1 引言
截至2014年3月底，全國累計建成城鎮(zhèn)污水處理廠3622座，污水處理能力達到1.53億m3 · d-1，其中，含水率80%污泥的年產生量近4000萬t.與傳統(tǒng)污泥調理方式相比，生物瀝浸不僅能去除污泥中的重金屬、病原菌和惡臭、而且不需額外添加絮凝劑就能使污泥機械脫水后的含水量降至60%以下.2010年以來，生物瀝浸技術逐漸走向工程化應用，但目前關于生物瀝浸提高污泥脫水性能的機制尚不十分清楚.近年來，人們對生物瀝浸提高污泥脫水性能的研究主要集中在pH下降導致的酸化效應、Fe3+的絮凝作用上，但其仍不足以完全闡明生物瀝浸提高污泥脫水性能的機理.因為在沒有生物瀝浸微生物參與時，通過化學方法調節(jié)相同的酸度和Fe3+濃度，且其他條件完全一致的情況下，污泥脫水性能遠沒有生物瀝浸處理的效果好.
污泥中結合水含量是表征污泥可脫水程度的重要指標，其相對自由水而言需要消耗較多的能量才能去除，因此，結合水是限制污泥脫水的直接因素.但污泥中的結合水主要來源于胞外聚合物(EPS)束縛的結合水和微生物細胞束縛的細胞內結合水，因此，我們推測微生物菌群和EPS對污泥的脫水起著關鍵作用.雖然有不少學者對EPS在污泥脫水和絮凝沉降方面做了大量研究，但這些研究結果往往是矛盾的.例如，Chen和Neyens研究發(fā)現(xiàn)，污泥中過多的EPS是不利于污泥脫水的，但和Jin卻都發(fā)現(xiàn)EPS有利于污泥脫水.同時，在污泥生物瀝浸過程中，化能自養(yǎng)的硫桿菌和異養(yǎng)微生物菌群的數(shù)量變化，以及EPS的變化及其與污泥脫水性能的相互關系至今仍鮮見報道.為此，本研究試圖從微生物菌群數(shù)量變化及胞外聚合物(EPS)角度揭示生物瀝浸提高污泥脫水性能的深層機理，同時，通過考察剝離EPS后對污泥脫水性能的影響來進一步驗證EPS在生物瀝浸促進污泥脫水中的作用.
2 材料與方法
2.1 供試污泥
供試污泥為取自無錫太湖新城污水處理廠的濃縮池污泥，采集后立刻測定污泥pH、含固率、有機質含量和污泥比阻，其基本理化性質如下：pH=7.36，含固率為3.42%，有機質含量為51.87%，污泥比阻為9.67×1012 m · kg-1.采集的污泥保存于4 ℃冰箱中，待用.
2.2 污泥生物瀝浸酸化接種液的制備
接種物的制備：按參考文獻方法進行，將本研究組以前分離的嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌Acidithiobacillus ferrooxidans LX5(A. ferrooxidans LX5)和氧化硫硫桿菌Acidithobacillus thiooxidans TS6(A. thiooxidans TS6)純菌株分別接種到150 mL的SM液體培養(yǎng)基和改進型9K液體培養(yǎng)基中，置于28 ℃往復式搖床(180 r · min-1)中擴大培養(yǎng)，直至菌體細胞數(shù)量達約108 cells · mL-1，保存?zhèn)溆?然后在500 mL的三角瓶中加入75 mL A. ferrooxidans LX5、75 mL A. thiooxidans TS6和150 mL原始污泥，置于28 ℃往復式搖床(180 r · min-1)中馴化培養(yǎng)，直至pH降到2.00，重復2次，得到的酸化污泥即為經過馴化后的用于生物瀝浸試驗的接種液.
2.3 城市污泥生物瀝浸試驗
在一系列含有270 mL原始污泥的500 mL三角瓶中，根據(jù)供試污泥體積量按10 g · L-1添加微生物復合營養(yǎng)劑(主要含N、P、Ca、Mg、S、Fe、Si、有機酸、維生素等)，并接種30 mL上述酸化接種液作為生物瀝浸處理，微生物復合營養(yǎng)劑的配置參考文獻;以只加入30 mL與酸化接種液同pH的污泥作為對照處理.每種處理均設置3個重復，置于28 ℃、180 r · min-1往復式搖床中培養(yǎng)，分別在第0、1、2、3、4、5、6 d時取樣測定污泥pH、異養(yǎng)菌數(shù)量、A. ferrooxidans LX5數(shù)量、A. thiooxidans TS6數(shù)量、胞外聚合物(EPS)、結合水和比阻(SRF)的變化.
2.4 剝離污泥EPS后對污泥脫水性能的影響
取原始污泥采用高速離心法剝離其中的EPS后，離心泥餅采用去離子水重新懸浮至原體積，混合均勻后測定去除EPS污泥的脫水性能(T4).同時，為了評估高速離心本身對污泥脫水性能的影響，使經過離心后的污泥餅和含有EPS的離心上清液重新混合均勻后測定污泥的脫水性能(T3).最后同原始污泥(T1)和生物瀝浸2 d后的污泥(T2)進行脫水性能比較，以此來驗證EPS含量減少是否為生物瀝浸提高脫水性能的一個重要因素.
2.5 測定方法
采用pHS-3C型精密pH計測定溶液pH值;污泥EPS采用高速離心法(14000 g，4 ℃，20 min)提取與剝離，離心上清液采用3500 Pa的半透膜透析3 d(換5次去離子水)以去掉雜質和小分子物質，采用TOC測定儀(TOC-5000)測定EPS的含量;污泥結合水采用膨脹計法測定，膨脹指示劑為二甲苯，膨脹溫度為-20 ℃;污泥比阻采用布氏漏斗法測定;菌密度采用平板培養(yǎng)法測定，其中，污泥中異養(yǎng)菌數(shù)量采用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基平板在28 ℃培養(yǎng)2 d后計數(shù)，A. ferrooxidans LX5和A. thiooxidans TS6數(shù)量采用雙層平板法計數(shù).
2.6 統(tǒng)計分析
采用Microsoft Excel 2010軟件進行數(shù)據(jù)整理，并用SAS 9.2軟件對整理的數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析.在方差分析后采用Student-Newman-Keuls(SNK)方法進行多重比較，標有相同字母的表示在0.05水平下沒有顯著性差異.
3 結果與討論
3.1 生物瀝浸中硫桿菌的大量生長對污泥中異養(yǎng)菌和EPS的影響
生物瀝浸中使用的嗜酸性氧化亞鐵硫桿菌(A. ferrooxidans LX5)和嗜酸性氧化硫硫桿菌(A. thiooxidans TS6)均是化能自養(yǎng)微生物，其在生物瀝浸污泥中的變化如圖 1a所示.A. ferrooxidans LX5數(shù)量在生物瀝浸處理的前2 d由初始的2.21×106 CFU · mL-1顯著增加到4.78×108 CFU · mL-1，其后基本保持穩(wěn)定;而A. thiooxidans TS6數(shù)量在生物瀝浸處理1 d后開始顯著增加，由第1 d的2.56×106 CFU · mL-1顯著增加到第6 d的7.22×108 CFU · mL-1.這可能是由于A. thiooxidans TS6在氧化營養(yǎng)劑中的硫單質前先要降低硫單質的疏水性，這就導致了其數(shù)量的增長滯后于A. ferrooxidans LX5數(shù)量的增長.A. ferrooxidans LX5和A. thiooxidans TS6通過利用介質營養(yǎng)物大量增殖使污泥的pH顯著下降，生物瀝浸污泥pH從第0 d的4.62顯著下降至第4 d的1.97，其后基本穩(wěn)定在2左右，而原始污泥pH下降較為緩慢，僅由第0 d的6.61下降至第2 d的5.02，其后基本穩(wěn)定在5左右(圖 1b).外界pH的變化會導致污泥中固有異養(yǎng)微生物數(shù)量的變化，如圖 1c所示，原始污泥中的異養(yǎng)菌數(shù)量由初始的2.87×108 CFU · mL-1顯著下降至第2 d的7.06×107 CFU · mL-1，其后基本保持穩(wěn)定. 而生物瀝浸處理中，異養(yǎng)菌數(shù)量的下降尤為劇烈，從初始的2.65×108 CFU · mL-1顯著下降至第2 d的8.20×106 CFU · mL-1，其后基本保持穩(wěn)定.可見，生物瀝浸處理后污泥中的微生物菌群數(shù)量發(fā)生了顯著的變化，具體表現(xiàn)為A. ferrooxidans LX5和A. thiooxidans TS6數(shù)量顯著增加和異養(yǎng)微生物數(shù)量顯著減少.
圖 1 生物瀝浸處理中污泥中氧化亞鐵硫桿菌和氧化硫硫桿菌數(shù)量(a)、污泥pH(b)及污泥中異養(yǎng)菌數(shù)量(c)隨反應時間的變化
污泥中胞外聚合物(EPS)主要來源于微生物細胞的分泌和破裂釋放的內含物.而在生物瀝浸過程中由于pH的劇烈變化，導致了生物瀝浸污泥中微生物菌群的劇烈變化，這就使得生物瀝浸污泥中的EPS含量從初始的28.18 mg · g-1(以VSS計，下同)顯著下降至第2 d的13.53 mg · g-1，然而過長時間的生物瀝浸處理使得污泥EPS的含量隨后顯著增加至第6 d的51.22 mg · g-1;原始污泥中EPS含量變化較為平緩，僅由初始的30.40 mg · g-1下降至第2 d的25.05 mg · g-1，隨后基本保持穩(wěn)定(圖 2).在生物瀝浸的前2 d內，污泥中EPS含量顯著下降可能是由于在酸化作用下大量的EPS從污泥顆粒表面脫落和分解.再者，自養(yǎng)型硫桿菌本身分泌的EPS就比污泥中異養(yǎng)菌少得多，當硫桿菌逐漸占優(yōu)勢時，表現(xiàn)出污泥EPS就會明顯減少.但過長時間的生物瀝浸處理會使得污泥pH值長期處于2以下，此時會導致污泥中存活的微生物(主要為硫桿菌)分泌大量的EPS以保護自身細胞免受傷害，導致生物瀝浸后期污泥EPS含量的顯著增加.
圖 2 污泥中EPS含量隨反應時間的變化
3.2 污泥中微生物菌群數(shù)量和EPS的變化對污泥脫水性能的影響
污泥中的水分分布對污泥脫水性能具有直接的影響，而其中結合水含量是影響污泥脫水性能的決定性因素，這主要是由于相對自由水而言結合水的去除需要消耗較多的能.因此，測定污泥中結合水含量可以直接反映污泥的脫水性能.如圖 3所示，在生物瀝浸處理中，污泥結合水含量從初始的37.28%顯著下降至第2 d的21.20%，然而長時間的生物瀝浸反而使污泥結合水含量增加至第6 d的33.57%;而對照原始污泥在5 d的處理時間內其結合水含量均是顯著高于生物瀝浸污泥中的結合水含量.
圖 3 污泥中結合水含量隨反應時間的變化
污泥比阻可以較好地反映污泥的脫水性能.如圖 4所示，原始污泥的比阻從初始的9.62×1012 m · kg-1下降至第2 d的2.33×1012 m · kg-1，其后基本保持穩(wěn)定;而生物瀝浸污泥的比阻從初始的5.14×1012 m · kg-1顯著下降至第2 d的6.92×1011 m · kg-1，隨后卻顯著上升至第6 d的6.65×1012 m · kg-1.可見污泥經過2 d生物瀝浸后其脫水性能達到最佳，而過長時間的生物瀝浸卻是不利于再次提高污泥的脫水性能的.
圖 4 污泥比阻隨反應時間的變化
這可能是由于污泥中的EPS具有高度的親水性，且污泥中的結合水主要來源于EPS束縛的結合水和微生物細胞束縛的細胞內結合水，而生物瀝浸污泥中異養(yǎng)微生物細胞數(shù)量和EPS含量在生物瀝浸的前2 d內是顯著下降的(圖 1c、圖 2)，這就導致原本被EPS束縛的一部分結合水變成自由水;同時，EPS含量下降使得污泥顆粒表面的負電荷減少，并使污泥顆粒間的排斥力減弱，進而導致污泥顆粒易于成團聚沉;此外，由于生物瀝浸前期pH的劇烈下降使得大量的異養(yǎng)微生物細胞死亡破裂，進而釋放出細胞內束縛的結合水，而以兩類硫桿菌為主的自養(yǎng)菌的大量生長可能會進一步破壞污泥原有的異養(yǎng)菌菌膠團結構，使其中的一部分結合水釋放出來，最終使得生物瀝浸污泥的脫水性能顯著提高.而過長時間的生物瀝浸處理使得污泥的pH低于2，長期過酸的外界環(huán)境使得污泥中存活的一部分微生物大量分泌EPS，這就導致了被EPS束縛的結合水含量顯著上升，最終導致污泥脫水性能惡化.因此，污泥中A. ferrooxidans LX5、A. thiooxidans TS6和異養(yǎng)微生物菌群數(shù)量的改變及EPS含量的減少是生物瀝浸提高污泥脫水性能的兩個重要因素.
3.3 剝離污泥中EPS后對污泥脫水性能的影響
為了進一步驗證EPS在生物瀝浸過程中的關鍵作用，分別對比了原始污泥(T1)、生物瀝浸2 d后污泥(T2)、剝離EPS的原始污泥(T4)的脫水性能;同時，為了評估高速離心剝離EPS時對污泥脫水性能的影響，將污泥經過高速離心后的污泥餅與含有EPS的上清液重新混合均勻，其污泥(T3)比阻為9.25×1012 m · kg-1，與原始污泥(9.62×1012 m · kg-1)相比，兩者在統(tǒng)計學上是沒有顯著性差異.因此，高速離心本身對污泥脫水性能的影響是可以忽略的;而原始污泥去除EPS后的比阻為1.08×1012 m · kg-1，僅為原始污泥比阻的11.23%;無EPS污泥的比阻是生物瀝浸2 d后污泥的1.56倍，但兩者在統(tǒng)計學上沒有顯著性差異.這進一步驗證了EPS含量的減少是生物瀝浸提高污泥脫水性能的一個重要因素.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。
圖 5 不同處理下污泥比阻的變化
4 結論
1)在污泥生物瀝浸過程中，由于A. ferrooxidans LX5和A. thiooxidans TS6的大量生長，導致生物瀝浸污泥pH在處理的第2 d下降至2.47，使得污泥中異養(yǎng)微生物數(shù)量下降了兩個數(shù)量級.污泥中A. ferrooxidans LX5、A. thiooxidans TS6和異養(yǎng)微生物菌群數(shù)量的改變及pH的下降共同使得生物瀝浸污泥的胞外聚合物(EPS)含量在此時達到最低的13.53 mg · g-1.
2)污泥經過生物瀝浸處理2 d后，污泥中微生物菌群數(shù)量的改變和EPS含量的減少均有助于污泥中結合水含量減少至最低的21.20%，此時污泥的比阻達到最低的6.92×1011 m · kg-1.因此，污泥中A. ferrooxidans LX5、A. thiooxidans TS6和異養(yǎng)微生物菌群數(shù)量的改變及EPS含量的減少是生物瀝浸提高污泥脫水性能的兩個重要因素.
