曝氣生物流化床反應器處理動車集便器污水脫氮及微生物研究

水春雨

(中國鐵道科學研究院節(jié)能環(huán)保勞衛(wèi)研究所，北京　100081)

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曝氣生物流化床反應器處理動車集便器污水脫氮及微生物研究

水春雨

(中國鐵道科學研究院節(jié)能環(huán)保勞衛(wèi)研究所，北京100081)

應用好氧曝氣生物流化床反應器處理動車集便器糞便污水，研究反應器同步硝化反硝化脫氮效果；考察不同影響因素條件下反應器脫氮效果。結(jié)果表明：反應器能夠較好地同時實現(xiàn)硝化和反硝化兩個過程；DO為2.5 mg/L時，同步硝化反硝化脫氮效果最佳；最佳pH值范圍為7.0～8.0；反應器在C/N比為1.6時脫氮效果較好；溫度在18～25 ℃變化，對反應器脫氮效能影響不明顯；微生物DNA純度高，氨氧化細菌的生物多樣性高。

同步硝化反硝化；糞便污水處理；脫氮；微生物

隨著環(huán)境保護意識逐漸加強，我國列車糞便由沿線直排式轉(zhuǎn)變?yōu)榻y(tǒng)一收集處理[1]；相比其他糞便污水水質(zhì)，鐵路動車集便器糞便污水水質(zhì)具有氨氮濃度高、C/N值低，處理難度大等特點[2]。如何處理鐵路動車集便器糞便污水中的高氨氮，使其達標排放，成為鐵路環(huán)保面臨的新課題。

目前關(guān)于有效處理糞便污水已做了大量研究，Junzo等[3]采用光化學菌結(jié)合好氧的方法處理糞便廢水，Hiroki等[4]研究了間歇曝氣對糞便污水生物脫氮的影響，結(jié)果表明，曝氣和缺氧運行的時間比影響N2O產(chǎn)量，外加碳源可減少N2O產(chǎn)量。傳統(tǒng)的生物脫氮工藝在污水脫氮方面起到了一定的作用，但系統(tǒng)存在難以維持較高的硝化菌濃度，且須同時進行污泥回流和硝化液回流等問題[5]。Klangduen等[6]研究發(fā)現(xiàn)在同一反應器中同步發(fā)生，能同步實現(xiàn)硝化反硝化脫氮反應并去除有機物，并且能有效維持反應器中pH值穩(wěn)定且無需回流，在深度脫氮技術(shù)中逐漸得到重視。

研究發(fā)現(xiàn)適當控制各種影響因素條件，可以在污泥絮體中或生物膜內(nèi)同時形成好氧和缺氧微環(huán)境，有利于反應進行。本實驗考察了DO、C/N比、溫度和pH值等因素對曝氣生物流化床反應器同步硝化反硝化脫氮的影響，并研究了氨氧化菌生物多樣性。

1　實驗儀器與材料及方法

1.1實驗儀器、材料

分光光度計(ND-1000)，水溫計，pH計，變阻電爐、酸式滴定管，JHE-2型微生物載體。四級串聯(lián)曝氣生物流化床反應器如圖1所示。

圖1　曝氣生物流化床反應器實驗裝置示意

實驗用水取自動車段密閉式廁所糞便污水，水質(zhì)情況如表1所示。

表1　實驗水質(zhì)情況

1.2實驗方法

1.2.1DNA提取實驗

稱取一定質(zhì)量的流化床反應器中的生物載體放入100 mL超純水中，超聲波振蕩30 min后，取出載體，將懸浮溶液于8 000 r/min轉(zhuǎn)速下離心5 min，棄去上清液，用PBS緩沖液洗滌離心后的沉淀物，再離心、棄去上清液，取0.5 g沉淀物，用Fast Soil DNA提取試劑盒提取樣品中的總DNA。采用Nano-drop分光光度計測定提取的總DNA。

1.2.2氨氧化細菌amoA特異性擴增實驗

采用氨氧化細菌氨單加氧酶的特異性引物amoA-1F/ amoA-2R進行PCR擴增，擴增產(chǎn)物片段為491bp。

amoA-1F∶5′-GGGGTTTCTACTGGTGGT-3′；

amoA-2R∶5′-CCCCTCKGSAAAGCCTTCTTC-3′。

擴增體系為(50 μL)：10×buffer5 μL，dNTP(2.5 mmol/L)4 μL，正反向引物(濃度為10 mmol/L)各1 μL，BSA0.5 μL，Taq酶(2.5U)0.25 μL，稀釋DNA模板2 μL，ddH2O補足至50 μL。反應條件：94 ℃，5 min；變性：94 ℃，1 min；退火：60 ℃，1 min；延伸：72 ℃，1 min；循環(huán)30個周期：72 ℃，5 min；4 ℃恒溫。

2　實驗結(jié)果與討論

2.1DO的影響

實驗進水水質(zhì)為：COD濃度8 000 mg/L左右，氨氮濃度3 400 mg/L左右，總氮濃度5 100 mg/L左右，pH值8.5～9.0，HRT 18 h，溫度22 ℃，調(diào)整溶解氧濃度(DO)，考察不同DO對反應器同步硝化反硝化脫氮效果的影響，如圖2所示。

圖2　DO對同步硝化反硝化脫氮效果的影響

由圖2可以看出，一級曝氣生物流化床反應器對氨氮去除率達77.5%、TN去除率達63.1%左右，曝氣生物流化床反應器中存在顯著的同步硝化反硝化現(xiàn)象。當DO從1.5 mg/L升高至2.5 mg/L時，氨氮去除率隨著DO的升高而增加；繼續(xù)增加DO量，氨氮和總氮去除率有所降低；當DO為2.5 mg/L時，總氮的去除率達到最高，反應器中取得了最好的脫氮效果，氨氮去除率為77.5%，總氮去除率為63.1%。

由圖2可以看出，在較高DO濃度為3 mg/L時，反應器脫氮效果下降，繼續(xù)增加溶解氧濃度到4.0 mg/L時，氨氮去除率74.8%，總氮的去除率仍能達到57.9%，反應器也能達到較好的同步硝化反硝化脫氮效果；原因可能是一方面實驗選用的生物載體填料表面呈波紋狀、凹凸不平，在表面凹陷處易形成較厚生物膜，溶解氧不易穿透至生物膜最深處，從而在生物膜最內(nèi)側(cè)形成厭氧微環(huán)境[7，8]；另一方面DO值高，大的曝氣量增加了對混合液的吹脫，而一級反應器內(nèi)混合液pH值在8.5以上，呈堿性，存在游離氨，易被吹脫出去，增大脫氮效果。本實驗將DO控制在2.5 mg/L左右，硝化速率和反硝化速率更加接近，總氮的去除效果較好。

2.2C/N比的影響

有機碳是微生物能量代謝的主要來源，在異養(yǎng)反硝化過程中，有機碳起著相當重要的作用[9]。氨氮除了為細胞提供同化合成氮源外，還是硝化菌生長的能源，脫氮效率與進水C/N比有關(guān)，C/N比影響生物硝化速率[10]。

實驗進水水質(zhì)為：原水COD濃度8 000 mg/L左右，氨氮濃度3 400 mg/L左右，總氮濃度5 100 mg/L左右，pH值8.5～9.0，HRT18h，實驗中DO為2.5 mg/L，通過向原水中投加葡萄糖，配制不同C/N比值的污水，考察不同的C/N(COD/TN)比對反應器同步硝化反硝化脫氮的影響，見表2。

表2　C/N比對同步硝化反硝化脫氮效果的影響

由表2可以看出，在實驗條件下，C/N比對氨氮去除率影響不大；原因是流化床反應器污泥齡(SRT)時間長，載體生物膜中能夠存活世代時間較長的微生物，有利于硝化反應進行，提高C/N比沒有對硝化反應產(chǎn)生較大的影響[11]。隨著C/N比的提高，總氮去除效率升高；原因是隨著C/N比的提高，反硝化過程所需要提供的有機碳源更加充足，利于反硝化反應[12]。在進水氨氮濃度3 478.8 mg/L、C/N比值1.6的條件下，一級反應器取得了74.4%的氨氮去除率，61.2%的總氮去除率，反應器在低C/N比條件下表現(xiàn)出良好的同步硝化反硝化脫氮性能；后期實驗選擇C/N比值為1.6。

2.3pH值的影響

pH值是影響硝化反應的重要因素，硝化細菌對pH值十分敏感[13]。在不補充堿度的情況下，隨著硝化反應的進行，pH值會迅速降低。保持其他反應條件不變，向第四級反應器投加氫氧化鈉溶液，調(diào)整反應器內(nèi)混合液pH值，考察不同pH值對反應器同步硝化反硝化的影響。第四級反應器進水水質(zhì)情況為：COD 900 mg/L左右，TN 1 200 mg/L左右，氨氮90 mg/L左右，考察不同pH值條件下對反應脫氮的效果影響，見表3。

表3　pH對反應器同步硝化反硝化脫氮效果的影響

由表3可以看出，pH值從7.0下降到6.0時，氨氮和總氮去除率均下降，降低pH值影響到硝化菌和反硝化菌的增殖和活性，硝化反應和反硝化反應受到抑制；當pH值從6.0回升到7.0時，氨氮和總氮的去除率均回升至原處理水平，表明較低的pH值會抑制硝化細菌和反硝化菌的活性，短期內(nèi)沒有對硝化細菌和反硝化菌發(fā)生毒害作用。pH值從7.0上升到8.0時，氨氮和總氮去除率基本保持穩(wěn)定，Antoniou等[14]研究表明硝化過程中pH值在7.0～8.0范圍內(nèi)對硝化速率影響較少。

反應器中對TN去除效率均較低，這主要是因為其C/N比較低，只有0.75左右，不能滿足反硝化反應對碳源的需求。硝化反應中，每氧化1 g氨氮需要消耗堿度7.14 g(以CaCO3計)，而反硝化反應中，每還原1 g NO3—N將產(chǎn)生3.57 g堿度。在同一反應器中發(fā)生同步硝化反硝化反應時，反硝化反應產(chǎn)生的堿度可以部分補充硝化反應消耗的堿度。由于糞便污水pH值較高，原水存在一定的堿度，需要額外補充的堿度少[15]。實驗研究表明，在曝氣生物流化床反應器中，實現(xiàn)同步硝化反硝化的最佳pH值范圍應控制在7.0～8.0。本實驗中，反應器穩(wěn)定運行4個月，前兩級反應器在未曾補充堿度的情況下，一級反應器pH值穩(wěn)定在8.4左右，二級反應器pH值穩(wěn)定在7.5左右，pH值能夠穩(wěn)定維持在偏堿性。原因是：一方面，前兩級反應器對氨氮去除率90%左右，總氮去除率65%左右，這一去除量已經(jīng)大大超出了細菌對TN的同化作用去除量，推斷出曝氣生物流化床反應器中發(fā)生了比較充分的同步硝化反硝化反應，反硝化反應產(chǎn)生的堿度部分補充了硝化反應消耗的堿度[16]；另一方面，動車集便器糞便污水pH值高，在9.0以上，可為硝化反應補充提供部分堿度。

2.4溫度的影響

在影響微生物生理活動的各項因素中，溫度的作用非常重要。研究表明，硝化反應的最適溫度20～30 ℃，反硝化反應最適溫度20～40 ℃，溫度低于15 ℃，反硝化菌和硝化菌增殖和代謝速率均降低，溫度高于30 ℃，硝化菌活性受到抑制[17]。實驗期間除進水濃度有所波動外，原水COD濃度8 000 mg/L左右，氨氮濃度3 400 mg/L左右，總氮濃度5 100 mg/L左右，pH值8.5～9.0，HRT 18 h，實驗中DO為2.5 mg/L，考察在不同水溫條件下氨氮和總氮的去除效果影響，見圖3。

圖3　溫度對反應器同步硝化反硝化脫氮效果的影響

由圖3可以看出，四級反應器對氨氮總?cè)コ?9.6%～99.9%，TN的總?cè)コ?2.2%～87.1%，溫度在18～25 ℃波動，對反應器中硝化反應及反硝化反應影響不明顯，反應器對氨氮、TN去除率均比較穩(wěn)定；原因是：一方面，溫度在18～25 ℃，基本在硝化菌和反硝化適應溫度范圍；另一方面，四級反應器總水力停留時間較長(HRT 72 h)，使得同步硝化反硝化反應充分進行[18]。

2.5DNA提取結(jié)果

采用FAST試劑盒提取DNA，操作簡便，DNA的純度高，腐殖質(zhì)和其他雜質(zhì)含量較少，對后期PCR擴增抑制作用小，提取的總DNA用Nano-drop分光光度計測得其濃度為259.72 ng/μL。由圖4可以看出：DNA在250～260 nm下游最大吸收值，且峰值單一，OD260/OD280=1.91，一般情況下，若該數(shù)值在1.6～2.0之間說明DNA純度較高。

圖4　DNA的提取結(jié)果

2.6氨氧化細菌的PCR結(jié)果

采用特異性引物amoA-1F/amoA-2R對生物膜DNA樣品的氨氧化細菌進行PCR特異性擴增后，瓊膠電泳獲得的電泳見圖5。

圖5　AOB的aomAPCR電泳圖

由圖5可知，圖中前兩個孔為陰性對照，以檢驗在實驗過程中DNA樣品是否被污染，而出現(xiàn)假陽性結(jié)果；第3個孔為Marker，在DNA分子凝膠電泳時，用來檢測瓊脂糖凝膠是否有問題，同時比對樣品DNA的片段長度(本實驗選擇AOB片段為436 bp)，后3個亮條帶(2組平行)為生物膜樣品氨氧化細菌PCR特異性條帶，由圖5顯示，采用PCR法已成功擴增出氨氧化細菌AOB的特異性片段。

2.7氨氧化細菌的系統(tǒng)發(fā)育樹的構(gòu)建

將測得的序列結(jié)果與網(wǎng)上數(shù)據(jù)庫BLAST進行對比，從序列庫中挑選出與實驗樣品序列同源性和相似性最近的的DNA序列，通過專門的系統(tǒng)發(fā)育樹繪制軟件，建立氨氧化細菌的系統(tǒng)發(fā)育樹[19]。

曝氣生物流化床反應器中的氨氧化細菌(AOB)的amoA功能基因系統(tǒng)發(fā)育樹可以劃分為6個分支，均屬于β-Proteobacteria。其中，3個分支包含已知菌種的amoA功能基因序列，分別定義為Nitrosomonas分支、Nitrosospira分支和Nitrosovibrio分支，3個分支未找到相似的已知菌種amoA功能基因序列，均定義為未知Nitrosomonadaceae分支，已知菌屬占《伯杰氏系統(tǒng)細菌學手冊》中氨氧化細菌5個屬中的3種，由此可以看出曝氣生物流化床反應器中的氨氧化細菌的生物種群數(shù)量分列廣泛，通過OTU計算曝氣生物流化床反應中氨氧化細菌序列共整理出6個氨氧化菌的操作分類單元(OTU)，OTU直接反應的是微生物的生物多樣性，由此可以明顯表明，曝氣生物流化床小試反應器處理列車集便器糞便污水，高效的脫氮效率與反應器中氨氧化細菌種屬多、生物多樣性高有關(guān)，氨氧化細菌的豐富多樣性可能是曝氣生物流化床反應器高效脫氮的一項重要原因。

3　結(jié)論

(1)DO在2.5 mg/L時，反應器達到最佳同步硝化反硝化效果；增大DO值，反應效率反而變小。C/N比變化對反應器氨氮去除率影響不大，總氮去除率與C/N比值成正相關(guān)。在C/N比值1.6的條件下，反應器表現(xiàn)出良好的同步硝化反硝化脫氮性能。

(2)好氧曝氣生物流化床反應器，能夠較好實現(xiàn)硝化和反硝化2個過程，最佳pH值范圍為7.0～8.0，pH值低于7.0，反應器同步硝化反硝化效能下降。溫度在18～25 ℃變化對氨氮和總氮去除率變化較小。

(3)DNA提取結(jié)果表明OD260/OD280=1.91，純度較高，濃度為259.72 ng/μL；氨氧化細菌AOB通過構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹可以劃分為6個分支，列屬于硝化細菌5個屬中的3個屬，20個序列含有6個OTU，氨氧化細菌的生物多樣性高。

[1]水春雨，周懷東.曝氣生物流化床處理高氨氮糞便污水[J].環(huán)境工程學報，2012，6(8):2677-2682.

[2]陳怡，盧建國.曝氣生物流化床處理高濃氨氮廢水[J].中國給水排水，2003，19(4)：88-89.

[3]Junzo Suzuki，Harunobu Muroga，Shizuo Suzuki.Photochemical mutagen formation from aerobically treated night-soil effluent and the contributive substances[J].Environmental Pollution，1988，52(4):257-264.

[4]Hiroki Itokawa，Keisuke Hanaki，Tomonori Matsuo.Nitrous oxide emission during nitrification and denitrification in a full-scale night soi1 treatment plant[J].Water Science and Technology，1996，34(l-2):277-284.

[5]曹國民，趙慶祥，龔劍麗，等.固定化微生物在好氧條件下同時硝化和反硝化[J].環(huán)境工程，2000，18(5):17-21.

[6]Klangduen P，Jürg Keller，Paul Lant.Model devolopment for simutaneous nitrification and dennitrification[J].Water Science and Technology，1999，39(1):235-243.

[7]S.Scuras，G.T.Daigger，C.P.Grady.Modeling the activated sludge floc microenvironment[J].Wat.Sci.Tech，1998，37(4-5):243-251.

[8]熊向陽，蔡輝.厭氧-膜生物反應器-反滲透處理糞便污水[J].市政技術(shù)，2006，24(6):413-414.

[9]T.Kuba，M.C.M.Van Loosdrecht，Brandse F A，et al.Occurrence of denitrifying phosphourus removal bacteria in modified UCT-type wastewater treatment plants[J].Wat.Res，1997，31(4):777-786.

[10]祝貴兵，彭永臻，吳淑云.碳氮比對分段進水生物脫氮的影響[J].中國環(huán)境科學，2005，25(6):641-645.

[11]晏波，蔣文舉，謝嘉.三相好氧生物流化床污水處理技術(shù)研究應用進展[J].四川環(huán)境，2001，20(3):5-9.

[12]C.F.Alves，L.F.Melo，M.J.Vieira.Influence of medium composition on the characteristics of a denitrifying biofilm Formed by alcaligenes denitrificans in a fluidized bed reactor[J].Process Biochem，2002，37(8):837-845.

[13]陳怡，盧建國.曝氣生物流化床處理高濃氨氮廢水[J].中國給水排水，2003，19(4):88-90.

[14]P.Antoniou，J.Hamilton，B.Koopman，et al.Effect of temperature and pH on the effective maximum specific growth rate of nitrifying bacteria[J].Wat.Res，1990，24(1):97-101.

[15]CUI Youwei，PENG Yongzhen，GAN Xiangqing，et al.Achieving and maintaining biological nitrogen rremoval via nitrite under normal conditions[J].Journal of Environmental Sciences，2005，17(5):794-797.

[16]C.F.Alves，L.F.Melo，M.J.Vieira.Influence of medium composition on the characteristics of a denitrifying biofilm Formed by alcaligenes denitrificans in a fluidized bed reactor[J].Process Biochem，2002，37(8):837-845.

[17]堵國成，耿金菊，陳堅.好氧同時硝化-反硝化脫氮微生物的混合培養(yǎng)[J].無錫輕工大學學報，2002，21(5):528-532.

[18]Hu ZR，Wentzel MC，Ekama GA.The significance of denitrifying polyphosphate accumulating organisms in biological nutrient removal activated sludge systems[J].Wat Sci Tech，2002，46:129-138.

[19]沈耀良，趙丹，黃勇.廢水生物脫氮新技術(shù)—氨的厭氧氧化(ANAMMOX)[J].蘇州城建環(huán)保學院學報，2002，15(1):19-24.

Denitrification and Simultaneous Nitrification Microbial for Treatment of Enclosed Passenger Train Toilet Fecal Wastewater by Aerobic Biological Fluidized Bed Reactor

SHUI Chun-yu

(Energy Saving & Environmental Protection & Occupational Safety and Health Research Institute， China Academy of Railway Sciences，Beijing 100081，China)

The enclosed passenger train toilet fecal wastewater is treated with the aerobic biological fluidized bed reactor.The efficiencies of simultaneous nitrification and denitrification in reaction are studied and the effects of denitrification with reactor are assessed under different conditions.The results show that the reactor can well fulfill nitrification and denitrification processes simultaneously with the best denitrification performance at DO of 2.5 mg/L.The optimal pH range is 7.0～8.0 and at C/N=1.6 the reactor has better efficiency of denitrification.In addition，it is observed that the performance is not significantly influenced by the temperature changes between 18～25 ℃，ant the purity DNA of microorganism and the biodiversity of ammonia oxidizing bacteria are high.

Simultaneous nitrification and denitrification; Fecal wastewater treatment; Denitrification; Microorganism

2016-03-15；

2016-03-31

鐵道部科技研究開發(fā)計劃項目(J2009Z002)

水春雨(1978—)，男，副研究員，工學博士，主要從事鐵路節(jié)能環(huán)保技術(shù)工作，E-mail：shuicy@rails.cn。

1004-2954(2016)10-0145-04

X703

A

10.13238/j.issn.1004-2954.2016.10.032