郭 婷，董怡然，李 想，呂錫武

(東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院，江蘇南京 210096)

近年來，隨著礦物質(zhì)開采和加工業(yè)的迅速發(fā)展，水體重金屬污染也越來越受到人們的關(guān)注。重金屬污染具有持久性、劇毒性、積累與放大性等特點，不僅污染水環(huán)境，也嚴重危害了人類及其他各級生物的生存[1-2]。在采用活性污泥法處理污水的過程中，微量重金屬是微生物生命活動所需的營養(yǎng)物質(zhì)，是生物酶活性的輔助因子，如銅、鋅、鐵、鎳、鈷等。然而，對于大多數(shù)微生物而言，當重金屬離子質(zhì)量濃度達到一定量(mg/L級)的水平時，會產(chǎn)生抑制作用，降低微生物生長速率和活性，削弱其降解有機物和脫氮除磷的能力，甚至導(dǎo)致死亡[3-6]。

相比于傳統(tǒng)脫氮除磷工藝，雙污泥工藝基于反硝化聚磷菌在缺氧條件下以硝酸鹽為電子受體，同時進行反硝化和過量吸磷，將反硝化聚磷菌和硝化菌獨立分置于兩個反應(yīng)器內(nèi)，通過交換上清液達到脫氮除磷的目的，能有效解決傳統(tǒng)工藝中存在的碳源供求、泥齡控制、溶氧競爭等方面的矛盾，具有能耗低、節(jié)約碳源、污泥產(chǎn)量小等優(yōu)點[16-17]。為此，本試驗在培養(yǎng)馴化好的雙污泥系統(tǒng)中，研究了Cd2+、Cu2+和Zn2+存在下雙污泥系統(tǒng)對碳、氮、磷去除效果的變化。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

本試驗使用的污泥取自無錫新區(qū)污水處理廠。試驗用水為實驗室人工配水，所用藥劑為無水乙酸鈉、葡萄糖、尿素、磷酸二氫鉀、硫酸銨、硝酸鉀、碳酸鈉、氯化鋅、硝酸鎘、硝酸銅，配制CODCr含量為270～295 mg/L，氨氮含量為35～50 mg/L，TN含量為35～50 mg/L，總磷(TP)含量為5～7 mg/L。

1.2 試驗方法

試驗采用的裝置為雙污泥反硝化脫氮除磷系統(tǒng)，工藝流程如圖1所示，主要包含的構(gòu)筑物有厭氧池(75 L)、厭氧沉淀池(72 L)、硝化池(120 L)、硝化沉淀池(72 L)、缺氧池(75 L)、后置曝氣池(36 L)、終沉池(72 L)，均為PVC材質(zhì)。進水流量為15 L/h，經(jīng)蠕動泵提升進入?yún)捬醭?，厭氧池及缺氧池含攪拌器使泥水充分混合，硝化池及后置曝氣池中置入曝氣頭，外置風(fēng)機送風(fēng)進行曝氣。各階段水力停留時間分別為厭氧段3.0 h、厭氧沉淀0.6 h、硝化段5.5 h、硝化沉淀0.6 h、缺氧段3.0 h、后置曝氣0.5 h、最終沉淀2.5 h。污泥回流比和超越污泥回流比為0.3，硝化污泥回流比為0.5。試驗期間污泥質(zhì)量濃度控制在2.5～3.5 g/L，污泥齡控制在10～15 d。

圖1 雙污泥系統(tǒng)反硝化除磷工藝Fig.1 Process of Denitrifying Phosphorus Removal in Dual-Sludge System

在3組反應(yīng)器運行穩(wěn)定且狀態(tài)一致后，將1#反應(yīng)器設(shè)為Cd2+沖擊組，2#反應(yīng)器設(shè)為Cu2+沖擊組，3#反應(yīng)器設(shè)為Zn2+沖擊組。

1.3 試驗儀器及分析方法

試驗儀器：紫外分光光度計(UV 9100B)、溶解氧儀(YSI 200，美國)、COD測試儀(DR 3900)、等離子體發(fā)射光譜儀(Optima 8000，美國)等。各項監(jiān)測指標及檢測方法如表1所示。

表1 試驗分析項目及檢測方法Tab.1 Analysis Items and Determination Methods

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬短期沖擊對雙污泥系統(tǒng)的影響

圖2 Cd2+短期沖擊對反應(yīng)器出水水質(zhì)的影響Fig.2 Impact of Short-Term Shock of Cd2+ on Effluent Quality of Reactor

圖3 Cu2+短期沖擊對反應(yīng)器出水水質(zhì)的影響Fig.3 Impact of Short-Term Shock of Cu2+ on Effluent Quality of Reactor

圖4 Zn2+短期沖擊對反應(yīng)器出水水質(zhì)的影響Fig.4 Impact of Short-Term Shock of Zn2+ on Effluent Quality of Reactor

2.2 重金屬長期沖擊對雙污泥系統(tǒng)的影響

2.2.1 Cd2+、Cu2+、Zn2+長期沖擊對系統(tǒng)氨氮處理效果的影響

投加重金屬離子后30 d內(nèi)系統(tǒng)出水氨氮濃度變化如圖5所示。3種重金屬沖擊前期，出水氨氮濃度均有不同程度的上升，上升幅度為Cd2+>Zn2+>Cu2+，這與重金屬高濃度短期沖擊的試驗結(jié)果一致。第6 d后，各組出水氨氮濃度逐漸穩(wěn)定，說明系統(tǒng)中微生物對沖擊重金屬逐漸產(chǎn)生適應(yīng)能力。隨著重金屬的持續(xù)沖擊，各組中出水氨氮質(zhì)量濃度再次上升，其中Cd2+和Cu2+沖擊組均在第16 d達到最大值，分別為21.70 mg/L和24.00 mg/L，Zn2+沖擊組在第14 d達到最大值，為12.40 mg/L，說明重金屬的長期沖擊和積累嚴重抑制了系統(tǒng)中微生物的活性和自我調(diào)節(jié)能力。隨后各組出水氨氮質(zhì)量濃度小幅度下降，最終Cd2+組、Cu2+組、Zn2+組分別穩(wěn)定在17、21、10 mg/L左右，因此，3種重金屬對硝化菌的累積毒性和抑制作用關(guān)系為Cu2+>Cd2+>Zn2+。

2.2.3 Cd2+、Cu2+、Zn2+長期沖擊對系統(tǒng)CODCr處理效果的影響

投加重金屬離子后30 d內(nèi)系統(tǒng)出水CODCr濃度變化如圖7所示。Cu2+沖擊第2 d時，出水CODCr濃度略有上升，第4 d時，出水CODCr質(zhì)量濃度急劇上升至41.39 mg/L，隨后系統(tǒng)經(jīng)歷了對Cu2+沖擊的適應(yīng)期，出水CODCr濃度逐漸有所降低。但長期的Cu2+沖擊超出了系統(tǒng)的自我修復(fù)和調(diào)節(jié)能力，在第20 d時出水CODCr質(zhì)量濃度再次升高，至最高值47.25 mg/L，之后再次下降，最終穩(wěn)定在38 mg/L左右，說明系統(tǒng)對Cu2+沖擊有了一定的適應(yīng)能力。Cd2+沖擊后系統(tǒng)的出水CODCr濃度呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，第10 d時出水CODCr質(zhì)量濃度達到最高值32.49 mg/L，沖擊后期重新降低到27 mg/L左右。Zn2+沖擊后系統(tǒng)出水CODCr濃度與對照組相比變化并不明顯，整體趨勢大致相同，說明Zn2+對系統(tǒng)CODCr處理效果的影響并不明顯。

由圖7可知，在Cd2+、Cu2+、Zn2+的長期沖擊下，系統(tǒng)出水CODCr濃度均有所升高，說明微生物及相關(guān)酶的活性以及降解有機物的能力均受到不同程度的抑制作用。3種重金屬離子對系統(tǒng)CODCr處理效果的影響程度為Cu2+>Cd2+>Zn2+，這與高濃度短期沖擊試驗結(jié)果一致。

圖7 重金屬長期沖擊對系統(tǒng)出水CODCr質(zhì)量濃度的影響Fig.7 Impact of Long-Term Shock of Heavy Metals on CODCr Mass Concentration in Effluent

2.2.4 重金屬長期沖擊對各單元水質(zhì)處理的影響

圖8顯示了重金屬長期沖擊末期各反應(yīng)單元出水水質(zhì)的變化情況。

圖8 各反應(yīng)單元沿程水質(zhì)變化曲線Fig.8 Curve of Water Quality Variation along Reaction Units

最后污水經(jīng)過后置曝氣池，進一步降解CODCr，去除少量氨氮和磷，但重金屬沖擊對后置曝氣池內(nèi)微生物沒有明顯作用。

3 結(jié)論

(2)重金屬長期沖擊時，3種重金屬對硝化菌的累積毒性和抑制作用關(guān)系為Cu2+>Cd2+>Zn2+，對反硝化聚磷菌的聚磷作用抑制關(guān)系為Cu2+>Cd2+>Zn2+，對系統(tǒng)CODCr處理效果的影響程度為Cu2+>Cd2+>Zn2+。

(3)3種重金屬主要通過抑制缺氧池中的反硝化聚磷作用、硝化池中的硝化作用和異養(yǎng)微生物降解CODCr的作用來抑制雙污泥系統(tǒng)的處理效能。相比于重金屬對系統(tǒng)氮磷去除效果的抑制作用，CODCr去除率受到的影響則較小。