借助城市污水養(yǎng)殖微藻，制備生物柴油，緩解水體污染與能源枯竭等問題，目前已經成為各國的研究焦點[1。藻類能為好氧異養(yǎng)微生物提供氧，而好氧微生物能夠氧化分解污水中有機污染物，生成無機氮、磷化合物、二氧化碳等，為藻類補給營養(yǎng)物與碳源，從而循環(huán)構成藻菌共生關系。根據報道，藻菌共生系統(tǒng)可有效地去除有機污染物，又可以有效培養(yǎng)微藻。

　　生物轉盤是一種生物膜法污水處理技術。近年，國內對該技術進行了深入研究，該體系已逐步完善。生物轉盤盤面作為微生物生長表面，可以實現(xiàn)氧氣在空氣、水與生物膜中接觸轉移。目前，活動式填料已經逐步替代傳統(tǒng)盤面以增大轉盤表面積。藻生物轉盤是結合生物接觸轉盤和藻菌共生系統(tǒng)優(yōu)點的新型污水處理工藝。據報道，美國曾開發(fā)一種藻生物轉盤Bacpac，中腔填充懸浮填料，利用細菌進行常規(guī)處理，氧化分解污水中有機污染物，為藻類補給營養(yǎng)物;藻類吸附于外部幅板，釋放氧氣維持細菌代謝。但該技術負荷小，僅適用于微污染環(huán)境或個人家庭。目前，將藻生物轉盤用于實際城市污水處理的研究報道較少，故開展相關研究具有重要的現(xiàn)實意義。

　　本實驗嘗試研制一種基于藻菌生物系統(tǒng)的生物接觸轉盤反應器，探究該反應體系的最佳運行條件及接種藻后反應器的處理效能，以降低城市污水中的有機物以及氮磷含量，同時回收藻內油脂作為生物柴油原料，實現(xiàn)資源再生。

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置

　　本實驗選用自行設計裝置(新型三級藻菌生物接觸轉盤反應器)，流程裝置見圖1，主要由一沉池、一級、二級轉盤等15個部分構成。選取耐高溫有機玻璃材質，呈長方體，焊接鐵架支撐，底部閥門用于反應器的清洗與放空。內部填料、外部幅板構成生物轉盤的主體，其內部是鐵絲網包圍而成的柱狀空腔，腔體被布滿圓孔的矩形有機玻璃板平分為5個區(qū)域，填料均勻布設在每個小腔室內，設置幅板與水平方向成60°角。該轉盤選用氣體驅動，電磁式空氣壓縮機提供驅動力，氣棒用橡膠吸盤固定于各級反應池底部的后端位置，控制轉盤轉速。鑒于天氣變化，為滿足微藻的生長需要，選用品牌三防燈為強化光源，燈管均分、平鋪于裝置底部，水平間隔245 mm，全天持續(xù)照射。中空纖維膜組件鑲嵌于三級反應裝置中，以進一步保持反應器內藻生物量，避免隨出水流出。裝置主要參數如表1所示。

　　圖1 實驗裝置流程圖

　　1.2 實驗運行

　　隨著反應的進行，反應器內接種的微藻，掛膜于填料中的污泥內的細菌，構成藻菌共生系統(tǒng)。城市污水從污水井由泵抽取至總容積1 m3貯水桶內(塑料材質)，經取水泵由一沉池上部管路進入池內進行初次沉淀。該池水從雙邊三角堰出水，流入一級轉盤的前端。經出氣棒驅動后的三級轉盤組，其中幅板在上升氣泡的作用下，帶動轉盤轉動，促使體系中藻液與微生物的接觸更為充分，混合液混合效果良好。轉盤組出水經膜組件攔截篩分，進行藻水分離后，排入市政管網，蠕動泵抽吸膜組件出水。

　　1.3 實驗材料

　　實驗選用中國科學院武漢水生生物研究所藻種庫中的二形柵藻(編號959)。取樣的生活污水來自深圳西麗大學城，經測試為中低濃度有機污水，其中布設取樣點是原污水、一沉池出水、一級和二級轉盤出水、膜前、膜后的出水。因反應器中投加微藻會對一級、二級轉盤出水與膜前出水引起一定的檢測誤差，所以水樣先經3 000 r·min−1的離心機離心10 min后，對上清液進行分組檢測。實驗進水的主要水質指標見表2。

　　表2 進水離心后水質平均值

　　1.4 實驗方法

　　1.4.1 填料掛膜方法

　　將準備接種的活性污泥混合液靜置后，取上清液(含有多種所需的游離菌種)作為掛膜菌種。將接種活性污泥的上清液引入反應器中，投加污水的體積比為1:1，此時填料上幾乎無膜。3周后，開始連續(xù)進水，并逐步提高進水量，逐漸形成黃色透明的生物膜，出水水質也較為穩(wěn)定。經2周后，掛膜完成，整體顏色，由奶黃色轉為土黃色，最后變?yōu)樽睾稚��?/P>

　　1.4.2 微藻的擴大培養(yǎng)

　　因反應器中所需微藻量較大，所以在使用時應對微藻進行擴大培養(yǎng)。在0.5 L和1 L的錐形瓶中，選用培養(yǎng)基對其進行擴大培養(yǎng)，借助砂石曝氣頭充氣，封口后平放并置于恒溫培養(yǎng)室。當微藻數達到一定濃度后，將其遷出，放置于室外的玻璃箱中再次進行培養(yǎng)，采用曝氣條進行曝氣。玻璃箱進行加蓋處理，確保藻液不被外部環(huán)境侵染。

　　1.5 分析方法

　　1.5.1 污水常規(guī)指標檢測

　　選用檢測方法及標準見表3。

　　表3 常指標檢測方法及標準

　　1.5.2 微藻細胞數量的測定

　　采用血球計數板計數法，每組計數3次，取平均值。

　　1.5.3 微藻細胞干重的測定

　　藻細胞的干重用重量法測定，稱取50 mL藻液置于離心管，離心速度3 000 r·min−1，離心10 min，用去離子水將所得藻細胞進行二次懸浮離心，再次棄去上清液。再置于105 ℃烘箱中烘干至恒重，用分析天平[18]稱量。

　　2 結果與討論

　　2.1 反應器運行條件及有機負荷優(yōu)化

　　每天上午9點測量反應器的運行參數，取平均值。溫度24.9 ℃、自然光照強度16 663 lx、燈管3支，光強5 500~12 000 lx、轉盤進氣壓0.011 5 MPa、一級轉盤轉速1.32 r·min−1、二級轉盤轉速1.73 r·min−1。在此環(huán)境下，考察進水流量40、60和80 L·h−1，對應有機負荷(以COD計)為1.75、2.71、3.63 kg·(m3·d)−1時，反應器中一沉池、一級轉盤、二級轉盤和三級反應池對各污染物的去除效能。

　　不同進水流量下， COD的去除情況如圖2所示。

　　圖2 不同水力負荷下COD的去除

　　由圖2可知，在有機負荷(以COD計)為1.75、2.71、3.63 kg·(m3·d)−1時，反應器對COD的去除率分別為75%、77%、70%，出水COD的濃度分別為53、48、68 mg·L−1。結果顯示，有機負荷(以COD計)增加至3.63 kg·(m3·d)−1， COD的去除率有所下降，導致這一現(xiàn)象的原因，據推測可能是由于生物膜量隨有機負荷的增加而增加，并且導致了生物膜脫落周期縮短，從而出水中混入脫落的生物膜，進而影響出水的水質。

　　不同有機負荷下，SS去除情況見圖3，SS的平均去除率分別為88%、87%、83%，對應的出水SS濃度為22、21和25 mg·L−1，均略高于達標排放值。這表明水力負荷過高時，污水與反應器接觸時間減少，處理效果降低，反應器處理能力在一定程度上受到抑制。

　　圖3 不同水力負荷下SS的去除

　　不同有機負荷下，反應器對NH4+-N和TN、TP的去除情況如圖4～圖6所示。NH4+-N的平均去除率分別為78%、80%、70%，TN的平均去除率分別為34%、39%、32%，出水TN濃度均略高于達標排放值;TP的去除率分別為37%、43%、34%，出水TP濃度同樣低于標準。由此可以看出，在不投加微藻的情況下，僅通過改變反應器的有機負荷，很難改善TN、TP去除不佳的情況。而根據進水水質相應調控反應器內微藻含量，則可以有效地利用進水中的TN、TP，最終可使出水中TN、TP符合排放標準。綜合各項指標的處理效果，當有機負荷(以COD計)為2.71 kg·(m3·d)−1，進水流量60 L·h−1時，本反應器可達到最優(yōu)運行狀態(tài)。具體聯(lián)系污水寶或參見http://szhmdq.com更多相關技術文檔。

　　圖4 不同水力負荷下NH4+-N的去除

　　圖5 不同水力負荷下TN的去除

　　圖6 不同水力負荷下TP的去除

　　2.2 反應器中微藻的生長

　　按既定實驗，微藻后期擴大培養(yǎng)應在室外的玻璃箱進行。實驗開展后發(fā)現(xiàn)，經封閉的玻璃箱仍受外界環(huán)境污染，誘發(fā)藻類產生團聚現(xiàn)象。細胞濃度峰值達到1.00×107 cell·mL−1，選定此濃度作為本實驗藻的飽和細胞濃度。5次共投加的總藻液折算為飽和濃度后為30.5 L，體積占反應器總體積的9.4%。假設反應器內的藻液實現(xiàn)完全混合分布，則理論初始藻細胞濃度應為9.4×105 cell·mL−1，在藻濃度最大的一級反應池中，實際藻濃度與理論值相差甚遠，可能是由于部分微藻被污泥所包裹或吸附在反應池壁引起的。反應器內的藻細胞濃度隨時間變化情況如圖7所示，30 d后3個反應池內藻細胞濃度分別為1.50×106、1.75×106和2.10×106 cell·mL−1，表明外加光源對微藻生長有一定的促進作用，但仍未達到相同條件下室外玻璃箱培養(yǎng)的飽和濃度，可能是因為光強不足。

　　圖7 反應器中藻的細胞濃度

　　2.3 投加藻后反應器的處理效能

　　投加微藻后，COD的去除情況如圖8所示，COD的膜前和膜后平均去除率分別為62%和79%，對應的膜前和膜后出水中COD值分別為41 mg·L−1和20 mg·L−1。產生差異的原因是部分藻細胞在離心時破裂，溶解后釋放出部分COD值，而膜后出水中并不含藻細胞，膜對污水中小顆粒物截留作用使膜后出水中的COD降低。

　　圖8 反應器對COD的去除

　　投加微藻后，反應器對SS的膜前和膜后平均去除率分別為61%~75%和88%~96%,膜前出水SS濃度平均值為15 mg·L−1，膜后出水SS濃度小于4 mg·L−1，如圖9所示。這一差異是由于膜的分離和截留作用所導致的。SS的去除率較低是因為實驗用水經離心后SS值較低，平均值僅為46 mg·L−1。

　　圖9 反應器對SS的去除

　　NH4+-N的膜前和膜后平均去除率分別為87%和88%，如圖10所示。由于離心時除去了大部分影響NH4+-N值的大顆粒有機物，因此膜前和膜后去除率都較為穩(wěn)定。膜后去除率比膜前去除率高時，由于微藻對氮的吸收作用，經過膜對藻體的截留作用，膜后出水中不含微藻，故NH4+-N的去除率提高。

　　圖10 反應器對NH4+-N的去除

　　TN的膜前和膜后去除率如圖11所示。微藻會吸收污水中的氮用于生長，從而對TN的去除起促進作用，但從實驗數據來看，這種效果不夠明顯，投加微藻后TN的去除率變化有限�？赡苁且驗榈蜐舛任⒃蹇晌�收氮量有限，或是離心時藻細胞破裂導致吸收的氮又釋放到了水中。

　　圖11 反應器對TN的去除

　　TP的膜前和膜后去除率如圖12所示。TP的去除率較低可能是因為反應器內無明顯厭氧區(qū)且運行期間不排泥所致。理論上投加微藻后，TP的去除率應得到提高，但從實驗數據來看并無明顯效果，同TN的去除相似，這可能是因為微藻的濃度較低或離心導致藻體破裂所致。

　　圖12 反應器對TP的去除

　　2.4 反應器中膜的工作狀況

　　2.4.1 膜污染

　　本實驗采用的中空纖維膜組件表面孔徑為小于微藻的直徑(0.1μm)，可有效截留微藻。本實驗用水未經預處理，因此，存在大粒徑的顆粒物，并且水中還含有一定量的微藻，故膜組件在污水中的膜通量相對于純水通量要小得多。膜壓力也會隨著膜通量的減小而增大，在蠕動泵轉速恒定時，膜通量隨膜面壓力的變化情況如圖13所示。在膜污染程度相同時，通過提高蠕動泵的轉速，可增大膜通量，但隨著污染的加劇，改變蠕動泵的轉速不再能獲得所需要的膜通量，而且蠕動泵轉速太高會損壞膜絲。表明膜污染很嚴重，需要更換膜并對其進行物理或化學清洗以恢復膜通量。

　　圖13 膜通量與膜面壓力的關系

　　2.4.2 膜污染周期及清洗

　　中空纖維膜組件運行過程中膜通量隨運行時間的變化如圖13所示，在運行30 d后，膜污染越來越嚴重，膜通量大幅下降，膜面負壓達到0.032 MPa，已無法滿足反應器出水量的要求，此時需要對膜組件進行清洗，清洗周期為30 d。本實驗采用酸堿洗法，清洗劑為pH=12的NaOH和pH=2的HCl溶液，在室溫下先用堿液沖洗10~15 min，再用酸沖洗10~15 min，或者先堿后酸，分別浸泡1~2 h。清洗后，膜通量可恢復至原始值的80%以上

　　3 結論

　　1)設計和運行了新型藻菌共生生物轉盤反應器裝置，通過接種二形柵藻，成功構建了藻菌共生系統(tǒng)。經過藻菌共生系統(tǒng)處理后，污水中NH4+-N去除率分別可達88%，相較未投加藻類時均有明顯提升，表明微藻可有效去除污水中的氨氮和氮磷。

　　2)該反應器的最佳設計和運行條件為：轉盤組二級，有機負荷(以COD計)為2.71 kg·(m3·d)−1，水力停留時間4.8 h，膜清洗周期為30 d，自然光照輔以24 h外加光源，藻回收周期為30 d。(來源：環(huán)境工程學報 作者：張劍橋)