随着人口的增长, 人们对于海产品的需求日益增长, 中国的海产品产量占世界海产品总量的三分之二以上, 由于在生产过程中消耗的95%的水转化为受污染的废水, 这导致了大量海水养殖废水的排放, 含盐废水通常被认为是一种难处理的废水, 且海水养殖废水多为寡营养水体, 现有的处理方法主要针对低COD浓度、低NH4+-N浓度特征的海水养殖废水， 但是在养殖产业发展过程中, 由于人工投喂大量配合饲料和鲜活饵料, 也出现了污染物浓度较高的废水, 因此, 针对此类废水开发经济高效的海水养殖废水处理工艺具有重要意义.
生物过程是一种可靠和有效的脱氮除磷的手段, 膜生物反应器(membrane bio-reactor, MBR)废水处理技术已经发展了30多年, 并且广泛应用于含盐废水的处理中, 但是盐度的胁迫往往带来很多工艺上的困难, 例如高盐环境影响微生物的生长、导致严重的膜污染等.缺氧滤池反应器在活性污泥的基础上投加悬浮填料, 污泥颗粒附着在填料上形成生物相丰富的可实现同步硝化和反硝化的生物膜, 使其在与MBR工艺结合后对膜污染有所缓解.但是对于海水养殖废水磷酸盐含量较高的特点, 要实现较好的脱氮除磷效能, 传统MBR存在排泥的问题.微藻不仅能用于生产各种类型的生物燃料, 还能作为水产动物的开口饵料、人类保健食品等广泛用于各行业, 并且能有效去除营养物质、重金属和有机污染物等而广泛应用于废水处理.目前, 小球藻是废水处理中最常用的藻种之一, 有较好的脱氮除磷效能, 其总氮、总磷的去除率能达到90%以上, 但是由于各类废水的水质特征相差较大, 选择合适的藻种对于特定废水的处理尤为重要.
为此, 本研究采用缺氧MBR和微藻膜反应器(microalgae membrane reactor, MMR)耦合工艺处理人工合成的海水养殖废水, 前置缺氧MBR用于有机物、NO3--N和NO2--N的降解, 反应器内释放的NH4+-N进入MMR用于微藻生长并且得到去除, 两个反应器进行协同配合, 同时考察普通小球藻的生物量变化, 探究运行过程中的膜污染行为, 对连续采收微藻进行资源化利用及开发高效经济的处理工艺提供理论依据.
1 材料与方法
1.1 实验材料
1.1.1 实验装置
本研究采用的实验装置如图 1所示, 总反应系统由缺氧MBR和MMR耦合而成, 反应器主体均由有机玻璃制成, 有效容积分别为8 L和7 L.缺氧MBR内有边长为2 cm的立方体黑色聚氨酯海绵填料, 填充率为反应器有效容积的5%.在启动前在填料上进行挂膜, 在反应器中设置中空纤维膜组件, 膜孔径为0.03 μm, 由两个膜面积分别为0.050 m2和0.066 m2的膜组件并联而成, 为了使混合液搅拌均匀, 在缺氧MBR内设有潜水泵.曝气头放置在MMR内挡板一侧, 通过曝气装置进行曝气, 并连接气体流量计以控制气体流量, 提供微藻生长所需的气体和使藻液保持良好的流态, 反应器内膜组件面积为0.101 m2, 在反应器外部设置光照强度为2 000 lx, 光照周期亮暗比为12 h:12 h的光源用于微藻生长.
1、4、7:潜水泵; 2、8:液位控制装置; 3、10:中空纤维膜组件; 5、11:压力表; 6、12、13:蠕动泵；9:曝气头
图 1 反应装置示意
两个反应器内液面均由液位控制器控制, 系统出水通过蠕动泵控制, 采用连续流进水方式, 出水蠕动泵均连有时间继电器, 以8 min抽、2 min停的方式间歇出水, 反应器出水均通过精密真空压力表记录跨膜压差(transmembrane pressure, TMP).
1.1.2 污泥和微藻来源及其培养
缺氧MBR内所接种的缺氧污泥来自山东省威海市城市污水处理厂二沉池的活性污泥, 缺氧MBR中接种污泥生物量MLSS约为2 500 mg·L-1.在不曝气的情况下在聚氨酯海绵填料上进行挂膜, 挂膜过程所用水水质与实验废水中第1阶段的水质相同(如表 1), 并且使用潜水泵进行搅拌以维持良好的流态;在填料内部附着有一定量时完成挂膜, 持续培养3周后, 污泥逐渐从棕色变为黑褐色, 测定生物膜亚硝酸还原活性和硝酸还原活性(以N/VSS计), 在其分别达到10 mg·(g·h)-1和8 mg·(g·h)-1后搭建体系, 以保证运行初期有一定的反硝化性.
表 1 实验废水水质
MMR内采用普通小球藻(C. vulgaris)作为实验藻种, 购于中国科学院海洋研究所, 反应器最初启动时微藻生物量约为4×107个·mL-1.
1.1.3 实验废水水质
本研究所用废水为模拟龟鳖养殖废水, 海水取自山东省威海市环翠区小石岛, 分别以硝酸钠(NaNO3)、磷酸二氢钾(KH2PO4)和葡萄糖(C6H12O6)作为污染物质的N、P、C源, 并加入碳酸氢钠(NaHCO3)调节pH在7.5~8.5范围内, 运行过程中具体水质参数如表 1所示.
1.2 实验方法
1.2.1 反应系统的搭建及运行
在缺氧MBR内挂膜完成和微藻培养至一定量后, 连接缺氧MBR和MMR两部分反应器, 水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)分别为16 h和24 h, 启动阶段将污染物浓度控制在较低的条件下, 运行33 d后, 将PO43--P的浓度从1.20 mg·L-1增加至4.74 mg·L-1, 在运行的前50 d中, NO3--N的浓度平均浓度为5.15 mg·L-1, 逐步增大NO3--N浓度, 在第3阶段(第51~65 d)浓度为10.21 mg·L-1, 第4阶段(第66~91 d)时NO3--N的浓度平均值为21.04 mg·L-1.系统采用连续流进水方式, 并且稳定运行12 d后持续监测进水、缺氧MBR内混合液、缺氧MBR出水、MMR内混合液和最终出水中NO3--N、NO2--N、NH4+-N、PO43--P和TOC的浓度, 以探究系统的处理效能.由于缺氧MBR内设有潜水泵用以搅拌, 且反硝化作用产生热能, 因此缺氧MBR内平均温度为25℃, MMR内平均温度为22℃, 两个反应器内pH分别在8.0和9.0左右, 在此期间持续监测微藻的生物量浓度, 考察环境因素对微藻的采收产生的影响.
1.2.2 系统膜污染行为探究
反应器内控制膜组件出水的蠕动泵均连有精密压力表, 根据TMP的示数, 判断膜污染的严重情况, 在运行的91 d时间内, 对反应器内中空纤维膜组件进行多次物理清洗, 整个运行过程不进行化学清洗.比较不同反应器内膜组件形貌及其附着物质的特性探究膜污染的特性.在膜污染严重时期, 对反应器内混合液和清洗膜表面滤饼层所得的混合液提取溶解性微生物产物(soluble microbial products, SMP)和胞外聚合物(extracellular polymeric substance, EPS), 探究膜污染行为.
1.3 分析方法
水质分析方法：分别取进水、缺氧MBR内混合液、缺氧MBR出水、MMR内混合液和最终出水各50 mL, 采用0.45 μm的醋酸纤维膜进行抽滤, 采用文献所述方法测定澄清液中的NO3--N、NO2--N、NH4+-N和PO43--P浓度, 总有机碳通过TOC仪测定(TOC-5000A, Shimadzu, Japan).
微生物混合液及膜污染特性分析方法：微藻生物量采用分光光度法测定, 污泥浓度采用国家标准方法测定;对提取所得的SMP和EPS进行傅里叶红外光谱和三维荧光光谱分析;取污染严重时期的膜组件, 对膜表面进行物理清洗并烘干喷金后, 在扫描电镜下进行观察.
2 结果与讨论
2.1 缺氧MBR-MMR处理海水养殖废水性能
2.1.1 污染物去除效果
(1) NO3--N的去除效果 整个运行过程根据NO3--N进水的浓度可以分成3个阶段, 各阶段进水的平均浓度分别为5.15、10.21和21.04 mg·L-1, 从图 2(a)中可以看出, 各阶段最终出水均低于5.00 mg·L-1, 第二、三阶段的出水浓度稳定在1.00 mg·L-1以下, 运行的前50 d时间内, 对NO3--N的去除率在40.0%~90.0%范围内波动较大, 随着进水浓度的升高, 污染物的去除率逐渐上升, 并在最后阶段稳定在90.0%以上.在整个系统中, 缺氧MBR在NO3--N降解的过程中起到了主要的作用, 在后两个阶段, 经缺氧MBR后, 去除率能达到80.0%以上.
(a)NO3--N的去除效能；(b)NO2--N的去除效能；(c)NH4+-N的去除效能；(d)PO43--P的去除效能；(e)TOC的去除效能
图 2 缺氧MBR-MMR系统中污染物的去除效能
(2) NO2--N的去除效果 由于模拟废水中不进行人为添加亚硝酸盐, 进水的NO2--N来自天然海水和模拟废水中微生物对其他物质的转化.在缺氧MBR内, 缺氧污泥及部分厌氧污泥进行反硝化反应, 将NO2--N还原成N2[19], 由图 2(b)可以看出, 进水经缺氧MBR后, NO2--N平均浓度可从1.38 mg·L-1下降至0.06 mg·L-1, 缺氧MBR对进水中NO2--N的去除率可以达到80.0%以上, 在后期可以稳定在90.0%左右;系统最终出水NO2--N平均浓度为0.17 mg·L-1, 总的去除率在80.0%~90.0%之间, 可见缺氧污泥在NO2--N的去除中起到主要作用.
(3) NH4+-N的去除效果 模拟废水中不进行人为添加铵盐, 如图 2(c)所示, 由于缺氧MBR内污泥发生氨化反应, 包括水解及还原反应, 使得部分氨基酸氨化而转化为NH4+-N, 因此, 缺氧MBR出水中NH4+-N的浓度较高, 但是由于普通小球藻在利用氮源时, 首先选择氨氮作为合成营养物质的对象, 因此在通过MMR后, 运行阶段后期(第69~91 d)出水NH4+-N的平均浓度为0.68 mg·L-1, 平均去除率为91.0%, 且均能达到80.0%以上.Ma等[20]在采用青岛大扁藻处理废水实验中也发现了微藻对NH4+-N的去除效果较好, 这可能影响微藻对其他氮源的摄取.
(4) PO43--P的去除效果 在反应器运行的初始阶段, 进水PO43--P浓度较低, 缺氧MBR不进行排泥导致PO43--P累积, 从图 2(d)可以看出, 自运行的30 d后, 将进水浓度提升至5.00 mg·L-1左右, 经过缺氧MBR-MMR后最终出水的浓度为2.00 mg·L-1, 去除率可以达到50.0%左右.总的去除率较低的原因可能是缺氧MBR不排泥导致PO43--P的累积, 超出了微藻的降解负荷, 普通小球藻对缺氧MBR出水中PO43--P去除率可以达到50.0%~60.0%.
(5) TOC的去除效果 从图 2(e)中可以看出, 进水中TOC的浓度在前期波动较大, 在运行至50 d后, 反应器的进水大致稳定在150.00 mg·L-1左右, 由于缺氧污泥及微藻生长较稳定, 处理效果较好, 去除效果最终稳定在80.0%~90.0%.Vo等[21]研究表明, 微藻对TOC的去除与盐度有关, 盐度为0.1%和1%时, TOC去除率最高, 本实验所用海水盐度为3.5%, 较高的盐度可能是限制微藻处理效果的原因之一.
总的来说, 在运行后期, 系统脱氮除磷和对TOC的处理效果均有所提升, 造成这一现象的原因之一可能是随着气温回暖, 微生物所处环境温度逐渐达到更适宜生存的条件, 使得处理效能较好.
2.1.2 微藻生长情况
温度和pH是影响微藻生长的重要因素, 在运行期间, 反应器内温度和pH变化情况如图 3所示.MMR内的平均温度为22℃, pH维持在8.3~9.4范围内, 本实验曝气装置对MMR仅提供空气, 未专门加入CO2气体, 对MMR中的pH影响较小.
图 3 缺氧MBR-MMR系统温度和pH变化
在反应器运行的91 d时间内, 对MMR内普通小球藻的生长情况进行了持续监测, 结果如图 4所示.根据采收情况将运行阶段分成阶段1~4, 分别在运行的第10、27和61 d进行了采收, 在阶段4中, 可能是由于启动阶段微藻浓度太低, 导致了微藻持续培养生物量上升较慢, 并在68 d后出现了下降情况.在前3个阶段运行的基础上得到微藻最高浓度大约在12×107个·mL-1, 并且在(2~10)×107个·mL-1浓度范围内生物量增长最快, 因此从运行的第79 d开始, 在生长对数期以5×107个·mL-1的浓度启动反应器, 并且以每天定时采收1 L的方式进行连续采收, 能较好地将浓度维持在9×107个·mL-1附近, 实现高效且稳定的采收和污染物的去除效果.
图 4 MMR中普通小球藻生物量增长情况
微藻生物量产率是衡量微藻生长情况的重要指标之一, 前3阶段的微藻最大生物量产率分别为1.38×107、0.99×107和0.39×107个·(mL·d)-1.由于本研究所用普通小球藻对NH4+-N和PO43--P的利用率较高, 因此测算NH4+-N和PO43--P的平均去除速率分别为6.19 g·(m3·d)-1和2.48 g·(m3·d)-1, Ma等[20]在采用微藻膜反应器处理海水养殖废水时得到青岛大扁藻对TN和TP去除速率达到15 g·(m3·d)-1和2.8 g·(m3·d)-1, PO43--P去除速率相近.同时, 单位普通小球藻对NH4+-N的平均吸收情况为2.02×10-10 mg·cell-1, 吸收情况最好时可达8.81×10-10 mg·cell-1, 单个细胞对PO43--P的平均吸收情况为0.96×10-10 mg·cell-1, 由此可见, 本研究中普通小球藻在对污染物的吸收中对NH4+-N的吸收效果最好.
2.2 微藻膜反应器膜污染特性研究
2.2.1 膜污染趋势
与渗透率相关的跨膜压差(TMP)是研究膜污染的重要参数, 膜污染的严重程度可以由TMP直观地表示, 在反应器运行的90 d中, 对缺氧MBR及MMR中膜出水的跨膜压差进行监测, TMP随运行天数的变化如图 5所示.
(a)缺氧MBR的TMP变化; (b)MMR的TMP变化
在运行的第56 d, 在缺氧MBR内新增中空纤维膜进行并联以缓解膜污染, 并联的膜表面积为0.050 m2, 因此缺氧MBR内中空纤维膜总面积为0.116 m2, 缺氧MBR出水跨膜压差分别在第20、38和78 d达到了30 kPa, 因此对膜组件进行物理清洗.并联前, 缺氧MBR内膜的污染周期分别为20 d和18 d, 污染周期随着运行时间的推移越来越短, 并联后膜污染周期明显变长.
由图 5可得, 在运行的第61、78和91 d时, 对MMR内膜进行了物理清洗, 由于物理清洗只能对中空纤维膜外表面层的附着物质进行清理, 且整个运行阶段未对膜进行化学清洗, 因此, MMR的TMP变化也呈现出膜污染周期逐渐变短的现象, 对膜的清洗随运行时间的推移越来越频繁.此外, 对比缺氧MBR和MMR膜污染情况发现, 微生物的不同对膜污染的影响较大, 以微藻为生物源的MMR内膜组件的污染较缺氧MBR来说更轻.
在反应器运行后期膜污染严重时, 分别对缺氧MBR、MMR内膜组件内部形态进行扫描电镜观察, 结果如图 6所示.从中可以看出, 缺氧MBR内膜组件的污染程度比MMR内污染更为严重, 在膜材料交结处存在絮状物质, 相比之下, MMR内膜组件内部污染较轻, 主要是膜表面起截留作用的外表面层受到污染, 在物理清洗后能维持的周期较长.另外, 在污垢处(图 6)均有规则的、呈晶体状的颗粒物质, 这可能是反应器内混合液中的无机盐结晶导致的.
a)缺氧MBR内膜组件内部形态; (b)MMR内膜组件内部形态
图 6 缺氧MBR-MMR系统中空纤维膜组件内部形态
2.2.2 EPS特性分析
2.2.2.1 EPS的红外光谱特性
红外光谱图能反映物质中所包含的官能团信息, 其中波数位于3 335 cm-1附近的出峰位置代表了O—H的伸缩振动, 位于2 366 cm-1附近为蛋白物质的N≡N伸缩振动, 位于1 636 cm-1附近为蛋白质酰胺一级结构的C=O伸缩振动.
因此, 对缺氧MBR及MMR运行末期(91 d)污染严重时的膜表面滤饼层EPS进行分析, 如图 7所示.从中可知, 两个反应器内EPS的主要物质均包含O—H、N≡N和C=O, 说明EPS中含有蛋白质类物质, 为了进一步探究其物质组成, 对样品进行了三维荧光扫描.
图 7 缺氧MBR-MMR系统内膜表面滤饼层EPS的红外光谱
2.2.2.2 EPS的三维荧光特性
由文献可知, 图 8中峰A处于蛋白类物质区域;峰B代表色氨酸类物质, 荧光范围是Ex/Em=270~280/300~310 nm;峰C代表样品中主要含有与微生物类副产物有关的类蛋白物质, 荧光范围为Ex/Em=270~280/340 nm.
图 8 EPS的三维荧光光谱图
可以看出, 本研究中造成膜污染的EPS中主要的组成物质为蛋白质类物质, 并且主要以色氨酸为主, 在腐殖酸物质区域均未出现明显的峰.实验所测样品均在原液基础上稀释10倍所得, 通过比较缺氧MBR和MMR内混合液的谱图可得, 缺氧MBR各峰强度明显高于MMR.杨明明等在厌氧氨氧化颗粒污泥EPS中检测到了色氨酸蛋白质类物质(峰C)和Ex/Em位于220/325~345 nm的芳香类蛋白质以及Ex/Em位于220/325~345 nm的酪氨酸类蛋白质.
2.2.3 SMP特性分析
2.2.3.1 SMP的红外光谱特性
SMP呈现出与EPS相似的红外光谱特性, 出峰位置为3 335、2 366和1 636 cm-1附近(图 9), 并且对于缺氧MBR内膜表面滤饼层来说, 相较于运行中期阶段, 运行末期也在2 366 cm-1附近出现N≡N伸缩振动.
图 9 缺氧MBR-MMR系统内膜表面滤饼层SMP的红外光谱
2.2.3.2 SMP的三维荧光特性
如图 10所示, SMP的荧光特性表明缺氧MBR与MMR内混合液的谱图相似, 出峰位置大致相同, 对比相关资料可知, 反应器内SMP均含有色氨酸类物质(B峰)和腐殖酸类物质(峰D、峰E).对比与腐殖酸类物质相关的峰强, 缺氧MBR均高于MMR, 这与缺氧MBR内膜污染较严重的事实相符.
图 10 SMP的三维荧光光谱图
滤饼层的谱图出峰位置也大致相同, 并且缺氧MBR内膜表面的滤饼层出峰位置相较于MMR发生了红移, 荧光峰的红移表明荧光基团中羰基、羧基、羟基和胺基含量有所增加[28, 29].总的来说, 系统SMP的主要物质为以色氨酸为主的蛋白质类物质和以海洋腐殖酸为主的腐殖酸类物质, 蛋白质与腐殖酸是膜面有机污染物的主要成分.
3 结论
(1) 室温条件下, 反应系统对NO3--N和NH4+-N的去除效果较好, 在缺氧MBR和MMR的HRT分别为16 h和24 h的条件下, 在进水NO3--N的平均浓度达到21.04 mg·L-1的阶段, 经过缺氧MBR-MMR后, 系统对NO3--N和NH4+-N去除率分别稳定在90.0%和88.0%以上, 系统对PO43--P和TOC的平均去除率分别为49.4%和84.7%.
(2) 在运行的91 d内, 对普通小球藻进行了3次序批式采收, 在此期间, 普通小球藻的最大生物量达到了11×107个·mL-1, 在运行后期以每天定时采收1 L的方式连续采收, 能较好地将浓度维持在9×107个·mL-1附近, 实现了高效且稳定的采收.
(3) 在膜污染方面, 与缺氧MBR相比, 以普通小球藻为生物源的MMR内膜污染较轻, 造成两个反应器内膜污染的物质主要是SMP和EPS中的蛋白质和腐殖酸类物质.(来源：环境科学 作者：陈凡雨)
