为了维持微生物活性和固体平衡,污水生物处理系统需定期排放剩余污泥.污泥需经过浓缩、 稳定和脱水等环节实现减容化和稳定化.随着环保要求的提高,近年来许多污水处理厂新增污泥深度脱水以将含水率降低至<60%[1].伴随着含水率的降低,各污泥处理环节均会产生大量污泥水.由于污泥来源、 调理剂和脱水设备的差异,污泥水中溶解性有机物(DOM)浓度和组成变化很大[1, 2].传统的COD和TOC等指标只能反映有机物总量,寻求恰当的表征技术揭示DOM的组分构成和降解特性,对污泥水水质特性评价及处理技术开发具有重要意义.
三维荧光光谱(3D-EEM)法具有前处理简单、 不破坏样品结构、 灵敏度高、 选择性好、 分析速度快等优点,能同时定性指示多种有机物的类型与性质,在污水FDOM(荧光性有机物)等复杂多组分混合物分析中具有独特优势[3, 4].近年来,3D-EEM技术已广泛应用于城镇污水[4, 5]、 工业废水(石化[6, 7]、 中药[8]等)、 污水处理厂出水[9]、 微生物内源代谢产物[10]中FDOM的研究.对于污水中某些不具有荧光效应的DOM,傅里叶红外光谱(FTIR)能够快速、 简捷地进行宏观与整体鉴定[8].然而,对于污水处理领域面临的污泥水共性问题,对其DOM组分构成和特性分析的研究却鲜有报道.污泥在不同处理环节中其间隙水、 胞外聚合物(EPS)和胞内物质所含的荧光类有机物[3]均会进入污泥水DOM中.因此,本研究拟在污泥处理系统各污泥水水质特性分析的基础上,采用3D-EEM和FTIR研究污泥水中DOM组分的强度、 来源及其与COD的内在联系,以期为污泥水的效应评价与处理技术研究提供数据支撑.
1 材料与方法
1.1 样品采集
实验所用污泥水和原污水取自上海市白龙港污水处理厂.该厂剩余污泥经重力浓缩后加入聚丙烯酰胺(PAM)进入离心浓缩机,浓缩后污泥再投加一定量PAM,进入离心脱水机将含水率降至<80%.离心脱水后污泥与竹园、 曲阳等污水厂的脱水污泥采用白龙港厂重力浓缩污泥稀释至含水率93%,投加CaO (20%)和FeCl3 (8%)调理后,通过板框压滤将含水率降至<60%外运填埋.本研究中污泥水为重力浓缩、 机械浓缩、 离心脱水和深度脱水产生的上清液,采用0.45 μm滤膜过滤后用于DOM分析.
1.2 常规分析指标
溶解性COD采用重铬酸钾法测定; 多糖(PS)和蛋白质(PN)分别采用蒽酮比色法和Lowry法测定; DNA利用UV-2600分光光度计按照紫外吸收法测定; TOC采用Multi N/C 3100测定; 腐殖质(HS)采用RF-5301荧光光度计测定310/440 nm下的激发(Ex)/发射(Em)波长确定.
1.3 3D-EEM分析
3D-EEM采用RF-5301荧光光度计测定.光源为氙灯,Ex和Em波长狭缝宽度均为5nm. Ex和Em的扫描范围均为220-500 nm,步长为5 nm,扫描速度为1 000 nm ·min-1.原污水、 重力浓缩和机械浓缩污泥水用去离子水稀释5倍,离心脱水和深度脱水污泥水分别稀释10和50倍.
1.4 平行因子法分析
将扣除空白影响的20个原污水和污泥水样品的荧光矩阵组合成三维数据矩阵.该数据矩阵使用包括Nway toolbox ver 3.1在内的DOMFluor工具箱在MATLAB R2007a上进行PARAFAC处理.采用折半分析和随机初始化确定最优组分数,通过残差分析检验PARAFAC模型的有效性,并确定各荧光峰位置和强度(Fmax).
1.5 FTIR分析
红外光谱扫描采用FTIR-8400S型岛津傅里叶变换红外光谱仪.水样注入蒸发皿中,溶入适量溴化钾晶体后,于干燥器中干燥.干燥后样品添加适量溴化钾混合压片,检测时测定范围为4 000-400 cm-1.
2 结果与讨论 2.1 污泥水水质特性分析
表 1反映了原污水和各污泥水DOM组分的大小,其中DOM指标变化趋势相同,均为深度脱水>离心脱水>原污水>机械浓缩>重力浓缩.各污泥水DOM成分和含量的差异与有机物在污泥中的分布密切相关.活性污泥是由上清液、 凝胶层EPS、 松散结合态EPS (LB-EPS)、 紧密结合态EPS (TB-EPS)和细胞相构成的动态多层结构[3].在活性污泥中,PN和PS主要分布于内层的细胞相和TB-EPS中,仅有少量PN分布于外层,而PS在外层的分布要高于PN[11].
表 1 原污水和污泥水DOM组分浓度 /mg ·L-1
重力浓缩利用自然沉降分离污泥中的间隙水,污泥水DOM主要来源于污水生物处理后上清液中的惰性物质及少量污泥厌氧水解产生的有机物.机械浓缩则是污泥调理后再离心造成部分凝胶层EPS剥离,因此其污泥水DOM略高于重力浓缩.离心脱水则是加入调理剂后高速离心,造成部分结合态EPS剥离,其污泥水DOM明显高于机械浓缩.从PS和PN含量来看,离心脱水污泥水为机械浓缩的6.6和5.6倍,而后者仅为重力浓缩的1.9和2.1倍,这也证明PS和PN主要分布于污泥内层.深度脱水过程中,CaO和FeCl3的加入会破坏污泥细胞结构,导致大量EPS和胞内物质溶出[12].因此,其污泥水DOM含量非常高,主要成分为PN和HS,并含有较高浓度的DNA和PS.
2.2 污泥水的三维荧光光谱分析
原污水及污泥水的3D-EEM如图 1所示.从中可知,重力浓缩、 机械浓缩和离心脱水污泥水FDOM的荧光峰位置与原污水基本一致,包括A (255/450-460 nm)、 B(225-235/350 nm)和T(280-290/350-360 nm) 3个主要荧光峰,还存在C(315-335/420-440 nm)和D(225-230/295-305 nm)两个荧光强度较低的峰.深度脱水污泥水的荧光组分与其它污泥水和原污水存在明显差异.除峰B(230/375 nm)位置相近外,另2个主要荧光峰C1(320/385 nm)和T2(285/365 nm)则存在一定程度上的蓝移与红移.在280/310 nm(峰T1)和225/305 nm(峰D)处则存在两个荧光强度较低的峰. 在深度脱水污泥水中,短波长腐殖酸峰A消失,这可能是其与Fe3+络合形成沉淀猝灭所致[13].
图 1 原污水和污泥水DOM的典型EEM图
2.3 荧光光谱的平行因子分析
为了深入研究FDOM的组成变化和荧光特性,采用PARAFAC解析原污水及各污泥水的3D-EEM,结果见图 2.由图 2(a)可知,当组分数为6时,其残差和明显小于组分数为5时,但与7组分模型的残差和较为接近,故认为6组分模型已经能够充分反映各样品的荧光信息[14].因此,原污水及各污泥水的EEM图谱可采用6组分模型分析.6个主要荧光组分[位置如图 2(b)]包括3个类蛋白质(C1、 C4、 C6)和3个类腐殖酸组分(C2、 C3、 C5).
(a)5-7组分模型的残差分析; (b) PARAFAC组分的3D-EEM等高线图 2 原污水和污泥水样品的PARAFAC分析
组分C1(275/355 nm)属于类色氨酸物质,主要为游离或结合的蛋白质或氨基酸,可用以指示完整的蛋白质[4, 15].组分C2在Ex 250 nm和340 nm,Em 440 nm处有两个荧光峰,分别为短波长和长波长类腐殖酸物质[3, 16]; 组分C3(320/380 nm)属于长波长海洋类腐殖酸,通常来源于污水或农业废弃物等人为源[16, 17]; 组分C4(235/350 nm)属于芳香族类蛋白质物质[18]; 组分C5 (250/465 nm)主要为含高分子量和芳香族陆生性类腐殖酸[5, 19]; 组分C6(275/305 nm)为类酪氨酸物质,通常与微生物产物相关[15, 20, 21].
原污水和污泥水中不同组分荧光峰的Fmax如图 3所示.从中可知,原污水中类蛋白质组分的Fmax均高于类腐殖酸组分.与原污水相比,重力浓缩污泥水除组分C4的Fmax相当外,其它组分均不同程度下降,这是因为污水中大部分有机物在生 物处理系统中降解,而重力浓缩过程DOM释放量不大.相较于重力浓缩,机械浓缩污泥水中各荧光组分Fmax均有所上升,且类腐殖酸组分的上升幅度(34.3%)明显高于类蛋白质(20.7%).离心脱水污泥水中各荧光组分Fmax均明显高于污泥浓缩.与机械浓缩相比,离心脱水污泥水中类色氨酸组分含量明显增加,且类蛋白质组分Fmax的上升幅度(112.6%)明显高于类腐殖酸(63.5%).机械浓缩较低的离心力通常只能分离外层EPS,而高转速的离心脱水可分离内层的TB-EPS,造成大量蛋白质进入污泥水中[11].
图 3 原污水和污泥水的荧光组分强度
与离心脱水相比,深度脱水通过碱性条件下污泥溶胞造成大量胞内物质释放进入污泥水中,组分C1、 C3和C6的Fmax均大幅度升高,而组分C2、 C4和C5的Fmax则低于离心脱水.在深度脱水污泥水的6个荧光组分中,类腐殖酸组分C3的Fmax较离心脱水升高幅度最大,达15.63倍.这是因为位于315-325/380-390 nm处的类腐殖酸物质是结合态EPS的主要荧光组分[22].深度脱水污泥水中类色氨酸组分C1和类酪氨酸组分C6的Fmax较离心脱水分别上升0.65和7.30倍.这是由于虽然类色氨酸物质是污泥内层TB-EPS和细胞相中类蛋白质荧光组分的主要成分[3],但污泥溶胞产物DOM却多为类酪氨酸物质[23].荧光组分C1、 C3和C6的大幅度升高证明深度脱水过程中存在大量结合态EPS的解离与细胞溶解.
2.4 荧光组分强度与COD的相关性分析
在离心脱水和深度脱水污泥水中,大量内层EPS和胞内物质会进入液相,因此其FDOM含量明显高于浓缩污泥水,且成分更为复杂.而重力和机械浓缩污泥水FDOM主要来自污泥上清液和外层EPS,对其荧光组分和SCOD进行相关分析,结果如图 4所示.结果表明,所有类腐殖酸荧光组分均与SCOD在P<0.01水平上正显著相关,而类蛋白质组分中仅C4在P<0.05水平上与SCOD正显著相关,组分C1和C6与SCOD不相关.这说明浓缩污泥水中SCOD主要来自于类腐殖酸组分的贡献,类蛋白质组分对其影响不大.这也与蛋白质在污泥外层EPS中分布比例很低的结论相吻合[11].
图 4 浓缩污泥水荧光组分与COD相关关系
2.5 污泥水的红外光谱分析
原污水和污泥水DOM的FTIR光谱如图 5所示.从中可知,原污水和浓缩污泥水中存在类似的特征峰: 3 450-3 400 cm-1处为O—H或N—H的伸缩振动[24],2 926-2 918 cm-1和2 854-2 849 cm-1处的窄峰分别为—CH2—的不对称和对称伸缩振动,2 361-2 341 cm-1处则是叁键和累积双键类物质吸收区[6],1 637-1 629 cm-1处则为双键的伸缩振动,1 120-1 111 cm-1处为多糖中C—O—C的伸缩振动[8],619 cm-1处的峰则属于富里酸频段[25].与原污水和重力浓缩污泥水相比,机械浓缩污泥水在1 735 cm-1和1 458 cm-1处新出现的峰为羧酸和苯环骨架振动的特征峰[26].
图 5 原污水和污泥水DOM的FTIR光谱图
离心脱水污泥水在1 107 cm-1和1 188 cm-1出现两个与多糖中C—O—C的伸缩振动密切相关的峰[26],且吸收峰强度较浓缩污泥水显著增强,说明脱水过程中EPS外层的PS大量释放.离心脱水污泥水在HS频段的峰明显加强,且出现了与苯环的伸缩振动及其对位取代相关的新峰673 cm-1和842 cm-1,这与污泥水中HS含量及荧光性类腐殖酸组分Fmax上升相吻合.深度脱水污泥水中2 926-2 848 cm-1、 1 735 cm-1和619 cm-1处的峰消失,这与强碱性条件下羧酸、 富里酸(CH2)基团的消失密切相关[25, 26].深度脱水污泥水在538 cm-1处出现的新峰则是铁与DOM形成的Fe—O键伸缩振动所致[27],与其3D-EEM中荧光峰A的猝灭相吻合.深度脱水污泥水在1 640-1 407 cm-1蛋白质肽键频段的峰[25]明显加强,1 465 cm-1和1 548 cm-1是蛋白质二级结构所特有的峰[28],这与深度脱水污泥水中蛋白质含量及荧光性类蛋白质组分Fmax的上升相吻合.与其它污泥水的尖峰相比,深度脱水污泥水3 400 cm-1处的吸收峰转化为钝峰,这可能是钙或铁与蛋白质络合造成光谱变化[8].具体参见 污水处理技术资料或污水技术资料更多相关技术文档。
3 结论
(1) 采用EEM-PARAFAC将污泥水中的DOM划分为6个荧光组分,类蛋白质C1(275/355 nm)、 C4(235/350 nm)和C6(275/305 nm),及类腐殖酸C2(250,340/440 nm)、 C3(320/380 nm)和C5(250/465 nm).
(2) 浓缩和离心脱水污泥水DOM的荧光峰位置与原污水基本一致,而深度脱水污泥水则存在显著差异.两种浓缩污泥水中SCOD与所有类腐殖酸均正显著相关(P<0.01).离心脱水污泥水中,类色氨酸组分C1、 C4和腐殖酸组分C5含量明显上升.由于大量结合态EPS和胞内物质的溶解,深度脱水污泥水中类腐殖酸组分C3和类酪氨酸组分C6分别较离心脱水升高15.63和7.30倍.
(3) FTIR分析表明,与浓缩污泥水相比,离心脱水污泥水中PS和HS吸收峰增强,而深度脱水污泥水中PN大量释放,金属离子会与腐殖酸和蛋白质络合引起DOM结构变化.（来源及作者：上海电力学院环境与化学工程学院 牛天浩 周振 胡大龙 魏海娟 李晶 窦微笑 葛红花）