好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge,AGS)是微生物在好氧环境中自凝聚形成的一种形状规则、结构紧密的颗粒状活性污泥。相比传统好氧工艺,具有更好的沉降性能、污染物去除能力以及对金属阳离子的吸附能力等,具有广泛的应用前景,而AGS的形成所需时间较长是工程应用的一大挑战,其造粒机理也成为了国内外学者研究的热点。诸多研究表明,金属阳离子对AGS造粒有明显的影响,能够加快污泥颗粒的形成,促进胞外聚合物(extracellular polymeric substance,EPS)的分泌,改变活性污泥微生物结构等。而AGS技术也已经应用于纺织、电镀、皮革、电池制备、电器产生、采矿等各类含有金属阳离子的废水中,同时也取得了良好的处理效果。目前,针对具体种类金属阳离子对好氧污泥造粒的影响已有相关研究,但缺少金属阳离子对AGS影响的综合分析。本文总结了常见金属阳离子对AGS造粒及稳定性的影响,分析了造粒机理以及微生物群落的变化情况,旨在为金属阳离子加快AGS造粒以及对颗粒稳定性影响提供理论依据。
1 金属阳离子对造粒的影响
金属阳离子通过影响静电作用直接影响细菌黏附,在絮体污泥形成颗粒污泥上起着不可或缺的作用。不同的金属阳离子呈不同价态,对微生物附着有不同的影响。不同金属阳离子参与颗粒污泥内部生理生化作用也不同。如表1所示,归纳了几种可以加快AGS形成的金属阳离子,包括金属阳离子的投加量、进水水质、接种污泥以及反应器类型等。不同金属阳离子在相同浓度条件下对絮体污泥的促进作用不同,如Ca2+、Mg2+;相同的金属阳离子,在不同浓度作用下,对絮体污泥造粒影响也有差异,如Zn2+、Mo6+;同一种金属阳离子在不同价态时,对絮体污泥造粒也有不一样的影响作用,如Fe3O4、Fe2+、Fe3+。根据表1,许多金属阳离子促进污泥造粒的试验均在序批式反应器(sequencing batch reactor,SBR)反应器中进行,SBR具有良好的抗冲击负荷能力,大多数AGS都是在SBR中培养出来的。
1.1 常见的金属阳离子(Ca2+、Mg2+)
Ca2+、Mg2+是最常见的影响好氧污泥造粒的金属阳离子,且在污泥造粒中发挥的作用不同。在培养颗粒污泥过程中,添加Ca2+更有利于缩短活性污泥颗粒化的进程,颗粒污泥结构更紧密,形状较为规则,并且粒径也较大,具有更好的沉降性能,表现出更优越的物理特性。另外,添加Ca2+形成的AGS中含有高含量的多糖(polysaccharide,PS),可以形成黏性颗粒。早有研究表明,添加Mg2+后AGS造粒更快且污泥更紧密、沉降性更好、胞外PS含量更高。刘倩倩研究Mg2+对AGS培养的影响时发现,添加Mg2+能够促进微生物的生长和PS的产生,但对蛋白质(protein,PN)没有明显影响。关于Mg2+对EPS中PN和PS的影响,Sajjad等得出了不一样的结论,添加Mg2+则获得了高含量的PN,产生更致密的颗粒污泥。Mg2+的加入使得成熟污泥颗粒中微生物的群落更加丰富,底物的生物降解能力更强,且对EPS的产生有更积极的影响。总体来说,不管是单独添加Ca2+或者Mg2+都会促进污泥的造粒过程,促进PS和PN的增长。在成熟的颗粒中,Ca2+主要分布在外围,而Mg2+主要分布在内部。添加Mg2+更有利于细胞核的形成,而添加Ca2+更有利于颗粒的生长和结构的稳定。且在相同质量浓度(40 mg/L)条件下,Ca2+比Mg2+促进造粒的速度更快。
值得注意的是,虽然Ca2+、Mg2+已被证实可以促进污泥造粒,但离子浓度对污泥造粒的影响也不可以忽视,浓度过高可能带来负面效应。Jiang等发现,100 mg/L的Ca2+条件下培养的颗粒污泥形成时间比不加Ca2+缩短了16 d,100 mg/L的Ca2+加快了污泥颗粒的形成。但Ca2+浓度并非越高越好,过高会破坏颗粒内部环境。颗粒内Ca2+的含量随外界Ca2+增加而增加,颗粒中溶解氧和基质传递主要靠扩散运输,传质阻力受到无机物含量的影响,过高的无机物容易破坏颗粒内环境从而使得颗粒中心形成死区,使颗粒难以形成。因此,Ca2+需控制在适宜浓度,才能更好维持颗粒污泥的稳定。研究发现,10 mg/L的Mg2+比100 mg/L的Mg2+对污泥造粒促进作用更加明显,平均粒径更大。Ca2+、Mg2+有助于丰富颗粒污泥的微生物多样性,但高浓度的Ca2+、Mg2+可能会抑制微生物酶的活性,考虑对活性污泥的脱氢酶活性和比耗氧率等的影响,Mg2+质量浓度在5～20 mg/L时对污泥活性有促进作用。另外,大多数AGS造粒都是在试验规模中进行的,使用真实废水快速好氧造粒是反应系统一大挑战。在实际废水处理中,Liu等使用养猪废水迅速培养出具有优异沉降性的AGS,其废水中25.4 mg/L的Ca2+对好氧造粒起到了关键的促进作用,Ca2+加速了微生物聚集。不同于先进水再出水的常规选择压模式下的SBR,Barros等研究100 mg/L的Ca2+在同时进水/出水低选择压模式下SBR对AGS形成的影响,结果表明,在这种低选择压模式(0.92 m/h)的情况下,Ca2+并不会加速颗粒的形成,如果Ca2+要促进造粒,可能需要更高的选择压。目前,大部分研究都是模拟废水中投入针对性的Ca2+、Mg2+进行金属阳离子对造粒影响的研究,对于含有大量Ca2+、Mg2+的实际废水对污泥造粒影响还值得进一步探讨。
1.2 Fe、Fe2+、Fe3+
Fe在一定浓度下是微生物各种生化和生理功能所必需的营养素,而较高浓度的Fe会抑制污泥活性,导致生物处理系统的故障。研究表明,Fe可以与PN或PS螯合,形成一种可以有效地携带氧气的辅酶,这种辅酶还可以刺激EPS的形成。因此,废水中的含Fe无机物显然有利于微生物聚集的加速。添加纳米零价铁(nZVI)会影响EPS的含量。AGS分泌的松散型胞外聚合物(loosely bound extracellular polymeric substance,LB-EPS)与紧密型胞外聚合物(tightly bound extracellular polymeric substance,TB-EPS)含量随 nZVI 投加量的增加呈现此消彼长的现象,TB-EPS的增加更有利于提高污泥的絮凝能力,相反,LB-EPS不利于生物絮凝、沉降及脱水。Agridiotis等研究发现30 mg/L的Fe2+有利于丝状絮凝污泥转化为致密结构,从而显著提高污泥沉降性,有利于颗粒的形成。持续投加Fe2+更有利于生物质的增长,除了能形成物理结构稳定的AGS之外,还表现出对有机物和总磷更高去除率。Fe2+也能够加速颗粒的形成,但EPS没有明显增加。此外,低质量浓度(2 mg/L)的Fe2+更有利于AGS中污泥微生物附着。刘头水在AGS晶核假说基础上,以Fe(OH)3絮体作为造粒晶核培养AGS,低质量分数(3%、5%)的Fe(OH)3絮体可促进污泥微生物活性,高质量分数(7%)则会抑制微生物活性。也有研究表明,Fe3+对AGS的形成并无促进作用,但是能够促进颗粒污泥分泌EPS并影响污泥颗粒的形态,低质量浓度的Fe3+(1 mg/L)可增加微生物多样性,高质量浓度(10 mg/L)却抑制污泥颗粒的产生。而磁铁粉(Fe3O4)可以很好地促进污泥造粒,形成较大颗粒,沉降性能更好。
1.3 常见的重金属阳离子(Cu2+、Zn2+、Pb2+、Cr6+)
Cu2+、Zn2+、Pb2+作为常见的重金属,其生物毒性大小顺序为Pb2+>Cu2+>Zn2+,3种金属离子的加入会使得AGS粒径变小,其中Pb2+对污泥微生物的抑制作用最为明显。Pb2+对微生物的毒性作用较大,目前没有相关Pb2+可以促进污泥造粒的报道。Cu作为微生物生长必需的微量元素,低质量浓度(0.5～3.0 mg/L)的Cu2+可提高AGS的沉降性能,进水Cu2+质量浓度的逐步上升(0～10 mg/L)导致颗粒污泥更致密,沉降性增强。值得注意的是,Cu2+会干扰微生物的正常代谢,导致脂质过氧化、PN损伤和酶活性抑制,从而对微生物有害,而Cu2+对颗粒污泥稳定性和结构的作用机制尚不清楚。Wei等研究EPS与Zn2+之间的相互作用,表明了AGS可作为处理重金属的有效生物吸附剂,是EPS-PN物质与Zn2+结合起到了重要作用。肖蓬蓬在研究生活废水处理中Zn2+对AGS形成的影响时发现,添加0～100 mg/L的Zn2+均可成功培养形成AGS。1～50 mg/L的Zn2+可以促进颗粒形成,但当质量浓度大于100 mg/L时,形成的颗粒不稳定或不能形成颗粒。而Zheng等研究Zn2+对成熟AGS长期影响时发现,Zn2+会影响AGS反应系统的污染物去除性能,Zn2+质量浓度达到10 mg/L就会影响污泥形态,使其结构松散,污泥沉降性能下降,最终导致污泥浓度降低。Marques等也得出相似的结论,在Zn2+存在的情况下,COD、氮和磷的去除均受到负面影响。Cr和Cr3+是重要的微量元素,而Cr6+是致癌物,对人和其他动物以及生态都造成危害。郑晓英等研究不同质量浓度(0、1、3、5、10 mg/L)Cr6+对AGS稳定性的影响。结果表明,AGS对3 mg/L以下的Cr6+具有良好的抵御机制,而5 mg/L以上Cr6+则严重威胁AGS的稳定性,使其结构趋于扁平化并逐渐解体。同时,Cr6+也可被AGS中的微生物还原成毒性较小的Cr3+。Yang等考察了成熟藻类-细菌AGS对废水中Cr6+的生物吸附效应,发现藻类-细菌AGS上负载的Cr主要位于微生物细胞和矿物颗粒中,或者不存在于EPS中。暂无研究表明Cr6+能促进造粒,而Cr6+的加入甚至对成熟的AGS有一定的毒害作用。
1.4 其他重金属阳离子(Mn2+、Mo6+、Cd2+、Ni2+)
Mn2+是细胞长所需的微量元素,有助于微生物活动。以葡萄糖作为唯一的碳源时,低质量浓度的Mn2+(10 mg/L)可以增强COD和氨氮的去除,并促进细胞活性和增加微生物群落的多样。在20 mg/L Mn2+存在下,造粒过程会受到轻微抑制,可归因于接种污泥代谢不适应高浓度重金属的负面影响。此外,Mn2+还可以与AGS结合,形成Mn-AGS处理其他废水,He等通过向AGS反应器中投加了10～40 mg/L的Mn2+,40 d便形成了Mn-AGS。形成的Mn-AGS用以处理含As3+、Sb3+以及Cr6+的金属废水和有机废水。Mo有+2、+4、+6价3个价态,其氧化态非常容易发生变化。研究发现,1～10 mg/L的Mo6+促进了AGS的形成,其中2.5 mg/L Mo6+的效果更为明显,然而添加25 mg/L Mo6+形成的颗粒污泥不稳定。当Cd2+质量浓度低于1 mg/L时,对AGS的影响不大;但高于5 mg/L时,对AGS有明显的毒害作用;当质量浓度继续增加至40 mg/L以上时,颗粒污泥严重解体,出水水质恶化,工艺稳定性遭到破坏。Ni2+广泛存在于采矿、冶炼、电镀、印染等工业废水中,其质量浓度大多高于10 mg/L。而印染废水中大量存在的Cu2+和Ni2+,其浓度较高时会使得AGS活性显著下降。0～2 mg/L Ni2+可提高AGS活性,使污泥结构更加紧实,沉降性能更好,但质量浓度过高(>5 mg/L)时会严重影响污泥系统,甚至完全抑制某些微生物的生长。相比100 mg/L的Ca2+能促进造粒,Ni2+超过5 mg/L就会影响污泥系统,抑制微生物生长,这可能也跟金属阳离子的性质差异有关,考虑到重金属离子的较强毒性,许多学者在投加金属阳离子促进污泥造粒的试验中,更青睐于轻金属阳离子(Ca2+、Mg2+)。
2 金属阳离子对污泥造粒的影响机理
AGS的形成是一个复杂的过程,由物理、化学和生物共同作用形成。关于好氧污泥颗粒化的过程,国内外学者做了大量的研究,但并无统一的颗粒化机理。金属阳离子对造粒的影响是复杂的,对于金属阳离子促进造粒的机理也尚未统一。目前主要有以下2种被广大学者认可:(1)金属阳离子诱导核假说;(2)金属阳离子促进EPS分泌。
2.1 金属阳离子诱导核假说
该假说认为污泥以进水中的金属离子形成无机盐沉淀作为诱导核,微生物在诱导核上附着生长,最终形成了成熟的颗粒污泥,而诱导核的存在可以加快污泥好氧颗粒化的进度,机理如图1所示。有研究发现,Ca2+分布在颗粒污泥中心,证实了该假说。Ca2+的阳离子架桥作用对AGS的成长过程有非常重要的作用,Ca2+作为诱导核能够加速微生物凝聚,同时在颗粒表面形成离子键以及EPS-PS,通过架桥作用促进细菌凝聚形成颗粒。+2价和+3价离子(如Ca2+、Mg2+、Fe2+、Fe3+)还可以通过中和、吸附与带负电荷的细胞结合以形成微生物核,促进微生物聚集。因此,许多学者尝试在反应系统中投加金属阳离子来加快污泥造粒速度。
2.2 金属阳离子促进EPS分泌
EPS是在一定环境条件下由微生物(主要是细菌)分泌于体外的一些高分子聚合物。EPS可以通过黏附单个细菌细胞增强微生物聚集,并促进聚集细胞形成颗粒。EPS与微生物细胞之间还可以通过离子桥接相互作用,疏水相互作用和聚合物缠结使细胞紧密结合来诱导细菌细胞的附着,从而增强和促进微生物颗粒的形成。作为EPS的主要成分,PN与PS在促进污泥造粒过程中有不一样的作用,PN可以与带正电荷的离子反应,以保护微生物免受恶劣环境的影响,且AGS造粒受PN影响比PS更大,在好氧颗粒的形成和稳定中起着更重要的促进作用,颗粒的最小沉降速度、疏水性、表面电荷均随PN含量的增加而增大。而PS可改善颗粒内部黏附性以固定微生物和有机质,防止生物质流失,从而提高AGS的结构刚性。PN、PS作为EPS的主要成分,颗粒PN/PS对AGS的稳定性有很大的影响。颗粒PN/PS较高时能够分泌更多的胞外蛋白,能更好维持颗粒的内部结构,提高AGS的稳定性。也有研究表明,PN/PS在2.3～4.5时,AGS结构稳定。金属阳离子可以通过促进EPS,特别是PN、PS的分泌从而达到促进AGS形成的目的。由于EPS表面有许多官能团,包括-COO-、磷酸、-NH2和-OH等,EPS被认为是颗粒污泥吸附重金属的主要途径之一,在维持AGS结构稳定性和机械强度方面起着重要作用。相关研究发现,金属阳离子的存在会对EPS产生影响,可以通过EPS桥接细胞表面上带负电荷的基团来促进造粒过程。金属阳离子与细菌表面PS上的负电荷基团相结合,从而作为促进细菌聚集的桥梁。此外,金属阳离子(如Ca2+、Mg2+、K+和Zn2+等)还通过降低污泥表面EPS的带电特性,诱导EPS生成,从而有助于颗粒间黏附,以形成粒径较大的颗粒。不同浓度的金属阳离子对EPS的影响也有所不同,颗粒污泥中相对较高浓度的EPS可以结合更多的金属阳离子,同时可以降低金属阳离子带来的毒性。以Ca2+、Mg2+为例,金属阳离子促进EPS分泌的机制如图2所示,金属阳离子与羰基(-C=O-)、-COO-、-NH2、-OH等PN、PS基团结合,促进TB-EPS、LB-EPS分泌,从而达到促进AGS造粒的目的。Mg2+与PN基团有更强的相互作用,更容易与PN结合;而Ca2+通过与-OH、-NH2等基团结合附着于PS上,它们与PS结合的阻力小于PN。LB-EPS包含更多的PS,TB-EPS含有更多的PN,这也是Ca2+分布在颗粒外围,而Mg2+分布在颗粒内部的主要原因。
其他金属阳离子也有类似的作用机理,Fe2+可以作为桥接离子与EPS形成网络,也可以S2-结合形成沉淀物以吸收细胞。此外Al3+、Fe2+等离子也可与微生物或EPS中的负电基团连接,在微生物间起到架桥作用,促进微生物的聚集。在AGS反应系统中,Cu2+质量浓度在0～10 mg/L时,PN水平上升了13.7%,而PS水平下降了22.3%。而有研究得出了不一样的结论,添加Cu2+(4 mg/L)可使得EPS中PN与PS均增加。这可能是由于重金属离子在不同的有机负荷条件对污泥的影响有差异,但总体上EPS是增加的。Mo6+也可促进EPS-PN的分泌,在一定程度上,Mo6+的添加促进了AGS的脱氢酶活性,使其对有机质的利用得到提高。Mn2+由于对微生物具有一定的毒性作用,向反应系统投加Mn2+会降低污泥造粒速度,刺激EPS分泌,导致酪氨酸样蛋白、色氨酸样蛋白和腐殖质样物质增加。另外,对于成熟的AGS,Zn2+的介入会使得AGS中EPS中PS/PN增加,表明成熟的AGS对Zn2+有一定的承受能力。Ni2+作为某些水解酶的激活剂,适量Ni2+(0～2 mg/L)可提高相对应的酶活性,刺激微生物产生更多的EPS,进而提高成熟AGS的活性。不难看出,目前的研究已经证实金属阳离子可以通过影响EPS分泌,尤其是对PN、PS的影响,进而影响AGS的形成。然而在实际工业废水中,通常有多种阳离子共存,浓度范围也较大,目前尚缺少此类实际废水中阳离子对AGS长期稳定性的影响研究。
其他金属阳离子也有类似的作用机理,Fe2+可以作为桥接离子与EPS形成网络,也可以S2-结合形成沉淀物以吸收细胞。此外Al3+、Fe2+等离子也可与微生物或EPS中的负电基团连接,在微生物间起到架桥作用,促进微生物的聚集。在AGS反应系统中,Cu2+质量浓度在0～10 mg/L时,PN水平上升了13.7%,而PS水平下降了22.3%。而有研究得出了不一样的结论,添加Cu2+(4 mg/L)可使得EPS中PN与PS均增加。这可能是由于重金属离子在不同的有机负荷条件对污泥的影响有差异,但总体上EPS是增加的。Mo6+也可促进EPS-PN的分泌,在一定程度上,Mo6+的添加促进了AGS的脱氢酶活性,使其对有机质的利用得到提高。Mn2+由于对微生物具有一定的毒性作用,向反应系统投加Mn2+会降低污泥造粒速度,刺激EPS分泌,导致酪氨酸样蛋白、色氨酸样蛋白和腐殖质样物质增加。另外,对于成熟的AGS,Zn2+的介入会使得AGS中EPS中PS/PN增加,表明成熟的AGS对Zn2+有一定的承受能力。Ni2+作为某些水解酶的激活剂,适量Ni2+(0～2 mg/L)可提高相对应的酶活性,刺激微生物产生更多的EPS,进而提高成熟AGS的活性。不难看出,目前的研究已经证实金属阳离子可以通过影响EPS分泌,尤其是对PN、PS的影响,进而影响AGS的形成。然而在实际工业废水中,通常有多种阳离子共存,浓度范围也较大,目前尚缺少此类实际废水中阳离子对AGS长期稳定性的影响研究。
其他金属阳离子也有类似的作用机理,Fe2+可以作为桥接离子与EPS形成网络,也可以S2-结合形成沉淀物以吸收细胞。此外Al3+、Fe2+等离子也可与微生物或EPS中的负电基团连接,在微生物间起到架桥作用,促进微生物的聚集。在AGS反应系统中,Cu2+质量浓度在0～10 mg/L时,PN水平上升了13.7%,而PS水平下降了22.3%。而有研究得出了不一样的结论,添加Cu2+(4 mg/L)可使得EPS中PN与PS均增加。这可能是由于重金属离子在不同的有机负荷条件对污泥的影响有差异,但总体上EPS是增加的。Mo6+也可促进EPS-PN的分泌,在一定程度上,Mo6+的添加促进了AGS的脱氢酶活性,使其对有机质的利用得到提高。Mn2+由于对微生物具有一定的毒性作用,向反应系统投加Mn2+会降低污泥造粒速度,刺激EPS分泌,导致酪氨酸样蛋白、色氨酸样蛋白和腐殖质样物质增加。另外,对于成熟的AGS,Zn2+的介入会使得AGS中EPS中PS/PN增加,表明成熟的AGS对Zn2+有一定的承受能力。Ni2+作为某些水解酶的激活剂,适量Ni2+(0～2 mg/L)可提高相对应的酶活性,刺激微生物产生更多的EPS,进而提高成熟AGS的活性。不难看出,目前的研究已经证实金属阳离子可以通过影响EPS分泌,尤其是对PN、PS的影响,进而影响AGS的形成。然而在实际工业废水中,通常有多种阳离子共存,浓度范围也较大,目前尚缺少此类实际废水中阳离子对AGS长期稳定性的影响研究。
3 结语
大部分二价金属阳离子可以促进污泥造粒,如Ca2+、Mg2+、Fe2+、Cu2+、Zn2+、Mn2+、Ni2+等。10 mg/L的Mg2+、Cu2+就能有效促进污泥造粒,Mn2+质量浓度超过20 mg/L会抑制造粒过程,Fe2+质量浓度达到30 mg/L也能促进颗粒的形成,50 mg/L的Zn2+可以促进颗粒污泥形成,但当Zn2+质量浓度大于100 mg/L时形成的颗粒不稳定或不能形成颗粒。而Ca2+表现出更强的促进造粒的能力,质量浓度高达100 mg/L时也能有效加快污泥造粒。另外,低质量浓度(小于2 mg/L)的Ni2+可提高AGS活性,超过5 mg/L后会严重影响污泥系统,甚至完全抑制某些微生物的生长;而不常见的金属阳离子Mo6+也能促进了AGS的形成,但质量浓度超过25 mg/L形成的颗粒污泥不稳定。Pb2+、Cr6+、Cd2+暂未被证明可以促进污泥造粒,甚至对成熟的AGS有一定的毒害作用。
金属阳离子对AGS造粒的影响机理主要归结于2种可能:一方面,微生物以金属阳离子(如Ca2+、Mg2+、Fe2+、Fe3+)为诱导核,微生物在核上附着生长,形成成熟的颗粒污泥,加快污泥颗粒化的进度;另一方面,金属阳离子会诱导微生物分泌EPS,使EPS-PN、EPS-PS含量发生变化,从而进一步影响好氧污泥造粒。
目前,金属阳离子对AGS造粒影响的研究主要以模拟废水、投加单一离子等形式展开,针对实际工业废水中的金属废水对AGS造粒影响的研究较少,也存在一定的挑战。本文通过综述常见的几种金属阳离子对AGS造粒的影响,旨在为研究金属阳离子对造粒影响提供一定的参考,后续可重点关注实际污水中多种金属阳离子共存对AGS造粒以及长期稳定性的影响。
