為了維持微生物活性和固體平衡,污水生物處理系統(tǒng)需定期排放剩余污泥.污泥需經過濃縮、 穩(wěn)定和脫水等環(huán)節(jié)實現減容化和穩(wěn)定化.隨著環(huán)保要求的提高,近年來許多污水處理廠新增污泥深度脫水以將含水率降低至<60%[1].伴隨著含水率的降低,各污泥處理環(huán)節(jié)均會產生大量污泥水.由于污泥來源、 調理劑和脫水設備的差異,污泥水中溶解性有機物(DOM)濃度和組成變化很大[1, 2].傳統(tǒng)的COD和TOC等指標只能反映有機物總量,尋求恰當的表征技術揭示DOM的組分構成和降解特性,對污泥水水質特性評價及處理技術開發(fā)具有重要意義.

　　三維熒光光譜(3D-EEM)法具有前處理簡單、 不破壞樣品結構、 靈敏度高、 選擇性好、 分析速度快等優(yōu)點,能同時定性指示多種有機物的類型與性質,在污水FDOM(熒光性有機物)等復雜多組分混合物分析中具有獨特優(yōu)勢[3, 4].近年來,3D-EEM技術已廣泛應用于城鎮(zhèn)污水[4, 5]、 工業(yè)廢水(石化[6, 7]、 中藥[8]等)、 污水處理廠出水[9]、 微生物內源代謝產物[10]中FDOM的研究.對于污水中某些不具有熒光效應的DOM,傅里葉紅外光譜(FTIR)能夠快速、 簡捷地進行宏觀與整體鑒定[8].然而,對于污水處理領域面臨的污泥水共性問題,對其DOM組分構成和特性分析的研究卻鮮有報道.污泥在不同處理環(huán)節(jié)中其間隙水、 胞外聚合物(EPS)和胞內物質所含的熒光類有機物[3]均會進入污泥水DOM中.因此,本研究擬在污泥處理系統(tǒng)各污泥水水質特性分析的基礎上,采用3D-EEM和FTIR研究污泥水中DOM組分的強度、 來源及其與COD的內在聯(lián)系,以期為污泥水的效應評價與處理技術研究提供數據支撐.

　　1 材料與方法

　　1.1 樣品采集

　　實驗所用污泥水和原污水取自上海市白龍港污水處理廠.該廠剩余污泥經重力濃縮后加入聚丙烯酰胺(PAM)進入離心濃縮機,濃縮后污泥再投加一定量PAM,進入離心脫水機將含水率降至<80%.離心脫水后污泥與竹園、 曲陽等污水廠的脫水污泥采用白龍港廠重力濃縮污泥稀釋至含水率93%,投加CaO (20%)和FeCl3 (8%)調理后,通過板框壓濾將含水率降至<60%外運填埋.本研究中污泥水為重力濃縮、 機械濃縮、 離心脫水和深度脫水產生的上清液,采用0.45 μm濾膜過濾后用于DOM分析.

　　1.2 常規(guī)分析指標

　　溶解性COD采用重鉻酸鉀法測定; 多糖(PS)和蛋白質(PN)分別采用蒽酮比色法和Lowry法測定; DNA利用UV-2600分光光度計按照紫外吸收法測定; TOC采用Multi N/C 3100測定; 腐殖質(HS)采用RF-5301熒光光度計測定310/440 nm下的激發(fā)(Ex)/發(fā)射(Em)波長確定.

　　1.3 3D-EEM分析

　　3D-EEM采用RF-5301熒光光度計測定.光源為氙燈,Ex和Em波長狹縫寬度均為5nm. Ex和Em的掃描范圍均為220-500 nm,步長為5 nm,掃描速度為1 000 nm ·min-1.原污水、 重力濃縮和機械濃縮污泥水用去離子水稀釋5倍,離心脫水和深度脫水污泥水分別稀釋10和50倍.

　　1.4 平行因子法分析

　　將扣除空白影響的20個原污水和污泥水樣品的熒光矩陣組合成三維數據矩陣.該數據矩陣使用包括Nway toolbox ver 3.1在內的DOMFluor工具箱在MATLAB R2007a上進行PARAFAC處理.采用折半分析和隨機初始化確定最優(yōu)組分數,通過殘差分析檢驗PARAFAC模型的有效性,并確定各熒光峰位置和強度(Fmax).

　　1.5 FTIR分析

　　紅外光譜掃描采用FTIR-8400S型島津傅里葉變換紅外光譜儀.水樣注入蒸發(fā)皿中,溶入適量溴化鉀晶體后,于干燥器中干燥.干燥后樣品添加適量溴化鉀混合壓片,檢測時測定范圍為4 000-400 cm-1.

　　2 結果與討論 2.1 污泥水水質特性分析

　　表 1反映了原污水和各污泥水DOM組分的大小,其中DOM指標變化趨勢相同,均為深度脫水>離心脫水>原污水>機械濃縮>重力濃縮.各污泥水DOM成分和含量的差異與有機物在污泥中的分布密切相關.活性污泥是由上清液、 凝膠層EPS、 松散結合態(tài)EPS (LB-EPS)、 緊密結合態(tài)EPS (TB-EPS)和細胞相構成的動態(tài)多層結構[3].在活性污泥中,PN和PS主要分布于內層的細胞相和TB-EPS中,僅有少量PN分布于外層,而PS在外層的分布要高于PN[11].

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　　表 1 原污水和污泥水DOM組分濃度 /mg ·L-1

　　重力濃縮利用自然沉降分離污泥中的間隙水,污泥水DOM主要來源于污水生物處理后上清液中的惰性物質及少量污泥厭氧水解產生的有機物.機械濃縮則是污泥調理后再離心造成部分凝膠層EPS剝離,因此其污泥水DOM略高于重力濃縮.離心脫水則是加入調理劑后高速離心,造成部分結合態(tài)EPS剝離,其污泥水DOM明顯高于機械濃縮.從PS和PN含量來看,離心脫水污泥水為機械濃縮的6.6和5.6倍,而后者僅為重力濃縮的1.9和2.1倍,這也證明PS和PN主要分布于污泥內層.深度脫水過程中,CaO和FeCl3的加入會破壞污泥細胞結構,導致大量EPS和胞內物質溶出[12].因此,其污泥水DOM含量非常高,主要成分為PN和HS,并含有較高濃度的DNA和PS.

　　2.2 污泥水的三維熒光光譜分析

　　原污水及污泥水的3D-EEM如圖 1所示.從中可知,重力濃縮、 機械濃縮和離心脫水污泥水FDOM的熒光峰位置與原污水基本一致,包括A (255/450-460 nm)、 B(225-235/350 nm)和T(280-290/350-360 nm) 3個主要熒光峰,還存在C(315-335/420-440 nm)和D(225-230/295-305 nm)兩個熒光強度較低的峰.深度脫水污泥水的熒光組分與其它污泥水和原污水存在明顯差異.除峰B(230/375 nm)位置相近外,另2個主要熒光峰C1(320/385 nm)和T2(285/365 nm)則存在一定程度上的藍移與紅移.在280/310 nm(峰T1)和225/305 nm(峰D)處則存在兩個熒光強度較低的峰. 在深度脫水污泥水中,短波長腐殖酸峰A消失,這可能是其與Fe3+絡合形成沉淀猝滅所致[13].

　　圖 1 原污水和污泥水DOM的典型EEM圖

　　2.3 熒光光譜的平行因子分析

　　為了深入研究FDOM的組成變化和熒光特性,采用PARAFAC解析原污水及各污泥水的3D-EEM,結果見圖 2.由圖 2(a)可知,當組分數為6時,其殘差和明顯小于組分數為5時,但與7組分模型的殘差和較為接近,故認為6組分模型已經能夠充分反映各樣品的熒光信息[14].因此,原污水及各污泥水的EEM圖譜可采用6組分模型分析.6個主要熒光組分[位置如圖 2(b)]包括3個類蛋白質(C1、 C4、 C6)和3個類腐殖酸組分(C2、 C3、 C5).

　　(a)5-7組分模型的殘差分析; (b) PARAFAC組分的3D-EEM等高線圖 2 原污水和污泥水樣品的PARAFAC分析

　　組分C1(275/355 nm)屬于類色氨酸物質,主要為游離或結合的蛋白質或氨基酸,可用以指示完整的蛋白質[4, 15].組分C2在Ex 250 nm和340 nm,Em 440 nm處有兩個熒光峰,分別為短波長和長波長類腐殖酸物質[3, 16]; 組分C3(320/380 nm)屬于長波長海洋類腐殖酸,通常來源于污水或農業(yè)廢棄物等人為源[16, 17]; 組分C4(235/350 nm)屬于芳香族類蛋白質物質[18]; 組分C5 (250/465 nm)主要為含高分子量和芳香族陸生性類腐殖酸[5, 19]; 組分C6(275/305 nm)為類酪氨酸物質,通常與微生物產物相關[15, 20, 21].

　　原污水和污泥水中不同組分熒光峰的Fmax如圖 3所示.從中可知,原污水中類蛋白質組分的Fmax均高于類腐殖酸組分.與原污水相比,重力濃縮污泥水除組分C4的Fmax相當外,其它組分均不同程度下降,這是因為污水中大部分有機物在生 物處理系統(tǒng)中降解,而重力濃縮過程DOM釋放量不大.相較于重力濃縮,機械濃縮污泥水中各熒光組分Fmax均有所上升,且類腐殖酸組分的上升幅度(34.3%)明顯高于類蛋白質(20.7%).離心脫水污泥水中各熒光組分Fmax均明顯高于污泥濃縮.與機械濃縮相比,離心脫水污泥水中類色氨酸組分含量明顯增加,且類蛋白質組分Fmax的上升幅度(112.6%)明顯高于類腐殖酸(63.5%).機械濃縮較低的離心力通常只能分離外層EPS,而高轉速的離心脫水可分離內層的TB-EPS,造成大量蛋白質進入污泥水中[11].

　　圖 3 原污水和污泥水的熒光組分強度

　　與離心脫水相比,深度脫水通過堿性條件下污泥溶胞造成大量胞內物質釋放進入污泥水中,組分C1、 C3和C6的Fmax均大幅度升高,而組分C2、 C4和C5的Fmax則低于離心脫水.在深度脫水污泥水的6個熒光組分中,類腐殖酸組分C3的Fmax較離心脫水升高幅度最大,達15.63倍.這是因為位于315-325/380-390 nm處的類腐殖酸物質是結合態(tài)EPS的主要熒光組分[22].深度脫水污泥水中類色氨酸組分C1和類酪氨酸組分C6的Fmax較離心脫水分別上升0.65和7.30倍.這是由于雖然類色氨酸物質是污泥內層TB-EPS和細胞相中類蛋白質熒光組分的主要成分[3],但污泥溶胞產物DOM卻多為類酪氨酸物質[23].熒光組分C1、 C3和C6的大幅度升高證明深度脫水過程中存在大量結合態(tài)EPS的解離與細胞溶解.

　　2.4 熒光組分強度與COD的相關性分析

　　在離心脫水和深度脫水污泥水中,大量內層EPS和胞內物質會進入液相,因此其FDOM含量明顯高于濃縮污泥水,且成分更為復雜.而重力和機械濃縮污泥水FDOM主要來自污泥上清液和外層EPS,對其熒光組分和SCOD進行相關分析,結果如圖 4所示.結果表明,所有類腐殖酸熒光組分均與SCOD在P<0.01水平上正顯著相關,而類蛋白質組分中僅C4在P<0.05水平上與SCOD正顯著相關,組分C1和C6與SCOD不相關.這說明濃縮污泥水中SCOD主要來自于類腐殖酸組分的貢獻,類蛋白質組分對其影響不大.這也與蛋白質在污泥外層EPS中分布比例很低的結論相吻合[11].

　　圖 4 濃縮污泥水熒光組分與COD相關關系

　　2.5 污泥水的紅外光譜分析

　　原污水和污泥水DOM的FTIR光譜如圖 5所示.從中可知,原污水和濃縮污泥水中存在類似的特征峰: 3 450-3 400 cm-1處為O—H或N—H的伸縮振動[24],2 926-2 918 cm-1和2 854-2 849 cm-1處的窄峰分別為—CH2—的不對稱和對稱伸縮振動,2 361-2 341 cm-1處則是叁鍵和累積雙鍵類物質吸收區(qū)[6],1 637-1 629 cm-1處則為雙鍵的伸縮振動,1 120-1 111 cm-1處為多糖中C—O—C的伸縮振動[8],619 cm-1處的峰則屬于富里酸頻段[25].與原污水和重力濃縮污泥水相比,機械濃縮污泥水在1 735 cm-1和1 458 cm-1處新出現的峰為羧酸和苯環(huán)骨架振動的特征峰[26].

　　圖 5 原污水和污泥水DOM的FTIR光譜圖

　　離心脫水污泥水在1 107 cm-1和1 188 cm-1出現兩個與多糖中C—O—C的伸縮振動密切相關的峰[26],且吸收峰強度較濃縮污泥水顯著增強,說明脫水過程中EPS外層的PS大量釋放.離心脫水污泥水在HS頻段的峰明顯加強,且出現了與苯環(huán)的伸縮振動及其對位取代相關的新峰673 cm-1和842 cm-1,這與污泥水中HS含量及熒光性類腐殖酸組分Fmax上升相吻合.深度脫水污泥水中2 926-2 848 cm-1、 1 735 cm-1和619 cm-1處的峰消失,這與強堿性條件下羧酸、 富里酸(CH2)基團的消失密切相關[25, 26].深度脫水污泥水在538 cm-1處出現的新峰則是鐵與DOM形成的Fe—O鍵伸縮振動所致[27],與其3D-EEM中熒光峰A的猝滅相吻合.深度脫水污泥水在1 640-1 407 cm-1蛋白質肽鍵頻段的峰[25]明顯加強,1 465 cm-1和1 548 cm-1是蛋白質二級結構所特有的峰[28],這與深度脫水污泥水中蛋白質含量及熒光性類蛋白質組分Fmax的上升相吻合.與其它污泥水的尖峰相比,深度脫水污泥水3 400 cm-1處的吸收峰轉化為鈍峰,這可能是鈣或鐵與蛋白質絡合造成光譜變化[8].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。

　　3 結論

　　(1) 采用EEM-PARAFAC將污泥水中的DOM劃分為6個熒光組分,類蛋白質C1(275/355 nm)、 C4(235/350 nm)和C6(275/305 nm),及類腐殖酸C2(250,340/440 nm)、 C3(320/380 nm)和C5(250/465 nm).

　　(2) 濃縮和離心脫水污泥水DOM的熒光峰位置與原污水基本一致,而深度脫水污泥水則存在顯著差異.兩種濃縮污泥水中SCOD與所有類腐殖酸均正顯著相關(P<0.01).離心脫水污泥水中,類色氨酸組分C1、 C4和腐殖酸組分C5含量明顯上升.由于大量結合態(tài)EPS和胞內物質的溶解,深度脫水污泥水中類腐殖酸組分C3和類酪氨酸組分C6分別較離心脫水升高15.63和7.30倍.

　　(3) FTIR分析表明,與濃縮污泥水相比,離心脫水污泥水中PS和HS吸收峰增強,而深度脫水污泥水中PN大量釋放,金屬離子會與腐殖酸和蛋白質絡合引起DOM結構變化.（來源及作者：上海電力學院環(huán)境與化學工程學院 牛天浩 周振 胡大龍 魏海娟 李晶 竇微笑 葛紅花）