外源微塑料输入对SBR系统污水处理性能的影响

陈 佼,唐 艺,黄 琴,李舒昕,田秋荻,陆一新

(成都工业学院 材料与环境工程学院,成都 611730)

塑料制品与人们的日常生产和生活息息相关,然而其制造和使用过程也带来了日益严重的微塑料污染问题[1]。微塑料是一类粒径不足5 mm的持久性污染物,其种类繁多、迁移能力强、可降解性差[2]。外源微塑料输入水体后会对水生态环境造成严重危害,进而威胁到水生生物和人体的健康。近年来,微塑料在海洋[3]、河流[4]、湖泊[5]、饮用水[6]以及水产品[7]中被频繁检出,其潜在危害成为全球关注热点。

污水处理厂是城镇污水的重要汇集地,是微塑料从市政管网向自然水环境转移的中转站[8]。外源微塑料输入污水处理系统后,与污水共存于系统内,可能通过与污水中污染物的结合而改变污染物的存在形态及转化路径,也可能通过与微生物的附着接触而对其产生毒害,进而对污水处理性能产生负面影响[9]。目前,已有较多关于污水厂微塑料来源解析[10]、赋存形态调查[11]、迁移及归趋规律分析[12]、去除方法探究[13]的文献报道,同时关于外源微塑料输入对污水处理系统性能影响的研究也在近年来日益受到国内外学者的关注。如:胡璇等[14]研究了聚酯纤维微塑料对活性污泥体系运行性能和菌群结构的影响;Alvim等[15]研究了聚苯乙烯微塑料对活性污泥工艺硝化和有机物去除性能的影响。然而,污水中外源输入的微塑料种类繁多,不同类型的微塑料对活性污泥体系可能产生不同的影响,因此,对比其影响差异和探究其影响机制对活性污泥法的实际运行具有重要意义。

鉴于此,本研究将选取典型的活性污泥法污水处理系统——序批式反应器(Sequencing Batch Reactor,SBR)处理生活污水,在成功启动SBR系统并实现稳定运行后,考察污水中常见的2种外源微塑料——聚酰胺(Polyamide,PA)和聚氯乙烯(Polyvinyl Chloride,PVC)在不同输入量下对SBR系统污水处理性能的影响并分析其影响机制,以期为SBR系统的稳定运行提供科学参考,同时也可为微塑料对其他类型污水处理系统影响的研究提供有益借鉴。

1 材料与方法

1.1 实验装置

SBR系统的主体装置以有机玻璃为原料加工制成,其有效容积为2.0 L,反应器底部安装有微孔曝气装置,通过可调节曝气机泵入空气,空气从微孔曝气头逸散出来,为泥水混合液供氧,并提供搅拌作用使泥水充分混合。采用微电脑定时器控制运行时间。

1.2 污水水质及接种污泥

采用实验室闲置活性污泥进行接种,在有效容积为15 L的塑料桶内进行驯化(35 d),再均匀分装到一系列的SBR系统内,每个系统内泥水混合液的体积为1.8 L,混合液悬浮固体浓度(Mixed Liquor Suspended Solids,MLSS)在3 100 mg/L左右。

1.3 微塑料

实验所用微塑料PA、PVC均购自中联塑化有限公司,为使其与污水中微塑料的实际情况更加相近,取适量PA、PVC放入模拟生活污水中,在室温条件下置于振荡器上以180 r/min的速率振荡12 h。振荡结束后,用自来水清洗数遍,滤出微塑料放入50 ℃烘箱内烘干,取烘干的微塑料颗粒过150 μm筛,储存于干燥条件下备用。

1.4 实验方案

设置7组平行启动的SBR系统,编号依次为S1～S7。每天运行2个周期,每个周期在12 h内完成,共设置进水(阶段Ⅰ,10 min)、曝气(阶段Ⅱ,10 h)、沉淀(阶段Ⅲ,1 h)、排水(阶段Ⅳ,10 min)、闲置(阶段Ⅴ,40 min)这5个阶段循环运行。阶段I进水量和阶段Ⅳ排水量均为1 L。阶段Ⅱ系统内溶解氧质量浓度控制在4～5 mg/L,实验期间环境温度为(25±5)℃。

表1 外源微塑料输入情况

1.5 分析方法

污水水质指标和污泥性能指标均参照《水和废水监测分析方法(第四版)》进行检测。在对出水水质指标进行检测时,水样需预先采用0.45 μm滤膜进行处理,以减少悬浮在水中的微塑料对水质检测结果造成干扰。在进行MLSS检测时,由于污泥中可能残留有部分微塑料,在将污泥烘干称质量(m1)后,需将干污泥用去离子水清洗数遍,分离出微塑料后单独烘干称质量(m2),再根据质量差(m1-m2)和取样体积进一步计算出污泥的实际质量浓度。

(1)

式中:ρ0、ρ分别为进水、出水中污染物的质量浓度,mg/L;t为曝气反应时长,h;k为污染物去除过程的反应速率常数,h-1;a为相关常数。

2 结果与讨论

2.1 对COD去除效果的影响

外源微塑料PA、PVC输入对SBR系统COD去除效果的影响如图1所示。

图1 S1～S7系统对COD的去除效果

对比各SBR系统的出水COD质量浓度变化规律可知,S1出水水质最为稳定,COD质量浓度稳定在31.6 mg/L左右,去除率均值可达到90.8%,而有外源PA、PVC输入的S2～S7系统出水COD质量浓度出现了不同程度的升高。其中,S2系统出水COD质量浓度增幅相对较小,稳定运行期间COD去除率均值依然可达到90.2%,仅比对照组降低了0.6%,可见PA在10 mg/L输入条件下对SBR系统COD去除效果的影响较小。随着PA输入量的增加,对COD去除的抑制效果逐渐显现,S3、S4出水COD质量浓度分别升高到38.9,47.2 mg/L左右,COD去除率均值分别比S1下降了2.1%、4.5%,可见PA输入量越大,对COD去除效果的抑制作用越强。与PA相比,PVC输入对COD去除效果的负面影响更大,稳定运行期S5、S6、S7系统的出水COD质量浓度分别增至46.3,56.5,80.8 mg/L左右,相应的COD去除率均值分别降至86.6%、83.6%、76.5%,相比S1分别低了4.2%、7.2%、14.3%。由此可见,较高质量浓度PA、PVC输入对COD去除会产生更强的抑制效应,而同等质量浓度输入量下PVC的抑制效应比PA更强。

图2反映了S1～S7系统在不同反应时间下的COD去除动力学拟合结果,其拟合参数见表2。

图2 不同反应时间下的COD去除动力学拟合

表2 COD去除动力学拟合参数

根据动力学模型的特点,反应速率常数k值越大,说明污染物被SBR系统去除的速率越高[20]。从图2和表2可以看出,微塑料PA、PVC输入后,S2～S7的k值相比S1均有所下降,但S2～S5的k值依然维持在0.2 h-1以上,而S6、S7的k值下降较为明显,分别仅为S1的k值的73.8%、60.1%。分析认为,SBR系统对污水中COD的去除主要依靠有机物降解菌的作用,微塑料持续输入系统后分散于体系内,将阻碍有机物从污水向污泥菌胶团的传质过程,同时还会阻碍溶解氧在体系内的扩散效率,导致有机物降解菌不能获得充分的碳源和氧源,代谢有机物的活性下降[21]。微塑料输入量越高,这种阻碍作用越强,有机物降解菌受到的抑制作用也越大,因而COD去除效果也越差。此外,微塑料与有机物降解菌共存于SBR系统内,还可能通过缓慢释放有毒物质抑制微生物酶活性,进而对有机物降解菌产生胁迫效应[22-23]。在本研究中,PVC对SBR系统COD去除效果的冲击更大,说明有机物降解菌抵抗PVC胁迫效应的能力较PA更弱。

2.2 对去除效果的影响

图3 S1～S7系统对的去除效果

表去除动力学拟合参数

图4 不同反应时间下的去除动力学拟合

2.3 对TP去除效果的影响

外源微塑料输入前后各SBR系统的出水TP质量浓度和去除率变化情况如图5所示。

图5 S1～S7系统对TP的去除效果

图6和表4反映了不同反应时间下SBR系统的TP去除动力学拟合结果。

图6 不同反应时间下的TP去除动力学拟合

表4 TP去除动力学拟合参数

2.4 对污泥性能的影响

稳定运行期S1～S7系统的污泥性能指标分析结果如图7所示。

图7 外源PA、PVC输入对污泥性能指标的影响

由图7可知,对照组S1的SV30、MLSS、SVI分别为33%、3 153 mg/L、105 mL/g,说明无外源微塑料输入时SBR系统的污泥性能较为正常[31]。外源微塑料输入后,SBR系统的污泥性能指标发生了较为明显的变化。对比可知,S2～S7的SV30、MLSS、SVI值均低于S1,单位时间内的污泥沉降体积数、污泥量及污泥体积指数均呈现出减少趋势[32]。由此可见,外源微塑料PA、PVC的持续输入会使污泥密实度增加,这与部分微塑料颗粒被污泥裹挟而共同沉降有关。然而,这并没有带来污泥质量浓度的同步增长,相反,污泥质量浓度有所减少,这是由于微塑料对活性污泥中的功能菌群产生了不同程度的胁迫效应,微生物的生长繁殖效率降低,进而使得污泥总量无法持续增长所致[33]。

3 结论