2019, Vol. 40
2. 哈尔滨工业大学环境学院, 城市水资源与水环境国家重点实验室, 哈尔滨 150090;
3. 泛华建设集团有限公司湖南分公司, 长沙 410000
2. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, School of Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China;
3. PAN-CHINA Construction Group Co., Ltd., Hunan Branch, Changsha 410000, China
海水养殖业的迅速发展, 给人们的生活带来了便利, 但也导致了海水养殖废水的大量排放.海水养殖废水中含有大量的NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P等营养物质, 直接排入水体会破坏水生生态平衡[1, 2], 困扰着海水养殖业的可持续发展.针对废水中营养盐的去除, 生物化学方法因其处理成本低受到研究者的青睐.目前报道了多种海水养殖废水的处理工艺, 但会存在污泥产量大[3, 4]、曝气能耗高、除磷效果差[5]的问题.
微藻作为一种生物能源, 在生长过程中能有效吸收环境中的氮磷[6], 利用光能合成碳水化合物, 通过进一步生化反应生成蛋白质、油脂等物质[7], 广泛应用于水产养殖、食品、生物柴油等领域[8, 9].目前关于微藻去除废水中氮磷的研究较多, 但多以序批式实验为主[10~12], 研究对象多为低盐度废水, 脱氮除磷效能较差, 且微藻沉降性能较差, 难以和水分离, 长时间处理废水导致代谢产物无法排出[13], 严重制约了微藻的脱氮除磷效能.膜生物反应器(MBR)技术在高效降解污染物的同时, 能够起到截留生物量的作用[14, 15], 已经广泛应用于水处理领域.但膜污染的产生显著增加了废水处理成本, 成为MBR的发展瓶颈[16].
为此, 本文以海水养殖废水为研究对象, 基于微藻对废水中氮、磷的吸收作用, 搭建微藻膜反应器, 高效降解污染物的同时富集微藻, 实现废水的资源化利用; 同时对系统的膜污染行为进行探究, 降低处理成本, 以期为海水养殖废水的处理及微藻的资源化利用提供参考.
1 材料与方法 1.1 实验装置反应装置为柱状, 有机玻璃制成, 有效容积3 L, 通过底部曝气使反应器内液体混合均匀(图 1).曝气区放置膜组件, 膜孔径为0.03 μm, 总膜面积为0.04 m2.反应器内液面由液位控制器保持, 通过蠕动泵的抽吸作用将膜组件过滤后的出水抽出, 利用时间继电器实现间歇式出水(8 min抽、2 min停), 通过精密真空压力表记录跨膜压差(TMP), 光照度为2 000 lx, 光照周期为12 h:12 h.
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图 1 反应装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the reactor |
本实验采用青岛大扁藻(Platymonas helgolandica tsingtaoensis)为生物源, 购自中国科学院海洋研究所.于光照培养箱中, 采用f/2培养基进行培养, 光照度为2 000 lx, 光照周期为12 h:12 h, 每日定时摇3次以防沉淀.
1.3 废水水质本研究所用废水采用模拟对虾养殖废水[17], 废水主要污染物含量如下：18.2 mg·L-1 NaNO3, 50 mg·L-1 NH4Cl, 13.2 mg·L-1 KH2PO4, 未投加诸如碳酸氢盐的缓冲剂, 所用海水取自山东省威海市环翠区小石岛.
1.4 实验方法微藻膜反应器的搭建及处理海水养殖废水效能：以海水养殖废水为研究对象, 搭建微藻膜反应器, 采用连续流进水方式, 采用分光光度法对进出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P进行持续监测, 考察微藻生物量的变化; 同时记录反应器内温度及进出水pH值, 考察环境因素对微藻膜反应器的影响.
微藻膜反应器膜污染行为探究：对反应器运行时TMP的变化进行持续记录, 定期提取反应器过滤前后的溶解性微生物产物(SMP)和胞外聚合物(EPS), 测定其含量变化, 利用分子光谱(红外光谱、三维荧光光谱)考察进出水SMP和反应器内EPS的特性, 并结合微藻生物量、TMP及膜污染物质含量的变化阐述反应器的膜污染特性.
1.5 分析项目与方法每日定时取反应器进、出水, 经过0.45 μm醋酸纤维膜过滤后, 对主要污染物进行测定. NH4+-N、NO2--N、NO3--N、PO43--P的测定参照海洋监测规范[18](GB 12763.4-91). SMP和EPS蛋白质测定采用福林酚分光光度法, 多糖测定采用苯酚-硫酸法, 将微藻离心、烘干、称量后得到生物量(干重).
TMP直接由精密真空压力表示数读出, 将提取的SMP、EPS放置于广口瓶中, 于50℃下干燥48 h以上, 采用傅里叶红外光谱仪进行测定, 对未干燥的样品进行三维荧光光谱分析, 激发光和发射光波长范围分别为220~450 nm和220~600 nm, 步长均为10 nm, 扫描速度为1 500nm·min-1, 采用Origin 9.0进行分析.
2 结果与讨论 2.1 微藻膜反应器处理海水养殖废水性能以海水养殖废水为研究对象, 进水NO3--N浓度3.3 mg·L-1, NH4+-N浓度为12 mg·L-1, PO43--P浓度为3 mg·L-1, 出水流量为2.6 mL·min-1, HRT为1 d, 室温下运行.
2.1.1 氮磷去除效果反应器运行初期, 出水NH4+-N浓度为10 mg·L-1, 出水水质较差, 如图 2(a)所示.运行至第6 d, 出水NH4+-N浓度下降至7 mg·L-1, 之后NH4+-N浓度维持在5~7 mg·L-1, 第18 d由于生物量稳定在1.15 g·L-1, 为了更好地实现微藻的资源化利用, 并且不因反应器内生物量过低影响脱氮除磷效能, 将反应器内1.2 L藻液采收.排藻后, 微藻生物量为0.6 g·L-1左右, 出水NH4+-N浓度略有上升.第20~38 d(阶段2), 随着生物量的不断升高, 出水NH4+-N浓度稳定在1.5 mg·L-1左右.第38 d第二次排藻, 使得反应器内微藻生物量与第二阶段初始生物量(0.6 g·L-1)保持一致, 微藻采收量约为1.7 L, 进入阶段3.排藻后出水NH4+-N浓度由1.7 mg·L-1上升至3.4 mg·L-1, 第48~60 d, 出水NH4+-N浓度维持在1.5 mg·L-1以下.
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图 2 反应器的脱氮除磷效能 Fig. 2 Nitrogen and phosphorus removal efficiency of the reactor |
在反应器运行的60 d内, 可以看出微藻膜反应器对NO3--N的去除效果较差, 雷国元[19]报道当NH4+-N、NO3--N同时存在时, 微藻优先利用NH4+-N, 王伟伟等[20]在筛选微藻过程中表明, 某些微藻会优先利用NH4+-N, 且NH4+-N的存在会抑制藻细胞对NO3--N的吸收.本实验中, NH4+-N的去除效果较好, 可能影响了微藻对NO3--N的去除效果.
NO2--N是微生物许多生化反应的中间产物, 但NO2--N的过多积累会对微生物产生毒性作用[21], 对生化反应产生抑制, 不利于反应器的稳定运行.如图 2所示, 在反应器运行的1~10 d内, 出水NO2--N浓度几乎为0, 没有明显的积累.第10 d后, 随着反应器内NH4+-N去除效果的提升, 出水NO2--N浓度逐渐升高, 最高可达1 mg·L-1.第一次排藻后, 出水NO2--N浓度略有下降, 但在第2阶段, 随着生物量和NH4+-N去除的升高, 出水NO2--N浓度逐渐上升至0.7 mg·L-1左右.第3阶段, 出水NO2--N浓度从初始的0.18 mg·L-1逐渐上升至0.78 mg·L-1.宋明明[22]的研究表明, NO3--N和NO2--N在藻细胞内先后被硝酸盐还原酶、亚硝酸盐还原酶还原生成NH4+-N, 最后以NH4+-N的形式被同化为氨基酸, 因此出水中NO2--N可能是由于NO3--N的转化; 此外, 相比于光照培养箱无菌环境中培养微藻, 由于膜的截留作用也可以增加系统中硝化细菌的量, 反应器内不可避免会存在硝化反应, 导致了NO2--N的生成. Praveen等[23]搭建了微藻光生物反应器处理三级出水, 在HRT为4 d的条件下无NO2--N的积累.因此, 本实验后期NO2--N浓度升高可能是由于HRT过短导致.
反应器运行第1~4 d, 出水PO43--P浓度为2.5 mg·L-1左右, 运行至第6 d, 出水PO43--P浓度下降至1.3 mg·L-1, 与NH4+-N浓度的下降类似, 如图 2(b)所示.第18 d采收微藻后, 出水PO43--P浓度可稳定在1 mg·L-1左右, 此后, 反应器的出水PO43--P浓度稳定在1 mg·L-1以下.第38 d第二次排藻后, 出水PO43--P略有上升, 第48~60 d, 出水PO43--P维持在0.7 mg·L-1以下, 出水水质较好.
Guo等[24]利用亚心形扁藻对海水养殖废水进行处理, 采用序批式实验, TN和TP去除速率分别为0.51g·(m3·d)-1和3.35g·(m3·d)-1; Praveen等[23]利用连续流微藻-膜生物反应器处理三级出水, TN和TP去除速率分别为3.6g·(m3·d)-1和0.8g·(m3·d)-1; Gao等[25]采用连续流光-膜生物反应器, 微藻生长速率可达42.6mg·(L·d)-1, TN和TP去除速率分别为5.85g·(m3·d)-1和0.42g·(m3·d)-1.通过对进出水水质的持续监测, 考察了反应器的TN和TP去除速率, 由图 2可以看出, 随着微藻生物量的不断增加, TN和TP去除率可达到73.6%和77.9%, TN和TP去除速率分别可达15g·(m3·d)-1和2.8g·(m3·d)-1, 氮磷去除效果高于上述报道.微藻生物量最大为1.4 g·L-1, 3个阶段的微藻平均生长速率分别为53.3mg·(L·d)-1和39.5mg·(L·d)-1、40mg·(L·d)-1, 与上述报道相近.本实验设置的N/P约为5.1, 在此条件下, 反应器的脱氮除磷效能和微藻生长能够达到较高的水平.林忠洲等报道[26], 当N/P值由4.04逐渐提高至14.81时, 青岛大扁藻藻密度也随之增加, 因此后期可考虑通过优化N/P来强化反应器的脱氮除磷效能和微藻生长情况.
2.1.2 温度和pH值的影响在微藻的培养过程中, 影响微藻生长的因素众多, 其中温度和pH是两个重要的环境因子[27].在反应器运行期间, 对反应器内温度、进出水pH进行了持续监测(图 3).反应器运行温度变化范围为20~25℃, 反应器的脱氮除磷效能未受到温度波动的影响. pH值是微藻培养中最重要的环境条件之一, 因为它决定了二氧化碳和基质的溶解度和传质效率, 对微藻的新陈代谢有重大影响[28].本实验中, 当进水pH稳定在7.6~7.8之间时, 出水pH为8.2~8.8, 且随着反应器氮磷去除效能的提升, 出水pH有升高的趋势.
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图 3 反应器温度和pH变化 Fig. 3 Variations of temperature and pH in the reactor |
苟彬等[29]报道微藻在利用溶解性无机碳(DIC)的同时, 会导致碳酸盐体系平衡的移动和pH的升高; 里士曼[30]也曾指出CO2的固定会导致pH逐渐上升, 在无额外的CO2供给时, 高密度藻类生产系统中pH可高达11, 但过高的pH会影响藻细胞的生长.本实验使用曝气(空气)设备, 无额外CO2供给, 且在无缓冲剂投加的条件下, 出水pH可以控制在8.2~8.8, 说明微藻膜反应器能够为微藻的生长创造良好的环境.如前所述, 由于硝化细菌的富集, 反应器内存在硝化反应, 硝化过程会导致反应体系pH下降.相比于进水pH, 反应器出水pH有明显的升高, 因此微藻在去除废水污染物的过程中发挥主要作用.
2.2 微藻膜反应器膜污染特性研究 2.2.1 膜污染趋势TMP可以直观地反映反应器内的膜污染情况, 通过定期记录TMP, 可以看出第1~18 d, TMP缓慢增长, 由0.5 kPa逐渐上升至3.7 kPa, 如图 4所示.第18 d排藻后, TMP下降至3.1 kPa, 说明在其余条件不变时, 反应器内藻密度的下降可以在一定程度上缓解膜污染现象.随后, TMP逐渐增长, 第38 d上升为6.9 kPa.第二次采收微藻后, TMP下降至6 kPa, 在接下来的20 d内, TMP缓慢增加至14.3 kPa.整体来看, 在反应器运行过程中, 未观察到TMP的跃迁, 膜污染程度较轻.
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图 4 反应器TMP的变化 Fig. 4 Variations of TMP in the reactor |
在反应器运行期间, 同步考察了反应器内SMP、EPS和出水上清液中SMP浓度的变化.由图 5可以看出, 反应器内SMP和EPS的含量随着生物量的增加而升高.因此, 在排藻后, 反应器内SMP与EPS的浓度也随之降低, 导致了TMP有所下降.通过对比反应器内(过滤前)SMP、EPS和出水(过滤后)SMP的浓度, 可以看出经过膜组件过滤后, 蛋白质和多糖含量有明显地降低, 且蛋白质浓度降低较明显.
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图 5 反应器SMP和EPS的含量变化 Fig. 5 Variations of SMP and EPS content in the reactor |
利用红外光谱识别反应器SMP和EPS的主要官能团, 如图 6所示.通过分析可知, SMP和EPS出峰位置类似, 大致结果如下：在3 300 cm-1处对应着羟基基团O—H的伸缩峰; 在1 660 cm-1和1 550cm-1处分别对应着蛋白质的一级(C＝O)和二级结构(C—N+N—H); 在1 100 cm-1处有较强的C—O伸缩峰, 证明了糖类的存在[31], 与上述结果一致, Sun等[32]在研究藻菌共生体系SMP特性时也发现类似的现象.
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图 6 反应器内SMP、EPS的红外光谱 Fig. 6 FTIR spectra of SMP and EPS in the reactor |
为了进一步分析反应器内SMP和EPS特性, 对进出水SMP和反应器内EPS进行了三维荧光光谱分析.通过测定可知, 反应器内SMP存在4个特征峰, 如表 1所示. A峰代表色氨酸类蛋白质, B峰代表芳香性蛋白质, C峰代表腐殖酸类物质, D峰代表类富里酸类物质.而反应器内EPS存在明显的色氨酸类蛋白质类和芳香类蛋白质特征峰, 且相比于反应器内SMP和EPS, 出水SMP的C、D峰荧光强度略有减弱, A、B峰荧光强度下降较明显, 几乎检测不到B峰, 说明膜组件对色氨酸类蛋白质和芳香类蛋白质的截留率较高, 而腐殖酸类和类富里酸类物质分子较小, 易通过薄膜[33], 因此出水SMP中C、D峰强度无明显衰减.综上可知, 色氨酸类蛋白质和芳香类蛋白质是造成膜污染的重要因素.
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表 1 SMP和EPS的荧光波谱参数 Table 1 Fluorescence spectral parameters of SMP and EPS samples |
Sun等[32]探究了藻菌共生膜反应器中的SMP、EPS特性, 在SMP样品中检测到了A峰(280/328)、C峰(360/442)、D峰(270/450), EPS样品中检测到了A峰(275/344).相比于其他报道[32, 33], 如表 1所示, 本实验中荧光峰的位置出现蓝移, 蓝移与大分子的破碎相关[31], 这可能是反应器膜污染周期较长的重要原因.
3 结论(1) 室温下, 微藻膜反应器对海水养殖废水中NH4+-N和PO43--P的去除效果较好, 在HRT为1d的条件下, TN和TP去除率分别为73.6%和77.9%, TN和TP去除速率达到15g·(m3·d)-1和2.8g·(m3·d)-1.
(2) 经过60 d的运行, 微藻生物量最大为1.4 g·L-1, 最大生长速率为53.3mg·(L·d)-1, 且微藻的采收未影响反应器的脱氮除磷效能.
(3) 随着反应器内微藻生物量的上升, SMP和EPS的浓度显著增加, 微藻的采收可以在一定程度上减轻膜污染现象.微藻膜反应器的膜污染程度较轻, 色氨酸类蛋白质和芳香类蛋白质是造成膜污染的重要因素.
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