豬場沼液微藻凈化前的營養優化

來源:用戶上傳      作者:

　　摘要：微藻凈化豬場沼液是一種環保的、低成本的、前景廣闊的資源再利用方式。通過對沼液的營養優化來提高微藻的凈化效率，包括氨氮濃度的控制，碳氮比、氮磷比的合理調配，以及過量重金屬、抗生素脅迫作用的消除。這些優化將為微藻凈化沼液產業化發展打下基礎。
　　關鍵詞：微藻;豬場沼液;營養優化
　　中圖分類號：S216.4;X71         文獻標識碼：A
　　文章編號：0439-8114（2019）09-0048-04
　　DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2019.09.011           開放科學（資源服務）標識碼（OSID）：
　　Abstract： Piggery biogas slurry purification by microalgae is an environment-friendly， low-cost and promising resource reuse mode. The purification efficiency of microalgae was improved by the nutrition optimization of the biogas slurry， including the control of ammonia nitrogen concentration， proper adjustment of C/N，N/P and the elimination of stress effects from excessive heavy metals and antibiotics. These optimization will lay a foundation for industrial development of microalgae purification of biogas slurry.
　　Key words： microalgae; piggery biogas slurry; nutrition optimization
　　據估計，未來10年，萬頭規模以上的豬場出欄量將占總出欄量的60%以上[1]。伴隨規?；B豬場興起的是巨大的糞污處理壓力，養殖糞污必須經過嚴格科學的處理才能達到環保要求。當前規模化豬場主要采用固液分離-厭氧發酵的組合方式對糞尿進行前期處理。經固液分離后的養殖廢水進入厭氧發酵系統后，水中的大分子有機物經過水解、產酸菌和產甲烷菌的共同作用最終生成沼氣，厭氧發酵后出水質量大幅改善，但水中氮、磷、化學需氧量（COD）、重金屬等指標相較于排放或是農業灌溉水質標準仍然超標[2]。因此，厭氧發酵后沼液的后處理流程必不可少。目前采用的后續工藝主要有A/O曝氣、序批式活性污泥法（SBR）以及人工濕地等[3]。但這些方法都存在一定不足，如A/O曝氣法處理效果不徹底。SBR法設備投入巨大，能耗高，運行管理及維護成本高。人工濕地法需要的土地面積較大，不適合土地資源較為稀缺的地區，且處理效果不穩定。因此，尋找一種適用范圍更廣、更加環保、成本更低的沼液凈化方法成為亟待解決的問題。
　　近年來利用微藻（Scendesmus sp.）凈化成為研究熱點。王利燕等[4]研究表明，相較于四尾柵藻和小球藻，斜生柵藻對沼液中總氮和氨態氮的去除效果最佳，在16倍稀釋的沼液中總氮、總磷的清除率分別達到88%、97%。劉林林等[5]利用小樁藻處理豬場沼液，氨氮和總磷的去除率分別達到了96.88%和95.88%。這種方法實現了資源的循環利用，具有廣闊的應用前景。但藻液凈化也受到沼液營養成分、培養條件等因素的影響，而沼液中的碳、氮、磷等元素是制約藻類生長的重要營養元素，因此本研究結合沼液的發酵特點和微藻生長需求，著重從微藻對氨態氮的耐受，碳、氮、磷比例的調和以及金屬離子、生長調節因子濃度的控制角度出發，討論發酵后沼液的營養控制。
　　1  氨態氮的耐受限度和調控
　　固液分離后的糞污經過厭氧發酵，沼液中的氮元素主要以氨態氮形式存在[6]。豬場厭氧發酵沼液中氨態氮含量一般占總氮的比例高達70%[7]。研究表明，微藻通常優先利用沼液中的氨態氮，直至氨態氮耗盡才開始利用硝態氮、亞硝態氮[8]。因此，微藻養殖是一種高效清除沼液中過量氮元素的方法。但是沼液中高濃度的氨態氮也會對微藻生長產生抑制作用，這可能是由于高濃度的氨態氮會引起藻細胞內的活性氧自由基（ROS）增多，大量活性氧自由基破壞了細胞內膜結構，同時降低葉綠素含量[9]。研究表明，不同藻類對氨態氮的耐受量不同[10]。當氨態氮濃度達到200～500 mg/L時，微藻生物質下降到70%[11]。螺旋藻在氨態氮濃度達到60 mg/L時就已經無法生存[12]?？偟膩碚f，藍藻相對于綠藻對氨態氮的耐受性更強，但是仍然無法耐受含高濃度氨態氮的沼液。而規?；B殖豬場沼液中的氨態氮含量一般在100～2 000 mg/L[13]，在利用藻類凈化之前必須采取合適的方法控制沼液中的氨態氮濃度。
　　目前降低沼液氨態氮濃度的物理化學方法主要有稀釋、提高pH、曝氣、吸附等。稀釋法簡單易行，但造成了大量的水資源浪費，不具有環保可行性。提高pH可以促進沼液NH4+以氨氣的形式揮發到空氣中，可以通過向沼液中加入生石灰調節pH至11以上，同時配合升溫和A/O曝氣等方法促進氨氣從沼液中逸出。但這也帶來一些新的問題，pH偏高的沼液一般不適合用來養藻，后續還需要加酸來調節pH，另外氨氣的揮發造成了二次污染。吸附法常選用沸石作為吸附劑，通過吸附和陽離子交換作用降低沼液中的氨態氮[14]。
　　其次，也可借鑒工業污水的處理方法，如電解法、序批式活性污泥法、序批式生物膜反應器（SBBR）和各種集成工藝等。其中電解法是一種城市和工業污水處理的新技術，主要是利用電流在沼液中產生強氧化能力的氧化劑，將大分子難降解的有機物氧化成毒害作用較小的小分子有機物[14]，也可將沼液中的氨態氮氧化成硝態氮?？傊?，這些工廠化處理流程在降低厭氧發酵沼液中的氨態氮的同時，還能降低COD，且處理過程可控、處理時間相對較短。但這些工藝的運行成本較高、設備較多，維護管理量大，需要專門的技術人員管理。 　　此外，研究表明某些特定的菌種也可以用來降解污水中的氨態氮，目前研究較多的是枯草芽孢桿菌。Xiao等[15]利用固定化的芽孢桿菌來去除城市污水中的NH4+-N，清除率達到了99.55%。王濤等[16]在土壤中分離篩選出一株對氨態氮具有高降解能力的枯草芽孢桿菌，并用它處理氨態氮濃度為50 mg/L的模擬廢水，結果表明48 h內氨態氮的降解率可以達到95.5%。隨著現代酶工程技術的發展，各種功能酶產品已經廣泛應用到化工、飼料等各個領域，有研究表明利用生物酶制劑降解生活污水中的氨態氮去除率高達95.1%[17]。但目前這些微生物和酶制劑處理的多為城市污水，其中的氨態氮含量相較于養殖廢水而言更低。這些細菌和酶制劑能否在養殖廢水中發揮功能尚有待進一步研究。為了提高沼液氨態氮的清除效率，也可以采用各種處理方法的組合，比如電解法和吸附法的組合，菌、藻聯合處理等。
　　2  碳氮比、氮磷比的合理調配
　　微藻凈化的主要目的在于去除沼液中過量的氮、磷，因為養殖污水氮、磷的長期過量外排會造成土壤和地表水的富營養化，對土壤和水源生態造成惡性影響。對于微藻而言，碳、氮、磷都是其合成自身細胞骨架、進行各種代謝活動必需的營養物質。但是豬場廢水在經過厭氧消化之后，氮含量高，碳、磷含量較低，導致碳氮比（C/N）偏低、氮磷比（N/P）偏高，沼液的可生化性差。失衡的C/N、N/P不利于藻類的正常生長，進而影響微藻對沼液氮、磷的清除率。
　　碳氮比會影響微藻的生物量和油脂積累。異養培養小球藻的C/N為4∶1～5∶1時，小球藻的生長狀況較好，生物量積累較快[18]。Chen等[19]發現在異養培養小球藻（Chlorella sorokiniana）的試驗中，C/N在20左右時為氮限制和碳限制的轉換點，細胞內脂質含量達到最小值。因此，可根據培養目的的不同選擇合適的C/N。對于N/P而言，Rahman等[20]認為N/P為16時最有利于藻類的生長，也有研究發現N/P為7時更適于Chlorella vulgaris的生長[21]。因此，適宜的碳氮比和氮磷比都應針對特定的藻種，而且與碳、氮、磷的來源以及沼液的pH都有關，因為這些因素都會影響微藻對碳、氮、磷的利用效率。在工廠化開展微藻凈化沼液時，應根據微藻對氮、磷的實際清除率決定是否要額外補充碳、磷，當這些元素的缺乏已經成為藻類生長的限制性因素時，可以考慮額外添加碳源或磷源以促進整體的凈化效率。
　　目前利用微藻凈化沼液一般都向培養體系中補充CO2，這不僅不會造成資源的二次浪費，而且有利于消除溫室效應，同時也可以維持培養體系的pH的相對穩定。因為微藻利用無機碳源會使碳酸鹽的平衡發生變化，引起氫氧根離子富集，導致pH逐漸升高[22]。
　　3  重金屬離子濃度的控制
　　豬場厭氧發酵后的沼液中含有鉀、鎂、銅、鐵、鋅、錳、砷、鎘等多種金屬離子，其中的重金屬如果得不到有效處理而直接排向外部環境會造成重金屬污染。有些重金屬離子是微藻生長所必需的微量營養素，如銅、鋅、錳等，所以利用微藻來降低沼液中的重金屬含量具有可行性。當污水中的重金屬含量不高時，使用微藻吸附重金屬離子是一種相對低成本、高效、易操作的處理方式。
　　微藻吸附金屬離子大致可通過4種機制實現，即細胞表面配位、離子交換、氧化還原以及微量沉淀[23]。這些金屬離子在被吸收后，可以參與構成細胞內各種結構物質、金屬酶等，保證藻細胞各種生理功能的正常進行。例如鎂和鐵離子可以參與細胞內葉綠體的構成，進而影響藻類的光合作用積累碳水化合物。同時鐵又是浮游植物光合電子傳遞鏈和呼吸鏈的重要組成部分[24，25]。但重金屬離子對于微藻生長也具有二向性，存在高濃度重金屬脅迫的現象[26]。凌娜等[25]研究發現，鐵的濃度為25 μmoL/L時，小球藻的生長最佳，營養成分含量最高，當鐵濃度超過50 μmoL/L，小球藻開始死亡。類似的結果也出現在銅離子對綠色微囊藻（Microcystis ciridis）生長的影響上，低濃度Cu2+（0.001～0.100 mg/L）對綠色微囊藻生長有促進作用，而高濃度Cu2+（>1 mg/L）降低了藻細胞密度、葉綠素a以及微囊藻毒素的含量，抑制了綠色微囊藻的增殖[27]。當Cu2+濃度高于100 μmoL/L時，斜生柵藻（Scenedesmus obliquus）生長會受到抑制，光合作用會隨脅迫時間延長不斷削弱[28]。不同的藻種對于重金屬的耐受性不同，斜生柵藻的耐受性就比小球藻更強[26]，因此在使用微藻凈化時，可根據沼液中重金屬含量的特點，有針對性地選擇藻種或是預先進行藻種馴化。此外，可以使用吸附劑來降低重金屬離子濃度。吸附劑如沸石，可以通過陽離子交換來實現沸石中堿土金屬和沼液中重金屬離子的交換，達到清除重金屬離子的目的，但是處理成本較高。一些廉價的吸附劑如殼聚糖、海泡石、膨潤土、泥炭等也具有吸附重金屬離子的能力，但對不同種類的重金屬離子吸附能力不同[29]。
　　4  抗生素含量的控制
　　為了豬群的健康，規模化養豬場會在飼養的各個階段使用抗生素。攝取的抗生素則會在動物食品、糞便中殘留。其中用于預防和治療畜禽疾病的抗生素有85%以上以原藥或具有抗性的代謝產物形式殘留在動物糞便中[30]。這些抗生素會被好氧、厭氧發酵環節的微生物降解一部分，但厭氧發酵的沼液通常都含有抗生素。衛丹等[13]檢測了浙江省嘉興市的10家規模化養豬場沼液中的抗生素含量，結果顯示大量的抗生素殘留在沼液中，最高的含量超過1 000 μg/L，遠高于歐盟的水環境抗生素閾值10 ng/L?？股鼐哂忻黠@的低促高抑效應，低濃度的抗生素有促進微藻生長的效果，過量時則會對微藻的生長產生抑制作用。促進作用的發揮可能是通過抑制其他微生物、寄生蟲對微藻的營養競爭來實現的。李霞等[31]發現苯丙醇類抗生素會對蛋白核小球藻（Chlorella pyrenoidosa）的生長產生抑制，其中氟苯尼考的抑制作用較強，當其含量超過0.94 mg/L時就會對藻類生長產生抑制。左氧氟沙星、氧氟沙星、紅霉素在高于10 mg/L時會使蛋白核小球藻和水華微囊藻（Microcystis flos-aquae）藻細胞增殖活動受到顯著抑制，同時細胞凋亡顯著增加[32]。因此，在利用微藻凈化前應當檢測沼液中的抗生素濃度，當抗生素濃度超標時就應采取措施降低其水平，一般也是通過活性污泥法、生物濾池和厭氧消化法等生化處理方式實現，也可以采用沉淀、氣浮、吸附和高級氧化等物理化學方法[33，34]?？傊?，無論是生物處理還是物理化學處理，處理的成本都不宜過高，否則難以在生產中大面積推廣。 　　5  結語
　　相較于物理、化學方法，應用微藻凈化豬場沼液的優點有很多，如處理成本更低，不易造成二次污染，實現了資源的循環利用等。但是要在生產中大面積推廣藻液凈化還需要解決很多技術問題，比如沼液的前處理、連續藻類培養生物反應器的優化、藻種篩選和馴化等。而本研究著重討論了沼液前處理中的營養條件優化，通過對沼液中碳、氮、磷營養素的科學調控以及過量重金屬、抗生素脅迫作用的消除，提高微藻的凈化效率，縮短沼液的處理周期。而要實現更加系統的優化則要從糞污處理的源頭開始控制，包括糞污的處理方式、厭氧發酵等環節。
　　參考文獻：
　　[1] 李俊柱.中國養豬業未來發展趨勢[J].獸醫導刊，2017（7）：15.
　　[2] 靳紅梅，常志州，葉小梅，等.江蘇省大型沼氣工程沼液理化特性分析[J].農業工程學報，2011，27（1）：291-296.
　　[3] 章  萍，王天琪，萬金保，等.養豬場沼液處理方法的研究進展[J].中國沼氣，2013，31（6）：22-24.
　　[4] 王利燕，黃開耀，彭  霞，等.3株真核微藻在不同濃度豬糞水沼液中生長差異及氮磷去除率研究[J].中國畜牧雜志，2017，53（7）：98-102.
　　[5] 劉林林，黃旭雄，危立坤，等.利用狹形小樁藻凈化豬場養殖污水的研究[J].環境科學學報，2014，34（11）：2765-2772.
　　[6] 靳紅梅，付廣青，常志州，等.豬、牛糞厭氧發酵中氮素形態轉化及其在沼液和沼渣中的分布[J].農業工程學報，2012，28（21）：208-214.
　　[7] LEI X，SUGIURA N，FENG C，et al. Pretreatment of anaerobic digestion effluent with ammonia stripping and biogas purification[J].J Hazard mater，2007，145（3）：391-397.
　　[8] MAESTRINI S Y，ROBERT J M，LEFTLEY J W，et al. Ammonium thresholds for simultaneous uptake of ammonium and nitrate by oyster-pond algae[J].J Exp Mar Biol Ecol，1986，102（1）：75-98.
　　[9] 高鏡清，黃五星，黃  宇，等.氨態氮脅迫下金魚藻的過氧化損傷和抗氧化能力[J].武漢大學學報（理學版），2010，56（5）：590-596.
　　[10] COLLOS Y，BERGES J. Nitrogen metabolism in phytoplankton[M].Oxford，UK：Eolss publishers，2003.85-90.
　　[11] PARK J，JIN H F，LIM B R， et al. Ammonia removal from anaerobic digestion effluent of livestock waste using green alga Scenedesmus sp.[J].Bioresource Technol，2010，101（22）：8649-8657.
　　[12] 邊  磊.微藻對氮磷營養鹽的脫除利用與廢水凈化[D].浙江杭州：浙江大學，2010.
　　[13] 衛  丹，萬  梅，劉  銳，等.嘉興市規模化養豬場沼液水質調查研究[J].環境科學，2014，35（7）：2650-2657.
　　[14] 王夢梓.基于利用小球藻處理高濃度有機廢水的耦合技術研究[D].北京：中國農業大學，2016.
　　[15] XIAO J，ZHU C，SUN D， et al. Removal of ammonium-N from ammonium-rich sewage using an immobilized Bacillus subtilis AYC bioreactor system[J].J Environ Sci-China，2011， 23（8）：1279-1285.
　　[16] 王  濤，賈源賓，張  寧，等.一株氨態氮降解芽孢桿菌的篩選及降解能力初步研究[J].江蘇農業學報，2012，28（4）：765-770.
　　[17] 呂  華.生物酶制劑處理生活污水指標的測定研究[J].生物化工，2017，3（6）：29-31.
　　[18] 張麗君，楊汝德，肖  恒.小球藻的異養生長及培養條件優化[J].廣西植物，2001，21（4）：353-357.
　　[19] CHEN F，JOHNS M R. Effect of C/N ratio and aeration on the fatty acid composition of heterotrophic Chlorella sorokiniana[J].J Appl Phycol，1991，3（3）：203-209.
　　[20] RAHMAN A，ELLIS J T，MILLER C D. Bioremediation of domestic wastewater and production of bioproducts from microalgae using waste stabilization ponds[J].J Bioremed Biodeg，2012，3：e113.
　　[21] SHI J，PODOLA B，MELKONIAN M. Removal of nitrogen and phosphorus from wastewater using microalgae immobilized on twin layers：An experimental study[J].J Appl Phycol，2007，19（5）：417-423. 　　[22] 楊  祎，陳立文，陳必鏈，等.微藻凈化沼液產業化研究進展[J].中國沼氣，2015，33（4）：49-53.
　　[23] 蔡卓平，段舜山.微藻對污水中重金屬的生物吸附[J].生態科學，2008，27（6）：499-505.
　　[24] 王  珊，趙樹欣，魏長龍，等.缺鎂脅迫對普通小球藻光合生理及油脂積累的影響[J].環境科學，2014，35（4）：1462-1467.
　　[25] 凌  娜，孫慶巖，茅云翔，等.鐵對蛋白核小球藻生長及營養品質的影響[J].中國海洋藥物，2014，33（4）：45-49.
　　[26] 梁  英，王  帥.重金屬對微藻脅迫的研究現狀及前景[J].海洋湖沼通報，2009（4）：72-82.
　　[27] 李晨辰，杜桂森.銅離子對綠色微囊藻增殖的影響[J].世界科技研究與發展，2011，33（4）：560-562.
　　[28] 王  琳，劉  冉，李文慧，等.不同重金屬離子脅迫對斜生柵藻生長及葉綠素熒光特性的影響[J].生態與農村環境學報，2015， 31（5）：743-747.
　　[29] 李增新，薛淑云.廉價吸附劑處理重金屬離子廢水的研究進展[J].環境污染治理技術與設備，2006，7（1）：6-11.
　　[30] 邵一如，席北斗，曹金玲，等.抗生素在城市污水處理系統中的分布及去除[J].環境科學與技術，2013，36（7）：85-92.
　　[31] 李  霞，陳菊芳，呂頌輝，等.苯丙醇類抗生素對蛋白核小球藻生長的影響[J].暨南大學學報（自然科學與醫學版），2012，33（3）：294-299.
　　[32] 萬禁禁.淡水微藻對幾種抗生素脅迫的響應研究[D].福建泉州：華僑大學，2014.
　　[33] 王亞卿，王路光，王靖飛，等.抗生素生產廢水生化前預處理技術進展[J].工業水處理，2007，27（10）：17-20.
　　[34] 鞏有奎，張林生.抗生素廢水處理研究進展[J].工業水處理，2005，25（12）：1-5.
　　收稿日期：2018-10-15
　　基金項目：湖北省技術創新專項（2017ABA135）;中糧橫向項目（YZ-GL 18102）;湖北省農業科技創新行動專項（2018skjcx05）
　　作者簡介：濮振宇（1992-），男，河南信陽人，初級畜牧師，主要從事畜禽廢棄物資源化利用方面的研究工作，（電話）027-81775001（電子信箱） 15914342284@163.com;通信作者，馮小婷，副教授，博士，主要從事分子育種和分子病毒學研究工作，（電話）027-89648113（電子信箱）fxt2011@whsw.edu.cn。
轉載注明來源:http://www.hailuomaifang.com/8/view-14893334.htm