郁 穎，吳 磊，李先寧，林 超，鄭天怡

(東南大學能源與環(huán)境學院，江蘇南京 210000)

針對水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水集中入河污染負荷高、水量大等特點，提出了“養(yǎng)殖廢水-菌藻共生塘-水生動物塘-潛流人工濕地-養(yǎng)殖新水”的水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用模式，以實現(xiàn)養(yǎng)殖廢水的零排放。該系統(tǒng)通過把養(yǎng)殖水中溶解態(tài)的氮、磷轉(zhuǎn)化為顆粒態(tài)的藻類，藻類再被濾食或過濾，從而達到去除氮、磷的目的。該系統(tǒng)中，養(yǎng)殖水氮、磷向藻類的轉(zhuǎn)換率越高，越有利于氮、磷的去除，因此，菌藻共生塘是關(guān)鍵環(huán)節(jié)。

菌藻共生系統(tǒng)通過利用細菌和藻類的協(xié)同作用去除污染物。細菌代謝過程產(chǎn)生的CO2可作為微藻的碳源，藻類光合作用則為細菌提供了O2；細菌對有機物氧化分解，代謝產(chǎn)物(無機氮、磷化合物)成為藻類生長代謝過程所需的營養(yǎng)；微藻以溶解碳(DOC)的形式產(chǎn)生光合有機物，可作為細菌的碳源[1]。研究表明，菌藻共生系統(tǒng)中菌藻需要存在一定的比例關(guān)系[2]。若細菌和微藻配比在合適的范圍內(nèi)，細菌和藻類在CO2和O2的交換達到平衡，既保證細菌的代謝活動，又為藻類提供充足的碳源，使微藻具有更高的生物量[3]。菌藻共生系統(tǒng)中菌藻之間的數(shù)量配比不同，還影響其群落結(jié)構(gòu)和代謝關(guān)系，從而影響藻類生長繁殖，導致不同的處理效果[4]。細菌和微藻配比過低或過高都不利于體系的構(gòu)建。為此，針對水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水的水質(zhì)特征，以小球藻和活性污泥構(gòu)建了菌藻共生體系，探討在不同的藻菌配比下小球藻的生長情況和氮、磷的去除效果，并研究氮的轉(zhuǎn)化途徑。通過試驗結(jié)果確定最佳的藻菌配比條件，實現(xiàn)較高的微藻轉(zhuǎn)化率和氮、磷去除率，為實際工程應用提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 菌藻及其培養(yǎng)方法

試驗用的小球藻由東南大學實驗室提供，將小球在藍綠藻培養(yǎng)基(blue-green medium，BG11)中擴大培養(yǎng)至對數(shù)期，用離心機在轉(zhuǎn)速為8 000 r/min、時間為5 min的條件下離心，傾去上清液，重懸浮后備用。

取污水廠活性污泥接種至營養(yǎng)肉湯培養(yǎng)基(nutrient broth,NB)作為菌種，培養(yǎng)至對數(shù)期，用離心機在轉(zhuǎn)速為8 000 r/min、時間為5 min的條件下離心，傾去上清液，重懸浮后備用。

1.2 試驗用水

對江蘇省常州市武進區(qū)太滆運河附近的部分養(yǎng)殖水體進行為期一年的水質(zhì)監(jiān)測，結(jié)果如表1所示。

表1 太滆運河附近的部分養(yǎng)殖水體水質(zhì)監(jiān)測

1.3 處理工藝及試驗裝置

圖1為水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用系統(tǒng)流程。該系統(tǒng)首先通過菌藻共生單元，利用藻類對氮、磷的同化吸收作用，把養(yǎng)殖水中溶解態(tài)的氮、磷轉(zhuǎn)化為顆粒態(tài)的藻類，出水依次排入水生動物濾食單元和水耕蔬菜人工濕地，利用水生動物對藻類的濾食作用、人工濕地對藻類的過濾作用去除藻類，實現(xiàn)有機物的生態(tài)化處理及氮、磷的有序轉(zhuǎn)化與利用。本文僅研究菌藻共生單元。

圖1 水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用系統(tǒng)流程圖

圖2為菌藻共生單元試驗裝置示意圖，設計廊道式菌藻共生反應器，主要由動力系統(tǒng)(槳輪、軸及電機)、箱體(有機玻璃)、光源(LED光源)及電控系統(tǒng)組成。菌藻共生反應器的有效容積約為80 L，池深為0.40 m，長為0.63 m，寬為0.32 m，由4條廊道構(gòu)成，形成循環(huán)。在箱體上方布置150 W的LED燈模擬太陽光，光照強度為6 000 lux。光照時間通過時間控制器自動控制，光照周期為12 h∶12 h。反應器內(nèi)溫度平均為30.0 ℃。

圖2 菌藻共生單元試驗裝置示意圖

1.4 試驗設計

1.5 分析方法

2 結(jié)果與討論

2.1 小球藻生長情況

以葉綠素a的含量表征小球藻生長繁殖情況。圖3為在不同藻菌配比下葉綠素a含量的變化情況。由圖3可知，各試驗組中小球藻經(jīng)過48 h適應期，進入快速增長階段，藻菌配比為5∶1的試驗組葉綠素a增長最快，比增長速率最高為2.0 d-1，第8 d葉綠素a含量達到753.18 μg/L。藻菌配比為1∶5、1∶2、2∶1的試驗組小球藻增長到一定程度后濃度有所下降，培養(yǎng)7 d后葉綠素a含量分別為338.50、141.00、482.70 μg/L。而藻菌配比為1∶1的試驗組小球藻生長水平很低，平均值保持在33.49 μg/L。菌藻共生系統(tǒng)依賴細菌和藻類的協(xié)同作用，但菌藻之間也存在競爭和拮抗作用[7]，菌、藻會競爭營養(yǎng)物質(zhì)，或者通過激發(fā)食藻生物，或者釋放毒藻素[8]，抑制對方的繁殖。因此，針對特定的水質(zhì)，菌藻配比存在一個適宜的比例，才能發(fā)揮共生的效益，獲得藻類高產(chǎn)率的預期。

圖3 不同藻菌配比下葉綠素a含量變化

同時，試驗發(fā)現(xiàn)菌種投加量越大，越容易形成絮體。藻菌配比為1∶5、1∶2時形成大量絮體。絮體的形成有利于微藻的沉降收獲，但是不利于微藻接觸光照，影響藻類生長。同時，絮體的形成使藻類易于老化，觀察發(fā)現(xiàn)試驗持續(xù)7 d后，除了藻菌配比為5∶1時藻類會保持懸浮性、葉綠素a維持上升趨勢之外，其余葉綠素a都有不同程度降低。

2.2 DCODCr的變化

圖4為不同藻菌配比下DCODCr濃度變化情況。不同藻菌配比下，DCODCr都有較好的去除效果，在藻菌配比為5∶1、2∶1、1∶1、1∶2、1∶5下，DCODCr去除率分別為68.90%、73.38%、77.3%、72.3%、73.42%，不同藻菌配比下，DCODCr去除率沒有明顯差異。有機物一方面在好氧細菌的代謝作用下合成自身細胞物質(zhì)或者氧化分解為CO2，另一方面也為細菌的反硝化反應提供碳源。當藻菌配比為5∶1時，DCODCr去除率略低于其余4組，原因可能是微藻產(chǎn)生的光合有機物以DOC的形式部分排泄出細胞外，從而引起DCODCr濃度略有升高。

圖4 不同藻菌配比下DCODCr去除率變化

2.3 TDP的變化

圖5為不同藻菌配比下TDP含量的變化情況。藻菌配比為2∶1、5∶1時，TDP去除率均能達到90%；而藻菌配比為1∶1、1∶2和1∶5時，去除率分別為80.47%、50.47%和84.72%。可見，藻、菌均可吸收同化利用廢水中正磷酸鹽、合成磷脂、核酸、ATP等含磷有機物。藻菌配比為2∶1、5∶1時，TDP去除率差別并不大，說明在這種磷濃度水平情況下，藻菌配比為2∶1時藻類產(chǎn)率已可滿足需要。另外，各組試驗系統(tǒng)啟動初期(1～3 d),TDP去除率波動大，與菌、藻生物量變化有關(guān)。試驗前期藻類的產(chǎn)率較低，此時TDP的去除應主要是微生物迅速繁殖所致，試驗中觀察到系統(tǒng)中水體變混濁，產(chǎn)生大量絮狀體，隨著細菌的死亡TDP濃度又有所上升。此后，由于藻類的產(chǎn)率持續(xù)上升，TDP去除率與小球藻的生物量增減呈現(xiàn)相關(guān)性。

圖5 不同藻菌配比下TDP去除率變化

2.4 水中氮的變化

表2 不同藻菌配比下氨氮和TN去除率

2.5 系統(tǒng)中氮轉(zhuǎn)化途徑

整個系統(tǒng)中氮形態(tài)的變化是聯(lián)動的，通過估算了解系統(tǒng)中各形態(tài)氮相互轉(zhuǎn)化途徑。TN、顆粒有機氮(PON)、溶解有機氮(DON)和溶解性無機氮(DIN)之間的關(guān)系如式(1)。DON根據(jù)TDN和DIN的差值計算，PON根據(jù)TN和TDN的差值計算。將PON分為藻類有機氮(AON)和細菌有機氮(BON)，BON根據(jù)PON和AON的差值計算[9]。

TN=DIN+DON+PON

(1)

由于共培養(yǎng)時細菌的存在，培養(yǎng)液OD680無法準確反映微藻的生物量，一般情況下，一個藻種的葉綠素a的含量會維持在相對穩(wěn)定的數(shù)值，可通過測量葉綠素a來反映微藻的生物量。根據(jù)葉綠素a濃度利用式(2)估算菌藻共生系統(tǒng)中藻類生物量[10]。

(2)

該方程假設藻類生物量具有恒定的葉綠素a含量，即干重的1.5%。通過假設藻類的化學計量法[11]，確定AON的量。假設微藻中含有9.2%的氮，計算藻類生物量AON的氮含量如式(3)。

AON=藻類生物量×9.2%

(3)

但是試驗中發(fā)現(xiàn)5組試驗系統(tǒng)中都有不同程度的氮損失，氮損失在27.84%～54.82%。系統(tǒng)中氮損失可能有兩方面原因，一是異養(yǎng)硝化反應過程會產(chǎn)生中間產(chǎn)物從而造成氮損失，硝化過程中產(chǎn)生N2、N2O和NO，其比例可達氮去除率的10%以上[14]；二是可能存在同時硝化反硝化現(xiàn)象(SND)，即硝化反應和反硝化反應在同一反應器中、相同操作條件下同時發(fā)生[15]。當菌、藻共生形成絮體時，相當于細菌以微藻為基質(zhì)，在基質(zhì)表面上形成一層生物膜，會自然形成從表面到生物膜深層的好氧至缺氧的微環(huán)境梯度，這種同時存在微氧、缺氧、厭氧等狀態(tài)的微環(huán)境[16]使得反硝化反應有可能發(fā)生。近年來在不少實際污水處理工藝過程中也都發(fā)現(xiàn)此現(xiàn)象，比如曝氣生物濾池[15]、SBR反應器[18]、Orbal氧化溝[19]等，這些工藝在好氧條件下氮損失達30%。

菌藻共生系統(tǒng)的優(yōu)勢在于營養(yǎng)物質(zhì)的交換，不需要外加碳源，水體中本身有機物和微藻為細菌硝化反硝化反應提供碳源。廢水中CODCr質(zhì)量濃度為60 mg/L左右。微藻也可以為細菌提供碳源，一方面微藻產(chǎn)生的光合有機物以DOC的形式部分排泄出細胞外，可作為細菌的碳源；另一方面，死亡的微藻通過葡糖苷酶、殼多糖酶、纖維素酶和其他酶的作用裂解后，又作為細菌的營養(yǎng)物質(zhì)。

由圖6可知，當藻菌配比為5∶1時，微生物脫氮和藻類同化作用為主要的氮去除機制，分別占總?cè)コ实?1.10%和48.50%。在藻菌配比為1∶5、1∶2、1∶1和2∶1的情況下，細菌硝化反硝化造成的氮損失分別占TN的72.70%、76.60%、62.10%和71.40%，藻類吸收的氮分別占氮去除率的30.20%、20.70%、-2.60%和34.30%。藻菌配比為1∶1時，由于藻菌競爭，微藻繁殖被抑制甚至死亡，死亡的藻細胞作為有機氮被細菌利用。微生物脫氮作用仍是系統(tǒng)脫氮的主要機制，不同的藻菌配比導致不同的氮磷去除機制。

圖6 不同藻菌配比下各形態(tài)氮濃度變化

2.6 工程實例

“養(yǎng)殖廢水-菌藻共生塘-水生動物塘-水耕植物人工濕地-養(yǎng)殖新水”的水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用模式已在實際工程中得到應用，示范工程建設在江蘇省常州市太滆運河附近，試驗持續(xù)4個月。工程運行結(jié)果表明：菌藻共生塘在藻菌配比為5∶1的條件下，TN、TP和CODCr的平均去除貢獻率分別為17.53%、18.56%和34.45%；水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用系統(tǒng)對TN、TP和CODCr平均去除率達到54.26%、29.54%和50.38%，出水水質(zhì)穩(wěn)定達到或優(yōu)于《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅳ類水標準。該水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用模式達到凈化和資源再利用的雙重目標，實現(xiàn)了廢水的零排放，有利于水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)的綠色健康發(fā)展。

3 結(jié)論

(1)針對水產(chǎn)養(yǎng)殖廢水集中入河污染負荷高、水量大等特點，提出了“養(yǎng)殖廢水-菌藻共生塘-水生動物塘-潛流人工濕地-養(yǎng)殖新水”的水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用模式，以實現(xiàn)養(yǎng)殖廢水的零排放。該系統(tǒng)通過把養(yǎng)殖水中溶解態(tài)的氮、磷轉(zhuǎn)化為顆粒態(tài)的藻類，再通過后續(xù)食藻、濾藻單元從系統(tǒng)中去除藻類，從而徹底從系統(tǒng)中去除氮、磷。工程實例表明，水產(chǎn)養(yǎng)殖水循環(huán)利用系統(tǒng)對TN、TP和CODCr平均去除率達到54.26%、29.54%和50.38%，出水水質(zhì)穩(wěn)定達到或優(yōu)于《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》Ⅳ類水標準。

(3)藻類的同化作用是主要的磷去除機制。微生物脫氮和藻類同化作用為主要的氮去除機制，分別占總?cè)コ实?1.10%和48.50%。

(5)試驗中發(fā)現(xiàn)氮損失在27.84%～54.82%。系統(tǒng)中的氮損失可能是異養(yǎng)硝化反應產(chǎn)生中間產(chǎn)物和發(fā)生同步硝化反硝化兩方面原因。