目前，污水处理过程各构筑物和处理单元中产生的大量污泥造成了严重的环境污染.因此，开发高效的污泥处理技术，提高污泥脱水性能，或对污泥进行资源利用，是实现社会效益和环保效益的有效途径.以絮凝剂为主体的絮凝技术是污水处理厂采用的改善污泥脱水性能的主要技术之一，其中，微生物絮凝剂是一类由微生物代谢活动产生的具有絮凝活性的有机物质，具备环境友好和易降解的优点，已经成为国内外研究的重点(Yi et al., 2011;郭俊元等，2012).污泥中含有大量的有机物、蛋白质、纤维素等，可为微生物的生长和代谢提供丰富的碳源和氮源，因此，利用污泥生产微生物絮凝剂，可在一定程度上促进污泥资源化，并降低微生物絮凝剂的生产成本(Drouin et al., 2008;Tian，2008).研究发现，菌株Serratia sp.1利用经121 ℃热解15 min后的生物滤池污泥生产微生物絮凝剂，产量可达到2.0 g · L^-1(More et al., 2012).王春燕等(2007)以污水处理厂的脱水污泥为原料，通过超声破碎获得了微生物絮凝剂.但这些研究并没有对污泥预处理后的性质进行跟踪检测，也没有对微生物絮凝剂的实际应用效果进行深入的探讨.

因此，本试验考察了不同污泥预处理方法对微生物絮凝剂制备及其性能的影响，通过检测污泥在热处理、酸热处理、碱热处理前后性质的变化，以及预处理前后污泥制备微生物絮凝剂的产量及絮凝性能，选取其中高效者，进一步研究其在污泥脱水中的性能.

CaCl₂(分析纯)配制成5 g · L^-1的溶液，高岭土(分析纯)配制成4 g · L^-1的悬浊液，NaOH和HCl(分析纯)均配制成1 mol · L^-1的溶液.

试验所用菌株为Rhodococcus erythropolis，保藏于中国典型微生物保藏中心(保藏号：ACCC.10543).试验用以制备微生物絮凝剂的污泥取自四川郫县团结镇污水处理厂氧化沟工艺，污泥中干污泥量(DS)和污泥比阻(SRF)分别为11.5%和11.4×10¹² m · kg^-1，污泥的其它性质如表 1所示.

表 1(Table 1)

表 1 污泥预处理后污泥性质 Table 1 Characteristics of different pre-treated sludge g · L-1

表 1 污泥预处理后污泥性质 Table 1 Characteristics of different pre-treated sludge g · L-1 污泥类型 SS VSS TCOD SCOD 原污泥 126.4 73.7 83.4 1.3 热预处理污泥 62.4 35.4 80.5 37.1 碱热预处理污泥 57.2 29.4 78.8 43.8 酸热预处理污泥 47.9 43.9 82.2 31.9

在菌株利用污泥制备微生物絮凝剂前，首先对污泥样品分别进行热预处理(ST)、碱热预处理(ALT)和酸热预处理(ACT).热预处理是指污泥样品在121 ℃条件下灭菌30 min；碱热预处理是指室温条件下，采用1 mol · L^-1 NaOH溶液调节污泥样品pH=10后，121 ℃条件下灭菌30 min；酸热预处理是指室温条件下，采用1 mol · L^-1 HCl溶液调节污泥样品pH=2.0后，121 ℃条件下灭菌30 min.污泥经过不同预处理后，调节其pH=7.5.挑取少许菌至150 mL种子培养基中，于35 ℃、150 r · min^-1的条件下培养得到种子液，种子培养基成分(g · L^-1)：葡萄糖20，酵母粉5.0，牛肉膏2.0，MgSO₄ 2.0，NaCl 10.洁净室中，将种子液按2%(V/V)接种量分别接种至150 mL上述3种预处理污泥中，于35 ℃、150 r · min^-1条件下发酵60 h，收集发酵液，具有絮凝活性的成分即存在于发酵液中.采用三氯醋酸-丙酮沉淀法从发酵液中提取絮凝剂.由于发酵液有一定的粘性，为避免粘性物质粘附于菌体细胞上被沉淀去除，因此，提取微生物絮凝剂之前，在发酵液中加入4倍体积的蒸馏水进行稀释，经3000 r · min^-1离心30 min，去菌体(细胞)收集上清液.采用旋转蒸发器在40~50 ℃条件下浓缩收集到上清液(浓缩至0.5倍体积)，在浓缩液中加入等体积的冰浴丙酮(含0.07%的β-巯基乙醇)，静置24h，5000r · min^-1离心30 min后，将沉淀物悬于含0.2%DTT的4 ℃预冷丙酮(三氯醋酸与丙酮体积比1 ∶ 9配制而成)中，-20 ℃条件下静置1.0 h，相同条件下离心收集沉淀物，真空干燥后得到微生物絮凝剂，其质量与发酵液体积的比值，即为微生物絮凝剂的产量(g · L^-1).对于未接种菌株的污泥，在相同的条件下发酵，并采取同样的方法从发酵液中提取微生物絮凝剂.

取1 L高岭土悬液样品，分别投加0.5 g CaCl₂溶液和0.2 g微生物絮凝剂，室温条件下，先快速搅拌1 min(180 r · min^-1)，再慢速搅拌4 min(80 r · min^-1)，静置后取上清液，使用分光光度计测定波长550 nm处的OD值(OD₅₅₀).絮凝率(FR)计算公式如下：

污泥脱水试验中的污泥取自四川郫县团结镇污水处理厂氧化沟工艺，本文研究了不同絮凝剂体系对污泥脱水的影响，调节污泥pH=7.5后，投加一定量絮凝剂到100 mL污泥中，200 r · min^-1搅拌10 min，静置30 min后过滤.污泥脱水性能以干污泥量(DS)和污泥比阻(SRF)指标进行表征(Aljuboori et al., 2013)：

采用中心复合设计的二阶模型对变量的响应行为进行表征，设置的5个变量分别为微生物絮凝剂投加量(x₁)、PAM投加量(x₂)、pH值(x₃)、CaCl₂投加量(x₄)和搅拌强度(x₅)，响应值(y)为DS和SRF.CCD的二阶模型为:

表 2(Table 2)

表 2 中心复合设计 Table 2 Central Composite Design of the bioflocculant and PAM

表 2 中心复合设计 Table 2 Central Composite Design of the bioflocculant and PAM 因素 单位 编码 因素编码水平 -1 0 1 微生物絮凝剂 g·kg-1 x1 5 10 15 PAM g·kg-1 x2 1 2 3 pH值 x3 5.0 7.0 9.0 CaCl2 mg·L-1 x4 30 60 90 搅拌速度 r·min-1 x5 100 200 300

由表 1可知，经过热预处理、碱热预处理、酸热预处理，污泥的SCOD/TCOD值都有所提高.这是由于污泥细胞中的糖和蛋白质释放到可溶解相中的缘故，经过碱热处理后，SCOD/TCOD值最大(0.56)，这说明碱热预处理对污泥细胞破碎的效果最好(Guo et al., 2014; More et al., 2012; Verma et al., 2007).SCOD/TCOD值的提高表明3种预处理方法均有效地破坏了污泥细胞，从而释放出其中的生物高聚体.

如图 1所示，实验过程中，发酵60 h后，菌株利用经直接灭菌处理(即热预处理)污泥制备微生物絮凝剂的产量为1.6 g · L^-1；同样条件下，利用经酸热预处理污泥誓由制备微生物絮凝剂产量0.6 g · L^-1，利用经碱热预处理污泥制备微生物絮凝剂产量为2.3 g · L^-1.而污泥于35 ℃、150 r · min^-1的条件下直接发酵60 h(未接种菌株)后，微生物絮凝剂的产量低于18 mg · L^-1.由此可见，微生物絮凝剂产量的多少归因于污泥的不同预处理方法，碱热预处理的污泥更有利于菌株生产微生物絮凝剂.对污泥进行预处理可使污泥细胞破碎，释放出污泥中的可溶性有机物和氮化合物，从而有助于微生物菌株的生长和繁殖(Sun et al., 2012).有研究表明，在碱性条件下，污泥细胞破碎所释放的可溶性化学需氧量和其它低分子量的水溶性碳化合物要比酸性条件下更多，酸诱导污泥细胞破碎增容的能力劣于碱(Aravinthan et al., 2001)，这验证了本实验中碱热预处理的污泥更有利于菌株生产微生物絮凝剂的结论.

图 1(Fig.1)

图 1 污泥预处理对微生物絮凝剂产量的影响 Fig.1 Bioflocculant yield from different pre-treated sludge

按照絮凝率的检测方法，将制备得到的微生物絮凝剂用于高岭土悬液的絮凝沉降，结果发现，热预处理、酸热预处理、碱热预处理污泥制备的絮凝剂对高岭土悬液的絮凝率分别为91.5%、89.7%和94.4%，而利用未接种污泥制备的絮凝剂对高岭土悬液的絮凝率仅为25.6%.鉴于碱热预处理污泥制备的微生物絮凝剂的产量最大，絮凝性能最好，以下实验仅以碱热预处理污泥制备的微生物絮凝剂作为研究对象.

调节污泥pH=7.5后，分别将5.0 mL蒸馏水(空白)、5.0 mL CaCl₂溶液、5.0 mL碱热处理污泥制备得到的发酵液和2.0 mL发酵液+3.0 mL CaCl₂溶液投加到100 mL污泥样品中.如图 2所示，当2.0 mL发酵液与3.0 mL CaCl₂溶液一起投加至污泥中，10 min后，滤液体积为41.2 mL.同样条件下，单独利用5.0 mL发酵液或CaCl₂溶液对污泥进行絮凝沉降，滤液体积均明显小于41.2 mL.空白实验中5.0 mL蒸馏水对污泥沉降没有促进作用.实验结果表明，Ca²⁺的存在可以在一定程度上提高微生物絮凝剂对污泥的絮凝沉降效果，因此，在响应面优化实验中，将CaCl₂投加量设置为一个变量.

图 2(Fig.2)

图 2 不同絮凝剂体系对污泥脱水性能的影响 Fig.2 Sludge dewatering by various conditioners

以SRF为响应值建立的二次回归模型如式(5)所示，方差分析结果显示，p<0.0001<0.05，决定系数R²为0.9057，表明模型显著；相关系数r为0.9517，表明独立变量之间的相关性较好，响应值y₁(SRF)的二次回归模型拟合较好.

将以编码值为变量的SRF二次模型系数进行显著性检验(p<0.05为显著)，结果表明，PAM投加量是一次项中的显著因素，这是因为过量的PAM会破环稳定的胶体体系；微生物絮凝剂投加量与pH值是二次项中的显著因素，这与课题组前期的研究结果相符(Guo et al., 2013).微生物絮凝剂改善污泥脱水性能的原因在于其通过架桥作用改变污泥颗粒的大小和密度.微生物絮凝剂投加量较小时，不能形成有效的絮体，或者形成的絮体粒径太小，微生物絮凝剂对胶体颗粒的网捕卷扫作用和吸附架桥作用也未能充分发挥(黄兢等，2008)；微生物絮凝剂过量时，则会因静电斥力而抑制絮体的增长，被微生物絮凝剂覆盖的污泥颗粒中的水分子依然存在于颗粒内部，从而无法实现改善污泥脱水的目的(Zhang et al., 2010).pH值在污泥脱水中的显著性则是由于其对污泥颗粒的表面电荷和微生物絮凝剂的形态结构及性能的影响.

在交互项中，微生物絮凝剂与PAM投加量，以及微生物絮凝剂投加量与pH值具有显著性，结果如图 3所示.从图 3a曲面的变化趋势和底部等高线的密集程度可以看出，在其他3个因素均处于中心水平时，随着微生物絮凝剂和PAM投加量的增加，SRF逐渐减小，低PAM投加量情况下，SRF减小的速率略比高PAM投加量下明显.究其原因，一方面，微生物絮凝剂使污泥颗粒絮凝增大，提高了污泥颗粒密度；另一方面，PAM投加量的增加扩大了粒径相对较小的絮体在整个絮体粒径分布的宽度，投加过量的PAM则会导致污泥脱水性能的变差(Yang et al.，2012).图 3b反映了PAM投加量为2.0 g · kg^-1，CaCl₂投加量为60 mg · L^-1，搅拌速度为200 r · min^-1的条件下，微生物絮凝剂投加量与pH值交互作用对污泥脱水的影响，图像明显反映出絮凝作用的实现对于偏中性环境的依赖，曲面预测当pH值在6.5~7.5范围时，可以取得最好的脱水效果.

图 3(Fig.3)

图 3 SRF的交互影响响应面(a.微生物絮凝剂与PAM投加量; b.微生物絮凝剂投加量与pH) Fig.3 SRF graphs of the bioflocculant and PAM dosage(a)bioflocculant dosage and pH(b)

以DS为响应值建立的二次回归模型如式(6)所示，方差分析结果显示，p<0.0001<0.05，决定系数R²为0.9171，表明模型显著；相关系数r为0.9577，表明独立变量之间的相关性较好，响应值y₂(DS)的二次回归模型拟合较好.

将以编码值为变量的DS二次模型系数进行显著性检验(p<0.05为显著)，结果表明，微生物絮凝剂投加量是一次项中的显著因素；pH值、CaCl₂投加量、搅拌速度是二次项中的显著因素.适量的Ca²⁺可促进污泥脱水，这是因为Ca²⁺能够有效地中和污泥颗粒的负电荷，并促进微生物絮凝剂的吸附架桥作用.搅拌速度为搅拌强度大小的体现，较大的搅拌强度可以使得絮凝剂与污泥颗粒充分接触并在最短的时间内形成大粒径絮凝体，便于沉降.然而，强烈的搅拌和湍流也可能导致絮凝体被击碎，从而影响到污泥的沉降效果，因此，搅拌速度是污泥沉降过程中的显著影响因素(Tchobanoglous et al., 2003; Yang et al., 2009).

在交互项中，微生物絮凝剂投加量与pH值，微生物絮凝剂与CaCl₂投加量，微生物絮凝剂与搅拌速度具有显著性，结果如图 4所示.从图 4a曲面趋势上可以看出，偏中性环境是有利于微生物絮凝剂改善脱水性能的，曲面预测当pH在约6.5~7.5时，能以远低于中心值的投加量取得最好的絮凝效果.图 4b显示了Ca²⁺对微生物絮凝剂脱水性能的影响，当其他3个因素处于中心水平时，污泥脱水性能随微生物絮凝剂投加量的增加呈整体上升趋势，即污泥颗粒中的水分含量是逐渐减少的，低CaCl₂投加量情况下污泥颗粒中水分的减少速率比高CaCl₂投 加量下明显；此外，Ca²⁺浓度高，将大量占据带微生物絮凝剂分子链上的功能基团，从而抑制污泥脱水.图 4c显示了搅拌速率对微生物絮凝剂改善污泥脱水性能的影响，在合适的搅拌速率条件下，随微生物絮凝剂的增加，污泥脱水性能逐步提高.

图 4(Fig.4)

图 4 DS的交互影响响应面(a.微生物絮凝剂投加量与pH; b.微生物絮凝剂投加量与CaCl2投加量; c.微生物絮凝剂投加量与搅拌速度) Fig.4 Surface graphs of the bioflocculant dosage and pH(a)，bioflocculant and CaCl2 dosage(b)， and bioflocculant dosage and agitation speed(c)

设定SRF目标值为0，DS为100%，即污泥脱水后含水率为0，含固率为100%，借助Design-expert7.1.3软件，利用响应面分析法在设计空间(表 2)中构造SRF和DS的全局逼近，确定本实验中最佳的污泥脱水条件为微生物絮凝剂投加量12.6 g · kg^-1，PAM投加量1.0 g · kg^-1，CaCl₂投加量59.7 mg · L^-1，pH值6.7，搅拌速度185 r · min^-1.在此条件下，DS和SRF分别为29.1%和2.2×10¹² m · kg^-1.与原污泥DS和SRF值(分别为11.5%和11.4×10¹² m · kg^-1)相比，本实验利用碱热预处理污泥制备的微生物絮凝剂与PAM联合使用显著改善了污泥脱水性能.

1)碱热预处理对污泥细胞破碎的效果最好，SCOD/TCOD达到0.56.利用碱热预处理污泥制备微生物絮凝剂，其产量为2.3 g · L^-1，高于热预处理的1.6 g · L^-1和酸热预处理的0.6 g · L^-1，而未接种污泥制备的微生物絮凝剂产量低于18 mg · L^-1；上述4种微生物絮凝剂对高岭土悬液的絮凝率分别为91.5%、89.7%、94.4%和25.6%.

2)对于SRF具有显著性影响的一次项为PAM投加量；微生物絮凝剂投加量与pH值是二次项中的显著因素；在交互项中，微生物絮凝剂与PAM投加量，以及微生物絮凝剂投加量与pH值具有显著性.

3)对于DS具有显著性影响的一次项为微生物絮凝剂投加量；pH值、CaCl₂投加量，搅拌速度是二次项中的显著因素；在交互项中，微生物絮凝剂投加量与pH值，微生物絮凝剂与CaCl₂投加量，微生物絮凝剂与搅拌速度具有显著性.

4)微生物絮凝剂投加量与pH值对于絮凝作用的实现具有决定作用；适量的Ca²⁺可促进污泥脱水，这是因为Ca²⁺能够有效地中和悬浮污泥颗粒的负电荷，并促进微生物絮凝剂的吸附架桥作用；强烈的搅拌和湍流可能会导致絮凝体系被击碎，直接降低污泥脱水性能.

5)本实验中最佳的污泥脱水条件为微生物絮凝剂投加量12.6 g · kg^-1，PAM投加量1.0 g · kg^-1，CaCl₂投加量59.7 mg · L^-1，pH值6.7，搅拌速度185 r · min^-1.在此条件下，DS和SRF分别为29.1%和2.2×10¹² m · kg^-1.