復合微生物菌劑處理高濃度氨氮廢水的強化作用

吳 巖， 任相浩， 寇瑩瑩， 成 宇

(北京建筑大學環境與能源工程學院， 北京 100044)

近些年隨著中國經濟的發展，制革廢水、畜牧廢水、垃圾滲濾液等高濃度氨氮廢水的逐漸增多，污水處理面臨的問題更加嚴重[1]。國內外研究為應對高濃度污水帶來的問題，污水工藝自身的改進與革新受到多數學者的青睞，Chang等[2]應用膜生物反應器與小球藻處理高氨氮廢水，成功高效脫氮并將氮源回收；而沼液生物強化工藝、短程硝化-反硝化工藝等，被證明都可有效處理不同種類的高濃度氨氮廢水[3-4]。但是面對更高濃度廢水，單一工藝難以滿足要求，所以輔助強化工藝同樣成為研究的側重點。中國研究表明投加化學藥劑、吹脫法等[5-6]作為輔助預處理工藝可強化高濃度污水的處理效果。但從微生物方向強化污水處理的研究較為不足。

復合微生物菌劑自20世紀70年代誕生至今，已經應用在眾多環保領域。劉志剛等[7]將菌劑應用于河道治理，成功解決黑臭水體問題。而污水處理領域，Chon等[8]將復合菌劑應用于MBR工藝中，有效解決原工藝造成的膜污染問題；在處理模擬制革廢水工藝中投加菌劑，也可強化系統脫氮效果[9]。所以復合菌劑從生物工藝角度強化污水的處理效果具有可行性，而其能否應用于高濃度污水也需進一步研究。因此采用傳統A/O工藝結合短硝化-反硝化工藝，期間通過投加復合微生物菌劑處理高氨氮污水，研究復合菌劑對高濃度污水的處理效果及對功能菌群的強化作用。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 實驗菌劑

實驗菌劑為韓國生物資源中心(Daejeon, Republic of Korea)生物科學和生物技術研究所生產的BMc-1復合菌劑，應用于強化污水處理、污泥堆肥、污泥原位減量等。菌劑為粉末狀，加入糖蜜(碳源)和水厭氧25 ℃下培養10 d后獲得原液。原液繼續與糖蜜混合在保證0.5 mg/L溶解氧(DO)下繼續培養10 d獲得激活液，經檢測激活液中每毫升細胞數可達108～109個。

1.1.2 人工廢水組成

實驗運行期間反應器使用為高氨氮人工廢水，模擬垃圾滲濾液。進水水質中氨氮濃度為碳酸氫銨(NH4HCO3)提供，碳源由乙酸鈉(CH3COONa)提供，NH4HCO3投加量3 g/L(濃度為1 000 mg/L)、CH3COONa投加量為5.72 g/L(濃度為2 200 mg/L)、KH2PO40.058 g/L、CaCl20.027 g/L、MgSO4·7H2O 0.051 g/L、FeSO4·7H2O 0.009 g/L、EDTA-2Na 0.025 g/L。微量元素濃度為1.25 mg/L,成分如表1所示。

表1 人工污水微量元素組成Table 1 Element composition of synthetic wastewater

1.2 實驗裝置

實驗裝置為傳統A/O工藝反應器,有效池容積為27.3 m3，通過控制DO、pH及游離氨達到短程硝化。具體如圖1所示，反應器包括一個厭氧池(B)、兩個好氧池(C)、沉淀池(D)、污泥濃縮池(A:SDC池)及空氣泵(E)，外回流非傳統直接回流，而是先一步回流到A池中再流入厭氧池。水力停留時間設定為18 h，pH控制在7.7～8.0，好氧池DO控制在1.5～2.0 mg/L。

圖1 實驗A/O反應器Fig.1 Experiment of A/O reactor

1.3 實驗方法

1.4 分析方法

實驗中氨氮使用雙輝CM-05水質測定儀快速測定；亞硝態氮測定采用N-(萘基)-乙二胺光度法；總氮、硝態氮采用紫外分光度法；pH、DO使用YSL-500A便攜式測定儀。

活性污泥中菌落相關分析，由上海生工公司完成(Sangon，China)。包括細菌總RNA提取、PCR擴增與16sRNA測序。擴增區域V3-V4，PCR所用的引物為：341F引物：CCCTACACGACGCTCTTCCGATCTG；805R引物：GACTGGAGTTCCTTGGCACCCGAGAATTCCA。

2 結果與討論

2.1 脫氮效果與分析

氨氮去除效果如圖2所示，實驗組氨氮去除率變化出現在投加菌劑約2周后，證明菌劑需要其內部微生物對原有環境產生適應，以及相關功能菌群的富集，才會有強化效果同多數菌劑一樣。運行約21 d后，實驗組對氨氮去除率增高，穩定后的實驗組氨氮去除率最高達99.6%平均去除率約為98.83%，較對照組氨氮平均去除率97.12%提升1.7%。表明兩組反應器氨氮氧化程度均表現良好，反應器處于穩定運行狀態，氨氧化細菌(AOB)活性充足，保障了后續反硝化脫氮。菌劑有一定強化效果，但由于進水為人工廢水且馴化過程使得原先反應器內相關菌種對氨氮負荷適應性較強，固兩組氨氮去除表現均良好，實驗組對氨氮去除提升效果不明顯。

圖2 氨氮去除結果Fig.2 Results of ammonia nitrogen removal

兩組反應器總氮去除率結果如圖3趨勢同氨氮相同。對照組反應器運行期間內，出水TN平均濃度252.1 mg/L，平均TN去除率為75.45%。結果近似學者王永慶等[11]的研究，在應用短程硝化-反硝化AOOA工藝處理晚期垃圾滲濾液中，控制穩定的亞硝酸鹽累積條件下TN去除率為66.5%～73%。而本實驗為人工污水，水質中氮源較易被微生物分解與利用，因此較高于其他學者的研究結論。實驗組加入菌劑2周內其TN去除率在誤差內波動變化，之后去除率穩定增長最終較為穩定。3周后出水TN達穩定，最大去除率達84.67%，平均TN去除率為81.97%，較對照組增長6.52%。

圖3 TN去除結果Fig.3 Results of total nitrogen removal

2.2 功能菌群變化與分析

2.2.1 菌群多樣性變化對比分析

污泥樣品A1、A2、O1和O2，為從兩組組反應器中厭氧池(A)和好氧池(O)取得，A1、O1為對照組，A2、O2為實驗組。由高通量測序結果可知，4個樣品有效測序條帶為37246～47975，覆蓋率均超過98%以上，表明序列很少未被檢測出，菌落豐度與多樣性良好，結果見表2。

表2 細菌群落多樣性指數Table 2 Bacterial community diversity indices

Simpson指數與Shannon指數在生態學中可定量的描述一個區域的生物多樣性。Simpson 指數值越大，說明群落多樣性越低，而Shannon指數相反，其值越高多樣性越高。ACE指數和Chao1指數可估算樣品中微生物豐度，二者表達方式相同，其值越大代表種群豐度越高。OTUs代表不同的16sRNA序列，可間接代表一種微生物種。從結果可知，投加菌劑的實驗組的物種數多于對照組，而在好氧池中的體現較厭氧池更為明顯。而 Simpson指數的下降和Shannon指數的上升同樣體現這一結果。后觀察到兩組樣品的ACE和Chao1指數均有明顯提升，厭氧池Chao1指數從1 744.38升高為2 432.74，好氧池從2 217.35升高為2 730.72，說明投加菌劑可使得微生物種群豐度同樣得到提高。

微生物菌群隨序列的變化如圖4所示，豐度選取ACE指數、多樣性選取Shannon指數?？芍S著序列的增大ACE指數逐漸提高，且增長趨勢區別明顯，只有樣品O2測試序列數量超過40000以趨近平緩，不同的趨勢代表各個序列區間豐度不同，Shannon指數均明顯飽和，表明有效序列深度可有覆蓋現樣品間全部微生物菌落，兩指數結果也可體現兩系統內微生物群落變化明顯。

圖4 細菌群落豐富度稀疏曲線Fig.4 Rarefaction curves of bacterial community abundance

用聚類熱圖表明微生物菌落變化繪制如圖5所示，區塊的顏色代表兩樣品菌落差異的距離值，如果兩者相似度非常接近，則區塊呈現為紅色，反之則會趨近藍色。由圖5可知，相同反應器取得的樣品群落差異偏小，不同反應器間樣品的群落存在異較，區塊偏紅說明兩組反應器間群落差異適中，菌劑對原有群落沖擊較小。此結果與反應器投加菌劑后最初的脫氮效果變化相對應，波動較小系統同穩定菌落差異。

圖5 細菌群落結構相關性圖Fig.5 Corrlation of bacterial community composition

2.2.2 反應器微生物門水平的變化對比

選取門水平的微生物成分進行對比結果見圖6，每個樣品分別取占比前7的門進行對比。由結果可知4個樣品中前三位的門均相同可判定為共有的優勢門，均為Proteobacteria、Bacteroidetes和Chloroflexi，其中Proteobacteria占有絕對比重，A1、A2、O1、O2占比分別為77.2%、73.51%、80.85%、75.49%，其次Bacteroidetes為13.79%、18.93%、11.85%、16.56%，第三的Chloroflexi占比分別為4.05%、1.69%、2.13%、1.79%。Proteobacteria廣泛包括了應用于污水處理污水處理固氮脫氮菌，Bacteroidetes則包括較多的厭氧菌存在于污水處理工藝[12]。投加菌劑使得實驗組Bacteroidetes占比獲得少量提升，Proteobacteria無明顯變化。結果與樓菊青等[13]研究一致，高氨氮脫氮污泥中Proteobacteria會占主要部分，Chloroflexi由于氨氮抑制僅會有較少量占比。

圖6 細菌群落結構門水平上的組成Fig.6 Bacterial community composition at phylum level

樣品后4位所屬門不同，對照組厭氧池(A1)為Ignavibacteriae、Planctomycetes、Verrucomicrobia、Spirochaetes，分別占比0.82%、0.63%、0.50%和0.23%。實驗組厭氧池(A2)為Planctomycetes、Verrucomicrobia、Firmicutes、Ignavibacteriae，分別占比0.91%、0.59%、0.45%和0.28%。對照組好氧池(O1)為Ignavibacteriae、Planctomycetes、Spirochaetes、Verrucomicrobia，分別占比0.91%、0.71%、0.26%和0.23%。實驗組好氧池(O2)為Planctomycetes、Verrucomicrobia、Firmicutes、Ignavibacteriae，分別占比0.70%、0.53%、0.44%和0.22%。綜合分析，投加菌劑對脫氮相關的3個優勢門主要地位不造成影響，剩余的門類會有變化，例如出現Firmicutes等新優勢門類，對原系統穩定性影響很小。

2.2.3 反應器微生物屬水平的變化分析

4個樣品屬水平豐度如圖7所示。從圖7可得，對照組反應器內Thauera、Nitrosomonas、Solitalea、Ignavibacterium為優勢屬，A1中占63.12%、2.30%、2.95%及0.82%，O1中占比65.41%、2.20%、1.98%及0.91%。投加菌劑后反應器內Thauera、Thiopseudomonas、Nitrosomonas、Acinetobacter為優勢屬，A2中占46.55%、4.42%、2.03%和2.67%，O2中占48.54%、3.60%、1.85%和1.87%。并且實驗組檢測出了原先不存在的如Thermomonas、Flavobacterium、Acinetobacter等菌?？偲饋碇v，實驗組較對照組而言實驗組微生物多樣性與豐度明顯更高，這也印證了前兩節的結論。

圖7 細菌群落結構屬水平上的組成Fig.7 Bacterial community composition at genus level

表3 微生物組成變化Table 3 Changes in the microbial components during different stages

綜合分析實驗組內微生物豐度多樣性提高，但反應器內微生物的優勢門不變。屬水平結果表明，Thauera為主要反硝化菌，均在兩組反應器內所占主要比重。實驗組內檢測出Thiopseudomonas，Acinetobacter與Nitrosomonas，作為典型反硝化菌、硝化菌和AOB，說明該系統具有良好的脫氮性能。系統內脫氮功能菌種類數量均變多，與對氨氮、TN的去除率提升相對應。

3 結論

(1)在A/O短程硝化-反硝化工藝中投加BMc-1復合微生物菌劑，能夠有效地強化系統地脫氮效果，處理高氨氮廢水效果良好。

(2)菌劑的投加，使得系統內微生物總量增多，且微生物的豐度、多樣性均得到提高。未改變Proteobacteria、Bacteroidetes、Chloroflexi為主導細菌門，對原微生物菌落的沖擊較小，可較為穩定的發揮作用。

(3)系統中Thauera與Nitrosomonas占比下降但數量穩定，Pseudomonas、Pedobacter、Thiopseudomonas、Terrimonas這4種反硝化菌被檢測出占比提升，以及檢測出Nitrosomonas、Acinetobacter、Candidatus、Hydrogenedens等其他脫氮相關功能菌，解釋了菌劑對系統脫氮的強化效果。