秦 天,袁 哲

(1.武漢市城市排水發(fā)展有限公司,湖北武漢 430062;2.武漢科技大學(xué)城市建設(shè)學(xué)院,湖北武漢 430070;3.武漢三鎮(zhèn)實(shí)業(yè)控股股份有限公司,湖北武漢 430062)

污泥是廢水生物處理過(guò)程中不可避免的副產(chǎn)物,隨著廢水排放量的增加,污泥的產(chǎn)量逐漸增加[1]。污泥中有機(jī)物含量豐富,易腐爛發(fā)臭,并含有大量致病菌和寄生蟲(chóng)卵,對(duì)人體健康和自然環(huán)境產(chǎn)生不利影響[2]。截至2020年,我國(guó)建成城鎮(zhèn)污水處理廠1萬(wàn)多座,污泥產(chǎn)量突破6 000萬(wàn)t[3]。穩(wěn)定化被認(rèn)為是污泥生物處理的重要步驟,對(duì)環(huán)境安全至關(guān)重要[4]。目前,我國(guó)大多污水處理廠主要采取填埋和焚燒兩種污泥處置方式。這兩種處置方式會(huì)造成環(huán)境的二次污染,處理過(guò)程緩慢且處理成本高。因此,發(fā)展一種穩(wěn)定、節(jié)能和綠色的污泥處置方式迫在眉睫。

自熱式高溫好氧消化(ATAD)作為一種先進(jìn)的好氧穩(wěn)定工藝,已成功應(yīng)用于污泥處理,特別是在中小城市和地區(qū)[5]?？焖俚挠袡C(jī)降解率、短的污泥保留時(shí)間(SRT)、高效的病原體滅活和低能耗闡明了ATAD的關(guān)鍵優(yōu)勢(shì)。ATAD通常應(yīng)用于總固體(TS)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4%～6%的低固體污泥處置,很少用于處理TS質(zhì)量分?jǐn)?shù)高于6%的污泥。高固體污泥因其固體含量增加,其表觀黏度隨之增加,其流動(dòng)變化規(guī)律發(fā)生變化,限制了混合和氧氣轉(zhuǎn)移[6]。但高固體污泥意味著體積和含水量顯著降低,有助于提高有機(jī)負(fù)荷率(OLR),同時(shí)減小消化器尺寸和降低能源消耗[7]?；诋?dāng)前污泥處理現(xiàn)狀,快速穩(wěn)定高固相污泥具有重要的應(yīng)用價(jià)值和意義。然而,與低固體污泥相比,高固體污泥傳質(zhì)效果差、水解效率低,阻礙了ATAD的應(yīng)用和發(fā)展。

為了提高效率,加速污泥穩(wěn)定,需要采用預(yù)處理技術(shù),如機(jī)械、超聲、堿和熱[8],來(lái)加速污泥降解。在各種預(yù)處理中,亞硫酸鹽預(yù)處理嶄露頭角,在提高污泥的溶解和生物降解性方面發(fā)揮了重要作用。文獻(xiàn)研究[9]表明,對(duì)高固體污泥進(jìn)行亞硫酸鹽預(yù)處理厭氧消化,改善了有機(jī)物降解,縮短了穩(wěn)定時(shí)間。例如亞硫酸鹽預(yù)處理后,污泥裂解程度提高39%,底物釋放增加87%,沼氣產(chǎn)量提升25%。然而,與ATAD相比,厭氧消化通常表現(xiàn)出較慢的消化速度和揮發(fā)性固體(VS)去除率以及較長(zhǎng)的SRT,且厭氧消化過(guò)程中揮發(fā)性脂肪酸(VFA)和氨的積累不利于有機(jī)物降解和污泥穩(wěn)定[10]。因此,ATAD在實(shí)現(xiàn)亞硫酸鹽預(yù)處理高固體污泥的快速穩(wěn)定方面更有前景。本研究主要探究亞硫酸鹽預(yù)處理對(duì)ATAD過(guò)程中高固體污泥穩(wěn)定性的影響,揭示亞硫酸鹽預(yù)處理后高固體污泥ATAD過(guò)程中微生物群落的演化,為我國(guó)污泥處置工藝發(fā)展奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 材料

本試驗(yàn)所用的污泥取自湖北武漢某污水處理廠二沉池。新鮮污泥通過(guò)40目篩去除大顆粒,然后離心并儲(chǔ)存在4 ℃冰箱中。通過(guò)離心將原污泥的TS質(zhì)量分?jǐn)?shù)調(diào)整為10.1%,以滿足高固相污泥(TS質(zhì)量分?jǐn)?shù)>10%)的要求,作為初始污泥[11]。種子污泥取自好氧池的好氧污泥,而初始污泥是二沉池取得的廢活性污泥,初始污泥是污泥消化的主體,種子污泥用以在ATAD反應(yīng)器提供好氧微生物。污泥的基本性質(zhì)如表1所示。

表1 污泥樣品性質(zhì)

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 亞硫酸鹽預(yù)處理

采用亞硫酸鹽對(duì)初始污泥進(jìn)行預(yù)處理,根據(jù)含亞硫酸鹽工業(yè)廢水的典型特征,選取亞硫酸鹽質(zhì)量濃度(以S計(jì))為100、300、500 mg/L,對(duì)污泥進(jìn)行預(yù)處理試驗(yàn)(表2)。將400 mL初始污泥加入到燒杯中,加入對(duì)應(yīng)亞硫酸鹽。使用0.1 mol/L HCl和NaOH溶液調(diào)節(jié)pH值至6.0±0.1,放置于120 r/min的搖床中處理24 h。試驗(yàn)以未添加亞硫酸鹽作為對(duì)照。

表2 預(yù)處理試驗(yàn)控制條件

1.2.2 污泥接種和ATAD反應(yīng)器

種子污泥是經(jīng)過(guò)長(zhǎng)期馴化(4個(gè)月以上)后,從實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的反應(yīng)器中獲得的高固體含量污泥。對(duì)于每個(gè)反應(yīng)器,將0.1 L種子污泥與1.0 L預(yù)處理污泥混合。預(yù)處理后污泥pH值由6.54降至5.85。為了減少低pH對(duì)接種微生物的不利影響,在接種前加入NaOH (3 mol/L),將污泥的pH值調(diào)至6.85。

反應(yīng)器主要由玻璃槽、加熱、曝氣和攪拌設(shè)備組成,用于模擬ATAD工藝。啟動(dòng)前加入接種后的混合污泥1.0 L。對(duì)照組(R1)和預(yù)處理組(R2、R3、R4)的操作參數(shù)保持一致,溫度、攪拌速率和曝氣速率控制在55 ℃、60 r/min和1.8 L/min。整個(gè)ATAD過(guò)程持續(xù)21 d,直到污泥穩(wěn)定。

1.3 測(cè)試方法

CODCr、TS、VS等按照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》中的步驟測(cè)定。測(cè)定毛細(xì)抽吸時(shí)間(CST)以評(píng)價(jià)污泥脫水性能,使用CST測(cè)試設(shè)備(Model 304 M CST,Triton,UK)測(cè)定。蛋白質(zhì)和多糖分別使用二喹啉甲酸(BCA)法和苯酚-硫酸法測(cè)定。大腸桿菌使用大腸桿菌/大腸菌群顯色培養(yǎng)基(Hopebio,中國(guó)),在37 ℃下孵育24 h,藍(lán)紫色菌落計(jì)為大腸桿菌。微生物高通量測(cè)序選取反應(yīng)結(jié)束當(dāng)天的樣品,并送樣至上海美吉生物公司進(jìn)行,使用引物 338F(ACTCCTACGGGAGGCAGCAG)和806R(GGACTACHVGGGTWTCTCATAT)對(duì)16S rRNA基因V3～V5擴(kuò)增。

2 試驗(yàn)結(jié)果討論

2.1 高固相污泥在ATAD過(guò)程中的穩(wěn)定性能

還原和穩(wěn)定被認(rèn)為是污泥處理的關(guān)鍵目標(biāo),而VS去除率可反映消化系統(tǒng)的污泥減量效果,通常污泥消化工藝穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)VS的去除率為40.0%～70.0%。如圖1所示,VS去除效率在ATAD過(guò)程中呈逐漸增加的趨勢(shì)。VS在運(yùn)行初期的去除率較低,尤其是R1,因?yàn)榻臃N污泥需要適應(yīng)新的消化系統(tǒng)。而R2、R3和R4中,VS去除率在3 d后達(dá)到了12.8%、17.5%和22.8%,這取決于預(yù)處理階段大量有機(jī)物的釋放和消化階段混合的改善。隨著消化過(guò)程的進(jìn)行,污泥黏度和TS含量逐漸降低,流動(dòng)性和氣液固傳質(zhì)逐漸改善,有利于污泥的穩(wěn)定。R1、R2、R3和R4的VS去除率在反應(yīng)結(jié)束前均達(dá)到了40.0%以上,R1、R2、R3分別在21、21、13 d達(dá)到,尤其是R4,在運(yùn)行9 d后達(dá)到40.9%,標(biāo)志著實(shí)現(xiàn)了污泥穩(wěn)定。在ATAD處理前應(yīng)用亞硫酸鹽預(yù)處理,加快了污泥的穩(wěn)定化和無(wú)害化處理,以應(yīng)對(duì)當(dāng)前嚴(yán)峻的污泥處理形勢(shì)。污泥的快速穩(wěn)定和無(wú)害化處理有利于環(huán)境保護(hù)和人體健康[12]。通過(guò)對(duì)ATAD過(guò)程的深入研究和廣泛應(yīng)用,有助于構(gòu)建可持續(xù)發(fā)展的社會(huì)。因此,亞硫酸鹽預(yù)處理是高固體污泥ATAD過(guò)程中實(shí)現(xiàn)污泥快速穩(wěn)定的有效而實(shí)用的策略。

圖1 VS去除率的變化

2.2 ATAD過(guò)程中污泥理化性質(zhì)

2.2.1 SCODCr的變化

有機(jī)質(zhì)降解情況可以直接反映ATAD系統(tǒng)的整體性能和運(yùn)行穩(wěn)定性。深入了解預(yù)處理和有機(jī)質(zhì)降解之間的相互作用對(duì)于穩(wěn)定運(yùn)行是必要的。ATAD過(guò)程中SCODCr的變化如圖2所示。最初由于預(yù)處理,R2、R3、R4的SCODCr濃度處于較高的水平,在亞硫酸鹽的作用下細(xì)胞裂解,大量有機(jī)物釋放到上清液中,SCODCr濃度顯著增加,相對(duì)于對(duì)照組R1,R4提升約12.5倍。而由于有機(jī)質(zhì)耗竭,尤其是在R4中,SCODCr濃度顯著降低,這也反映了VS去除率的快速增加。R1的SCODCr質(zhì)量濃度在0～6 d從3 028 mg/L顯著升高至36 892 mg/L,表明細(xì)胞破裂,細(xì)胞內(nèi)有機(jī)物釋放。然而,與高效的預(yù)處理相比,這個(gè)過(guò)程是緩慢的?？紤]到污泥的黏度和混合度,高固體污泥的增溶和水解更加困難。隨后,R1的SCODCr濃度逐漸降低,但直到消化結(jié)束仍高于其他反應(yīng)器。對(duì)于R1來(lái)說(shuō),增溶和水解速率成為限制污泥穩(wěn)定和消化性能的重要因素。此外,相同條件下R1的有機(jī)降解緩慢也與較差的混合和傳質(zhì)有關(guān),特別是在運(yùn)行之初,其污泥胞外聚合物的阻礙導(dǎo)致傳質(zhì)和混合慢。

圖2 SCODCr濃度變化

R1、R2、R3的SCODCr都經(jīng)歷了先升后降的趨勢(shì),與R4的趨勢(shì)不同?？赡苁且?yàn)镽4中亞硫酸鹽濃度高,使其中的污泥水解程度高,開(kāi)始反應(yīng)后有機(jī)物消耗速率大于生產(chǎn)速率,所以SCODCr呈下降趨勢(shì)。而其他幾組中,污泥的水解程度沒(méi)有R4高,反應(yīng)開(kāi)始后,有機(jī)物產(chǎn)生速率還是高于消耗速率,所以SCODCr有升高的趨勢(shì)。

2.2.2 蛋白質(zhì)和多糖變化

蛋白質(zhì)和多糖是污泥的兩種主要有機(jī)組分,對(duì)污泥的性質(zhì)和結(jié)構(gòu)有很大影響。污泥增溶能促進(jìn)溶解性蛋白和溶解性多糖的釋放,通過(guò)分析溶解性蛋白質(zhì)和溶解性多糖的濃度,可以進(jìn)一步明確亞硫酸鹽預(yù)處理在污泥增溶中的作用。如表3和表4所示,在R1中,未加入亞硫酸鹽預(yù)處理,僅依靠生物水解酶進(jìn)行水解,水解速率緩慢,所以在ATAD過(guò)程中仍在進(jìn)行水解,最終導(dǎo)致蛋白質(zhì)及多糖的降解率為負(fù)值;預(yù)處理后加速了水解過(guò)程,污泥快速解體,使反應(yīng)器中溶解性蛋白、溶解性多糖質(zhì)量濃度分別由65、309 mg/L最高提高到987、2 865 mg/L。顯然,亞硫酸鹽的應(yīng)用增強(qiáng)了溶解性蛋白和溶解性多糖的釋放,R4中蛋白質(zhì)和多糖分別增加約14.2和8.3倍,促進(jìn)了有機(jī)物的釋放和水解,從而提高了后續(xù)ATAD過(guò)程中的消化效率。消化結(jié)束后,預(yù)處理后的反應(yīng)器,尤其是R4中的溶解性蛋白和溶解性多糖快速減少,蛋白質(zhì)、多糖降解率最高分別為60.7%、61.7%,這證明了有機(jī)物的高效降解。

表3 預(yù)處理后污泥中蛋白質(zhì)變化

表4 預(yù)處理后污泥中多糖變化

2.2.3 pH和ORP的變化

通過(guò)跟蹤pH和ORP的波動(dòng)來(lái)監(jiān)測(cè)ATAD系統(tǒng)的運(yùn)行性能和穩(wěn)定性(圖3)。pH在反應(yīng)初期都呈上升的趨勢(shì),隨著消化過(guò)程的繼續(xù),R2、R3和R4在連續(xù)曝氣剝離條件下,pH逐漸降低。而R1整體呈上升趨勢(shì),在18 d后pH值達(dá)到8.5,隨后,R1的pH略有下降,直至消化結(jié)束。與R2相比,R1的pH上升速度較慢,原因可能是增溶和有機(jī)質(zhì)降解速度較慢。事實(shí)上,污泥的pH受多種因素的影響,包括VFA、氮化合物、消化溫度和有機(jī)物水解[6]。

圖3 pH值和ORP的變化

R1、R2、R3、R4的ORP在消化3 d后分別下降到-335、-300、-280、-240 mV。ORP明顯下降是由于快速生長(zhǎng)的嗜熱微生物對(duì)溶解氧的需求較高[13]。在高溫和高固相濃度下氧溶解度的降低也會(huì)對(duì)ATAD過(guò)程中的溶解氧產(chǎn)生負(fù)面影響。隨后,ORP隨著傳質(zhì)和有機(jī)質(zhì)消耗的改善而逐漸增大。在ATAD過(guò)程中,ORP的增加意味著溶解氧的增加,這有利于微生物的增殖和有機(jī)質(zhì)的降解。即便如此,在隨后的消化階段仍然觀察到顯著的差異。R1的ORP在ATAD結(jié)束時(shí)增加到-80 mV,其他3組分別增加到-75、-60 mV和-40 mV。較高的ORP反映了有機(jī)質(zhì)的快速降解和較高的溶解氧。嗜熱好氧菌消化后期需氧量下降,ORP逐漸升高。連續(xù)曝氣條件下消化結(jié)束時(shí)ORP小于0,說(shuō)明微生物耗氧量高于供氧量。

2.3 大腸桿菌的變化

污泥中含有豐富的微生物,若處理不當(dāng),對(duì)環(huán)境和人類都會(huì)造成傷害。表5中闡述了ATAD前后大腸桿菌的變化情況。在ATAD前,大腸桿菌數(shù)量為(8.84lg±5.89lg)CFU/(g TS),而經(jīng)過(guò)ATAD后,反應(yīng)器中的大腸桿菌數(shù)量分別下降了約33.9%(R1)、43.0%(R2)、48.2%(R3)和63.3%(R4)。與R1相比,R4中大腸桿菌數(shù)量顯著下降,說(shuō)明亞硫酸鹽預(yù)處理能提高ATAD中致病菌的滅活。

表5 大腸桿菌變化

2.4 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

利用Alpha多樣性對(duì)細(xì)菌微生物群落的豐度和多樣性進(jìn)行鑒定,其中Chao1代表了群落豐富度,Shannon和Simpson指數(shù)代表了群落多樣性。如表6所示,R1、R2、R3和R4樣品的可操作分類單元(operational taxonomic units,OTUs)數(shù)量分別為133、163、165和187。值得注意的是,與R1相比,其他反應(yīng)器中污泥的微生物群落多樣性均顯著降低。微生物的減少表明ATAD對(duì)微生物具有強(qiáng)大的篩選作用,而R2、R3和R4由于預(yù)處理作用而得到強(qiáng)化。雖然從Shannon指數(shù)來(lái)看,R4的物種豐富度略高于R1,但存在明顯差異。

表6 微生物群落的豐度和多樣性

批次試驗(yàn)結(jié)束之后,污泥中占比最高的前10種功能性微生物群落分布如圖4所示,分別是黃單胞菌科(Xanthomonadaceae)、出芽菌科(Gemmata-ceae)、暖繩菌科(Caldilineaceae)、叢毛單胞菌科(Comamonadaceae)和腐敗螺旋菌科(Saprospira-ceae)等。

注:對(duì)相對(duì)豐度進(jìn)行歸一化處理后作圖。

黃單胞菌科含量最高。黃單胞菌科是所有消化反應(yīng)共有的優(yōu)勢(shì)科,與污泥的降解程度有關(guān)[14]。它們的相對(duì)豐度由R1的2.1%增加到R4的6.3%。其次是出芽菌科和暖繩菌科。在有氧條件下,它們具有降解有機(jī)化合物的能力[15],其豐度從1.9%(R1)增加到5.6%(R4)。腐敗螺旋菌科具有降解復(fù)雜有機(jī)物的能力[16]。

3 結(jié)論

(1)亞硫酸鹽預(yù)處理可加速高含固污泥的穩(wěn)定化,添加500 mg/L亞硫酸鹽(以S計(jì))在ATAD反應(yīng)第9 d時(shí)VS去除率達(dá)到40.9%,比未經(jīng)任何預(yù)處理的污泥ATAD穩(wěn)定化反應(yīng)時(shí)間大大縮減,有助于后續(xù)工藝應(yīng)用減少停留時(shí)間、減小反應(yīng)器容積。

(2)亞硫酸鹽預(yù)處理顯著提高了污泥的增溶程度,在R4中,相對(duì)于對(duì)照組,SCODCr提升約12.5倍,蛋白質(zhì)和多糖分別增加約14.2倍和8.3倍,促進(jìn)了有機(jī)物的釋放和水解,從而提高了后續(xù)ATAD過(guò)程中的消化效率。且由于污泥中的有機(jī)物得到了有效降解,易于后續(xù)處理與處置。

(3)亞硫酸鹽預(yù)處理后,ATAD中SCODCr的降解速率顯著增加,有助于減少處理時(shí)間,降低運(yùn)行成本。

(4)通過(guò)高通量測(cè)序分析,發(fā)現(xiàn)亞硫酸鹽預(yù)處理有利于好氧消化相關(guān)的功能性微生物的富集,其中黃單胞菌科和出芽菌科為優(yōu)勢(shì)菌種,該發(fā)現(xiàn)能為后續(xù)工藝投入實(shí)際工程時(shí)提供理論指導(dǎo)。