后繼續(xù)緩慢增長至27.5h達到最大值.對比看出,懸浮填料的投加改變了反應器中生物相的種類數(shù)量分配,吸附到膜絲表面的污泥量與 EPS 的量也下降,膜清洗周期延長.

圖7 HMBR與MBR系統(tǒng)跨膜壓差變化Fig.7 The trend of each process TMP

2.6 HMBR與MBR膜污染的表征

圖8 膜組件SEM照片F(xiàn)ig.8 The pictures of membrane module SEM

圖8為膜組件使用前(a),使用相同時間后HMBR系統(tǒng)(b)、MBR系統(tǒng)(c)的膜絲橫截面(放大10000倍)掃描電鏡圖.圖中使用前的膜絲截面可清晰地看出均勻分布且結(jié)構(gòu)疏松的膜孔,此時膜過濾性能良好,恒定膜通量下膜過濾阻力較小;對比(b)和(c),明顯看出相對于HMBR系統(tǒng),MBR系統(tǒng)污染后的膜絲中大部分膜孔出現(xiàn)被堵塞現(xiàn)象,膜孔顯著變小且結(jié)構(gòu)致密,此時膜過濾性能較差,相同通量下的過濾阻力增大,主要原因為 MBR中膜污染主要由兩部分組成,一部分為活性污泥顆粒及其他污染物在膜表面沉積形成的濾餅層;另一方面為大分子溶解性有機物導致的膜孔堵塞,而造成這兩方面污染,尤其對于后者,膜污染的主要因素為混合液中 EPS,由本文 2.4結(jié)果看出HMBR系統(tǒng)中EPS濃度低于MBR系統(tǒng),因此膜污染程度較小.

2.7 微生物群落多樣性分析

系統(tǒng)中生物的多樣性對工藝去除效能至關重要,微生物多樣性越大,證明系統(tǒng)穩(wěn)定性越高,抗沖擊負荷能力強,出水更穩(wěn)定.為對比考查造成兩種系統(tǒng)特性差異的原因,實驗中通過高通量測序?qū)ο到y(tǒng)微生物群落組成進行分析,通過單樣品的多樣性分析(Alpha多樣性)可以反映微生物群落的豐度和多樣性,Alpha多樣性指標包括豐富度指數(shù)(richness)、香農(nóng)指數(shù)(Shannon Index)、ACE指數(shù)、Chao1指數(shù)、Coverage,Simpson等,其中Chao1和Shannon指數(shù)最常用,Chao1是用來估算系統(tǒng)內(nèi)物種總數(shù),Shannon指數(shù)用來衡量物種的異質(zhì)性,指數(shù)越大,表示物種的多樣性越豐富,各樣本Alpha多樣性統(tǒng)計結(jié)果如表4所示.

由表4中數(shù)據(jù)看出,HMBR樣品的OUT數(shù)量、Chao1指數(shù)和Shannon指數(shù)均高于MBR系統(tǒng),說明投加載體為微生物提供了更多樣化的生存環(huán)境,因而增加MBR系統(tǒng)中微生物多樣性,使系統(tǒng)穩(wěn)定性增強.

表4 各樣本Alpha多樣性指數(shù)Table 4 Alpha diversity index of all samples

圖9為污泥樣品微生物的門水平群落豐度圖,為清楚直觀地分辨優(yōu)勢種群,圖中選取了群落組成中豐度大于 1%的幾個門水平的微生物群落,其余豐度較小的統(tǒng)一歸為其他微生物(others),未被明確鑒定的則為Unclassified,從圖中看出兩組樣品中門水平微生物群落組成相似,但就各自樣品中每種菌群所占比重來看又存在差異,優(yōu)勢菌群主要有變形菌門(Proteobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、厚壁菌門(Firmicutes)、放線菌門(Actinobacteria)等,其中變形菌門在HMBR、MBR樣品中所占比重都是最大的,分別為 56.56%和 63.76%,其次占比重較大的為擬桿菌門,分別為20%和16.02%,而HMBR樣品中厚壁菌門所占比重也明顯大于其在 MBR樣品中占的比重,這是由于擬桿菌和厚壁菌生存條件廣泛,耐受性強,而在系統(tǒng)受到?jīng)_擊負荷時,兩者依然可以保持活性降解系統(tǒng)中污染物.另外,可以看出 HMBR系統(tǒng)懸浮污泥樣品中硝化菌門(Nitrospira)比重1.15%小于其在對照組樣品中所占3.15%的比重,且HMBR系統(tǒng)懸浮污泥濃度小于對照組,因此HMBR懸浮污泥中硝化菌生物量小于對照組,然而由本文中 2.1中實驗結(jié)果可知HMBR系統(tǒng)氨氮處理效果強于對照組,由此推斷載體上附著的生物膜中生長著較多的硝化細菌為系統(tǒng)氨氮去除發(fā)揮著主要作用,說明硝化細菌更容易附著生長在生物載體表面,與前文中推測吻合.

圖9 門水平群落豐度Fig.9 Community abundance diagram in phylum level

圖 10為污泥樣品微生物的屬水平群落豐度圖,圖中只選取豐度較高的前 15個屬水平群落來分析,其他豐度較小的歸為 others,未被明確分類的稱為unclassified,從圖中看出,HMBR與MBR樣品中明確鑒定的優(yōu)勢菌屬組成相似,主要有代爾夫特菌屬(Delftia)、熱單胞菌屬(Thermomonas)、Ferruginibacter、Dokdonella、Propionivibrio 等,其中占比重最大的代爾夫特菌屬(Delftia)歸屬于變形菌 ?亞綱,廣泛存在于自然界,如河流、土壤中,相關研究發(fā)現(xiàn)在金溶液中,代爾夫特菌可將金離子轉(zhuǎn)換為金納米粒子從而防止其進入細胞壁之內(nèi),作為一種防衛(wèi)機制.可以推測該菌屬對重金屬廢水具有較強的適應能力,因而在經(jīng)過長時間重金屬沖擊負荷大量菌群死亡后,該菌屬成為占比重最大的一類微生物.

圖10 屬水平群落豐度Fig.10 Community abundance diagram in genus level

3 結(jié)論

3.1 低濃度Cu2+、Ni2+、Cr6+對MBR系統(tǒng)處理污染物效能的影響較小,而當 3種金屬離子濃度達到20mg/L及以上時,系統(tǒng)的處理效能開始顯著下降,且兩種系統(tǒng)處理效能的差距逐漸拉大,普通 MBR工藝COD去除率下降到30%.在沖擊負荷第3階段后期異養(yǎng)菌去除 COD效能逐漸回升,而氨氮去除效能則持續(xù)降低.

3.2 隨著金屬離子濃度升高,污泥濃度逐漸降低,污泥活性也隨之下降,但低濃度重金屬對污泥活性的抑制作用較小,金屬濃度升高至 20mg/L及以上時,金屬離子對污泥活性的抑制作用急劇上升,但HMBR對高濃度重金屬的耐受性要強于普通MBR.

3.3 當加入重金屬 Cu2+、Ni2+、Cr6+后,重金屬刺激微生物分泌出更多的EPS,且EPS的增長主要是分泌了更多的蛋白質(zhì),而HMBR系統(tǒng)中載體表面的生物膜對金屬離子表現(xiàn)出了最大的吸附能力,因此降低了系統(tǒng)中溶解金屬離子濃度,從而減弱了對生物細胞毒害作用.

3.4 與普通MBR相比,HMBR系統(tǒng)中由于懸浮填料的投加改變了反應器中生物相的種類數(shù)量分配,且填料在系統(tǒng)中不停碰撞擾動混合液,吸附到膜絲表面的污泥量與 EPS的量也下降,可有效改善膜污染,使膜清洗周期延長.