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:025322468(2003)0520582206:X703:AFe(Ó)1,1,1,2,1,1(1.中国科学院生态环境研究中心水质学国家重点实验室,北京100085;2.中国人民解放军防化工程指挥学院,北京昌平102204):采用序批式活性污泥法系统研究了Fe(Ó)对活性污泥絮体结构和生物絮凝作用的影响,结果发现Fe(Ó)降低了污泥沉降指数,同时也减弱了污泥的生物絮凝作用.对细胞外高分子(EPS)的电子能谱元素分析表明在EPS中发生了阳离子间的交换作用,Fe(Ó)置换出EPS中一价和二价金属阳离子.污泥絮体的扫描电镜显示Fe(Ó)使活性污泥絮体颗粒变小变密实,但是Fe(Ó)与EPS之间的作用和含磷沉淀物的生成削弱了污泥颗粒形成较大生物聚集体的能力.Fe(Ó)对生物絮凝作用的影响主要是通过架桥机理和藻酸盐理论来实现的,而电中和不起主要作用.:活性污泥;生物絮凝;沉降性能;胞外高分子EffectsofFe(Ó)onflocsurfacepropertiesandbioflocculationofacti2vatedsludgeLIJiuyi1,WUXiaoqing1,CHENFutai1,ZHUBaoxia2,GUOJian1,LUANZhaokun1(1.StateKeyLaboratoryofEn2vironmentalAquaticChemistry,ResearchCenterforEco2EnvironmentalSciences,theChineseAcademyofSciences,Beijing100085;2.ICDofPeople.sLiberationArmy,Changping)Abstract:TheeffectsofFe(Ó)ontheflocsurfacepropertiesandbioflocculationofactivatedsludgewereinvestigatedinsequencingbatchre2actors(SBRs).TheresultsshowedthatFe(Ó)improvedsettleability,butdeterioratedthebioflocculationofthesludge.Theelementalanaly2sisoftheextracellularpolymericsubstances(EPS)byenergydispersivespectrometry(EDS)demonstratedthatFe(Ó)hadgreateraffinitytoEPSthanothercationsandthisledtoion2exchangeinEPSwhichreplacedothercationsfromwithintheflocs.Scanningelectronicmicroscopic(SEM)observationssuggestedFe(Ó)maketheflocssmallerandmorecompact,buttheinteractionsbetweenFe(Ó)andEPS,alongwithphosphoruscontainingprecipitates,reducedtheamountofEPSavailablefortheformationoflargeaggregates.TheroleofFe(Ó)inbiofloccu2lationofactivatedsludgeiscationbridgingandalginatetheorywhilechargeneutralizationplayinganinsignificantpart.Keywords:activatedsludge;bioflocculation;settleability;extracellularpolymericsubstances:2002207203;:2002209226:国家自然科学基金项目(批准号:50178067):李久义(1976)),男,博士研究生污水处理中的活性污泥法是全世界应用最广泛的生物工程技术.在活性污泥系统运行过程中,一个重要的方面是生物固体与被处理废水之间的分离.生物絮凝作用是指微生物细胞形成絮凝体的过程,较差的生物絮凝作用通常会导致较差的污泥沉降性和部分悬浮颗粒物被排放到环境中,另外也可导致污水处理厂本身无法正常运行.一项关于污泥膨胀的调查表明,至少有25%的污水处理厂存在污泥沉降性差问题[1].很多研究显示活性污泥絮体的表面性质在污泥沉降和生物絮凝中具有重要作用[2)7].同时,絮体本身就是微生物细胞、无机颗粒、胞外高分子(EPS)和高价阳离子之间物理化学作用的结果[3,7)9].由于细胞、EPS和无机颗粒物表面一般都带负电荷,因此阳离子在活性污泥絮凝和沉降过程中的作用就显得尤为重要.目前,对于阳离子在生物絮凝中的作用通常用3种理论来解释,即双电层理论(DLVO)[10]、第23卷第5期2003年9月环境科学学报ACTASCIENTIAECIRCUMSTANTIAEVol.23,No.5Sep.,2003二价阳离子的架桥理论(DCB)[9,11,12]和藻酸盐理论[3].现有的研究多集中在一价和二价阳离子对絮凝作用的影响上,而三价阳离子在活性污泥絮体生物絮凝作用机理方面的研究却鲜有报道.在废水中通常存在一定浓度的铁离子,而且三价阳离子的混凝作用又是广为人知的.所以,为了更好地了解活性污泥的絮凝机理和优化固P液分离过程,有必要深入研究三价阳离子对活性污泥系统的影响.本文通过扫描电子显微镜、电子能谱元素分析、zeta电位测定和絮体粒径分布测定等方法来研究Fe(Ó)对活性污泥絮体结构的影响,并由此来确定Fe(Ó)在生物絮凝和污泥沉降中的作用.1111反应器和废水实验中采用的反应器为5个平行的序批式反应器(SBR),这几个SBR都放置在25e的恒温水浴中.每个反应器的体积为2L,并且由4个时间继电器控制进水、曝气、沉降和排水4个阶段.废水的水力停留时间(HRT)为12h,即进水10min、曝气11h、沉降40min和排水10min.通过每天排放200mL曝气池混合液来实现SBR的固体平均停留时间(SRT)为10d.压缩空气通过曝气石引入SBR中,并将溶解氧浓度控制在3)5mgPL.反应器接种污泥(约2000mgPL)取自高碑店城市污水处理厂曝气池出口.实验过程中使用的污水为实际的生活污水,原水取自中科院半导体所生活污水排放口.污水为当日取样并存放于4e的恒温室内.由于取样时间不同,所取废水的污染物指标相差较大:化学需氧量(COD)300)800mgPL;悬浮固体(SS)90)400mgPL;总磷(TP)3)11mgPL;溶解性有机碳(DOC)70)150mgPL;总氮(TN)15)60mgPL.在经过3倍于SRT的稳定期以后,在进水过程中向4个SBR反应器(SBR22至SBR25)中分别加入1617,25,50和100mgPLFeCl3,SBR21中不加Fe(Ó)作为参照运行.在实验中监测如下参数来确定反应器的运行情况:MLSS、SVI、出水COD、出水SS和出水DOC.当这些参数在2个星期内维持在一个相对稳定的范围内时就可以认为系统达到了稳定状态.112EPS的提取和元素分析本实验采用热提取P溶剂沉淀提取活性污泥中的EPS.EPS的提取过程参照Morgan等的方法[13],并稍有修改.将100mL活性污泥在低速下离心(3000rPmin,3min)然后溶解于50mL灭菌的二次蒸馏水中,将混合液置于高压锅内在80e的蒸气中提取1h.将热提取的胞外高分子在4e下高速离心(10000rPmin,30min),然后将离心后的上清液用0122Lm的硝酸纤维膜过滤以去除细胞.滤液中的EPS利用丙酮、乙醇混合溶剂(体积比3P1)沉淀12h,最终通过离心(3000rPmin,3min)得到沉淀物.将沉淀物溶解于50mL灭菌的二次蒸馏水中用于EPS元素分析.取10LL得到的EPS溶液滴于电子能谱元素(EDS)分析用的铜网上,于37e下空气干燥后进行元素测定.113活性污泥絮体的扫描电镜观察及相关测定从SBR反应器中取出活性污泥絮体在扫描电镜(ModelS2570,Hitachi,Japan)下观察絮体的表面结构.采用Malvernzeta电位分析仪(Zetasizer2000,UK)测定不同SBR反应器中活性污泥絮体的zeta电位.采用Malvern粒径分布测定仪(Mastersizer2000,UK)测定不同SBR反应器中活性污泥絮体5835期李久义等:Fe(Ó)对活性污泥絮体结构和生物絮凝作用的影响粒径分布,所得结果用体积百分比表示.1SBRTable1TheproperofactivatedsludgeinSBRreactorsundersteadystateFeCl3投加量,mgPLMLSS,mgPLMLVSS,mgPLMLVSSPMLSSSVI,mLPg01900?1501480?1200.779110?5616.72650?1301730?2000.65395?4625.02870?1001800?1400.62788?2350.03600?1802000?900.55578?17100.03850?2101980?2200.51470?112211Fe(Ó)对活性污泥沉降性的影响表1中列出SBR反应器达到稳定运行后活性污泥的一些性质.从表中数据可以看出MLSS浓度随着氯化铁投加量的增加而提高,但是MLVSS浓度先升高然后保持在一个相对稳定的水平.MLVSSPMLSS的比值从01779下降到01514,这表明铁盐的加入使活性污泥中无机物的比重增加,从而使污泥密度与水的密度之间的差异增加.另外,用SVI表示的活性污泥的沉降性能由于铁盐的加入而得到改善.1FeCl3Fig.1ThecurvesofactivatedsludgesettlingasafunctionofFeCl3dosageundersteadystate图1表示的是氯化铁的投加对活性污泥沉降性能的影响,从图中我们可以看出Fe(Ó)的投入降低了活性污泥沉降速度.所以可以推断:SVI的下降是由于MLSS的增加而不是沉降速度的增加引起的.由于活性污泥的沉降速度取决于活性污泥的结构、密度和污泥絮体的大小,因此Fe(Ó)的投加可能引起了絮体结构和尺寸的变化.212Fe(Ó)对SBR反应器出水水质的影响2SBRTable2ThequalityofeffluentsunderstableoperatingconditionsFeCl3投加量,mgPLSS,mgPL浊度,NTUCOD,mgPL溶解COD,mgPLDOC,mgPL022?156.4766?1854?614.3?0.816.727?1210.3060?1250?614.0?0.825.036?1711.9058?851?1113.3?1.050.044?1513.7053?741?612.8?0.7100.056?2119.5051?1036?1212.0?1.3表2显示Fe(Ó)加入对SBR反应器出水水质的影响.从表中可以看到出水中有机物的含量随着Fe(Ó)的投加量的增大而降低,这表明Fe(Ó)能够与反应器内的有机物作用,使这些有机物存在于活性污泥絮体内部,最终导致出水中有机物含量下降.Murthy[12]的研究显示Fe3+能够将生物降解过程中产生的溶解性蛋白质和碳水化合物保持在活性污泥絮体内,从而降低出水的有机物浓度.但是,值得注意的是反应器出水的浊度和悬浮固体浓度随着Fe(Ó)加入却逐步恶化.当不加入FeCl3时SBR反应器的出水浊度和悬浮固体浓度分别为6147和22mgPL;但是当加入100mgPLFeCl3时出水中的出水浊度和悬浮固体浓度分别增加到1915和56mgPL,这就是说Fe(Ó)的加入反而降低了活性污泥的生物絮凝作用.213Fe(Ó)对絮体zeta电位的影响在Fe(Ó)加入后的最初几天内活性污