肖 飛,王維紅

(新疆農(nóng)業(yè)大學(xué) 水利與土木工程學(xué)院,烏魯木齊 830052)

1 研究背景

新疆作為番茄醬主要生產(chǎn)基地,向國內(nèi)外銷售番茄醬,約占全球總銷售量的1/3。根據(jù)歷史數(shù)據(jù)可知,每生產(chǎn)1 000 kg番茄醬就會產(chǎn)生約20～55 m3的廢水,其中化學(xué)需氧量(Chemical Oxygen Demand,COD)質(zhì)量濃度為400～1 800 mg/L,生化需氧量(Biochemical Oxygen Demand,BOD)質(zhì)量濃度為450～1 050 mg/L,NH3-N質(zhì)量濃度為9～15 mg/L,固體懸浮物(Suspended Substance,SS)質(zhì)量濃度為198 ～1 100 mg/L。

新疆番茄醬生產(chǎn)產(chǎn)生的廢水處理方法主要有生化法和物化+生化法,但在運行過程中存在較多問題,如工藝啟動周期長、微生物培養(yǎng)耗時費力與番茄醬生產(chǎn)周期短、廢水量大等相沖突,導(dǎo)致排水水質(zhì)不滿足《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18918—2002)一級A標(biāo)準(zhǔn)。同時,設(shè)備維護(hù)投資大,設(shè)施利用率低,也會影響生產(chǎn)企業(yè)治理廢水的積極性。隨著工業(yè)化的不斷發(fā)展,好氧顆粒污泥(Aerobic Granular Sludge,AGS)逐漸成為不同性質(zhì)廢水處理的研究熱點,具有廣闊的應(yīng)用前景。AGS可用于處理城市污水[1]、印染料廢水[2]、高濃度有機(jī)廢水[3]、有毒有機(jī)廢水[4]、重金屬廢水[5]、核廢料廢水[6]以及部分工業(yè)廢水[7-9]。番茄醬加工廢水具有季節(jié)性特點,排放的有機(jī)廢水濃度較高,容易對地表水造成污染[10]。AGS因其沉降性好、生物量高、抗沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)、占地面積小,也被用于處理番茄醬加工廢水。然而,絕大部分的研究僅探究了AGS對番茄醬加工廢水的處理效能[11-13],而以番茄醬加工廢水為基質(zhì)的AGS快速啟動的研究相對較少。王燕杉等[14]采用人工合成番茄醬加工廢水為基質(zhì),通過逐步提高COD方法培養(yǎng)AGS,發(fā)現(xiàn)培養(yǎng)出的顆粒污泥為橢球狀,但顆粒污泥形成時間較長。此外,Hou等[15]采用相同的方法培養(yǎng)AGS,發(fā)現(xiàn)形成后的AGS具有良好的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性和有效的去除效果。研究還發(fā)現(xiàn),進(jìn)水負(fù)荷的變化會影響微生物群落的動態(tài)變化,從而影響AGS的性能。李冬等[16]探究了不同進(jìn)水方式(梯度、快速和慢速進(jìn)水)對間歇式活性污泥反應(yīng)器(Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process,SBR)中污染物去除效能,發(fā)現(xiàn)梯度進(jìn)水方式對廢水中COD和TP的去除率均高于92%,且形成顆粒的速率較快[17],彌補(bǔ)了純采用進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷培養(yǎng)AGS的缺陷,也有利于微生物的富集。

基于此,本文采用高徑比RH/D為10的SBR,共設(shè)置兩組初始進(jìn)水COD濃度條件,考察梯度進(jìn)水方式下污泥顆粒在處理番茄醬廢水過程的形態(tài)結(jié)構(gòu)、污泥理化性質(zhì)及污染物質(zhì)去除性能的變化規(guī)律,對進(jìn)一步了解AGS的形成機(jī)理,優(yōu)化AGS培養(yǎng)進(jìn)水COD濃度條件具有一定的實際參考價值。

2 材料與方法

2.1 試驗設(shè)計與材料

試驗采用RH/D為10的SBR,有效體積4 L,排水比48%,如圖1所示。采用微孔式曝氣,曝氣流量5～6 L/min;時間控制器自動控制運行周期,包括進(jìn)水(10 min),曝氣(198 min增至223 min),沉降(30 min降至5 min),出水(2 min),共240 min。

圖1 SBR工藝裝置示意Fig.1 Schematic diagram of SBR process

表1 SBR反應(yīng)器各階段的運行參數(shù)及進(jìn)水水質(zhì)變化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 指標(biāo)測定

2.2.2 顆粒粒徑測定

絮狀污泥直徑測定先采用數(shù)碼顯微鏡拍照,再用Motic image圖像處理軟件進(jìn)行計算;顆粒污泥直徑測定使用體視顯微鏡及直尺測定。

2.2.3 胞外聚合物(EPS)的提取與測定

污泥胞外聚合物(Extracelllular Polymeric Substances,EPS)、蛋白質(zhì)(Protein Nitrosylation,PN)和多糖(Polysaccharide,PS)分別采用甲醛-NaOH法提取[20]、Lowry法[21]以及硫酸-蒽酮法[22]測定。其中,PN和PS測定分別以牛血清蛋白和葡萄糖作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)。

2.2.4 熒光原位雜交技術(shù)(FISH)操作步驟

(1)對采集的泥樣和載玻片進(jìn)行預(yù)處理。

(2)雜交反應(yīng)。①將吸水紙放于封閉的雜交盒中,用無探針雜交溶液潤濕。②取24 μL雜交液和1 μL探針溶液涂抹于載玻片。③混合溶液與預(yù)處理后的樣品在46 ℃下進(jìn)行雜交。④總細(xì)菌和硝化細(xì)菌雜交時間為5 h,其余為2～3 h,操作過程應(yīng)避光處理。

(3)洗脫液置于48 ℃水浴中進(jìn)行預(yù)熱。隨后,將載玻片浸入含洗脫液的干燥雜交盒中,遮光密閉洗脫和漂洗。

(4)DAPI染色。在雜交樣品上滴入濃度為1 μg/mL的DAPI,染色5 min,用甲醇漂洗,加上蓋玻片,用密封劑密封,室溫干燥。

(5)干燥后,立即使用熒光顯微鏡觀察。波長分別設(shè)置為395～415、420～485、460～550 nm。

3 試驗結(jié)果分析

3.1 污泥特性變化

3.1.1 顆粒污泥形態(tài)的變化

梯度進(jìn)水COD濃度下培養(yǎng)的成熟AGS宏觀形態(tài)如圖2所示。試驗采用的接種污泥呈黃褐色,肉眼觀察其形態(tài)結(jié)構(gòu)較疏松,多為絮狀,初始直徑約為18 μm。

圖2 梯度進(jìn)水COD濃度下培養(yǎng)的成熟AGS宏觀形態(tài)Fig.2 Macro morphology of mature AGS cultivated under gradient influent COD concentration

由圖2可知,R1中絮狀污泥培養(yǎng)至第7天時,污泥顏色呈淡褐色;運行至第15天時,縮短污泥沉降時間為15 min,反應(yīng)器內(nèi)逐漸出現(xiàn)肉眼可見的細(xì)小微粒物,直徑在150～200 μm之間,平均粒徑為165 μm,微粒物四周較扁平以及出現(xiàn)顆?；?但微粒物的占比較小,而R2內(nèi)污泥狀態(tài)未發(fā)現(xiàn)明顯變化;在第40天左右,通過體式顯微鏡可觀察到細(xì)小微粒物逐漸轉(zhuǎn)化成淡黃色粒狀顆粒,顆粒溝壑明顯且結(jié)構(gòu)致密,直徑范圍在495～510 μm之間;60 d后,淡黃色顆粒直徑增加到1.2 mm,直徑范圍510～1 200 μm的粒徑占57.4%,平均粒徑為815 μm,顆粒輪廓更加清晰,表面光滑,且達(dá)到成熟。同理,R2在運行至第23天時,有初生顆粒形成,直徑范圍在135～185 μm之間,顏色呈橙色,為砂狀顆粒。隨著R2運行周期的增加,顆粒粒徑逐漸增大,到第45天時,縮短污泥沉降時間(15→8 min),污泥顆粒呈淺褐色[23],表面光滑,直徑范圍在460～505 μm之間。此時,R1和R2處理均基本實現(xiàn)污泥顆?；?但R2中顆粒粒徑比R1的小。各處理基本實現(xiàn)顆粒化后,再次縮短沉降時間(8→5 min),R1和R2中的顆粒完全成熟,R1的成熟顆粒呈淺黃色,顆粒溝壑明顯且表面光滑,部分污泥顆?？梢郧逦赜^察到內(nèi)部存在暗深色的顆粒晶核;R2的成熟污泥顆粒呈橙黃色,顆粒外側(cè)邊緣與泥水分界面清晰,顆粒形狀稍有棱角。

3.1.2 顆粒污泥的SEM圖像分析

采用掃描電鏡對R1和R2中顆粒污泥的微觀結(jié)構(gòu)進(jìn)行觀察,微觀結(jié)構(gòu)如圖3所示。由圖3可知,R1中剛成熟的顆粒呈孔洞狀結(jié)構(gòu);R1中完全成熟時呈塊狀聚集體,顆粒表面附著大量的桿菌和球菌[24];R2中成熟顆粒呈絲狀菌結(jié)構(gòu)?？锥礌罱Y(jié)構(gòu)可促進(jìn)外界有機(jī)物和溶解氧向顆粒內(nèi)部細(xì)菌提供代謝能量,還能夠更好地與細(xì)菌內(nèi)源代謝物進(jìn)行傳輸,避免出現(xiàn)顆粒污泥因傳質(zhì)阻力造成AGS穩(wěn)定性失衡的問題。塊狀聚集體留有一定縫隙與孔洞,有助于營養(yǎng)物質(zhì)與代謝產(chǎn)物的運輸傳質(zhì)。絲狀菌骨架可與EPS協(xié)同作用,形成AGS內(nèi)部的層狀結(jié)構(gòu),以及顆粒內(nèi)部微生物的聚集生長,有利于AGS的順利形成與穩(wěn)定存在。

圖3 R1和R2系統(tǒng)中成熟污泥顆粒的微觀結(jié)構(gòu)Fig.3 Microstructure of mature sludge particles in R1 and R2 systems

3.1.3 污泥沉降比、污泥沉降指數(shù)及污泥生物量的變化

顆粒污泥的污泥容積指數(shù)、污泥沉降比及污泥生物量的變化情況如圖4所示。從圖4(a)可以看出,階段Ⅰ污泥沉降時間為30 min,R1、R2的SVI30均高于100 mL/g,污泥的沉降性能較差[25];階段Ⅱ?qū)⑽勰喑两禃r間縮短至15 min,SVI開始降低,R1、R2的SVI5、SVI30分別下降至99.17、134.82 mL/g和85.33、97.72 mL/g,R2中污泥沉降性能較差;階段Ⅲ污泥沉降時間再次降低至8 min,SVI5、SVI30均低于100 mL/g;階段Ⅳ,污泥繼續(xù)顆?；?各處理SVI30最終分別保持在18 mL/g和32 mL/g左右。各處理SVI5/SVI30在前20 d呈波動狀態(tài),SVI5/SVI30均在1.5左右,第21—第43天穩(wěn)定在1.1～1.5之間,第43—第50天從1.1降低為1.0,之后穩(wěn)定在1.0,表明僅需5 min污泥可完全沉降。

圖4 顆?；^程中SVI、MLVSS和MLSS濃度的變化Fig.4 Changes of SVI, MLVSS and MLSS concentration during granulation

由4(b)可以看出,接種污泥1周后,R1、R2中MLSS濃度分別從5 320 mg/L降低至3 400、2 782 mg/L,隨后便明顯增加,但R1、R2運行至第20天,MLSS濃度均出現(xiàn)下降趨勢。分析原因是:在此階段,進(jìn)水COD濃度恰好增加,系統(tǒng)在高有機(jī)負(fù)荷條件下來不及適應(yīng),破壞了污泥和有機(jī)底物的相對穩(wěn)定,造成絲狀菌過度增殖,污泥從上端引流口溢出,MLSS濃度下降。其次,在污泥培養(yǎng)過程中,縮短污泥沉降時間(30 min→15 min),沉降速度較差的絮體污泥不斷被排水階段排出,污泥流失嚴(yán)重,污泥濃度下降。同時,縮短污泥沉降時間還會促進(jìn)AGS的形成,但是污泥顆粒的形成速度低于排泥速度[26],因此也會造成系統(tǒng)MLSS濃度降低的現(xiàn)象。顆粒污泥成熟后,R1中MLSS濃度達(dá)到8 300 mg/L;R2中MLSS濃度達(dá)到7 212 mg/L,兩者均處于最大值。MLVSS濃度變化趨勢與MLSS濃度較為相似,R1、R2中 MLVSS濃度的最大值分別為7 900、7 031 mg/L。R1、R2中MLVSS/MLSS比值整體呈上升趨勢,其中R1從43.60%增加到97.53%,R2從35.64%增加到96.88%,最終揮發(fā)比保持在0.93以上。

綜上所述,R1和R2的污泥體積指數(shù)、污泥沉降比及污泥生物量均有不同程度的差異,這與有機(jī)負(fù)荷(OLR)有關(guān)。在活性污泥培養(yǎng)初期,R1和R2對應(yīng)OLR分別為1.6、1.13 kg/(m3·d)。隨后提高OLR,各處理運行至階段Ⅲ時,OLR分別提高至4.08、3.5 kg/(m3·d),R1反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)白色絮狀污泥,其沉降性能變差。為了防止絮狀污泥在基質(zhì)競爭中占據(jù)優(yōu)勢,采取人工排泥方式,導(dǎo)致污泥沉降比和污泥生物量出現(xiàn)了差異。而在污泥體積指數(shù)方面,R1和R2變化趨勢較小,主要表現(xiàn)在顆粒培養(yǎng)初期。各處理在低OLR條件下運行7天后,R1污泥出現(xiàn)沙化,沉降性能明顯改善,但R2污泥沉降性能沒有顯著改善。當(dāng)提高R2進(jìn)水COD濃度后,微生物增殖形成微小聚集體,污泥沉降性能呈現(xiàn)驟變。

3.1.4 EPS熒光染色

圖5為AGS中EPS(蛋白質(zhì)、多糖)的熒光染色分布情況。從圖5可以看出,R1的EPS分布情況較明顯,蛋白質(zhì)和α-多糖含量較高且分布廣泛,主要構(gòu)成AGS的骨架,顆粒結(jié)構(gòu)相對密實,存在分層現(xiàn)象;其次,β-多糖的熒光顯色度較弱,分布在顆粒表面,少量分布在顆粒內(nèi)部;總細(xì)胞積聚在顆粒的內(nèi)部。與R1相比,R2中蛋白質(zhì)的含量最多,貫穿于整個切片,同時β-多糖的熒光顯色度增強(qiáng),總細(xì)胞和α-多糖分布在顆粒的外邊緣。由此可以推斷,不同進(jìn)水濃度對顆粒污泥EPS的分布情況存在差異,但構(gòu)成顆粒污泥的骨架基本以多糖和蛋白質(zhì)為主。這是因為EPS可以通過“吸附架橋”效應(yīng)使微生物群體形成三維空間結(jié)構(gòu),同時促進(jìn)了微生物緊密結(jié)合并進(jìn)行生化作用,顆粒污泥結(jié)構(gòu)也更堅固。

圖5 EPS中蛋白質(zhì)和多糖的熒光染色分布情況Fig.5 Fluorescent staining distribution of proteins and polysaccharides in EPS

3.2 AGS對番茄醬廢水處理效能研究

3.2.1 COD去除效果

圖6為各處理中進(jìn)、出水COD濃度及COD去除率的變化。由圖6可知,階段Ⅰ時R1和R2的進(jìn)水COD濃度分別在502 mg/L和346 mg/L左右,運行前期污泥處于馴化階段,生物量低且活性差,R1、R2分別對COD平均去除率為77.27%和67.98%,對COD的去除性能不顯著。隨后各處理縮短污泥沉降時間,增大進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷,運行1周左右,階段Ⅱ末期的出水COD降至100 mg/L。階段 Ⅲ 時R1和R2的進(jìn)水COD濃度分別升至850 mg/L和700 mg/L左右,R1出水COD濃度在60 mg/L以下,平均去除率為90.23%;R2出水COD濃度在40 mg/L以下,平均去除率為89.63%,說明各處理具有良好的除碳性能及抗高有機(jī)負(fù)荷能力。這是因為進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷的變化導(dǎo)致反應(yīng)器中出現(xiàn)貧-富營養(yǎng)交替[27],形成選擇壓力,促進(jìn)絮狀污泥的聚集生長并向AGS轉(zhuǎn)化。初步形成的AGS微生物活性較強(qiáng),對廢水中有機(jī)碳降解效率升高,使得出水COD逐漸降低,COD去除率不斷提高。在階段IV,各處理對COD去除率均在94%以上,去除效果相當(dāng),同時R1、R2分別在第40天和第45天出現(xiàn)大量顆粒污泥,說明顆?；潭葘U水中COD的去除效果影響較小。真正原因可能是反應(yīng)器中存在不同類型的微生物,這些微生物單獨或共同作用,促進(jìn)了COD的去除效果。在階段V初期,由于反應(yīng)器短時斷電,AGS沉淀在反應(yīng)器底部,阻塞排水系統(tǒng),造成部分顆粒污泥溢出,COD去除率下降,經(jīng)過交變負(fù)荷調(diào)整,R1和R2的平均COD去除率分別穩(wěn)定在95.2%和93%。

圖6 各處理中進(jìn)、出水COD濃度及去除率的變化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

圖7(a)為進(jìn)、出水NH3-N濃度及NH3-N去除率的變化情況。由圖7可知,在反應(yīng)器運行初期(7 d內(nèi)),R1、R2出水NH3-N濃度均高于10 mg/L,NH3-N去除率相對較低,分別為68.43%和53.18%,但NH3-N去除率整體呈上升趨勢。在剛進(jìn)入階段III(第21天),R1的NH3-N去除率顯著下降,這有可能是反應(yīng)器中污泥顆粒的初步形成,小顆粒受到曝氣作用,增加了顆粒之間的碰撞頻率,導(dǎo)致小顆粒的表層部位被破壞,影響氨氧化菌(AOB)的生存環(huán)境。自第22天后,NH3-N去除率趨于穩(wěn)定,NH3-N去除率始終保持在93%以上。R2在階段I和II時,NH3-N去除率有一定波動,平均去除率略低于R1,這是因為隨著進(jìn)水NH3-N濃度的突然增加,AOB需要適應(yīng)新的營養(yǎng)環(huán)境。R2運行25 d后,NH3-N去除率達(dá)到80%以上,此時R2與R1的去除性能接近,直至系統(tǒng)穩(wěn)定后的NH3-N去除率約為91.55%。在整個反應(yīng)器支行中,R1和R2的平均NH3-N去除率分別為96.03%和89.84%。R1對NH3-N去除率更高且波動較小,去除性能良好,這是由于:①R1具有更高的進(jìn)水有機(jī)底物,充足的有機(jī)基質(zhì)使得微生物快速生長,同時伴隨對NH3-N同化利用的提高,促進(jìn)了NH3-N的高效去除。②R1中AGS結(jié)構(gòu)更為致密,內(nèi)部傳質(zhì)較好。③采用pH試紙測定,R1中廢水的pH值為8.0,R2為7.8,R1中更適宜硝化菌生長。R1、R2中TN去除率在顆粒污泥培養(yǎng)第40天和第50天后趨于穩(wěn)定,平均去除率分別高達(dá)85%和78%,但R2對TN去除效果低于R1。這是因為R2成熟顆粒污泥由絲狀菌骨架構(gòu)成,顆粒內(nèi)部含有大量絲狀菌,由于反應(yīng)器存在溶解氧(DO)梯度,DO滲入到顆粒內(nèi)部,破壞了顆粒內(nèi)部的缺氧環(huán)境,反硝化作用隨之減弱,導(dǎo)致TN去除不佳。

圖7 各處理中進(jìn)、出水NH3-N、出水濃度及NH3-N去除率變化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

圖8 各處理中進(jìn)、出水濃度及去除率的變化Fig.8 Change of concentration in influent and effluent and removal rate in each treatment

3.3 FISH分析

在污染物處理之后,利用FISH技術(shù)對AGS內(nèi)微生物進(jìn)行剖析,結(jié)果如圖9所示。圖9中細(xì)菌總數(shù)(亞藍(lán)色)、AOB(青色)、NOB(淺青色)、PAOs(綠色)和聚糖菌GAOs(枚紅色)。

圖9 成熟的AGS的FISH圖像Fig.9 FISH image of mature aerobic granular sludge

從圖9(a)、圖9(b)可以看出,AOB主要富集在污泥顆粒的外層;NOB在顆粒的外層和次外層均有富集,AOB和NOB屬于好氧菌,成熟的顆粒粒徑大,比表面積大,有助于為這兩種菌提供適宜的生長環(huán)境,這是因為隨著顆粒污泥粒徑的增大,顆粒內(nèi)部的傳質(zhì)和DO受到限制,內(nèi)部結(jié)構(gòu)形成厭氧層和缺氧層,以及NH3-N濃度相對較低,不適合好氧菌生長[29]。同時,AOB比NOB對DO有更強(qiáng)的親和力,在后期培養(yǎng)過程中,污泥沉淀時間較短,AOB生長速度較快,這也造就了AOB集中在顆粒的外層,優(yōu)先利用DO進(jìn)行氨氧化反應(yīng),而NOB的生長需要依靠AOB代謝產(chǎn)生的NO2--N,兩者之間的關(guān)系使得NOB緊挨著AOB生長。張銘川[30]發(fā)現(xiàn),在較高的進(jìn)水COD負(fù)荷條件下,AOB可以生長到顆粒污泥的更外層。結(jié)合R1、R2出水NH3-N和NO3--N濃度,可以看出R1的降解速率明顯高于R2,印證了上述結(jié)論。

從圖9(c)可以看出,PAOs是優(yōu)勢菌群,GAOs含量相對較少,并且發(fā)現(xiàn)PAOs主要存在于反應(yīng)器底部的大顆粒污泥中,顆粒粒徑越大,越有利于PAOs生長且吸收碳源。PAOs和GAOs生存在厭氧好氧環(huán)境中,而SBR反應(yīng)器的周期性交替循環(huán)過程恰好為PAOs和GAOs提供厭氧-好氧環(huán)境,同時污泥顆粒獨特的結(jié)構(gòu)也為其提供了適宜的空間。

4 討 論

AGS形成較復(fù)雜,影響因素較多。一般認(rèn)為RH/D>5的SBR反應(yīng)器,利于AGS形成。本試驗采用RH/D為10的圓柱形SBR,顆粒形成時間平均需要25 d,而王瑛等[31]采用相同RH/D的SBR培養(yǎng)AGS,發(fā)現(xiàn)顆粒形成時間為5～15 d,這與本試驗的結(jié)果不同。這是因為SBR中增設(shè)等間距水平網(wǎng)板,網(wǎng)板的存在改善了反應(yīng)器內(nèi)流動環(huán)境和絮凝條件,為微生物的繁殖和生長提供了適宜的場所;同時伴隨著生物膜的生長,使網(wǎng)板上的過水?dāng)嗝嬷饾u減小,流過網(wǎng)板的水流流速以及SBR中的水力剪切力逐漸增加,在紊流和渦旋的作用下生物膜脫落且相互發(fā)生碰撞,形成生物絮凝的核心,最終形成AGS。

在本試驗中,SBR為間歇式曝氣,控制表觀氣速(SGV)為1.99 cm/s。不同COD負(fù)荷條件下顆粒污泥的EPS組成成分變化如表2所示。

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

由表2可知,隨著COD負(fù)荷的增加和間歇式曝氣的運行,兩者相互作用所提供的飽食/饑餓交替有利于微生物分泌EPS,EPS中PS具有高黏性,能夠?qū)⒓?xì)菌結(jié)合在一起形成“聚集體”,這為顆粒污泥的形成奠定了基礎(chǔ)[32]。PN和PS呈現(xiàn)不同的變化趨勢,而腐殖酸含量均呈現(xiàn)增加的趨勢。R2進(jìn)水COD濃度為700 mg/L時,PS含量低于R1進(jìn)水COD濃度為850 mg/L時的含量,由于R2剛形成的AGS中PS含量較低,顆粒污泥結(jié)構(gòu)相對疏松,主要為絲狀菌骨架,并且顆粒外形不夠光滑。隨之提高COD負(fù)荷,R2顆粒污泥成熟期的外形得到改善,但存在不規(guī)則破碎狀的顆粒。這是因為絲狀菌具有較高的比表面積,可以快速吸收進(jìn)水中的營養(yǎng)物質(zhì),有助于微生物的聚集。PN/PS可以反映污泥顆粒化進(jìn)程的形態(tài)變化。從PN/PS可以發(fā)現(xiàn),當(dāng)COD負(fù)荷為1 150 mg/L時,PN/PS為0.074,比值最小,但EPS總量卻達(dá)到最大,最大值為15.72。此時,R1中顆粒污泥雖然發(fā)生解體現(xiàn)象,但顆粒化程度較低,較高的進(jìn)水COD濃度仍可繼續(xù)維持細(xì)胞的新陳代謝[33]。解體后,顆粒成為絮體污泥,比表面積逐漸增大,會吸附更多地腐殖酸。腐殖酸濃度增加會抑制微生物活性,導(dǎo)致活性污泥的絮凝性能變差,細(xì)胞表面自由能減弱,細(xì)菌的黏附力降低,微生物難以從水相中脫離,從而新生成的顆粒污泥較為松散。因此,R1的顆粒污泥多為塊狀結(jié)構(gòu),內(nèi)部有明顯的缺氧或厭氧區(qū)域。進(jìn)一步發(fā)現(xiàn),進(jìn)水COD濃度越高,顆粒污泥越易形成,形成后的顆粒粒徑越大且內(nèi)部形成暗深色區(qū)域;進(jìn)水COD濃度越低,系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)物不足以提供微生物的生長,微生物處于負(fù)營養(yǎng)環(huán)境,消耗自身能量,少量AGS解體崩潰,而新生后的顆粒污泥因無法實現(xiàn)顆粒之間的有效頻繁碰撞與剪切作用,還會造成顆粒呈現(xiàn)一定棱角。

(1)隨著進(jìn)水COD負(fù)荷的增加,各處理的顆粒污泥內(nèi)部含有較高的營養(yǎng)物質(zhì)濃度梯度,這為微生物提供了更加多樣的微觀環(huán)境,使得微生物生長對NH3-N的同化利用較多,提高了微生物降解NH3-N的能力[34]。

人工模擬番茄醬廢水顏色為鮮紅色,進(jìn)水采用蠕動泵方式,進(jìn)水管處于進(jìn)水桶底部,而番茄醬廢水會產(chǎn)生色素沉淀,大部分集中于進(jìn)水桶底部,造成番茄醬廢水濃度不均勻。單管曝氣泵存在不足之處,曝氣強(qiáng)度易受到限制;曝氣頭處于進(jìn)水桶底部中央,局部死角可能還會使得番茄醬濃度不均勻等,本文將在后續(xù)設(shè)置無死角的曝氣方式用于進(jìn)水桶。

5 結(jié) 論

(2)蛋白質(zhì)和α-多糖主要構(gòu)成AGS的骨架;β-多糖分布在顆粒表面,少量分布在顆粒內(nèi)部;總細(xì)胞積聚在顆粒的外邊緣。

(3)成熟的AGS中存在大量的AOB、NOB、PAOs和GAOs。本研究結(jié)果意味著利用AGS降解番茄醬加工廢水時,可通過改變COD負(fù)荷的方式,實現(xiàn)硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的靶向生長,使得顆粒污泥在好氧條件下進(jìn)行反硝化作用成為可能。同時,還可通過控制異養(yǎng)菌來強(qiáng)化AGS的脫氮除磷效果。