SBBR-小球藻-铜钱草组合工艺净化沼液实验研究

张正红， 何文辉， 向天勇， 单胜道

(1.嘉兴职业技术学院， 浙江 嘉兴 314036； 2.浙江科技学院， 浙江 杭州 310023)

沼液成分复杂，氨氮含量高，是难生物降解的高浓度有机废水，沼液的处理是沼气工程需要重点解决的问题，单靠一种工艺难以取得理想的效果[1]。SBBR(序批式生物膜反应器)兼具SBR和生物接触氧化工艺的优点，填料的存在为微生物创造了稳定的生存环境，生物种类丰富而稳定，交替出现的好氧、缺氧状态可有效地实现COD，N，P的同步去除，该工艺处理效率高、耐冲击负荷能力高、抑制污泥膨胀、剩余污泥量少，目前，在工业废水、生活污水、难降解有机废水等处理方面进行了一定的实验研究[2-7]。

小球藻等微藻细胞能利用沼液中的氮源、碳源、磷源进行光能自养生长，合成氨基酸、蛋白质和磷脂等有机物，也能利用一些有机碳源进行异养和兼养生长[8-10]。然而，高浓度污染物会使微藻细胞受到毒害，生长受到抑制[11]，沼液的浊度过高，不利于光照，会影响微藻的生长。因此，沼液原液不适于培养微藻，需要对沼液进行稀释或前处理[12-15]。

铜钱草属伞形花科植物，为多年生挺水或湿生草本植物，其地下走茎极为发达，节间长出根和叶，生性强健，繁殖迅速，生长最适pH值为5～8，适温为20℃～25℃，喜生于湿润的河岸、沼泽、草地中，能对水体中的污染物进行吸附、吸收、分解、转化，净化效果好、经济效益高、能耗低、简单易行，受到人们的普遍重视[16-18]。

本研究拟通过SBBR去除沼液中COD、氮、磷等污染物，使沼液中污染物浓度大幅降低，然后通过培养小球藻对SBBR出水进行二次净化，去除COD、氮、磷的同时收获小球藻，最后在放养滤食性底栖动物泥鳅的铜钱草水培系统中对小球藻培养系统出水进一步净化，并通过泥鳅的滤食作用去除小球藻，为沼液净化和资源化利用提供参考。

1 实验材料与方法

1.1 实验材料

实验用沼液取自嘉兴市某养猪场沼气工程厌氧发酵后出水，溶液浑浊，外观呈黑褐色，其各项成分见表1。SBBR接种污泥取自嘉兴市联合污水处理厂二沉池活性污泥；实验培养用小球藻购自上海光语生物科技有限公司，将小球藻接种到消毒后的10%稀释沼液中进行培养驯化，获得藻种；泥鳅购自嘉兴市某泥鳅养殖场；铜钱草取自嘉兴职业技术学院园艺生产基地。

表1 沼液的各项成分

1.2 实验装置

SBBR实验装置由亚克力板制成，规格为400 mm × 300 mm × 600 mm，有效容积为60 L，选用弹性填料，装填体积为30%，采用膜片微孔曝气器，通过PLC控制空气泵的运行，实现间歇式运行。

小球藻培养装置为小型微藻跑道池培养器，由塑料板制成，水槽尺寸为800 mm × 500 mm × 400 mm，有效水深300 mm，配备LED光源，塑料叶轮搅拌。

铜钱草水培装置为长方形玻璃钢水槽，规格为1000 mm × 400 mm × 400 mm，均分成两个单元格，每个单元格中放入聚乙烯泡沫板生态浮床，单元格之间由不锈钢穿孔板隔开，可分别培养铜钱草，配备水回流装置。

1.3 工艺路线与运行

针对沼液有机质浓度高，氮、磷含量高等特点，本研究采用SBBR法-小球藻-铜钱草组合沼液处理工艺，工艺流程如图 1 所示。

图1 沼液处理工艺流程图

1.3.1 SBBR系统启动运行

1.3.2 小球藻培养系统启动运行

1.3.3 铜钱草水培系统启动运行

1.4 分析测试方法

2 结果与讨论

2.1 SBBR运行效果及影响

在SBBR工艺中，生物膜是发挥净化作用的主体，微生物种类丰富，结构复杂，稳定性好，适合培养世代周期较长的反硝化细菌，可实现多通道脱氮，同时，为了强化除磷效果，本研究反应器内也保持一定浓度的悬浮污泥，加上间歇曝气的运行方式，为去除COD、脱氮除磷提供了条件。

2.1.1 SBBR对沼液中COD去除效果

在SBBR启动初期，进水为25%稀释沼液，接种污泥浓度较高(MLSS=2500 mg·L-1)，从图2可知，微生物对新的生长环境适应能力较强，通过微生物的吸附和降解作用，闷曝阶段COD去除率明显增长，从第1天11.59%增加到第3天42.32%。随着进水沼液浓度的不断增加和曝气方式改变为间歇曝气，COD去除率总体呈现逐渐提高的趋势，反应器内微生物数量逐渐增加，微生物存在形式分为生物膜和活性污泥。间歇运行方式使生物膜内外层微生物几乎能达到最大的生长速率和最佳的活性状态，微生物对进水底物具有较强的快速吸附及吸收作用，从而提高了系统对水质水量变化的适应能力[19]。第12天去除率达到71.92%，16天以后进水为100%沼液，进水COD浓度为1761～2055 mg·L-1，COD去除率持续提高，30天时COD去除率达到了85.02%，污泥沉降性能好，系统启动完成。30天后，随进水COD浓度变化，SBBR出水COD在230～315 mg·L-1之间波动，但去除率一直稳定在84.25%～86.94%。

图2 SBBR对沼液中COD的去除效果

SBBR系统不但可通过间歇操作为微生物创造好氧、缺氧、厌氧环境有效地进行硝化和反硝化，在好氧曝气阶段，填料表面的生物膜从外部到内部形成了好氧、缺氧和厌氧的微环境，为硝化和反硝化反应的同时发生提供了条件，可实现同步硝化反硝化(SND)[20]。研究表明，当反应器中溶解氧浓度在较大的范围内(0.8～4.0 mg·L-1)能有效地实现同步硝化和反硝化[21]。在一个反应周期中，生物膜对溶解氧需求的分配是不同的，曝气初期溶解氧主要用于异氧菌对COD的降解，其后用于氨氮转化，在反应初期保持一种较大的曝气量，提高反应器溶解氧浓度，促进COD 快速降解，随后保持一种小曝气量使反应器中溶解氧维持较低的浓度，能促进亚硝酸盐积累及优化供氧效率，可以将硝化过程控制在亚硝化阶段并直接进行反硝化，从而有效地实现亚硝酸盐累积的短程硝化[22-24]。为此，本研究间歇曝气3个阶段反应器中溶解氧量分别控制在3.5 mg·L-1，1.5 mg·L-1，1.5 mg·L-1。

图3 SBBR对沼液中的去除效果

2.1.3 SBBR对沼液中TN去除效果

图4 SBBR对沼液中TN的去除效果

2.1.4 SBBR对沼液中TP去除效果

随着SBBR反应器厌氧好氧交替运行，聚磷菌不断重复着厌氧放磷、好氧吸磷的过程，通过脱落的生物膜和反应器中存在的活性污泥定期排出，不断地去除水中的磷。从图5可见，闷曝阶段TP的去除率保持较快的增长，第1天为16.67%，第3天即上升至38.46%，这可能是因为该阶段微生物处于快速增长期，进水TP浓度相对较低，一部分磷元素被同化为微生物细胞组织。随着生物相不断丰富，聚磷菌逐渐增殖，此后TP去除率保持继续递增的趋势，第12天达到了64.88%，出水TP浓度为5.9 mg·L-1。当进水为100%沼液时，TP的去除率出现了轻微的下降后又很快恢复增长趋势。经过30天的运行，TP的去除率达到72.94%，出水TP浓度为9.2 mg·L-1。系统进入稳定运行后，TP去除率保持在71.15%～73.12%之间，出水TP浓度为7.7～10.2 mg·L-1。

图5 SBBR对沼液中TP的去除效果

为了实现反硝化细菌、聚磷菌等微生物的富集，反应器启动前30天没有正常排泥，第30天开始正常排泥，排泥后保持SBBR反应器内活性污泥浓度为1000 mg·L-1左右，运行结果表明TP的去除率不会受到影响，除磷效果良好。

2.1.5 SBBR对沼液中SS去除效果

SBBR反应器对沼液中SS去除效果明显，在SBBR反应器中，部分SS会被生物膜和污泥吸附截留，部分有机质微粒会被微生物分解，还有一部分SS经沉淀后随污泥一起排放而去除。在SBBR沉淀阶段可以观察到污泥颗粒沉降性能良好，SV30基本保持在20%左右，沉淀效率高，经过1.5 h沉淀后，反应池上部清液浊度大大降低，呈清澈的棕色，透光性明显改善。实验过程中每3天检测一次反应器进水和出水中SS浓度，进水SS浓度为1485～1829 mg·L-1，平均浓度为1662 mg·L-1，出水SS浓度为在76～102 mg·L-1，平均浓度为87 mg·L-1，平均去除率为94.77%。

2.2 小球藻培养系统运行效果及影响

沼液经过SBBR处理以后，能降低浊度和污染物浓度，颜色由深黑褐色变成清澈的棕色，透光性增强，浊度降低。为了匹配SBBR反应器的处理量，以半连续培养方式进行沼液中小球藻接种培养，定期排放一定比例的含小球藻细胞的沼液，同时添加补充相同体积SBBR处理后沼液。系统启动后，进水污染物浓度为每天加入新鲜沼液搅拌后混合液的测定结果，出水污染物浓度为每天混匀后排出的含藻水的测定结果。

2.2.1 小球藻培养系统中小球藻生长情况

实验过程中可以观察到，小球藻在沼液中停滞期不到1天，能够很快地适应沼液环境，表现出良好的生长态势，跑道池中的藻体颜色逐渐转为深绿色，用分光光度计在680 nm处测得的吸光值变化可反映小球藻在沼液中的生长情况。小球藻接种后初始浓度(OD680)为0.25，从图6可以看出，经过10天培养后，小球藻最高浓度(OD680)达到1.98，由于培养系统前6天沼液只进不出，新鲜沼液和藻种的进入会影响到小球藻的浓度和增殖，导致系统中部分小球藻停滞期和对数期有一定的交叉，影响到了小球藻的增长速度，最快增长速度在第7，8两天，随着系统进出水平衡以后，小球藻的浓度(OD680)基本能保持在2左右，较高浓度的小球藻有利于去除沼液中各种污染物。

图6 小球藻在沼液中的生长情况

2.2.2 小球藻培养系统对沼液中COD去除效果

小球藻细胞除了可在自养条件下利用光能和二氧化碳进行正常的生长外，还可以在无光条件下利用糖或其它有机化合物作为能源和碳源进行异养生长，葡萄糖、半乳糖、醋酸盐、乙醇、乙醛、果糖、甘油、丙酮酸等可支持小球藻的生长。并且，在混合营养条件下的生长速率比在自养条件下高，通过混合营养方式成功地生产微藻生物质，能够减少暗呼吸作用引起的生物质损失和在其生长过程中的有机质消耗量。

从图7可见，尽管小球藻在接种后的1天内处于适应期，但是COD浓度仍然有一定的下降，去除率达到15.38%，第2天COD浓度继续下降，由290 mg·L-1下降到210 mg·L-1，去除率达到到27.75%，说明在培养系统中可能有异养菌存在，能吸收或降解部分有机物，同时，沼液经过SBBR系统处理后有一部分有机物可能转化为小球藻异养生长的营养物质，通过小球藻的异养生长得以去除。在小球藻培养系统中，沼液中COD的去除率不断提高，到第6天时，COD浓度由237 mg·L-1下降到97 mg·L-1，去除率为59.13%，第10天时去除率达到62.80%，第17天后系统进入稳定运行阶段，尽管进水COD浓度有一定的波动，但出水COD浓度为79～99 mg·L-1，去除率大于65.38%。

图7 小球藻培养系统对沼液中COD的去除效果

图8 小球藻培养系统对沼液中的去除效果

2.2.4 小球藻培养系统对沼液中TN去除效果

小球藻细胞对氮源没有特殊要求，但在自养培养条件下，以硝酸盐为唯一氮源时，会引起小球藻细胞生长缓慢、细胞黄化等现象[25]。从图9可见，接种小球藻以后，沼液中TN去除率快速增长，系统很快就进入到了稳定运行状态，说明沼液中的混合氮源有利于小球藻生长。前6天去除率几乎呈线性增长，第1天去除率为24.61%，第6天去除率即达到76.33%，第7天去除率增速虽有所放缓，但是出水中TN浓度已降至25.3 mg·L-1，去除率达到81.58%，接近最佳状态。此后，去除率稳定在77.88%～82.65%之间，系统出水TN浓度处于25.3～28.5 mg·L-1。

图9 小球藻培养系统对沼液中TN的去除效果

2.2.5 小球藻培养系统对沼液中TP去除效果

磷对小球藻细胞的代谢过程有重要的作用，沼液中TP浓度对小球藻的生长有直接影响，也会影响到小球藻对TP的吸收作用。磷的清除作用包括小球藻吸收和沉淀两部分，一是被小球藻吸收用于细胞中重要组成部分如隣脂、核酸等的，二是在碱性条件下(pH值>8)藻类会产生吸附作用而使磷酸盐沉淀[26]。从图10可见，由于小球藻接种浓度较高，加上藻种是在稀释沼液中培养获得，适应性强，第1天小球藻对沼液中TP的去除率就达到了30.43%，随着培养时间延长，沼液中TP去除率持续增长，第6天TP去除率达到70.59%。第7天开始正常排水后，TP去除率稍有波动，第10天恢复增长态势，到第15天以后系统TP去除率基本保持80%左右，进水TP浓度波动基本不影响出水TP浓度，TP浓度在1.8 mg·L-1以下，出水质量稳定。

图10 小球藻培养系统对沼液中污TP染物的去除效果

2.3 铜钱草水培系统运行效果及影响

和沼液原液相比，培养小球藻后的沼液中污染物浓度有了大幅度降低，经过铜钱草进一步净化处理，可达标排放。但是，小球藻生物量相对较低，分离和采收困难，为此，本研究将含有小球藻的沼液直接加入铜钱草水培系统中，铜钱草水培系统中放养有滤食性底栖动物泥鳅，每个单元格中放养150 g泥鳅，在铜钱草净化沼液的同时，借助泥鳅的滤食作用、铜钱草地下走茎的滤过和吸附以及沉淀等方式利用和去除小球藻，实现了小球藻资源化利用。

实验过程中铜钱草对水质适应性强，生长旺盛，叶片颜色油绿，泥鳅大量摄食水中的小球藻、悬浮物及游离细菌等，而泥鳅的排泄物既能被铜钱草作为肥料吸收利用，又能够促进水中悬浮物和小球藻等的絮凝沉淀，出水清澈，小球藻的浓度(OD680)接近空白值。由于小球藻培养系统第7天才开始排水，因此，铜钱草水培系统从第7天才开始运行。

2.3.1 铜钱草水培系统对沼液中COD去除效果

铜钱草水培系统中生物相丰富，既有水生植物，又有水生动物，还有小球藻和各种微生物，可通过多种途径去除COD。从图11可见，铜钱草对沼液中COD的去除效果较为明显，通过铜钱草的吸附、吸收和根系微生物等作用，COD去除率保持递增趋势，第12天COD浓度下降到了65.70 mg·L-1，去除率达到41.86%，第13天开始排水时COD去除率略有降低，但排水COD浓度还是基本稳定。此后，随着进水COD浓度的变化，出水COD浓度相应地有所变化，但去除率保持缓慢增长。实验发现，泥鳅的存在并没有导致COD的去除效果产生明显波动。第24天以后，出水COD浓度保持在40.04～45.66 mg·L-1之间，水质稳定，去除率保持在50.18%～54.37 %，铜钱草对沼液中COD的去除作用进入稳定阶段。

图11 铜钱草水培系统对沼液中COD去除效果

图12 铜钱草水培系统对沼液中去除效果

2.3.3 铜钱草水培系统对沼液中TN去除效果

图13 铜钱草水培系统对沼液中TN去除效果

2.3.4 铜钱草水培系统对沼液中TP去除效果

在铜钱草水培系统中，铜钱草地下走茎的吸收同化作用是去除磷的主要途径，少部分通过根系微生物的固定以及水体中的物理化学沉淀过程去除。经过前面的处理单元后进水中TP浓度已降至较低，会影响铜钱草对磷的净化效果。由图14可见，铜钱草对TP的净化效果比较明显，系统启动时，进水中TP浓度相对较高，去除率在第12天已到达42.86%，出水浓度降至0.93 mg·L-1，此后进水TP浓度一直保持在1.73 mg·L-1以下，出水TP浓度在0.9 mg·L-1以下，去除率稳定在46.42%～49.06%之间。由于沼液回流过程增加了系统中的溶解氧含量，可能会影响铜钱草对磷的吸收和微生物对磷的固定作用，因此，尽管进水TP浓度较低，但系统对TP去除率没有显著的提高。

图14 铜钱草水培系统对沼液中TP去除效果

2.4 组合工艺运行效果

组合工艺启动30天后，系统运行稳定，各处理单元对污染物的去除效果如表2所示。

表2 组合工艺各处理单元对污染物去除效果(mg·L-1)

从表2可知，本组合工艺能够有效地去除沼液中的污染物，去除效率高。大部分污染物在SBBR反应器中得以去除，小球藻和铜钱草也能有效地去除不同浓度沼液中各种污染物。

由于铜钱草水培系统滞后6天进水，所以从第7天开始评价整个系统运行效果。组合工艺启动及运行过程中各污染物的去除情况如图15所示。

图15 组合工艺对不同污染物的平均去除率

3 结论

参考文献：

[1] 陈玉成，杨志敏，陈庆华，等．大中型沼气工程厌氧发酵液的后处置技术[J]．中国沼气，2009，28 (1): 14-20.

[2] S Venkata Mohan, N Chandrasekhara Rao. Sarma P N. Low-biodegradable composite chemical wastewater treatment by biofilm configured sequencing batch reactor [J]. Journal of Hazardous Materials, 2007(144): 108-117.

[3] Artur Mielcarek, Joanna Rodziewicz, Wojciech Janczukowicz, et al. Effect of the C∶N∶P ratio on the denitrifying dephosphatation in a sequencing batch biofilm reactor (SBBR) [J]．Journal of environmental sciences, 2015, 38: 119-125.

[4] 万金保，章洪涛，万 莉，等．序批式膜生物反应器处理猪场沼液中氮的影响因素研究[J]．环境污染与防治，2014,36(10): 43-46.

[5] 徐峥勇, 杨朝晖, 曾光明,等．序批式生物膜反应器(SBBR)处理高氨氮渗滤液的脱氮机理研究[J]．环境科学学报, 2006, 26(1): 55-60.

[6] Arnold E, Böhm B, Wilderer P A. Application of activated sludge and biofilm sequencing batch reactor technology to treat reject water from sludge dewatering systems: a comparison [J]. Water Science and Technology, 2000, 41(1): 115-122.

[7] 王 刚，海热提，王晓慧，等．UASB/SBBR处理禽畜养殖废水的启动和稳定运行[J]．中国给水排水，2014, 09(21): 21-26.

[8] 韩振莲，曾淑娟，师晓爽，等．沼液培养对小球藻的生长与生化组分的影响[J]．山东化工，2016, 45: 18-25.

[9] 杨素玲，孟佑婷，刘桂君，等．小球藻自养、异养和混养特性的研究[J]．安徽农业科学， 2013，41(18): 7748-7749, 7863.

[10] 李 岩，周文广，张晓东，等．微藻培养技术处理猪粪厌氧发酵废水效果[J]．农业工程学报，2011, 27(13): 101-104.

[11] Szogi A, Vanottm B. Removal of Phosphorus from Livestock Effluents[J].Journal of Environmental Quality, 2009, 38(2): 576-586.

[12] Ji M K, Kim H C, Sapireddy V R, et al. Simultaneous nutrient removal and lipid production from pretreated piggery wastewater by Chlorella vulgaris YSW-04P[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013, 97(6): 2701-2710.

[13] 巫小丹，刘 伟，阮榕生，等．不同预处理方法对沼液养殖微藻的影响[J]．环境污染与防治，2014, 36(1): 9-12, 18.

[14] 赵凤敏，梅 帅，曹有福，等．基于沼液的培养基及产油小球藻藻种选育[J]．环境科学，2014, 35(6): 2300-2304.

[15] 李博，颜 诚，王 东，等．小球藻(Chlorella vulgaris)净化沼液和提纯沼气[J]．环境工程学报，2013, 7(6): 2396-2400.

[16] 方焰星，何池全，梁 霞，等．水生植物对污染水体氮磷的净化效果研究[J]．水生态学杂志，2010, 3(6): 36-40.

[17] 陈友媛，崔 香，董 滨，等．3 种水培观赏植物净化模拟污水的试验研究[J]．水土保持学报，2011, 22(2): 253-257.

[18] 周遗品，刘 雯，雷泽湘，等．铜钱草对城市生活污水的净化效果[J]．仲恺农业工程学院学报，2011, 24(2): 9-12.

[19] Wilderer P A, Irvine R L, Goronszy M C. Sequencing batch reactor technology[M]. London: IWA Publicating, 2001.

[20] Michael Rodgers, Guangxue Wu, et al. Nitrogen and phosphorus removal from domestic strength synthetic wastewater using an alternating pumped flow sequencing batch biofilm reactor[J]. Journal of Environmental Quality, 2008, 37:977-982

[21] 李 军, 彭永臻, 顾国维, 等. SBBR同步硝化反硝化处理生活污水的影响因素[J]. 环境科学学报, 2006, 26(5): 728-733.

[22] 丁文川，吴 丹，曾晓岚，等．不同曝气量对SBBR短程硝化微生物特性及氮转化的影响[J]．环境科学学报，2012, 32(9): 2112-2118.

[23] 张可方，凌忠勇，荣宏伟，等．SBBR中DO对亚硝酸型同步硝化反硝化的影响[J]．广州大学学报(自然科学版)，2008, 7(6): 54-58.

[24] 张立秋，韦朝海，张可方，等．常温下SBBR反应器中亚硝酸型同步硝化反硝化的实现[J]．环境工程，2009, 27(1): 40-43;65.

[25] 张大兵，吴庆余. 小球藻细胞的异养转化[J]. 植物生理学通讯，1996,32(2): 140-144.

[26] Li Y C, Chen Y F, Chen P, et al. Characterization of a microalga Chlorella sp well adapted to highly concentrated municipal wastewater for nutrient removal and biodiesel production [J].Bioresource Technology, 2011, 102(8): 5138-44.

[27] 沙昊雷，寿佳晨，蔡鲁祥，等．三种水生植物对黑臭河水的净化效果研究[J]．四川环境，2016, 35(4): 17-21.