梯度进水对好氧颗粒污泥特性及番茄酱废水去除性能的影响

2023-07-02王维红

长江科学院院报 2023年6期

肖飞,王维红

(新疆农业大学水利与土木工程学院,乌鲁木齐 830052)

1 研究背景

新疆作为番茄酱主要生产基地,向国内外销售番茄酱,约占全球总销售量的1/3。根据历史数据可知,每生产1 000 kg番茄酱就会产生约20～55 m3的废水,其中化学需氧量(Chemical Oxygen Demand,COD)质量浓度为400～1 800 mg/L,生化需氧量(Biochemical Oxygen Demand,BOD)质量浓度为450～1 050 mg/L,NH3-N质量浓度为9～15 mg/L,固体悬浮物(Suspended Substance,SS)质量浓度为198 ～1 100 mg/L。

新疆番茄酱生产产生的废水处理方法主要有生化法和物化+生化法,但在运行过程中存在较多问题,如工艺启动周期长、微生物培养耗时费力与番茄酱生产周期短、废水量大等相冲突,导致排水水质不满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)一级A标准。同时,设备维护投资大,设施利用率低,也会影响生产企业治理废水的积极性。随着工业化的不断发展,好氧颗粒污泥(Aerobic Granular Sludge,AGS)逐渐成为不同性质废水处理的研究热点,具有广阔的应用前景。AGS可用于处理城市污水[1]、印染料废水[2]、高浓度有机废水[3]、有毒有机废水[4]、重金属废水[5]、核废料废水[6]以及部分工业废水[7-9]。番茄酱加工废水具有季节性特点,排放的有机废水浓度较高,容易对地表水造成污染[10]。AGS因其沉降性好、生物量高、抗冲击负荷能力强、占地面积小,也被用于处理番茄酱加工废水。然而,绝大部分的研究仅探究了AGS对番茄酱加工废水的处理效能[11-13],而以番茄酱加工废水为基质的AGS快速启动的研究相对较少。王燕杉等[14]采用人工合成番茄酱加工废水为基质,通过逐步提高COD方法培养AGS,发现培养出的颗粒污泥为椭球状,但颗粒污泥形成时间较长。此外,Hou等[15]采用相同的方法培养AGS,发现形成后的AGS具有良好的结构稳定性和有效的去除效果。研究还发现,进水负荷的变化会影响微生物群落的动态变化,从而影响AGS的性能。李冬等[16]探究了不同进水方式(梯度、快速和慢速进水)对间歇式活性污泥反应器(Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process,SBR)中污染物去除效能,发现梯度进水方式对废水中COD和TP的去除率均高于92%,且形成颗粒的速率较快[17],弥补了纯采用进水有机负荷培养AGS的缺陷,也有利于微生物的富集。

基于此,本文采用高径比RH/D为10的SBR,共设置两组初始进水COD浓度条件,考察梯度进水方式下污泥颗粒在处理番茄酱废水过程的形态结构、污泥理化性质及污染物质去除性能的变化规律,对进一步了解AGS的形成机理,优化AGS培养进水COD浓度条件具有一定的实际参考价值。

2 材料与方法

2.1 试验设计与材料

试验采用RH/D为10的SBR,有效体积4 L,排水比48%,如图1所示。采用微孔式曝气,曝气流量5～6 L/min;时间控制器自动控制运行周期,包括进水(10 min),曝气(198 min增至223 min),沉降(30 min降至5 min),出水(2 min),共240 min。

图1 SBR工艺装置示意Fig.1 Schematic diagram of SBR process

表1 SBR反应器各阶段的运行参数及进水水质变化Table 1 Operation parameters and change of inflow water quality of SBR reactor at each stage

2.2 分析方法

2.2.1 指标测定

2.2.2 颗粒粒径测定

絮状污泥直径测定先采用数码显微镜拍照,再用Motic image图像处理软件进行计算;颗粒污泥直径测定使用体视显微镜及直尺测定。

2.2.3 胞外聚合物(EPS)的提取与测定

污泥胞外聚合物(Extracelllular Polymeric Substances,EPS)、蛋白质(Protein Nitrosylation,PN)和多糖(Polysaccharide,PS)分别采用甲醛-NaOH法提取[20]、Lowry法[21]以及硫酸-蒽酮法[22]测定。其中,PN和PS测定分别以牛血清蛋白和葡萄糖作为标准物质。

2.2.4 荧光原位杂交技术(FISH)操作步骤

(1)对采集的泥样和载玻片进行预处理。

(2)杂交反应。①将吸水纸放于封闭的杂交盒中,用无探针杂交溶液润湿。②取24 μL杂交液和1 μL探针溶液涂抹于载玻片。③混合溶液与预处理后的样品在46 ℃下进行杂交。④总细菌和硝化细菌杂交时间为5 h,其余为2～3 h,操作过程应避光处理。

(3)洗脱液置于48 ℃水浴中进行预热。随后,将载玻片浸入含洗脱液的干燥杂交盒中,遮光密闭洗脱和漂洗。

(4)DAPI染色。在杂交样品上滴入浓度为1 μg/mL的DAPI,染色5 min,用甲醇漂洗,加上盖玻片,用密封剂密封,室温干燥。

(5)干燥后,立即使用荧光显微镜观察。波长分别设置为395～415、420～485、460～550 nm。

3 试验结果分析

3.1 污泥特性变化

3.1.1 颗粒污泥形态的变化

梯度进水COD浓度下培养的成熟AGS宏观形态如图2所示。试验采用的接种污泥呈黄褐色,肉眼观察其形态结构较疏松,多为絮状,初始直径约为18 μm。

图2 梯度进水COD浓度下培养的成熟AGS宏观形态Fig.2 Macro morphology of mature AGS cultivated under gradient influent COD concentration

由图2可知,R1中絮状污泥培养至第7天时,污泥颜色呈淡褐色;运行至第15天时,缩短污泥沉降时间为15 min,反应器内逐渐出现肉眼可见的细小微粒物,直径在150～200 μm之间,平均粒径为165 μm,微粒物四周较扁平以及出现颗粒化,但微粒物的占比较小,而R2内污泥状态未发现明显变化;在第40天左右,通过体式显微镜可观察到细小微粒物逐渐转化成淡黄色粒状颗粒,颗粒沟壑明显且结构致密,直径范围在495～510 μm之间;60 d后,淡黄色颗粒直径增加到1.2 mm,直径范围510～1 200 μm的粒径占57.4%,平均粒径为815 μm,颗粒轮廓更加清晰,表面光滑,且达到成熟。同理,R2在运行至第23天时,有初生颗粒形成,直径范围在135～185 μm之间,颜色呈橙色,为砂状颗粒。随着R2运行周期的增加,颗粒粒径逐渐增大,到第45天时,缩短污泥沉降时间(15→8 min),污泥颗粒呈浅褐色[23],表面光滑,直径范围在460～505 μm之间。此时,R1和R2处理均基本实现污泥颗粒化,但R2中颗粒粒径比R1的小。各处理基本实现颗粒化后,再次缩短沉降时间(8→5 min),R1和R2中的颗粒完全成熟,R1的成熟颗粒呈浅黄色,颗粒沟壑明显且表面光滑,部分污泥颗粒可以清晰地观察到内部存在暗深色的颗粒晶核;R2的成熟污泥颗粒呈橙黄色,颗粒外侧边缘与泥水分界面清晰,颗粒形状稍有棱角。

3.1.2 颗粒污泥的SEM图像分析

采用扫描电镜对R1和R2中颗粒污泥的微观结构进行观察,微观结构如图3所示。由图3可知,R1中刚成熟的颗粒呈孔洞状结构;R1中完全成熟时呈块状聚集体,颗粒表面附着大量的杆菌和球菌[24];R2中成熟颗粒呈丝状菌结构。孔洞状结构可促进外界有机物和溶解氧向颗粒内部细菌提供代谢能量,还能够更好地与细菌内源代谢物进行传输,避免出现颗粒污泥因传质阻力造成AGS稳定性失衡的问题。块状聚集体留有一定缝隙与孔洞,有助于营养物质与代谢产物的运输传质。丝状菌骨架可与EPS协同作用,形成AGS内部的层状结构,以及颗粒内部微生物的聚集生长,有利于AGS的顺利形成与稳定存在。

图3 R1和R2系统中成熟污泥颗粒的微观结构Fig.3 Microstructure of mature sludge particles in R1 and R2 systems

3.1.3 污泥沉降比、污泥沉降指数及污泥生物量的变化

颗粒污泥的污泥容积指数、污泥沉降比及污泥生物量的变化情况如图4所示。从图4(a)可以看出,阶段Ⅰ污泥沉降时间为30 min,R1、R2的SVI30均高于100 mL/g,污泥的沉降性能较差[25];阶段Ⅱ将污泥沉降时间缩短至15 min,SVI开始降低,R1、R2的SVI5、SVI30分别下降至99.17、134.82 mL/g和85.33、97.72 mL/g,R2中污泥沉降性能较差;阶段Ⅲ污泥沉降时间再次降低至8 min,SVI5、SVI30均低于100 mL/g;阶段Ⅳ,污泥继续颗粒化,各处理SVI30最终分别保持在18 mL/g和32 mL/g左右。各处理SVI5/SVI30在前20 d呈波动状态,SVI5/SVI30均在1.5左右,第21—第43天稳定在1.1～1.5之间,第43—第50天从1.1降低为1.0,之后稳定在1.0,表明仅需5 min污泥可完全沉降。

图4 颗粒化过程中SVI、MLVSS和MLSS浓度的变化Fig.4 Changes of SVI, MLVSS and MLSS concentration during granulation

由4(b)可以看出,接种污泥1周后,R1、R2中MLSS浓度分别从5 320 mg/L降低至3 400、2 782 mg/L,随后便明显增加,但R1、R2运行至第20天,MLSS浓度均出现下降趋势。分析原因是:在此阶段,进水COD浓度恰好增加,系统在高有机负荷条件下来不及适应,破坏了污泥和有机底物的相对稳定,造成丝状菌过度增殖,污泥从上端引流口溢出,MLSS浓度下降。其次,在污泥培养过程中,缩短污泥沉降时间(30 min→15 min),沉降速度较差的絮体污泥不断被排水阶段排出,污泥流失严重,污泥浓度下降。同时,缩短污泥沉降时间还会促进AGS的形成,但是污泥颗粒的形成速度低于排泥速度[26],因此也会造成系统MLSS浓度降低的现象。颗粒污泥成熟后,R1中MLSS浓度达到8 300 mg/L;R2中MLSS浓度达到7 212 mg/L,两者均处于最大值。MLVSS浓度变化趋势与MLSS浓度较为相似,R1、R2中 MLVSS浓度的最大值分别为7 900、7 031 mg/L。R1、R2中MLVSS/MLSS比值整体呈上升趋势,其中R1从43.60%增加到97.53%,R2从35.64%增加到96.88%,最终挥发比保持在0.93以上。

综上所述,R1和R2的污泥体积指数、污泥沉降比及污泥生物量均有不同程度的差异,这与有机负荷(OLR)有关。在活性污泥培养初期,R1和R2对应OLR分别为1.6、1.13 kg/(m3·d)。随后提高OLR,各处理运行至阶段Ⅲ时,OLR分别提高至4.08、3.5 kg/(m3·d),R1反应器内出现白色絮状污泥,其沉降性能变差。为了防止絮状污泥在基质竞争中占据优势,采取人工排泥方式,导致污泥沉降比和污泥生物量出现了差异。而在污泥体积指数方面,R1和R2变化趋势较小,主要表现在颗粒培养初期。各处理在低OLR条件下运行7天后,R1污泥出现沙化,沉降性能明显改善,但R2污泥沉降性能没有显著改善。当提高R2进水COD浓度后,微生物增殖形成微小聚集体,污泥沉降性能呈现骤变。

3.1.4 EPS荧光染色

图5为AGS中EPS(蛋白质、多糖)的荧光染色分布情况。从图5可以看出,R1的EPS分布情况较明显,蛋白质和α-多糖含量较高且分布广泛,主要构成AGS的骨架,颗粒结构相对密实,存在分层现象;其次,β-多糖的荧光显色度较弱,分布在颗粒表面,少量分布在颗粒内部;总细胞积聚在颗粒的内部。与R1相比,R2中蛋白质的含量最多,贯穿于整个切片,同时β-多糖的荧光显色度增强,总细胞和α-多糖分布在颗粒的外边缘。由此可以推断,不同进水浓度对颗粒污泥EPS的分布情况存在差异,但构成颗粒污泥的骨架基本以多糖和蛋白质为主。这是因为EPS可以通过“吸附架桥”效应使微生物群体形成三维空间结构,同时促进了微生物紧密结合并进行生化作用,颗粒污泥结构也更坚固。

图5 EPS中蛋白质和多糖的荧光染色分布情况Fig.5 Fluorescent staining distribution of proteins and polysaccharides in EPS

3.2 AGS对番茄酱废水处理效能研究

3.2.1 COD去除效果

图6为各处理中进、出水COD浓度及COD去除率的变化。由图6可知,阶段Ⅰ时R1和R2的进水COD浓度分别在502 mg/L和346 mg/L左右,运行前期污泥处于驯化阶段,生物量低且活性差,R1、R2分别对COD平均去除率为77.27%和67.98%,对COD的去除性能不显著。随后各处理缩短污泥沉降时间,增大进水有机负荷,运行1周左右,阶段Ⅱ末期的出水COD降至100 mg/L。阶段 Ⅲ 时R1和R2的进水COD浓度分别升至850 mg/L和700 mg/L左右,R1出水COD浓度在60 mg/L以下,平均去除率为90.23%;R2出水COD浓度在40 mg/L以下,平均去除率为89.63%,说明各处理具有良好的除碳性能及抗高有机负荷能力。这是因为进水有机负荷的变化导致反应器中出现贫-富营养交替[27],形成选择压力,促进絮状污泥的聚集生长并向AGS转化。初步形成的AGS微生物活性较强,对废水中有机碳降解效率升高,使得出水COD逐渐降低,COD去除率不断提高。在阶段IV,各处理对COD去除率均在94%以上,去除效果相当,同时R1、R2分别在第40天和第45天出现大量颗粒污泥,说明颗粒化程度对废水中COD的去除效果影响较小。真正原因可能是反应器中存在不同类型的微生物,这些微生物单独或共同作用,促进了COD的去除效果。在阶段V初期,由于反应器短时断电,AGS沉淀在反应器底部,阻塞排水系统,造成部分颗粒污泥溢出,COD去除率下降,经过交变负荷调整,R1和R2的平均COD去除率分别稳定在95.2%和93%。

图6 各处理中进、出水COD浓度及去除率的变化Fig.6 Changes of COD concentration in influent and effluent and COD removal rate in each treatment

3.2.2 NH3-N、TN去除效果

图7(a)为进、出水NH3-N浓度及NH3-N去除率的变化情况。由图7可知,在反应器运行初期(7 d内),R1、R2出水NH3-N浓度均高于10 mg/L,NH3-N去除率相对较低,分别为68.43%和53.18%,但NH3-N去除率整体呈上升趋势。在刚进入阶段III(第21天),R1的NH3-N去除率显著下降,这有可能是反应器中污泥颗粒的初步形成,小颗粒受到曝气作用,增加了颗粒之间的碰撞频率,导致小颗粒的表层部位被破坏,影响氨氧化菌(AOB)的生存环境。自第22天后,NH3-N去除率趋于稳定,NH3-N去除率始终保持在93%以上。R2在阶段I和II时,NH3-N去除率有一定波动,平均去除率略低于R1,这是因为随着进水NH3-N浓度的突然增加,AOB需要适应新的营养环境。R2运行25 d后,NH3-N去除率达到80%以上,此时R2与R1的去除性能接近,直至系统稳定后的NH3-N去除率约为91.55%。在整个反应器支行中,R1和R2的平均NH3-N去除率分别为96.03%和89.84%。R1对NH3-N去除率更高且波动较小,去除性能良好,这是由于:①R1具有更高的进水有机底物,充足的有机基质使得微生物快速生长,同时伴随对NH3-N同化利用的提高,促进了NH3-N的高效去除。②R1中AGS结构更为致密,内部传质较好。③采用pH试纸测定,R1中废水的pH值为8.0,R2为7.8,R1中更适宜硝化菌生长。R1、R2中TN去除率在颗粒污泥培养第40天和第50天后趋于稳定,平均去除率分别高达85%和78%,但R2对TN去除效果低于R1。这是因为R2成熟颗粒污泥由丝状菌骨架构成,颗粒内部含有大量丝状菌,由于反应器存在溶解氧(DO)梯度,DO渗入到颗粒内部,破坏了颗粒内部的缺氧环境,反硝化作用随之减弱,导致TN去除不佳。

图7 各处理中进、出水NH3-N、出水浓度及NH3-N去除率变化Fig.7 Changes of NH3-N concentration in influent and effluent, NO2--N and NO3--N concentrations in effluent, and NH3-N removal rate in each treatment

图8 各处理中进、出水浓度及去除率的变化Fig.8 Change of concentration in influent and effluent and removal rate in each treatment

3.3 FISH分析

在污染物处理之后,利用FISH技术对AGS内微生物进行剖析,结果如图9所示。图9中细菌总数(亚蓝色)、AOB(青色)、NOB(浅青色)、PAOs(绿色)和聚糖菌GAOs(枚红色)。

图9 成熟的AGS的FISH图像Fig.9 FISH image of mature aerobic granular sludge

从图9(a)、图9(b)可以看出,AOB主要富集在污泥颗粒的外层;NOB在颗粒的外层和次外层均有富集,AOB和NOB属于好氧菌,成熟的颗粒粒径大,比表面积大,有助于为这两种菌提供适宜的生长环境,这是因为随着颗粒污泥粒径的增大,颗粒内部的传质和DO受到限制,内部结构形成厌氧层和缺氧层,以及NH3-N浓度相对较低,不适合好氧菌生长[29]。同时,AOB比NOB对DO有更强的亲和力,在后期培养过程中,污泥沉淀时间较短,AOB生长速度较快,这也造就了AOB集中在颗粒的外层,优先利用DO进行氨氧化反应,而NOB的生长需要依靠AOB代谢产生的NO2--N,两者之间的关系使得NOB紧挨着AOB生长。张铭川[30]发现,在较高的进水COD负荷条件下,AOB可以生长到颗粒污泥的更外层。结合R1、R2出水NH3-N和NO3--N浓度,可以看出R1的降解速率明显高于R2,印证了上述结论。

从图9(c)可以看出,PAOs是优势菌群,GAOs含量相对较少,并且发现PAOs主要存在于反应器底部的大颗粒污泥中,颗粒粒径越大,越有利于PAOs生长且吸收碳源。PAOs和GAOs生存在厌氧好氧环境中,而SBR反应器的周期性交替循环过程恰好为PAOs和GAOs提供厌氧-好氧环境,同时污泥颗粒独特的结构也为其提供了适宜的空间。

4 讨论

AGS形成较复杂,影响因素较多。一般认为RH/D>5的SBR反应器,利于AGS形成。本试验采用RH/D为10的圆柱形SBR,颗粒形成时间平均需要25 d,而王瑛等[31]采用相同RH/D的SBR培养AGS,发现颗粒形成时间为5～15 d,这与本试验的结果不同。这是因为SBR中增设等间距水平网板,网板的存在改善了反应器内流动环境和絮凝条件,为微生物的繁殖和生长提供了适宜的场所;同时伴随着生物膜的生长,使网板上的过水断面逐渐减小,流过网板的水流流速以及SBR中的水力剪切力逐渐增加,在紊流和涡旋的作用下生物膜脱落且相互发生碰撞,形成生物絮凝的核心,最终形成AGS。

在本试验中,SBR为间歇式曝气,控制表观气速(SGV)为1.99 cm/s。不同COD负荷条件下颗粒污泥的EPS组成成分变化如表2所示。

表2 EPS含量及成分Table 2 EPS content and composition

由表2可知,随着COD负荷的增加和间歇式曝气的运行,两者相互作用所提供的饱食/饥饿交替有利于微生物分泌EPS,EPS中PS具有高黏性,能够将细菌结合在一起形成“聚集体”,这为颗粒污泥的形成奠定了基础[32]。PN和PS呈现不同的变化趋势,而腐殖酸含量均呈现增加的趋势。R2进水COD浓度为700 mg/L时,PS含量低于R1进水COD浓度为850 mg/L时的含量,由于R2刚形成的AGS中PS含量较低,颗粒污泥结构相对疏松,主要为丝状菌骨架,并且颗粒外形不够光滑。随之提高COD负荷,R2颗粒污泥成熟期的外形得到改善,但存在不规则破碎状的颗粒。这是因为丝状菌具有较高的比表面积,可以快速吸收进水中的营养物质,有助于微生物的聚集。PN/PS可以反映污泥颗粒化进程的形态变化。从PN/PS可以发现,当COD负荷为1 150 mg/L时,PN/PS为0.074,比值最小,但EPS总量却达到最大,最大值为15.72。此时,R1中颗粒污泥虽然发生解体现象,但颗粒化程度较低,较高的进水COD浓度仍可继续维持细胞的新陈代谢[33]。解体后,颗粒成为絮体污泥,比表面积逐渐增大,会吸附更多地腐殖酸。腐殖酸浓度增加会抑制微生物活性,导致活性污泥的絮凝性能变差,细胞表面自由能减弱,细菌的黏附力降低,微生物难以从水相中脱离,从而新生成的颗粒污泥较为松散。因此,R1的颗粒污泥多为块状结构,内部有明显的缺氧或厌氧区域。进一步发现,进水COD浓度越高,颗粒污泥越易形成,形成后的颗粒粒径越大且内部形成暗深色区域;进水COD浓度越低,系统内有机物不足以提供微生物的生长,微生物处于负营养环境,消耗自身能量,少量AGS解体崩溃,而新生后的颗粒污泥因无法实现颗粒之间的有效频繁碰撞与剪切作用,还会造成颗粒呈现一定棱角。

(1)随着进水COD负荷的增加,各处理的颗粒污泥内部含有较高的营养物质浓度梯度,这为微生物提供了更加多样的微观环境,使得微生物生长对NH3-N的同化利用较多,提高了微生物降解NH3-N的能力[34]。

人工模拟番茄酱废水颜色为鲜红色,进水采用蠕动泵方式,进水管处于进水桶底部,而番茄酱废水会产生色素沉淀,大部分集中于进水桶底部,造成番茄酱废水浓度不均匀。单管曝气泵存在不足之处,曝气强度易受到限制;曝气头处于进水桶底部中央,局部死角可能还会使得番茄酱浓度不均匀等,本文将在后续设置无死角的曝气方式用于进水桶。