耐低温复合菌剂制备及在寒区人工湿地应用

2021-06-03杨明辉袁雅姝刘瑞

辽宁化工 2021年5期

杨明辉，袁雅姝，刘瑞

（沈阳建筑大学市政与环境工程学院，辽宁沈阳 110168）

人工湿地是目前应用较为广泛的一种水处理技术，它在污水处理的基础上同时具有经济和环境效益，目前也常用于污水处理厂的深度处理，具有湿地调节径流，改善气候，美化环境，控制污染等优点[1-2]。人工湿地由基质，植物，微生物三大元素组成，依靠三者之间的物理，化学，生物共同作用来达到水质净化的目的[3-4]。我国北方寒冷地区由于冬季气温较低，人工湿地系统面临着系统表层结冰，植物枯萎，基质易吸附饱和，常温微生物活性降低等问题[5]，导致低温条件下人工湿地处理效果下降，在低温条件下,人工湿地的脱氮效果并不理想,因此限制了其在中国北方寒冷地区的应用与推广[6]。而人工湿地系统中微生物的氨化，硝化及反硝化作用是氮的主要去除途径[7-8]，因此从微生物的角度入手，利用生物强化提高低温条件下水质处理效果。

国内外对低温生物技术在人工湿地系统中的应用进行了一些研究。王硕等研究证明投加耐冷氨氧化功能菌群可以有效提高人工湿地脱氮效率[9]。Pei等研究了添加Bacillus.Subtilis FY99-01菌对湿地系统的反硝化作用的影响，结果表明，生物强化能有效提高湿地对硝酸盐的去除效率[10]。赵昕悦[11]构建了体积比为10∶0.5∶0.5的有机物降解菌、反硝化菌和除磷菌复合菌剂。在温度15 ℃，投加量为0.5%，水力停留时间24 h条件时可使人工湿地出水COD达到一级B标准，氨氮和总氮达到一级A标准。魏清娟[12]在室温10 ℃条件下，将富集的低温脱氮菌群加入人工湿地，水力停留时间为24 h时，相比于对照系统，强化系统的出水氨氮和总氮去除率分别提高了约16.32%和16.41%。

研究证实了微生物菌剂强化人工湿地低温污水处理效果的可操作性，目前对低温生物强化的研究主要集中在10 ℃左右，研究表明，当水温低于10 ℃时，人工湿地的处理效果显著降低，并且当水温继续低于4 ℃时，人工湿地内部硝化作用几乎全部停止[13]，因此在环境温度4 ℃条件下进行低温微生物的筛选及复配，并应用至进水温度为7 ℃的人工湿地模拟装置中，与未进行强化的对照组进行对比。

1 材料与方法

1.1 试验装置

采用有机玻璃制成人工湿地模拟试验柱，高为1.2 m，直径为15 cm，见图1。采用蠕动泵连续进水，水流顺着进水管进入两个试验柱中，水流从上面流入，从下部出水管流出。采用王国强[14]研究中抗堵塞最佳的反级配填料，底层30 cm为粒径大小3～5 mm的煤矸石，中层30 cm为5～8 mm无烟煤，表层30 cm为8～10 mm的沸石。试验装置置于低温实验室中，室温4 ℃左右，进水温度7 ℃左右，水力负荷0.35～0.4 m3/(m2·d)。

图1 装置运行

1.2 试验材料

菌剂复配试验中采用的菌株均为前期由污水厂活性污泥中提取筛选而得，经多次划线分离，氨化菌，亚硝化菌，硝化菌及反硝化菌每种菌得到两株纯种菌株，富集为液体菌剂，在达到接近的菌体数下进行复配试验。除碳菌筛选出一株性能最优的菌株进行复合菌剂的复配试验。

1.3 试验用水

试验用水按照水质一级B标准采用化学药剂配水，进水氨氮、总氮质量浓度分别为17±1.32 mg·L-1、22±2.34 mg·L-1。

1.4 试验方法

1.4.1 同类菌种的复配

选取筛选出的性能较优的两株菌株，从斜面上挑取菌体转接入液体培养基中，富集为菌液。将菌液离心洗涤多次后添加蒸馏水调节至两株菌株OD600测定值相近，按照总接种量10%将两株菌株1∶1复配接种至100 mL灭菌后的人工湿地进水中，在4 ℃，150 r·min-1条件下震荡培养，测定污水指标降解效率，并与单一菌株降解率对比

1.4.2 脱氮菌剂的制备

设计9组实验，氨化菌，亚硝化菌，硝化菌，反硝化菌体积比按表1比例，在近似相同的菌体数量条件下进行复配，在室温4 ℃条件下按10%的总接种量接种到100 mL灭菌的人工湿地进水中，每天检测污水氨氮和总氮变化情况

图2 氨化菌的复配

表1 实验设计表

1.4.3 复合菌剂的制备

本实验中，一方面通过对污水中氨氮，总氮指标的测定，一方面参考前人实验，将实验前期筛选出的一株性能较优的除碳菌和脱氮菌剂在近似相同的菌体数量条件下按（2、3、4、5）∶1的比例进行复配。在室温4 ℃条件下按10%的总接种量接种到100 mL灭菌的人工湿地进水中，每天检测污水氨氮和总氮变化情况。

1.4.4 人工湿地生物强化

将复合菌剂按人工湿地模拟装置有效容积的0.5%加入人工湿地模拟实验装置1中，并检测出水氨氮和总氮变化情况。装置1为强化组，未投加复合菌剂的装置2为对照组。

2 结果与讨论

2.1 单一类菌株复配

图2至5为氨化菌，亚硝化菌，反硝化菌及硝化菌各菌种复配与单一菌株的效能对比情况。

图2中1号菌株的氨氮生成率为22.39%，3号菌株的氨氮生成率为21.09%，而氨化菌复合菌对氨氮的生成率为24.31%；图3中亚硝化菌2号菌对氨氮的去除率为9.47%，4号菌对氨氮的去除率为11.58%，而亚硝化细菌复合菌对氨氮的去除率可以达到13.37%；图4中反硝化菌1号菌株对硝态氮的去除率为51.45%，4号菌株对硝态氮的去除率为49.74%，而反硝化菌复合菌对灭菌生活污水中硝态氮的去除率为56.50%。以上三类菌株的复配中复合菌的效能均较单一菌株有一定的提高。这说明进行复配的两株菌株在同样的生存环境下生态位上没有明显的竞争关系，两者可以产生协同作用，互相之间促进了细菌的生长繁殖，使生长繁殖过程中繁殖速度加快，菌量增长，提高了菌株对污染物的转化能力，因此后续试验中采用复合菌来进行脱氮菌剂及复合菌剂的复配试验。

图3 亚硝化菌的复配

图4 反硝化菌的复配

而图5中硝化菌1号菌对亚硝态氮的去除率可以达到18.86%，3号菌对亚硝态氮的去除率可以达到16.97%，而硝化菌复合菌对亚硝态氮的去除率提升并不明显，仅为19.14%。因此可以认为硝化菌1号和3号菌株在同种生存环境下两株菌株之间既没有明显的抑制作用，使复合菌的去除率降低，也没有明显的协同作用，使复合菌对亚硝态氮的去除率明显增高，因此后续的脱氮菌剂及复合菌剂制备试验中采用1号硝化菌进行复配试验。

图5 硝化菌的复配

2.2 脱氮菌剂的制备

从图6，7中可以看出，各试验组氨氮及总氮浓度逐步下降，均在3天后氨氮及总氮浓度达到相对稳定，其中6号试验组达到稳定时氨氮及总氮浓度最低，去除率最高，氨氮去除率16.59%；总氮去除率17.86%。原因可能是6号试验组亚硝化菌含量较高，亚硝化过程作为低温条件下受影响最大的过程完成效果较好，同时各菌群之间生态竞争较弱，因此脱氮菌剂对氨氮及总氮的转化率最高。

图6 脱氮菌剂氨氮处理效果

图7 脱氮菌剂总氮处理效果

2.3 复合菌剂的制备

图8和图9为复合菌剂对氨氮及总氮的处理效果，同样在3天后趋于稳定，除碳菌和脱氮菌剂体积比为4∶1时氨氮及总氮的处理效果最佳，氨氮去除率为21.34%；总氮去除率为18.59%。分析原因应该是除碳菌和脱氮菌剂体积比4∶1时，细菌之间竞争性较弱，生态位重叠部分较少，减少了种群内部的竞争压力，因此与体积比2∶1的试验组相比，氨氮和总氮的转化能力增强，而体积比5∶1的试验组中，脱氮菌剂所占比例较少，因此氨氮及总氮转化能力低于体积比为4∶1的组合。

图8 复合菌剂氨氮处理效果

图9 复合菌剂总氮处理效果

综合氨氮和总氮去除率来看，选择除碳菌和脱氮菌剂体积比为4∶1的试验组为最优组合。

2.4 复合菌剂投加对人工湿地处理效果影响

从图10中可以看出，由于菌剂中微生物须有适应期，菌剂投加初期强化组与对照组的出水氨氮浓度及氨氮去除率相差不多，随后复合菌剂中的亚硝化菌大量繁殖，硝化作用功能菌的数量增多，硝化反应速率加快，微生物代谢活性增强，从而促进了污水中氨氮的降解，强化组的出水氨氮浓度下降，低于对照组的出水氨氮浓度，而未投加菌剂的对照组氨氮去除率为16.97%左右，强化组氨氮去除率可达22.75%左右，相比对照组提高了5.78%。同样是在菌剂投加后10 d左右发生出水氨氮浓度上升，氨氮去除率下降的情况，因此可以考虑以10 d为周期反复投加复合菌剂。

图10 生物强化对人工湿地氨氮处理效果影响

从图11中可以看出，强化组出水总氮浓度同样在2 d后开始有所下降，出水总氮质量浓度在14.39 mg·L-1左右，可以达到出水水质一级A标准。而对照组的出水总氮质量浓度为16.11 mg·L-1左右，总氮去除率在26.73%左右，强化组的总氮去除率可达到34.42%左右，与对照组相比提高了7.69%。说明低温复合菌剂的投加对总氮的去除有一定的促进作用，原因是由于复合菌剂的生长条件适宜，细菌数量有明显增多，硝化、亚硝化细菌能够将更多的氨氮转化为亚硝态氮和硝态氮，同时具有硝酸盐还原能力的异养微生物数量也大量增多，将硝酸盐经反硝化除去，进而使经生物强化的人工湿地模拟系统的总氮转化能力也相应提高。同样在菌剂投加10 d后，出水总氮浓度有所上升，考虑原因为复合菌剂中脱氮微生物没有成为潜流人工湿地模拟装置系统中的优势菌株，随着脱氮微生物的流失，系统对总氮的去除率也有所下降。