我国是世界养猪第一大国, 但养猪业的快速发展导致养猪废水的大量产生, 给猪场周边生态环境和居民健康带来了严重威胁.随着生态文明建设的需要和环保政策的强化, 水污染问题已成为制约我国养殖业发展的重要瓶颈.微藻作为一类光合效率很高的初级生产者, 能够吸收废水中大量的氮、磷, 维持自身的生长与增殖过程, 成为生物质能源生产关注的焦点.养猪废水中质量浓度过高的氨氮会抑制微藻的生长^[1-2].

目前, 对养猪废水中高浓度氨氮的处理主要有空气吹脱法^[3-6]、鸟粪石结晶法^[7]、沸石吸附法^[8]以及生物法^[9]等.其中空气吹脱法因成本低、设备简单、反应速率快等优点^[10-12]和吹脱后的氨氮可用碱液吸收再利用等特点^[13], 近年来受到了广泛的关注.采用吹脱法预处理的养猪废水能否满足微藻生长缺乏相关数据的报道.

基于以上现状, 本文以能源价值较高的小球藻、葡萄藻和近具刺链带藻3种微藻为对象, 研究它们对不同氨氮质量浓度废水的适应性, 观察三者在经吹脱预处理养猪废水中的生长情况, 验证吹脱处理法的可行性.考察pH、曝气量和氨氮初始质量浓度对氨氮吹脱效果的影响, 确定满足3种微藻生长的吹脱工艺, 为实现养猪废水规模化培养微藻的资源化利用提供依据.

所用的小球藻(Chlorella vulgaris)1068和葡萄藻(Botryococcus braunii)765购买于中科院水生生物研究所淡水藻种库, 近具刺链带藻(Desmodesmus sp. CHXl)由课题组从养猪废水中分离获得^[14].

养猪废水来源于浙江省杭州某生态养殖场的稳定塘.废水主要由猪粪尿和圈舍冲洗废水组成, 自养殖区域直接流入猪场预设的稳定塘区域, 在无任何人为干预的情况下, 废水在稳定塘内自然生物降解处理.稳定塘区域由2个稳定塘串联组成, 两塘相距约1 m, 之间有一处浅沟渠连通两塘, 沟渠两端预设在塘体2/3容积处, 供本试验用养猪废水来自于后置稳定塘内.养猪废水的主要理化性质见表 1.

表 1

表 1 养猪废水理化性质 Table 1 Characters of piggery wastewater 项目 ρB/(mg·L-1) 浊度/ NTU pH COD TN TP NO3- NH4+ 养猪 废水 530.9 454.4 8.2 1.5 436.1 983 8.6

表 1 养猪废水理化性质 Table 1 Characters of piggery wastewater

将养猪废水置于1 L的锥形瓶中, 通过皮管与气泵连接将曝气头通入锥型瓶底部, 通过转子流量计控制气流量, 具体示意图见图 1.

图 1

1-玻璃瓶；2-曝气器；3-进气管；4-气体流量计；5-气泵 图 1 微藻培养装置示意图 Fig. 1 Schematic diagram of microalgae cultivation

微藻对氨氮质量浓度的适应性试验.将养猪废水用蒸馏水稀释成氨氮质量浓度分别为90、130、170、210和250 mg/L的供试溶液, 各取800 mL置于1 L的玻璃瓶, 接种1 mL浓缩藻液(接种后废水中3种微藻的初始OD均为0.018), 开展微藻培养试验.培养条件如下：温度为25 ℃, 光照强度为8 000 Lux, 每天摇晃3次, 培养5 d, 记录微藻生长情况并测量生物量.

初始pH值对氨氮吹脱效果影响的试验.将800 mL养猪废水加入装置后, 用NaOH分别调节pH为8.6、10.0、12.0, 在室温下以1.5 L/min的曝气量开展静态吹脱试验.每隔6 h取一次样, 测定氨氮质量浓度.

曝气量对氨氮吹脱效果影响的试验.将800 mL原水加入装置后, 调节pH为上述试验的最佳值, 在室温下分别以0.5、1.0、1.5 L/min的气流量开展静态吹脱试验.每隔6 h取一次样, 测定氨氮质量浓度.

初始氨氮质量浓度对氨氮吹脱效果影响的试验.用超纯水将养猪废水分别稀释成3个不同的质量浓度梯度(分别为稀释2倍、1.2倍和不稀释), 实测氨氮质量浓度分别为217、350和436 mg/L.各取800 mL加入试验装置, 调节pH(用NaOH溶液调节)和曝气量至上述试验确定的最佳值, 在室温下开展静态吹脱试验.曝气量为1.5 L/min, 每隔6 h取一次样, 测定氨氮质量浓度.

废水中的氨氮测定方法为纳氏试剂法, 参照《水和废水监测分析方法》(第4版)；废水的pH用酸度计(HACH, PHS-3B, USA)测定, 微藻生物量采用分光光度法测定, 其中近具刺链带藻在690 nm处测定最佳光密度(OD₆₉₀)^[14], 小球藻和葡萄藻在680 nm处测定最佳光密度(OD₆₈₀)^[15-16].当测定藻液光密度时, 采用未接种微藻的养猪废水作为对照, 以扣除养猪废水中悬浮物对藻液光密度的影响.

采用Excel 2013和SPSS 20.0软件进行处理, 各组实验数据的显著性差异分析利用SPSS 20.0软件进行, 显著水平为0.05.

氨氮去除率R采用下式计算：

式中：ρ_t、ρ₀分别为氨氮在t时刻的质量浓度和初始质量浓度.

养猪废水中的氮磷质量浓度很高, 可以为微藻培养提供丰富的氮磷来源.养猪废水中的氮主要以氨氮形式存在.研究表明, 过高的氨氮质量浓度会抑制微藻的生长^[1-2].据报道, 当废水中氨氮质量浓度超过200 mg/L时, 近具刺链带藻(Scenedesmus sp.)的生长会受到抑制；Metzger等^[17]发现, 氨氮质量浓度超过100 mg/L的培养液会显著影响葡萄藻的生长代谢.本文研究发现, 当废水氨氮质量浓度大于250 mg/L时, 供试的3种微藻(小球藻、近具刺链带藻和小球藻)的生长受到抑制, 藻液均为黄色.培养5 d后, 3种微藻生物量均低于接种初期(见图 2).当废水氨氮质量浓度为130~250 mg/L时, 葡萄藻的生长受到明显抑制, 小球藻和近具刺链带藻仍可以存活, 但是它们的生长状况不好；培养5 d后, 葡萄藻生物量低于接种初期, 小球藻和近具刺链带藻生物量略高于接种初期.当废水氨氮质量浓度小于130 mg/L时, 3种微藻均能存活, 且小球藻和近具刺链带藻生长良好, 生物量呈明显的增加趋势, 葡萄藻只能在氨氮质量浓度＜90 mg/L的废水中生长良好, 这与Park等^{[1-2, 17]}的研究结果一致.

图 2

图 2 3种微藻在不同氨氮质量浓度养猪废水中的生长情况 Fig. 2 Growth of three microalgae strains in piggery wastewater with different ammonium mass concentrations

由于供试污水的pH达到8.6, 呈偏碱性, 理论上, 碱性条件有利于氨态氮的挥发.在废水预处理过程中, 主要采用吹脱方式来降低废水的氨氮质量浓度.pH是影响氨吹脱除氮的关键影响因子^[18], 考察了3种pH(8.6、10.0和12.0) 条件下的氨氮的吹脱效果，如图 3所示.图中，t_a为曝气时间.结果表明, 氨氮去除率随吹脱时间的增加而增加, 3种pH条件下的氨氮去除率存在显著性差异(P < 0.01)(见表 2), 且pH越高, 氨氮去除率越高.表 2中，v_a为曝气量.这是因为氨氮在水体中存在以下平衡关系：NH₃+H₂O $\rightleftharpoons $H₄⁺+OH^-, 该平衡受废水pH的影响.当pH升高时, 平衡向左移动, 体系中的游离氨氮增加, 随着吹脱的进行, 铵根离子不断转化成氨气, 从水体中逸散.提高废水的初始pH在一定程度上可以提高氨氮去除率^[19], 但是, 该研究在废水原始pH条件下(pH为8.6) 废水吹脱处理42 h后(即气液比为4 725), 氨氮去除率可以达到71.33%, 即氨氮质量浓度降为125.03 mg/L, 能够很好地满足小球藻和近具刺链带藻生长.提高废水初始pH可以增加氨氮的去除率, 如初始pH为10和12的废水中氨氮去除率高于初始pH为8.5的废水.考虑到pH的提高需要向养猪废水中加入氢氧化钠, 尤其是当废水量较大时, 不仅会显著增加成本, 而且会增加工作的复杂程度.对pH较高的养猪废水进行吹脱预处理, 先考虑不调pH.该结果与其他研究具有可比性, 刘丽^[20]研究初始pH为8.85、10.05和12.00 3种条件下的养猪废水中氨氮的吹脱效果, 发现3种pH条件下的氨氮去除率分别为49.90%、51.69%和53.83%, 表明高pH对该养猪场废水氨氮吹脱的影响不十分明显.

图 3

图 3 初始pH对氨氮吹脱效果的影响 Fig. 3 Effect of initial pH on ammonia nitrogen removal rate

表 2

表 2 不同影响因素下氨氮平均去除率 Table 2 Average of ammonia nitrogen removal rate under different conditions 因素 平均去除率/% pH=8.6 46.67±21.27 pH=10.0 53.68±23.16 pH=12.0 56.88±24.56 va=1.5 L/min 46.67±21.27 va=1.0 L/min 28.79±11.58 va=0.5 L/min 10.97±4.58 ρ0(氨氮)=436 mg/L 46.67±21.27 ρ0(氨氮)=350 mg/L 37.13±14.06 ρ0(氨氮)=217 mg/L 16.45±5.36

表 2 不同影响因素下氨氮平均去除率 Table 2 Average of ammonia nitrogen removal rate under different conditions

根据一级动力学方程ln(ρ_t/ρ₀)=-kt_a(其中k为反应速率常数)的特征, 对氨氮吹脱过程中的ln (ρ_t/ρ₀)和t_a进行拟合, 发现氨氮吹脱过程符合一级动力学方程(见表 3).k随着pH的升高而增加, 即提高pH有利于加快吹脱进程.

表 3

表 3 不同pH条件下的氨氮吹脱动力学方程及相关系数 Table 3 Kinetic equation and coefficient at different pH pH 动力学方程 k/h-1 R2 P 8.6 ln (ρt/ρ0)= -0.029 7ta+0.019 1 0.029 7 0.983 6 ＜0.01 10 ln (ρt/ρ0)= -0.038 2ta+0.041 8 0.038 2 0.993 6 ＜0.01 12.0 ln (ρt/ρ0)= -0.043 7ta+0.068 7 0.043 7 0.990 2 ＜0.01

表 3 不同pH条件下的氨氮吹脱动力学方程及相关系数 Table 3 Kinetic equation and coefficient at different pH

曝气量反映空气对废水的扰动程度, 游离态氨从液相中向气相中逸出时需要克服液膜的表面张力^[21-23], 表面张力越小, 氨分子从液相中的逸出量越大.气相和液相中氨的质量浓度差是游离态氨从液相转移至气相中的推动力, 质量浓度差越大, 氨的逸出量越大；因此曝气量越大, 越有利于氨从液相中吹脱出来.本文的结果证实了这点, 即各处理的氨氮去除率随着曝气量的增加而增加(见图 4), 且不同处理之间的氨氮去除率存在显著性差异(见表 2).当以曝气量为1.5 L/min连续曝气36 h后(气液比为4 050), 氨氮质量浓度降为145.70 mg/L, 能够满足小球藻和近具刺链带藻的生长.曝气量为1.0和0.5 L/min处理在连续曝气42 h后(气液比分别为3 150和1 575), 废水中的氨氮质量浓度分别高达268.69和369.46 mg/L, 不能满足任何一种微藻生长.可见要满足小球藻和近具刺链带藻生长, 曝气量至少为1.5 L/min, 且曝气时间不低于36 h, 即气液比为4 050.以1.5 L/min的曝气量连续曝气42 h(即气液比为4 725) 后, 氨氮质量浓度降为138.80 mg/L, 不能很好地满足葡萄藻生长, 因此须通过增加曝气时间或提高曝气量来满足葡萄藻生长所需的氨氮质量浓度(低于100 mg/L).

图 4

图 4 不同曝气量对氨氮吹脱效果的影响 Fig. 4 Effect of aeration rate on ammonia nitrogen removal rate

分析不同曝气量条件下的氨氮吹脱动力学过程，如表 4所示.可知, 3种曝气量下的氨氮吹脱过程均符合一级动力学方程, 且k随着曝气量的增加而增加, 表明提高曝气量有利于提高氨氮吹脱效果, 该结果与刘丽^[20]的研究一致.

表 4

表 4 不同曝气量条件下氨氮吹脱动力学方程及相关系数 Table 4 Kinetic equation and coefficient at different aeration rate va/ (L·min-1) 动力学方程 k/h-1 R2 P 0.5 ln (ρt/ρ0)= -0.003 7t-0.028 2 0.003 7 0.906 2 ＜0.01 1.0 ln (ρt/ρ0)= -0.011t-0.086 9 0.011 0 0.863 3 ＜0.01 1.5 ln (ρt/ρ0)= -0.029 7t+0.019 1 0.029 7 0.983 6 ＜0.01

表 4 不同曝气量条件下氨氮吹脱动力学方程及相关系数 Table 4 Kinetic equation and coefficient at different aeration rate

在不同的初始氨氮质量浓度条件下, 各处理的氨氮去除率随着曝气时间和初始氨氮质量浓度的增加而增加(见图 5), 且各处理之间的氨氮去除率存在显著性差异(见表 2).当初始氨氮质量浓度为436 mg/L(即未稀释废水)时, 在连续36 h后(即气液比为4 050), 氨氮质量浓度降为145.70 mg/L, 能够满足小球藻和近具刺链带藻的生长.初始氨氮质量浓度为350 mg/L(稀释1.2倍)和217 mg/L(稀释2倍)处理在连续曝气42 h后(即气液比为4 725), 废水中氨氮质量浓度分别为162.30 mg/L和165.73 mg/L, 不能满足任何一种微藻生长.可见, 对废水进行稀释后, 不利于氨氮吹脱处理.为了满足小球藻、近具刺链带藻和葡萄藻生长, 无需对废水进行稀释, 直接对废水连续曝气36 h, 使气液比达到4 050即可消除氨氮对微藻生长的抑制作用.

图 5

图 5 初始氨氮质量浓度对氨氮吹脱效果的影响 Fig. 5 Effect of initial ammonia nitrogen mass concentration on removal rate ammonia nitrogen

分析不同初始氨氮质量浓度下的氨氮吹脱动力学过程(见表 5)可知, 3种初始氨氮质量浓度条件下的氨氮吹脱过程均符合一级动力学方程, 且k随着初始氨氮质量浓度的增加而增加, 表明废水氨氮质量浓度越高, 越有利于吹脱反应的进行, 这与刘丽等^{[20, 24]}的研究结果一致.

表 5

表 5 不同初始氨氮质量浓度条件下氨氮吹脱动力学方程及相关系数 Table 5 Kinetic equation and coefficient at different initial ammonium mass concentrations ρ0/(氨氮) /(mg·L-1) 动力学方程 k/h-1 R2 P 217 ln (ρt/ρ0)= -0.006 7t-0.021 8 0.006 7 0.955 5 ＜0.01 350 ln( ρt/ρ0)= -0.020 5t-0.003 2 0.020 5 0.969 5 ＜0.01 436 ln (ρt/ρ0)= -0.029 7t+0.019 1 0.029 7 0.983 6 ＜0.01

表 5 不同初始氨氮质量浓度条件下氨氮吹脱动力学方程及相关系数 Table 5 Kinetic equation and coefficient at different initial ammonium mass concentrations

养猪废水氨氮吹脱处理成本(不计人工费及折旧费)主要为吹脱时使用空气泵产生的电耗.电费按0.7元/(kW·h)计.满足不同微藻生长的养猪废水吹脱预处理成本见表 6.可知, 满足小球藻1068和近具刺链带藻CHX1生长的养猪废水吹脱预处理成本为22.41元/t, 要满足葡萄藻生长所需的预处理费用需26.15元/t以上.

表 6

表 6 满足不同微藻生长养猪废水吹脱预处理成本分析 Table 6 Estimated operational cost 藻种 吹脱条件 处理成本/ (元·t-1) 近具刺链 带藻CHX1 va=1.5 L/min, ta=36 h 22.41 小球藻1 068 va=1.5 L/min, ta=36 h 22.41 葡萄藻765 va＞1.5 L/min, ta=42 h或 va=1.5 L/min, ta＞42 h ＞26.15

表 6 满足不同微藻生长养猪废水吹脱预处理成本分析 Table 6 Estimated operational cost

(1) 小球藻1068和近具刺链带藻CHX1在氨氮质量浓度≤130 mg/L的养猪废水中生长良好, 葡萄藻765仅在氨氮质量浓度为90 mg/L的废水中生长良好.

(2) 增加曝气量、提高废水初始pH和氨氮质量浓度在一定程度上可以提高氨氮去除率.

(3) 氨氮吹脱过程均符合一级动力学方程, 反应速率常数为0.003 7~0.043 7.

(4) 满足小球藻1068和近具刺链带藻CHX1生长的养猪废水吹脱预处理工艺参数如下：曝气量为1.5 L/min、曝气时间为36 h, 即气液比为4 050.满足葡萄藻765长的养猪废水吹脱预处理工艺参数如下：曝气量＞1.5 L/min、曝气时间42 h, 或曝气量为1.5 L/min、曝气时间＞42 h, 即气液比大于4 725.