活性炭對海水養(yǎng)殖廢水處理中動態(tài)膜污染的控制過程與作用機制研究*

李博涵， 李巋然， 戎慧敏， 相壯壯， 白 潔 ，3， 趙陽國，3**

(1.中國海洋大學環(huán)境科學與工程學院， 山東 青島 266100； 2. 中國海洋大學海洋生命學院， 山東 青島 266003；3.中國海洋大學海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室， 山東 青島 266100)

隨著海水養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，海水養(yǎng)殖廢水直接排放量顯著增加，導致近岸水體污染加重，生態(tài)系統(tǒng)失衡。由于海水養(yǎng)殖廢水的高鹽度、低碳氮比等特征，使之難以處理，亟需開發(fā)穩(wěn)定高效的處理工藝[1]。動態(tài)生物膜反應(yīng)器(Dynamic Membrane Bioreactor，DMBR)具有對懸浮顆粒物和氨氮、硝態(tài)氮等污染物進行高效截留的優(yōu)點，在廢水處理領(lǐng)域受到普遍關(guān)注[2]，在海水養(yǎng)殖廢水處理中具有一定優(yōu)勢，但膜污染仍是系統(tǒng)運行過程中普遍存在的問題。

有研究將某些顆粒物質(zhì)，如活性炭，投入動態(tài)膜生物膜反應(yīng)器中，借助其特有的強吸附性和大比表面積等特性來延緩膜污染進程[3]，取得了很好的效果。Tsai等[4]通過向生物膜反應(yīng)器中投加粉末活性炭(PAC)，發(fā)現(xiàn)PAC對膜污染的控制具有一定作用。Guo 等[5]通過向膜生物反應(yīng)器(MBR)中投加PAC研究其對膜過濾效率的影響，發(fā)現(xiàn)PAC可減小膜過濾壓力，提高膜通量。同時，有研究發(fā)現(xiàn)，膜污染與微生物群落組成有關(guān)[6]，高大文和辛曉東[7]研究了MBR膜污染過程中微生物群落的變化，發(fā)現(xiàn)微生物群落中變形桿菌和擬桿菌等菌群的豐度增加使得膜污染情況加劇。但是，目前尚缺少對海水養(yǎng)殖廢水處理中動態(tài)膜污染控制以及動態(tài)膜污染與微生物群落變化之間關(guān)系的研究。

本研究采用厭氧/好氧-移動床-動態(tài)膜組合生物膜反應(yīng)器(A/O-MB-DMBR)對模擬海水養(yǎng)殖廢水進行處理，并通過投加粉末活性炭來探究顆粒物對反應(yīng)器膜污染的延緩作用以及微生物群落組成與膜污染的關(guān)系，研究結(jié)果可為生物膜反應(yīng)器處理海水養(yǎng)殖廢水中膜污染控制提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器啟動與運行

采用A/O-MB-DMBR組合工藝，裝置由有機玻璃構(gòu)成，有效體積為10 L。利用玻璃隔板將反應(yīng)裝置分為缺氧區(qū)、好氧區(qū)和沉淀區(qū)三個區(qū)域，動態(tài)膜組件以浸沒式置于沉淀區(qū)。動態(tài)膜組件材料為100目0.08 mm孔徑的不銹鋼絲網(wǎng)，外部用中空塑料板固定，內(nèi)部以K3圓柱形材料填充[8]。動態(tài)膜組件外部尺寸為10.4 cm×2 cm×12 cm，單側(cè)膜面積為66.6 cm2，雙側(cè)有效過濾膜面積為133.2 cm2。動態(tài)膜裝置運行時，利用曝氣管于膜組件底部進行曝氣，使動態(tài)膜表面的污泥混合液呈現(xiàn)錯流并均勻運動的狀態(tài)。利用在不銹鋼絲網(wǎng)表面形成的動態(tài)膜對污泥混合液進行過濾截留，濾過液進入內(nèi)部空腔，經(jīng)出水管由泵抽出。

本試驗采用人工模擬海水養(yǎng)殖廢水，成分如下：NH4CL為18 mg·L-1、NaNO2為3 mg·L-1、NaNO3為30 mg·L-1、KH2PO4為15 mg·L-1、CH3COONa為210 mg·L-1、Na2CO3為130 mg·L-1。模擬養(yǎng)殖廢水各指標濃度如表1所示[9]。

表1 模擬海水養(yǎng)殖廢水各指標濃度Table 1 Concentration of simulated mariculture wastewater /mg·L-1

反應(yīng)器啟動時的種泥取自青島團島污水處理廠二沉池。將活性污泥與模擬海水養(yǎng)殖廢水以1∶3的體積比加入反應(yīng)器中，采用先間歇進水，并逐步提高鹽度，達到最高后改為連續(xù)進水的方法進行馴化。污泥經(jīng)馴化后投入使用，保持反應(yīng)器內(nèi)MLSS為2 g·L-1左右。HRT 為8 h，系統(tǒng)運行溫度維持在25 ℃。鹽度采用海水晶(青島研瑞新材料有限公司)進行調(diào)節(jié)，啟動完成后使其維持在30。

試驗分為兩個階段，第一階段利用靜態(tài)吸附試驗確定100目膜基材下PAC最適投加量：自反應(yīng)器底部分別取馴化后污泥170 mL置于5個錐形瓶中，加入80 mL模擬海水養(yǎng)殖廢水；加入PAC，使其濃度分別為600、800、1 000、1 200和1 400 mg·L-1，放入水浴恒溫振蕩器中在25 ℃下震蕩2 h，靜置30 min后取上清液，測定在不同PAC投加量下COD、氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮的去除率以及EPS、Zeta電位和懸浮物粒徑，以確定PAC最適投加量。第二階段為海水養(yǎng)殖廢水處理中的動態(tài)膜污染及控制過程研究，試驗周期為48 d。0～16 d未向DMBR反應(yīng)器中投加PAC，17～48 d向DMBR反應(yīng)器中投加PAC，使其含量達到1 200 mg·L-1。

1.2 樣品采集與測定

樣品采集與預(yù)處理：實驗期間每兩天定時取實驗組樣品1次，測定懸浮物粒徑和動態(tài)膜通量，研究PAC對動態(tài)膜組件膜污染的延緩作用；每天定時取污泥混合液樣品，采用熱提法提取污泥混合液中的EPS；試驗結(jié)束時采集生物膜表面微生物樣品，采用美國Mo-Bio公司的DNA提取試劑盒提取DNA并置于-20 ℃冷凍保存，進行高通量測序，分析其微生物群落結(jié)構(gòu)的變化。

樣品測定：COD采用重鉻酸鉀法，氨氮采用納氏試劑分光光度法，亞硝態(tài)氮采用N-(萘)-乙二胺分光光度法，硝態(tài)氮采用紫外分光光度法[10]，污泥濃度采用重量法，懸浮物粒徑測定采用馬爾文激光粒度儀(Zetasizer Nano ZS 90)，EPS采用苯酚硫酸法[11]檢測胞外多糖(PS)；胞外蛋白質(zhì)(PN)采用Folin酚試劑比色法[12]，微生物群落結(jié)構(gòu)樣品提取的DNA送至諾和致源(天津)進行高通量測序。

2 實驗結(jié)果

2.1 活性炭最適投加量

本研究所投加活性炭平均粒徑為74 μm，在靜態(tài)吸附試驗中，不同PAC投加濃度下COD、氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮去除率的變化情況如圖1。COD的去除率隨PAC投加濃度呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，在PAC 使用量為1 200 mg·L-1處去除率達到最大。氨氮的去除率在PAC濃度600～1 200 mg·L-1內(nèi)變化不大，高于1 200 mg·L-1時顯著降低。亞硝氮去除率在PAC添加濃度為1 000 mg·L-1時去除率最高達到91.37%。綜合比較廢水中各污染物的去除效果，初步確定1 200 mg·L-1為活性炭最適投加濃度。

圖1 2 h靜態(tài)吸附實試驗中PAC添加濃度對COD、氨氮、亞硝氮和硝態(tài)氮去除率的影響Fig. 1 Effects of PAC at different concentrations on removal rates of COD, ammonia, nitrous oxide and nitrous oxide in 2 h static adsorption test

有研究表明，EPS對膜污染具有顯著影響，是造成膜污染的主要物質(zhì)[13]。Zeta電位能夠客觀反映活性污泥性質(zhì)的變化趨勢，是膠體分散系穩(wěn)定性的重要指標[14]。Zeta電位降低，表明活性污泥所帶的負電荷增加，膜過濾阻力上升，膜污染加重。懸浮物粒徑是影響膜污染的重要因素，懸浮物粒徑越小，越易堵塞膜孔[15]。試驗投加PAC粒徑遠大于污泥粒徑，可使平均懸浮物粒徑增大，膜污染程度減輕。

本研究EPS、Zeta電位和懸浮物粒徑隨活性炭添加濃度的變化如圖2。EPS含量隨著PAC的濃度增加呈現(xiàn)先減小后增大趨勢。當PAC的添加濃度從600 mg·L-1增加至1 200 mg·L-1時，EPS含量從165 mg·g-1降至46 mg·g-1，降低了72.12%。超過1 200 mg·L-1后，EPS含量略有上升。PAC投加濃度對Zeta電位與懸浮物粒徑大小的影響呈現(xiàn)相似的趨勢。在PAC添加600 mg·L-1的濃度下Zeta電位和懸浮物粒徑達到最大，分別為-9.5 mV以及615.35 nm。當添加濃度增加到80 mg·L-1時Zeta電位和懸浮物粒徑急劇降低，然后隨著濃度的增加呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，在1 400 mg·L-1時懸浮物粒徑降至最低，Zeta電位降至-11.08 mV。分析認為600 mg·L-1添加濃度下EPS的含量較高，不適合作為投加濃度；800和1 400 mg·L-1添加濃度下，Zeta電位和懸浮物粒徑較低，不適合作為投加濃度；綜合以上指標，當投加率為1 200 mg·L-1時，膜污染指標以及氨氮等污染物去除率最優(yōu)，所以本試驗選用1 200 mg·L-1作為PAC的最適投加量。

圖2 2 h靜態(tài)吸附試驗中PAC濃度對EPS(a)和Zeta電位、懸浮物粒徑(b)的影響Fig.2 Effects of PAC on EPS(a)and Zeta potential,particle size(b)in 2 h static adsorption test

2.2 活性炭對生物膜中EPS的影響

EPS主要由多糖和蛋白質(zhì)組成，本研究采用多糖和蛋白質(zhì)來表征EPS的含量，結(jié)果如圖3(a)所示。

圖3 DMBR系統(tǒng)中EPS(a)和懸浮物粒徑(b)隨運行時間的變化情況Fig. 3 Variation of EPS(a)and diameter of suspended solids(b)with running time in DMBR system

由圖3(a)可看出，在反應(yīng)器的兩個階段中EPS含量均呈現(xiàn)前期緩慢上升，后期迅速上升的規(guī)律。未投加PAC階段，DMBR反應(yīng)器中EPS含量在初始8 d內(nèi)上升緩慢，第8天開始呈現(xiàn)迅速上升狀態(tài)，EPS最大含量可達170.37 mg·g-1，最快增長速率為16.44%。在投加PAC階段，DMBR反應(yīng)器運行周期明顯延長，至PAC投加32 d后EPS含量比未投加階段運行末期降低了26.7%，為124.87 mg·g-1。

2.3 活性炭投加對懸浮物粒徑的影響

本研究在檢測懸浮物粒徑前，將污泥混合液取出后靜置半小時再上機進行測定，結(jié)果如圖3(b)所示。在反應(yīng)器未投加PAC階段，污泥混合液中懸浮物粒徑較小，在550 nm上下波動。投加PAC后懸浮物粒徑急劇增長到800 nm左右，隨后呈現(xiàn)逐漸下降趨勢，至投加32 d后降至550 nm左右。PAC對小顆粒污泥具有吸附能力，可以吸附小粒徑污泥形成較大粒徑的菌膠團，從而實現(xiàn)減少小粒徑懸浮物，延緩膜污染的作用。

2.4 活性炭投加對膜通量的影響

本研究活性炭投加對膜通量的影響結(jié)果如圖4所示。

圖4 動態(tài)膜試驗階段反應(yīng)器中動態(tài)膜膜通量的變化情況Fig. 4 Dynamic membrane flux changes in the reactor during the dynamic membrane test phase

在兩個階段中，動態(tài)膜膜通量呈現(xiàn)下降的趨勢。未投加PAC階段，動態(tài)膜在16 d的運行周期內(nèi)，由58 L·(m2·h)-1降低至0.4 L·(m2·h)-1，動態(tài)膜運行周期短，膜通量降低速率快。投加PAC階段，動態(tài)膜運行周期明顯延長，且動態(tài)膜降低速率顯著減小。PAC投加第32天后，動態(tài)膜通量為9 L·(m2·h)-1，膜污染情況明顯得到控制。

2.5 活性炭投加對動態(tài)膜微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

本研究在反應(yīng)器運行48 d后，提取活性炭添加組和未添加組的動態(tài)膜表面微生物進行高通量測序，動態(tài)膜細菌的Alpha多樣性變化結(jié)果如表2所示。

表2 PAC投加后動態(tài)膜細菌的Alpha多樣性變化Table 2 Alpha diversity index of dynamic membrane samples with PAC addition

Alpha多樣性是表征微生物群落結(jié)構(gòu)豐度和多樣性的重要指標。由表2可知，添加PAC組(PAC2)的樣品中Chao1值和ACE值明顯高于未添加的空白組(BLK1)，研究表明Chao1和ACE值與群落的豐富度呈正相關(guān)[16]，說明添加PAC對細菌物種豐富度的提升具有一定的促進作用。PAC添加組樣品中的PD_whole_tree值為40.891，高于未添加組的37.26。而PD_whole_tree值可表征系統(tǒng)發(fā)育性，且與微生物群落中物種的親緣關(guān)系成正比[16]，因此可知PAC添加組樣品中物種親緣關(guān)系也同豐富度一樣較未添加組復(fù)雜。此外對Shannon和Simpson值進行分析可知，PAC添加組樣品中Shannon和Simpson值明顯高于未添加組。而Shannon和Simpson值與菌群的多樣性成正相關(guān)，說明PAC添加組菌群多樣性高。兩組樣品的Good’s Coverage值均為0.999，Good’s Coverage值代表測序深度，其值越接近1，則表明對樣品中的所有物種數(shù)覆蓋率越大，說明本試驗中測序深度幾乎完全覆蓋所包含的所有物種。

2.5.1 門水平微生物群落結(jié)構(gòu)的變化 根據(jù)高通量測序，選取門水平上占比前十的門類進行分析，結(jié)果如圖5所示。

圖5 動態(tài)膜微生物群落結(jié)構(gòu)在門水平的變化Fig.5 Changes of microbial community structure in dynamic membrane at gate level

按照豐富度排列主要存在變形菌門 (Proteobacteria) 、擬桿菌門(Bacteroidetes) 、浮霉菌門( Planctomycetes) 、不確定菌門等，并以變形菌門、擬桿菌門、浮霉菌門的微生物為主，兩組樣品中的優(yōu)勢菌群均來自變形菌門。變形菌門在空白組和添加組中的相對豐度分別為91.61%和72.19%，PAC添加組相對降低了19.42%；擬桿菌門在兩組中相對豐度分別為5.69%和21.76%，PAC添加組相對增加了16.07%。浮霉菌門在兩組樣品中相對豐度分別為0.91%和2.91%，相對增加2%。

2.5.2 屬水平微生物群落結(jié)構(gòu)的變化 動態(tài)膜微生物群落結(jié)構(gòu)從屬水平進行分析，結(jié)果如圖6所示。選取屬水平占比前十的屬類分析，結(jié)果如表3所示。

圖6 動態(tài)膜微生物群落結(jié)構(gòu)在屬水平的變化Fig.6 Changes in the structure of dynamic membrane microbial community at the genus level

由圖6和表3可知，兩組樣品中豐度最大且變化最為明顯的是變形菌門的發(fā)硫菌屬(Thiothrix)。在未添加PAC組中該屬豐度為58.34%，在添加組中豐度下降至27.36%。而變形菌門中的亮發(fā)菌屬(Leucothrix)在PAC未添加組和添加組樣品中的豐度分別為20.38%、18.59%，豐度略有降低。

表3 占比前十的屬水平種群豐度變化Table 3 Changes in abundance of top ten genus horizontal populations

3 討論

本研究通過分析反應(yīng)器混合液中EPS濃度及膜通量的動態(tài)變化，以探究PAC投加對膜污染的控制效果。分析認為未投加PAC時，反應(yīng)器在8 d左右EPS開始迅速上升是導致膜污染及膜壓差增大的原因[17]。投加PAC后EPS含量降低，增長速度放緩是由于PAC對EPS具有吸附作用，可降低混合液中EPS含量。此外，PAC吸附微生物，能夠增強微生物對EPS的降解能力，也是投加PAC降低EPS含量的原因之一[18]。而混合液中EPS含量的下降以及增長速率的降低，減少了EPS在膜組件表面的沉積，降低了污泥混合液粘度，使膜污染得到較好的控制。膜污染會導致膜孔堵塞，出水膜通量降低，膜過濾阻力增大[19]。投加PAC能減緩膜通量降低，其原因是PAC空隙較大，與污泥絮體相互作用形成的絮體顆粒粒徑更大、黏性更小，透水性更強，減緩了動態(tài)膜表面泥餅層的形成[20]。

對未投加及投加PAC的動態(tài)膜樣品中微生物群落結(jié)構(gòu)進行對比分析，發(fā)現(xiàn)大多數(shù)與氮代謝相關(guān)的微生物屬于變形菌門，代謝類型多樣，在本研究的動態(tài)膜反應(yīng)體系中具有很好的適應(yīng)生長能力[21]。未添加組中變形菌門相對豐度較大的原因可能是由于動態(tài)膜污染，厚度增加，更適于變形菌門的生長繁殖。變形菌表面疏水性較高，易附著于膜表面，引起膜污染，PAC添加組樣品中變形菌門的減少顯著地延緩了膜污染進程。擬桿菌門適宜在厭氧或缺氧的環(huán)境中生存，可將大分子有機物降解且對水解污泥絮體具有重要作用[22]，PAC添加組樣品中擬桿菌門豐度的增加對廢水中有機物的去除起到積極作用。浮霉菌門中包含典型的厭氧氨氧化微生物，可將亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化為氮氣，在反應(yīng)器脫氮方面起著非常重要的作用[23]。因此，在PAC添加組中擬桿菌門相對豐度的提升是EPS含量降低、膜污染緩解、反應(yīng)器COD去除率升高的重要原因。而浮霉菌門相對豐度的提升可使反應(yīng)器的脫氮效率增加，提高污染物處理效能。

從屬水平微生物群落結(jié)構(gòu)分析發(fā)現(xiàn)，投加PAC后，發(fā)硫菌、亮發(fā)菌和黃單胞菌屬的豐度降低，是膜污染程度減輕的重要因素之一。發(fā)硫菌是自氧或異氧菌，主要存在于含硫廢水以及MBR等污水處理工藝中，在污水處理反硝化過程中具有重要作用[24]。Wang等[25]指出，發(fā)硫菌的存在和過度生長可導致活性污泥發(fā)生絲狀膨脹，沉降性能變差。Meng等[26]發(fā)現(xiàn)在膜過濾過程中，膜上的發(fā)硫菌屬是導致膜污染的一個重要因素。而變形菌門中的亮發(fā)菌屬(Leucothrix)具有好氧耐鹽且能降解有機物的特性[27]。亮發(fā)菌屬對有機物的降解代謝可產(chǎn)生較多的蛋白質(zhì)、多糖等代謝產(chǎn)物，使得EPS含量升高，膜污染加重。黃單胞菌屬是專性好氧的革蘭氏陰性菌，可產(chǎn)生胞外莢膜多糖-黃原膠，增加EPS含量，加快膜污染進程[28]。

4 結(jié)論

(1) 通過靜態(tài)試驗，研究了PAC投加量對污染物去除率、EPS、Zeta電位和懸浮物粒徑的影響，確定1 200 mg·L-1為海水養(yǎng)殖廢水處理時膜污染控制的PAC最適投加量。

(2) 投加PAC可降低反應(yīng)器中EPS的含量，最高可達26.7%，且投加PAC可增大懸浮物粒徑，減緩膜污染進程。

(3) 投加PAC可提高膜通量，延長反應(yīng)器運行周期，對動態(tài)膜膜污染具有控制作用。

(4) PAC投加對動態(tài)膜微生物菌群多樣性以及物種豐富度具有促進作用，在門水平上使擬桿菌門和浮霉菌門相對豐度增加；在屬水平上使得發(fā)硫菌屬和亮發(fā)菌屬相對豐度降低。PAC對膜污染具有顯著的控制作用，通過改變微生物群落結(jié)構(gòu)、降低EPS的含量是PAC膜污染控制的重要途徑。