贫营养生物膜系统脱氮效果及影响因素实验研究_图文

1、第4卷 第10期环境工程学报V o.l 4,N o.102010年10月Ch i n ese Jour nal of Env iron m enta lEng ineeri n gO ct.2010贫营养生物膜系统脱氮效果及影响因素实验研究魏 巍 黄廷林 苏俊锋 王春燕 黄 卓(西安建筑科技大学,西北水资源与环境生态教育部重点实验室,西安710055摘 要 为了有效解决饮用水源氮源污染问题,采用贫营养生物菌剂对新型悬浮填料进行人工强化挂膜,在无需外加碳源及模拟原位条件下考察贫营养生物膜系统对微污染原水的脱氮效果及其影响因素。研究表明:在水温为25 左右,溶解氧浓度为4mg /L 左右,水源水质

2、为NH +4 N 0 140mg /L,NO -2 N 0 005mg /L,NO -3 N 1 096mg /L,TN 1 450m g /L ,COD M n 4 810mg /L 的条件下,该系统运行22d 后对原水硝氮及总氮具有较明显的去除效果,去除率范围分别为43%75%和49%76%,运行期间氨氮浓度基本保持在0 1mg /L 以下,系统稳定运行时的脱氮效果可满足地表水环境 类水体的质量标准要求。另外,通过考察水温、填料填充率、C /N 比等因素对贫营养生物膜系统脱氮效果的影响作用,说明在不同时期和不同环境条件下该系统对微污染水体的脱氮效果具有一定差异。关键词 生物膜系统 悬浮填料

3、 微污染原水 生物菌剂 脱氮中图分类号 X703 文献标识码 A 文章编号 1673 9108(201010 2179 06Experi m ental study on effectiveness and influenci ng factors of biologicaldenitrifi cati on vi a oligotrophic biofil m syste mW e iW ei H uang T i n g lin Su Junfeng W ang Chunyan H uang Zhuo(Key Laborat ory ofNorthw es tW ater Resource

4、 ,En vi ronm ent and E col ogy ofM i n i stry ofE du cati on ,X i an Un ivers i ty of Arc h itecture and T echnology ,X i an 710055,Ch i n aAbst ract I n order to e ffecti v ely solve the n itrogen po llution proble m of dr i n k i n g w ater sources ,a novel suspended b i o l o g ica l carrier enha

5、nced to for m b i o fil m by a k i n d of h i g h efficient bio l o g ica l agen t for the den itrifica ti o n ,w as applied to o li g otroph ic b i o fil m syste m.The effects and i n fluenc i n g factors o f bioden itrification f o rm icro po lluted source w ater v ia oligo trophic biofil m syste

6、m w ere studied under cond itions o f no add itional carbonsources and in situ si m u lation .Firs,t t h e results show ed t h at t h e re m oval effic i e ncy ofNO -3 N and TN cou l d be i n the range of 43%to 75%and 49%to 76%respectively after 22days of opera ti o n under cond itions of te m perat

7、ure 25 ,d isso lved oxygen 4mg /L ,NH +4 N 0 140m g /L ,NO -2 N 0 005m g /L ,NO -3 N 1 096m g /L ,TN1 450m g /L and C OD M n 4 810mg /L for source w ater ,and the NH +4 N concen trati o n cou ld al m ost be less than 0 1m g /L during the w ho le operation peri o d .Second ,the n itrogen re m ova l e

8、ffects cou l d m eet t h e requ ire m ents of c lass o f surface w ater quality acco r d i n g to GB3838 2002in steady running period.Lastly ,the e ffects of te mperature ,filli n g rati o o f suspended pack i n g and C /N ratio on the den itrification efficiency of o ligotrophic bio contact ox idat

9、i o n syste m w ere also i n vestigated i n t h is research,wh ich i n d icated that the n itr ogen re m ova l effi ciency w as o f d ifference i n d ifferent periods and envir onm enta l cond itions .K ey w ords b i o fil m syste m;suspended carrier ;m icro po ll u ted source w ater ;biolog i c al

10、agen;t den itrifica ti o n基金项目:国家重大科技专项(2009ZX07424 006 003;国家自然科学基金资助项目(50830303;50778147;西安市科技计划项目(SF08022;陕西省自然科学基金项目(2010J Q7004收稿日期:2009-10-13;修订日期:2009-12-08作者简介:魏巍(1976,女,博士研究生,主要研究方向:水处理与水质微污染控制。E m ai:l w ei w ei 95t o m.co m近年来,随着工农业污染和水土流失的加剧,我国湖泊、水库等饮用水源的富营养化问题日趋严重,而氮源污染是导致水体富营养化的主要原因之一。

11、水中的氮主要以氨氮、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮和有机氮几种形式存在。在特定条件下,如氧化和微生物活动,有机氮可能转化为氨氮。好氧情况下,氨氮又可被硝化细菌氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮1。环境工程学报第4卷所以,水中的氮无论以哪种形态存在,均有转化成硝酸盐的趋向,即所有结合氮源都是硝酸盐的潜在来源。硝酸盐含量过高可导致婴幼儿高铁血红蛋白症而死亡;硝酸盐和亚硝酸盐转化为亚硝胺,则具有 致癌、致变和致畸 作用2。国内外对饮用水源生物脱氮的研究积累了许多成果,但仍存在一些问题35:(1对于地表水源绝大多数采用异位生物脱氮技术,其水力停留时间受到限制,对总氮的去除效果不理想,并且增加了由于兴建水厂构筑物而产 生

12、的成本;(2绝大对数需要投加电子供体,这样势必会增加水处理成本,并且有些基质如甲醇对人体有害,且氧化的中间产物对生物也有毒害作用。本研究采用贫营养生物脱氮菌剂对新型生物填料进行挂膜,在无需外加碳源及模拟原位修复条件下对水库水源水进行脱氮处理,探讨了该生物膜法在混合充氧条件下对微污染水体的脱氮效果及其影响因素,以期掌握不同时期、不同环境条件贫营养生物膜系统对水库水源水脱氮效果的影响作用,并为今后将该生物膜技术与具有混合充氧功能的扬水曝气装置6,7相结合对微污染源水进行原位修复的生物预处理组合技术的稳定运行提供可靠、有效的基础数据。1 材料与方法1 1 实验装置单组实验装置如图1所示,主体为密闭式

13、圆柱形有机玻璃反应器,内径0 3m,柱高0 8m,有效水深为0 7m ,有效容积为0 05m 3。装置顶部设置取样孔、放气孔和曝气孔,压缩空气从顶部经曝气扩散器进入,用空气流量计调节曝气量。 图1 实验系统示意图F i g 1 Sche m atic diag ram ofexper i m enta l syste m1 2 实验材料1.2.1 生物填料采用的生物填料是一种新型微生物膜载体(见图2,该悬浮填料主要材质是聚丙烯和聚乙烯,并采用将高分子材料进行改性,比表面积大,易挂膜,不易脱落,亲水性好。本实验选用 10mm 悬浮填料,填料填充率(填料的堆积体积占原水体积的百分率按实验需要确定,

14、其理化性能指标为:厚度10mm ,堆积密度150kg /m 3,比表面积>500m 2/m 3,空隙率75%左右,适用温度-3565 ,堆积个数约76万个/m 3。图2 悬浮填料F i g 2 Suspended packi ng1.2.2 贫营养生物脱氮菌剂贫营养好氧反硝化菌的驯化与分离:将水库底泥接种于培养液中,在驯化过程中逐渐降低培养液的浓度,曝气量从小到大逐渐增加,通过逐步改变环境条件,使目的菌种逐渐适应贫营养及好氧环境。整个驯化过程持续2个月左右,将驯化结束后的培养物进行分离和筛选,得到脱氮效果较好的贫营养好氧反硝化菌种,分别记为HY2、HY 3和HY8,经16S r D NA

15、 测序及同源性比较并结合常规生理生化鉴定,可确定这3种菌株均为P seudo m onas sp 。贫营养生物脱氮菌剂的制备:将HY2、HY3和HY8分离纯化后得到纯菌斜面,分别接种于FJ 液体培养基中,并在瓶内加入几粒灭过菌的玻璃珠,以尽量减少厌氧微环境对试验结果的影响,用9层纱布包好瓶口(保证好氧环境,放入空气振荡器培养,具体培养条件为温度30 ,转速120r/m i n ,培养时间24h 。将上述培养的菌液各按2%的接种量接种于同一PS 液体培养基中,30 恒温振荡培养23d ,备用。FJ 培养基配方为:N a A c 0 5g ,Na NO 30 180g ,M gC l 20 05g

16、 ,C a C l 20 05g ,K 2H PO 40 10g ,H 2O2180第10期魏 巍等:贫营养生物膜系统脱氮效果及影响因素实验研究1L,pH调至77 5。PS培养基配方为:Na A c0 1g,Na NO30 036g,M g C l20 01g,C a C l20 01g,K2H PO40 02g,H2O1L,pH调至77 5。1 3 实验水质实验用水取自西安市某水库水源水,库区流域内农业面源污染和农村生活污染导致该水源水质总氮指标一直高于地表水环境质量标准(GB38382002中III类水体水质标准,有时甚至劣于 类水体。为满足实验对原水不同C/N比的要求,实验用水分别取自两

17、个不同时期的水库水源水,各期原水水质的指标情况如下:第1期实验用水水质:COD M n3 012m g/L,NH+4 N0 103m g/L,NO-3 N1 480m g/L,NO-2 N0 008m g/L,TN1 677m g/L,UV2540 047c m-1。第2期实验用水水质:C OD M n4.810m g/L,NH+4 N0 140m g/L,NO-3 N1 096m g/L,NO-2 N0 005m g/L,TN1 450m g/L,UV2540 099c m-1。1 4 实验方法共设7组实验来满足对不同实验条件的要求,各组实验均为1次,运行时间为32d,采用非连续流方式模拟原

18、位修复条件,具体运行条件见表1。整个实验共分为前后两期:第1期由第1组实验构成;第2期由第2组第7组共6组平行实验构成。20和25 温度条件控制采用潜水防爆型恒温加热器对原水进行加热,15 温度条件控制是将实验装置放入M J 160B型霉菌培养箱中进行控温(内胆尺寸为500mm 460mm 810mm,控温范围为050 。表1 实验装置运行条件T ab le1 O perat i ona l cond ition s of exp eri m ental syste m s组别COD M n/TN DO浓度(m g/L填料填充率(%水温( 11.938 4.0225 1 23.265 4.02

19、25 1 33.297 4.0215 1 43.310 4.0220 1 53.336 4.0225 1 63.310 4.0125 1 73.310 4.00.525 1挂膜方式采用人工加速挂膜,将生物填料置于用 PS培养基 培养的菌液中,通过空气流量计调节曝气量使DO浓度控制在23m g/L,曝气培养3 4d,然后取出填料,用自来水反复冲洗45遍,将填料表面的浮菌冲洗干净,放入装有原水的实验装置内。1 5 分析项目及方法采用国家标准方法8测定COD Mn、NH+4 N、NO-3 N、NO-2 N、TN和UV254。采用P H S 3C型精密酸度计测量p H值,HQ 30d型溶解氧测定仪测定

20、DO,BX51奥林巴斯荧光显微镜进行生物相观察。2 结果与讨论2 1 贫营养生物膜系统对氮源污染物质的去除效果在原水COD M n/TN为3 265,溶解氧浓度为4m g/L,水温为25 左右时,贫营养生物膜系统对水源水具有较好的脱氮效果。由于好氧反硝化细菌的反硝化酶系和有氧呼吸系统同时存在,NO-3被还原的同时,O2被还原,氧不再是抑制反硝化酶活性和反硝化酶生成的直接因素,因此,在溶解氧浓度相对较高的条件下,NO-3依然可以作为电子最终受体被还原为氮气或氮的其他气态氧化物得以去除。运行期间氨氮、硝氮和总氮的浓度变化如图3所示,系统运行初期,水中低浓度的可生物降解的有机物、氨氮、亚硝氮和硝氮等

21、首先很快被填料上的生物膜所吸附,此时氮源污染物的浓度略有下降,试验第6d 氨氮、硝氮和总氮浓度分别由0 108、1 005和1 470 m g/L降至0 027、0 978和1 363mg/L。由于微生物在低营养环境中有一个逐渐适应的过程,在系统运行的前两周里脱氮效果不明显,第10d时硝氮和总氮浓度分别为0 869m g/L和1 081m g/L,此时硝氮和总氮去除率分别为13 53%和26 46%,在这个过程中,生物的细胞结构发生一定的适应性变化9,并达到稳定的饥饿 生存状态10,此时细胞的大小基本稳定。经过饥饿生存的细胞,由于能量缺乏,代谢机制的效率得到提高,因此对基质的利用效率提高11,

22、膜上的好氧贫营养菌通过生物降解、硝化和反硝化等综合作用去除水中的氮源污染物。另外,贫营养细菌细胞膜上不但有各种不同的专一性营养物质吸收系统,而且还具有同时吸收混合营养物质的转运系统,以保证营养物质的有效吸收12。当遇到低水平的营养环境时,贫营养细菌以较低速率进行生长,对外界环境胁迫具有较大的抗性13。随着脱氮细菌对低营养环境的适应,在实验运行2181环境工程学报第4卷 22d 以后,反硝化速率明显得到提高,脱氮效果较好,硝氮和总氮的去除率分别在43%75%和49%76%,第32d 时硝氮和总氮浓度分别降至0 250m g /L 和0 360m g /L 。由图3可以看出,总氮和硝氮浓度变化趋势

23、相似,这是由于原水硝氮含量在氮源污染物中所占比例较大,而氨氮和亚硝氮浓度较低,因此硝氮的降解效果对总氮去除率有很大影响。系统初始氨氮浓度仅为0 108m g /L ,运行前期氨氮浓度值的降低可能是由于填料表面生物膜的吸附作用,运行期间氨氮浓度变化不大,基本保持在0 1m g /L以下。 图3 贫营养生物膜系统对原水的脱氮效果F ig 3 N itrogen remova l effects o f o li go trophicb i o fil m syste m for source w ater2 2 影响贫营养生物膜系统脱氮效果的因素2.2.1 温度和p H 值温度是影响微生物生长和生

24、命代谢活性的重要因素。在生物填料挂膜过程中,温度的影响主要体现在细菌增殖速度上,在适宜的温度范围内温度每提高10 ,酶促反应速度将提高12倍,因而微生物的代谢速率和生长速率均可相应提高14,15。由图4可以看出,水温影响贫营养生物膜系统的脱氮效果,当水温为25 时,系统运行32d 时的总氮浓度由1 320m g /L 降至0 372m g /L,此时总氮去除率可达到71 82%,这是因为在较高温度下细菌生长繁殖快,新陈代谢活动异常旺盛。当水温下降时,贫营养脱氮细菌的酶活力受到抑制,代谢速度缓慢,反硝化速率降低,因此水温为20 时,第32d 时的总氮去除率降至42 41%,但是在试验后期总氮浓度

25、仍然保持在1m g /L 以下,满足地表水环境质量标准中III 类水体的水质标准要求。当水温继续下降至15 左右时,贫营养菌繁殖极其缓慢,生命代谢活动也几乎停止,系统反硝化效果不明显且很不稳定,运行期间总氮去除率小于17%。挂膜期间p H 值对微生物的影响主要体现在它影响微生物体内的酶。酶只有在适宜的pH 值时才能发挥其最大活性,不适宜的pH 值会使酶的活性降低,影响微生物细胞的生物化学过程,进而影响微生物的生长繁殖16,17。本次实验原水的p H 值在7 37 6之间,属于细菌和微型动物的适宜范围,因此,对脱氮无不利影响。图4 温度对贫营养生物膜系统脱氮效果的影响F ig 4 E ffect

26、s of te m perature on nitrogen remova le ffi c iency of o li gotroph i c b i o fil m syste m2.2.2 填料填充率由图5可以看出,不同填料填充率对微污染原水的脱氮效果具有一定的影响。由于本研究采用贫营养生物脱氮菌剂对生物填料进行强化挂膜,因此填料的填充率直接影响贫营养脱氮菌种在系统中的生物量浓度。当填料填充率为0 5%时,系统单位体积贫营养脱氮菌的生物量较低,系统脱氮速率缓慢,第32d 时的总氮浓度仅降至0 942m g /L ,总氮去除率为35 03%。当填料填充率增加时,系统单位体积贫营养脱氮菌的生

27、物量增加,系统反硝化能力提高,因此当填充率增加至1 0%时,脱氮效果有所提高,32d 时的总氮去除率为39 50%。当填充率增加至2%时,系统脱氮速率较快,脱氮效果明显,第32d 时的总氮浓度降至0 372m g /L ,总氮去除率达到71 82%。但是填充率过大会增加处理系统的成本,所以选择合理的填充率至关重要。系统运行前期,各填充率的脱氮效果相差不大,第12d 时各填充率的总氮去除率均在15%左右,这是由于脱氮细菌对原水的低营养环境需要一个逐渐适应的过程,在这个过程中贫营养脱氮细菌的反硝化能力还未充分发挥,因此生物量的大小对脱氮效率的影响不明显。但是经过一段时期的适应后,贫营养微生物的形态

28、和生理都将发生变化,逐渐适应低营养环境并充分利用水中的营养基质进行反硝化反应,因此,在实验中后期填料填充率对系统脱氮效果的2182第10期魏 巍等:贫营养生物膜系统脱氮效果及影响因素实验研究 影响较为明显。图5 填充率对贫营养生物膜系统脱氮效果的影响F i g 5 E ffects of filli ng rate on n itrogen re m ova le ffi c iency of o li gotroph i c b i ofil m syste m 2.2.3 C /N 比足够的营养物质是保证细菌正常生长的基本条件,微生物细胞的化学组成是由碳、氢、氧、氮、磷、硫和各种矿质元素等

29、构成,这些基本营养成分组成了大分子物质并构成了各种复合结构,同时这些组合成份按照一定的比例进行排列。微生物在进行新陈代谢活动时通过外界环境取得能量,在合成新的细胞物质的过程中,必须对环境中营养成份要求按照一定的比例进行组合才能作为细胞代谢的物质基础,进行物质交换组成各种生理功能的生物学结构18。在代谢合成中氮素是合成蛋白质的主要来源,而蛋白质是细胞的主要组成成份,是保持生命的基本物质。碳素物质既是生物脱氮的碳源和能源,也是还原硝酸盐的电子供体,在反硝化过程中,反硝化菌利用有机碳源作为电子供体,硝酸盐和亚硝酸盐作为电子受体,将硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气,同时达到去除有机物的目的。因此,水中C /

30、N 比在一定程度上制约着生物脱氮的效果。为了考察不同C /N 比对贫营养生物膜系统脱氮效果的影响,试验用水分别取自两个不同时期的水库水源水,原水COD M n /TN 分别为1 938和3 265。由图6可见,不同C /N 比条件对系统脱氮效果有一定影响。运行前期由于各系统碳源相对充足,异养反硝化细菌可以利用水中的碳源物质进行反硝化作用,此时各系统对原水的脱氮效果相差不大,第18d 时各系统的总氮去除率均为35%左右。随着运行时间的增加,异养反硝化细菌不断消耗水中的碳源物质,低C /N 比系统在试验后期由于有机物极度匮乏,微生物细胞进入内源性代谢阶段19,即当缺乏外来可作为能源的物质时,细胞便

31、利用内存的物质,而当细胞内贮存的物质陷入缺乏时,填料上部分细菌细胞开始死亡并脱落至水中,导致水体总氮浓度有所回升,此期间总氮去除率仅为20%左右,M asha ll 20和Delaqu is 等21发现,当水中营养物质缺乏时,细菌细胞会脱落。当水中碳源相对充足时,细胞处于生长代谢阶段,微生物生长代谢速度加快,反硝化速率得以提高,因此原水C /N 比为3 265时脱氮效果较理想,运行32d 时总氮浓度由1 470m g /L 降至0 360m g /L,总氮去除率达到75 54%。图6 C /N 比对贫营养生物膜系统脱氮效果的影响F ig 6 Effects o f C /N rati o on

32、 nitrogen remova le ffi c iency of o li gotroph i c b i o fil m syste m2.2.4 溶解氧浓度溶解氧对微生物的生长繁殖有重要影响,溶解氧含量与好氧微生物的生长量成正相关性,而对厌氧微生物的生长起抑制作用。如溶解氧低于1 0m g /L,好氧微生物的增长将受到抑制,而缺氧微生物的生长将占主导地位22。本实验采用的贫营养高效生物脱氮菌剂主要由好氧反硝化细菌组成,与厌氧反硝化细菌相比,好氧反硝化菌的一般特征为反硝化速率慢一些,但能较好适应厌氧(或缺氧好氧周期变化23。系统运行过程中的溶解氧浓度在4 0m g /L 左右,因此能充分

33、满足好氧微生物代谢的需要,不会对生物脱氮过程起限制作用。2.2.5 微生物源本实验以贫营养生物脱氮细菌作为菌源,采用投加强化细菌菌液的方式进行人工加速挂膜,贫营养脱氮细菌可以在有机质含量较低的水体中存活,继续消耗环境里的有机质,对水中的氮源污染物质具有较好的净化效果。实验期间,通过镜检可知,生物膜上的生物由低级向高级逐渐演化,细菌、菌胶团、原生动物和后生动物组成了一个相对稳定的群落结构,并发挥着各自的作用,使生物膜保持良好的活性及净化功能。21832184 环 境 工 程 学 报 第 4卷 3 结 论 水和废水监 测分 析方法 (第 4版 . 北 京: 中国 环境 科 学出版社, 2005 9

34、 K i ura Y. , N akano Y. , F ujita K. , et al. m o f nutrients. Y east 1998, 14( 3: 233 238 , 10 K je lleberg S. , A lbertson N. , F lardh K. , et a l H o do . w non differentia ting bacteria adapt to starvation ? A ntonie van Leeuw enhoek 1993 63( 2 : 333 341 , , 11 Po indexte r J S. O ligotrophy F

35、 ast and fa ine ex istence . m . A dv M icro Eco . , 1981 5: 63 89 . . l , 12 Eguch iM. , N ishikawa T , M acD ona ld K. , et al. R e . sponses to stress and nutrient ava ilab ility by the m arine ul tram icrobacter ium Sph ingomonas sp. strain RB2256 A p . p. Env iron. M icrob io.l , 1996, 62( 3: 1

36、287 1296 l 13 A rthu r L K. M icrob ial physiology and ecology of slo . w gro th. M icrob io . M o.l B io.l R ev , 1997 61( 3 : 305 w l . , 318 14 徐斌, 夏四清, 高廷 耀. 应 用悬 浮填料 预处 理微污 染 原水的影响因素探讨. 上海环境科学, 2002, 21( 12: 738 742 15 陈洪斌, 梅翔, 高廷耀, 等. 受污染源水生物预处 理挂 膜过程研究. 水处理 技术, 2001, 27( 4: 196 199 16 G a io

37、J M. , van Benthum W. A. J , van Loosdrecht md . . M. C. M. , et al Influence o f d issolved oxygen concentra . tion on nitrite accum ulation in a b io fil a irliftsuspension m reactor B io tech. and B ioeng , 1997 53( 2: 168 173 . . , 17 张东, 许建华, 刘辉. 微污 染原 水的生 物接 触氧化 预 处理研究. 中国给水 排水, 2000, 16( 12:

38、12 16 18 陈世和, 陈建华, 王土芬. 微生物生 理学原理. 上海: 同济大学出版社, 1992 19 夏辉. 净水贫营养细菌的筛 选及其低 营养特性的 研究 硕士学位论文 . 武汉: 华中农业大学, 2006 20 M asha llK. C. A dhesion and grow th o f bacter ia at surfaces in o ligo trophic habitats M icrobio.l , 1988 34( 5: 503 . , 506 21 D elaquis P . J , C aldw ell D. E. , Law rence J R. , et

39、 . . al. D etachment o f pseudo onas fluorescens from b iofil s m m on g lass surfaces in response to nutr ient stress M icrob ial . E co . , 1989, 18( 2: 199 210 l 22 曹蓉, 邢海, 金文标. 生物 膜处 理城市 河道 污染水 体 的挂膜试验研究. 环 境工 程学报, 2008, 2( 3: 374 377 23 Be ll L. C. , R ichardson D. J , Fe rguson S J Pe rip las

40、. . . m ic and m e brane bound resp irato ry n itrate reductases in m T hiosphaera panto tropha: The per ip lasm ic enzym e ca taly zes the first step in aerob ic den itrification. FEBS L etters , 1990 265( 1 2: 85 87 , Iso la tion and character istics of yeasts ab le to grow at lo concen trations w ( 1 模拟原位修复条件下贫营养生物膜系统对 水库水源水的脱氮效果, 在 CODM n /TN 为 3 265 溶 , 解氧浓度