生物培养物的氮磷去除及生物质产出能力研究

2019-08-30母锐敏刘乐然祁峰马桂霞赵燕丽

山东建筑大学学报 2019年4期

母锐敏刘乐然祁峰马桂霞赵燕丽

(山东建筑大学市政与环境工程学院，山东济南250101)

0 引言

我国大部分水资源面临着水体富营养化的问题，其主要污染指标为氨氮、总磷[1]。尽管污水处理已取得了巨大进展，但传统化学物理方法仍存在运行成本高、投资大、易产生二次污染等问题[1]。当前的研究热点之一便是寻找可再生利用、低耗、高效的污水生物处理技术。

目前大多数水处理设施只有一级处理和二级处理。传统的活性污泥法具有处理效果好、灵活调节处理程度等优点，但其缺点也十分明显，即占地面积大、耐冲击负荷能力差且生物质难以利用[2]等。剩余污泥也常被认为是一种“污染转嫁”，燃烧或掩埋均可能产生二级污染[3]。藻类处理污水的研究从20世纪初就已经开展，以从污水中获取生物柴油为驱动，藻类净化污水已取得了诸多进展。藻类在脱氮除磷的同时，还具有吸收水中的二氧化碳，产生氧气，提升pH值等间接作用[4]。微藻还被认为是第三代生物燃料，具有丰富的生物质含量，可作为动物饲料或肥料[5]。但微藻的研究目前还有诸多难点，如采收困难、环境二次污染等[6]。早在20世纪50年代，Oswald等[7]就提出了利用藻菌共生系统处理污水的方法。“藻菌共生”是指将藻类吸收去除污水中氮、磷和有机物的能力与细菌降解污水中污染物的功能结合在一起，并将营养物质转化为生物质，可进一步用于生物能源生产和一些商业产品等多种应用[8]。藻菌共生体系在促进藻体沉降性方面有很好的效果[9]，大大降低微藻的采收成本，为微藻的采收提供了新的解决思路。目前，为了研究藻菌共生系统处理污水的潜力，已经开发出良好的藻菌共生动力学模型[10]。研究表明:藻菌共生在处理水体富营养化方面具有很大的前景，但国内对藻类治理污水的研究，大多处仍在藻种筛选和藻类对污水处理的初级阶段[11]。要使藻类真正地应用于水处理，还需要进一步的试验和研究。

上述几种方法在处理污水方面均具有显著成效，但在污水处理过程中，仍缺乏对氮磷去除率和生物质产量的横向比较，无法为工程实例提供有效参考。因此，文章选用单一微藻、混合微藻、藻菌共生系统和活性污泥等4种生物培养物，分别在二级出水、BG11和合成污水中进行培养实验，分析其去除水体中的总磷、氨氮以及生物质产出的能力。

1 材料与方法

1.1 培养物

利用4种不同的生物培养物开展氮磷去除的研究。单一微藻SA(Single Alage)和混合微藻MA(Mixed Alage)均分离自山东建筑大学映雪湖，其中单一微藻为四尾栅藻(Scenedesmus quadricauda)，混合微藻主要为四尾栅藻和小球藻(Chlorella)。

活性污泥AS(Actived Sludge)取自济南市光大水务二次沉淀池污泥回流泵房的高浓度泥水混合液。取回污泥首先经过筛网(1 mm×1 mm)过筛，静置24 h以去除污泥上清液。用蒸馏水洗涤静置后污泥3次，再静置去除上清液。污泥每天进行2周期间歇进水驯化污泥。

藻菌混合物AB(Algal-Bacteria)为混合微藻与活性污泥的混合液。根据两者生物质浓度(干重)，按照质量比3∶1比例将混合微藻与活性污泥混合，离心后接种在培养基中进行培养。

1.2 培养基质

生物培养物分别在合成污水、二级出水和BG11培养基中进行培养。合成污水、人工污水、BG11分别代表了氮磷浓度较高、一般、较低的污水。

实验用的二级出水取自山东建筑大学污水处理厂二沉池出水口，在用于处理实验之前，通过重力沉降去除大固体颗粒。为去除悬浮和溶解固体，将其在3 500 r/min转速下离心10 min，取上清液，通过孔径为0.45 μm的注射器滤膜过滤。

改良BG11培养基在蒸馏水中制备。所有液体培养基在120℃下灭菌30 min，然后冷却至室温。用1 mol/L NaOH或HCl将上述培养基的pH值调节至7.1，然后将培养基无菌储存。

实验用的改良BG11培养基、合成污水的主要组成分别见表1、2，其中，A5溶液为BG11培养基微量元素母液，配制培养基的投入量为1 mL/L。3种培养基质中氨氮和总磷浓度见表3。

表1 改良BG11培养基组分表/(mg·L-1)

表2 合成污水组分表/(mg·L-1)

表3 培养基质中氨氮和总磷浓度表/(mg·L-1)

1.3 实验设计

将AB、MA、SA、AS等4种微生物培养物分别接种在含二级出水、BG11培养基、合成污水3种培养基的柱状光生物反应器(高×内径×壁厚为350 mm×105 mm×5 mm)中[12]，放置在人工气候室中培养6 d。恒温25℃，光照强度5 000 lx，光暗比12 h∶12 h。每组实验设置3个平行样品，确保检测结果准确。

1.4 分析方法

每天在柱状光生物反应器的取样口处取样，在4 000 r/min下离心10 min，取上清液测定氨氮、总磷。在实验开始前及结束后，取培养物生物质，分别测定其中的总脂、蛋白质以及多糖含量。

(1)生物质浓度测定方法

将滤纸烘干至恒重，称重。取一定体积的水样，将水样通过滤纸过滤。将滤纸烘干至恒重，称量滤纸质量。生物质浓度的计算由式(1)表示为式中:c为生物质浓度，g/L；m0为滤纸恒重，g；m1为过滤后滤纸恒重，g；V为量取水样体积，L。

(2)总脂含量测定方法

采用有机溶剂提取法[13]。取0.1 g藻粉放于试管中，加入6 mL体积比2∶1三氯甲烷/甲醇混合溶液，室温下充分震荡1 min，于60℃水浴中，从微沸开始计时提取60 min。提取结束后，氮吹仪吹干，在105℃下烘干至恒重称重。总脂含量计算由式(2)表示为

式中:Lw为总脂含量，%；m0、m1、m2分别为玻璃试管、干藻粉、油脂和玻璃试管的质量，g。

(3)蛋白质测定方法

参照GB/T 6432—94饲料中粗蛋白测定方法[14]。

(4)多糖测定方法

参照SN/T 4260—2015出口植物源食品中粗多糖的测定方法[15]。

2 结果与分析

2.1 总磷去除能力的比较

4种培养物分别在BG11、合成污水和二级出水中进行培养，每日水体中的总磷浓度变化如图1所示。

图1 培养介质中总磷浓度变化图

4种培养物均对于3种污水中总磷有明显的处理效果，去除率均＞80%。其中AB对于3种污水的总磷去除效率最快。然而，3种污水中AS对于总磷的去除效果有较大差别。在BG11培养基和二级出水中，AS的总磷去除率分别为60.72%、61.72%，明显低于其他3种培养物。各培养物对于合成污水总磷去除效果十分接近，合成污水的总磷去除实验中，AB对二级出水的去除率最高达95.78%，MA的去除率为95.46%，其次是SA为94.43%，去除效率最低的是AS为88.94%，AB的总磷去除速率仍有微弱优势。相较于SA和AS，AB除磷效率更高。

研究报道指出，碳源是影响活性污泥除磷的一个重要因素，反应器中适量的碳源能够进行反复吸磷，而且后期的吸磷量较稳定，碳源的匮乏，会使活性污泥的吸磷量逐渐降低[16]。而在厌氧条件下，聚磷菌能分解体内的聚磷酸盐而产生能量，将污水中的易降解有机物摄入细胞内，以聚羟基丁酸等有机颗粒的形式贮存于细胞内[17]。实验中只提供好氧过程，使得AS无法将体内的聚磷酸盐分解产生能量，影响聚磷菌的正常代谢过程。在合成污水中，提供了足够的碳源及氮磷元素，微藻及活性污泥均充分生长代谢。而在藻菌共生体系当中，细菌和微藻可以形成互利共生关系。细菌将水中有机物分解为CO2、H2O、营养物质提供给微藻生长代谢，微藻代谢产生的氧气可以再次促进细菌的生长代谢。

2.2 氨氮去除能力的比较

4种培养物分别在BG11、合成污水和二级出水中进行培养，每日水体中的氨氮浓度变化曲线如图2所示。实验结束时，BG11中4种培养物氨氮去除效率趋于一致，如图2(a)所示，3种污水中氨氮浓度均降至最低值，AB氨氮的去除效率最高为84.23%，AS的去除效率最低为80.53%。合成污水中AB的氨氮去除效率最高，达到了98.26%，如图2(b)所示。二级出水中氨氮浓度变化有明显差别，如图2(c)所示，但仍可以看出AB的氨氮去除效果最好。在实验的第1天，AS的去除效率低于其他培养物，说明在二级出水中需要时间稳定群落结构[18]。合成污水中，AS的去除效率早期较高，但在长时间的去除效果低于其他培养物，因为氨氮可作为氮源通过主动运输的方式进入微藻和活性污泥中[19]。AB可以形成互利共生的协同生长关系，相对于单独微藻和活性污泥对于去除氨氮更具有优势。

图2 培养介质中氨氮浓度变化图

从上述实验中可以看出，AB、MA、SA在实验的第6天能将3种污水中的氮磷浓度降至满足景观用水的标准。其中，AB的氮磷去除速度最快，在第4天氨氮和总磷即可达标，AS处理后3种污水的总磷浓度均不能满足景观用水水质标准，而AB、SA和MA处理效果均可以满足景观用水总磷水质标准。藻类和菌类均可以有效去除污水的氨氮，且藻类可高效地去除污水中的总磷，去除氨氮的能力也强于菌类。另外，AB在处理BG11这种低浓度氮磷的污水处理效率也比AS高。

2.3 生物质产出能力的比较

2.3.1 培养物在BG11出水培养过程中的生物质组成

将4种培养物分别置于4个装有BG11培养液的反应器中，放置在恒温25℃的培养室中培养，6 d后取部分培养物，过滤、烘干并检测生物质含量，结果如图3所示。经过BG11培养6 d后，4种培养物中AB的蛋白质含量最高，AS蛋白质含量最低。AB脱氮效果是4种培养物中最好的，可以在维持旺盛代谢的过程中合成更多的蛋白质。而AS对氨氮的去除能力较弱，是因为持续的好氧过程阻碍了AS的代谢过程。4种培养物的多糖含量最高的为AS，可能是由于AS含有大量的表面附着水，细菌外面包有黏度很高的黏性物质，而这种黏性物质主要是由葡萄糖、甘露糖、阿拉伯糖、脱氧核糖等形成的多糖[20]，随着AS的增殖，多糖的含量明显升高。

图3 培养物在BG11中培养6 d后的生物质含量图

2.3.2 培养物在二级处理出水培养过程中的生物质组成

4种培养物在二级出水中培养6 d后获取的蛋白质、多糖和总脂含量，结果如图4所示。4种培养物对比总脂含量，SA的总脂含量最高，AS的总脂含量最低。4种培养物多糖含量对比，SA的多糖含量最高，AB的多糖含量最低。多糖含量与实验中3种污水反应氨氮含量变化趋势相对应，随着氨氮含量降低，培养物中多糖含量逐渐升高，从侧面反映了培养物在吸收了氨氮无机物之后，进一步合成了多糖供自身生长，吸收越多，生长越快。MA蛋白质含量低于SA，可能是其在处理二级出水过程中，藻种之间的竞争关系使部分藻细胞死亡后破裂，导致细胞内物质流出[21]，再次被藻群吸收，导致蛋白质含量降低。

图4 培养物在二级处理出水中培养6 d后的生物质含量对比图

2.3.3 培养物在合成污水中培养过程中的生物质

4种培养物在合成污水中培养6 d后分析得出的蛋白质、多糖和总脂含量如图5所示。经合成污水培养后，AB、MA以及AS的多糖含量接近，约维持在13%，原因可能是SA中多糖大多用来合成细胞壁[18]，AS中复杂微生物群落多糖组成比例较低，导致其在合成污水培养过程中多糖含量较少。对比4种培养物在合成污水中培养后的蛋白质含量，AB的蛋白质含量最高，AS的蛋白质含量最低。SA在合成污水中培养后的蛋白质含量，相较于SA在二级出水中培养后的含量都有所提高，可能是由于合成污水中的氨氮含量较高，藻类过量吸磷合成蛋白质导致的。这也与合成污水中4种培养的氨氮和总磷去除率对应。说明部分磷元素被用于合成培养物中的磷脂，对磷的去除效率越快，自身总脂的含量就会越高。