, 徐慧2, 卓梦琼1, 张哲1, 丁梓尧1, 郭远涛1, 肖丛亮1, 辛佳期1, 李昆1
1. 南昌大学资源环境与化工学院, 鄱阳湖环境与资源利用教育部重点试验室, 南昌 330038;
2. 中国科学院生态环境研究中心, 环境水质学国家重点实验室, 北京 100085
收稿日期: 2020-11-27; 修回日期: 2021-01-18; 录用日期: 2021-01-18
基金项目: 国家自然科学基金（No.51768043）；中国博士后科学基金（No.2017M622106）；江西省青年科学基金（No.20171BAB216037）；江西省教育厅科研基金（No.GJJ160214）
作者简介: 孙盛进(1993-), 男, E-mail: 2901341259@qq.com
通讯作者（责任作者）: 李昆, E-mail: kunli@ncu.edu.cn
摘要：近年来，基于微藻的废水处理技术受到越来越多的关注，但猪场废水所具有的高色、高浊、高盐等水质特点限制了微藻的处理效果和生长情况.为解决该问题，本研究考虑采用电场处理技术与微藻废水处理相结合的思路，对猪场废水厌氧消化出水进行深度处理.先比较4种不同阳极材料（石墨、铝、不锈钢、钛）的废水预处理效果，再进一步考察各组电场预处理对后续微藻废水处理效果和生长情况的影响.结果表明：不锈钢组和铝组对色度和浊度均表现出了较好的去除效果（92.44%和83.72%；99.83%和99.74%）.此外，经电场预处理后的微藻废水处理效果和生长情况均有明显的提升，其中不锈钢组和铝组最终生物量分别达到2.22、1.89 g·L-1，远高于对照的原水组.而不锈钢组和铝组中的叶绿素a含量浓度分别增至接种时的11.48倍和9.89倍.这说明将电场预处理与微藻废水处理相结合，可以有效提高污染物去除效果，同时获得更大的有价生物质资源的产量，实现更好的技术经济性和可行性，为该工艺的推广应用提供理论基础和技术支撑.
关键词：电场预处理微藻猪场废水深度处理资源循环
Study on the optimization of the electric field pretreatment for enhanced microalgae treatment of pig farm wastewater
SUN Shengjin1
, XU Hui2, ZHUO Mengqiong1, ZHANG Zhe1, DING Ziyao1, GUO Yuantao1, XIAO Congliang1, XIN Jiaqi1, LI Kun11. School of Resource Environment and Chemical Engineering, Nanchang University, Key Laboratory of Poyang Lake Environment and Resource Utilization, Ministry of Education, Nanchang 330038;
2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085
Received 27 November 2020; received in revised from 18 January 2021; accepted 18 January 2021
Abstract: Microalgae-based wastewater treatment process has aroused lots of attentions in recent years. However, piggery wastewater with characteristics of high color, turbidity and salinity limits the treatment efficiency and growth of microalgae. In this study, electric field was combined with microalgae treatment for piggery wastewater treatment to solve this issue. The wastewater treatment efficiency of electric field pretreatment using four different anode materials (graphite, aluminum, stainless-steel and titanium) were compared. Then the pretreated wastewater of four groups were further treated by microalgae to investigate the influence of electric field on the performance and growth of microalgae. The results show that stainless steel and aluminum exhibited excellent removal efficiencies for both colourity and turbidity (92.44% and 83.72%, 99.83% and 99.74%, respectively). Moreover, the electric field treated wastewater showed significant enhancement for microalgae treatment efficiency. The final biomass yield of stainless-steel group and aluminum group reached as high as 2.22 g·L-1 and 1.89 g·L-1, respectively, which are much higher than that of the original group. Besides, the chlorophyll a content of stainless-steel group and aluminum group also increased by11.48 and 9.89 times, respectively. These results indicate that the combination of electric field pretreatment and microalgae-based wastewater treatment could significantly enhance the pollutants removal, while harvesting more valuable biomass resources, which also improve the technological economical feasibility. This study also supports the further application of the combined electric field pretreatment and microalgae-based wastewater treatment process.
Keywords: electric field pretreatmentmicroalgaepiggery wastewateradvanced treatmentresource recycling
1 引言(Introduction)近年来我国畜禽养殖业的快速发展带来了越来越多环境污染问题.以养猪废水为例, 其中含有大量的富含碳氮磷等元素的污染物, 如未经妥善处理处置排放到自然环境中, 极易造成水体的富营养化现象发生, 对生态环境系统和人体健康造成重大威胁(Cheng et al., 2019).目前我国规模化养猪厂的养猪废水处理工艺流程一般是经厌氧消化处理来产沼气, 但是经过厌氧消化处理后的养猪沼液中仍存在大量有机物和氮磷等营养元素.目前处理养猪废水有以下工艺：养猪废水先经过集污池进行固液分类, 污水会经过前期厌氧生物处理(Up-flow anaerobic sludge blanket, UASB)降低有机物浓度, 厌氧出水会进一步经过好氧生物处理(Sequencing batch reactor, SBR), 最后废水经沉淀排放(吴晓梅等, 2018).处理养猪废水的传统工艺具有流程长、处理效率低、出水不达标和养分资源浪费等问题.
猪场废水中含有大量微藻生长所需要的氮磷等营养元素, 将微藻用于猪场废水处理可以有效去除污水中过量的氮磷等污染物, 同时以较低成本培养获取微藻生物质资源, 实现污水中有价资源的回收利用, 近年来被越来越多的研究人员认为是一种面向未来的绿色生态可持续的污水处理工艺(Chen et al., 2012).微藻可以通过光能同化吸收水体中的氮、磷等营养元素, 并以二氧化碳为碳源实现自身生物量的增长, 进而实现污水中污染物的高效去除(王梦梓, 2016).但同时, 基于微藻的污水处理工艺也面临诸多显著问题和瓶颈, 光照不足、微藻生物量密度和微藻采收问题是目前其在工程应用中推广的短板.猪场废水由于其具有高色、高浊、高盐的特点, 其水质条件导致污水透光性差, 对微藻的光合作用有显著的影响, 进而影响其对污水中污染物的同化吸收及其生物量的增殖速度和产量.因此, 需要选取合适的预处理方法降低废水的色度、浊度, 提高其透光性以实现更好的处理效果和微生物产量.
采用电场处理来降低废水的色度、浊度和盐度物质的含量是近年来备受关注的预处理方法之一, 在电场作用下产生的电絮凝作用是一种将络合吸附与氧化还原、酸碱中和、气浮分离等相结合的组合工艺(张锋振等, 2012), 在电场作用下, 阳极发生氧化反应, 产生大量金属阳离子, 进而在水体中水解形成具有絮凝作用的多核羟基配合物和氢氧化物, 通过凝聚、吸附、卷集、网捕等作用去除水体中悬浮颗粒物和胶体物质(Carmona et al., 2006; Shuang et al., 2007).在电絮凝的同时, 阴、阳极表面会产生H2、O2等微气泡, 微气泡通过气浮作用将水体中悬浮颗粒物上浮至液体表面(Llanos et al., 2014).研究表明, 电场预处理能有效降解沼液的COD、磷酸盐、浊度和色度等(Liu et al., 2015).Konstantinos等(2020)通过用铝和铁极片作为电絮凝材料处理啤酒废水, 两种电絮凝材料色度去除率均达到80%以上.Huo等(2020)用微电场处理养猪沼液, 沼液中色度、总悬浮固体(TSS)、COD、总磷等指标的去除率分别达到58.4%、78.4%、11.5%、55.6%.但同时, 目前将电场预处理与微藻废水处理技术相结合, 用于猪场废水深度处理与资源化利用的相关研究较少, 在电场的运行参数设置、电极材料选择以及电场预处理对后续微藻生物处理的影响等方面仍存在诸多尚不清楚的地方, 有待于进一步深入研究.
基于上述研究进展和存在问题, 本文筛选了石墨、铝、不锈钢、钛4种代表性的电极材料, 以厌氧消化处理后的猪场废水(亦称养猪沼液)为处理对象, 比较4种电极材料对沼液中色度、浊度、盐度等污染物的去除效果.并进一步地, 将电场预处理后的废水用于微藻的深度处理和资源化利用, 结合多种表征手段, 考察电场预处理对后续微藻废水处理的污染物去除效果、微藻生物量、叶绿素a含量等指标的影响, 探究电场预处理对微藻生长和处理效果的作用机制, 为建立基于电场-微藻耦合的猪场废水深度处理与资源化利用工艺提供一定的理论依据与技术支持.
2 试验材料与方法(Materials and methods)2.1 养猪沼液水质特征试验所用沼液取自江西某养猪场厌氧消化出水, 采集后的沼液避光于4 ℃的冰箱中保存.本次试验以稀释10倍的沼液作为试验用水, 稀释10倍后的水质特征详见表 1.
表 1(Table 1)
| 表 1 沼液稀释10倍后的水质特征 Table 1 Water quality characteristics of biogas slurry diluted 10 times | ||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 1 沼液稀释10倍后的水质特征 Table 1 Water quality characteristics of biogas slurry diluted 10 times
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2.2 微藻培养微藻：试验所用的微藻藻种为课题组前期从同为高色高浊高盐废水的垃圾渗滤液中分离-筛选-纯化后得到的小球藻(Chlorella vulgaris, 编号为NCU-C1).采用BG-11培养基对其在光照强度4000 lx、培养温度30 ℃下进行扩大培养, 然后将培养至对数生长期(OD680为0.8~1.2)的小球藻用于养猪沼液废水处理实验.
2.3 试验装置电场预处理系统：试验装置主要由反应器、直流稳压电源、磁力搅拌器、电极片等组成(装置示意图见图 1a).本试验中反应器采用有效容积1 L的烧杯进行, 电极组合(阳极-阴极)：石墨-石墨(石墨组)、铝-石墨(铝组)、不锈钢-石墨(不锈钢组)、钛-石墨(钛组)4种, 电极片尺寸均为长×宽×厚=80 mm×60 mm×1 mm, 试验中通过定制的夹具和导线确保电极片全部浸入液面下(有效面积48 cm2).供电采用直流电源(DP3005, 迈斯泰克, 中国), 输出电压为0~30 V, 电流为0~5 A, 极片间距可在1~10 cm之间调节.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 实验装置示意图 (a.电絮凝装置图, b.管式光生物反应器装置图)(1.直流稳压电源：2.磁力搅拌器; 3.转子：4.阳极材料; 5.阴极材料; 6.烧杯; 7.导线) Fig. 1Diagram of experimental apparatus (a.Electrical flocculation device diagram, b. Tubular photobiology reactor installation diagram)(1. Electric flocculation device diagram; 2. Magnetic stirrer; 3. Rotor; 4. Anode material; 5. Cathode material; 6. Beaker; 7. Wire) |
微藻培养系统：试验在前期搭建的管式光生物反应器(Photobioreactor, PBR)(曾慧卿等, 2020)中开展, 装置示意图见图 1b.每支反应管有效工作体积为1 L(长×宽×壁厚=500 mm×60 mm×2 mm), 材质为具有良好透光性的高硼硅玻璃, 光源由反应器后排支架上10根LED灯管提供, 最大光强可达9000 lx.试验采取24 h全天持续光照(Konstantinos et al., 2020), 温度为夏季室温30 ℃.曝气装置采用无油空气压缩机(OTS-600, 中国), 通过多孔分流器将压缩空气鼓入空心玻璃管(内/外径1 mm/5 mm)中, 通过流量计调节各管曝气量.曝气管从底部开始曝气一方面可提高空气与混合液的传质效率, 提高微藻对二氧化碳的利用效率; 另一方面保证微藻在混合液中保持均匀的悬浮状态, 获得最佳的光合作用效果.
2.4 试验设计养猪沼液先经1 μm精度滤袋预过滤, 避免颗粒物和其他杂质对后续试验的干扰, 然后用去离子水稀释10倍备用.电解试验按2.3节中的4种电极组合开展, 每次处理水样体积为1 L(图 1a), 运行参数设定为极板间距均5 cm, 电压均为30 V, 电解时间为30 min, 实验中通过磁力搅拌保证电极片周围混合液的均匀性, 以延缓电极片钝化速度(张鹏飞, 2018).试验结束后将混合液静置1 h, 待烧杯中的浮渣上浮、絮体沉淀后, 取中间澄清液待用, 用来培养微藻.
将培养至对数生长期的小球藻测定干重.然后进行微藻接种, 将藻液置于4000 r·min-1转速下的离心机(TDL5A, 长沙英泰)中离心10 min, 离心后弃去上清液, 加入0.85%NaCl(m/m)溶液将沉淀物重新摇匀后重复前述离心步骤2次(Luz et al., 2004), 以避免小球藻上吸附的培养基成分影响后续实验数据的准确性.考虑到电场处理后废水中磷元素含量不能满足微藻生长需求, 实验用2500 mg·L-1 KH2PO4溶液将各组水样中磷含量均调至20 mg·L-1, 并将各组pH值调至7.0以避免电场处理后水质碱化对微藻生长的影响(Myrsini et al., 2016).以原水组(10%(V/V)沼液)为对照, 与4组电场预处理沼液接种等量的小球藻(干重0.20 g·L-1), 5组沼液接种体积均为1 L, 并补加1 mL·L-1的微量元素溶液.微藻废水处理实验的参数条件为：光照强度4000 lx、曝气量为0.4 L·min-1、温度为30 ℃、光周期为全天24 h持续光照.每天取各组混合液水样测定水质和微生物指标.
2.5 试验测定方法2.5.1 水质指标水样经0.45 μm滤头过滤后用于各项水质指标测定, 其中COD采用重铬酸钾快速消解法(HJ/T399-2007)测定; 氨氮、硝氮、总氮、磷酸盐、总磷的测定参照《水和废水监测分析方法(第四版)》; 色度采用色度计(SD9011B, 新锐, 中国)测定, 浊度采用浊度计(WGZ-3B, 新锐, 中国)测定, pH、电导率、溶解氧(DO)采用哈希便携式多参数分析仪(HQ40d, 哈希, 美国)测定.EPS中蛋白质采用修正Lowry法测定, 用牛血清蛋白配置标准液(Zheng et al., 2018).
2.5.2 微生物指标培养阶段通过测定OD680来判断微藻生长情况.微藻干重测定方法参照文献(韩松芳等, 2017).将0.45 μm孔径玻璃纤维滤膜置于铝箔盒在烘箱105 ℃下烘至恒重, 记录滤膜与铝箔盒总质量W1, g; 再取10 mL藻液过膜抽滤, 将截留微藻的滤膜置于铝箔盒在105 ℃烘箱中烘至恒重, 记录此时滤膜与铝箔盒总质量W2, g.将5组沼液接种前的固体悬浮物(SS)干重记作Wx, g (x代表不同沼液组), 分别作为背景值扣除, 以避免杂质对测定结果的影响.微藻干重DW(g·L-1)计算公式如下：
 | (1) |
 | (2) |
2.5.4 数据处理采用Microsoft Excel 2009对数据进行处理, 利用Origin2020b进行分析、绘图相关工作.
3 结果与讨论(Results and discussion)3.1 电场预处理对碳氮磷的去除效果在极板电压30 V、极片间距5 cm、电解时间30 min条件下, 沼液中各水质指标去除情况见表 2.4种电极材料对沼液的COD和磷的去除效果较好, 对氮的去除效果一般, 与文献结论一致(Liu et al., 2016).电场预处理过程中, 阳极在电解过程中产生金属离子, 铝、不锈钢、钛阳极分别产生Al3+、Fe3+(先形成Fe2+, 后迅速氧化为Fe3+)、Ti4+(Safwat et al., 2020), 然后金属离子水解, 通过絮凝、吸附、中和等方式将水体中有机物等微粒凝聚成絮体沉淀(Liu et al., 2016).在磷酸盐去除方面, 除了絮体沉淀去除外, Fe3+和Al3+还可与磷酸盐络合沉淀(王梦梓, 2016).氮元素在电场预处理过程中去除率较低, 仅有部分占比较低的硝态氮和氨氮被还原为氮气去除(Ano et al., 2020).在盐度去除方面, 通过表 2中4种电极材料电解沼液前后的电导率变化可以得出：铝组和不锈钢组对沼液的盐度去除具有部分效果, 而钛组和石墨组对盐度去除效果不明显.在4组电场预处理实验中, 铝组和不锈钢组对沼液中污染物去除效果较石墨组和钛组更加显著.
表 2(Table 2)
| 表 2 4组电极材料处理效果对比 Table 2 Comparison of the treatment efficiencies among four groups with different electrode materials | ||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 4组电极材料处理效果对比 Table 2 Comparison of the treatment efficiencies among four groups with different electrode materials
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3.2 电场预处理对色度、浊度去除效果及对pH的影响从图 2可以看出, 经电场处理后的沼液pH值均有不同程度上升, 其中变化幅度较大的铝组和不锈钢组的pH值由原水的8.58分别上升到9.33和9.56.在色度去除效果方面, 铝组和不锈钢组(分别为83.72%和92.44%)较石墨组和钛组(分别为23.98%和28.54%)具有明显优势; 类似地, 在浊度去除效果上, 铝组和不锈钢组(分别为99.74%和99.83%)也呈现出显著的优势(石墨组和钛组分别为41.63%和44.17%).不同电极材料组合呈现出了完全不同的处理效果, 由于铝组和不锈钢组在电场处理过程中产生的电絮凝效果较强, 进而实现了更好的污染物去除效果, 这与相关文献研究结果一致(Mores et al., 2016).
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 电场预处理对色度、浊度的去除效果及pH值变化 Fig. 2Variations of chromaticity, turbidity, and pH after electric field pretreatment |
3.3 电场预处理对微藻的处理效果及生长情况的影响3.3.1 微藻对COD的去除效果在10 d的微藻处理实验中, 4组电场预处理后水样中的COD均呈现了同样的先下降后上升的变化趋势, 在实验的第4 d达到了最高去除率之后COD又逐渐回升(图 3).结合文献分析发现, COD的变化与微藻的生长代谢方式有关, 小球藻属于兼养型微生物, 具有多种代谢途径, 既可以光合自养, 也可以化能异养, 还可以混合代谢生长(Bhatnagar et al., 2011).此外, 微藻在生长过程中, 也会向水体中释放代谢副产物：胞外聚合物类物质(Extracellular polymeric substance, EPS).当微藻生长进入稳定期或衰亡期的时候, 大量EPS释放进入混合液会导致COD去除率的降低, 甚至超过初始COD含量(Wang et al., 2015).经过10 d的培养, 原水组、石墨组、铝组、不锈钢组、钛组的COD分别由开始的645.67、405.67、300.67、257.33、542.33 mg·L-1变为447.33、367.33、340.67、309.00、392.33 mg·L-1.其中原水组、石墨组、钛组沼液经过10 d小球藻培养, COD均有不同程度的降低, 3组COD的去除量分别为198.34、38.34、150.00 mg·L-1.值得注意的是, 其中铝组和不锈钢组沼液COD高于起始COD.从图 3可以看出, 相对原水组生物量而言, 铝组和不锈钢组生物量明显高于其它组; 由于这两组微藻生长速率较快, 大量衰老的藻细胞死亡破裂释放出的有机物加上微藻分泌的EPS导致了混合液中COD含量的回升.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 微藻对各组废水的COD去除效果 Fig. 3COD removal in among different microalgae groups |
3.3.2 微藻对氮的去除效果如图 4所示, 电场预处理组和对照组中氨氮和总氮的含量变化在整个实验过程中均呈现出了连续降低的趋势, 说明接种的小球藻对氮的去除效果较好, 而硝氮含量变化方面, 除石墨组基本不变外, 其他组也呈现了相似的连续降低趋势.沼液中氮主要以氨氮的形式存在, 总氮与氨氮的变化趋势基本一致, 说明小球藻对沼液中的氮元素具有很强的同化吸收能力.电场预处理各组对总氮的去除率分别为石墨组59.11%、铝组52.91%、不锈钢组70.82%、钛组64.02%, 除开铝组均高于对照的原水组54.55%.不锈钢组在总氮和氨氮的去除效果方面均为最高(70.82%和74.51%).除石墨组外, 其他各组自实验第3 d起的硝氮含量就已基本稳定在2 mg·L-1以下, 说明微藻对硝氮也保持了较高的去除率(Tan et al., 2016).
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 各组废水的NH4+-N(a)、TN(b)、NO3--N(c)及蛋白质含量变化(d) Fig. 4NH4+-N(a), TN(b), NO3--N (c) and protein content changes in each group of wastewater(d) |
从图 4d可以看出, 5组沼液中蛋白质含量在前3 d内基本呈下降趋势; 特别值得注意的是在微藻培养到中后期(5 d后), 5组沼液中蛋白质含量均有不同程度升高, 且均高于初始本底值.由此推测, 各组的总氮去除率低于氨氮去除率的原因, 很可能是由于微藻分泌的EPS成分中的蛋白质等含氮有机物所致.
3.3.3 微藻对磷的去除效果磷是微藻生长的必须营养元素之一, 是藻类磷脂、蛋白质和核酸合成的重要成分, 对微藻能量代谢具有重要作用(Kesaano et al., 2014).各组中磷的去除情况总体都呈现不断下降的趋势(图 5), 总磷的去除情况与磷酸盐变化趋势基本一致, 由此推测养猪沼液中的磷元素主要以磷酸盐的形式存在, 所以5组沼液中正磷酸盐和总磷的去除趋势相似.此外, 可以明显看到各组在磷的去除方面产生了显著的差异, 铝组和不锈钢组对磷的去除效果较好, 其中铝组的总磷去除率在第3 d就达到最高的99.05%(浓度0.19 mg·L-1), 不锈钢组去除率呈逐步升高的趋势, 最终在第10 d达到最大值82.79%与铝组同期的去除率较为接近(96.57%).钛组和石墨组在磷的去除方面仅略好于对照组, 最终的总磷去除率分别为37.25%、39.05%和28.85%.推测其原因可能是电场预处理后, 混合液中残留的铝离子和铁离子更容易与磷酸盐结合形成沉淀去除, 从而提高了磷的去除效果, 与文献报道相符(Xu et al., 2014).藻类在磷利用过程中普遍存在过量吸磷现象, 即外界磷充足时以聚磷酸盐形态将过量的磷储存于藻细胞内, 磷缺乏时通过分泌碱性磷酸酶分解聚磷释放磷酸盐以保证藻细胞的正常生长, 即使在缺磷环境时藻类也能繁殖3~4代(闫彬, 2015), 针对本文铝组在第3 d沼液中磷元素消耗殆尽, 微藻却能继续生长, 与该文献报道相符.
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 微藻对各组废水的TP(a)及PO43--P(b)去除效果 Fig. 5TP(a) and PO43--P(b) removal by microalgae among different groups |
3.3.4 微藻生物量的变化各实验组中的小球藻生物量在10 d的试验周期中的变化情况如图 6所示, 总体来说各组中小球藻的生物量均稳步增长, 但同时也可以看到明显不同的增长趋势.其中不锈钢组和铝组表现出较快的增长速率和最终生物量(分别高达2.22 g·L-1和1.89 g·L-1), 而钛组和石墨组与对照的原水组比较接近, 其中石墨组在第10 d被原水组反超(分别为1.10、0.81和0.92 g·L-1).结合图 5中各组磷的去除情况, 推测铝组前3 d磷的快速去除对实验中后期(第5 d)以后微藻的生长产生了不利的影响, 进而导致了铝组中小球藻的生物量增长速度和最终总量均被不锈钢组反超, 由此也可以进一步说明, 不锈钢组中微藻的增殖对磷的去除起到了更大的作用, 而铝组中更多地是依靠混合液中游离的铝离子与磷酸根结合形成沉淀去除, 因此两组实验中磷的去除曲线有较大差别.此外, 前步实验中进行了电场预处理的4组实验中, 不锈钢组和铝组相较于钛组和石墨组, 对养猪沼液中的色度、浊度以及部分盐度物质具有更为突出的去除效果, 而在后续的微藻废水处理中也能够进一步实现更高的污染物去除效果和更快的微藻增值速度和生物量积累.这一现象有力的说明了电场预处理对废水中色度、浊度以及部分盐度物质的有效脱除, 会对微藻的生长起到了极大的促进作用同时也带来了更好的污染物去除效果.因此, 将电场预处理与微藻废水处理相结合, 可以有效提高处理效果同时收获更多的有价生物质资源, 以进一步提高整个工艺的经济性和可行性.
图 6(Fig. 6)
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| 图 6 微藻在各实验组中的生长情况 Fig. 6Growth of microalgae in different groups |
叶绿素a是小球藻进行光合作用的重要色素, 它的浓度直接影响小球藻光合作用效率和自养生长速率(朱中强等, 2019).从各实验组混合液提取的微藻叶绿素a浓度变化(图 7)可以看到, 其变化趋势与微藻的生物量(干重)的变化趋势基本一致.不锈钢组和铝组仍然保持着较快的增长趋势和最终浓度(分别为54.07 mg·L-1和46.59 mg·L-1, 分别为接种时的11.48倍和9.89倍), 而钛组和石墨组与对照的原水组比较接近, 分别为32.29、23.01和20.85 mg·L-1.此外, 从图 7中还可以发现, 电场预处理对色度、浊度去除效果较差的钛组和石墨组与对照的原水组在实验的第1~5 d之间出现了叶绿素a含量不稳定波动的现象, 而色度、浊度去除较好的不锈钢组和铝组则在整个实验过程中基本上一直呈现出稳定上升的趋势.这个对比的差别说明电场预处理对色度、浊度物质的高效去除, 可以有效地提高微藻在混合液中的光合作用效率, 进而加快其生长速率和对水中碳氮磷等污染物的同化吸收效果, 进而实现更高效地污染物去除和更快的生物量积累.
图 7(Fig. 7)
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| 图 7 各组试验中微藻的叶绿素a含量变化 Fig. 7Variations of chlorophyll-a content of microalgae among different groups |
4 结论(Conclusions)1) 采用电场对养猪沼液进行预处理, 可以有效降低废水的色度、浊度和部分盐度物质的含量, 本研究采用的4组电极材料组合中, 不锈钢组和铝组效果最佳.两组对色度的去除率分别为92.44%和83.72%, 对浊度的去除率分别为99.83%和99.74%.
2) 经过电场预处理的养猪沼液对后续微藻废水处理效果相较于对照的原水组有明显的提升作用, 其中不锈钢组具有最高的总氮和氨氮去除率(70.82%和74.51%), 铝组具有最高的总磷去除率(99.05%).
3) 电场预处理对微藻的生长也产生了极大的促进作用, 其中效果最为明显的不锈钢组和铝组最终生物量分别达到2.22 g·L-1、1.89 g·L-1, 远高于对照组.而叶绿素a含量变化方面, 不锈钢组和铝组中的浓度分别为接种时的11.48倍和9.89倍.
4) 电场预处理与微藻废水处理相结合, 可以有效提高微藻在猪场废水处理中的适应性, 在提高其污染物去除效果的同时加快微藻的生长速率和最终的生物产量, 实现更大的生物质资源利用价值, 提高整体工艺的经济性和可行性.
参考文献
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