陳慶峰,余 哲,黃詩琪,姚杜旸,陳 威*,王宗平
(1.武漢科技大學 城市建設(shè)學院,湖北 武漢 430065;2.華中科技大學 環(huán)境科學與工程學院,湖北 武漢 430074)
菌藻共生好氧顆粒污泥(algal-bacterial granular sludge, ABGS)中的微藻在光合作用下產(chǎn)生O2,為細菌分解有機物提供溶解氧,因而較于好氧顆粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)[1],ABGS具有有機物處理效能高、節(jié)能降耗等優(yōu)點,適用于污水處理技術(shù)[2-5]。而目前,僅有少量文章報道ABGS穩(wěn)定性與結(jié)構(gòu)性較好的成因[2]。
目前,我國污水處理廠主要采用生物法進行處理,采用的工藝主要有SBR工藝[6-7]、A/O工藝以及A2/O工藝[8-9]等,其污泥特性對處理效果影響較大。為形成耦合性強、沉降性能好的ABGS,探究ABGS的形態(tài)特征,在現(xiàn)今關(guān)于ABGS的理化性質(zhì)與形成機理的研究基礎(chǔ)上[2,10-13],結(jié)合分形理論對ABGS進行研究有較大意義。目前對于污泥的分形特征研究具有較完善的方法,例如:張樹軍等[14]研究了序批式生物反應(yīng)器(sequencing batch reactor, SBR)中不同粒徑成熟AGS的分形特征,發(fā)現(xiàn)分形維數(shù)可以表征不同粒徑AGS的密實度和形態(tài)特征;郝凱越等[15]利用SEM圖像,分析活性污泥(activated sludge, AS)的分形維數(shù),發(fā)現(xiàn)AS結(jié)構(gòu)越復(fù)雜,盒維數(shù)值越大,AS所含微生物也越難辨認;高景峰等[16]發(fā)現(xiàn)分形維數(shù)能很好地表征污泥的密實程度和規(guī)則程度;Jin等[17]研究發(fā)現(xiàn)分形維數(shù)可以用于研究AS的沉降性能,其值與SVI(sludge volume index)呈負相關(guān);Li等[18]研究表明分形維數(shù)可以用來在污水廠中作為控制AS沉降性能的關(guān)鍵指標。前人著重于研究AS和AGS的分形特征,但缺少關(guān)于ABGS的分形特征研究。因此,在SBR工藝下,結(jié)合分形理論對ABGS的去除效能與形態(tài)特征進行研究,具有較大理論與現(xiàn)實意義。
盒維數(shù)法作為分形維數(shù)計算方法之一,適用于歐氏空間。本研究采用盒維數(shù)的分形特征研究方法,使用MATLAB軟件進行計算,結(jié)合掃描電鏡(SEM)圖像,探討ABGS分形維數(shù)與曝氣周期的關(guān)系,為解析ABGS降解污染物機理與培養(yǎng)優(yōu)質(zhì)ABGS提供理論依據(jù)。
實驗中接種微藻為BG-11培養(yǎng)基擴大培養(yǎng)下的成熟小球藻,葉綠素a含量約為9 mg/g。接種污泥為絮狀污泥,取自武漢市某污水廠,顏色呈淺褐色。該污泥的污泥體積指數(shù)(SVI5)約為80 mL/g,顆粒污泥濃度約為4 000 mg/L,平均粒徑約為75 μm,初始MLVSS/MLSS(mixed liquid volatile suspended solids, MLVSS; mixed liquor sespended solid, MLSS)比值為0.615±0.003。
實驗裝置為3組(分別是R1、R2和R3)序批式光生物反應(yīng)器(photo-sequencing batch reactor, PSBR),反應(yīng)器內(nèi)徑20 cm,高60 cm,有效容積18 L,用光強度為3 000±20 Lux的LED燈帶包裹,色溫為6 500 K,實驗環(huán)境較暗,為保證較高水平的溶解氧[19],照明持續(xù)24 h,并采用SBR工藝,水力停留時間(hydraulic retention time, HRT)為12 h,換水時間為10 min。其中,為減少運行能耗,工藝中采用的間歇曝氣均為底部曝氣方式[20],曝氣階段曝氣量2 L/min,3組反應(yīng)器的曝氣周期分別為:R1 曝氣5 min,停5 min;R2 曝氣2 h,停2 h;R3 曝氣2 h,停10 h。
為保證實驗的可行性,模擬市政污水水質(zhì)[13](見表1)作為工藝進水水質(zhì),其中的碳源、氮源、磷源分別用葡萄糖、NH4Cl[21]、K2HPO4/KH2PO4代替。通過每日對進水出水的水質(zhì)檢測,改變藥品的投加量,平衡水中COD、TN、TP濃度,并通過添加NaHCO3,調(diào)節(jié)反應(yīng)器中pH=7.5±0.3。此外,通過分析污泥的MLVSS/MLSS值,以其值穩(wěn)定且大于0.65[22]來判斷ABGS是否成熟。
表1 模擬市政污水水質(zhì)組成Tab. 1 Water quality composition of simulated municipal sewage
ABGS的胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)中蛋白質(zhì)(PN)采用快速Lowry 法試劑盒(Improved-Lowry)2000T測定,標準樣品為牛血清蛋白。多糖(PS)含量采用蒽酮-濃硫酸法測定,標準樣品為干燥12 h后的無水葡萄糖。ABGS形成過程中,部分小球藻被絮狀污泥吸附,游離小球藻被水排出,即可通過測量反應(yīng)器中的葉綠素a濃度來判斷微藻吸附情況,當葉綠素a含量下降至穩(wěn)定時,表明微藻含量已達到穩(wěn)定,穩(wěn)定后數(shù)據(jù)反映ABGS中葉綠素a含量[10,24],采用分光光度法測量。
ABGS的粒徑由激光粒度分布儀(BT-9300H)測定,ABGS的SEM圖像由掃描電子顯微鏡(Zeiss Gemini 300)進行拍照。實驗數(shù)據(jù)采用SPSS軟件進行方差分析(ANOVA)。
ABGS的形狀復(fù)雜且不規(guī)則,分形維數(shù)可定量表征不規(guī)則物質(zhì)形態(tài),已運用于研究AS結(jié)構(gòu)與性質(zhì)[25-27]。其中,盒維數(shù)應(yīng)用覆蓋法,計算簡單,易于程序化[15],盒維數(shù)D的定義是將SEM圖像置于均勻分割的網(wǎng)絡(luò)上,用邊長為ε的盒子進行覆蓋,表達式為:
式中N(ε)為覆蓋圖像所需最少盒子數(shù)。盒維數(shù)的精度與ε成負相關(guān),為使分形維數(shù)的數(shù)據(jù)高精度,基于改進后的盒維數(shù)算法[28-30],使用MATLAB編程,分析處理后的SEM圖像,得到R1、R2和R3中ABGS的分形維數(shù)。先對圖像中所需區(qū)域與背景分離,降低噪聲干擾,然后將RGB圖像轉(zhuǎn)化得到二值反轉(zhuǎn)圖像。圖像處理后,將盒維數(shù)法程序化,將圖像轉(zhuǎn)化為圖像矩陣,劃分成元胞數(shù)組,對不同尺度下的元胞數(shù)組進行數(shù)據(jù)處理,將盒子數(shù)與盒子尺寸進行曲線擬合,得到分形維數(shù)。
實驗期間,MLVSS/MLSS比值變化如圖1(a)所示。在培養(yǎng)初期(1~21 d),R1、R2和R3中的MLVSS/MLSS比值呈顯著增加趨勢,ABGS中有機固體物質(zhì)占比增大。其中,與R1、R2相比,R3中ABGS的增長較慢。第70 d時,3個反應(yīng)器中MLVSS/MLSS比值均趨于穩(wěn)定,達到0.830±0.002,表明反應(yīng)器中ABGS已成熟,降解能力達到穩(wěn)定。
圖1 ABGS形成過程中理化性質(zhì)變化情況Fig. 1 Changes in physical and chemical properties of ABGS formation
圖1(b)中,3個反應(yīng)器中葉綠素a含量在培養(yǎng)初期呈逐漸下降趨勢,在第21 d時,葉綠素a含量趨于穩(wěn)定,R1、R2和R3中ABGS的葉綠素a含量分別為3.826、3.795和2.768 mg/g,R3中ABGS形成的微藻含量較少。成熟時期(第70 d)R1、R2和R3中ABGS的平均粒徑分別為118.34、122.14和91.49 μm,且R1的粒徑較為集中(圖1(c))。此外,R1和R2的SVI5分別為40.1和39.5 mL/g,而R3的SVI5為45.4 mL/g,沉降性能較差,R1和R2中形成的ABGS吸附性強,具有一定的密實度。實驗數(shù)據(jù)表明,曝氣量影響ABGS的粒徑大小和沉降性,低曝氣量會造成形成ABGS時,沒有提供充足的水力剪切力,減緩ABGS的形成且造成成熟ABGS沉降性差,在相同且較高水平的曝氣量下,短周期形成的ABGS粒徑略大且集中。其中,低曝氣量主要減緩顆粒污泥的吸附性,對微藻與細菌結(jié)合速率無明顯影響。
在ABGS形成期間,細菌的生物活性逐漸恢復(fù),去除效率增強。為準確探究分析ABGS的生物活性,將進水COD、TN和TP分別維持在200±40、45±10和4±1.5 mg/L,其中碳氮比約為4.44,碳磷比約為50,并計算ABGS形成后的COD、TN、TP去除率。如圖2所示,隨著ABGS培養(yǎng),R1、R2和R3的COD、TN、TP去除率均有明顯增加(P<0.05),且出水COD、TP濃度達到城市污水排放一級A標準[31],而TN去除率不足40%,去除率較差。
圖2 R1、R2和R3中COD、TN、TP去除率變化Fig. 2 COD, TN, and TP removal rate changes in R1, R2 and R3
污染物進出水濃度見表2。由表2可見,在第70 d末期,R1和R2的出水COD分別達到13.16±2.26和14.08±4.44 mg/L,兩者的顯著性檢驗數(shù)值P>0.05,無顯著性差異;R3中出水COD為26.52±5.08 mg/L,比 R1、R2高,但COD去除效能仍處于較高水平,達到IV類水體的COD標準[32]。其中小球藻在光合作用下提供異養(yǎng)菌降解COD所需氧氣[13],這些異養(yǎng)菌在好氧條件下分解葡萄糖[33],從而促進ABGS對COD的去除效果。在相同曝氣量下,間歇時間(≤2 h)對ABGS的去除效果影響較小,表示在停止曝氣階段ABGS中小球藻產(chǎn)生O2,溶解氧達到0.4±0.1 mg/L,使ABGS能維持去除效能,而R3中間歇時間較長,但溶解氧仍達到0.35±0.1 mg/L。
表2 污染物進出水濃度Tab. 2 Pollutant inlet and outlet water concentration
此外,由于水質(zhì)的低碳氮比(C/N小于5)[34],造成R1、R2和R3中TN去除率較低。而氮源充足條件下,ABGS具有良好的脫氮效能[2]。隨著ABGS成熟,增大顆粒內(nèi)部的厭氧區(qū),加強了ABGS中反硝化細菌的反硝化作用,增大TN的去除效果。相較于R3,R1和R2中ABGS的微藻含量高,促進氮的同化作用,提高TN去除率。而R3的低密實度,造成部分ABGS解體,抑制反硝化作用。且在ABGS中,聚磷菌(PAO)在好氧和缺氧下過量吸磷,微藻發(fā)生光合磷酸化將無機磷同化吸收,同步提高TP去除率。其中,R3的TP去除率明顯小于R1和R2,說明藻類含量有效促進ABGS中TP的去除效能,提高ABGS中藻類含量,有助于實現(xiàn)TP高效去除。
在成熟ABGS穩(wěn)定性方面,EPS起到重要作用,EPS含量越高,細菌結(jié)合越緊密,ABGS越穩(wěn)定[2]。為分析曝氣周期對ABGS形成中EPS的影響,檢測R1、R2和R3中初始和第70 d的PS和PN含量。
由實驗數(shù)據(jù)(圖3)所示,R1、R2和R3中初始EPS濃度基本相等,在ABGS成熟時PS濃度基本不變,PN濃度上升,在ABGS形成過程中,PN增加有助于ABGS形成。在R1和R2中,R2的PN含量略小于R1,說明短周期曝氣有助于維持ABGS穩(wěn)定性,但影響較小。此外,R2中可揮發(fā)性固體懸浮物中PN含量達到9.32 mg/g,PN/PS為3.91。而R3中胞外聚合物較少,可揮發(fā)性固體懸浮物中PN含量為7.35 mg/g,表明曝氣量在低水平下PN含量較低,成熟的ABGS穩(wěn)定性較差。
圖3 R1、R2和R3中的PS和PN含量變化Fig. 3 PS and PN content changes in R1, R2 and R3
附著性EPS由LB-EPS和TB-EPS組成,圖4為LB-EPS和TB-EPS的3D-EEM圖。LB-EPS圖中含有一個特征峰(峰Ⅰ),峰Ⅰ的Ex/Em大約在220/290 nm處,該區(qū)域代表的有機物為芳香族蛋白質(zhì)Ⅰ,且特征峰不明顯,表明LB-EPS含量較小。TB-EPS圖中含有2個特征峰(峰Ⅰ和峰Ⅱ),峰Ⅰ的Ex/Em大約在280/350 nm處,該區(qū)域代表的有機物為色氨酸類蛋白質(zhì),峰Ⅱ的Ex/Em大約在220/300 nm處,該區(qū)域代表的有機物為芳香族蛋白質(zhì)Ⅰ。此外,LB-EPS熒光強度小于TB-EPS,且R3中LB-EPS的熒光強度小于R2,表明較高水平曝氣量,促進ABGS分泌TB-EPS。
圖4 成熟ABGS中LB-EPS和TB-EPS的三維熒光光譜Fig. 4 3D-EEM fluorescence spectra of LB-EPS and TB-EPS in mature ABGS
隨著ABGS的成熟,ABGS中LB-EPS(loosely bound EPS)和TB-EPS(tightly bound EPS)均增加,有助于維持EPS穩(wěn)定性[35]。此外,R1和R2中TB-EPS PN含量明顯高于R3,表明較高水平曝氣量有助于ABGS中TB-EPS增加,微生物分泌的EPS含量越高,說明ABGS的密實度越好。
為探究ABGS的物理結(jié)構(gòu),采用成熟的ABGS進行分形特征分析,取反應(yīng)器中第60 d的ABGS進行電鏡掃描,圖5為掃描電鏡獲取的ABGS圖像與處理圖像。由圖像可知,R1和R2中ABGS的表面含有大量桿菌、球菌和少量的絲狀菌,且顆粒污泥表面較為平整,而R3中ABGS的表面球菌和桿菌含量降低,表明低曝氣量抑制部分球菌和桿菌生長。在R3中ABGS的表面有裂隙,說明低曝氣量下AGS的吸附不均勻,且吸附性較差,造成成熟的ABGS在正常的水力剪切力下具有低穩(wěn)定性[36]。
圖5 R1、R2和R3反應(yīng)器中ABGS的SEM以及處理圖像Fig. 5 SEM images and image processing of ABGS in R1, R2 and R3 reactors
為進一步探究ABGS的形態(tài)特征,借助MATLAB軟件計算其分形維數(shù)。為驗證程序準確度,分別將Sierpinski三角形圖像和Sierpinski地毯圖像作為輸入圖像,計算得到分形維數(shù)的實際值分別為1.578 9和1.884 2,誤差小于5‰,誤差較小,表明MATLAB程序具有可行性,可分析處理后的SEM圖像,計算得到R1、R2和R3中ABGS的盒維數(shù)分別為1.817±0.041、1.828±0.044和1.787±0.038,R1和R2的分形維數(shù)相近且形態(tài)結(jié)構(gòu)相似,R3的分形維數(shù)小于R1、R2,說明R3穩(wěn)定性差。
R1和R2在ABGS培養(yǎng)第60 d的COD、TN、TP去除率相近,且R1、R2和R3中MLVSS/MLSS比值和EPS含量相近,表明R1和R2所形成的ABGS的理化性質(zhì)相近,R3中ABGS的沉降性能和穩(wěn)定性較差。此外,R3的去除效能明顯小于R1和R2,說明曝氣周期對去除率有明顯影響,短周期曝氣對ABGS的穩(wěn)定性有一定的促進作用,低水平的曝氣量不能提供充足的O2,造成載體不穩(wěn)定現(xiàn)象,不適用于運用ABGS的污水處理工藝。
通過對比ABGS與其他污泥的分形維數(shù)發(fā)現(xiàn),未接種微藻的AS分形維數(shù)為1.07~1.68[18],ABR顆粒污泥的分形維數(shù)為1.80~2.05[37],好氧顆粒污泥分形維數(shù)為1.77~1.90[16]。不同曝氣周期下形成的菌藻共生污泥的SEM照片呈現(xiàn)出不同的污泥結(jié)構(gòu)和微生物種類,這是因為曝氣周期充當了一種選擇壓,可以選擇、富集特定的細菌和微藻,造成了污泥形態(tài)特征的不同。結(jié)合目前對于污泥分形維數(shù)的研究[14-18]發(fā)現(xiàn),不同曝氣周期下形成的菌藻共生污泥的分形維數(shù)均大于活性污泥的分形維數(shù),且ABGS的分形維數(shù)與好氧顆粒污泥的分形維數(shù)數(shù)據(jù)相似,表明微藻的結(jié)合對污泥的分形維數(shù)提升較大,且由于污泥顆?;?,AGS和ABGS的結(jié)構(gòu)更為復(fù)雜,即分形維數(shù)越大其結(jié)構(gòu)越復(fù)雜、密實度越高、沉降性能越好,這與Jin等[17]研究的活性污泥沉降性能與分形維數(shù)的關(guān)系一致。
由上述R1、R2和R3的沉降性能、去除效能與分形維數(shù)數(shù)據(jù)分析,表明在該值范圍內(nèi),分形維數(shù)越大,ABGS的密實度越高、沉降性能越好、去除效能越好,污泥的沉降性能、生物活性與分形維數(shù)呈正相關(guān)[14,18,37-38]。
本文采用PSBR反應(yīng)器,在3組不同曝氣周期下培養(yǎng)ABGS,反應(yīng)器共運行70 d,對得到的數(shù)據(jù)進行分析運算,結(jié)論如下:
1)ABGS在低碳氮比污水處理上,具有良好的COD、TP去除率,且微藻含量有效影響TP去除與氧氣能耗,ABGS工藝適用于當今污水處理技術(shù)。
2)在相同水力停留時間和相同且較高水平的曝氣量下,間歇時間(≤2 h)對ABGS的沉降性能、生物活性和形態(tài)特征影響較小,且短周期曝氣會促進成熟ABGS的粒徑更為集中??紤]低能耗,在運用ABGS的SBR工藝下,可采用曝氣2 h停2 h,以節(jié)省能耗。低曝氣量影響ABGS的沉降性能和生物活性,抑制部分球菌和桿菌生長。
3)依據(jù)盒維數(shù)算法,計算得到ABGS的分形維數(shù)為1.78~1.83,與好氧顆粒污泥的分形維數(shù)相似,且分形維數(shù)能夠反映ABGS的沉降性能和生物活性,ABGS的分形維數(shù)越大,ABGS的沉降性能和生物活性越好。