文章簡介

資源回收是未來污水處理技術的發展方向，而剩余污泥逐漸被視為資源物質的載體。來自于微生物細胞自溶、細胞分泌物以及細胞表面脫落的胞外聚合物（EPS）占污泥干重的10～40%，主要由多糖、蛋白質、腐殖質、核酸、DNA等物質構成，可作為重金屬吸附劑、防火材料、土壤改良劑、生物絮凝劑等，具有極高的附加值。同時，脫去EPS后剩余污泥的濃縮脫水性能亦增強，為污泥減量、焚燒等后續處理處置減負。因此，從剩余污泥中回收EPS具有重要的現實意義和廣闊的應用前景。

重金屬離子（HMI）通過污、廢水排放、大氣沉積、雨水侵蝕等方式進入水生環境，抑制微生物生長，直接或間接危害人類健康，已成為水環境中關鍵的污染物。吸附法是去除水溶液中HMI的主要方法，而EPS類似于腐殖酸、高分子物質和生物材料等吸附劑，在吸附HMI方面具有巨大潛力。通過靜電吸引、絡合、離子交換、表面沉淀等作用，EPS對水溶液中的HMI，如Pb²⁺、Cd²⁺和Cu²⁺具有強大的吸附能力。EPS吸附劑的開發與利用，有望替代商業吸附劑，實現污泥資源物質的高值利用。盡管EPS對HMIs具有很高的吸附性能，但是吸附了HMIs的EPS為膠態物質，從水溶液中分離困難。分離過程不僅增加額外的成本，而且可能帶來二次污染。高分子物質（如多糖、蛋白質、溶解的有機物等）可以通過超濾（UF）進行有效分離，但是，離子尺寸的HMIs無法通過超濾膜截留去除。利用HMIs易被吸附在高分子物質上的特性，膠體或聚合物增強型超濾工藝（吸附型超濾工藝）已用污水中HMIs的去除，不同于傳統吸附過程，吸附型超濾無需額外的末端處理，即可同步實現吸附與分離。

基于此，研究提出一種耦合EPS回收和HMIs吸附的死端超濾新技術（EPS-UF），如圖1所示，首先通過超濾濃縮回收EPS，待濃縮完成后再原位利用截留回收于超濾膜上的EPS，過濾吸附去除污、廢水中的HMIs。利用EPS-UF技術可同步實現EPS濃縮回收與HMIs去除，相關成果于2020年4月發表在《Journal of Membrane Science》雜志，相關技術已獲國家發明專利授權（專利號：ZL201811549284.4），詳細內容還可參考學術專著《污水中高分子物質的回收》（化學工業出版社，2021.10）。

EPS濾餅和HMIs的相互作用

• EPS溶液超濾濃縮形成的濾餅（EPS-cake）和其吸附Pb²⁺后的產物（EPS-cake-Pb）的縱斷面SEM圖像（圖3），表明其厚度分別約為11.6 μm和9.2 μm，即膜表面上的EPS-cake-Pb濾餅更薄，這是因為EPS-cake濾餅與HMIs相互作用導致濾餅結構變化或重新排列。

• EPS-cake和EPS-cake-Pb的FTIR光譜圖（圖4）中均顯示了多糖、蛋白質、脂質和核酸中的典型官能團，表明Pb²⁺沒有改變EPS中的分子結構。對于EPS-cake-Pb，COO-的反對稱伸縮振動峰（vascoo-）與對稱拉伸振動峰（vscoo-）之間的距離變大，表明EPS中羧酸根以架橋形式與重金屬離子作用。

• EPS濾餅吸附Pb²⁺的機理，主要包括靜電作用、絡合作用、離子交換作用、表面沉淀等；XPS分析結果（圖5）及由此獲得的原子含量相對百分比（表1），表明Pb²⁺對EPS的親和力比Ca²⁺、Mg²⁺和Al³⁺高。

• 高分辨率XPS掃描圖（圖6）獲得的主要官能團含量（表2），表明羧酸鹽和糖醛酸中羧基或酯基通過離子交換或絡合作用與HMIs結合，以及EPS中蛋白質的酰胺和氨基基團通過絡合作用與Pb²⁺結合。

Pb²⁺和EPS濃度的影響?

• Pb²⁺的去除率是HMIs初始濃度Ci0的函數，隨Pb²⁺濃度的增加和過濾的進行，Pb²⁺的去除率降低；然而，當Pb²⁺濃度為10 μmol·L-1時，隨過濾的進行，Pb2+的去除率保持在90%以上（圖7）。

• 隨Pb²⁺初始濃度的增加，Pb²⁺的平均去除率降低，但10 μmol·L-1時高達94.8%（圖8）。

• Pb²⁺初始濃度一定時Pb²⁺的平均去除率隨EPS濃度的增加而增加，當EPS濃度大于0.1 g·L-1時EPS的回收率高于84.0%，Pb²⁺的平均去除率高于94.8%（表3）。

• EPS濾餅層中吸附的HMIs的容量隨過濾進行不斷增加，直至達到吸附飽和，但是表現為上凸的關系曲線，即增加速率下降（圖9）。這是因為EPS濾餅中的吸附位點數量是一定的，較高的Pb²⁺初始濃度則相應的絕對去除率較低。

圖7 EPS-UF過程中隨過濾進行Pb²⁺的去除率。ηi為Pb²⁺的去除率，CEPS為濃縮回收EPS溶液濃度，p1、p2分別為EPS濃縮回收階段、HMI去除階段的過濾壓力，v為單位過濾面積上濾過的液體體積。

aηi= 100.0%，表示濾液中Pb²⁺濃度低于ICP的檢出限

b添加4 mM Ca²⁺

c添加0.1 g/L硅藻土

過濾壓力的影響

一般地，增加過濾壓力可提高過濾速度，討論各種過濾壓力下EPS超濾濃縮回收和EPS-UF對HMIs的去除，如表4所示。當EPS超濾濃縮回收（第一階段）時，雖然低過濾壓力p1時初始過濾速率小，但第一階段的過濾阻抗（Rt1）亦低；由于EPS濾餅的高可壓縮性，隨著過濾進行而Rt1值升高。EPS-UF對HMIs的去除過程（第二階段），因EPS濾餅的可壓縮性高，增加過濾壓力p2至200 kPa并不能提高過濾速度，并且Pb2+的去除率顯著下降（僅78.9%）。這可能是因為EPS和Pb2+之間的相互作用改變了EPS濾餅的結構和成分（圖3）。值得注意的是，由于過濾過程中HMIs與EPS濾餅中金屬離子的離子交換作用，造成EPS濾餅結構的變化，即出現隨過濾的進行，第二階段的過濾阻抗（Rt2）反而降低。

膜污染緩解策略

• 如圖10所示，Ca²⁺作用時EPS濃縮回收過程（第一階段）的過濾阻抗減小，而硅藻土助濾劑作用時過濾阻抗進一步降低。

• 無添加劑時的過濾速度低于Ca²⁺和硅藻土助濾劑作用時，表明Ca²⁺或硅藻土的作用不僅可降低第一階段的過濾阻抗，也可以降低第二階段的過濾阻抗（圖11）。

• Ca²⁺或硅藻土作用不僅可以減小過濾阻抗，并且對第一階段的EPS回收率與第二階段的Pb²⁺去除率的影響小（表3）。因此，硅藻土助濾劑和Ca²⁺可用于超濾濃縮EPS時改變膜表面形成的濾餅結構，使濾餅更疏松，從而控制膜結垢并降低過濾阻抗。

EPS-UF去除各種HMIs

實際的工業廢水中通常含有各種HMIs。EPS超濾濃縮回收后，討論EPS-UF過程對Pb2+、Cu2+和Cd2+的單一金屬離子溶液以及由Pb2+和Cu2+構成的二元金屬離子溶液的去除效果，如表5所示。EPS-UF過程可有效去除廢水中各種HMIs，去除率均高于88.8%。由于EPS中含有多糖、蛋白質、腐殖質、核酸和DNA等多種物質，造成EPS濾餅與HMIs之間的相互作用機理極為復雜，亟待進一步揭示EPS-UF中各種HMIs的去除機制。

結語

本研究提出了一種新穎的胞外聚合物（EPS）濃縮回收與重金屬離子（HMIs）去除耦合的超濾技術（EPS-UF）。從剩余污泥中回收的EPS的吸附性能可與商業吸附劑媲美，作為HMIs吸附劑具有極大的回收價值。較Ca²⁺、Mg²⁺和Al³⁺，Pb²⁺對EPS具有更高的親和力；EPS-UF對Pb²⁺的去除，主要源于EPS濾餅對Pb²⁺的吸附。EPS中羧酸鹽和糖醛酸的羧基或酯基，通過離子交換或絡合作用與HMIs結合。EPS濾餅吸附Pb²⁺后，EPS中多糖、腐殖質、核酸和DNA等的主要特征基團保持不變，然而，因蛋白質中的酰胺基和氨基通過絡合作用與Pb²⁺結合，生成了更多的復雜蛋白質。EPS超濾濃縮形成濾餅后，EPS-UF可以有效去除HMIs；0.1 g·L-1EPS溶液濃縮回收、10 μMPb²⁺溶液去除時，Pb²⁺的去除率達90％以上。EPS超濾濃縮階段（第一階段），盡管低壓力時初始過濾速率小，但過濾阻抗亦低；EPS-UF去除HMIs過程（第二階段）中，由于EPS濾餅的高可壓縮性，較高的過濾壓力（如200 kPa）下并不能提高過濾速度，而且Pb²⁺的去除率顯著下降（僅78.9％），這是由于EPS和Pb2+的相互作用導致EPS濾餅的結構和成分變化。有趣的是，EPS-UF過程中隨過濾的進行，因濾餅結構與成分不斷變化，造成過濾阻抗不斷降低。Ca²⁺和硅藻土助濾劑均可以減輕過濾阻抗，因Pb²⁺吸附后Ca²⁺可從EPS-Ca-cake中完全釋放出來，且對EPS中特征官能團影響小，故建議采用Ca2+控制膜污染。EPS-UF過程可有效去除廢水中Pb²⁺、Cu²⁺和Cd²⁺，去除率均高于88.8%。

---

以上是小編收集整理的胞外聚合物回收與重金屬離子去除耦合的超濾技術部分內容來自網絡，如有侵權請聯系刪除：153045535@qq.com;
本文地址：http://m.golddiy.com.cn/shuichuli/1055.html

---