高效包埋硝化活性填料硝化特性及应用研究

2020-06-06王少伦杨宏

化工学报 2020年5期

王少伦，杨宏

（北京工业大学水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室，北京100124）

引言

氨氮废水的排放易于引发水体富营养化问题[1]。污水厂大多使用活性污泥法处理污水，活性污泥特异性差，无法更好地发挥出单一类菌群的处理能力，制约了污水处理能力的提升。另一方面，硝化细菌增殖速率缓慢，容易流失，对外界环境条件的变化敏感，对于寒冷地区相对较低的水温或工业废水相对复杂的水质，氨氮硝化过程不理想仍然是生物脱氮过程的制约因素[2]。

相较于传统的活性污泥法，包埋固定化技术成为了现今水处理行业的热门研究对象[3]。同时，利用包埋固定化技术来实现低温条件下的高效硝化是目前生物脱氮技术的研究热点[4-5]。该技术能发挥出单一菌种的处理能力，特异性强，同时能维持较高的微生物浓度，增强微生物的高效性和耐受性[6-7]，在水处理领域展现出巨大的应用前景。Li等[8]采用固定化硝化细菌处理氨氮废水的实验中，硝化速率达到39 mg·(L·h)-1。苏姗等[9]采用硝化生物活性填料对市政污水进行处理，在填充率为12%，DO 浓度为4～5 mg·L-1条件下，填料的最大氨氧化速率为30.20 mg·(L·h)-1。Inoue 等[10]以聚乙烯醇为载体固定硝化细菌，填充率为50%时处理低温氨氮废水，硝化速率为17 mg·(L·h)-1。前人对填料的制备研究往往局限于实验室小规模，对实际污水研究少，更难以涉及解决低温条件下硝化困难、出水难以达标等问题；其次，填料活性低、处理效果差，影响了其工业化应用。

基于上述的背景分析，本研究采用课题组研发的包埋硝化活性填料，经活性恢复实验后，重点考察了高效包埋填料对HRT、温度的适应性变化以及低温、常温条件下填料处理市政污水的实验，并摸索了包埋细菌的生长规律，考察了填料的内部结构，旨在为实际应用提供理论依据和技术支撑。

1 材料与方法

1.1 实验用水和污泥来源

实验采用人工模拟氨氮废水，主要成分有：NH4Cl、KH2PO4（根据NH4+-N 浓度调整，N∶P 为5∶1），MgSO4·7H2O(3 mg·L-1)，CaCl2(2 mg·L-1)。每升进水中加入1 ml 微量元素，其中ZnSO4·7H2O(0.50 g·L-1)，Na2MoO4·2H2O(0.12 mg·L-1)，CoCl2·6H2O(0.20 mg·L-1)，MnCl2·4H2O(0.50 mg·L-1)，NiCl2·6H2O(0.70 mg·L-1)，CuSO4·5H2O(0.60 mg·L-1) 和FeCl3·6 H2O(0.80 mg·L-1)。污泥取自实验室稳定、高效的硝化反应器，MLSS 为8000 mg·L-1，比氨氧化速率可达0.84 g·(g·d)-1。

1.2 包埋硝化活性填料的制备与实验装置

取上述污泥80 L，离心浓缩后（4%质量干重）与质量分数15% PVA 凝胶混合，加入添加剂碳酸钙38.30 g·L-1，活性炭10 g·L-1[11-16]，均匀地涂在网筒状结构载体上，放入过饱和的硼酸溶液进行交联，用清水清洗后将载体切成长度1 cm、壁厚2 mm 的筒状填料，填充于聚乙烯制成的悬浮球（直径100 mm）中。实验采用有机玻璃反应器以连续流方式运行，通过PCL 在线控制pH、DO、温度等实验参数，反应器有效容积为180 L，包埋填料填充率为10%。

1.3 包埋填料活性恢复

将1.2 节新制作的包埋填料在适宜条件下通过不断改变进水氨氮负荷的方式，进行活性恢复实验，保持温度为24℃，pH 为7.30～7.50，DO 为3～5 mg·L-1，HRT 为5 h。每天监测进出水氨氮浓度，以出水氨氮浓度≤20 mg·L-1作为指示标准，提高进水氨氮浓度，从而保持底物充足，不断提高氨氮去除效果，待氨氮去除能力达到稳定后，即认为包埋填料活性恢复完成。

1.4 包埋填料去除氨氮的影响因素

1.4.1 包埋填料对HRT 的适应性变化以高效包埋填料为考察对象，考察不同HRT 下硝化细菌活性的适应性变化。DO 为5 mg·L-1，pH 为7.30～7.50，温度为24℃，HRT 分别为5、3、1 h，通过测定进出水氨氮浓度及氨氧化速率的变化来反应硝化活性。

1.4.2 包埋填料对温度的适应性变化以HRT 为1 h条件下稳定运行的包埋填料为考察对象，考察降温过程和升温过程对填料硝化活性的影响，下降温度分别为24、20、16、12℃，上升温度分别为16、20、24℃。

1.4.3 低温下阶段性增加HRT 对包埋填料硝化特性的影响针对实验室低温条件下，出水氨氮不达标现象，考察阶段性增加HRT 对硝化活性及出水氨氮浓度的影响。HRT 分别为1、2、3 h，水温为12℃，DO 为5 mg·L-1，pH 为7.30～7.50，进水氨氮浓度为50 mg·L-1。

1.5 包埋填料处理低温、常温市政污水的实际应用

市政污水为典型A2O处理流程的初沉池沉淀出水。该实验考察高效包埋填料在低温、常温条件下处理市政污水的实验效果。反应器运行参数：进水氨氮为34.45～45.15 mg·L-1，pH 为7.17～7.42，DO 为5 mg·L-1，温度分别为12、24℃。

1.6 分析方法

1.6.1 水质分析方法三氮的测定方法均为标准分析法[17]。NH4+-N 采用纳氏试剂光度法测定(UV-1600)；NO2--N 采用N-(1-萘基)乙二胺光度法测定(UV-1600)；NO3--N 采用紫外分光光度法测定(UV-1600)；pH 采用在线仪表测定(YD-pH01)；DO采用在线仪表测定(YD-DO01)；温度采用温度控制器控制。

1.6.2 扫描电镜分析 SEM 样本与处理方法参照Liu 等[18]方法，实验具体操作如下：取应用实验结束后的包埋填料，清洗后加入2.5%戊二醇溶液进行固定，置于4℃冰箱中固定超过12 h，磷酸盐缓冲溶液(PBS)清洗3 遍，随后进行梯度（50%、70%、80%、90%、100%的乙醇）脱水，每次10～15 min，后用乙酸异戊酯置换，彻底脱水后冷冻干燥12 h，后进行喷金处理，采用SU8020 扫描电子显微镜进行观察。

1.6.3 荧光定量PCR 分析分别取初始包埋填料、活性恢复结束后及市政污水应用实验结束后的包埋填料，分别标记为A、B、C，从样本中提取DNA 并用琼脂糖凝胶电泳检测合格后，采用特异性引物对(amoA-1F、amoA-2R)对AOB amoA 功能基因进行qPCR扩增[19]。

qPCR 分析采用 amoA-1F(5′-GGGGTTTCTACTGGTGGT-3′ ) 和 amoA-2R(5′-CCCCTCKGSAAAGCCTTCTTC-3′)引物对[19]，分别对三个样品的AOB菌基因拷贝数进行分析。采用SYBRGreen法进行荧光定量扩增，仪器为杭州朗基MG96+型PCR仪。样品反应体系与标准曲线PCR体系相同，根据抽提质粒计算目的基因拷贝数，通过预实验分别选取标准品的10-2～10-7稀释液用于制备标准曲线，根据标准曲线计算出未知样品基因的表达量。

qPCR 具体反应控制过程如下：95℃预变性5 min；95℃变性5 s，56℃退火30 s，72℃延伸40 s，35个循环；在60～95℃之间制备熔解曲线确定基因特异性。完成上述步骤后，把加好样本的96孔板放在博日9600plus型荧光定量PCR仪中进行反应。

2 结果与讨论

2.1 包埋填料活性恢复阶段

从图1中可以看出，随着氨氮处理负荷的增加，包埋填料氨氧化效率开始快速增长，亚氮积累率升高，微生物的活性开始恢复。第1～9 d（DO 为3～4 mg·L-1）氨氧化速率处于快速增长阶段，增长至63.22 mg·(L·h)-1，亚氮积累率达到72.73%；第10～14 d（DO 为4～5 mg·L-1）氨氧化速率呈中速增长阶段，增长至89.04 mg·(L·h)-1；第15～18 d（DO 为4～5 mg·L-1）进水氨氮控制在500 mg·L-1左右，氨氧化速率依然缓慢增加，最终增长至93.20 mg·(L·h)-1，亚氮积累率稳定在76%左右，包埋填料实现了快速恢复。该实验恢复周期短，硝化速率得到了大幅度提升，明显优于郝婧[20]的包埋颗粒氨氧化速率最高为30 mg·(L·h)-1的实验研究。

图1 包埋填料活性恢复过程Fig.1 Active recovery process of embedded filler

初始包埋填料效率增长缓慢，后期快速增长，原因可能是前期的包埋处理对硝化细菌的活性产生了负面影响，而后期细菌活性得到恢复以及硝化细菌在填料内部不断增殖。随着微生物量持续增加，填料对氨氮的去除能力也不断增强，这一点与2.5 节qPCR 结果是一致的。在恢复前期，亚氮积累率升高，这是因为包埋菌源中NOB 占有比例少，而后期出现了小幅度的下降，这可能与DO 的提高有关系。在低溶解氧环境下AOB 相对于NOB 对溶解氧具有更强的亲和力，氧利用能力也较强，NOB 的生长会受到抑制[21-23]。

2.2 包埋填料去除氨氮的影响因素

2.2.1 包埋填料对HRT 的适应性变化分析水力停留时间(HRT)在一定程度上影响着系统处理效果，还直接决定了生物反应器容积的大小。传统的污水生物处理系统HRT 一般较长，保证出水水质，但处理设施占地较大，影响到处理工程的基建投资[24]。针对高效包埋硝化活性填料，本实验考察了填料在HRT 变化时对氨氮的去除效果，为今后处理市政污水、高氨氮工业废水提供参考。

由图2 所示，第7 d 和17 d 时HRT 分别调整为3 h 和1 h，进水氨氮浓度分别为290.12 mg·L-1和102.36 mg·L-1。在改变条件后，出水氨氮浓度有所升高，氨氧化速率呈现不同程度的下降，随后逐渐升高，并于第16 d 和26 d 分别达到85.67 mg·(L·h)-1和80.62 mg·(L·h)-1。氨氧化速率出现下降的原因可能是进水负荷调整时，包埋填料受到冲击，硝化活性受到不同程度的影响。同时，由于基质和填料内外溶解氧浓度梯度，使得硝化细菌易于分布在表层及浅表层[25]，部分细菌受冲击流失，出水也检测到了污泥的流失，从而导致氨氧化速率发生波动。总体来看，包埋填料能够快速适应水力条件的变化，HRT对包埋填料硝化特性影响较小。董亚梅等[26]采用包埋颗粒进行的不同梯度的HRT 实验同样得出了HRT的改变对包埋颗粒硝化特性影响较小的结论。

为模拟处理市政污水，于27 d 将进水氨氮浓度下调为50 mg·L-1，HRT仍为1 h，从图2可以看出，出水氨氮浓度稳定在1 mg·L-1以下，表明填料氨氮处理效果优良。

2.2.2 包埋填料对温度的适应性变化分析温度不仅影响硝化菌的比增长速率，而且影响硝化细菌的活性[27]。本实验模拟了降温、升温两个过程，考察了填料活性的变化规律，结果如图3所示。

图2 HRT对硝化活性的影响Fig.2 Effect of HRT on nitrification activity

由图3 可知，进水氨氮浓度都控制在50 mg·L-1左右。图3(a)为降温过程，随着温度的降低，氨氧化速率不断下降，出水氨氮浓度不断升高。当水温为24℃时，出水氨氮浓度最终稳定在1 mg·L-1以下；水温下降为20、16 和12℃时，出水氨氮浓度分别上升为5、10 和20 mg·L-1左右。图3(b)为升温过程，随着温度的增加，氨氧化速率逐渐升高，出水氨氮浓度不断下降。当水温上升至16、20 和24℃时，出水氨氮浓度最终分别下降为6.23、2.87 和0 mg·L-1，优于图3(a)中降温过程的氨氮去除效果，表现出了更强的氨氮去除能力。

由图3 降温、升温变化过程可见，当调整温度时，氨氧化速率都存在明显的变化，而后趋于稳定。该现象说明包埋处理后的硝化细菌对温度变化仍然敏感，同时它具有较强的适应能力，短时间内能适应温度的变化，这与尚海源等[28]、Guo 等[29]实验结果是一致的，从而证明其可以应对季节性温差变化，保障出水稳定，具有相当优越的工程应用价值。

图3 温度对硝化活性的影响Fig.3 Effect of temperature on nitrification activity

2.2.3 低温下阶段性增加HRT 对包埋填料硝化特性的影响由2.2.2 节实验可知，当水温为12℃时，最终出水氨氮浓度达到19.25 mg·L-1，为了提高氨氮去除效果，降低出水氨氮浓度，通过调整HRT，寻找该运行条件下的最佳水力停留时间，结果如图4所示。

由图4可知，当增大HRT时，氨氮去除率会迅速升高。当水温为12℃、HRT 为1 h 时，氨氮去除率仅达到60%左右。在第5 d 时，将HRT 增大至2 h，氨氮去除率迅速升高，并稳定在90%以上，此时出水氨氮在5 mg·L-1以下。在第11 d 时，将HRT 增大至3 h，出水氨氮迅速下降并维持在1 mg·L-1以下，进水氨氮基本完全去除。HRT 的大小影响着污水处理厂的处理水量、效益以及工程的基建投资等多个方面，因而，较短的HRT 是应用包埋固定化技术的巨大优势之一。

图4 低温条件下HRT对硝化活性的影响Fig.4 Effect of HRT on nitrification activity at low temperature

2.3 填料处理市政污水过程中去除氨氮效果分析

在考察了包埋填料对温度、HRT 适应性变化的基础上，针对低温、常温条件下的市政污水，进行包埋填料处理市政污水的应用实验。进出水氨氮浓度和氨氮去除率变化情况如图5所示。

由图5可知，进水氨氮浓度并不稳定，平均浓度为39.97 mg·L-1。第一阶段(1～10 d)水温为12℃，HRT 为2 h，氨氮去除率开始仅为71.91%，低于处理人工废水时的效果，第3 d 后逐渐增大，出水氨氮浓度逐渐降低并稳定在5 mg·L-1左右。该现象说明包埋填料前期存在适应复杂水质的过程并且适应能力较强。在第二阶段(11～19 d)，将HRT 增大至3 h后，氨氮去除率迅速升高，出水氨氮浓度迅速降低并稳定在1 mg·L-1以下。当处于第三阶段(20～29 d)时，HRT为1 h，水温为24℃，改变条件后出水氨氮浓度稍有升高后迅速降低，并稳定在1 mg·L-1以下，强于污水厂活性污泥的氨氮处理能力，具有广阔的应用前景。

图5 包埋填料对市政污水中氨氮的去除效果Fig.5 Removal effect of ammonia nitrogen in municipal sewage with embedded filler

2.4 包埋填料SEM分析

图6为包埋填料实物及填料切面不同放大倍数(20000、10000)的SEM 图。如图6 所示，包埋填料内部有良好的孔隙度，即存在大量的供细菌附着生长的骨架结构以及可用于传输氧气和营养物质的通道。因此，包埋填料为微生物提供了良好的生长微环境。同时内部分布大量杆状菌和球状菌，充分说明包埋填料已经成为了良好的微生物载体。

图6 包埋填料实物及扫描电镜图Fig.6 Embedded filler and SEM images

2.5 qPCR结果分析

对三组包埋填料样本中的AOB 进行了荧光定量分析，PCR分析结果见表1。

样本编号拷贝数×10-8/(copies/g)A1 A2 A3 B1 B2 B3 C1 C2 C3定量值1.37 1.56 1.11 3.58 3.11 2.95 2.15 2.38 2.12平均值1.34 3.21 2.21

由表1 可以看出，样本B 中种群丰度远大于A，表明经过恢复阶段后，硝化细菌不仅活性得到恢复，在填料内部也不断增殖。随着微生物量持续增加，对氨氮的去除能力也不断增强，从分子生物学层面上表现了高效包埋填料的优势，从而反映了填料内部良好的生存环境。由此可见，活性恢复阶段是形成高效包埋填料必不可少的阶段。

样本C 种群丰度低于样本B，说明市政污水环境下包埋填料内细菌数量是低于实验室恢复阶段的，可能是因为底物浓度低或者复杂水质条件使得细菌数量维持在相对低水平。该填料的氨氧化速率同样低于活性恢复后的填料，主要原因可能是由填料内部细菌数量决定的。氨氧化速率与细菌的数量呈正相关，包埋填料对氨氮的去除效果会随细菌数量的增加而增加，邵勇等[30]、邓岩岩等[31]都通过实验得出了载体内微生物量增加，对氨氮的去除能力也不断增强这一结论。同时，底物浓度、温度、水质等环境因素可能是决定细菌内部数量的重要因素。

从细菌增殖衰亡现象可以看出，硝化细菌易在包埋填料中生长繁殖，此外，如果以更低的初始包埋细菌量进行固定化，填料仍能具有较好的氨氮处理效果，这对于降低工程成本具有重要意义，此项实验研究正在进行中。