固定化氨氮降解菌处理氨氮废水的试验研究*

乔丽丽 李 璐,2 贾 琰 尹 莉 刘 峰 王玉慧,2 乔瑞平

(1.博天环境集团股份有限公司研发中心，北京 100082；2.博天环境工程(北京)有限公司，北京 100082； 3.贵州省环境监测中心站，贵州 贵阳 550081)

固定化氨氮降解菌处理氨氮废水的试验研究*

乔丽丽1李 璐1,2贾 琰3尹 莉1刘 峰1王玉慧1,2乔瑞平1

(1.博天环境集团股份有限公司研发中心，北京 100082；2.博天环境工程(北京)有限公司，北京 100082； 3.贵州省环境监测中心站，贵州 贵阳 550081)

考察了海藻酸钠(SA)和聚乙烯醇(PVA)含量对固定化载体性能的影响，并筛选了最优条件制备固定化氨氮降解菌，研究其对氨氮废水的处理效果。当PVA和SA质量分数分别为8.00%、1.00%时，制成的固定化载体抗压性能最好，能够形成丰富的多孔结构。固定化氨氮降解菌在处理氨氮废水前驯化168h，可以恢复较高活性。在固定化氨氮降解菌投加量2%(质量分数)、反应温度30 ℃、pH8.01、溶解氧3.0mg/L的条件下反应60h，氨氮废水中的氨氮质量浓度从最初的3 835.29mg/L降为82.35mg/L，去除率为97.85%。固定化氨氮降解菌在投加量低于氨氮降解菌的情况下，仍然能实现与之相近的氨氮废水处理效果，证明固定化氨氮降解菌能高效处理高浓度氨氮废水。

固定化 包埋 氨氮废水 微观结构 氨氮降解菌

Abstract: The effects of polyvinyl alcohol (PVA) and sodium alginate (SA) content on immobilization carrier were studied,and the treatment efficiency of ammonia nitrogen wastewater by immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria prepared under the optimal condition were researched. The compressive performance of immobilized carrier was the best with rich vesicular structure,which were made under the condition that mass fractions of PVA and SA were 8.00% and 1.00%,respectively. After 168 h of domestication process,the activity of immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria could recover itself. When immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria dose was 2% (mass ratio),temperature was 30 ℃,pH was 8.01 and dissolved oxygen was 3.0 mg/L,the ammonia nitrogen concentration dropped to 82.35 mg/L from 3 835.29 mg/L after 60 h reaction by immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria,and 97.85% of ammonia nitrogen were removed. Compared with ammonia nitrogen degradation bacteria,when their treatment efficiency were nearly equal,the dosage of immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria would be less. It showed that immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria was effecient for the treatment of high concentration ammonia nitrogen wastewater.

Keywords: immobilization; embedding; ammonia nitrogen wastewater; microstructure; ammonia nitrogen degradation bacteria

氨氮废水(尤其是高浓度氨氮废水)的治理是环境科学与工程领域的研究热点和难点[1-2]。近年来，随着工农业、畜牧业的快速发展，氨氮废水排放量不断增大，已成为重点治理的有害废水之一[3-5]。

采用固定化微生物技术处理氨氮废水不但保留了传统生物法经济、高效的特点，还具有耐毒害、适用范围广等独特优点，且能够提高系统对高浓度氨氮废水的缓冲作用[6]。固定化载体性能是决定固定化微生物技术使用寿命和处理效果的关键因素，而绝大多数固定化载体的机械稳定性、力学参数和使用周期未达到工业化要求，限制了固定化微生物技术在废水处理工艺中的广泛应用[7]45。同时，固定化载体的结构会影响包埋微生物浓度、传质扩散能力和溶解氧传递效率。近年来，固定化微生物技术发展迅速[8-10]，但多数技术工业实践还不成熟，因此制备高效的固定化微生物，并将其运用于处理高浓度氨氮废水，具有广阔的发展前景和应用价值。

1 材料与方法

1.1 试验材料

氨氮降解菌是有硝化菌、反硝化菌、枯草芽孢杆菌等组成的复合菌，由博天环境集团股份有限公司研发中心经过特定工艺筛选、驯化获得。

高浓度氨氮废水取自博天环境集团某工程项目，pH为6.8，氨氮质量浓度为3 835.29 mg/L。

主要仪器包括S-4800场发射扫描电子显微镜(SEM)、PHS-3C酸度计、AL204-IC电子分析天平、GWA-UN4-F30超纯水机、759S紫外—可见分光光度计、SHZ-82A数显水浴恒温振荡器、YHKC-2A颗粒强度测定仪、YSI 550A便携式溶解氧测定仪。

1.2 分析方法

pH依照《水质 pH值的测定 玻璃电极法》(GB 6920—86)测定；氨氮浓度依照《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》(HJ 535—2009)测定；压缩比依照《硬质泡沫塑料 压缩性能的测定》(GB/T 8813—2008)测定；溶解氧浓度采用便携式溶解氧测定仪测定；耗氧速率依照文献[11]、[12]计算。

1.3 固定化氨氮降解菌的制备

在200 mL纯水中按照一定比例添加海藻酸钠(SA)和聚乙烯醇(PVA)，再加入5%(质量分数)过200目筛后的沸石粉，在80 ℃水浴中以70～100 r/min的转速连续搅拌1 h，待溶液混合均匀后冷却至35 ℃制得固定化载体，再加入一定量氨氮降解菌，混合均匀后用带针头的注射器取菌液滴入含5%(质量分数)CaCl2的硼酸饱和溶液中，得到小球状的固定化氨氮降解菌。将固定化氨氮降解菌于4 ℃条件下静止固化24 h，再取出保存于生理盐水中。

2 结果与讨论

2.1 固定化载体抗压性能的影响因素

2.1.1 PVA质量分数的影响

保持SA质量分数为1.50%，选择PVA质量分数分别为4.00%、5.00%、6.00%、7.00%、8.00%、9.00%、10.00%、11.00%、12.00%进行试验，研究PVA质量分数对固定化载体压缩比的影响，结果如图1所示。由图1可以看出，PVA质量分数为8.00%～11.00%比较合适。当PVA质量分数低于8.00%时，固定化载体成形时间较长，且成形后硬度、抗压性能和弹性都较弱，极易破碎，无法在曝气状态下长期运行。当PVA质量分数高于10.00%时，固定化载体成形过程中黏度较大，硬化过程中不易成形；同时，PVA质量分数过高会加大固定化载体和废水中的有机物质的传质阻力，影响处理效果。此外，还考虑到PVA含量升高会增大固定化载体密度，加大动力损耗[13]。因此，兼顾传质阻力、抗压性能和经济性能等综合因素，PVA最佳质量分数选择8.00%。

图1 PVA质量分数对固定化载体压缩比的影响Fig.1 Effect of PVA mass fraction on immobilized carrier performance

2.1.2 SA质量分数的影响

加入少量SA有助于改善固定化载体的成形性能。保持PVA质量分数为8.00%，选择SA质量分数分别为0.25%、0.50%、0.75%、1.00%、1.25%、1.50%、1.75%、2.00%，研究SA质量分数对固定化载体压缩比的影响。由图2可以看出，SA质量分数选择1.00%即可使固定化载体压缩比达到76%。在此条件下，固定化载体不仅成形容易，而且还较少粘连，富有弹性，内部形成了更丰富的多孔结构，能提高包埋菌浓度；同时，适量SA可以降低固定化载体密度，有利于包埋菌与废水充分接触，提高废水处理效率。因此，SA最佳质量分数选择1.00%。

图2 SA质量分数对固定化载体压缩比的影响Fig.2 Effect of SA mass fraction on immobilized carrier performance

2.2 固定化氨氮降解菌的生物性能

2.2.1 耗氧速率

选择PVA、SA质量分数分别为8.00%、1.00%，制备固定化氨氮降解菌。采用间歇试验，通过测定溶液中的溶解氧浓度计算耗氧速率。从图3中可以看出，Ⅰ阶段趋势线斜率小于Ⅱ阶段趋势线。Ⅰ阶段为驯化适应期，耗氧速率由70 mg/(kg·h)升高至170 mg/(kg·h)，增长缓慢；在Ⅱ阶段，随着固定化氨氮降解菌活性增加，进入驯化生长期，耗氧速率增长迅速，在驯化168 h时达到468 mg/(kg·h)。固定化氨氮降解菌制备过程中，其活性可能会在一定程度上受到抑制[14]。因此，为保证固定化氨氮降解菌的良好活性，驯化期不应低于168 h。

图3 驯化时间对耗氧速率的影响Fig.3 Effect of domestication time on oxygen consumption efficiency

2.2.2 微观结构

固定化载体为多孔凝胶结构，将SEM扫描条件设定为2 ℃、500 Pa、加速电压30 kV，此条件接近水凝胶自然状态[7]46-47。由图4可以看出：未包埋氨氮降解菌的固定化载体内部凹凸不平，富含细小的多孔结构；包埋氨氮降解菌后，氨氮降解菌大量装填在固定化载体内部多孔结构中，或附着在固定化载体表面，且氨氮降解菌以单菌和小菌团为主。此外，在固定化载体内部氨氮降解菌可以大量增殖，说明该载体为较理想的固定化载体。

2.3 固定化氨氮降解菌对氨氮废水的处理效果

2.3.1 对不同氨氮初始浓度的处理效果

控制反应温度25 ℃、pH 6.80、溶解氧3.0 mg/L、固定化氨氮降解菌投加量2.00%(质量分数，下同)，考察不同反应时间下高浓度氨氮废水和低浓度氨氮废水中氨氮去除率的变化。试验结果如图5所示。

固定化氨氮降解菌加入到高浓度氨氮废水中，在营养物质充足的条件下，能快速适应高浓度氨氮环境。从图5(a)平行试验2来看，反应12 h后，氨氮可由3 835.29 mg/L快速降至1 952.90 mg/L，去除率为49.08%；反应60 h后，氨氮可降为141.18 mg/L，去除率为96.32%，基本已趋于平衡。由图5(b)可见，固定化氨氮降解菌对于低浓度氨氮废水同样具有高效的处理效果。对于约10 mg/L的低浓度氨氮废水，在反应20 h后，氨氮降低至1 mg/L左右。

图4 固定化载体微观结构Fig.4 The microstructure of the immobilization carriers

图5 不同氨氮初始质量浓度的氨氮去除率Fig.5 Ammonia nitrogen removal efficiency of different initial ammonia nitrogen concentration

2.3.2 pH的影响

控制反应温度25 ℃、溶解氧3.0 mg/L、固定化氨氮降解菌投加量2.00%、氨氮初始质量浓度3 835.29 mg/L，用硫酸和氢氧化钠调节pH分别为3.96、5.07、6.08、7.05、8.01、8.97、9.97，考察pH对氨氮去除率的影响，试验结果见图6。从图6可以看出，pH对氨氮去除率有一定影响。60 h氨氮去除率存在两个峰值，分别出现在pH为5.07、8.01。在pH为5.07时，反应60 h后的氨氮质量浓度为188.24 mg/L，去除率为95.09%；在pH为8.01时，反应60 h后的氨氮质量浓度为176.47 mg/L，去除率为95.40%。酸性峰值(出现于pH=5.07)可能是由硝化菌造成。硝化菌的生长适宜pH为5.8～7.5，在此pH条件下硝化菌快速生长，将氨氮转化为硝态氮。碱性峰值(出现于pH=8.01)可能是由反硝化菌造成[15-16]。反硝化菌的生长适宜pH为6.5～8.0，在弱碱性条件下反硝化菌将硝态氮转化为氮气排出。此外，在碱性曝气条件下，游离氨氮可转为氨气排出[17-18]，从而提高氨氮去除率。pH为8.97、9.97时，反应48、60 h后的氨氮浓度几乎相等，说明高pH能提高固定化氨氮降解菌的反应速率。但pH不宜过高，当pH≥10时，可能会严重抑制固定化氨氮降解菌活性。因此，综合反应速率和氨氮去除率，最佳pH选择8.01。

图6 pH对氨氮去除率的影响Fig.6 Effect of pH on ammonia nitrogen removal efficiency

2.3.3 反应温度的影响

控制溶解氧3.0 mg/L、固定化氨氮降解菌投加量2.00%、pH 8.01、氨氮初始质量浓度3 835.29 mg/L，考察不同反应温度条件下的氨氮去除率变化，结果如图7所示。从图7可以看出，当反应温度为10 ℃时，氨氮去除率较低，说明固定化氨氮降解菌活性较低。有研究表明，氨氮降解菌在反应温度低于15 ℃时，活性大幅度降低；在反应温度低于5 ℃时，生命活动几乎停止，处于休眠状态[19-21]。随着反应温度的升高，固定化氨氮降解菌活性变强，生长代谢速率加快[22]。在反应温度为30～35 ℃时，固定化氨氮降解菌活性最高，氨氮降解速度较快。在反应温度为30 ℃时，反应48 h后的氨氮为141.18 mg/L，去除率为96.32%；反应60 h后的氨氮降为82.35 mg/L，去除率为97.85%。当反应温度为35 ℃时，反应48 h后的氨氮为282.35 mg/L，去除率为92.64%；反应60 h后的氨氮低于检测限，去除率为100.00%。但反应温度继续升高，氨氮去除率下降。在反应温度为40 ℃时，反应48 h后，氨氮为317.65 mg/L，去除率为91.72%。这一方面是由于固定化氨氮降解菌活性降低，另一方面是由于温度过高造成溶解氧浓度下降，限制了固定化氨氮降解菌的新陈代谢[23]。因此，综合经济成本和处理效果等多种因素，最佳反应温度选择30 ℃。

图7 反应温度对氨氮去除率的影响Fig.7 Effect of reaction temperature on ammonia removal efficiency

2.3.4 与氨氮降解菌对比

控制pH 8.01、反应温度30 ℃、溶解氧3.0 mg/L、氨氮初始质量浓度3 835.29 mg/L，固定化氨氮降解菌和氨氮降解菌投加量分别设定为2.00%、5.00%，对比两者的氨氮去除能力。由图8可以看出，固定化氨氮降解菌与氨氮降解菌的处理效果接近。反应32 h后，固定化氨氮降解菌将氨氮降为437.40 mg/L，去除率达到88.60%；氨氮降解菌将氨氮降为415.80 mg/L，去除率达到89.16%。可见，固定化氨氮降解菌在投加量低于氨氮降解菌的情况下，其氨氮去除效果与氨氮降解菌接近，说明固定化氨氮降解菌拥有更高活性。

注：氨氮(固定化氨氮降解菌)和氨氮(氨氮降解菌)分别代表投加固定化氨氮降解菌和氨氮降解菌后的氨氮质量浓度；去除率(固定化氨氮降解菌)和去除率(氨氮降解菌)分别代表投加固定化氨氮降解菌和氨氮降解菌后的氨氮去除率。

图8固定化氨氮降解菌和氨氮降解菌的氨氮去除率对比
Fig.8 Comparison of ammonia nitrogen removal efficiency of immobilized ammonia nitrogen degradation bacteria and ammonia nitrogen degradation bacteria

3 结 论

(1) 固定化氨氮降解菌能高效处理氨氮废水。在反应温度30 ℃、氨氮初始质量浓度3 835.29 mg/L、溶解氧3.0 mg/L、pH 8.01、固定化氨氮降解菌投加量2.00%的条件下，反应48 h后，氨氮降为141.18 mg/L，去除率为96.32%；反应60 h后，氨氮降为82.35 mg/L，去除率为97.85%。

(2) 在PVA和SA质量分数分别为8.00%、1.00%的条件下，制备的固定化载体抗压性能较好。

(3) 固定化氨氮降解菌驯化168 h，可以恢复较高活性。

(4) 固定化氨氮降解菌在投加量低于氨氮降解菌的情况下，可以实现与氨氮降解菌相近的氨氮废水处理效果。

[1] 刘少敏，储磊，朱敬林．固定化硝化细菌去除生活污水中的氨氮[J]．环境工程学报，2014，8(10)：4261-4266．

[2] 任义，王磊，狄雅茹．氨氮废水处理技术进展综述[J]．西安文理学院学报(自然科学版)，2008，11(3)：90-93．

[3] 赵雪莲，娄高彬，李宗慧，等．硝化菌载体低温处理生活污水中试[J]．环境工程，2015，33(3)：21-24．

[4] RUIZ G,JEISON D,CHAMY R.Nitrification with high nitrite accumulation for the treatment of wastewater with high ammonia concentration[J].Water Research,2003,37(6):1371-1377.

[5] TSUNEDA S,TATSUO N,HOSHINO T,et al.Characterization of nitrifying granules produced in an aerobic upflow fluidized bed reactor[J].Water Research,2003,37(20):4965-4973.

[6] 庄会栋，刘勃，洪卫，等．固定化微生物增强A/O工艺处理煤化工高氨氮废水的中试研究[J]．水处理技术，2011，37(12)：75-77．

[7] 李宗慧，刘金泉，赵雪莲，等．包埋微生物载体的结构与性能研究[J]．现代化工，2012，32(11)．

[8] 吴亚杰，李辉军，戴昕，等．无机材料对固定化微生物凝胶球性能的影响[J]．环境工程学报，2014，8(8)：3289-3293．

[9] 株式会社日立工业设备技术.固定化微生物及其制造方法、采用其的反应装置:200410090066.0[P].2006-03-01.

[10] 株式会社日立工业设备技术.包埋固定化载体的制造方法及装置:200610088670.9[P].2006-12-20.

[11] JUBANY I,LAFUENTE J,BAEZA J A,et al.Total and stable washout of nitrite oxidizing bacteria from a nitrifying continuous activated sludge system using automatic control based on oxygen uptake rate measurements[J].Water Research,2009,43(11):2761-2772.

[12] 李冰，孙英兰，李玉瑛．耗氧速率(OUR)测量方法的实验研究[J]．中国海洋大学学报(自然科学版)，2006，36(3)：456-460．

[13] 王磊，兰淑澄．固定化氨氮降解菌去除氨氮的研究[J]．环境科学，1997，18(1)：18-22．

[14] 贾燕，江栋，刘永，等．固定化硝化细菌去除氨氮和气相氨的试验研究[J]．给水排水，2009，35(增刊1)：243-247．

[15] 刘勃．固定化微生物技术处理高氨氮废水的研究[C]//中国环境科学学会.中国环境科学学会2006年学术年会优秀论文集(中卷).北京：中国环境科学出版社，2006：2057-2061．

[16] 尤勇军，安立超，潘伯宁．冷冻固定化硝化菌去除废水中氨氮的研究[J]．化工环保，2004，24(5)：316-319．

[17] 周少奇．氨氮厌氧氧化的微生物反应机理[J]．华南理工大学学报(自然科学版)，2000，28(11)：16-19．

[18] 于德爽，彭永臻，张相忠，等．中温短程硝化反硝化的影响因素研究[J]．中国给水排水，2003，19(1)：40-42．

[19] 张爽，姜蔚，徐桂芹，等．固定化硝化菌在不同温度下对氨氮的去除效能研究[J]．环境科学与管理，2008，33(5)：91-95．

[20] 赵雪莲,刘金泉,李宗慧,等.固定化硝化菌包埋载体去除氨氮的效果研究[J].水处理技术,2012,38(增刊1):53-55.

[21] 操家顺，侯梁浩，方芳，等．温度及外加碳源对生物脱氮除磷过程的影响[J]．环境工程学报，2013，7(6)：2013-2018．

[22] MATSUMURA M,TSUBOTA H,ITO O.Development of bioreactors for denitrification with immobilized cells[J].Journal of Fermentation and Bioengineering,1997,84(2):144-150.

[23] 袁甲，赵东风，张庆冬，等．氨氮降解菌最佳培养条件及降解动力学研究[J]．油气田环境保护，2010，20(2)：25-28．

Researchontreatmentofammonianitrogenwastewaterbyimmobilizedammonianitrogendegradationbacteria

QIAOLili1,LILu1,2,JIAYan3,YINLi1,LIUFeng1,WANGYuhui1,2,QIAORuiping1.

(1.Research&DevelopmentCenter,PotenEnvironmentGroupCo.,Ltd.,Beijing100082;2.PotenEnvironmentEngineering(Beijing)Co.,Ltd.,Beijing100082;3.GuizhouProvinceEnvironmentalMonitoringCenter,GuiyangGuizhou550081)

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.07.018

2016-04-06)

乔丽丽，女，1987年生，硕士，工程师，研究方向为水污染控制技术。

*博天环境集团股份有限公司创新领域前沿项目(No.YA-2016-001)。