懸浮載體復(fù)合MBR工藝處理電鍍廢水效能研究

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

電鍍行業(yè)排放的廢水是當(dāng)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(jìn)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(jī)及有機(jī)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(fù)雜,含有酸、堿、重金屬及各種難降解有機(jī)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(xué)法(吸附法、重金屬捕集法)、化學(xué)法(混凝沉淀法、氧化法)、生物法等[5-8].而實(shí)際工程中往往需要幾種工藝聯(lián)合才能使出水達(dá)標(biāo).MBR工藝將活性污泥法與膜分離技術(shù)有機(jī)結(jié)合,以其容積負(fù)荷高、占地面積小、抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)等優(yōu)勢被廣泛應(yīng)用于工業(yè)廢水處理[9].但傳統(tǒng) MBR工藝因反應(yīng)器中較高的懸浮污泥濃度,導(dǎo)致膜污染速率快,清洗周期短,工程造價(jià)高等問題,這也是 MBR工藝在工程中應(yīng)用受限制的一個(gè)重要因素

[11-13].因此,如何在保證出水水質(zhì)穩(wěn)定的同時(shí)有效改善膜污染問題顯得至關(guān)重要.Santos Amaral等[14]通過向反應(yīng)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(yīng)器與普通膜生物反應(yīng)器作對比處理城市生活污水,結(jié)果表明復(fù)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(yīng)器構(gòu)成復(fù)合工藝可有效提高膜生物反應(yīng)器處理效能.因此本實(shí)驗(yàn)考察了填料強(qiáng)化 MBR工藝對電鍍綜合廢水的處理效果,以對今后的工程實(shí)踐提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

試驗(yàn)裝置采用兩套 MBR反應(yīng)器同時(shí)運(yùn)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(fù)合 MBR,記為 HMBR.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,單個(gè)反應(yīng)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(yīng)器有效容積的15%,具體參數(shù)見表2.

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

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

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

兩套反應(yīng)器均采用連續(xù)進(jìn)水,控制水力停留時(shí)間為 16h,反應(yīng)器好氧區(qū)設(shè)置微孔曝氣管進(jìn)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(yùn)行方式,通過三針式液位計(jì)控制出水,保證進(jìn)水流量小于出水流量,當(dāng)水位淹沒短針時(shí),繼電器接通電路,出水泵開始啟動出水,當(dāng)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(shí)驗(yàn)用水

本試驗(yàn)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(yīng)器之前相鄰的處理單元為水解酸化段,因此進(jìn)入膜生物反應(yīng)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(jī)物.為了使實(shí)驗(yàn)用水水質(zhì)接近于實(shí)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(biāo)準(zhǔn),綜合考慮后選定銅(CuSO4)、鎳(NiSO4)、鉻(K2CrO4)作為研究對象.反應(yīng)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(jìn)行實(shí)驗(yàn).重金屬沖擊負(fù)荷實(shí)驗(yàn)分4階段進(jìn)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(yīng)器啟動

實(shí)驗(yàn)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(yùn)行的方式使用人工配制的模擬電鍍廢水進(jìn)行污泥培養(yǎng),最終控制 MBR反應(yīng)器中污泥濃度為 8000mg/L,然后將 MBBR填料按反應(yīng)器總?cè)莘e的15%投配進(jìn)其中一組反應(yīng)器(稱為 HMBR)好氧區(qū)中,采用連續(xù)運(yùn)行的方式進(jìn)行載體掛膜培養(yǎng),當(dāng)載體表面可以觀察到有生物膜附著時(shí),認(rèn)為載體掛膜已基本完成.連續(xù)運(yùn)行約10d時(shí)間,對COD去除率穩(wěn)定在80%左右,然后進(jìn)行四階段重金屬沖擊負(fù)荷實(shí)驗(yàn).試驗(yàn)中系統(tǒng)運(yùn)行水力停留時(shí)間 16h(即控制出水流速18mL/min),運(yùn)行膜通量為 17.9L/(m2·h),每階段沖擊時(shí)間為7d左右,即10個(gè)水力停留周期,且每階段沖擊取樣時(shí)均為一天不同時(shí)間取3次樣品測定各項(xiàng)指標(biāo),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(yàn)中認(rèn)為系統(tǒng)運(yùn)行已經(jīng)達(dá)到相對穩(wěn)定狀態(tài).考察不同重金屬沖擊負(fù)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(biāo)準(zhǔn)方法進(jìn)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(yīng)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(yīng)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(fù)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(fēng)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(jī)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(shí),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(tuán).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(shí)驗(yàn)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(fù)荷能力及膜污染控制等方面的影響.

2.1 重金屬沖擊負(fù)荷對系統(tǒng)處理COD、NH4+-N效能的影響

在不同重金屬沖擊負(fù)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(fù)荷4個(gè)實(shí)驗(yàn)階段進(jìn)水COD濃度在100～380mg/L波動,各階段進(jìn)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(yīng)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(yīng)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(shí)驗(yàn)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(fù)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(shí)驗(yàn)進(jìn)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(dá) 36.6%,顯著高于HMBR的16.6%.第四階段實(shí)驗(yàn)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(jìn)水COD濃度的升高,系統(tǒng)中長期處于有機(jī)物低負(fù)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(qiáng).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(fù)荷適應(yīng)性強(qiáng)和穩(wěn)定性高的優(yōu)點(diǎn).

由圖3看來,實(shí)驗(yàn)過程中進(jìn)水NH4+-N在47.75～84.95mg/L之間波動,4個(gè)實(shí)驗(yàn)階段進(jìn)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(gè)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(shí)期 MBR系統(tǒng)去除率,當(dāng)實(shí)驗(yàn)進(jìn)入第三階段,重金屬濃度繼續(xù)增大至各離子濃度30mg/L時(shí),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(yuǎn)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(xì)菌的抑制率分別達(dá)到了 23.4%和 17.7%,而到實(shí)驗(yàn)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?yàn)閼腋≥d體的投加為硝化細(xì)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(xì)菌的生長繁殖,從而使得HMBR系統(tǒng)氨氮去除率和抗沖擊負(fù)荷能力均優(yōu)于MBR系統(tǒng).

2.2 重金屬沖擊負(fù)荷對系統(tǒng)中MLSS的影響

在不同重金屬沖擊負(fù)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(fù)荷使各系統(tǒng)中微生物量都逐漸減少,尤其在沖擊負(fù)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(shí)間的延長,這一差距逐漸拉大.沖擊試驗(yàn)開始時(shí)HMBR與MBR生物總量分別為 5870,5730mg/L,相差不大,直至沖擊試驗(yàn)結(jié)束時(shí),HMBR系統(tǒng)生物量減少為 3460mg/L,生物衰亡率 41%,而相同時(shí)間內(nèi) MBR系統(tǒng)生物量降至2280mg/L,衰亡率60%,遠(yuǎn)大于HMBR系統(tǒng).此外可以發(fā)現(xiàn),整個(gè)沖擊試驗(yàn)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(xì)胞發(fā)生電中和、絡(luò)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?yàn)樯锬ぶ旅芊€(wěn)定的多層結(jié)構(gòu)使大部分微生物被保護(hù)在膜結(jié)構(gòu)內(nèi)層,當(dāng)系統(tǒng)受到外界惡劣條件侵害時(shí),這些“保護(hù)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(fù)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(xì)菌和異養(yǎng)菌活性的重要指標(biāo),也是評價(jià)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(shí)驗(yàn)進(jìn)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(dá)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(shí)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(jìn)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(dá)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(dǎo)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(fù)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(jià).實(shí)驗(yàn)運(yùn)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(shí)間的變化懸浮載體復(fù)合MBR與普通MBR反應(yīng)器中膜組件TMP變化情況,當(dāng)TMP達(dá)到 30kPa時(shí),將膜組件從反應(yīng)器中取出進(jìn)行反沖洗.HMBR與MBR工藝在穩(wěn)定運(yùn)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(yùn)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(shí)達(dá)到最大值30kPa左右,此時(shí)將膜組件取出進(jìn)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(dá)到最大值.對比看出,懸浮填料的投加改變了反應(yīng)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(shí)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(shí)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(shí)膜過濾性能較差,相同通量下的過濾阻力增大,主要原因?yàn)?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(jī)物導(dǎo)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(guān)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(fù)荷能力強(qiáng),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(shí)驗(yàn)中通過高通量測序?qū)ο到y(tǒng)微生物群落組成進(jìn)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(biāo)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(jì)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(qiáng).

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(gè)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(qiáng),而在系統(tǒng)受到?jīng)_擊負(fù)荷時(shí),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(shí)驗(yàn)結(jié)果可知HMBR系統(tǒng)氨氮處理效果強(qiáng)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(xì)菌為系統(tǒng)氨氮去除發(fā)揮著主要作用,說明硝化細(xì)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(gè)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(guān)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(jìn)入細(xì)胞壁之內(nèi),作為一種防衛(wèi)機(jī)制.可以推測該菌屬對重金屬廢水具有較強(qiáng)的適應(yīng)能力,因而在經(jīng)過長時(shí)間重金屬沖擊負(fù)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(dāng) 3種金屬離子濃度達(dá)到20mg/L及以上時(shí),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(fù)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(shí),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(qiáng)于普通MBR.

3.3 當(dāng)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(xì)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(yīng)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.