耐低溫復合菌劑制備及在寒區人工濕地應用

2021-06-03 05:15:46楊明輝袁雅姝劉瑞

遼寧化工 2021年5期

楊明輝，袁雅姝，劉瑞

（沈陽建筑大學市政與環境工程學院，遼寧沈陽 110168）

人工濕地是目前應用較為廣泛的一種水處理技術，它在污水處理的基礎上同時具有經濟和環境效益，目前也常用于污水處理廠的深度處理，具有濕地調節徑流，改善氣候，美化環境，控制污染等優點[1-2]。人工濕地由基質，植物，微生物三大元素組成，依靠三者之間的物理，化學，生物共同作用來達到水質凈化的目的[3-4]。我國北方寒冷地區由于冬季氣溫較低，人工濕地系統面臨著系統表層結冰，植物枯萎，基質易吸附飽和，常溫微生物活性降低等問題[5]，導致低溫條件下人工濕地處理效果下降，在低溫條件下,人工濕地的脫氮效果并不理想,因此限制了其在中國北方寒冷地區的應用與推廣[6]。而人工濕地系統中微生物的氨化，硝化及反硝化作用是氮的主要去除途徑[7-8]，因此從微生物的角度入手，利用生物強化提高低溫條件下水質處理效果。

國內外對低溫生物技術在人工濕地系統中的應用進行了一些研究。王碩等研究證明投加耐冷氨氧化功能菌群可以有效提高人工濕地脫氮效率[9]。Pei等研究了添加Bacillus.Subtilis FY99-01菌對濕地系統的反硝化作用的影響，結果表明，生物強化能有效提高濕地對硝酸鹽的去除效率[10]。趙昕悅[11]構建了體積比為10∶0.5∶0.5的有機物降解菌、反硝化菌和除磷菌復合菌劑。在溫度15 ℃，投加量為0.5%，水力停留時間24 h條件時可使人工濕地出水COD達到一級B標準，氨氮和總氮達到一級A標準。魏清娟[12]在室溫10 ℃條件下，將富集的低溫脫氮菌群加入人工濕地，水力停留時間為24 h時，相比于對照系統，強化系統的出水氨氮和總氮去除率分別提高了約16.32%和16.41%。

研究證實了微生物菌劑強化人工濕地低溫污水處理效果的可操作性，目前對低溫生物強化的研究主要集中在10 ℃左右，研究表明，當水溫低于10 ℃時，人工濕地的處理效果顯著降低，并且當水溫繼續低于4 ℃時，人工濕地內部硝化作用幾乎全部停止[13]，因此在環境溫度4 ℃條件下進行低溫微生物的篩選及復配，并應用至進水溫度為7 ℃的人工濕地模擬裝置中，與未進行強化的對照組進行對比。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

采用有機玻璃制成人工濕地模擬試驗柱，高為1.2 m，直徑為15 cm，見圖1。采用蠕動泵連續進水，水流順著進水管進入兩個試驗柱中，水流從上面流入，從下部出水管流出。采用王國強[14]研究中抗堵塞最佳的反級配填料，底層30 cm為粒徑大小3～5 mm的煤矸石，中層30 cm為5～8 mm無煙煤，表層30 cm為8～10 mm的沸石。試驗裝置置于低溫實驗室中，室溫4 ℃左右，進水溫度7 ℃左右，水力負荷0.35～0.4 m3/(m2·d)。

圖1 裝置運行

1.2 試驗材料

菌劑復配試驗中采用的菌株均為前期由污水廠活性污泥中提取篩選而得，經多次劃線分離，氨化菌，亞硝化菌，硝化菌及反硝化菌每種菌得到兩株純種菌株，富集為液體菌劑，在達到接近的菌體數下進行復配試驗。除碳菌篩選出一株性能最優的菌株進行復合菌劑的復配試驗。

1.3 試驗用水

試驗用水按照水質一級B標準采用化學藥劑配水，進水氨氮、總氮質量濃度分別為17±1.32 mg·L-1、22±2.34 mg·L-1。

1.4 試驗方法

1.4.1 同類菌種的復配

選取篩選出的性能較優的兩株菌株，從斜面上挑取菌體轉接入液體培養基中，富集為菌液。將菌液離心洗滌多次后添加蒸餾水調節至兩株菌株OD600測定值相近，按照總接種量10%將兩株菌株1∶1復配接種至100 mL滅菌后的人工濕地進水中，在4 ℃，150 r·min-1條件下震蕩培養，測定污水指標降解效率，并與單一菌株降解率對比

1.4.2 脫氮菌劑的制備

設計9組實驗，氨化菌，亞硝化菌，硝化菌，反硝化菌體積比按表1比例，在近似相同的菌體數量條件下進行復配，在室溫4 ℃條件下按10%的總接種量接種到100 mL滅菌的人工濕地進水中，每天檢測污水氨氮和總氮變化情況

圖2 氨化菌的復配

表1 實驗設計表

1.4.3 復合菌劑的制備

本實驗中，一方面通過對污水中氨氮，總氮指標的測定，一方面參考前人實驗，將實驗前期篩選出的一株性能較優的除碳菌和脫氮菌劑在近似相同的菌體數量條件下按（2、3、4、5）∶1的比例進行復配。在室溫4 ℃條件下按10%的總接種量接種到100 mL滅菌的人工濕地進水中，每天檢測污水氨氮和總氮變化情況。

1.4.4 人工濕地生物強化

將復合菌劑按人工濕地模擬裝置有效容積的0.5%加入人工濕地模擬實驗裝置1中，并檢測出水氨氮和總氮變化情況。裝置1為強化組，未投加復合菌劑的裝置2為對照組。

2 結果與討論

2.1 單一類菌株復配

圖2至5為氨化菌，亞硝化菌，反硝化菌及硝化菌各菌種復配與單一菌株的效能對比情況。

圖2中1號菌株的氨氮生成率為22.39%，3號菌株的氨氮生成率為21.09%，而氨化菌復合菌對氨氮的生成率為24.31%；圖3中亞硝化菌2號菌對氨氮的去除率為9.47%，4號菌對氨氮的去除率為11.58%，而亞硝化細菌復合菌對氨氮的去除率可以達到13.37%；圖4中反硝化菌1號菌株對硝態氮的去除率為51.45%，4號菌株對硝態氮的去除率為49.74%，而反硝化菌復合菌對滅菌生活污水中硝態氮的去除率為56.50%。以上三類菌株的復配中復合菌的效能均較單一菌株有一定的提高。這說明進行復配的兩株菌株在同樣的生存環境下生態位上沒有明顯的競爭關系，兩者可以產生協同作用，互相之間促進了細菌的生長繁殖，使生長繁殖過程中繁殖速度加快，菌量增長，提高了菌株對污染物的轉化能力，因此后續試驗中采用復合菌來進行脫氮菌劑及復合菌劑的復配試驗。

圖3 亞硝化菌的復配

圖4 反硝化菌的復配

而圖5中硝化菌1號菌對亞硝態氮的去除率可以達到18.86%，3號菌對亞硝態氮的去除率可以達到16.97%，而硝化菌復合菌對亞硝態氮的去除率提升并不明顯，僅為19.14%。因此可以認為硝化菌1號和3號菌株在同種生存環境下兩株菌株之間既沒有明顯的抑制作用，使復合菌的去除率降低，也沒有明顯的協同作用，使復合菌對亞硝態氮的去除率明顯增高，因此后續的脫氮菌劑及復合菌劑制備試驗中采用1號硝化菌進行復配試驗。

圖5 硝化菌的復配

2.2 脫氮菌劑的制備

從圖6，7中可以看出，各試驗組氨氮及總氮濃度逐步下降，均在3天后氨氮及總氮濃度達到相對穩定，其中6號試驗組達到穩定時氨氮及總氮濃度最低，去除率最高，氨氮去除率16.59%；總氮去除率17.86%。原因可能是6號試驗組亞硝化菌含量較高，亞硝化過程作為低溫條件下受影響最大的過程完成效果較好，同時各菌群之間生態競爭較弱，因此脫氮菌劑對氨氮及總氮的轉化率最高。

圖6 脫氮菌劑氨氮處理效果

圖7 脫氮菌劑總氮處理效果

2.3 復合菌劑的制備

圖8和圖9為復合菌劑對氨氮及總氮的處理效果，同樣在3天后趨于穩定，除碳菌和脫氮菌劑體積比為4∶1時氨氮及總氮的處理效果最佳，氨氮去除率為21.34%；總氮去除率為18.59%。分析原因應該是除碳菌和脫氮菌劑體積比4∶1時，細菌之間競爭性較弱，生態位重疊部分較少，減少了種群內部的競爭壓力，因此與體積比2∶1的試驗組相比，氨氮和總氮的轉化能力增強，而體積比5∶1的試驗組中，脫氮菌劑所占比例較少，因此氨氮及總氮轉化能力低于體積比為4∶1的組合。

圖8 復合菌劑氨氮處理效果

圖9 復合菌劑總氮處理效果

綜合氨氮和總氮去除率來看，選擇除碳菌和脫氮菌劑體積比為4∶1的試驗組為最優組合。

2.4 復合菌劑投加對人工濕地處理效果影響

從圖10中可以看出，由于菌劑中微生物須有適應期，菌劑投加初期強化組與對照組的出水氨氮濃度及氨氮去除率相差不多，隨后復合菌劑中的亞硝化菌大量繁殖，硝化作用功能菌的數量增多，硝化反應速率加快，微生物代謝活性增強，從而促進了污水中氨氮的降解，強化組的出水氨氮濃度下降，低于對照組的出水氨氮濃度，而未投加菌劑的對照組氨氮去除率為16.97%左右，強化組氨氮去除率可達22.75%左右，相比對照組提高了5.78%。同樣是在菌劑投加后10 d左右發生出水氨氮濃度上升，氨氮去除率下降的情況，因此可以考慮以10 d為周期反復投加復合菌劑。

圖10 生物強化對人工濕地氨氮處理效果影響

從圖11中可以看出，強化組出水總氮濃度同樣在2 d后開始有所下降，出水總氮質量濃度在14.39 mg·L-1左右，可以達到出水水質一級A標準。而對照組的出水總氮質量濃度為16.11 mg·L-1左右，總氮去除率在26.73%左右，強化組的總氮去除率可達到34.42%左右，與對照組相比提高了7.69%。說明低溫復合菌劑的投加對總氮的去除有一定的促進作用，原因是由于復合菌劑的生長條件適宜，細菌數量有明顯增多，硝化、亞硝化細菌能夠將更多的氨氮轉化為亞硝態氮和硝態氮，同時具有硝酸鹽還原能力的異養微生物數量也大量增多，將硝酸鹽經反硝化除去，進而使經生物強化的人工濕地模擬系統的總氮轉化能力也相應提高。同樣在菌劑投加10 d后，出水總氮濃度有所上升，考慮原因為復合菌劑中脫氮微生物沒有成為潛流人工濕地模擬裝置系統中的優勢菌株，隨著脫氮微生物的流失，系統對總氮的去除率也有所下降。