好氧反硝化菌群的富集及對傳統(tǒng)活性污泥的生物強化

陳茂霞，張元勤，常佳麗，楊 娟，江 滔

(樂山師范學院 化學學院， 四川 樂山 614000))

0 引言

盡管傳統(tǒng)脫氮的應用已經非常成熟，但冬季低溫、夏季低碳氮比、碳源不足等原因導致的出水TN不達標仍然是市政污水處理廠面臨的重大問題[5]。尤其是在近年不斷強化的提標改造要求的壓力下，該問題亟待解決。目前，解決的方式主要是增加SRT、HRT以強化自養(yǎng)硝化，投加碳源以強化缺氧反硝化或直接修建多級處理單元，但上述措施會帶來較多的時間、較大的空間及較高經濟成本[6-7]。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 活性污泥

本研究活性污泥取自四川省樂山市某污水處理廠中具有穩(wěn)定脫氮效果的活性污泥，該污水處理廠采用A2/O工藝，處理規(guī)模為10 000 m3/d。

1.1.2 培養(yǎng)基

好氧反硝化培養(yǎng)基： C4H4Na2O4·6H2O 2.6 g/L，KNO30.36 g/L，K2HPO4·3H2O 0.1 g/L，Na2HPO4·12H2O 0.1 g/L，MgSO4·7H2O 0.1 g/L，微量元素1 ml/L，(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O溶液 1 ml/L。

模擬生活污水： C6H12O6·H2O 0.206 g/L，(NH4)2SO40.235 g/L，K2HPO4·3H2O 0.1 g/L，Na2HPO4·12H2O 0.1 g/L，MgSO4·7H2O 0.1 g/L，微量元素 1 ml/L，(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O溶液 1 ml/L。

微量元素： EDTA 2.5 g/L，ZnSO4·7H2O 1.1 g/L，CaCl20.28 g/L，MnCl2·4H2O 0.26 g/L，(NH4)2MoO4·4H2O 0.06 g/L，CuSO4·5H2O 0.08 g/L， CoCl2·6H2O 0.08 g/L，pH為7。

(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O溶液：(NH4)2Fe(SO4)2·6H2O 0.35 g/L，H2SO410 ml/L。

1.2 方法

1.2.1 好氧反硝化菌群的富集

使用好氧反硝化培養(yǎng)基調節(jié)活性污泥MLSS為3 000 mg/L，共10 L，置于實驗室模擬序批式反應器(sequencing batch reactor，SBR)(Φ165 mm×500 mm)進行曝氣培養(yǎng)，曝氣量為10 L/min。富集培養(yǎng)以24 h為1個周期(曝氣8 h，靜置16 h)，靜置結束后按70%換好氧反硝化培養(yǎng)基。以開始曝氣為0 h，分別取0 h和2 h樣品，采用定量濾紙過濾后取濾液檢測硝酸鹽氮和COD。

1.2.2 好氧反硝化污泥梯度投加

取經過1.2.1富集培養(yǎng)的具有良好好氧反硝化效果的活性污泥，采用模擬生活污水調節(jié)混合液懸浮固體濃度(mixed liquid suspended solids，MLSS)為3000 mg/L，取從污水處理廠再次取回的未經好氧反硝化培養(yǎng)的活性污泥，采用模擬生活污水調節(jié)MLSS為3000 mg/L，按照表1將經過調節(jié)的好氧反硝化污泥和普通活性污泥進行梯度混合于250 mL錐形瓶中，置于震蕩搖床上培養(yǎng)[室溫(30 ± 1)℃，160 r/min]。取0 h、2 h、4 h、6 h混合液離心后取上清液檢測氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮和COD。

表1 好氧反硝化菌群投加實驗設置

1.2.3 檢測方法

氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、COD分別采用納氏試劑分光光度法(HJ535-2009)、N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(GB7493-87)、紫外分光光度法(HJ/T 346-2007)和重鉻酸鉀滴定法(GB11914-89)進行分析。

1.2.4 分析方法

本研究數據采用Microsoft excel 2010進行分析，其中總無機氮(total inorganic nitrogen，TIN)、氨氮去除速率、亞硝酸鹽氮積累速率、硝酸鹽氮積累速率、TIN去除速率、COD去除速率計算公式如下所示：

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

圖1 好氧反硝化菌群富集過程中的硝氮和COD去除速率

2 結果與討論

2.1 好氧反硝化菌群的富集

2.2 生物強化脫氮效果

2.2.1 氨氮去除

培養(yǎng)2 h后，去除速率均變緩，尤其是投加好氧反硝化污泥比例較低的實驗組，原因是此時培養(yǎng)體系內氨氮濃度已經低于10 mg/L。在實際廢水處理工程中發(fā)現(xiàn)，采用傳統(tǒng)生物脫氮不能很好地解決低濃度氨氮廢水的處理，常常需要輔助吸附等物理、化學方法[14]。投加比例為0∶100和10∶90兩組中，2 h至6 h內的氨氮去除速率分別為0.27 mg/L·h和1.06 mg/L·h，遠低于2 h內去除速率(分別為8.83 mg/L·h和10.10 mg/L·h)。上述兩組培養(yǎng)體系在6 h時，氨氮分別降至8.77 mg/L和3.66 mg/L，其中后者可達到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準(GB 18918—2002)》一級A標中對氨氮的限值[5(8) mg/L]，而前者僅能達到前述標準中一級B標[8(15) mg/L]。投加比例為30：70至100∶0的五組培養(yǎng)體系中，氨氮在4 h時即降至(0.81±0.19) mg/L·h，達到近零排放。

圖2 不同投加比例的脫氮效果

2.2.2 亞硝酸鹽氮積累

不同投加比設置的培養(yǎng)體系中，亞硝酸鹽氮的總體積累水平均較低，2 h內的亞硝酸鹽氮積累速率僅為(0.17±0.23) mg/L·h。經過短暫亞硝酸鹽氮積累后，在培養(yǎng)4 h時，所有體系內亞硝酸鹽氮均降為0 mg/L。

從圖2(c)中可以看出，普通活性污泥(0∶100)中2 h的亞硝酸氮積累速率為0.10 mg/L·h，但當投加好氧反硝化污泥后，隨投加比例的增加，亞硝酸鹽氮積累水平先呈上升趨勢，隨后又下降，甚至在投加比為90∶100和100∶0的兩組培養(yǎng)體系中，亞硝酸鹽氮積累速率為負值。這是因為普通活性污泥中，主要進行的脫氮過程為傳統(tǒng)自養(yǎng)硝化過程，即氨氮通過氨氧化菌(ammoniaoxidizingbacteria，AOB)轉化為亞硝酸鹽氮，進而通過亞硝酸鹽氮氧化菌(nitriteoxidizingbacteria，NOB)轉化為硝酸鹽氮。可見，普通活性污泥中，NOB的轉化速率低于AOB轉化速率，從而出現(xiàn)了短暫的亞硝酸鹽氮積累。

2.2.3 硝酸鹽氮積累

隨好氧活性污泥投加比的增加，培養(yǎng)體系內硝酸鹽氮積累水平下降。但在2 h后，普通活性污泥的硝酸鹽氮積累速率變緩，原因是氨氮去除速率被低濃度氨氮所限制，氨氮不能順利轉化為亞硝酸鹽氮(見2.2.1)。

如圖2(f)所示，普通活性污泥在2 h內硝酸鹽氮積累速率為6.97 mg/L·h，同期好氧反硝化污泥的硝酸鹽氮積累速率為1.87 mg/L·h，僅為前者的26.79%。綜合2.2.1和2.2.2結果可以證明，好氧反硝化污泥可同時去除水相中的氨氮、亞硝氮和硝酸鹽氮，實現(xiàn)了同步硝化反硝化。

2.2.4TIN去除

由于培養(yǎng)體系內僅包括氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮三種無機氮，因此TIN可以作為體系內TN去除的表征。從圖2(h)可以看出，隨著好氧反硝化污泥投加比例的增加，TIN去除速率有明顯上升。其中，好氧反硝化污泥(100∶0)在2 h內TIN去除速率為11.03 mg/L·h，為同期普通活性污泥的6.26倍。且好氧反硝化污泥組在2 h已經降至10.34 mg/L，低于《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準(GB 18918-2002)》一級A標中TN的限值(15 mg/L)，并且在4 h的TIN僅為4.42 mg/L，遠低于前述限值，這在實際污水處理廠運行過程中較難達到。而普通活性污泥在好氧培養(yǎng)6 h后，體系內TIN仍為25.80 mg/L，較高的硝酸鹽氮有賴于后續(xù)缺氧反硝化過程對其進行去除。

好氧反硝化純菌強化脫氮系統(tǒng)的案例中，強化組與對照組相比，其氨氮和TN去除率可分別提升3%～26.85%和13.4%～30%，且同一強化試驗中，TN去除率的提升效果通常高于氨氮去除率[8][16-18]，這主要歸功于好氧反硝化可同時去除硝酸鹽氮。

2.3 投加比對脫氮效果和類型的影響

2.3.1 對脫氮效果的影響

注：圖中A為投加比(%)圖3 投加比例與氨氮去除速率、硝酸鹽氮積累速率和TIN去除速率的線型關系

另外，目前大部分好氧反硝化對污水處理系統(tǒng)的生物強化主要為純菌投加。有研究發(fā)現(xiàn)，純菌菌劑入活性污泥體系初期，會對活性污泥中微生物群落結構及多樣性造成一定沖擊，引起處理效果下降、出水渾濁等現(xiàn)象[8]。從圖2、圖3數據可以看出，以活性污泥為基礎馴化得到的好氧反硝化菌群，再返投至活性污泥體系中，菌群相融情況良好。菌群投加比純菌投加的相容性更好的原因可能是菌群作為投加物而言，菌群組成和原生污泥更為接近。

2.3.2 對脫氮類型的影響

圖4 不同投加比下脫氮類型變化

普通活性污泥在2 h內TIN去除速率為1.76 mg/L·h，通過與同時期內氨氮去除速率、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的積累速率進行比較，表明體系內氨氮在2 h內有80.02 %通過自養(yǎng)硝化作用進行了轉化。在進入自養(yǎng)硝化途徑的氨氮中，1.36 %轉化為了亞硝酸鹽氮，98.64 %轉化為硝酸鹽氮，造成了亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮的積累。普通活性污泥體系內的氨氮在2 h內有19.98%經過同化作用等其他途徑被去除，因為氨氮本身是活性污泥中許多類型微生物的氮源來源，微生物可通過同化作用得到增殖。

隨著好氧反硝化污泥投加比的增加，三氮變化總量占總氨氮去除量的比例從80.02%降至14.28%，說明氨氮進入自養(yǎng)硝化途徑的比例在下降。由于好氧反硝化污泥被投加后，可同時去除氨氮、亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮，因此圖4變化指標并不能完全表征氨氮進入自養(yǎng)硝化途徑或其他途徑的比例，具體脫氮類型變化還有待進一步研究。

3 結論

將經過好氧反硝化富集培養(yǎng)的活性污泥投加至未經馴化的普通活性污泥體系中，可提高體系內氨氮去除效果和TIN去除效果，出水氨氮和TIN相比普通活性污泥而言可降到更低，且可實現(xiàn)同步硝化反硝化。采用此方法獲得的好氧反硝化菌群進入活性污泥體系后，具有強大的營養(yǎng)物和溶解氧競爭能力，比傳統(tǒng)純菌投加生物強化具有更強的適應能力。

相比實驗室規(guī)模，廢水水量巨大的實際市政污水處理系統(tǒng)采用此方法進行好氧反硝化馴化后投加可行性較低，且單次投加后的好氧反硝化菌群在長期低COD和低C/N條件下，勢必被淘汰。如何改進投加方式和保持好氧反硝化菌群在活性污泥體系內的優(yōu)勢地位是本研究理論結果能應用到實際市政污水處理生物強化中的關鍵。