生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中的氨氮

吴义诚; 张建发; 刘征; 傅海燕; 代智能; 肖勇

doi:10.12030/j.cjee.201905096

生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中的氨氮

1.
厦门理工学院环境科学与工程学院，厦门 361024
2.
中国科学院城市环境研究所，厦门 361021

作者简介: 吴义诚(1984—)，男，博士，讲师。研究方向：水污染控制工程。E-mail：ycwu@xmut.edu.cn

通讯作者: 肖勇(1982—)，男，博士，副研究员。研究方向：环境微生物。E-mail：yxiao@iue.ac.cn

基金项目:
福建省自然科学基金资助项目(2019J01848)；厦门市科技计划指导性项目(3502Z20179029)；厦门理工学院科研攀登计划(XPDKQ18032)
中图分类号: X703

Removal of ammonia nitrogen by biochar-alginate-jointly immobilized Chlorella Vulgaris

1.
School of Environment Science and Engineering, Xiamen University of Technology, Xiamen 361024, China
2.
Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China

Corresponding author: XIAO Yong, yxiaoiue.ac.cn

摘要: 以海藻酸钠为包埋材料，生物炭为添加剂，固定小球藻，制得生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球，并将其用于水中氨氮的去除。实验结果表明：生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻具有生物炭吸附和小球藻吸收协同作用，促进了小球藻的生长和水中氨氮的去除，且氨氮的去除率随着胶球加入量和胶球粒径的增加而提高。生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球制备最优方案为：生物炭浓度为0.26 g·L⁻¹、海藻酸钠质量分数为1.8%、胶球中藻细胞密度为3.0×10⁶ 个·mL⁻¹、CaCl₂质量分数为1%；胶球重复使用一次的氨氮去除率可达66.87%。生物炭促进了固定化微藻对高浓度氨氮废水的资源化利用。
- 生物炭 /
- 海藻酸钠 /
- 包埋固定化 /
- 小球藻 /
- 氨氮去除率
Abstract: Chlorella Vulgaris was immobilized in the embedding material of sodium alginate beads with additive of biochar, this biochar-alginate-jointly immobilized C. Vulgaris was used to remove ammonia nitrogen from water. The results showed that this biochar-alginate-jointly immobilized C. Vulgaris exerted the synergistic effects of biochar adsorption and C. Vulgaris uptake, and promoted C. Vulgaris growth of and ammonia nitrogen removal. The removal rate of ammonia nitrogen increased with the increase of the addition amount and diameter of biochar-alginate-jointly immobilized C. Vulgaris beads. The optimum conditions for preparation of the beads were as follows: biochar concentration of 0.26 g·L⁻¹, sodium alginate mass fraction of 1.8%, C. Vulgaris density embedded in beads of 3.0×10⁶ cells·mL⁻¹ and CaCl₂ mass fraction of 1%, and ammonia nitrogen removal rate of recycled beads could reach 66.87%. Biochar promoted the resource utilization of high concentration ammonia nitrogen wastewater by immobilized microalgae.
- biochar /
- sodium alginate /
- immobilization /
- Chlorella Vulgaris /
- ammonia nitrogen removal rate

长江上游地区是我国重要的经济发展带，位于长江上游的中大型城市多以丘陵地貌为主，具有地势落差大、雨污收集速度快、地下水渗入率高等雨污排放特征^[1-3]。城市污水处理厂是雨污治理的重要基础设施。一方面，污水处理厂减少了有机污染物、氮磷等污染物的排放，在水环境污染物控制中发挥重要作用^[4-6]。城市污水处理厂累计削减的有机污染物 (以COD计) 占全国减排总量的70%以上，且占比逐年增加^[7]；另一方面，城市污水处理厂需消耗大量电能。污水处理厂的用电量约占全社会用电量的2.6‰^[8]，且占比逐年上升。此外，城市污水处理厂在深度脱氮除磷中，需使用大量的有机碳源和混凝剂^[9-11]。

随着城市污水水量增加和污染物种类增多，污水处理厂面临严峻挑战。为保证出水水质达标，污水处理厂会考虑延长处理工艺单元链和增加了药剂的投加量，致使其运行成本增加^[12-13]。本研究拟基于长江上游西南丘陵城市污水处理厂的运行优化需求，以泸州作为长江上游西南丘陵城市的代表，分析2020—2022年泸州中心区城市污水处理厂的电力、混凝剂和碳源使用量和使用效率，并与同期全国城市污水处理厂运行情况比较，以期掌握西南典型丘陵城市污水处理厂的用电量和药剂使用量特征，为污水处理厂运行优化提供参考。

1. 污水处理厂数据来源与运行特征

1.1 数据来源

本研究中泸州中心区5座城市污水处理厂的运行用电量、药剂投加量和进水与出水水质由泸州市住房和城乡建设局、泸州市兴泸水务 (集团) 股份有限公司提供，全国污水处理厂的运行数据来自住建部全国城镇污水处理管理信息系统和《中国城镇污水处理与再生利用发展报告 (1978-2020) 》。污水处理厂的用电量和药剂投加量为月累积用量；进水和出水水质指标为月均数据；统计期 (2020年1月—2022年4月) 内中位值用于定量讨论水质特征，5^th~95^th概率分布 (将数据按大小顺序排列的5%和95%分位值) 和箱式图用于表示水质数据分布特征。

1.2 泸州市城区污水处理厂基本情况

泸州市位于长江上游丘陵地区，其城市污水和初期雨水经由排水管网进入污水处理厂处理后再排入河流中。该市中心区共有5座城市污水处理厂，依次为纳溪污水处理厂、鸭儿凼污水处理厂、二道溪污水处理厂、城东污水处理厂和城南污水处理厂。5座污水处理厂的设计污水处理量、主体处理工艺和主要耗能单元如表1所示。

表 1 泸州中心区5座城市污水处理厂概况

Table 1. Overview of the five urban wastewater treatment plants in the central area of Luzhou

污水处理厂	设计污水处理量/(10⁴ m³·d⁻¹)	主体处理工艺和主要能耗单元
纳溪污水处理厂	2.75	曝气沉砂池-A²/O改良工艺-紫外消毒渠
鸭儿凼污水处理厂	8.0	曝气沉砂池-MBR-紫外消毒渠
二道溪污水处理厂	10.0	曝气沉砂池-A²/O-反硝化滤池-紫外消毒渠
城东污水处理厂	5.0	曝气沉砂池-A²/O改良工艺-D型滤池-紫外消毒渠
城南污水处理厂	5.0	曝气沉砂池-A²/O改良工艺-D型滤池-紫外消毒渠
注：A²/O改良工艺即在厌氧池前端增加了预反硝化单元。

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1.3 污水处理厂处理水量与进出水水质

污水处理厂的处理水量和运行负荷如图1所示。一方面，污水处理厂水量突然升高情况较多，与该地区的降雨频繁密切关联；另一方面，水量随季节性波动明显，二道溪、城东和城南污水处理厂在7—9月份的水量较大^[14]。从2021年开始，城南污水处理厂和城东污水处理厂处理水量长期大于设计处理量，主体工艺处于高负荷运行状态。此外，表2展示了5座污水处理厂进出水水质，出水符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB 18918-2002) 一级A排放标准，但距离地表Ⅲ类水相关指标限值尚有一定差距。

图 1 泸州中心区城市污水处理厂的处理水量的变化

Figure 1. Variation characteristics of treated water quantity of urban wastewater treatment plants in the central area of Luzhou

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表 2 泸州中心区城市污水处理厂进水和出水水质特征 (2020年1月—2022年4月)

Table 2. Quality characteristics of inlet and outlet water of urban wastewater treatment plants in the central area of Luzhou (2020-01—2022-04)

污水处理厂	BOD₅/(mg·L⁻¹)		TN/(mg·L⁻¹)		[NH₃-N]/(mg·L⁻¹)		TP/(mg·L⁻¹)
污水处理厂	进水	出水	进水	出水	进水	出水	进水	出水
纳溪污水处理厂	198.47±60.79	12.03±3.87	27.80±6.67	9.57±1.10	18.70±5.72	0.61±0.45	2.79±0.72	0.21±0.06
鸭儿凼污水处理厂	197.01±55.66	11.77±1.79	29.85±5.18	7.83±1.54	23.21±2.95	0.51±0.32	3.40±1.01	0.24±0.06
二道溪污水处理厂	231.52±55.01	11.26±2.61	29.85±5.18	7.83±1.54	28.39±9.40	0.04±0.39	3.54±0.85	0.25±0.09
城东污水处理厂	182.33±78.28	19.86±3.55	33.18±8.68	10.20±1.21	25.69±6.69	0.04±0.28	3.28±1.08	0.31±0.03
城南污水处理厂	216.65±65.50	11.97±2.99	28.97±7.55	9.25±1.49	20.73±6.04	0.03±0.03	2.50±0.77	0.24±0.07

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2. 结果与讨论

2.1 污水处理厂运行用电量与用电效率

1) 运行用电量。用电量是污水处理厂的主要运行成本之一，亟需识别西南典型丘陵城市污水处理厂的用电特征和用电效率^[15-16]。总用电量 (Q，10⁴ kW·h) 、单位处理水量的用电量 (Q_V，kW·h·m⁻³) 和单位污染物去除量的用电量 (Q_COD和Q_NH3-N，分别指去除污水中单位质量有机污染物 (以COD计) 或NH₃-N的用电量，kW·h·kg⁻¹) ，常用于表示用电特征和用电效率，计算方法如式 (1)~(3) 。

${Q}_{\mathrm{v}} (\mathrm{k}\mathrm{W}\cdot\mathrm{h}\cdot{\mathrm{m}}^{-3}) =\frac{\mathrm{总}\mathrm{用}\mathrm{电}\mathrm{量} (\mathrm{k}\mathrm{W}\cdot\mathrm{h}) }{\mathrm{处}\mathrm{理}\mathrm{水}\mathrm{量} ({\mathrm{m}}^{3}) }$

$(1)$

${Q}_{\mathrm{c}} (\mathrm{k}\mathrm{W}\cdot\mathrm{h}\cdot{\mathrm{k}\mathrm{g}}^{-3}) =\frac{\mathrm{总}\mathrm{用}\mathrm{电}\mathrm{量} (\mathrm{k}\mathrm{W}\cdot\mathrm{h}) }{\mathrm{C}\mathrm{O}\mathrm{D}\mathrm{削}\mathrm{减}\mathrm{量} (\mathrm{k}\mathrm{g}) }$

$(2)$

${Q}_{\mathrm{N}\mathrm{H}_3-\mathrm{N}} (\mathrm{k}\mathrm{W}\cdot\mathrm{h}\cdot{\mathrm{k}\mathrm{g}}^{-3}) =\frac{\mathrm{总}\mathrm{用}\mathrm{电}\mathrm{量} (\mathrm{k}\mathrm{W}\cdot\mathrm{h}) }{\mathrm{N}{\mathrm{H}_{3}}-\mathrm{N}\mathrm{削}\mathrm{减}\mathrm{量} (\mathrm{k}\mathrm{g}) }$

$(3)$

泸州中心区5座城市污水处理厂的总用电量Q为20.0~110.9 10⁴ kW·h (5^th~95^th) ，如图2 (a) 所示。鸭儿凼污水处理厂的Q值最大 (中位值105.75 10⁴ kW·h) ，其次为二道溪污水处理厂 (中位值 85.10 10⁴ kW·h) 。城东和城南污水处理厂的处理水量和主体处理工艺相同，但城南污水处理厂Q的中位值为51.01 10⁴ kW·h ，高于城东污水处理厂 (中位值47.61 10⁴ kW·h) 。在污水处理厂的实际运行当中，曝气是主要的耗能工艺。此外，5座城市污水处理厂均在三级处理流程中设置了紫外消毒渠处理单元，这也会增加污水处理厂的总用电量。伴随着污水处理工艺链的延长，电耗的总量和来源也逐渐增加。

图 2 泸州中心区城市污水处理厂的用电量和用电效率特征 (2020年1月—2022年4月)

Figure 2. Electricity consumption and efficiency characteristics of urban wastewater treatment plants in the central area of Luzhou (2020-01—2022-04)

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泸州中心区5座城市污水处理厂的Q_V为0.25~0.52 kW·h·m⁻³ (5^th~95^th) ，如图2(b)所示。鸭儿凼的Q_V值最高 (中位值0.46 kW·h·m⁻³) ，与其膜生物反应器 (membrane bioreactor，MBR) 处理工艺能耗较高有关^[17]。城东污水处理厂的Q_V值最低 (中位值0.28 kW·h·m⁻³) ，且显著低于城南污水处理厂 (中位值 0.36 kW·h·m⁻³) 。城东污水处理厂与城南污水处理厂的处理水量相近、工艺相同，Q_V差异表明进水水质、运营操作等因素会导致用电效率的差异。

泸州中心区城市污水处理厂的Q_COD和Q_NH3-N分别如图2(c)和图2(d)所示。Q_COD为1.12~3.55 kW·h·kg⁻¹ (5^th~95^th) 。其中，鸭儿凼污水处理厂的Q_COD最高 (中位值2.58 kW·h·kg⁻¹) ，城东污水处理厂Q_COD稍高于城南污水处理厂且分布范围较大 (中位值1.94 kW·h·kg⁻¹) 。Q_NH3-N为9.64~30.6 kW·h·kg⁻¹ (5^th~95^th) 。鸭儿凼污水处理厂的Q_NH3-N最大 (中位值20.57 kW·h·kg⁻¹) ，而城东污水处理厂的Q_NH3-N最小 (中位值11.23 kW·h·kg⁻¹) ，且显著低于城南污水处理厂 (中位值 17.39 kW·h·kg⁻¹)。

2) 运行用电效率。分析2020—2021年全国5 799座城镇污水处理厂处理用电量 (图3(a)) 。Q_V为0.16~1.20 kW·h·m⁻³ (5^th~95^th) ，中位值和平均值分别为0.36和0.47 kW·h·m⁻³。80%的污水处理厂的Q_V低于0.60 kW·h·m⁻³。此外，泸州中心区5座城市污水处理厂的Q_V均优于全国平均值，但差于前28%的污水处理厂。其中，鸭儿凼、二道溪和城南污水处理厂的Q_V差于国内50%以上的污水处理厂。由此说明，泸州中心城区城市污水处理厂的用电效率整体较高，但仍可通过处理工艺优化和升级进一步提高用电效率^[18-19]。

图 3 全国城镇污水处理厂的单位处理水量的用电量 (Q_V) (2020~2021)

Figure 3. Electricity consumption per unit of treated water (Q_V) for nationwide urban wastewater reatment plants nationwide (2020~2021)

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泸州是典型的西南丘陵城市。进一步比较其与西南地区和其他地区的用电效率，结果如图3(b)所示。华北地区的Q_V值最高 (中位值 0.61 kW·h·m⁻³) ，西南地区、西北地区和华东地区的Q_V值为中等 (中位值 0.36~0.51 kW·h·m⁻³) 。东北地区、华中地区和华南地区的Q_V值最低 (中位值 0.27~0.36 kW·h·m⁻³) 。与各地区典型运行效率相比，泸州市中心城区5座污水处理厂的Q_V优于华北地区、西北地区和西南地区的Q_V。各地区Qv的存在较显著的差异，与污水进水水质、处理工艺和气候紧密关联^[20-21]。

为增加运行用电效率，污水处理厂从厂区设计方面应该结合所处的地形特点，在处理单元高程布置中采用合理的布局，以减少提升泵的使用。此外，鼓风机和搅拌器是主要耗能设备，从选购的角度来说，应考虑实际处理水量和水质，选择型号适宜的设备；从布置的角度来说，精准曝气以增加溶解氧的传质速率可提升运行用电效率^[22]。

2.2 污水处理厂除磷混凝剂用量与使用效率

1) 除磷混凝剂用量。泸州市中心城区污水处理厂投加的混凝药剂为聚合硫酸铁 (polyferric sulfate，PFS) 。2020—2022年5座城市污水处理厂的单位处理水量的PFS投加量 (PFS_V，mg·L⁻¹) 和单位总磷 (TP) 去除量的PFS投加量 (PFS_TP，mg·mg⁻¹) 如图4所示。鸭儿凼和二道溪污水处理厂的PFS_V较高，为48.42~53.57 mg·L⁻¹；城东和城南污水处理厂的PFS_V较低，为25.11~26.98 mg·L⁻¹。

图 4 泸州中心区城市污水处理厂单位处理水量的PFS投加量 (PFS_V) 和单位总磷去除量的PFS投加量 (PFS_TP) 时间变化和统计分布 (2020年1月—2022年4月)

Figure 4. Temporal variation and statistical distribution of PFS dosage per unit treated water volume (PFS_V) and PFS dosage per unit total phosphorus removal (PFS_TP) of urban wastewater treatment plants in the central area of Luzhou (2020-01—2022-04)

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PFS_TP与进水和出水水质密切相关。泸州中心城区污水处理厂出水TP均满足一级A排放要求。进一步分析发现，泸州中心城区5座污水处理厂的PFS_TP为2.67~30.41 mg·mg⁻¹ (5^th~95^th) 。城东污水处理厂PFS投加质量分数较低，但同时PFS_TP仅为9.41 mg·mg⁻¹；鸭儿凼不仅PFS投加质量分数较高，同时PFS_TP达到19.16 mg·mg⁻¹。这与鸭儿凼污水处理厂二级出水的磷形态 (偏磷酸盐或溶解态为主) 等有关，需进一步开展水质分析来提高除磷工艺优化^[23-24]。值得注意的是，城东污水处理厂和城南污水处理厂的工艺和设计规模相同，但城南污水处理厂的PFS_TP显著较高，为13.34 mg·mg⁻¹。这可能是由于工艺操作和水中磷形态不同。如PFS对偏磷酸盐的去除效果较差，对磷形态分析和操作条件优化将有助于提高除磷效率和混凝剂投加效率^[25]。

2) 除磷混凝剂使用效率。比较泸州市中心城区5座污水处理厂与国内其他污水处理厂的混凝剂用量，结果如表3所示。北京市吴家村污水处理厂和上海市城投污水处理厂投加的混凝剂为PFS，但其PFS_TP是泸州市中心城区污水处理厂的1.36和2.06倍；昆明市第三污水处理厂投加的混凝剂为聚合氯化铝 (polyaluminium chloride，PAC) ，单位TP去除量的PAC投加量 (PAC_TP) 为11.1 mg·mg⁻¹。混凝剂使用效率比较结果表明，泸州市中心城区的PFS使用效率较高；由于PFS与PAC的性质差异，混凝剂的处理效率和使用效率存在差异。后续可基于混凝剂的单位除磷效率，进行混凝剂种类、操作条件和投加量等工艺条件优化^[26]。污水处理厂的PFS_TP与进出水TP关系如表3和图5所示，拟合结果表明其线性相关性较差。这说明污水处理厂的在三级处理化学除磷过程中，混凝剂使用效率PFS_TP与进出水TP线性不相关^[27]。

表 3 典型城市污水厂处理厂混凝剂药耗水平

Table 3. Coagulant consumption level in a typical urban wastewater treatment plants

污水处理厂	混凝剂种类	单位TP去除量的混凝剂投加量/(mg·mg⁻¹)	TP/(mg·L⁻¹)
污水处理厂	混凝剂种类	单位TP去除量的混凝剂投加量/(mg·mg⁻¹)	进水	出水
纳溪污水处理厂	PFS	11.56	2.79	0.21
鸭儿凼污水处理厂	PFS	19.16	3.40	0.24
二道溪污水处理厂	PFS	17.70	3.54	0.25
城东污水处理厂	PFS	9.42	3.28	0.31
城南污水处理厂	PFS	13.34	2.50	0.24
北京市吴家村污水^[28]	PFS	18.08	3.28	0.43
上海市城投污水^[29]	PFS	27.47	1.40	0.31
昆明市第三污水厂^[27]	PAC	11.1	1.00	0.31

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图 5 PFS_TP与进出水TP的关系

Figure 5. Relationship between PFS_TP value and TP in incoming and outgoing water

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2.3 污水处理厂运行碳源投加量

1) 碳源投加量。为实现高效除氮，污水处理厂通常需要补充外部碳源^[30-31]。如图6 (a) 所示，泸州市中心区5座城市污水处理厂单位处理水量的碳源投加量 (C_V，折合COD计) 为1.45~161.38 g·m⁻³ (5^th~95^th) 。污水处理厂之间C_V差别较大，其中纳溪污水处理厂投加的碳源较少 (中位值14.04 g·m⁻³) ，城东污水处理厂投加的碳源较多 (中位值 96.43 g·m⁻³) 。污水处理厂的C_V差异与进水碳源、形态、污水处理工艺等因素相关。在泸州市的中心区污水处理厂中，单位总氮 (TN) 去除量对应碳源投加量 (C_TN，以COD计) 为0.13~6.55 g·g⁻¹ (5^th~95^th) （图6 (b) ）。污水处理厂间的C_TN差异规律与C_V相似。城东污水处理厂的C_TN较高 (中位值为4.88 g·g⁻¹) ，二道溪污水处理厂较低 (中位值为0.60 g·g⁻¹) 。

图 6 泸州中心区城市污水处理厂的碳源使用效率分布 (2020年1月—2022年4月)

Figure 6. Carbon source utilization efficiency distribution of urban wastewater treatment plants in the central area of Luzhou (2020-01—2022-04)

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2) 碳源使用效率。2020年全国2 347座城镇污水处理厂的C_V和C_TN如图7所示，C_V为1.4~154.2 g·m⁻³ (5^th~95^th) ，中位值为20.2 g·m⁻³ (图7(a)) ； C_TN为0.04~4.67 g·g⁻¹ (5^th~95^th) ，中间值为4.84 g·g⁻¹ (图7(b)) 。泸州中心区的5座污水处理厂C_V和C_TN均差于国内50%以上的污水处理厂，这说明泸州市这5座污水处理厂的碳源使用效率仍有较大提升空间。

图 7 全国城镇污水处理厂的碳源使用效率分布 (2020—2021)

Figure 7. Carbon source efficiency distribution of urban sewage treatment plants in China (2020—2021)

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为探究碳源使用效率C_TN与进出水TN的相关性，对C_TN与进出水TN进行线性拟合，结果如图8所示，这说明污水处理厂在外加碳源增强反硝化脱氮过程中，碳源使用效率C_TN与进出水TN线性不相关。为提升碳源的使用效率或减少碳源的使用量，可考虑从运行优化、工艺升级与协同两个方面入手。以往污水处理厂投加外加碳源是凭借经验控制投加量，这会导致在维持出水TN达标的情况下，部分碳源可能浪费且增加水体BOD₅。而精准加碳可提升碳源的使用效率，可通过对硝酸盐和亚硝酸盐质量浓度的在线监测和反馈调节来实现精准加碳。此外，工艺升级与协同可减少碳源的使用量，采用短程硝化工艺使得氮元素以亚硝酸根的形式存在，进而减少还原过程中的碳源投加量。此外，反硝化滤池工艺的增加和协同不仅可减少碳源在A²/O工艺的投加量，还可维持出水TN稳定性。

图 8 C_TN与进出水TN的关系

Figure 8. Relationship between C_TN value and TNin incoming and outgoing water

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3. 结论

1) 西南丘陵城市泸州市中心区城市污水处理厂的电力、混凝剂和碳源的用量具有显著季节特征，夏季降雨较多时的用电量和药剂用量较高。2) 在用电量方面，泸州市中心城区污水处理厂的Q_V为0.25~0.52 kW·h·m⁻³，用电效率较好，位于全国28%~66%。其中，鸭儿凼污水处理厂的Q_V较高 (中位值 0.46 kW·h·m⁻³) ，与其膜生物处理工艺有关。城东和城南污水处理厂的设计处理水量和工艺相同，但Q_V和Q_NH3~N差异较大，主要原因为进水中污染物的种类和[NH₃-N]差异较大。因此，污水处理厂用电量、用电效率与水量相关，也与进水出水水质、操作条件等相关。3) 在药剂投加量方面，泸州市中心城区污水处理厂以PFS为除磷混凝剂，PFS_TP效率较高，为2.67~30.41 mg·mg⁻¹；泸州市中心区城市污水处理厂的碳源使用率较低，位于全国44%~95%，需通过对进水中硝酸盐与亚硝酸盐质量浓度进行监测、升级脱氮工艺和外加碳源精准投加等方式来提升碳源使用效率。

图 1 生物炭对海藻酸钠固定化小球藻生长的影响

Figure 1. Effect of biochar on the growth of alginate-immobilized C. Vulgaris

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图 2 联合固定化小球藻对水中氨氮的去除

Figure 2. Ammonia nitrogen removal from wastewater by jointly immobilized C. Vulgaris

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图 3 初始氨氮浓度对联合固定化小球藻去除氨氮影响

Figure 3. Ammonia nitrogen removal from wastewater at different initial concentrations by jointly immobilized C. Vulgaris

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图 4 胶球加入量对联合固定化小球藻去除氨氮影响

Figure 4. Effect of the amount of jointly immobilized C. Vulgaris on ammonia nitrogen removal rate

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图 5 胶球粒径对联合固定化小球藻去除氨氮影响

Figure 5. Effect of particle size of jointly immobilized C. Vulgaris bead on ammonia nitrogen removal

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图 6 联合固定化小球藻重复使用对氨氮的去除率影响

Figure 6. Effect of repeated use of jointly immobilized C. Vulgaris on ammonia nitrogen removal rate

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表 1 正交实验因素水平

Table 1. Level of orthogonal experimental factors

水平	因素
水平	(A)生物炭/(g·L⁻¹)	(B)海藻酸钠质量分数/%	(C)藻密度/(个·mL⁻¹)	(D) CaCl₂质量分数/%
1	0.26	0.9	1×10⁶	1
2	0.52	1.8	2×10⁶	2
3	1.04	2.7	3×10⁶	3

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表 2 正交实验结果

Table 2. Orthogonal experimental results

编号	因素水平				氨氮去除率/%	成球性
编号	A	B	C	D	氨氮去除率/%	成球性
1	0.26	0.9	1	1	73.01±0.85	+
2	0.26	1.8	2	2	71.25±0.61	++
3	0.26	2.7	3	3	67.38±0.58	+++
4	0.52	0.9	3	2	67.55±0.40	+
5	0.52	1.8	1	3	59.07±0.40	++
6	0.52	2.7	2	1	70.62±1.21	+++
7	1.04	0.9	2	3	54.46±2.69	+
8	1.04	1.8	3	1	73.30±0.42	+++
9	1.04	2.7	1	2	58.67±1.26	++
K₁	70.55	65.01	63.59	72.31
K₂	65.75	67.87	65.45	65.82
K₃	62.15	65.56	69.41	65.31
R	8.40	2.86	5.82	8.00
注：“+”号数目表示成球性的好坏，“+”号越多，藻球表面越圆滑，成球效果越好；K₁、K₂、K₃分别为各因素3个水平分别对氨氮的去除率影响；极差R反映了上述4种影响因素对氨氮去除率的影响程度。

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1. 污水处理厂数据来源与运行特征
1.1 数据来源
1.2 泸州市城区污水处理厂基本情况
1.3 污水处理厂处理水量与进出水水质
2. 结果与讨论
2.1 污水处理厂运行用电量与用电效率
2.2 污水处理厂除磷混凝剂用量与使用效率
2.3 污水处理厂运行碳源投加量
3. 结论

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近年来，随着城市化进程的加快，工农业快速发展，氨氮废水的污染源数量和排放总量呈现日益增加趋势，由此引起的水体富营养化和水体黑臭严重威胁到水体生态平衡和人类正常的生产生活^[1-4]。随着民众对水环境质量要求的提高，氨氮已成为继COD之后我国水体污染第2项约束性控制指标，水体中氨氮的去除刻不容缓^[5]。研究开发经济、高效的氨氮去除技术已成为水污染控制工程研究的重点领域之一。

藻类作为水生态环境重要的初级生产者，吸收水中氮、磷及其他无机盐以维持其生长和繁殖，因而被广泛应用于氨氮废水的资源化^[6-9]。在使用固定化微藻处理氨氮废水的过程中，反应器内维持较大的藻细胞密度，可增强微藻对高浓度氨氮的耐受性，从而加快了处理速度，提高了处理能力，处理工艺运行稳定可靠且易实现氨氮废水的规模化处理^[10-14]。然而，以海藻酸钠为代表的传统固定化载体制备的胶球传质性能较差，限制了微生物与底物的接触^[15]。生物炭具有孔隙结构发达、比表面积大和生物相容性好等特点，近年来广泛应用于微生物固定化去除污染物中，提高了固定化胶球的传质性能，有利于发挥生物炭吸附和微生物降解的协同作用，大幅度提高污染物的去除速率^[16-18]。

本研究采用柚子皮制备的生物炭与海藻酸钠联合固定小球藻，并将其用于水中氨氮的去除，比较了生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻和游离小球藻对水中氨氮去除性能的差异，并考察了联合固定化小球藻对水中氨氮去除性能的影响因素及其重复利用性能，旨在为生物炭-海藻酸钠联合固定小球藻去除水中氨氮的应用提供参考。

1. 材料与方法

1.1. 藻种及其培养

实验所用小球藻(Chlorella vulgaris)购自中国科学院水生生物研究所淡水藻种库。微藻培养采用BG11培养基，培养温度为(28±1) ℃，光照强度为1 500 lx，光暗比为12 h∶12 h。

BG11培养基^[19]：NaNO₃ 1.5 g·L⁻¹、K₂HPO₄ 0.04 g·L⁻¹、MgSO₄·7H₂O 0.075 g·L⁻¹、CaCl₂·2H₂O 0.036 g·L⁻¹、柠檬酸0.006 g·L⁻¹、FeCl₃·6H₂O 0.003 15 g·L⁻¹、Na₂EDTA·2H₂O 0.004 36 g·L⁻¹、Na₂CO₃ 0.02 g·L⁻¹、1 mL A5微量元素。

A5微量元素：H₃BO₃ 2.86 g·L⁻¹、MnCl₂·4H₂O 1.81 g·L⁻¹、ZnSO₄·7H₂O 0.222 g·L⁻¹、Na₂MoO₄·2H₂O 0.39 g·L⁻¹、CuSO₄·5H₂O 0.079 g·L⁻¹、Co(NO₃)₂·6H₂O 0.049 4 g·L⁻¹。

1.2. 生物炭的制备及表征

将柚子皮洗净烘干后粉碎，置于管式炉中，600 ℃碳化2 h后，将碳化产物与KOH溶液在镍坩埚浸渍2 h，于马弗炉中350 ℃下再活化30 min，以30 ℃·min⁻¹的升温速率加热至800 ℃，活化120 min，待生物炭自然冷却至室温后，用去离子水进行水洗，然后用0.1 mol·L⁻¹的盐酸溶液酸洗至中性，最后再用去离子水水洗2~3次，80 ℃下干燥24 h，冷却后称重并放入自封袋中备用。采用麦克仪器公司ASAP2020M全自动比表面积与孔隙度分析仪测定生物炭比表面积。

1.3. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球的制备

选择生物炭加入量、海藻酸钠质量分数、胶球中微藻细胞密度以及CaCl₂加入量为因素，以氨氮的去除率为考核指标，采用4因素3水平进行正交实验优化联合固定化小球藻胶球的制备条件，正交实验因素水平见表1。生物炭-海藻酸钠固定化藻球固定后，无菌超纯水冲洗3次，制得联合固定化小球藻胶球，胶球的成球性依据胶球交联后的形态及强度确定。

1.4. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中氨氮性能测定

将制备好的生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻、生物炭-海藻酸钠空胶球、海藻酸钠单独固定的小球藻以及游离小球藻分别加入到250 mL锥形瓶中，向瓶中加入含120 mg·L⁻¹氨氮的100 mL BG11培养基，置于28 ℃恒温光照培养箱中，定期采用纳氏试剂分光光度法测定溶液中氨氮浓度^[20]。

1.5. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中氨氮影响因素实验

分别研究氨氮初始浓度(40、80、120和160 mg·L⁻¹)、胶球投加量(100、300、500和700粒)、胶球粒径(2、5和8 mm)以及胶球循环利用次数对氨氮去除率的影响，每个处理设置3个平行实验。

3. 结论

1) 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球对水中的氨氮具有较好的去除性能，胶球最佳制备方案为：生物炭浓度0.26 g·L⁻¹、海藻酸钠质量分数1.80%、藻细胞密度3.0×10⁶ 个·mL⁻¹、CaCl₂质量分数1%。该条件下制得的胶球成球性好，8 d时氨氮的去除率可达到73.30%。

2) 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻对水中氨氮的去除率随着氨氮初始浓度的增加而降低，而随着胶球数量和粒径的增加而升高。

3)生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻重复使用1次的氨氮去除率仍可达到65%以上，这说明其具有一定的重复使用性。

参考文献 (22)

生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中的氨氮

作者简介: 吴义诚(1984—)，男，博士，讲师。研究方向：水污染控制工程。E-mail：ycwu@xmut.edu.cn

通讯作者: 肖勇(1982—)，男，博士，副研究员。研究方向：环境微生物。E-mail：yxiao@iue.ac.cn

Removal of ammonia nitrogen by biochar-alginate-jointly immobilized Chlorella Vulgaris

Corresponding author: XIAO Yong, yxiaoiue.ac.cn

1. 污水处理厂数据来源与运行特征

1.1 数据来源

1.2 泸州市城区污水处理厂基本情况

1.3 污水处理厂处理水量与进出水水质

2. 结果与讨论

2.1 污水处理厂运行用电量与用电效率

2.2 污水处理厂除磷混凝剂用量与使用效率

2.3 污水处理厂运行碳源投加量

3. 结论

期刊类型引用(15)

其他类型引用(12)

计量

出版历程

生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中的氨氮

通讯作者: 肖勇(1982—)，男，博士，副研究员。研究方向：环境微生物。E-mail：yxiao@iue.ac.cn

作者简介: 吴义诚(1984—)，男，博士，讲师。研究方向：水污染控制工程。E-mail：ycwu@xmut.edu.cn 1. 厦门理工学院环境科学与工程学院，厦门 361024 2. 中国科学院城市环境研究所，厦门 361021

English Abstract

Removal of ammonia nitrogen by biochar-alginate-jointly immobilized Chlorella Vulgaris

Corresponding author: XIAO Yong, yxiaoiue.ac.cn

全文HTML

1.1. 藻种及其培养

1.2. 生物炭的制备及表征

1.3. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球的制备

1.4. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中氨氮性能测定

1.5. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中氨氮影响因素实验

2.1. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球的制备条件优化

2.2. 生物炭-海藻酸钠联合固定化胶球比表面积测定

2.3. 生物炭-海藻酸钠联合固定化对小球藻生长的影响

2.4. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻对水中氨氮去除性能的测定

2.5. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻氨氮去除的影响因素

2.6. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球重复使用去氨氮性能评价

目录

全文HTML

1.1. 藻种及其培养

1.2. 生物炭的制备及表征

1.3. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球的制备

1.4. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中氨氮性能测定

1.5. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻去除水中氨氮影响因素实验

2.1. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球的制备条件优化

2.2. 生物炭-海藻酸钠联合固定化胶球比表面积测定

2.3. 生物炭-海藻酸钠联合固定化对小球藻生长的影响

2.4. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻对水中氨氮去除性能的测定

2.5. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻氨氮去除的影响因素

2.6. 生物炭-海藻酸钠联合固定化小球藻胶球重复使用去氨氮性能评价

作者简介: 吴义诚(1984—)，男，博士，讲师。研究方向：水污染控制工程。E-mail：ycwu@xmut.edu.cn
1. 厦门理工学院环境科学与工程学院，厦门 361024

2. 中国科学院城市环境研究所，厦门 361021