藻-菌顆粒污泥處理低C/N生活污水的研究

張夏,陳紅兵,胡惠秩,汪銳,陳樂言,萬仁輝,徐芳

(湖北大學資源環境學院, 湖北 武漢 430062)

0 引言

微藻-細菌顆粒污泥(microalgal-bacterial granular sludge, MBGS)工藝作為一種新興污水處理技術具有能耗低、溫室氣體排放量少等優點,滿足低碳節能的要求,在污水處理中受到越來越多的關注[1]。在MBGS工藝中微藻-細菌間的共生關系使微藻光合作用產生的O2供給細菌氧化有機物并轉化為富能物質,同時細菌產生的CO2作為微藻光合作用的原料[2]。在此過程中實現CO2的循環利用,可減少污水處理過程中溫室氣體的排放量。

近年來生活污水中有機物濃度偏低,氮、磷含量較高,生化需氧量/總氮(COD/TN,C/N)呈現降低趨勢。通常認為低C/N類污水很難滿足傳統活性污泥法對碳源的需求,影響脫氮效果[3]。在微藻體系中,碳是微藻生長的重要營養物質,氮是微藻合成蛋白質的主要元素,調控微藻生長代謝[4],C/N過低會抑制微藻的生長,不利于微藻發揮作用[5]。因此,MBGS工藝對低C/N污水的處理及其長期運行的效果值得深入探究。本研究旨在探索MBGS工藝對低C/N污水的處理效果,并通過分析元素組成及胞外聚合物的變化,揭示C/N對藻菌結構和比例的影響,以期為MBGS工藝的工程應用提供理論基礎。

1 實驗材料與方法

胞外聚合物(extracellular polymeric substances,EPS)分為松散結合型EPS (loosely-bond EPS,LB-EPS)和緊密結合型EPS (tightly-bond EPS,TB-EPS),提取方法參照張冰的研究[7]。蛋白質的測定采用SK3501 BCA 改良型試劑盒(上海生工,中國)。多糖的測定為苯酚-濃硫酸法,方法參照DUBOIS等[8]的研究。

乙酰輔酶A、谷氨酸脫氫酶(glutamate dehydrogenase,GDH)和ATP酶的測定分別采用北京盒子生工生產的乙酰輔酶A含量檢測試劑盒、谷氨酸脫氫酶活性檢測試劑盒和ATP酶活性檢測試劑盒,在檢測酶活前均需先稱取樣品加入相應藥劑,冰浴勻漿,4 ℃ 8 000 g 離心 10 min,取上清為粗酶液置于冰上待測。

P元素的含量分析采用電感耦合等離子體發射光譜法(inductively coupled plasma optical emission spectrometry, ICP-OES, PerkinElmer 8300),將樣品烘干,磨成粉末狀,酸溶后待測[9]。C、H、N、S、O元素的含量分析采用有機元素分析儀(element analyzer, EA, Elementar Vario EL),將樣品烘干,磨成粉末狀,分別選擇CHNS模式和O模式檢測[10]。

1.3 數據處理根據下式計算MBGS中細菌的比例,繼而得到微藻比例[11]。

(1)

式中:Pb為細菌比例(%);C/Nm為微藻的C/N;C/NMBGS為MBGS的C/N;C/Nb為細菌的C/N。其中細菌的經驗公式為C5H7O2N[12],微藻的經驗公式為C5H8.9O1.8N0.6[13]。

SPSS Statistics軟件用于分析數據的差異性與相關性,并用軟件Origin 2021作圖。

2 結果與討論

2.1 MBGS的組成及物理特性經過一段時間的培養后,R1、R2反應器內顆粒形態發生明顯改變。由圖1可見,R1中顆粒結構緊密,表面光滑呈現綠色,R2中顆粒結構松散,表面粗糙呈現絨毛狀,顏色較黑,部分顆粒呈現不規則形狀,這是因為在碳源匱乏的條件下,絲狀微藻具有更高的比表面積使其能夠更好地生長,并在顆粒表面交織成致密的網絡,捕獲其他微藻和細菌[14]。

表1 起始和結束階段顆粒的理化性質

圖1 顯微鏡下顆粒形態

MLSS和SVI分別表示顆粒的濃度和沉降性。在0～4周實驗初期對反應器內顆粒進行篩選,去除懸浮態藻類,導致反應器內污泥濃度增長較慢并呈現波動狀,第4周時R1、R2分別達到(6 058±29.39) mg/L和(5 583±28.09) mg/L。5～7周MLSS快速增長,分別達到(8 140±31.84) mg/L和(7 630±30.48) mg/L。第8周后保持穩定,最終維持在(8 300±33.20) mg/L和(7 600±30.97) mg/L左右。R2體系內MLSS始終低于R1,說明低C/N對MBGS的生長產生影響。SV5/SV30在實驗期間一直在1左右,說明低C/N對MBGS的沉降性無明顯影響。葉綠素a/MLSS 來表征藻細胞的相對含量[7],實驗期間R1無顯著變化,結束時約為(0.083±0.007)%,而R2則呈現下降趨勢,最終降到約(0.043±0.004 4)%,說明低C/N會限制微藻的生長。

為了進一步分析低C/N條件下MBGS的組成變化,對R1和R2中MBGS的元素組成進行測定。本次實驗裝置與空氣流通,根據之前的研究,空氣的進入量與藻類氣體的釋放量相比很小,故忽略不計[1,15]。按質量計,MBGSR1含有37.04%的C、18.77%的O、6.34%的N、5.49%的H、1.55%的P,MBGSR2含有43.98%的C、22.27%的O、8.21%的N、6.37%的H、1.93%的P。據此,MBGSR1和MBGSR2的經驗公式可以估算為C5H8.9O1.9N0.7P0.081和C5H8.7O1.9N0.8P0.085。R1、R2中MBGS的元素組成均介于微藻(C5H8.9O1.8N0.6)和細菌(C5H7O2N)的元素組成之間[12]。根據式(1)計算得MBGSR1中細菌與微藻的占比約為49∶51,MBGSR2中細菌與微藻的占比約為17∶3,與相對藻細胞含量的計算結果一致,說明低C/N會對藻類生長產生抑制作用。

圖2 污染物去除效果

為了進一步探究低C/N比對MBGS去除污染物的影響,在運行穩定階段對一個光/暗周期內污染物的變化情況進行監測。DO是衡量細菌與微藻協同關系的重要指標。圖3(a)顯示了一個典型光/暗周期內DO與出水COD濃度的變化趨勢。光周期內可以分為兩個階段,第一階段(0～4 h),R1、R2中DO含量幾乎為零,此時COD去除率分別為(77.94±0.29)%、(78.23±1.70) %,說明在此階段中細菌代謝與微藻光合作用緊密耦合,微藻產生的O2完全被細菌利用,無DO積累,并且好氧細菌利用O2去除COD,使COD含量迅速下降。第二階段(4～12 h),沒有充足的有機物繼續供給好氧細菌,好氧細菌對O2的需求量減少,DO開始積累。而在暗周期內,由于0 h時進水時交換了1/2體積的污水,導致DO極速降低,并一直保持較低水平。此時,COD在前6 h得到較好的去除,R1、R2暗周期COD去除率分別為95.06%和91.96%。

圖3 典型周期內污染物濃度變化

為了探究MBGS中通過同化作用去除COD、N、P的情況,應用公式(2)、(3)進行推導。假定R1中去除的COD全部由式 (2) 描述的同化作用去除,則可相應去除(22.54±1.76) mg/L的N和(5.89±0.34) mg/L的P,占N和P去除量的(98.86±7.72)%和100%。假定R2中去除的COD全部由式 (3) 描述的同化作用去除,則可相對應去除(14.56±0.72) mg/L的N和(3.41±0.005 4) mg/L的P,占N和P去除量的(38.45±1.90)%和100%。這表明,在正常C/N比條件下,藻菌的同化作用是MBGS去除COD、N、P的主要途徑;在低C/N比條件下,P的去除主要依靠同化作用,而N的去除以硝化細菌脫氮過程為主,與前文N去除的分析結果一致。此外,若P全部通過藻菌間的同化作用去除,去除率可達100%,而實際檢測的R1組P去除率為(88.65±8.98)%,R2組P去除率為(50.69±13.64)%,說明藻菌間的同化作用對P的去除效率優于細菌聚磷。由于R2組N的去除率顯著高于R1組,由此可知硝化細菌的脫氮效率高于同化作用,與前人研究一致[17]。

(2)

(3)

為了進一步確定微藻和細菌在MBGS中對去除C、N、P的貢獻,根據式(4)(5)進行計算。在R1中約44.39%的COD、35.09%的N、32.01%的P被細菌去除,46.21%的COD、21.91%的N、56.64%的P被微藻去除,剩余9.40%的COD、43.00%的N、11.35%的P隨出水流出。在R2中約78.71%的COD、85.61%的N、38.99%的P被細菌去除,13.89%的COD、9.07%的N、11.70%的P被微藻去除,剩余7.40%的COD、5.32%的N、49.31%的P隨出水流出。由上述結果可知,低C/N對微藻的生長影響較大,改變了MBGS中細菌和微藻的比例,導致P的去除效果差異較大,但提高了N的去除率。

(4)

(5)

低C/N對微藻的生長產生抑制用,影響MBGS中細菌和微藻的含量,使R2中MBGS藻菌比例與R1相比變化較大。COD主要由細菌去除,R2中細菌比例高于R1,所以,R2中COD的去除率大于R1;R1中微藻的比例高于R2,而微藻對P的去除效率高于細菌,所以R1中P的去除率大于R2;R2中富集了硝化細菌,硝化細菌的脫氮效率高于微藻的同化作用,所以,R2中N的去除率大于R1。

注:*表示與R1組相比變化顯著(p < 0.05)

2.4 MBGS中EPS組分及含量分析EPS在維持MBGS穩定性方面發揮重要作用。如圖5a所示,兩組EPS含量呈現波動上升,從(41.28±1.38) mg/g·MLVSS分別增長至(94.79±1.25) mg/g·MLVSS(R1)和 (106.19±3.41) mg/g·MLVSS(R2)。R2組總EPS含量明顯高于R1組,在運行結束時比R1組高出21.21%。這是因為細菌比例的增加會促進EPS的產生,R2組MBGS細菌比例高于R1組,因而分泌出更多的EPS[23]。蛋白質(protein,PN)、多糖(polysaccharide,PS )是EPS的主要組成部分。PN能作為保護劑維持顆粒的內部結構,提高顆粒的穩定性以適應水質的波動[24]。PS是污泥親水性重要成分,可促進原核微藻的運動,利于細胞聚集和造粒[25]。PN/PS可以表征顆粒的穩定性和抵抗外界有毒物質的能力。由圖5a 可知當實驗結束時R2組PN/PS值(1.47±0.099)明顯高于R1組(0.78±0.14),這說明低C/N進水對EPS的作用更多地體現在提高PN含量上,有利于增強顆粒的穩定性,從而幫助微生物適應不利環境。

圖5 EPS含量,PN/PS值變化及EPS組成及分類

根據EPS與細胞結合緊密程度的不同,可以將EPS主要分為兩種:LB-EPS和TB-EPS。如圖5b所示,TB-EPS是MBGS中EPS的主要成分,其含量變化趨勢與總EPS的趨勢相似。TB-EPS的存在有利于細胞相互粘附形成集合體[26],通常被認為是造粒過程中的主要貢獻者。R1和R2的TB-EPS分別從(30.42±1.10) mg/g·MLVSS逐漸增加到(80.31±1.47) mg/g·MLVSS(R1)和(85.88±1.21) mg/g·MLVSS(R2),LB-EPS從(10.86±1.13) mg/g·MLVSS增加到(14.47±1.42) mg/g· MLVSS(R1)和(20.31±1.05) mg/g· MLVSS(R2)。實驗結束時R2組TB-EPS比R1組高6.94%,LB-EPS比R1組高40.36%,說明低C/N進水主要影響LB-EPS的分泌。這可能是因為LB-EPS較易從顆粒表面脫離,在碳源不足時可充當碳源[27],使R2中藻菌分泌更多的LB-EPS。

3 結論

2)低C/N更易影響藻類生長,從而改變MBGS中菌藻比例。通過化學計量分析發現,在正常C/N中微生物同化作用是去除污染物的主要機制,低C/N中有機物和磷主要依靠微生物同化作用去除,氮主要依靠硝化作用去除。

3) TB-EPS是MBGS中主要的EPS,低C/N對EPS成分的影響主要體現在提高了PN含量,對EPS種類的影響主要體現在分泌更多的LB-EPS上。