黨靖雯 ，馬宏瑞 ＊，朱超 ，徐芝芬 ，周姣 ，2

（1. 陜西科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，陜西 西安 710021；2. 桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣西 桂林 541004）

引言

制革含鉻有機廢水主要來源于主鞣、復(fù)鞣、染色和加脂階段，其過程中會加入以甲酸為代表的低分子有機酸類、以多酚為主的單寧類植物鞣劑、以羧基為主的丙烯酸類鞣劑等[1]，這類物質(zhì)會與鉻配位形成線性、網(wǎng)狀等穩(wěn)定性極強的有機物-鉻絡(luò)合體(OM-Cr)[2-3]。

制革廢水經(jīng)常規(guī)“物化＋生化”工藝處理后，生化尾水仍含有0.3～0.5 mg/L[4]的總鉻。研究表明，加堿沉淀后穩(wěn)定于水相的鉻主要以絡(luò)合態(tài)形式存在[5]，殘余Cr(III)通過羥基- 羧基鍵合形成低分子態(tài)配合物[6]。這部分有機絡(luò)合態(tài)鉻，會進入綜合廢水處理階段[7]，在生化處理時吸附在活性污泥中[8]。

活性污泥的胞外聚合物（EPS）主要組分為蛋白質(zhì)、多糖、脂類等[9-10]，因含有親水和疏水基團使其可通過靜電相互作用和離子交換作用吸附重金屬離子[11]，同時EPS 上的羧基、羥基等基團也可與金屬離子形成配合物[12-13]。制革廢水生化處理過程中EPS 與Cr(III)的相互作用并非是單一對離子態(tài)鉻的吸附[14]，可能存在低分子酸絡(luò)合態(tài)Cr(III)與EPS 的競爭絡(luò)合作用[15]。目前有關(guān)制革廢水中絡(luò)合態(tài)Cr(III)與活性污泥EPS 的相互作用及其穩(wěn)定性的研究報道較少，由此導(dǎo)致鉻達標(biāo)不穩(wěn)定的原因尚不清晰。

本文對制革廢水生化處理中活性污泥吸附廢水中的鉻進行了模擬，以此為案例，通過探究活性污泥對含鉻有機廢水的吸附過程，對比分析吸附前后有機物與Cr 的協(xié)同分布特征，分析活性污泥EPS 吸附前后Cr(III)在各結(jié)構(gòu)層的分布量及各組分變化，結(jié)合吸附前后的傅里葉紅外光譜儀（FT-IR）、三維熒光光譜（3D-EEM）測試，進一步分析生化破絡(luò)過程，識別污泥相中的Cr(III)穩(wěn)定化程度，以期為制革廢水鉻排放總量控制及深度處理提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

制革復(fù)鞣染色段廢水取自江蘇省某制革企業(yè)現(xiàn)場的復(fù)鞣染色段廢水，其主要污染物指標(biāo)見表1，活性污泥取自西安市第五污水處理廠二沉池，曝氣10 min 作為初始吸附樣品。

表1 某制革企業(yè)染整廢水的基本性質(zhì)Tab. 1 Basic properties of post-tanning wastewater of tannery

所用主要試劑考馬斯亮藍試劑、蒽酮等購于上海瑞楚生物科技有限公司，陽離子交換樹脂購于上海開平樹脂有限公司，微孔濾膜為醋酸纖維素濾膜、超濾膜為聚醚砜（PES）均購買自上海摩速科學(xué)器材有限公司。

1.2 實驗方法

1.2.1 生化處理前后廢水中有機物與Cr 的去除及粒徑分布特征

取企業(yè)污水站好氧生化池活性污泥靜止沉淀，置于1.5 m3模擬生化反應(yīng)器（長×寬×高=1.8 m×1 m×1 m）中，確保污泥沉降體積（Sludge Settling Velocity 30 min,SV30）=50%。取車間含鉻染色廢水調(diào)節(jié)其pH 至8.5～9.5，調(diào)節(jié)進水流速進入反應(yīng)器，水力停留時間（HRT）= 24 h 監(jiān)測出水化學(xué)需氧量（COD）和總鉻。分別進行6 個批次的實驗，實驗周期總計144 h，24 h 處理后水樣進行濾膜過濾，微濾膜孔徑分別為0.45、0.22 和0.1 μm，超濾膜采用截留相對分子質(zhì)量為1～50 kDa 的濾膜，詳細方法參見文獻[16]，測定不同濾液中總鉻、總有機碳（TOC）和總氮（TN）含量。對第6 批次實驗每隔2 h 取樣，直到吸附時間達16 h，監(jiān)測COD 和Cr(III)隨時間的變化趨勢。

1.2.2 活性污泥對廢水中鉻的吸附及其在污泥EPS結(jié)構(gòu)層的分布

取適量活性污泥與染色水混合為污泥濃度沉降比（SV30）=50%，曝氣吸附2 h，待活性污泥沉降至泥水比為1∶1 時，測其上清液中COD 和Cr，置去上清液，控制泥水比為1∶1 繼續(xù)加入染色水，吸附第2 次，待活性污泥沉降至泥水比為1∶1 時，測其上清液中COD 和Cr，以此類推，共進行5 次吸附實驗，測其上清液COD 和總Cr。

取生化曝氣144 h 后的活性污泥進行分離提取可溶性 EPS （S-EPS）、松散型結(jié)合態(tài) EPS（LB-EPS）和緊密型結(jié)合態(tài) EPS（TB-EPS），測定并分析各結(jié)構(gòu)層EPS 提取液中的Cr 濃度及EPS 組分的含量變化。采取改良熱提取法[17]對EPS 進行提取預(yù)處理，控制溫度≤80 ℃，加熱時間≤60 min；采用“差速離心法+陽離子交換樹脂法”提取好 氧 活 性 污 泥 S-EPS、 總 EPS、TB-EPS 與LB-EPS，該方法對鉻在EPS 各結(jié)構(gòu)層的分布造成的影響較小[18-19]。

1.3 分析方法

總鉻采用高錳酸鉀氧化-二苯碳酰二肼分光光度法（GB/T 7466-1987）測定；多糖（PS）采用蒽酮- 硫酸法測定；蛋白質(zhì)（PN）采用考馬斯亮藍法測定；TN 采用堿性過硫酸鉀紫外分光光度法（HJ 636-2012）；pH 采用 pH 計測定；COD 采用 COD 快速測定儀（5B-3F 北京連華）測定。

采用 TOC 分析儀（Liqui TOC II，德國 Elementar）測定溶解性有機碳（DOC）濃度，傅里葉變換紅外光譜儀（FI-TR，Vertex 70 德國 Bruker）分析反應(yīng)前后官能團變化，3D-EEM（愛丁堡FS5，英國Edinburghinstrume）測定采用150 W 氙燈作為穩(wěn)態(tài)光源；PMT 電壓為 400 V；發(fā)射波長（Em）：225～550 nm；激發(fā)波長（Ex）：220～500 nm；狹縫寬度 3.2 nm；帶通Em 為 1 nm，Ex 為 5 nm；響應(yīng)時間 0.1 s，將水樣統(tǒng)一稀釋10 倍，以超純水為空白樣。

2 結(jié)果與討論

2.1 好氧生化處理對含鉻有機廢水COD 和Cr(III)的去除過程

圖1 為好氧曝氣24 h對不同批次廢水中COD和Cr(III)的去除情況。由圖可知，進水水質(zhì)波動較大，HRT 為 24 h 時，COD 的質(zhì)量濃度達 2407～777 mg/L，Cr(III)質(zhì)量濃度達 30.0～5.6 mg/L。COD 和 Cr(III)的去除率分別達38.6%～56.85%和60.3%～69.2%，即使如此，生化尾水中Cr(III)質(zhì)量濃度仍然有5～10 mg/L。

圖1 不同批次廢水好氧生化24 h 處理前后COD 和Cr(III)的削減效果Fig.1 Reduction effect of COD and Cr(III) before and after 24 h aerobic biochemical treatment in different batches of wastewater

圖2 分別表示含鉻有機廢水原水和活性污泥吸附24 h 后廢水上清液中TOC、TN 和 Cr(III)尺寸分布。本研究主要關(guān)注溶解性Cr(III)，后續(xù)主要分析小于450 nm 的部分。由圖2(a)可知，原水中TOC 集中在大于450 nm 顆粒態(tài)有機物和小于8 nm 的溶解態(tài)有機物，分別占總TOC 的26.56%和48.67%；Cr(III)集中在 2～3 nm 和小于 2 nm 的溶解態(tài)，分別占Cr(III)的 14.3%和 72.4%；TN 分布與TOC 類似，分別占總TN 的30.98%和51.59%，說明原水中含有大量有機絡(luò)合態(tài)鉻。由圖2(b)可知，經(jīng)24 h 生化處理后的水樣，小于8 nm 的溶解態(tài)有機物TOC 削減率達到 77.71%，C/N 比由原水的 7.00～20.9 降至4.2～5.7；Cr(III)的分布與原水樣相似，集中在小于5 nm 的部分，削減率達到68.55%，與圖2(a)相比，大于450 nm 部分無不溶性含Cr(III)物質(zhì)，各級區(qū)域內(nèi)Cr(III)含量均降低且低于5 mg/L，說明活性污泥將不溶性含Cr (III) 物質(zhì)完全吸附；Cr (III)、TN 與TOC 的分布類似，說明絡(luò)合態(tài)鉻部分被吸附，經(jīng)過吸附礦化后上清液中殘留的少量Cr(III)為有機絡(luò)合態(tài)鉻。

圖2 生化處理前后水樣中Cr(III)、TN 和TOC 的尺寸分布占比(a：原水；b：24 h 生化后)Fig.2 Size distribution ratios of Cr(III), TN and TOC in wastewater samples before and after biochemical treatment (a: raw water; b: 24 h treatment sample)

圖3 為好氧活性污泥對廢水中COD 和鉻的吸附測定結(jié)果，COD 和Cr (III) 的去除率分別達46.7%～52.2%和 77.3%～83.4%，廢水中的 Cr(III)的質(zhì)量濃度從57.7 mg/L 降至10 mg/L 以下。持續(xù)16 h后，COD 濃度無明顯變化，活性污泥對Cr(III)持續(xù)性吸附且Cr(III)質(zhì)量濃度降至3 mg/L 后保持穩(wěn)定，去除率達94.8%，多次重復(fù)實驗效果基本一致。

圖3 好氧活性污泥對廢水中COD 和鉻的吸附（a：單次；b：多次）Fig.3 Adsorption of COD and chromium in wastewater by aerobic activated sludge (a: single; b: multiple)

為進一步確認活性污泥對鉻的持續(xù)性吸附能力，實驗采用吸附后的活性污泥對原水進行多次吸附，結(jié)果如圖3 所示。由圖3(b)可知，活性污泥1 次吸附后COD 降到910 mg/L，從第2 次吸附起，COD濃度保持在1100 mg/L 左右，削減率不足15%，隨吸附次數(shù)增加，COD 濃度逐步接近原水濃度值，活性污泥對COD 的吸附基本達到飽和；從廢水中Cr(III)的濃度削減變化來看，每一次吸附，Cr(III)均持續(xù)性降低，鉻的質(zhì)量濃度均從原水57.7 mg/L 降低到10 mg/L 以下，且每次吸附后鉻的濃度波動變化不大，說明在一定范圍內(nèi)，活性污泥對Cr(III)可以持續(xù)吸附。好氧活性污泥在2 h 內(nèi)可對COD 和Cr(III)發(fā)生同步吸附。

Ryszard 等[20]提出，活性污泥吸附重金屬有機配體時生物細胞分泌的胞外聚合物與有機配體中的有機物競爭時占優(yōu)勢，推測隨時間增長活性污泥降解COD，有機絡(luò)合態(tài)鉻破穩(wěn)，釋放出有機絡(luò)合態(tài)中的鉻離子被活性污泥吸附。

2.2 重金屬鉻對活性污泥EPS 組分的影響

2.2.1 活性污泥EPS 結(jié)構(gòu)層中重金屬鉻分布量

圖4 為活性污泥連續(xù)24 h 暴露在了不同濃度的 Cr(III)中，鉻在各結(jié)構(gòu)層 EPS，S-EPS、LB-EPS 和TB-EPS 中的分布情況。當(dāng)Cr(III)質(zhì)量濃度為5 mg/L時，TB-EPS、LB-EPS 和 S-EPS 提取液中鉻質(zhì)量濃度分別為 0.08、0.08 和 0.038 mg/L；當(dāng) Cr(III)質(zhì)量濃度為 30 mg/L 時，TB-EPS、LB-EPS 和 S-EPS 提取液中鉻質(zhì)量濃度分別為0.174、0.196 和0.101 mg/L。由此可得，活性污泥暴露在不同濃度的鉻下，各組分EPS中的鉻分布呈相似規(guī)律，其較多分布在 TB-EPS 和LB-EPS 中且鉻含量相當(dāng)，S-EPS 中較少。各結(jié)構(gòu)層EPS 理論和實際EPS 測量值的差值在±0.0038～0.015 mg/L 范圍內(nèi)，猜測有少部分鉻進入細胞內(nèi)，吸附在污泥EPS 上的絡(luò)合態(tài)Cr(III)會重新分布、絡(luò)合。

圖4 Cr(III)在EPS 各結(jié)構(gòu)層的分布情況Fig. 4 Distribution of Cr(III) in each structural layer of EPS

2.2.2 各結(jié)構(gòu)層EPS 中多糖、蛋白質(zhì)含量

圖5 為活性污泥暴露在不同質(zhì)量濃度Cr(III)的染色水中，各結(jié)構(gòu)層EPS 中蛋白質(zhì)和多糖的質(zhì)量濃度5 mg/L 和30 mg/L 鉻暴露下，EPS 質(zhì)量濃度分別為 93.17 mg/L 和 73.91 mg/L，S-EPS 和 LB-EPS 中多糖為主要組分，蛋白質(zhì)未檢出。5 mg/L 鉻暴露條件下，TB-EPS 中蛋白質(zhì)為主要成分，質(zhì)量濃度為19.18 mg/L。30 mg/L 鉻暴露條件下，TB-EPS 中多糖質(zhì)量濃度為9.93 mg/L，蛋白質(zhì)含量為8.2 mg/L。

圖5 不同質(zhì)量濃度Cr(III)暴露下EPS 各結(jié)構(gòu)層組分變化(a：組分質(zhì)量濃度；b：組分占比)Fig. 5 Composition changes of EPS structural layers under exposure to different mass concentrations of Cr(III) (a: component mass concentration; b: component proportion)

綜上可知，低濃度鉻刺激污泥中微生物細胞分泌EPS，各結(jié)構(gòu)層EPS 蛋白、多糖含量均升高，高濃度鉻抑制微生物EPS 分泌，多糖含量減少量較顯著，TB-EPS 中多糖含量隨Cr(III)濃度的增大而升高。

2.3 吸附前后活性污泥EPS 光譜分析

2.3.1 三維熒光光譜分析

根據(jù)Wang[21]的研究，EPS 提取物中各種溶解性有機物的三維熒光光譜出峰位置可劃分5 個區(qū)域，Ⅰ：Ex為 350～440 nm，Em為 430～510 nm；Ⅱ：Ex為 310～360 nm，Em為 370～450 nm；III：Ex為 260～290 nm，Em為 300～320 nm； Ⅳ ：Ex為 230～290 nm，Em為320～350 nm；Ⅴ：Ex為 240～270 nm，Em為 370～440 nm。其中I 為類腐殖酸峰，III 和Ⅳ分別為類酪氨酸峰和類色氨酸峰，II、Ⅴ為類富里酸峰。

圖6 和圖7 表示活性污泥LB-EPS 和TB-EPS吸附鉻前后的三維熒光光譜情況。由圖可知，LB-EPS 含有四個熒光峰，峰A(Ex/Em=340/440)為類腐 殖 酸 峰 ， 峰 B (Ex/Em=290/330) 和 峰 D(Ex/Em=230/340)為類色氨酸峰， 峰 C(Ex/Em=240/430)為類富里酸峰。TB-EPS含有五個熒光峰，峰A (Ex/Em=340/440)為類腐殖酸峰，峰B(Ex/Em=310/370)和峰C (Ex/Em=260/370)為類富里酸峰，峰D(Ex/Em=260/310)為類酪氨酸峰， 峰 E(Ex/Em=240/310)為類色氨酸峰。

圖6 LB-EPS 吸附鉻前后三維熒光光譜圖(a：吸附前；b：吸附后)Fig. 6 3D-EEM spectra of LB-EPS after chromium adsorption (a: before; b: after)

圖7 TB-EPS 吸附鉻前后三維熒光光譜圖(a：吸附前；b：吸附后)Fig.7 3D-EEM spectra of TB-EPS after chromium adsorption (a: before; b: after)

LB-EPS 和TBEPS 中組份及含量存在顯著差異，對比吸附鉻前后圖可知，LB-EPS 中 峰 A 類腐殖酸區(qū)域、峰B 類色氨酸區(qū)域和峰C 類富里酸區(qū)域，反應(yīng)后熒光強度明顯降低；TB-EPS 中峰A類腐殖酸區(qū)域、峰C 類富里酸區(qū)域、峰D 類酪氨酸區(qū)域和峰E 類色氨酸區(qū)域，反應(yīng)后熒光強度明顯降低，說明鉻與EPS 中的物質(zhì)發(fā)生相互作用，導(dǎo)致熒光猝滅現(xiàn)象。

2.3.2 紅外光譜分析

由圖 8 (a) 可知，LB-EPS 吸附 Cr(III)后位于 3442 cm-1、1631 cm-1酰胺Ⅰ峰發(fā)生偏移。說明鉻與多糖表面的O-H 鍵發(fā)生絡(luò)合，大部分羥基及酰胺基團與Cr(III)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)。圖8(b)可知，TB-EPS 吸附Cr(III)后位于1631 cm-1處和1127 cm-1處峰發(fā)生偏移，位于3439 cm-1羥基吸收峰減弱，TB-EPS 上的 -OH、C-O-C 及C-OH 代表的多糖核酸類、-COOH 為Cr(III)提供了吸附位點。吸附后，譜圖新增處于1589 cm-1酰胺Ⅱ譜峰，處于1410 cm-1含羧基碳氫化合物譜峰，這可能是由于微生物在重金屬鉻的脅迫下產(chǎn)生含蛋白質(zhì)和羧基碳氫化合物[22-23]。進一步說明活性污泥與Cr(III)不是只發(fā)生離子交換吸附而是Cr(III)與EPS發(fā)生配位作用。

圖8 EPS 吸附不同濃度重金屬鉻后的 FI-TR 圖（a：LB-EPS；b：TB-EPS）Fig. 8 FI-TR spectra of EPS after adsorption of different concentrations of heavy metal chromium(a: LB-EPS; b: TB-EPS)

3 結(jié)論

（1）制革含鉻有機廢水經(jīng)生化處理前后上清液有機絡(luò)合態(tài)鉻的分子粒徑集中分布在大于450 nm、2～3 nm 和小于 2 nm 三個區(qū)域，小于 8 nm 的區(qū)域有機物去除率達77.71%，小于5 nm 的區(qū)域Cr(III)去除率達68.55%，活性污泥將不溶性含Cr(III)物質(zhì)完全吸附，絡(luò)合態(tài)鉻部分被吸附，吸附后殘留少量有機絡(luò)合態(tài)鉻。

（2）好氧活性污泥在2 h 內(nèi)對COD 和Cr(III)同步吸附，活性污泥多次吸附后COD 去除率不足15%，Cr(III)去除率達92.5%，隨吸附次數(shù)增加，活性污泥對COD 的吸附基本達到飽和，對Cr(III)可以持續(xù)吸附。

（3）附著于污泥表面的Cr(III)逐步進入EPS，少量進入微生物內(nèi)部。低濃度Cr(III)促進微生物細胞分泌EPS，各結(jié)構(gòu)層EPS 蛋白、多糖含量均升高；高濃度Cr(III)抑制微生物細胞分泌EPS，多糖含量顯著減少。鉻較多分布在TB-EPS 和LB-EPS 中且含量相當(dāng)。結(jié)合光譜分析結(jié)果，TB-EPS 上的-OH、C-O-C 及C-OH 代表的多糖核酸類、-COOH 為Cr(III)提供吸附位點。Cr(III)刺激活性污泥中微生物產(chǎn)生酰胺Ⅱ類蛋白質(zhì)，使EPS 的蛋白質(zhì)含量增長，活性污泥與Cr(III)不是只發(fā)生離子交換吸附而是Cr(III)與EPS 發(fā)生配位作用。