自养硝化与异养反硝化污泥膜污染特性的对比
王朝朝，李军
(北京工业大学 建筑工程学院，北京，100124)
摘要：以同步脱氮除磷连续流膜生物反应器小试稳定运行时的污泥为考查对象，采用序批式过滤试验对比考查硝化污泥与反硝化污泥的污染特性，并对不同电子供体下反硝化污泥的污染机理进行分析与探讨。研究结果表明：在25 ℃下乙酸作为电子供体下的反硝化速率(以VSS计)为13.8 mg/(g·h)，高于乙醇的10.2 mg/(g·h)和甲醇的3.4 mg/(g·h)；反硝化污泥相对于硝化污泥溶解性微生物产物(soluble microbial product，SMP)中蛋白质类物质在＜1 kDa和＞100 kDa范围内含量的增多，成为导致污泥混合液中溶解性物质阻力增大的主要因素，从而增大溶解性物质在膜孔内部的堵塞的阻力，其中以甲醇为电子供体时的反硝化过程最为明显。反硝化过程污泥产生的胞外聚合物(extracellular polymeric substances，EPS)相对于硝化过程有所降低，且EPS中糖类与蛋白质类物质的相对疏水性的降低成为混合液中悬浮颗粒物质(suspend solids，SS)阻力降低的主要因素；硝化污泥与3种电子供体下产生的EPS相对分子质量分布上略有不同，但是傅里叶红外光谱(Fourier transform infrared spectroscopy，FT-IR)对EPS官能团的监测表明硝化过程与3种电子供体在反硝化过程中产生的EPS主要化学物质组成并没有发生变化，以乙酸为电子供体下反硝化过程后污泥的修正污染指数(modified fouling index，MFI)最小。
关键词：膜生物反应器；硝化与反硝化；修正污染指数；胞外聚合物；溶解性微生物代谢产物
中图分类号：X703 文献标志码：A 文章编号：1672-7207(2013)06-2629-08
Comparison of membrane biofouling of autotrophic nitrifying and heterotrophic denitrifying sludge
WANG Zhaozhao, LI Jun
(College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)
Abstract: Batch filtration tests were carried out to investigate the membrane biofouling characterizations of nitrifying and denitrifying sludge from a continuous-flow nitrogen and phosphorus removal bench-scale membrane bioreactor under the stable operation. Biofouling mechanisms of denitrifying sludge by using different electron donors were also analyzed and discussed. The test results show that the denitrifying rate by using the acetic acid as the electron donor is 13.8 mg/(g·h), higher than methanol 3.4 mg/(g·h), ethanol 10.2 mg/(g·h) at 25 ℃; compared with nitrifying sludge, the protein of soluble microbial products from denitrifying sludges increases in the range of ＜1 kDa and ＞100 kDa, being the main factor for the increased resistance of soluble substances in the mixed liquor, thereby increasing the pore blocking resistance of soluble substances, and denitrification process by using the methanol as the electron donor is the most obvious. It is also found that the decrease of extracellular polymeric substances produced through denitrification processes and relative hydrophobicity of carbohydrate and protein substances becomes the main factor for the decreased resistance of SS fraction in the mixed liquor; the relative molecular mass distributions of extracellular polymeric substances becomes slightly different after denitrification, but Fourier transform infrared spectroscopy of the functional groups of extracellular polymeric substances shows that the chemical composition of extracellular polymeric substances produced by nitrifying sludge and denitrifying sludge by using three different electron donors have not changed. The modified fouling index of denitrifying sludge by using acetic as the electron donor becomes the lowest one.
Key words: membrane bioreactor; nitrification and denitrification; modified fouling index (MFI); extracellular polymeric substances; soluble microbial products
水体富营养化是导致水环境恶化的主要原因之一，其中氮、磷是水体富营养化的限制性元素。传统生物脱氮主要是通过硝化阶段将NH3转化为NO3--N，再由反硝化阶段将NO3--N转化为N2。在众多生物脱氮污水处理工艺当中，膜生物反应器(membrane bioreactor, MBR)脱氮工艺的效率高于传统的活性污泥法的效率，在营养物去除方面具有极大的潜力。但是，MBR工艺膜污染问题是导致运行与维护高昂费用的主要原因，也成为制约其更为广泛应用的瓶颈。EPS与SMP被认为是导致膜污染的主要的生物污染因素。EPS对于微生物聚集起到重要的作用，包括不溶解性的物质(鞘类、蒴类聚合物、凝胶、附着有机物等)；SMP是溶解性的EPS(溶解性大分子类物质、胶体、黏液等)，其中糖类与蛋白类物质是EPS和SMP的主要组成物质。Barker等[1]报道了SMP的特性受到底物及运行特性的影响。Laspidou等[2]的研究表明EPS的产生与系统状态下微生物的生长速率有关。对于城市污水而言，碳源不足是制约生物工艺脱氮效率的直接因素，为提高脱氮效率需要外加碳源以达到反硝化所需的电子供体。以往研究者对MBR工艺研究的重点放在对脱氮除磷效能上，Paetkau等[3]在对比研究传统MBR与SND-MBR工艺时发现后者的脱氮效果能提高17%；Shin等[4]对SBR-MBR中试进行研究时发现该工艺对化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)、总氮(total nitrogen, TN)的去除率分别达到了95%和85%以上；此外，Monclús等[5]采用同步脱氮除磷膜生物反应器处理城市污水时也发现其对COD，TN和总磷(total phosphorus, TP)的去除率分别达到94%，89%和80%以上，然而，对于此类工艺污泥在不同电子供体下反硝化污泥的代谢产物特性及其污染潜质的研究较少。本文作者以UCT(university of cape town)型膜生物反应器稳定运行的污泥为研究对象，采用序批式过滤试验考查了硝化污泥与反硝化污泥的膜污染特性，并对不同电子供体下的反硝化污泥的污染潜质进行评估。
1 试验材料与方法
1.1 试验装置与工艺流程
序批式试验的污泥取自稳定运行的UCT型膜生物反应器小试装置。该装置各矩形反应池由有机玻璃构成，总有效体积为28 L，厌氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧膜池的体积比为1:1:1:2。该装置由PLC系统控制，采用恒通量方式进行产水，膜通量保持在20 L/(m2·h)，抽吸周期为10 min，9 min抽吸，停1 min。通过对厌氧池液液位计来反馈控制进水泵的启停，跨膜压差数值通过记录仪在线存储。控制水力停留时间(hydraulic retention time，HRT)在15.5 h，通过排泥将污泥停留时间(sludge retention time，SRT)控制在20~25 d，好氧膜池的污泥(mixed liquor suspended solids，MLSS)质量浓度在6 500 mg/L左右，挥发性污泥 (mixed liquid volatile suspended solid，MLVSS) 浓度占到67%左右。硝化液回流由好氧膜池1溢流到缺氧池1为400%，污泥回流由缺氧池2回流到厌氧池为100%。膜组件为1片氯化聚乙烯的平板微滤膜(Kubta公司制造)，膜孔径为0.4 μm，膜面积为0.1 m2，好氧膜池的溶解氧(dissolved oxygen，DO)质量浓度为1~3 mg/L，并通过便携式WTW Multi 340i检测仪进行监控。试验用水为污水处理厂初沉池出水，并根据试验的需要通过投加CH3COOH，NH4Cl，KH2PO4来达到合成废水水质要求，合成废水的水质指标与处理效能如表1所示。CODcr，NH4+-N，TN，NOx--N，TP和碱度这些指标的测定依照水和废水监测分析方法(第4版)[6]。污泥粒径采用马尔文激光粒度仪(Worcestershire，UK)测定，检测范围为0.2~2 000 μm。
1.2 硝化与反硝化试验方法
采用UCT型膜生物反应器稳定运行时反应器的污泥进行试验，硝化试验的污泥取自好氧膜池，在进行SMP与EPS测定前进行曝气预处理；缺氧反硝化的污泥取自缺氧池，在进行反硝化试验前，先用蒸馏水将其水洗3遍，分别放入3个0.5 L 的烧杯反应器内，置于磁力搅拌器之上(如图1所示)，ρ(MLSS) 控制在3 g/L左右，分别加入适量的甲醇、乙醇、乙酸进行驯化，待污泥适应若干个周期之后以这3种碳源同步进行反硝化试验，并加入NaOH以调节起始的pH，保持初始碳氮比(碳以每克COD计；氮以每克NO3--N计)在5左右，温度控制在25 ℃。当反硝化进行结束后对SMP与EPS的相关试验指标进行测定。
表1 脱氮除磷膜生物反应器稳定运行状态
Table 1 Steady operation conditions of nitrogen and phosphorus removal-MBR
图1 反硝化试验装置
Fig. 1 Schematic diagram of denitrification cell
1.3 EPS与SMP的萃取与表征
EPS与SMP萃取：EPS的萃取采用离子交换树脂法，EPS和SMP中的糖与蛋白类物质分别记为EPSC，EPSP，SMPC和SMPP，以糖与蛋白之和分别表征EPS和SMP[7]；并采用切割相对分子质量分别为1，10和100 kDa的超滤膜(Millipore公司, 美国)对EPS和SMP的相对分子质量进行分级。以葡萄糖(dextrose)为标物，采用硫酸蒽酮法来测定糖类；以牛血清蛋白(Bovine Serum Albumin，BSA)为标物，采用考马斯亮蓝法测定蛋白质含量[8]。
1.4 相对疏水性的测定
采用正己烷为萃取剂来测定EPS和SMP中糖类与蛋白类物质的相对疏水性(relative hydrophobicity，RH)。相对疏水性(ηRH)为萃取之后的液相浓度(ce)与其初始浓度(ci)的比值，如下式所示：
(1)
1.5 红外光谱
采用树脂萃取得到的EPS真空烘干，将粉末状的EPS按照质量比为1:10的剂量加入KBr进行压片，然后采用傅里叶红外光谱仪(FT-IR 6700，Nicolet公司)进行透射扫描，扫描范围为400~4 000 cm-1，数据采集之后采用 origin 8.0软件进行处理。
1.6 修正污染指数的测定
修正污染指数(modified fouling index，MFI)。室温条件下，首先取污泥混合液的样品，分为2个部分：一部分直接采用Amicon 8200搅拌杯(美国Millipore公司，膜片使用切割相对分子质量为300 kDa的再生纤维素膜片，如图2所示)进行恒压(30 kPa)搅拌过滤，MFI的计算公式如式(2)和式(3)计算，所得结果记为IMFI；另一部分经过离心并透过0.45 μm微滤膜后收集上清液采取与上述同样的过滤操作，记为
混合液中SS的
为IMFI与
的差值。
(2)
(3)
式中：t为过滤时间，s；V为单位过滤面积上的过滤体积，m3；Rm为膜固有阻力，m-1；μ为透过液动力学黏度，Pa·s；△p为膜两侧压差，Pa；αC为单位面积上的污泥层过滤阻力，L-2。IMFI表示恒定压力下t/V与V线性拟合的斜率，该指标反映污泥混合液过滤性质，较大的IMFI反映了污泥混合液过滤性质较差，膜的污染速率越高。
图2 搅拌过滤反应器装置
Fig. 2 Schematic diagram of stirred batch cell
2 试验结果与讨论
2.1 分析反硝化小试试验的情况
不同电子供体下反硝化速率与反硝化之后粒径的变化见表2。由表2可见：反硝化状态下碱度分别由40 mg/L 增加到 252，248和244 mg/L可以断定异养反硝化反应的发生。反硝化过程相对于硝化过程污泥粒径稍微有所减小，这是由于在低氧状态下会发生部分菌体脱离菌胶团，导致絮体的解体与破坏。图3所示为NO3--N随着时间的变化情况。由图3可知：以乙酸为电子供体时反硝化试验可在2 h内完成，其反硝化速率为13.8 mg/(g·h)，以乙醇为电子供体时为10.2 mg/(g·h)，以甲醇时最小为3.4 mg/(g·h)。这是由于乙酸代谢途径简单，可以通过β-氧化可直接转化为乙酰辅酶A 进入三羧基酸(TCA)循环[9]。Peng等[10]在不同温度下的研究表明：采用乙酸为碳源时的反硝化速率要高于乙醇，甲醇最小。
EPS相对疏水性的降低会降低混合液中SS的污染阻力，进而降低滤饼层的污染阻力；SMP相对疏水性的增加，会加大混合液中溶解性物质污染阻力，进而增加膜孔内部的阻力。图4所示为胞外聚合物与溶解性微生物产物在硝化与反硝化状态下的相对疏水性。由图4可见：反硝化结束时3种电子供体下产生的EPS中糖类与蛋白质类物质的相对疏水性都会变小，EPSc和EPSp的相对疏水性(RH)均有所降低，其中以EPSc的RH降低更为明显，由16%降低到0，EPSp由21.8%降低到3%左右。EPS相对疏水性的降低会降低SS对滤饼层贡献的污染阻力，然而，在反硝化状态下SMPc和SMPp的相对疏水性有所增加，加大了污泥当中溶解性物质的对膜孔内部贡献的污染阻力，其中以甲醇的增加最大，SMPc和SMPp相对疏水性分别由 13.9%和18.6%增加到 25.0%和23.0%，以乙酸的增加幅度最小，均增加到20%左右。
表2 不同电子供体下反硝化速率与反硝化之后粒径的变化
Table 2 Changes of denitrification rates and particle sizes by different electron donors
图3 不同电子供体下反硝化速率
Fig. 3 Denitrification rates of different electron donors
图4 胞外聚合物与溶解性微生物产物在硝化与反硝化状态下的相对疏水性
Fig. 4 Relative hydrophobicity of EPS and SMP in nitrification and denitrication conditions
2.2 硝化与反硝化过程微生物代谢产物的变化
2.2.1 硝化与反硝化过程中SMP的变化
图5所示为在硝化与反硝化状态下SMP相对分子质量分布的情况；其中硝化污泥SMP整体分布以双峰状态存在，即以＞100 kDa和＜1 kDa的相对分子质量主要存在，分别占29.3%和57.3%。经过反硝化之后，3种电子供体下＜1 kDa的溶解性生物产物质量分数均有所降低，降到10%左右；该3种电子供体下的SMP相对分子质量分布较相似，在反硝化污泥产生的SMP中相对分子质量较大的(＞100 kDa)溶解性生物产物成为SMP的主要组成，占到66%左右。McAdam等[11]在考查底物对缺氧MBR的膜污染特性研究发现，以乙酸和乙醇底物下产生的SMP的相对分子质量分布同样以双峰态存在，其中以乙酸、乙醇为碳源时，SMP中的相对分子质量＞100 kDa和＜10 kD的溶解性生物产物质量分数分别达到43.17%，32.5%和 68.5%，14.2%。这也许是由于反应器运行条件不同造成微生物种群结构的差异而引起SMP分布结果的差异。
图5 硝化与反硝化中溶解性微生物产物相对分子质量分布
Fig. 5 SMP relative molecule mass fractionation in nitrification and denitrification conditions
硝化与反硝化中溶解性微生物产物中糖类相对分子质量分级如图6所示。由图6可见：在硝化与反硝化过程中SMPc的相对分子质量分布中主要以＞100 kDa的物质存在，反硝化过程中以乙酸为电子供体时，SMPc量较硝化状态时略微降低，而以甲醇时反硝化的污泥较硝化状态下时的SMPC质量浓度增加了3 mg/L。由图7可见：硝化污泥产生的SMPP质量浓度比反硝化污泥产生的低，这是由于SMPP在好氧条件下易于降解。高溶解氧浓度会增加絮体的形成，好氧条件下细菌的代谢对于保持强聚集力起到重要的作 用[12]。硝化污泥与反硝化污泥产生的SMPP的相对分子质量也是主要以＞100 kDa的物质存在。其中反硝化污泥产生的SMPP在相对分子质量＜1 kDa，1~10 kDa及＞100 kDa的物质较硝化污泥产生的SMPP均有所增加，其中＜1 kDa和＞100 kDa的物质增加了约2.5和3倍。甲醇为电子供体时，反硝化污泥产生的SMPP质量浓度较硝化污泥中的增加了1倍，乙酸增加约80%，乙醇居中。在高碱度下和在反硝化过程中的疏水性的蛋白质会引起在过滤试验当中的过滤阻力。Kelly等[13-14]的研究表明随着蛋白质贮存速度随着pH的增加会引起BSA的聚集速度，蛋白质的聚集对于蛋白质的污染起到重要的作用；初始通量的降低由于较大的BSA聚集体在膜表面的沉积，并会用作为膨胀蛋白质沉积的附着地。
图6 硝化与反硝化中溶解性微生物产物中糖类相对分子质量分级
Fig. 6 SMPC relative molecule mass fractionation in nitrification and denitrification conditions
图7 硝化与反硝化中溶解性微生物产物中蛋白质类相对分子质量分级
Fig. 7 SMPP relative molecule mass fractionation in nitrification and denitrification conditions
2.2.2 硝化与反硝化过程中EPS的变化
EPS对于絮体的形成及细胞间的疏水性，对于絮体的形成具有重要的作用。由图8可见：硝化与反硝化污泥产生的EPS的相对分子质量分布与SMP的不同。硝化污泥产生的EPS以双峰态存在，即以＞100 kDa和＜1 kDa的物质存在。而反硝化污泥产生的EPS的相对分子质量大多＞100 kDa，而且经过反硝化过程之后可以看到硝化污泥产生的EPS在＜1 kDa分布的物质均有所降低。
图9和图10所示分别为经过反硝化过程之后，EPSC和EPSP质量分数较硝化状态的污泥的均有所降低，这表明反硝化污泥产生的SS阻力会适当降低。这是由于EPS的质量分数直接影响着污泥当中SS的阻力。反硝化污泥产生的EPSC和EPSP中质量分数降低幅度最大的是以乙酸为电子供体时，分别降低了约23%和39%，然而，以甲醇时的降低幅度最小，分别为6%和26%。因此，在反硝化过程中以甲醇为电子供体当中对SS引起对滤饼层的阻力贡献最大。
红外吸收光谱可以反映在物质当中特定的化学键，相同的FT-IR谱图表明其在样品内化学物质的组成相同。硝化污泥与反硝化污泥产生的EPS质量分数虽然有所不同，但是由图11所示红外光谱图可知：硝化污泥与反硝化污泥产生的EPS在不同红外波长下具有相同的吸收峰，表明其在化学组成上一致，也表明引起滤饼层阻力的污染物质组成一致。具体而言硝化污泥与3种电子供体下产生的EPS在3 416 cm-1附近有1个较宽的吸收峰，这是由羟基官能团中O—H键伸缩导致；在1 654 cm-1是蛋白质二级结构，在1 082 cm-1处可以看到1个较宽的吸收峰，表明多糖类物质的存在，此外在指纹区的吸收峰也一致[15]。Miqueleto等[16]采用厌氧生物膜生物反应器用不同的碳源与碳氮比下考查EPS，发现碳源的种类对EPS的化学组成影响不大。
图8 硝化与反硝化中胞外聚合物相对分子质量分布
Fig. 8 EPS relative molecule mass fractionation in nitrification and denitrification conditions
图9 硝化与反硝化中胞外聚合物糖类相对分子质量分级
Fig. 9 EPSc relative molecule mass fractionation in nitrification and denitrification conditions
图10 硝化与反硝化中胞外聚合物蛋白类相对分子质量分级
Fig. 10 EPSp relative molecule mass fractionation in nitrification and denitrification conditions
图11 不同状态下污泥的胞外聚合物的红外光谱图
Fig. 11 FT-IR spectra of EPS produced from sludges in different conditions
2.3 硝化与反硝化过程膜污染特性评估
溶解性物质的MFI即MFISOL是膜孔内部的污染阻力的表征；固体颗粒物MFI即MFIss是膜过滤过程当中滤饼层阻力的表征。由图12可见：反硝化过程下MFI大于在硝化状态下的MFI，硝化状态下MFI为11.6×103 s/L2，MFISOL和MFIss约占MFI的50%左右。反硝化污泥的MFI远高于硝化污泥的MFI，在3种电子供体下MFISOL均高于硝化污泥的MFI，高碱度下和在反硝化过程中的疏水性的蛋白质会引起在过滤试验当中的过滤阻力。EPS与SMP当中相对分子质量的变化主要由于不同碳源影响了微生物群落结构和代谢过程，其中甲醇MFISOL最大，表示其反硝化的污泥产生的膜孔内部的污染阻力最大，乙醇的次之，乙酸的最小。即使反硝化过程后污泥粒径的降低有利于SS阻力的增大，反硝化污泥产生的EPS总量的降低以及EPSC和EPSP的RH的降低成为MFISS略微降低的主要因素。MFI整体增加主要源于MFISOL的增加，MFISOL的增加源于SMPP的增加，其中以甲醇为电子供体下增加最大，导致其污染阻力最大，加大在过滤试验的膜孔内部的堵塞。Ahmeda等[17]在考查不同碳源对连续流缺/厌氧-好氧膜生物反应器的影响时也发现乙酸为碳源时跨膜压差的稳定性要高于甲醇的稳定性。
图12 硝化与反硝化状态下污泥的修正污染指数
Fig. 12 Modified fouling indexes in nitrification and denitrification conditions
3 结论
(1) 反硝化3种电子供体下，使用乙酸时的反硝化速率(以VSS计)为13.8 mg/(g·h)，高于甲醇的3.4 mg/(g·h)，乙醇的10.2 mg/(g·h)，而且以乙酸为电子供体反硝化过程后污泥的MFI最小。
(2) 反硝化污泥相对于硝化污泥中SMP中蛋白质类物质的增多，成为导致MFISOL增大的主要因素，会增大污泥中溶解性物质在膜孔内部的堵塞，其中以甲醇为电子供体时的反硝化过程最为明显。
(3) 反硝化过程相对于硝化过程中EPS有所降低，以及EPSC和EPSP的相对疏水性的降低成为混合液中SS阻力降低的主要因素，硝化污泥与3种电子供体下反硝化产生的EPS的相对分子质量分布上稍有不同，但硝化与反硝化过程对EPS主要化学物质组并没有影响，不同电子供体下EPS的组成并没有发生变化。
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(编辑 杨幼平)
收稿日期：2012-06-07；修回日期：2012-09-14
基金项目：国家水体污染控制与治理科技重大专项(2008ZX07314-008)
通信作者：王朝朝(1985-)，男，河北邯郸人，博士研究生，从事膜法污水处理技术与应用；电话：13426212290；E-mail：W-Z-Z@163.com
