張?zhí)m河，袁鎮(zhèn)濤，趙浩杰，趙君田，祝藝寧，陳子成，賈艷萍，田書磊

（1 東北電力大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，吉林 吉林 132012；2 東北電力大學(xué)資產(chǎn)處，吉林 吉林 132012；3 吉林石化公司動(dòng)力一廠，吉林 吉林 132022；4 中國環(huán)境科學(xué)研究院土壤與固體廢物研究所，北京 100012）

污水中的氮、磷污染物易導(dǎo)致水體的富營養(yǎng)化[1]。AO工藝是一種缺氧、好氧交替運(yùn)行的活性污泥工藝，系統(tǒng)簡單、運(yùn)行費(fèi)用低、管理方便，廣泛用于城鎮(zhèn)污水的脫氮處理。但是，AO 工藝采取硝化液內(nèi)循環(huán)，很難保證A段的缺氧條件，導(dǎo)致脫氮效率不理想，污泥的絮凝性較差[2]。外加電流可以改變細(xì)胞膜的通透性，促進(jìn)細(xì)胞的生長代謝，陰極電解水產(chǎn)生的氫為反硝化菌提供電子供體，通過外加電流有望實(shí)現(xiàn)提高反硝化脫氮效率的目的[3]。目前，外加電流強(qiáng)化活性污泥脫氮的研究主要以電極生物膜法為主。Hao 等[4]在三維電極生物膜反應(yīng)器中利用陰極強(qiáng)化反硝化作用，當(dāng)C/N 比為3、電流為40mA 時(shí)，硝酸鹽去除率達(dá)到98.3%。He 等[5]利用電極生物膜法強(qiáng)化生物脫氮，當(dāng)電流為15mA時(shí)，硝酸鹽和總氮去除率分別達(dá)到63.03%和98.11%。研究還發(fā)現(xiàn)，陽極對(duì)陰極的反硝化脫氮會(huì)產(chǎn)生一定程度的干擾和抑制。徐忠強(qiáng)等[6]認(rèn)為，陽極產(chǎn)生的溶解氧易擴(kuò)散到陰極附近，對(duì)陰極的反硝化過程產(chǎn)生一定的抑制作用。Zhang 等[7]認(rèn)為，陽極較高的氧化還原電位不利于陰極的反硝化菌生長。但是，多數(shù)關(guān)于電極強(qiáng)化生物脫氮的研究均將陰極和陽極置于同一反應(yīng)區(qū)域，很難排除陽極對(duì)陰極反硝化脫氮的抑制和干擾。

污泥絮凝性是泥水分離的關(guān)鍵因素，胞外聚合物（extracellular polymeric substances，EPS）直接影響污泥絮凝性[8]。非溶解性的EPS 分為外層松散結(jié)合型EPS（loosely bound EPS，LB-EPS）和內(nèi)層緊密結(jié)合型EPS（tightly bound EPS，TB-EPS），它們與細(xì)胞相（pellet）共同構(gòu)成了污泥絮體由外而內(nèi)的層次結(jié)構(gòu)[9]，主要成分是糖類和蛋白質(zhì)，還包括腐殖酸、核酸、脂類等[10]。Liu 等[11]研究表明，LB-EPS 的增加有助于促進(jìn)污泥絮凝性。然而，Yu等[12]認(rèn)為TB-EPS在污泥絮凝過程中起到了關(guān)鍵作用。Basuvaraj等[13]認(rèn)為EPS中蛋白質(zhì)等疏水性物質(zhì)含量的增加有利于污泥的絮凝，親水性的多糖不利于污泥的絮凝。由此可知，關(guān)于EPS對(duì)污泥絮凝性的研究結(jié)論存在差異。此外，Cao 等[14]利用外加電場輔助污泥脫水，隨著電壓增加，加速了EPS中蛋白質(zhì)和腐殖質(zhì)的增溶和降解。Shi 等[15]在利用外加電流緩解膜生物反應(yīng)器膜污染的過程中發(fā)現(xiàn)，隨著電壓的升高，EPS的含量降低，污泥zeta電位的絕對(duì)值升高，減緩了膜污染。因此，可以通過外加電流來改變胞外聚合物的組成和污泥性質(zhì)。目前，關(guān)于外加電流對(duì)污泥絮凝性的影響研究尚少，尚不明確外加電流、EPS和污泥絮凝性之間的相關(guān)性。

為了減小陽極對(duì)陰極反硝化脫氮的干擾，本研究將陰極和陽極分別置于AO工藝的缺氧區(qū)與好氧區(qū)，分析外加直流電流對(duì)缺氧區(qū)陰極脫氮效率和污泥絮凝性的影響。結(jié)合三維熒光光譜（3D-EEM）與傅里葉變換紅外光譜（FTIR）研究不同電流強(qiáng)度下EPS的組成成分變化，探索電流強(qiáng)度對(duì)污泥接觸角、zeta電位及污泥粒徑的影響，以期實(shí)現(xiàn)通過控制外加電流強(qiáng)度來提高傳統(tǒng)AO工藝脫氮效率和絮凝性的目的。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置

AO反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，有效容積為18L，A 段和O 段的體積比為1∶2，實(shí)驗(yàn)裝置如圖1 所示。接種的活性污泥取自吉林市污水處理廠二沉池，A段安裝攪拌器，O段配有曝氣裝置，使污泥保持懸浮狀態(tài)，中部設(shè)有取樣口，二沉池為豎流式沉淀池，有效容積為6L。通過外加恒流直流電源分析電流強(qiáng)度對(duì)脫氮效率和污泥絮凝性的影響，外加電流強(qiáng)度分別為0、10mA、20mA、30mA、40mA、50mA、60mA，陰極和陽極采用石墨-石墨（惰性）電極（150mm×130mm×5mm），陰極置于A 段，陽極置于O 段。AO 反應(yīng)器采用折流方式運(yùn)行，進(jìn)水流量為2L/h，好氧區(qū)的硝化液回流至缺氧區(qū)，回流比為200%，二沉池的污泥回流至缺氧區(qū)，污泥回流比為70%，MLSS維持在(3000±200)mg/L左右，水力停留時(shí)間為9h，每個(gè)電流強(qiáng)度的運(yùn)行周期為20天。

圖1 電流強(qiáng)化AO脫氮工藝流程

實(shí)驗(yàn)用水采用模擬污水，主要成分為無水乙酸鈉0.714g/L、氯化銨0.257g/L、磷酸二氫鉀0.051g/L、硫酸鎂0.024g/L、氯化鈣0.01g/L。原水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。

表1 進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)

1.2 分析項(xiàng)目與檢測方法

COD 和TN 采用多參數(shù)水質(zhì)測定儀（蘭州連華環(huán)?？萍加邢薰?，5B-3B，V8）檢測，DO 和溫度采用溶解氧分析儀（梅特勒-托利多公司，Seven2Go）測定，氧化還原電位和pH 采用多功能pH 計(jì)（上海儀電科學(xué)儀器股份有限公司，PHS-2F）檢測。采用接觸角測量儀（上海中晨數(shù)字技術(shù)設(shè)備有限公司，JC2000D1）分析污泥的親/疏水性，采用微電泳儀（上海中晨數(shù)字技術(shù)設(shè)備有限公司，JS94H2）測定污泥的zeta電位，采用粒徑測定儀（荷蘭Ambivalue公司，LFC101）分析污泥粒徑的變化。

采用重絮凝能力（flocculation ability，F(xiàn)A）和污泥容積指數(shù)（sludge volume index，SVI）表征污泥的絮凝性及沉降性，以出水懸浮物（effluent suspend solid，ESS）表示污泥的絮凝澄清效果。ESS 的測定[18]：取活性污泥混合液100mL，慢速攪拌10min （60r/min） 后 置 于100mL 量 筒 中 沉 降30min，吸取60mL 上清液測量懸浮物固體濃度。FA的測定[19]：取80mL活性污泥置于冰水浴中，利用超聲波細(xì)胞粉碎機(jī)（寧波新芝生物科技股份有限公司，JY98-ⅢN）超聲處理30s（48W），取10mL懸浮液離心2min（1200r/min），上清液于550nm下測量吸光度（A）；將剩余懸浮液于室溫下磁力攪拌15min（60r/min），再取10mL 懸浮液離心2min（1200r/min），上清液于550nm下測量吸光度（B）。FA的計(jì)算如式(1)所示。

1.3 EPS的提取和測定

采用加熱提取法測定EPS[20]，流程如圖2所示。將50mL 活性污泥離心5min（4000r/min），上清液通過0.45μm 濾膜過濾，濾液為溶解性微生物產(chǎn)物（soluble microbial product，SMP）。在剩余底泥中加入70℃0.5%的NaCl 緩沖液至50mL，離心20min（10000r/min），上清液通過0.45μm濾膜過濾后提取LB-EPS。在剩余底泥中加入0.5%的NaCl緩沖液至50mL，60℃下水浴加熱30min 后，離心15min（10000r/min），上清液通過0.45μm濾膜過濾后提取TB-EPS。采用考馬斯亮藍(lán)法和蒽酮硫酸法定量分析EPS 中 的 蛋 白 質(zhì)（protein， PN） 與 多 糖（polysaccharide，PS），采用3D-EEM（日本島津公司，RF-6000）檢測EPS組分的變化，激發(fā)和發(fā)射光波長掃描范圍均設(shè)置為200～500nm，激發(fā)和發(fā)射光帶寬均設(shè)置為5nm，掃描速度為6000nm/min。利用真空冷凍干燥機(jī)（河南兄弟儀器設(shè)備有限公司，LGJ-12）將液態(tài)EPS 制成粉末，采用FTIR（日本島津公司，IRAffinity-1）對(duì)樣品進(jìn)行分析，掃描范圍為4000～500cm-1。

圖2 加熱法提取EPS流程

2 結(jié)果與討論

2.1 外加電流對(duì)反硝化脫氮的影響

外加電流對(duì)AO工藝缺氧區(qū)COD去除率的影響如圖3(a)所示。反應(yīng)器運(yùn)行初期（0～20 天），未通入電流時(shí)，電極上形成生物膜后，COD 去除率穩(wěn)定在71.34%；在較低的電流強(qiáng)度（≤40mA）下，隨著電流強(qiáng)度的增加，COD 去除率逐漸提高；當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA 時(shí)，COD 去除率達(dá)到最高80.65%。脫氫酶活性與COD 去除率的變化趨勢一致，在40mA外加電流強(qiáng)度下，脫氫酶活性達(dá)到最高50.86mg/(L·h)。較低的電流刺激可以有效促進(jìn)脫氫酶活性的提高，有利于有機(jī)污染物的降解。但是，當(dāng)電流強(qiáng)度高于40mA時(shí)，隨著電流強(qiáng)度的增加，脫氫酶活性逐漸降低，過高的電流強(qiáng)度不僅抑制脫氫酶的活性，還會(huì)破壞細(xì)胞膜的結(jié)構(gòu)，影響微生物的生長和代謝，導(dǎo)致COD去除率下降[21]。

圖3 電流強(qiáng)度對(duì)缺氧區(qū)COD和TN去除率的影響

陰極反應(yīng)

缺氧區(qū)污泥

2.2 外加電流對(duì)EPS的影響

外加電流對(duì)EPS含量的影響如圖4所示。隨著電流強(qiáng)度的增加，LB-EPS 和TB-EPS、多糖和蛋白質(zhì)濃度、PN/PS 比值均呈先增加后減小的趨勢。當(dāng)外加電流強(qiáng)度為40mA 時(shí)，LB-EPS 達(dá)到最高值47.24mg/L，LB-EPS中多糖和蛋白質(zhì)濃度達(dá)到最高（分別為12.18mg/L 和35.06mg/L）；TB-EPS 達(dá)到最高值139.11mg/L，TB-EPS 中多糖和蛋白質(zhì)濃度達(dá)到最高（分別為30.72mg/L 和108.39mg/L）。同時(shí)，LB-EPS和TB-EPS的PN/PS比值均達(dá)到最高（分別為2.88 和3.53）。較低的電流強(qiáng)度加快了缺氧區(qū)中微生物的新陳代謝，從而促進(jìn)了微生物蛋白質(zhì)和多糖的分泌，EPS 濃度升高。當(dāng)電流強(qiáng)度增加至60mA 時(shí)，LB-EPS 和TB-EPS 濃度分別下降至35.48mg/L 和101.64mg/L。當(dāng)電流強(qiáng)度過大時(shí)，微生物活性降低，不利于蛋白質(zhì)和多糖的分泌，EPS濃度降低。

圖4 電流強(qiáng)度對(duì)PN、PS和EPS的影響

不同電流強(qiáng)度下缺氧區(qū)的LB-EPS 和TB-EPS的3D-EMM如圖5所示。出現(xiàn)4個(gè)明顯的熒光峰[23]，A 峰為色氨酸類Ex/Em為(260～280)nm/(315～330)nm；B 峰為酪氨酸類Ex/Em為(220～235)nm/(315～330)nm；C 峰為腐殖酸類Ex/Em為(340～370)nm/(420～440)nm；D 峰為富里酸類Ex/Em為(260～280)nm/(420～450)nm。隨著電流強(qiáng)度的增加，LB-EPS 和TB-EPS 中具有疏水性基團(tuán)的色氨酸和酪氨酸類的熒光強(qiáng)度呈先增加后減小的趨勢。當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA 時(shí)，LBEPS 和TB-EPS 中色氨酸和酪氨酸類的熒光強(qiáng)度達(dá)到最高；同時(shí)，TB-EPS 中的峰C 和峰D 在Em軸方向藍(lán)移了30nm，這種藍(lán)移與熒光基團(tuán)中芳香環(huán)數(shù)量和鏈結(jié)構(gòu)中共軛鍵的減少有關(guān)[24]；與無外加電流相比，較高的電流強(qiáng)度（＞40mA）下EPS中腐殖酸和富里酸類的熒光強(qiáng)度減弱，腐殖酸和富里酸類是腐殖質(zhì)的主要成分，腐殖質(zhì)是一種微生物難降解的有機(jī)污染物[25]，較高的電流強(qiáng)度可以促進(jìn)腐殖質(zhì)的降解。

圖5 不同電流強(qiáng)度下LB-EPS和TB-EPS的三維熒光光譜

采用紅外光譜進(jìn)一步分析不同電流強(qiáng)度下缺氧區(qū)的LB-EPS 和TB-EPS 中官能團(tuán)的變化，如圖6所示。3650～3100cm-1存在一個(gè)較寬的吸收峰，由O―H伸縮振動(dòng)和N―H 伸縮振動(dòng)導(dǎo)致，該基團(tuán)類型為締合的羥基和氨基，其中氨基為蛋白質(zhì)的主要基團(tuán)[26]；2930cm-1左右處存在一個(gè)弱峰，屬于CH2反對(duì)稱伸縮振動(dòng)導(dǎo)致；2377cm-1左右處出現(xiàn)空氣中CO2引起的干擾峰；1640cm-1左右處出現(xiàn)C=O伸縮振動(dòng)吸收峰，屬于蛋白質(zhì)中肽鍵的酰胺Ⅰ，該峰位置屬于蛋白質(zhì)二級(jí)結(jié)構(gòu)中的β折疊，有利于污泥的絮凝[27]；1100cm-1左右處存在一個(gè)由C―O―C 伸縮振動(dòng)產(chǎn)生的峰，該基團(tuán)屬于多糖結(jié)構(gòu)。隨著電流強(qiáng)度的增加，吸收峰的位置沒有發(fā)生明顯的變化，電流不會(huì)改變EPS中的主要基團(tuán)。

圖6 不同電流強(qiáng)度下LB-EPS和TB-EPS的紅外光譜

2.3 外加電流對(duì)污泥絮凝性的影響

外加電流對(duì)污泥表面接觸角的影響如圖7(a)所示。隨著電流強(qiáng)度的增加，污泥接觸角呈先增加后減小的趨勢。當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA時(shí)，接觸角達(dá)到最高值61.72°，接觸角和PN/PS 的變化趨勢保持一致。與多糖相比，較低的電流強(qiáng)度（＜40mA）更有利于促進(jìn)微生物分泌蛋白質(zhì)，蛋白質(zhì)的疏水性高于多糖。外加電流改變了EPS 中親/疏水性組分的相對(duì)含量，導(dǎo)致污泥疏水性發(fā)生變化，PN/PS 越高，污泥的疏水性越強(qiáng)，接觸角越大[28]。

圖7 電流強(qiáng)度對(duì)污泥性質(zhì)的影響

zeta電位代表擴(kuò)散雙電層的電勢差，反映污泥顆粒間相互作用力的變化。污泥表面zeta電位均為負(fù)值，為了便于理解，zeta 電位采用絕對(duì)值表示。電流強(qiáng)度對(duì)污泥表面zeta電位（絕對(duì)值）和污泥粒徑的影響如圖7(b)所示。隨著電流強(qiáng)度的增加，zeta電位絕對(duì)值呈先減小后增大的趨勢，當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA時(shí)，zeta電位到達(dá)最小值29.59mV。LBEPS和zeta電位的變化趨勢相反，較低的電流強(qiáng)度（＜40mA）促進(jìn)了LB-EPS 濃度的增加，LB-EPS 中蛋白質(zhì)帶正電的氨基基團(tuán)能與污泥表面負(fù)電荷發(fā)生電中和作用[29]，有利于減小污泥的zeta 電位。Su等[30]研究證實(shí)，與TB-EPS相比，LB-EPS對(duì)降低污泥zeta 電位、壓縮雙電層起主要貢獻(xiàn)。圖7(b)還表明，隨著電流強(qiáng)度的增加，污泥的平均粒徑與zeta電位呈負(fù)相關(guān)性。根據(jù)DLVO 理論[31]，活性污泥體系中的細(xì)小顆粒具有膠體性質(zhì)，較低的電流強(qiáng)度促進(jìn)了LB-EPS 濃度提高，使污泥顆粒表面的zeta 電位減小，進(jìn)而壓縮雙電層，減小了顆粒間的靜電斥力，細(xì)小顆粒（膠體）脫穩(wěn)形成較大顆粒。當(dāng)外加電流為40mA 時(shí)，zeta 電位達(dá)到最小值，污泥平均粒徑達(dá)到最大值73.06μm。

外加電流對(duì)污泥絮凝性的影響如圖7(c)所示。隨著電流強(qiáng)度的增加，污泥的絮凝性呈先增加后減小的趨勢。在較低的電流強(qiáng)度（≤40mA）下，隨著電流強(qiáng)度的增加，污泥疏水性增強(qiáng)，細(xì)菌與水分子的極性作用減弱，降低了污泥絮體含水率，細(xì)菌之間的黏附力增強(qiáng)，提高了絮體的沉降速度；污泥的zeta電位不斷減小，污泥粒徑增大，易形成較大的絮體；同時(shí)，較低的電流強(qiáng)度促進(jìn)了TB-EPS的分泌，TB-EPS與細(xì)胞緊密結(jié)合，穩(wěn)定地附著在細(xì)胞壁外，使絮體結(jié)構(gòu)更為緊密，有利于污泥絮凝[32]。當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA 時(shí)，F(xiàn)A 達(dá)到最高值（40.33%），ESS 和SVI 達(dá)到最低值（13.95mg/L 和66.5mL/g），污泥絮凝性和沉降性均達(dá)到最好。但是，在較高的電流強(qiáng)度（＞40mA）下，隨著電流強(qiáng)度的增加，污泥的疏水性減弱，含水率增加，zeta電位增大，污泥平均粒徑減小，不利于絮體沉降。同時(shí)，內(nèi)層緊密結(jié)合的TB-EPS 濃度下降，污泥絮體結(jié)構(gòu)變松散，污泥絮凝性進(jìn)一步減弱。

3 結(jié)論

本研究采用外加直流電流強(qiáng)化AO 工藝反硝化脫氮效率，分析了胞外聚合物的組成和污泥絮凝性的變化，得到如下結(jié)論。

（1）在較低電流強(qiáng)度下，外加電流促進(jìn)了微生物活性的提高。當(dāng)電流強(qiáng)度由0 增加到40mA 時(shí)，缺氧區(qū)的脫氫酶的活性由41.28mg/(L·h)提高至50.86mg/(L·h)，COD 去除率從71.34%提升至最高值80.65%。陰極為缺氧區(qū)反硝化脫氮提供了較低的氧化還原電位，促進(jìn)了硝酸鹽還原酶的活性，提高了缺氧區(qū)TN 去除率。與無外加電流相比，在電流強(qiáng)度為30mA 時(shí)，ORP 下降至-135mV，硝酸鹽還原酶活性提高了19.61%，TN去除率從69.63%提升至最高值79.43%。

（2）適當(dāng)?shù)耐饧与娏饔欣诖龠M(jìn)微生物分泌EPS。當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA時(shí)，LB-EPS達(dá)到最大濃度47.24mg/L，TB-EPS 達(dá)到最大濃度139.11mg/L。EPS 中紅外光譜的峰主要由O―H、N―H、C=O、C―O―C 基團(tuán)伸縮振動(dòng)產(chǎn)生，外加電流不會(huì)引起EPS中主要基團(tuán)的變化。較低的電流強(qiáng)度（≤40mA）下，隨著電流強(qiáng)度的增加，PN/PS 不斷升高，EPS中色氨酸和酪氨酸類的三維熒光強(qiáng)度增強(qiáng)。同時(shí)，較高的電流強(qiáng)度（＞40mA）對(duì)EPS中腐殖質(zhì)的轉(zhuǎn)化和分解有一定的促進(jìn)作用。

（3）外加電流影響EPS組成成分，導(dǎo)致污泥的表面性質(zhì)和污泥絮凝性發(fā)生變化。當(dāng)電流強(qiáng)度為40mA 時(shí)，LB-EPS 和TB-EPS 濃 度 最高，PN/PS 最大，污泥的疏水性（接觸角61.72°）最強(qiáng)，zeta 電位（29.59mV）最小和污泥平均粒徑（73.06μm）達(dá)到最大，形成較大的污泥絮體，污泥絮凝性最佳。將電流強(qiáng)度控制在40mA，可以達(dá)到同時(shí)實(shí)現(xiàn)脫氮效率高和污泥絮凝性好的目的。