微生物的包埋固定化技术是现代生物工程领域的一项新兴技术, 是指通过物理或化学方法将游离的微生物包埋在半透明的聚合物或者膜内部的一种手段^[1]。自20世纪70年代被运用于水处理行业以来, 由于其具有良好的微生物截留效果, 在特定处理系统中具有活性高、专一性强、耐受性强、处理效果稳定、有毒有害物质去除速率高、固液分离简单、不产生污泥、污水设备小型化等优点^[2~5]而成为水处理行业的热门研究对象, 为特定种类的废水处理 (如有机废水、重金属废水、石油废水、氨氮废水等) 提供了新思路。

　　 目前, 包埋固定化技术处理氨氮废水的菌种来源主要是生物脱氮系统活性污泥、经过富集的硝化污泥以及经过筛选的特定菌株。研究表明^[6~8], 包埋固定化方法处理氨氮废水时, 如果选择直接包埋活性污泥的方法往往需要经过较长时间的驯化, 而富集硝化污泥或筛选菌株的办法通常只适用于实验室小批量生产, 难以批量化大规模生产, 这些因素均限制着包埋固定化技术处理氨氮废水工业化的应用。

　　 微生物菌剂是指具有不同降解功能、互生或共生关系的目标微生物经过工业化生产扩繁后, 利用多孔物质作为吸附剂 (如草炭、蛭石等) 吸附菌体的发酵液加工制成的活菌制剂^[9]。向系统中投加功能微生物菌剂去除某一种或一类有害物质是生物法中常用的生物强化手段, 具有能快速去除目标污染物、改善污泥性能, 减少污泥产生、增强系统耐冲击负荷能力等特点^[10]。本试验将固态微生物硝化菌剂作为包埋菌种制备固定化载体, 并研究其对氨氮废水污染物的去除特性, 为包埋固定化技术的推广和工程化运用提供参考依据。

　　 本试验所采用模拟合成氨工业废水:氨氮浓度为300mg/L, COD为250 mg/L, pH为8.0左右, 具体成分配比如表1所示。

　　 实际废水:取自常熟支塘工业园区某制药厂经生化池初步处理过的废水, 氨氮浓度为155 mg/L左右, 亚态氮浓度低于1mg/L, 硝态氮浓度低于10mg/L, pH为8.5左右。

　　 本试验反应装置为简易模拟三相流化床SBR反应器, 有效容积约为1L, 如图1所示。

　　 包埋菌种:市售微生物硝化菌剂, 由硝化类菌、氨化细菌、固氮菌、尿素细菌等多种微生物以及多种起催化作用的生物酶和营养剂组成, 为白色或淡黄色粉末。

　　 活性污泥:取自某高速公路服务区生活污水处理站。

　　 载体制备:在100℃水浴条件下, 将一定量的聚乙烯醇与100g水混合后溶成胶体状, 同时加入少量海藻酸钠、SiO₂, 用玻璃棒搅拌均匀直至全部溶解, 制得PVA-SA水凝胶, 冷却至30℃后与一定量的微生物硝化菌剂和浓缩活性污泥 (含水率90%左右) 均匀混合, 最后将混合物滴入到饱和硼酸与硫酸铝配置的交联剂中, 低温下固定24h, 清水洗净, 在35℃条件下烘干后备用。包埋颗粒呈球状, 粒径为3~5cm, 耐抗压, 有韧性, 不易破碎, 使用寿命长。聚乙烯醇聚合度为1 750±50, SiO₂生产厂家为上海市奉贤奉城试剂厂, 其余药剂厂家均为国药集团化学试剂有限公司。

　　 固定化载体的活化:将固定化载体与模拟氨氮废水按1∶5的投加比放入SBR反应器中, 调节加热棒温度使反应温度控制在30℃左右;调节空气泵空气流量使反应器中溶解氧控制在4~6mg/L。每个周期时长24h, 包括:进水 (约5min) , 好氧曝气、沉淀 (约5min) , 出水 (约5min) 。每个周期结束后更换新鲜的模拟废水。

　　 活化结束后, 缩短曝气时间使反应周期变为12h。每个周期结束后, 测定反应器出水氨氮浓度, 以衡量载体的脱氮效果。

　　 把从市场上购得的5种固态微生物硝化菌剂分别编号为1号、2号、3号、4号、5号, 分别将2.5g5种不同菌剂与100g PVA-SA水凝胶混合均匀, 制得1号、2号、3号、4号、5号包有不同菌种的5种固定化载体。将5种固定化载体投入SBR反应器中活化9天以后, 缩短曝气时间使反应周期将为12h, 并监测每天出水氨氮浓度, 反应器出水氨氮浓度变化如图2所示。

　　 从图2中可以看出, 固定化载体经过9天的活化后, 反应器中的出水氨氮浓度均稳定在一个较低的水平, 氨氮去除率均接近或超过80%, 说明包埋在载体内部的硝化细菌完全活化, 反应器启动成功。与传统的包埋活性污泥或富集硝化污泥相比, 包埋硝化菌剂启动反应迅速, 在工程化处理氨氮废水时, 能够节约运行费用。

　　 随着反应的继续进行, 各反应器出水氨氮浓度持续降低。为更直观、准确反映固定化载体对氨氮的去除效率, 引入固定化载体氨氮负荷Δ, 其定义为单位质量的固定化载体单位时间内去除水中氨氮的量。见式 (1) :

　　 式中ρ₀、ρ———进水和出水氨氮浓度, mg/L;

　　 V———反应器中水的体积, L;

　　 m———反应器中载体的质量, g;

　　 HRT———停留时间, h。

　　 固定化载体氨氮负荷变化如图3所示。

　　 固定化载体经过9天的活化后, 载体内部硝化细菌活化完成, 反应第10天载体氨氮负荷均达到85g/ (kg·h) 以上。随着反应的继续进行, 固定化载体氨氮负荷在不断增加, 从第10天~第14天, 1号载体的氨氮负荷由92.71g/ (kg·h) 增加到117.87g/ (kg·h) ;2号载体的氨氮负荷由108.52g/ (kg·h) 增加到122.33g/ (kg·h) 左右;3号、4号、5号固定化载体的氨氮负荷也分别增加了14.70g/ (kg·h) 、18.70g/ (kg·h) 和12.25g/ (kg·h) 。究其原因, 主要是由于固定化载体内部硝化细菌完全活化后在载体内部不断增殖, 载体内部微生物量持续增加, 对氨氮的去除能力也随之不断增强。邓岩岩等^[11]用PCR扩增试验研究包埋固定化硝化菌驯化阶段特性试验证实了这一结论。

　　 从图3可看出, 2号硝化菌剂制成的固定化载体在活化完成一直保持比较好的活性, 因此选取2号硝化菌剂为目标菌剂。

　　 分别将0.5g、1g、2g、3g、4g的2号微生物硝化菌剂与100g PVA-SA水凝胶混合均匀, 制得包菌量 (每100g PVA-SA水凝胶包埋微生物菌剂的质量) 不同的5种包埋固定化载体, 编号a、b、c、d、e, 将5种固定化载体与模拟氨氮废水按1∶5的比例投入SBR反应器中, 重复上述试验, 5个反应器氨氮出水浓度变化如图4所示。

　　 从图4中可以看出, 经过活化后, 载体c、d、e (包菌量分别为2g、3g、4g) 对氨氮去除效果已经达到比较好的水平, 去除率接近或超过90%;而载体a、b (包菌量分别为0.5g和1g) 对氨氮的去除率只有70%左右。这体现出固定化载体对氨氮的去除率与包菌量之间的正相关性:随着包菌量的增加, 在载体内部活化的硝化细菌数量增加, 载体能在反应启动后便获得更高的活性, 因此, 在一定范围内, 载体对氨氮的去除率随着包菌量的增加而增加。当包菌量增加到一定程度时, 由于载体内部空间有限, 细菌不能在载体内部无限繁殖, 载体活性增加效果并不明显。随着反应的持续进行, 载体内部的硝化细菌会不断增殖, 微生物数量持续增加, 载体活性也不断提高。为快速的获得较高的载体活性, 应选择较高的包菌量, 但是在实际工程中往往受成本因素的限制, 并且载体内部空间有限, 细菌不能在载体内部无限增殖。因此, 要根据实际情况合理选择包菌量。本试验中选取每100g PVA-SA水凝胶包埋2g微生物硝化菌剂, 即1∶50的包埋比。

　　 包埋固定化微生物硝化菌剂能快速有效去除废水中的氨氮, 但是其对有机物的去除效率却很低, 为了让固定化载体在除去水中氨氮的同时协同去除部分有机物, 将活性污泥与硝化菌剂混合包埋制备固定化载体, 对固定化载体进行优化。

　　 分别将0g、0.5g、1g、1.5g、2g的2号微生物硝化菌剂与15g浓缩后的活性污泥 (含水率90%左右) 、100g PVA-SA水凝胶混合均匀, 制得A、B、C、D、E 5种固定化载体, 将5种载体与模拟氨氮废水按1∶5的比例投入SBR反应器中, 重复上述试验。5个反应器出水氨氮和COD浓度变化如图5所示。

　　 通过对比图4与图5a中的24h载体a与B、b与C、c与E (包菌量均分别为0.5g、1g, 2g) 出水氨氮浓度变化可以得出, 包入活性污泥后, 载体对氨氮的去除率会在一定程度上受到影响, 且随着包菌量的增加 (微生物菌剂与活性污泥的比例增大) , 影响逐步减小:出水稳定后 (第14天) , 包菌量0.5g的载体出水氨氮去除率由87.08%降为72.52%;包菌量1g的载体出水氨氮去除率由88.62%降为79.55%;包菌量2g的载体出水氨氮去除率由89.33%降为89.16%。

　　 从图5b可得出, 在包埋活性污泥量不变的情况下, 随着硝化微生物菌剂包埋量的增加, 载体对COD的降解作用逐渐降低, 当包菌量超过1.5g时, 载体对COD的降解作用基本为零。

　　 研究表明^[12], 硝化菌和异养菌都会因为底物和生长空间展开竞争, 从而影响生物膜结构、稳定性和硝化速率。Wang等^[13]认为, 在硝化菌和异养菌的竞争中, 由于生长速率较快,

　　 绝大多数的异养菌会生长在底物浓度较高的生物膜表面。包埋固定化载体表面可以近似看做微生物膜, 在没有包埋硝化细菌或者硝化细菌包埋量较低的载体的反应器中, 由于在载体表面大量生长的异养菌对底物和氧气的截留和传质阻力因素等影响, 自养硝化细菌生长缓慢, 固定化载体硝化能力较低, 宏观表现为反应器对COD去除效果优良, 对氨氮的去除率却很低。而在硝化细菌包埋量大的载体的反应器中, 由于载体中的硝化细菌数量较多, 并且反应器中较低C/N的基质更适宜硝化细菌的生长^[14], 经过9天的活化后, 硝化细菌在竞争中占优势, 固定化载体氨氮去除率高, 对COD的去除效果差。为了同时更好地去除氨氮和有机物, 可以延长反应时间, 当反应时间延长至24h后固定化载体C对氨氮去除率接近90%, 对COD的去除率也能维持在75%左右。

　　 李辉军^[15]用包埋氨氧化细菌处理合成氨工业废水时发现, 在最佳条件下, 系统短程硝化效果稳定, 亚硝酸盐积累率可维持在80%以上。但在本试验过程中, 亚硝酸盐积累量始终很低。为了探究包埋固定化载体对氨氮的去除机理, 将2.1节中的2号载体与500 mL模拟氨氮废水投入反应器中反应, 每隔1h测定反应器中的NH₃-N、NO₂^--N及NO₃^--N, 结果如图6所示。

　　 反应在最初的2h内有微量 (约4 mg/L) 的NO₂^--N和少量 (约20ml/L) 的NO₃^--N累积, 此后NO₂^--N总量和NO₃^--N总量始终保持不变, 而NH₃-N总量却在整个过程中持续减少。一般来说, 氨氮去除的途径主要包括挥发、同化和硝化反硝化。有研究指出^[16], 当pH<8.5时, 挥发作用可以忽略不计。本试验中pH始终维持在8左右, 因此氨氮挥发可以忽略不计。试验采用的固定化载体已经在反应器中曝气2周以上, 载体内部微生物量基本处于饱和状态, 同化作用较总氮亏损率可以忽略不计, 而在整个过程中NO₂^--N和NO₃^--N累积量始终处于比较低的状态, 因此, 试验中氨氮的去除主要是靠同步硝化反硝化作用。

　　 研究表明^[17], 在投加固定化细胞载体的反应器中, 反应运行一段时间后, 载体内会自然形成硝化细菌在外层, 反硝化细菌在内层, 中间二者共存的现象, 为同步硝化反硝化的发生提供条件。

　　 将2.2节中的c载体 (包有2g 2号微生物硝化菌剂的固定化载体) 与实际废水按1∶5的比例投入反应器中, 重复2.1节中试验并将反应周期变为24h, 每个周期结束后测定实际废水出水氨氮浓度, 结果如图7所示。

　　 将模拟废水换成实际废水后, 由于实际废水盐度高, 具有毒性, 对固定化载体的脱氮效果造成了一定的影响, 反应开始的第一天出水氨氮浓度较高。研究表明^[18], 固定化微环境具有对有害物质的屏蔽作用和对固定化载体的保护作用, 从而使固定化载体具有良好的适应性, 因此, 从第2天开始, 出水氨氮浓度迅速降低并在第3天降至23.91 mg/L。此后, 氨氮浓度一直稳定在20 mg/L左右, 说明固定化载体对制药废水具有良好的脱氮效果, 在工业化处理合成氨工业废水具有良好的发展前景。

　　 (1) 包埋固定微生物硝化菌剂在模拟三相流化床SBR反应器中反应启动迅速, 可以作为处理氨氮废水的一种有效方法。试验中包有2号菌剂的固定化载体在温度为30℃、溶解氧为4~6 mg/L的条件下活化9天后, 反应12h后对氨氮的去除率接近98%。通过对2号微生物菌剂进行包菌量单因素试验发现, 包菌量为2g时反应器能快速启动, 同时又能增加硝化菌剂的利用率。

　　 (2) 掺入活性污泥对固定化载体进行优化后, 固定化载体在去除氨氮的同时也能协同去除污水中的有机物, 但是由于异养菌与硝化细菌的竞争作用, 固定化载体的氨氮去除能力会受到影响。本试验中, 在包菌量为1g的固定化载体中掺入15g活性污泥后, 固定化载体24h对氨氮和COD的去除率分别维持在90%和75%左右。

　　 (3) 包入硝化菌剂的固定化载体主要是通过同步硝化反硝化作用去除水中的氨氮。

　　 (4) 包埋固定化硝化菌剂技术对制药废水具有良好的脱氮效果, 在工业化处理合成氨工业废水具有良好的发展前景。