鄧筠

（陜西神渭煤炭管道運(yùn)輸有限責(zé)任公司，陜西西安710065）

1 研究背景

1.1 藻類和菌類共生系統(tǒng)的研究概況

藻類是典型的光能自養(yǎng)型生物，以單細(xì)胞或者多細(xì)胞群體形式生活的低等生物總稱。它多生活在淡水等天然水體的表層，并且對水質(zhì)的變化反應(yīng)敏感，是食物鏈的最低級即初級生產(chǎn)者。Stumm和Morgan提出了藻類的分子式[2]近似為C106H203O110N16P,其光合作用的反應(yīng)方程式為：

藻類在光照條件下，利用水中的N，P元素，以CO2為碳源，合成自身需要的營養(yǎng)物質(zhì)并促進(jìn)自身生長。除此之外，藻類還具有產(chǎn)氧功能，能一定程度提高氧化塘中的溶解氧。所以，藻類光合產(chǎn)氧供給好氧菌異養(yǎng)型細(xì)菌進(jìn)行新陳代謝，而好氧異養(yǎng)性細(xì)菌分解水中有機(jī)物，釋放N，P，CO2等無機(jī)物，供給藻類光合作用所需的氮源、碳源，如此循環(huán)，形成互利共生的關(guān)系。藻類細(xì)胞中合成蛋白質(zhì)的氨基酸含量高，而且生成速度快，是一種潛在的可作為精細(xì)化工原料和飼料的潛在資源[8]。

藻類和菌類共生系統(tǒng)中，基本的生態(tài)結(jié)構(gòu)單元是藻、菌共生體。在該共生系統(tǒng)中，藻類的種類、數(shù)量和活性決定著污水處理系統(tǒng)中污染物的去除效果，污水處理系統(tǒng)的能量流向和食物鏈的基本結(jié)構(gòu)。

1.2 藻類和菌類共生系統(tǒng)對重金屬污染的去除

藻類和菌類對重金屬的去除主要表現(xiàn)在通過生物絮凝和生化、吸收。前者是由微生物或其代謝產(chǎn)物中的高分子物質(zhì)、官能團(tuán)以及水中膠體懸浮物與重金屬污染物互相凝聚，再由重力作用下沉到池底而從水中分離。生物絮凝比無機(jī)和有機(jī)合成絮凝操作更方便，整個過程采用自然界的藻類植物和菌類物種，無毒，并且無二次污染產(chǎn)生。

生化法，則是重金屬離子發(fā)生化學(xué)反應(yīng)，離子的性質(zhì)發(fā)生變化,由可溶性化合物轉(zhuǎn)化為難溶性化合物。以硫酸鹽還原菌（SRB）為例[7]：在厭氧條件，并投加有機(jī)碳源和電子供體的同時，SRB通過異化硫酸鹽作用即傳統(tǒng)的發(fā)酵過程和呼吸過程，將SO42-還原成H2S。SRB反應(yīng)生成的硫化物與重金屬反應(yīng)生成難溶的物質(zhì)，而使重金屬得以從水中去除。

隨著反應(yīng)進(jìn)程的深入，水體pH值升高，同時異化過程生成的碳酸鹽離子在堿性條件下加速了重金屬的沉淀。

藻和菌共生的氧化塘系統(tǒng)，白天光合作用產(chǎn)生的氧氣夜間被逐漸消耗，有利于底部形成厭氧環(huán)境，為硫酸鹽還原菌的還原反應(yīng)提供條件。藻類物質(zhì)對CO2的吸收利用，還有利于減少溫室氣體的排放量。

就氧化塘發(fā)展現(xiàn)狀而言，加州伯克利大學(xué)的Oswald和Gotaas等于20世紀(jì)50年代對傳統(tǒng)穩(wěn)定塘改進(jìn)，開發(fā)的高效藻類塘（High Rate Algal Pond,簡稱HRAP），是操作方便、投資省、運(yùn)行費(fèi)用低的處理技術(shù)。

實(shí)驗(yàn)通過實(shí)驗(yàn)室模擬重金屬廢水，藻和菌共生系對鉻（Cr）的吸附變化規(guī)律及吸附能力和性能。通過分析COD，NH4+－N，磷酸鹽和硫酸鹽的濃度變化規(guī)律，來研究藻類和菌類的生長過程，確定反應(yīng)器的運(yùn)行狀態(tài)；通過改變運(yùn)行條件，來研究不同環(huán)境參數(shù)變量下，藻和菌共生系統(tǒng)對重金屬的去除效果，以及微生物的依次生長過程。

2 材料方法和試驗(yàn)方案的設(shè)計

2.1 試驗(yàn)方案設(shè)計

2.1.1 試驗(yàn)主要裝置及儀器

藻、菌共生氧化塘模型，整個工藝包括：配水箱、氧化塘系統(tǒng)、二沉池等幾個部分，各處理設(shè)施依次串聯(lián)運(yùn)行。系統(tǒng)見圖1。

圖1 氧化塘系統(tǒng)的平面布置

該試驗(yàn)研究對象從推流式曝氣池改裝而成，其尺寸為100×48.8×39.8 cm，氧化塘有效深度為26.5 cm，有效截面積為12.32 dm2，有效體積119.56 dm3。通過普瑞蠕動泵轉(zhuǎn)動，初始進(jìn)水轉(zhuǎn)速為30 r/min，約0.42 L/h，HRT為11.86 d。試驗(yàn)中進(jìn)水為實(shí)驗(yàn)室模擬的重金屬廢水，包含N、P、S、Cr及微量元素。初配水的參數(shù)如表1。

表1 實(shí)驗(yàn)室配水的初始條件

2.1.2 試驗(yàn)方案

試驗(yàn)方案技術(shù)路線見圖2。

圖2 試驗(yàn)方案的技術(shù)路線

2.2 COD的測定方法

對氧化塘進(jìn)行出水和進(jìn)水水質(zhì)監(jiān)測，根據(jù)HJ/T 399—2007《快速消解分光光度法》測定。

2.3 氨氮（NH4+－N）的測定方法

根據(jù)HJ 535—2009《納氏試劑分光光度法》測定。

X（被測氨氮濃度）=5.8×（As－Ab）+0.012

式中：As—水樣吸光度；

Ab—空白試驗(yàn)吸光度。

2.4 硫酸鹽（）的測定方法

根據(jù)HJ/T 342—2007《鉻酸鋇分光光度法》測定。

X（被測物質(zhì)濃度）=22.78×（As－Ab）－1.15

式中：As—水樣吸光度；

Ab—空白試驗(yàn)吸光度。

2.5 磷酸鹽（）的測定方法

根據(jù)GB 11893—89《鉬酸銨分光光度法》測定。

（a）標(biāo)準(zhǔn)曲線

X（被測物質(zhì)濃度）=0.276×（As－Ab）+2.165

式中：As—水樣吸光度；

Ab—空白試驗(yàn)吸光度。

2.6 總鉻（Cr）的測定方法

根據(jù)GB 7467—87《高錳酸鉀化——二苯碳酰二肼分光光度法》測定。

（b）標(biāo)準(zhǔn)曲線

X（被測物質(zhì)濃度）=2.688×（As－Ab）－0.008

式中：As—水樣吸光度；

Ab—空白試驗(yàn)吸光度。

2.7 葉綠素a的測定

從PVC立體填料的上、下兩處和球形載體刮取的3個點(diǎn)共9處的藻樣本，分別置于9支試管，編號：QX-1，QX-2，QX-3，LT-1-U，LT-1-D，LT-2-U，LT-2-D，LT-3-U，LT-3-D。藻類用研缽破碎后，將上層含菌懸濁液倒入10 mL試管中備用。提取葉綠素a：在TGL-16M高速臺式冷凍離心機(jī)，把取得的藻樣本分裝入5 mL離心管，4℃條件下，10 000 r/min，離心10 min。倒出上層清液，稱取約0.2 g藻置于15 mL試管中，改進(jìn)后的Arnon 法，加入 10 mL（丙酮∶無水乙醇=1∶1）混合液，在室溫中把所取藻樣本浸泡到發(fā)白時為止。

用10 mm比色皿測λ=663 nm和645 nm處的吸光度，并以混合液（丙酮：無水乙醇=2∶1）作校正吸光度測定。

葉綠素 a的含量=［12.7A663－2.69 A645］×V／1000×W

其中：A663，A645—相應(yīng)波長下的光密度；

V—提取液的體積；

W—藻類鮮重。

2.8 菌落數(shù)量的測定

2.8.1 牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基

牛肉膏 0.6～1.0 g，蛋白胨 2.0 g，NaCl 0.5 g，瓊脂4.0 g，蒸餾水200 mL。調(diào)節(jié)pH值至7.2～7.4。滅菌備用。

2.8.2 菌落的培養(yǎng)和計量

把前一個步驟制作的培養(yǎng)基均勻分裝在兩個500mL錐形瓶中個，用棉塞和繩子扎緊。把培養(yǎng)基、槍頭、所需培養(yǎng)皿，在120℃，0.1 MPa下，高壓滅菌20 min。然后移入超凈工作臺，在紫外燈光照下進(jìn)行通風(fēng)，當(dāng)培養(yǎng)基冷卻到50℃左右時，無菌操作的條件下，均勻倒入18個培養(yǎng)皿中。

用1 mL移液槍取2.7中備用的菌懸液1 mL，移入1#試管，加入9 mL蒸餾水，震蕩搖勻；再吸取1 mL 1#試管中的稀釋后液體重復(fù)上述操作。一次稀釋10倍，稀釋至10-7為止（試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，稀釋到10-5接種，每個培養(yǎng)皿培養(yǎng)48 h后，就能長出上百個菌落，不便于計數(shù)）。待培養(yǎng)基冷卻后，在無菌操作臺上，用100 μL移液槍移取100 μL稀釋到10-7的菌懸液到有培養(yǎng)基的培養(yǎng)皿中個，用涂布棒涂布均勻，根據(jù)所取菌懸液位置依次編號。在28℃恒溫培養(yǎng)箱中，培養(yǎng)48 h。

3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果及討論

3.1 改變反應(yīng)器運(yùn)行負(fù)荷后，氧化塘對重金屬污染物去除效果研究

3.1.1 不同水力停留時間（HRT）下重金屬污染物的去除效果變化

藻和菌共生的氧化塘系統(tǒng)，實(shí)驗(yàn)室設(shè)置的初始進(jìn)水流量為30 r/min，大約0.42 L/h，運(yùn)行大約一個月待反應(yīng)器穩(wěn)定后，在運(yùn)行的第12 d和第43 d，改變反應(yīng)器運(yùn)行負(fù)荷并增加至45 r/min約0.63 L/h，60 r/min約0.84 L/h。塘內(nèi)的重金屬鉻（Cr）在隨后的兩個月時間里，即從2月中旬開始的濃度變化如圖3。

圖3 鉻離子（Cr6+）濃度的變化

在運(yùn)行期的前39 d，所測得的氧化塘內(nèi)的鉻離子（Cr6+）進(jìn)水維持在23 mg/L，出水低于2.5 mg/L。運(yùn)行至第43 d，重新配置顯色劑和重做標(biāo)準(zhǔn)曲線以后，所測進(jìn)水濃度比實(shí)際值低，但出水濃度得到同等比例下降，整個過程維持了較高的處理效率，只有在第27 d和29 d兩天，處理效率低于90%。

改變水力停留時間，使HRT從11.86 d到7.90 d，這個過程的進(jìn)水COD為200 mg/L，鉻離子（Cr6+）去除效率維持在90%～94%波動。當(dāng)HRT提高到5.93 d，同時降低COD至100 mg/L，前期重金屬鉻（Cr6+）去除率仍然在上述波動范圍之內(nèi)。說明，在較低的水力負(fù)荷條件下，氧化塘系統(tǒng)對重金屬的去除效率穩(wěn)定。此時，改變反應(yīng)器運(yùn)行負(fù)荷不會對該系統(tǒng)的重金屬去除產(chǎn)生大的影響（圖4）。

圖4 化學(xué)需氧量（COD）濃度的變化

3.1.2 當(dāng)有機(jī)物濃度發(fā)生變化時，對重金屬污染物去除的影響

但是，當(dāng)COD進(jìn)水降低到100 mg/L的第10天，此時系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定，重金屬鉻（Cr）的去除率提升到96%，然后一直在96%～98%波動。COD進(jìn)水濃度的降低，使水中溶解氧濃度得到一定程度的升高，好氧菌和藻類在夜間利用的氧量隨之增多，微生物新陳代謝加強(qiáng)，代謝產(chǎn)物增多（圖5）。

圖5 Cr6+去除效率

根據(jù)兩個月連續(xù)采樣，降低COD進(jìn)水參數(shù)，氧化塘穩(wěn)定運(yùn)行后的pH值進(jìn)水維持在7.5～7.7，出水維持在7.6～7.9，水溫變化范圍是13.3～21.6℃。有研究表明，這個范圍內(nèi)的溫度和pH值變化，對重金屬的去除沒有明顯影響。所以，這時重金屬去除率的增大主要是由于藻類和菌類物質(zhì)好氧呼吸得到加強(qiáng)的結(jié)果，對無機(jī)重金屬離子富集、絮凝和生物吸附產(chǎn)生協(xié)同作用。但COD濃度降低100 mg/L即50%，只有4%重金屬離子的去除效率提升。此時的重金屬去除率已經(jīng)很高，COD進(jìn)水的改變將不會再次造成大的變化。

該試驗(yàn)說明，有機(jī)物濃度的變化，在重金屬去除閾值的范圍之內(nèi)會一定程度上能提高重金屬的去除率。

3.2 藻、菌共生生物膜系統(tǒng)同時去除污染物的可行性

3.2.1 好氧缺氧環(huán)境下的重金屬、硫酸鹽（SO42－）、磷酸鹽（PO43－）等的去除

氨氮（NH4+－N）的降解條件和硫酸鹽（SO42－）、磷酸鹽（PO43－）有所不同：前者首先是好氧然后缺氧，通過硝化反硝化讓游離氨從污水中去除；而后者是厭氧環(huán)境下，通過硫酸鹽還原菌和聚磷菌的作用去除污染物（圖6）。

重金屬模擬水中的氨氮（NH4+－N）經(jīng)過好氧硝化、缺氧反硝化過程后，從水中去除。反應(yīng)器在進(jìn)水流量Q=0.42 L/h時，氨氮（NH4+－N）去除效率約為75%。運(yùn)行至第22天，進(jìn)水流量Q=0.63 L/h時，氨氮去除率開始下降，運(yùn)行43天后，再次提升進(jìn)水流量Q=0.84 L/h，但同時進(jìn)水COD調(diào)整為100 mg/L，與此同時，反應(yīng)器的氨氮去除率保持在60%～70%，去除效率略有下降。試驗(yàn)證明：在氧化塘溶解氧濃度高的條件下，對氨氮的去除效果較好。提高反應(yīng)器負(fù)荷后，處理效率下降，但如果同時降低進(jìn)水COD，氨氮處理效果恢復(fù)到提負(fù)前的狀態(tài)（圖7）。

圖6 氨氮（NH4+-N）去除效率

圖7 氨氮（NH4+-N）濃度的變化

此時，氧化塘內(nèi)硝化細(xì)菌生長活躍，將大量氨氮氧化成硝態(tài)氮。中下層的塘部分，由于局部缺氧和夜間藻類光合作用停止，呼吸作用耗氧，使反硝化菌開始活躍。對氨氮而言，在降低水力負(fù)荷和提高溶解氧的條件下，保持了較高的去除效率。

3.2.2 厭氧條件下的污染物去除

從第2天改變反應(yīng)器進(jìn)水配制以后，根據(jù)連續(xù)監(jiān)測氧化塘系統(tǒng)的溶解氧情況（以第 69 d，17∶00—17∶10的監(jiān)測情況為例）：水面和中層溶解氧大于0.4 mg/L，只有在靠近底層污泥的部分區(qū)域2，4，7號3個點(diǎn)處的溶解氧低于0.2 mg/L，磷酸鹽的去除效果不佳，硫酸鹽的去除效率在39%～64%浮動，并在第60 d達(dá)到最佳。雖然，反應(yīng)塘對磷酸鹽和硫酸鹽的去除效果不穩(wěn)定，而這些菌種在好氧環(huán)境中競爭力很差，成為劣勢菌種（圖8）。

圖8 硫酸鹽（SO42-）、磷酸鹽（PO43-）濃度的變化

從2—5月的磷酸鹽、硫酸鹽進(jìn)、出水變化可以看出，雖然磷酸鹽的去除效果不是很好，但是反應(yīng)器中的藻類白天產(chǎn)氧形成富氧區(qū)，夜間呼吸耗氧造成局部缺氧厭氧，理論上為聚磷菌和硫酸鹽還原菌的生長繁殖創(chuàng)造條件。說明雖然氧化塘存在局部的分時段的厭氧環(huán)境，能夠?yàn)榫哿拙纳L繁殖和厭氧降解重金屬提供必要的條件，但是作用有限。進(jìn)水和出水相比，pH值略有升高，約為0.2個單位，同樣證明了聚磷菌和硫酸鹽還原菌的微弱作用，硫酸根SO42-被還原成S2-，水解使環(huán)境呈弱堿性，導(dǎo)致pH值有所增大。能夠促進(jìn)Cr6+的降解，但并非主導(dǎo)過程。

3.3 藻、菌共生氧化塘系統(tǒng)的水力停留時間（HRT）的變化對微生物的影響

在水面光照強(qiáng)度為 1200 lx，HRT=11.86 d和HRT=7.9 d穩(wěn)定運(yùn)行時通過1∶1（丙酮∶無水乙醇）混合液萃取測得的葉綠素a，在波長λ=663 nm，λ=645 nm下測得的吸光度，帶入丙酮法公式計算所得前后葉綠素含量對比（圖9）。

圖9 葉綠素變化量對比

提高負(fù)荷后，通過各個取樣點(diǎn)的上層填料刮膜所取的藻類，研磨后提取葉綠素進(jìn)行分光度測量，提負(fù)前后進(jìn)行對比，球形填料1號、2號、3號點(diǎn)的葉綠素含量都得到增高。同樣，立體填料的1號、2號、3號點(diǎn)葉綠素同比提負(fù)荷前有所增加。除了靠窗的3號點(diǎn)得到自然光的補(bǔ)償，曲線出現(xiàn)差異。下層填料由于光照被削弱，且無自然光透入，前后葉綠素含量基本無變化。水力負(fù)荷的適當(dāng)增大，使藻類合成自身細(xì)胞所需的營養(yǎng)物質(zhì)增多，得到一定程度的生長，藻類量增多，促進(jìn)了重金屬的去除作用。

4 結(jié)論

該試驗(yàn)從連續(xù)進(jìn)水的氧化塘系統(tǒng)中提取樣液進(jìn)行氨氮（NH4+-N）、磷酸鹽（PO43-）、硫酸鹽（SO42-）、總鉻（Cr6+）化學(xué)需氧量（COD）的分析測定，得出結(jié)論如下。

（1）藻、菌共生的氧化塘中，在不同階段和光照強(qiáng)弱不同的情況下，會出現(xiàn)局部的缺氧、厭氧環(huán)境，為硫酸鹽還原菌和磷酸鹽還原菌的生長創(chuàng)造條件。并且，試驗(yàn)研究表明，藻、菌共生的生物膜系統(tǒng)能夠同時高效的去除氨氮、總鉻和化學(xué)需氧量。

（2）在提高水力負(fù)荷（HRT）條件下，氧化塘中的氨氮、總鉻等的去除率有所下降，但氧化塘仍能夠保持較高的去除效率。若同時降低有機(jī)物負(fù)荷后，會再次促進(jìn)污染物的去除。一定范圍內(nèi)當(dāng)化學(xué)需氧量的降低，溶解氧濃度的增大，會使重金屬的去除效果趨于高效率，但隨著去除率的增大達(dá)到一定閾值，溶解氧的優(yōu)勢會逐漸變?nèi)?。并且，在一定范圍?nèi)變化的溫度和pH值，不會對氧化塘系統(tǒng)處理重金屬產(chǎn)生明顯的影響。

（3）通過連續(xù)兩個月監(jiān)測氧化塘中進(jìn)出水的化學(xué)需氧量COD的變化可以發(fā)現(xiàn)，通過對氨氮、硫酸鹽等的連續(xù)監(jiān)測，該氧化塘的重金屬去除主要是依靠生物絮凝作用，而硫酸鹽還原菌作為劣勢菌種，作用有限。