生物絮凝劑與改性沸石復配處理豬場廢水厭氧消化液的響應面優化

郭俊元,楊春平,邱國良 (1.湖南大學環境科學與工程學院,湖南 長沙 410082；2.湖南大學環境生物與控制教育部重點實驗室,湖南 長沙 410082；3.浙江工商大學環境科學與工程學院,浙江省固體廢物處理與資源化重點實驗室,浙江 杭州 310018)

生物絮凝劑與改性沸石復配處理豬場廢水厭氧消化液的響應面優化

郭俊元1,2,楊春平2,3*,邱國良1,2(1.湖南大學環境科學與工程學院,湖南 長沙 410082；2.湖南大學環境生物與控制教育部重點實驗室,湖南 長沙 410082；3.浙江工商大學環境科學與工程學院,浙江省固體廢物處理與資源化重點實驗室,浙江 杭州 310018)

采用響應面分析法(RSM)對紅平紅球菌所產發酵液與聚合氯化鋁(PAC)復配處理高嶺土懸濁液及發酵液與改性沸石復配處理豬場廢水厭氧消化液的過程進行了優化.設定的響應值分別為絮凝率和絮體粒徑,COD和氨氮去除率.實驗分別擬合了關于絮凝率,絮體粒徑,COD去除率和氨氮去除率的二次模型,決定系數(R2)分別為0.8933,0.8353,0.7819和0.8343,表明擬合情況良好.根據響應值的分布情況,確定高嶺土懸濁液的最佳絮凝條件為發酵液3.7mL/L,PAC 49mg/L,pH值8.7,CaCl224mg/L, 反應時間15min,相應絮凝率和絮體粒徑分別為96.3%和0.67mm;豬場廢水厭氧消化液的最佳絮凝條件為發酵液4.5mL/L,改性沸石12g/L,pH值8.3,CaCl216mg/L,反應時間55min,相應COD,氨氮去除率分別為87.9%和86.9%.

微生物絮凝劑；聚合氯化鋁；改性沸石；響應面分析

微生物絮凝劑具有高效、無毒、無二次污染、可生物降解、絮凝范圍廣等優點,在污水處理,食品加工和發酵工業等方面具有廣闊的應用前景[1],但生產成本高,絮凝劑產量低,絮凝效率低等缺點限制了其在實際工程中的廣泛使用.微生物絮凝劑與無機,有機絮凝劑配合使用可以提高絮凝效率,減少投加量,降低二次污染[2].黃兢等[3]研究了微生物絮凝劑MBFGA1與PAC復配技術,響應面實驗結果表明絮凝率和絮凝粒徑的二次模型擬合較好,但沒有針對具體廢水進行研究.豬場廢水厭氧消化液C/N比失調,可生化性差,缺乏反硝化電子供體,堿度失衡,國內外采取的措施主要是:加堿或加碳源(葡萄糖,甲醇,乙酸),加未經厭氧消化的豬糞或豬糞水.加堿或加碳源雖然取得了較好的處理效果,但是會增加裝置投資和運行費用,而添加豬糞或豬糞水則不能獲得良好的處理出水[4].以天然沸石作為吸附材料的離子交換脫氨氮技術受到廣泛關注[5].因此,本研究提出了微生物絮凝劑與沸石復配處理豬場廢水厭氧消化液的技術,不僅回避了上述豬場廢水厭氧消化液處理方法的缺點,降低了生物法處理成本,通過絮凝改善了廢水沉降狀態,而且通過離子交換技術提高了廢水處理效率[6].本研究以紅平紅球菌生產的發酵液與PAC復配,運用RSM法設計實驗并分析數據,優化發酵液對高嶺土懸濁液的絮凝條件,通過對絮凝率和絮凝粒徑的檢測,考察紅平紅球菌所生產發酵液的絮凝性能;此外,運用 RSM設計實驗,優化發酵液與改性沸石復配處理豬場廢水厭氧消化液的條件,最大限度地去除廢水中的COD和氨氮.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 菌種來源及發酵液制備 實驗所用菌種為紅平紅球菌,保藏于中國典型微生物保藏中心,菌種保藏號為ACCC.10543.

發酵液的制備包括種子培養和發酵培養.種子培養基(g/L):蛋白胨10.0,酵母粉5.0,牛肉膏2.0, NaCl 10.0, pH=7.0.挑取少許菌落至裝有150mL種子培養基的搖瓶內,于發酵溫度 30℃,搖床速度120 r/min的條件下培養48 h.發酵培養基(g/L):蔗糖 20.0,脲 4.0,酵母粉 1.0,NaCl 1.0, MgSO40.2,K2HPO45.0,KH2PO42.0,pH=8.0.將上述種子液以 2%(V/V)的接種量接種至發酵培養基,發酵72h,得發酵液.絮凝劑的分子量是3.99×105Da.

1.1.2 改性沸石的制備 將來自浙江縉云礦業加工廠的天然沸石用蒸餾水洗滌,105℃烘干.之后,天然沸石與氧化鎂按照質量比4:1混合,400℃條件下焙燒4h,制成改性沸石[7],改性沸石主要化學成分(%):SiO265.90,CaO 2.88,Na2O 0.13,MgO 2.66,Al2O312.80,K2O 2.21,Fe2O36.38.

1.1.3 試驗廢水水質 試驗廢水為湖南海尚環境生物科技有限公司提供的豬場廢水厭氧消化液,其中 COD為 1000～2000mg/L,氨氮濃度為1000～1200mg/L,pH值為7.5～8.5.

1.2 實驗方法

1.2.1 絮凝率的測定 在裝有4.0g/L的100mL高嶺土懸濁液中,加入5mL l%(W/V)的CaCl2溶液和 2mL離心去菌體后的發酵液(離心速率5000 r/min),混合攪拌5min,靜置10min,使用分光光度計(7230G,上海分析儀器廠)測定波長550nm處的吸光度OD550,同時以2mL未接種培養基代替去菌體發酵液作為對照.絮凝率(FR)按公式(1)計算[8]:

式中: a為加入絮凝劑的高嶺土懸濁液澄清后的OD550;b為高嶺土懸濁液澄清后的OD550.

1.2.2 絮體粒徑的測量 將絮體轉移至盛滿蒸餾水的 20cm×10cm×100cm的玻璃容器中,用數碼相機對拍攝區域的絮體進行連續拍照[9],運用圖像軟件Image—pro Plus6.0根據已制定的圖像標尺測量絮體粒徑.

1.2.3 生物絮凝劑和改性沸石最佳用量 通過檢測不同用量條件下,改性沸石對氨氮的去除效率和平衡吸附量,考察改性沸石對養殖廢水的處理效果.通過檢測 COD和氨氮去除率,考察生物絮凝劑對養殖廢水的處理效果.

1.2.4 生物絮凝劑與 PAC復配的響應面優化 采用中心復合設計(CCD)的二階模型對變量的響應行為進行表征[10],5個變量為發酵液用量(X1),PAC用量(X2),pH值(X3),CaCl2用量(X4)和反應時間(X5),響應值(y)為絮凝率和絮體粒徑.CCD的二階模型為:

式中:Xi與Xj為相互獨立的影響因子; β0是偏移項;βi表示Xi的線性效應;βii表示Xi的二次效應;βij表示 Xi與 Xj之間的交互作用效應.應用Design-expert7.1.3軟件設計實驗,如表1所示.

1.2.5 改性沸石與生物絮凝劑復配的響應面優化 采用CCD二階模型對變量的響應行為進行表征[10],5個變量為發酵液用量(X1),改性沸石用量(X2),pH值(X3),CaCl2用量(X4)和反應時間(X5),響應值(y)為氨氮去除率和 COD去除效率.應用Design-expert7.1.3軟件設計實驗,如表2所示.

表1 生物絮凝劑與PAC復配中心復合設計Table 1 CCD of bioflocculant and PAC

表2 改性沸石與生物絮凝劑復配中心復合設計Table 2 CCD of modified zeolite and bioflocculant

2 結果與討論

2.1 響應值為絮凝率的實驗結果

以絮凝率為響應值建立的二次回歸模型如式(3)所示.方差分析結果顯示:P＜0.0001＜0.05,決定系數R2為0.8933,表明模型顯著,相關系數R為0.9451表明獨立變量之間的相關性較好,響應值Y1(絮凝率)的二次回歸模型擬合較好.

將以編碼值為變量的絮凝率二次模型系數進行顯著性檢驗(P＜0.05為顯著),結果表明,發酵液用量, PAC用量, CaCl2用量是一次項中的顯著因素;發酵液與pH值是二次項中的顯著因素,表明發酵液,CaCl2與pH值對于絮凝作用的實現具有決定作用,這與黃兢等[3]的研究相符.在交互項中發酵液用量與pH值具有顯著性,如圖1.

圖1 發酵液用量與pH值對絮凝率交互影響的響應面Fig.1 Surface graph of the effects of broth and pH on flocculating rate

圖1反映了PAC用量為30mg/L,CaCl2用量為 30mg/L,反應時間為 20min的條件下,發酵液與 pH值交互作用對絮凝率的影響.圖像明顯反應出絮凝作用的實現對于弱堿性環境的依賴,曲面預測當pH值在8.0～9.0范圍時,可以取得最好的絮凝效果.同時,由于發酵液帶負電(Zeta電位為-7.7mV),堿性環境有利于生物絮凝劑分子鏈的充分展開,進而為高嶺土顆粒提供更多的吸附位點,有利于吸附架橋作用的發生.

2.2 響應值為絮體粒徑的實驗結果

以絮體粒徑為響應值建立的二次回歸模型如式(4)所示.方差分析結果顯示:P＜0.0001＜0.05,決定系數R2為0.8353,表明模型顯著,相關系數R為0.9139也證明了獨立變量之間的相關性較好,響應值Y2的二次回歸模型擬合較好.

將以編碼值為變量的絮凝率二次模型系數進行顯著性檢驗(P＜0.05為顯著),結果表明,發酵液用量,PAC用量, CaCl2用量,pH值是一次項中的顯著因素;發酵液用量與pH值是二次項中的顯著因素.表明發酵液, CaCl2與pH值對于絮凝作用的實現具有決定作用,這與黃兢等[3]的研究相符,同時表明PAC用量直接決定絮體粒徑的大小.在交互項中發酵液與PAC用量,發酵液與CaCl2用量具有顯著性,結果見圖2和圖3.

圖2 發酵液與PAC用量對絮凝粒徑交互影響的響應面Fig.2 Surface graph of the effects of the dosage of broth and PAC on floc size

圖3 發酵液與CaCl2用量對絮凝粒徑交互影響的響應面Fig.3 Surface graph of the effects of the dosage of broth and CaCl2 on floc size

圖 2曲面的變化趨勢和底部等高線的密集程度可以看出,其他3個因素均處于中心水平時,隨著發酵液和PAC用量的增加,絮體粒徑不斷增大,低 PAC情況下絮體粒徑的增長速率略比高PAC用量情況下的明顯.一方面,發酵液使高嶺土顆粒絮凝,明顯提高了絮體粒徑;另一方面,PAC用量的增加擴大了粒徑相對較小的絮體在整個絮體粒徑分布的寬度,從而導致平均粒徑減小[9].

圖 3中曲面可以看出,絮體粒徑隨發酵液和CaCl2用量的增加呈整體上升趨勢.低 CaCl2情況下絮體粒徑的增長速率略比高CaCl2用量情況下的明顯.這是由于Ca2+濃度偏高時,大量Ca2+與帶負電的生物絮凝劑分子鏈相結合,抑制了脫穩高嶺土顆粒與生物絮凝劑分子鏈的結合,從而降低了吸附架橋作用,抑制了絮體顆粒粒徑的增大[9].

2.3 單獨使用發酵液和改性沸石的絮凝條件

如圖4所示,當發酵液用量在1.0～4.0mL/L的范圍內增加時,COD,氨氮去除率隨之快速增加,當發酵液用量為 4.0mL/L時,COD,氨氮去除率分別達到50.2%, 51.9%,此時的發酵液用量低于許多文獻中的用量[11-12].當發酵液用量超過 4.0mL/L時,COD,氨氮去除率增加趨勢變得緩慢.與生物絮凝劑處理印染廢水和低溫飲用水的結論相近[13-14].

圖4 發酵液用量對氨氮和COD去除率的影響Fig.4 Effects of broth dosage on the removal efficiencies of ammonium and COD

如圖5所示,隨著沸石用量的增加,氨氮去除率先快速增加,進而增加趨勢變得平緩.單位質量沸石對氨氮的吸附容量呈現先增加后下降的趨勢,在沸石投加量為 15g/L,氨氮吸附容量達到最高,為24.7mg/g.這是由于平衡濃度對吸附過程的影響造成的,沸石投加量較小時,平衡濃度較大,濃度壓差增大使得沸石能夠吸附更多的氨氮.此外,處理原水固液比較高,顆粒沉降也可能引起氨氮吸附容量先增加后下降的變化[15].

圖5 改性沸石用量對氨氮去除的影響Fig.5 Effects of the dosage of modified zeolite on the removal of ammonium

2.4 響應值為COD去除率的實驗結果

以COD去除率為響應值建立的二次回歸模型如式(5)所示.方差分析結果顯示:P=0.0486＜0.05,決定系數R2為0.7819,表明模型顯著,相關系數R為0.8843證明了獨立變量之間的相關性較好,響應值Y3的二次回歸模型擬合較好.

將以編碼值為變量的COD去除率二次模型系數進行顯著性檢驗(P＜0.05為顯著),結果顯示,pH值與反應時間是一次項中的顯著因素,發酵液用量是二次項中的顯著因素,表明發酵液用量與 pH值對于絮凝作用的實現具有決定作用.在交互項中發酵液用量與 pH,值改性沸石用量與pH值具有顯著性,結果見圖6和圖7.

圖6反映了PAC用量為30mg/L,CaCl2用量為30mg/L,反應時間為20min的條件下發酵液與pH值交互作用對COD去除率的影響.圖像明顯反應出發酵液絮凝作用的實現對于弱堿性環境的依賴,曲面預測當pH值在8.0～9.0范圍時,可以取得最好的絮凝效果.同時,由于發酵液帶負電(zeta電位為-7.7 mV),堿性環境有利于生物絮凝劑分子鏈的充分展開,進而提供更多的吸附位點,有利于吸附架橋作用的發生.

圖6 發酵液用量與pH值對COD去除率交互影響的響應面Fig.6 Surface graph of the effects of broth dosage and pH on COD removal efficiency

圖7表示當其余3個因素均位于中心水平時,改性沸石與pH值的交互作用對于COD去除率的影響.在實驗設計范圍內可以明顯看出適當提高pH值有利于改性沸石對大分子有機物的吸附.

圖7 改沸石用量與pH值對COD去除率交互影響的響應面Fig.7 Surface graph of the effects of modified zeolite dosage and pH on COD removal efficiency

2.5 響應值為氨氮去除率的實驗結果

以氨氮去除率為響應值建立的二次回歸模型如式(6)所示.方差分析結果顯示:P=0.0364＜0.05,決定系數R2為0.8343,表明模型顯著,相關系數R為0.9134證明了獨立變量之間的相關性較好,響應值Y4的二次回歸模型擬合較好.

將以編碼值為變量的氨氮去除率二次模型系數進行顯著性檢驗(P＜0.05為顯著),結果顯示,pH值與反應時間是一次項中的顯著因素,發酵液用量是二次項中的顯著因素,表明發酵液用量與 pH值對于絮凝作用的實現具有決定作用.在交互項中發酵液用量與 pH值,發酵液與改性沸石用量具有顯著性,結果見圖8和圖9.

圖8 發酵液用量與pH對氨氮去除率交互影響的響應面Fig.8 Surface graph of the effects of broth dosage and pH on ammonium removal efficiency

圖9 發酵液與沸石用量對氨氮去除率交互影響的響應面Fig.9 Surface graph of the effects of broth dosage and modified zeolite dosage on ammonium removal efficiency

圖8反映了PAC用量為30mg/L,CaCl2用量為30mg/L,反應時間為20min的條件下發酵液用量與 pH值交互作用對氨氮去除率的影響.圖像明顯反應出發酵液絮凝作用的實現對于弱堿性環境的依賴,曲面預測當pH值在8.0～9.0范圍時,可以取得最好的絮凝效果.

圖 9曲面的變化趨勢和底部等高線的密集程度可以看出,其他3個因素均處于中心水平時,隨著發酵液和改性沸石用量的增加,氨氮去除率呈整體上升趨勢.改性沸石用量的增加,一方面增加了對氨氮的吸附總量,另一方面增加了沸石中鈉離子,鈣離子等陽離子與氨氮的離子交換作用,從而提高了氨氮去除率.投加過量的沸石,氨氮去除逐漸平衡,甚至會有所下降.這是由于離子交換作用達到平衡及沸石孔腔結構被堵塞的原因.

2.6 最佳絮凝條件的確定

設定絮凝率目標值 100%,確定高嶺土懸濁液的最佳絮凝條件為發酵液 3.7mL/L,PAC 49mg/L, pH值8.7,CaCl224mg/L,反應時間15min,相應絮凝率和絮體粒徑分別為96.3%和0.67mm.設定COD,氨氮去除率目標值100%,確定豬場廢水厭氧消化液的最佳絮凝條件為發酵液4.5mL/L,改性沸石 12g/L, pH值 8.3,CaCl216 mg/L,反應時間55min, 相應COD,氨氮去除率分別為87.9%和86.9%.

2.7 絮凝作用機理

紅平紅球菌生產的絮凝劑主要成分為蛋白質(活性成分中蛋白質和總糖含量分別為 66.4%和18.2%),表面帶負電荷,有較好的水溶性和較多的活性吸附位點,因此具有良好的絮凝性能.Ca2+可以較大幅度提升絮凝效果,主要機理為電中和作用和吸附架橋作用[12-14].Ca2+存在的前提下,一方面,絮凝劑和高嶺土顆粒表面的負電荷被中和,高嶺土顆粒之間以及絮凝劑與高嶺土顆粒之間的靜電斥力作用減弱,從而促進絮凝劑對高嶺土顆粒的絮凝.另一方面,微生物絮凝劑與Ca2+形成離子鍵,借助離子鍵在絮凝劑分子鏈上吸附高嶺土懸浮顆粒,形成“架橋”,進而生成三維網狀結構的絮凝體,絮凝體在沉降的過程中快速網捕和卷掃水中的膠體顆粒,達到理想的絮凝效果.

此外,通過響應面實驗建立的 COD,氨氮去除率為響應值的二次模型,實現了發酵液與改性沸石去除豬場廢水厭氧消化液中COD和氨氮的條件優化,有利于最大限度地去除豬場廢水厭氧消化液中的COD和氨氮.

3 結論

3.1 對于絮凝率具有顯著性影響的一次項為pH值,發酵液和Ca2+用量;二次項為pH值;交互項為發酵液用量與 pH值.說明發酵液用量,Ca2+用量與pH值對于絮凝現象的發生具有決定作用.對于絮凝粒徑,PAC與發酵液用量是具有顯著性影響的交互項,說明除發酵液與 pH值影響絮凝效果外,PAC用量直接決定絮體粒徑的大小.

3.2 發酵液作用于豬場廢水厭氧消化液的最佳用量為4.0mL/L,相應的COD,氨氮去除率分別為50.2%,51.9%;改性沸石單獨處理豬場廢水厭氧消化液時,單位質量沸石吸附氨氮的容量呈現線增加后下降的趨勢,當沸石用量為15g/L時,氨氮吸附容量達到最大值,為24.7mg/g.

3.3 對于 COD,氨氮去除率具有顯著性影響的一次項均為 pH值和反應時間;二次項均為發酵液用量;不同的是交互項,對于COD去除,最主要的影響因素是發酵液用量與 pH值,而對于氨氮去除,最主要的影響是改性沸石用量.

3.4 確定高嶺土懸濁液的最佳絮凝條件為發酵液3.7mL/L,PAC 49mg/L,pH值8.7,CaCl224mg/L,反應時間 15min,相應絮凝率和絮體粒徑分別為96.3%和0.67mm;確定豬場廢水厭氧消化液的最佳絮凝條件為發酵液 4.5mL/L,改性沸石 12g/L, pH值 8.3,CaCl216mg/L,反應時間 55min,相應COD,氨氮去除率分別為87.9%和86.9%.

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Application of response surface methodology to composite of bioflocculant and modified zeolite in digested swine wastewater treatment.

GUO Jun-yuan1,2, YANG Chun-ping2,3*, QIU Guo-liang1,2(1.College of Environmental Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, China；2.Key Laboratory of Environmental Biology and Pollution Control, Ministry of Education, Hunan University, Changsha 410082, China；3.Zhejiang Provincial Key Laboratory of Solid Waste Treatment and Recycling, College of Environmental Science and Engineering, Zhejiang Gongshang University, Hangzhou 310018, China). China Environmental Science, 2012,32(11)：1999～2005

Response surface methodology (RSM) was employed to optimize the treatment processes of kaolin suspension and digested swine wastewater by the complex of broth produced by Rhodococcus erythropolis and either PAC or modified zeolite. Flocculating rate, floc size, COD and ammonium removal rates were settled as the target responses. As the determination coefficients (R2) of 0.8933, 0.8353, 0.7819 and 0.8343, the quadratic models could agree with experimental data well. Results showed that the optimal flocculating conditions for kaolin suspension were broth dosage of 3.7mL/L, PAC dosage of 49mg/L, CaCl2dosage of 24 mg/L, pH=8.7 and contact time of 15 min, and the corresponding flocculating rate and floc size were 96.3% and 0.67mm. The optimal conditions for digested swine wastewater treatment were broth dosage of 4.5mL/L, modified zeolite dosage of 12 g/L, CaCl2dosage of 16 mg/L, pH=8.3 and contact time of 55 min, and the corresponding removal rates of COD and ammonium were 87.9% and 86.9%.

bioflocculant；polyaluminium chloride；modified zeolite；response surface methodology

2011-12-24

國家自然科學基金資助項目(51278464);高等學校博士學科點專項科研基金資助課題(20090161110010)

* 責任作者,教授,chunpingyang@gmail.com

X703.1

A

1000-6923(2012)11-1999-07

郭俊元(1985-),男,山西忻州人,湖南大學博士研究生,主要從事廢水處理與資源化研究.發表論文1篇.