好氧反硝化菌群的富集及对传统活性污泥的生物强化

陈茂霞，张元勤，常佳丽，杨 娟，江 滔

(乐山师范学院 化学学院， 四川 乐山 614000))

0 引言

尽管传统脱氮的应用已经非常成熟，但冬季低温、夏季低碳氮比、碳源不足等原因导致的出水TN不达标仍然是市政污水处理厂面临的重大问题[5]。尤其是在近年不断强化的提标改造要求的压力下，该问题亟待解决。目前，解决的方式主要是增加SRT、HRT以强化自养硝化，投加碳源以强化缺氧反硝化或直接修建多级处理单元，但上述措施会带来较多的时间、较大的空间及较高经济成本[6-7]。

1 材料与方法

1.1 材料

1.1.1 活性污泥

本研究活性污泥取自四川省乐山市某污水处理厂中具有稳定脱氮效果的活性污泥，该污水处理厂采用A2/O工艺，处理规模为10 000 m3/d。

1.1.2 培养基

好氧反硝化培养基： 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。

模拟生活污水： 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为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

使用好氧反硝化培养基调节活性污泥MLSS为3 000 mg/L，共10 L，置于实验室模拟序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)(Φ165 mm×500 mm)进行曝气培养，曝气量为10 L/min。富集培养以24 h为1个周期(曝气8 h，静置16 h)，静置结束后按70%换好氧反硝化培养基。以开始曝气为0 h，分别取0 h和2 h样品，采用定量滤纸过滤后取滤液检测硝酸盐氮和COD。

1.2.2 好氧反硝化污泥梯度投加

取经过1.2.1富集培养的具有良好好氧反硝化效果的活性污泥，采用模拟生活污水调节混合液悬浮固体浓度(mixed liquid suspended solids，MLSS)为3000 mg/L，取从污水处理厂再次取回的未经好氧反硝化培养的活性污泥，采用模拟生活污水调节MLSS为3000 mg/L，按照表1将经过调节的好氧反硝化污泥和普通活性污泥进行梯度混合于250 mL锥形瓶中，置于震荡摇床上培养[室温(30 ± 1)℃，160 r/min]。取0 h、2 h、4 h、6 h混合液离心后取上清液检测氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮和COD。

表1 好氧反硝化菌群投加实验设置

1.2.3 检测方法

氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、COD分别采用纳氏试剂分光光度法(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)和重铬酸钾滴定法(GB11914-89)进行分析。

1.2.4 分析方法

本研究数据采用Microsoft excel 2010进行分析，其中总无机氮(total inorganic nitrogen，TIN)、氨氮去除速率、亚硝酸盐氮积累速率、硝酸盐氮积累速率、TIN去除速率、COD去除速率计算公式如下所示：

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

图1 好氧反硝化菌群富集过程中的硝氮和COD去除速率

2 结果与讨论

2.1 好氧反硝化菌群的富集

2.2 生物强化脱氮效果

2.2.1 氨氮去除

培养2 h后，去除速率均变缓，尤其是投加好氧反硝化污泥比例较低的实验组，原因是此时培养体系内氨氮浓度已经低于10 mg/L。在实际废水处理工程中发现，采用传统生物脱氮不能很好地解决低浓度氨氮废水的处理，常常需要辅助吸附等物理、化学方法[14]。投加比例为0∶100和10∶90两组中，2 h至6 h内的氨氮去除速率分别为0.27 mg/L·h和1.06 mg/L·h，远低于2 h内去除速率(分别为8.83 mg/L·h和10.10 mg/L·h)。上述两组培养体系在6 h时，氨氮分别降至8.77 mg/L和3.66 mg/L，其中后者可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918—2002)》一级A标中对氨氮的限值[5(8) mg/L]，而前者仅能达到前述标准中一级B标[8(15) mg/L]。投加比例为30：70至100∶0的五组培养体系中，氨氮在4 h时即降至(0.81±0.19) mg/L·h，达到近零排放。

图2 不同投加比例的脱氮效果

2.2.2 亚硝酸盐氮积累

不同投加比设置的培养体系中，亚硝酸盐氮的总体积累水平均较低，2 h内的亚硝酸盐氮积累速率仅为(0.17±0.23) mg/L·h。经过短暂亚硝酸盐氮积累后，在培养4 h时，所有体系内亚硝酸盐氮均降为0 mg/L。

从图2(c)中可以看出，普通活性污泥(0∶100)中2 h的亚硝酸氮积累速率为0.10 mg/L·h，但当投加好氧反硝化污泥后，随投加比例的增加，亚硝酸盐氮积累水平先呈上升趋势，随后又下降，甚至在投加比为90∶100和100∶0的两组培养体系中，亚硝酸盐氮积累速率为负值。这是因为普通活性污泥中，主要进行的脱氮过程为传统自养硝化过程，即氨氮通过氨氧化菌(ammoniaoxidizingbacteria，AOB)转化为亚硝酸盐氮，进而通过亚硝酸盐氮氧化菌(nitriteoxidizingbacteria，NOB)转化为硝酸盐氮。可见，普通活性污泥中，NOB的转化速率低于AOB转化速率，从而出现了短暂的亚硝酸盐氮积累。

2.2.3 硝酸盐氮积累

随好氧活性污泥投加比的增加，培养体系内硝酸盐氮积累水平下降。但在2 h后，普通活性污泥的硝酸盐氮积累速率变缓，原因是氨氮去除速率被低浓度氨氮所限制，氨氮不能顺利转化为亚硝酸盐氮(见2.2.1)。

如图2(f)所示，普通活性污泥在2 h内硝酸盐氮积累速率为6.97 mg/L·h，同期好氧反硝化污泥的硝酸盐氮积累速率为1.87 mg/L·h，仅为前者的26.79%。综合2.2.1和2.2.2结果可以证明，好氧反硝化污泥可同时去除水相中的氨氮、亚硝氮和硝酸盐氮，实现了同步硝化反硝化。

2.2.4TIN去除

由于培养体系内仅包括氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮三种无机氮，因此TIN可以作为体系内TN去除的表征。从图2(h)可以看出，随着好氧反硝化污泥投加比例的增加，TIN去除速率有明显上升。其中，好氧反硝化污泥(100∶0)在2 h内TIN去除速率为11.03 mg/L·h，为同期普通活性污泥的6.26倍。且好氧反硝化污泥组在2 h已经降至10.34 mg/L，低于《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)》一级A标中TN的限值(15 mg/L)，并且在4 h的TIN仅为4.42 mg/L，远低于前述限值，这在实际污水处理厂运行过程中较难达到。而普通活性污泥在好氧培养6 h后，体系内TIN仍为25.80 mg/L，较高的硝酸盐氮有赖于后续缺氧反硝化过程对其进行去除。

好氧反硝化纯菌强化脱氮系统的案例中，强化组与对照组相比，其氨氮和TN去除率可分别提升3%～26.85%和13.4%～30%，且同一强化试验中，TN去除率的提升效果通常高于氨氮去除率[8][16-18]，这主要归功于好氧反硝化可同时去除硝酸盐氮。

2.3 投加比对脱氮效果和类型的影响

2.3.1 对脱氮效果的影响

注：图中A为投加比(%)图3 投加比例与氨氮去除速率、硝酸盐氮积累速率和TIN去除速率的线型关系

另外，目前大部分好氧反硝化对污水处理系统的生物强化主要为纯菌投加。有研究发现，纯菌菌剂入活性污泥体系初期，会对活性污泥中微生物群落结构及多样性造成一定冲击，引起处理效果下降、出水浑浊等现象[8]。从图2、图3数据可以看出，以活性污泥为基础驯化得到的好氧反硝化菌群，再返投至活性污泥体系中，菌群相融情况良好。菌群投加比纯菌投加的相容性更好的原因可能是菌群作为投加物而言，菌群组成和原生污泥更为接近。

2.3.2 对脱氮类型的影响

图4 不同投加比下脱氮类型变化

普通活性污泥在2 h内TIN去除速率为1.76 mg/L·h，通过与同时期内氨氮去除速率、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的积累速率进行比较，表明体系内氨氮在2 h内有80.02 %通过自养硝化作用进行了转化。在进入自养硝化途径的氨氮中，1.36 %转化为了亚硝酸盐氮，98.64 %转化为硝酸盐氮，造成了亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的积累。普通活性污泥体系内的氨氮在2 h内有19.98%经过同化作用等其他途径被去除，因为氨氮本身是活性污泥中许多类型微生物的氮源来源，微生物可通过同化作用得到增殖。

随着好氧反硝化污泥投加比的增加，三氮变化总量占总氨氮去除量的比例从80.02%降至14.28%，说明氨氮进入自养硝化途径的比例在下降。由于好氧反硝化污泥被投加后，可同时去除氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮，因此图4变化指标并不能完全表征氨氮进入自养硝化途径或其他途径的比例，具体脱氮类型变化还有待进一步研究。

3 结论

将经过好氧反硝化富集培养的活性污泥投加至未经驯化的普通活性污泥体系中，可提高体系内氨氮去除效果和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，且可实现同步硝化反硝化。采用此方法获得的好氧反硝化菌群进入活性污泥体系后，具有强大的营养物和溶解氧竞争能力，比传统纯菌投加生物强化具有更强的适应能力。

相比实验室规模，废水水量巨大的实际市政污水处理系统采用此方法进行好氧反硝化驯化后投加可行性较低，且单次投加后的好氧反硝化菌群在长期低COD和低C/N条件下，势必被淘汰。如何改进投加方式和保持好氧反硝化菌群在活性污泥体系内的优势地位是本研究理论结果能应用到实际市政污水处理生物强化中的关键。