殼聚糖—海藻酸鈉固定化菌小球處理豬場沼液

陳 誠,郭俊元,周明杰,簡碧玉,韋 靖,何 山,許家勁,龍虹霖

殼聚糖—海藻酸鈉固定化菌小球處理豬場沼液

陳 誠,郭俊元*,周明杰,簡碧玉,韋 靖,何 山,許家勁,龍虹霖

(成都信息工程大學資源環(huán)境學院,四川 成都 610225)

采用包埋法,以海藻酸鈉-殼聚糖為載體、自行篩選的高效脫氨氮菌為目標菌制備固定化菌小球,用于去除豬場沼液中的氨氮.優(yōu)化了固定化小球的制備條件,考察了廢水處理條件對氨氮去除效果的影響.結(jié)果表明,固定化菌小球的最佳制備條件為:殼聚糖投加量20g/L、海藻酸鈉投加量10g/L、目標菌種包埋量2:5(/).處理含氨氮廢水時,在不調(diào)節(jié)廢水pH值的條件下,當固定化菌小球投加量為15g/L、反應時間為4h時,氨氮的去除率為93.9%,其中吸附作用對氨氮的去除率為64.3%,微生物作用對氨氮的去除率為29.6%.掃描電鏡表征結(jié)果表明,處理廢水后,固定化菌小球外部及內(nèi)部微生物數(shù)量明顯增多.動力學與等溫線擬合結(jié)果顯示,固定化菌小球?qū)U水中氨氮的去除過程符合準二級反應動力學方程(2=0.9252)和Langmuir等溫線方程(2=0.9578).

固定化菌小球；殼聚糖；氨氮去除；吸附動力學；吸附等溫線

近年來,我國工農(nóng)業(yè)、畜牧養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展,導致含氨氮廢水的排放量不斷增大,成為重要的農(nóng)業(yè)污染源之一[1-3].利用微生物作用去除廢水中氨氮的方法應用最為廣泛,例如同步硝化反硝化[4]、短程硝化反硝化[5]、異養(yǎng)硝化-好氧反硝化[6-7]、厭氧氨氧化[8-10]等,但生物處理工藝和工程往往需要較大的占地面積、較長的處理周期、嚴格的工藝調(diào)控,才能達到較好的處理效果[11-13].吸附法操作較為簡便、運行成本較低,但現(xiàn)有吸附劑對氨氮的吸附潛力有限,極大地限制了在實際處理工程中的應用[14].采用固定化微生物技術,將游離微生物定位于限定的空間區(qū)域,制備生物吸附劑,能夠通過提高微生物密度而實現(xiàn)高效的生物降解作用,而且具有傳統(tǒng)吸附法操作簡便、運行成本低的優(yōu)勢.海藻酸鈉作為固定化技術常用載體,具有價格低廉,對細胞毒性小,傳質(zhì)性能好等優(yōu)點,但機械強度差、使用周期短.殼聚糖生物相容性好,具有良好的成膜性和吸附性,且殼聚糖結(jié)構(gòu)中含有氨基,可以與海藻酸鈉中的陰離子結(jié)合,使固定化結(jié)構(gòu)更為穩(wěn)定[15].

本文采用自行篩選高效脫氨氮菌為目標菌,構(gòu)建殼聚糖-海藻酸鈉為復合載體,制備固定化菌小球,應用于豬場沼液.優(yōu)化固定化菌小球制備條件,并考察固定化菌小球投加量、pH值、反應時間和初始氨氮濃度等廢水處理條件對固定化菌小球去除氨氮的影響,在此基礎上,采用準一級和準二級動力學方程對固定化菌小球去除廢水中氨氮的動力學過程進行擬合,采用Langmuir和Freundlich吸附等溫線方程對固定化菌小球去除廢水中氨氮的等溫線過程進行擬合,為含氨氮廢水的處理提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 培養(yǎng)基 固體培養(yǎng)基:葡萄糖10g/L,蛋白胨10g/L,酵母粉10g/L,MgSO42g/L,K2HPO44g/L, KH2PO42g/L,NaCl 5g/L,NH4Cl 0.2~1g/L,瓊脂20g/L, pH值為7.0.液體培養(yǎng)基:葡萄糖10g/L,蛋白胨10g/L,酵母粉10g/L,MgSO42g/L,K2HPO44g/L, KH2PO42g/L,NaCl 5g/L,NH4Cl 1g/L,pH值為7.0.

1.1.2 氨氮廢水 實驗處理對象為夏季豬場沼液廢水,其中氨氮、總磷(TP)、COD、懸浮物質(zhì)(SS)濃度分別為300,87.5,1293,983mg/L,pH值為8.1.

1.2 實驗方法

1.2.1 脫氨氮菌的篩選 以污水處理廠剩余活性污泥為菌源,采取稀釋涂布的方法篩選脫氨氮菌,首先將采集的污泥稀釋106倍,涂布于NH4Cl濃度為0.2g/L的固體培養(yǎng)基中,置于30℃的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)48h,然后,將生長的微生物劃線到NH4Cl濃度為0.4g/L的固體培養(yǎng)基中,置于30℃的恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)48h,以相同的劃線方式和培養(yǎng)方式,將微生物依次接種于NH4Cl濃度為0.6,0.8,1g/L的固體培養(yǎng)基中進行培養(yǎng),最終得到高效脫氨氮菌,并保藏在4℃的環(huán)境中.

1.2.2 固定化菌小球的制備 包括脫氨氮菌的活化和固定化菌小球的制備2個步驟.

脫氨氮菌的活化:將保藏在4℃中的脫氨氮菌,接種于100mL液體培養(yǎng)基中,25℃、200r/min振蕩培養(yǎng)48h,得到菌液,經(jīng)過計數(shù),得知菌液中微生物濃度為1.8×107cfu/mL.

固定化菌小球的制備:準確稱取一定量的海藻酸鈉溶解于50mL蒸餾水中,配制海藻酸鈉溶液;將100mL菌液3500r/min離心5min后,得到菌體;將菌體與海藻酸鈉溶液混合;將一定量殼聚糖溶于0.6%乙酸溶液(100mL)中,待充分溶解后,加入2g CaCl2,得到交聯(lián)溶液;采用注射器將微生物-海藻酸鈉溶液滴加到交聯(lián)溶液中,交聯(lián)一定時間后,形成菌小球.用生理鹽水清洗菌小球,置于25℃條件下干燥至恒重,備用.菌小球收率計算公式如(1)所示:

式中:0為微生物-海藻酸鈉溶液加入到交聯(lián)溶液后的體積,L;為菌小球量,mg;為收率,mg/L.

1.2.3 含氨氮廢水的處理 準確稱取一定量的固定化菌小球,添加至沼液廢水中,常溫條件下,采用恒溫攪拌器在80r/min的條件下攪拌,并在3500r/min條件下離心5min取上清液,使用可見光分光光度計(722型,上海精密儀器儀表有限公司)測定波長420nm處的吸光度[16].

以標準曲線=0.1752+0.00003(2=0.9998,為吸光度,為氨氮濃度)計算廢水中的氨氮濃度及氨氮去除率.氨氮去除率的計算如公式(2)所示:

單位質(zhì)量固定化菌小球或空白小球?qū)Π钡娜コ坑嬎闳绻?3)所示:

式中:0和1分別為廢水中氨氮的初始濃度和處理過程中氨氮的濃度,mg/L;為氨氮去除率,%;e為單位質(zhì)量固定化菌小球或空白小球?qū)Π钡娜コ? mg/g.

1.3 吸附動力學

采用準一級和準二級動力學方程,描述固定化菌小球?qū)U水中氨氮的吸附動力學過程[16].

1.4 吸附等溫線

采用Langmuir和Freundlich等溫線方程,描述固定化菌小球?qū)U水中氨氮的吸附等溫線過程[16].

1.5 分析方法

廢水氨氮濃度采用納氏試劑分光光度法測定(波長420nm);廢水TP濃度采用鉬酸鹽分光光度法測定(波長700nm);廢水COD采用重鉻酸鉀法測定;廢水SS采用過濾干燥法測定[17];固定化菌小球表面及內(nèi)部特征采用德國Ultra55型掃描電子顯微鏡測定;廢水pH值采用PHS-3C型精密pH計測定.本文的實驗數(shù)據(jù)均是3次平行實驗數(shù)據(jù)的平均值.

2 結(jié)果與討論

2.1 固定化菌小球制備條件的優(yōu)化

2.1.1 殼聚糖投加量對固定化菌小球收率及氨氮去除率的影響 由圖1可知,在制備固定化菌小球的過程中,當殼聚糖投加量逐漸增加時,菌小球的收率增加,這是由于殼聚糖具有高粘度性質(zhì),會提高單位體積菌小球的質(zhì)量,從而提高其收率.隨著殼聚糖投加量的增加,所制備的固定化菌小球?qū)U水中氨氮的去除率呈先上升后下降的趨勢,當殼聚糖投加量為20g/L時,所制備的固定化菌小球?qū)Π钡娜コ蔬_到最大值83.4%.究其原因:殼聚糖投加量較低時,供微生物生長的載體較少,固定化菌小球中微生物數(shù)量較少,對氨氮去除率較低,隨著殼聚糖投加量增加,載體隨之增多,固定化菌小球中微生物數(shù)量逐漸增加,從而提高了對氨氮的去除率[18],繼續(xù)增加投加量,氨氮去除率下降,這是由于固定化菌小球表面的聚電解質(zhì)膜隨殼聚糖濃度的升高更為緊密,殼聚糖表面的—NH2+與固定化小球中—COO-結(jié)合機會增加,易于致密膜的形成,從而降低了通透性,增大了微生物在廢水中擴散阻力,進而降低了氨氮去除率[15].毛書瑞等[19]在研究中同樣指出殼聚糖的引入為微生物固定化提供了更穩(wěn)固的結(jié)合位點,但過多的殼聚糖會影響微生物與營養(yǎng)物質(zhì)的接觸,降低其活性.本文殼聚糖投加量選取20g/L,此時固定化菌小球的收率為672.4mg/L,對氨氮去除率為83.4%.

圖1 殼聚糖投加量對固定化菌小球收率及氨氮去除率的影響

2.1.2 海藻酸鈉投加量對固定化菌小球收率及氨氮去除率的影響 由圖2可知,在制備固定化菌小球的過程中,海藻酸鈉投加量對菌小球收率影響較小,當海藻酸鈉投加量保持在6~14g/L范圍內(nèi)時,固定化菌小球的收率約為673.2~714.9mg/L.但是不同海藻酸鈉投加量所制備的固定化菌小球?qū)Π钡娜コ视兄@著的差異,當海藻酸鈉投加量在6~ 10g/L時,菌小球?qū)U水中氨氮去除率從68.4%升高至85.1%,而當海藻酸鈉投加量繼續(xù)增加時,氨氮去除率呈下降趨勢.究其原因:海藻酸鈉投加量較低時,形成的凝膠比較薄,易斷裂,彈性較差.隨著海藻酸鈉的增多,所形成的凝膠膠層稍松,彈性好,膠體比較厚,表現(xiàn)為對廢水中氨氮去除效果高.而海藻酸鈉過量時,溶液粘度過大,形成的凝膠容易發(fā)生拖尾現(xiàn)象,機械強度弱,膠體比較緊密,傳質(zhì)性能較差,氧氣以及反應底物的擴散阻力越大,微生物活性受到抑制,從而導致氨氮去除率降低[19-21].本文海藻酸鈉投加量選取10g/L,此時菌固定化小球收率為714.9mg/L,對氨氮去除率最高,達到85.1%.凌婉婷[22]采用海藻酸鈉作為固定化載體,發(fā)現(xiàn)菌小球?qū)U水中己烯雌酚去除效果最佳時,海藻酸鈉投加量為40g/L,遠遠高于本研究海藻酸鈉投加量,這是由于本研究以海藻酸鈉和殼聚糖作為混合載體固定微生物,殼聚糖的加入提高了單位海藻酸鈉對微生物的固定化作用.

圖2 海藻酸鈉投加量對菌小球收率及氨氮去除率的影響

2.1.3 目標菌包埋量對固定化菌小球收率和氨氮去除率的影響 由圖3可知,以目標菌液作為制備固定化菌小球過程中的包埋微生物,所包埋的目標菌液越多,殼聚糖-海藻酸鈉混合液濃度就會越低,由此降低了固定化菌小球的收率.從固定化菌小球?qū)Π钡娜コ是€可以得知,當目標菌液量與殼聚糖-海藻酸鈉混合溶液比例從1:5(/)增加到2:5(/)時,所制備的固定化菌小球?qū)Π钡娜コ蕪?0.2%增大到87.7%,這是由于隨著目標菌液量的增多,有效微生物數(shù)量也會增加,對氨氮處理性能就會提升[21],目標菌液量繼續(xù)增大,氨氮去除率開始緩慢下降,目標菌種的包埋量過大,菌小球凝膠表面的孔道被占據(jù)量增多,從而影響其傳質(zhì)阻力[23],降低菌體的活性,最終導致氨氮去除效果下降.

圖3 目標菌包埋量對菌小球收率及氨氮去除率的影響

綜上所述,目標菌包埋量為2:5(/),即目標菌包埋量為2:5(/)時,固定化菌小球收率為750.6mg/L,對氨氮的去除率為87.7%.張靜進等[21]的研究顯示,固定化菌小球?qū)ξ廴疚锶コ蔬_到最高時,目標菌包埋量為1:2(/),比本研究略高.

2.2 固定化菌小球處理含氨氮廢水的性能

2.2.1 固定化菌小球投加量對氨氮去除率的影響 如圖4所示,當固定化菌小球投加量在5~15g/L范圍內(nèi)時,廢水中氨氮去除率隨固定化菌小球投加量的增加而增加.低投加量條件下,體系中微生物總量少,氨氮去除效果不明顯.隨著固定化菌小球投加量增加至15g/L的過程中,微生物數(shù)量增加,且固定化菌小球提供的吸附位點增多,氨氮去除率隨之增加至88.7%,繼續(xù)增加固定化菌小球的投加量(>15g/L),氨氮去除率趨于平衡[24].這與吳亞杰[25]利用微生物固定化技術處理合成氨工業(yè)廢水研究結(jié)論相似.由圖4還可以得知,空白小球處理含氨氮廢水的過程也體現(xiàn)出相似規(guī)律,但是空白小球?qū)Π钡娜コ瘦^低,僅為26.1%~63.6%.從單位去除量角度講,在投加量為15g/L時,固定化菌小球和空白小球的單位去除量分別為17.7、12.0mg/g.表明固定化菌小球?qū)Π钡奈阶饔每扇コ?0.1%的氨氮,微生物作用可去除28.6%的氨氮.

圖4 菌小球投加量對氨氮去除的影響

圖5 不同固定化小球投加量傅里葉紅外光譜表征圖

從上到下依次為25,20,15,10,5g/L,廢水處理前

由圖5可知,3432cm-1處的吸收峰是殼聚糖的O—H基團,1411cm-1處的吸收峰是殼聚糖的CH3C—H基團,該基團存在的原因是由于殼聚糖未完全脫乙酰基,1635cm-1處的吸收峰為海藻酸鈉的—COOH, 1018cm-1處的吸收峰是殼聚糖的—NH2基團和海藻酸鈉的—COO-發(fā)生反應生成的R—CONH2基團,說明殼聚糖和海藻酸鈉發(fā)生了反應,形成了殼聚糖-海藻酸鈉復合物,該復合物不僅能夠通過海藻酸鈉的—COO-與廢水中的NH4+發(fā)生反應去除氨氮,而且能夠通過殼聚糖的生物相容性提高固定化菌小球中微生物濃度而提高對廢水中氨氮的去除.圖5中1018cm-1處吸收峰位置和強度的變化能夠定性表示通過—COO-與NH4+反應去除氨氮的多少.當固定化菌小球投加量為15g/L時,1018cm-1處吸收峰位移最大,說明通過吸附作用去除效果最好.

2.2.2 廢水pH值對固定化菌小球去除氨氮的影響 如圖6所示,在小球投加量為15g/L、廢水pH值在6.5~10.5范圍內(nèi)時,隨著廢水pH值增大,小球?qū)U水中氨氮的去除率呈先上升后下降的趨勢.pH值由6.5增加至8.5時,氨氮去除率由64.8%上升至最大89.9%,pH值繼續(xù)增大,氨氮去除率逐漸下降,由此可知,酸性廢水與堿性廢水均不利于小球?qū)钡獜U水的處理.廢水pH值過低會影響固定化小球?qū)U水中NH4+的吸附作用,pH值過高會影響廢水中一些有機物的離子化狀態(tài),降低微生物對這些有機物質(zhì)的吸收和代謝,同時pH值過高或過低都會影響微生物本身的生長,從而降低對廢水中氨氮的去除率[26,28].廢水pH值對空白小球去除廢水中氨氮的影響也體現(xiàn)出相似的規(guī)律,空白小球?qū)Π钡娜コ蕿?4.5%~59.2%.從單位去除量角度講,在pH=8.5時,固定化菌小球和空白小球的單位去除量分別為18.0,11.8mg/g.實驗中還發(fā)現(xiàn),固定化菌小球在最佳廢水pH值條件下,對廢水中氨氮的去除率為89.9%,由2.2.1可知,不調(diào)節(jié)廢水pH值條件下,固定化菌小球?qū)U水中氨氮去除率為88.7%,二者相差僅為1.2%,因此,從經(jīng)濟和工程角度考慮,在采用該固定化菌小球處理廢水時,無需調(diào)節(jié)廢水pH值.

圖6 廢水pH值對氨氮去除的影響

由圖7可見,在不同pH值條件下,固定化菌小球位于1637cm-1處-COO-吸收峰發(fā)生了紅移現(xiàn)象,說明-COO-和廢水中的NH4+發(fā)生了反應.當廢水pH值越小,H+與NH4+競爭固定化菌小球羧基越激烈,由于H+優(yōu)先NH4+與-COO-發(fā)生反應,因此,廢水pH值越小,-COO-吸收峰位移越大,氨氮去除越差.當廢水處于強堿性環(huán)境,不同pH值條件下,-COO-吸收峰位移不隨pH變化而變化,說明強堿性環(huán)境對于固定化菌小球通過吸附作用去除氨氮的影響不大,這是因為NH4++OH-→NH3·H2O的發(fā)生[25].進一步說明強堿性環(huán)境固定化菌對氨氮去除率的變化主要歸因于微生物作用.

圖7 不同廢水pH值條件下傅里葉紅外光譜表征圖

從上到下依次為pH10.5,9.5,8.5,7.5,6.5,處理廢水前

圖8 反應時間對氨氮去除的影響

2.2.3 反應時間對固定化菌小球去除氨氮的影響 如圖8所示,在不調(diào)節(jié)原廢水pH值條件下,當固定化小球投加量為15g/L時,隨反應時間的延長,固定化菌小球?qū)U水中氨氮的去除率呈現(xiàn)先快速增加、后緩慢增加、最終趨于平衡的趨勢.反應時間延長至1h時,對氨氮的去除率迅速增加至59.4%,這是由于反應初始階段,固定化菌小球中的微生物活性強,廢水中的氨氮濃度高,氨氮被快速去除.當反應時間延長至4h,氨氮濃度逐漸不足以滿足微生物需求,微生物活性逐漸降低,體現(xiàn)為氨氮去除率增加緩慢[28],4h后,反應達到平衡,氨氮去除率保持最大92.6%.由圖8還可以得知,空白小球處理含氨氮廢水過程中,處理時間對氨氮去除率的影響不太明顯,這是因為空白小球去除氨氮作用主要體現(xiàn)為吸附作用,活性位點在較短時間內(nèi)被氨氮占據(jù)[19].整體而言,空白小球?qū)U水中氨氮去除率較低(最大去除率為63.2%).從單位去除量角度,4h時固定化菌小球?qū)Π钡膯挝蝗コ孔畲鬄?8.5mg/g,高于空白小球的12.6mg/g.

圖9 初始氨氮濃度對氨氮去除的影響

2.2.4 初始氨氮濃度對氨氮去除率的影響 如圖9所示,在原廢水pH值條件下,當固定化小球投加量為15g/L、反應時間為4h時,廢水中氨氮去除率達到最大93.9%,在一定濃度范圍內(nèi),菌小球?qū)Π钡膯挝蝗コ颗c初始濃度成正相關關系,在300~ 600mg/L時菌小球?qū)Π钡膯挝蝗コ恐饾u達到平衡(18.8mg/g),這是因為初始濃度為克服廢水和小球之間的傳質(zhì)阻力提供了較大的推動力[29],同時微生物在高濃度氨氮廢水中,可利用的污染物較多,活性也逐步增強,因此,在一定范圍內(nèi),初始濃度的提高有利于對廢水中氨氮的去除能力.

如圖10所示,在原廢水pH值條件下,當固定化小球投加量為15g/L、反應時間為4h時,固定化菌小球?qū)P,COD和SS的去除率分別為98.3%,89.4%和94.2%,表明固定化菌小球在去除廢水中氨氮的同時,也對其他污染物有著較好的去除效果.

圖10 固定化菌小球?qū)U水中其他污染物的去除效果

2.3 SEM分析

由圖11(a)和(b)可知,處理廢水前的菌小球外部存在大量“窟窿”,這是殼聚糖-海藻酸鈉載體成膜所形成的微孔,便于廢水中污染物與所包埋的微生物充分接觸.而處理廢水后的菌小球外部相較于處理前“窟窿”數(shù)量明顯減少,外部結(jié)構(gòu)更為致密,這是由于固定化菌小球在處理含氨氮廢水過程中,部分微生物及污染物有效的附著在小球表面.由圖11(c)和(d)可知,處理廢水前的菌小球內(nèi)部僅存在少量的微生物(即制備菌小球時所包埋的微生物),而處理廢水后的菌小球內(nèi)部與處理前微生物形態(tài)一樣,但數(shù)量明顯增加,同時廣泛分布于內(nèi)部結(jié)構(gòu)中[30,31].這是因為處理廢水過程中,微生物活性大,生長快,與廢水中污染物接觸充分.

(a)和(b)分別為處理廢水前、后外部特征,(c)和(d)分別為處理廢水前、后內(nèi)部特征

2.4 吸附動力學

表1 準一級和準二級動力學模擬相關參數(shù)

由表1可知,室溫條件下,對于濃度為300mg/L的氨氮廢水,準一級和準二級動力學方程所預測的固定化菌小球?qū)U水中氨氮最大理論吸附量分別為13.2、19.4mg/g,與實驗過程中的實測值18.8mg/g之間的相對誤差分別為29.8%>10%、3.2%<10%,方差分析結(jié)果顯示:值分別為0.1728>0.05、0.0075< 0.05.此外,由圖12可知,準二級動力學2為0.9259> 0.90,準一級動力學0.8792<0.90.由此可知,本實驗制備的固定化菌小球?qū)U水中氨氮的去除過程更符合準二級動力學方程.由表1還可得知,準一級和準二級動力學方程所預測的空白小球?qū)Π钡畲罄碚撐搅糠謩e為14.9,12.2mg/g與實驗過程中的實測值12.9mg/g之間的相對誤差分別為15.5%>10%、5.4%<10%,方差分析結(jié)果顯示:值分別為0.1032> 0.05、0.0003<0.05.此外,由圖12可知,準二級動力學2為0.9718>0.90,準一級動力學0.8901<0.90.由此可知,本實驗制備的空白小球?qū)U水中氨氮的吸附過程更符合準二級動力學方程,且2(空白小球)>2(菌小球),表明空白小球吸附速率大于菌小球,達到吸附平衡的時間更短.

2.5 吸附等溫線

由表2可知,常溫條件下,Langmuir等溫線方程和Freundlich等溫線方程所預測的固定化菌小球最大理論吸附量分別為19.4,21.2mg/g,與實驗過程中的實測值18.8mg/g之間的相對誤差分別為3.2%<10%、12.8%>10%,方差分析結(jié)果顯示:值分別為0.00686<0.05、0.2553>0.05.此外,由圖13可知,Langmuir等溫線方程和Freundlich等溫線方程2分別為0.9578>0.90,0.2388<0.90.由此可知, Langmuir方程能更好的描述本實驗制備固定化菌小球?qū)U水中氨氮的吸附過程.Langmuir等溫線方程和Freundlich等溫線方程所預測的空白小球最大理論吸附量分別為12.0,16.4mg/g,與實驗過程中的實測值12.9mg/g之間的相對誤差分別為7.0%< 10%、27.1%>10%,方差分析結(jié)果顯示:值分別為0.00827<0.05、0.5654>0.05,2分別為0.9639>0.90、0.4825<0.90.由此可知,Langmuir方程能更好的描述空白小球?qū)U水中氨氮的等溫吸附過程.在Langmuir等溫線方程中,為吸附作用的平衡常數(shù),其值大小與吸附劑、吸附質(zhì)本性有關,值越大,則表示吸附能力越強,菌小球值(0.038L/mg)>空白小球值(0.028L/mg),表明固定化菌小球中微生物能促進小球?qū)U水中氨氮的吸附作用.同時,如表3所示, 菌小球和空白小球分離系數(shù)L[L=1/(1+)]均在0~1范圍內(nèi),再次表明在廢水中固定化小球具有較強的吸附能力[32].

表2 吸附等溫線相關參數(shù)

表3 Langmuir吸附等溫線分離因子RL隨氨氮初始濃度的變化

3 結(jié)論

3.1 采用殼聚糖-海藻酸鈉為載體、自行篩選的高效脫氨氮菌為目標微生物,制備了一種收率高、去除氨氮效果好的固定化菌小球,最佳制備條件為:殼聚糖投加量為20g/L,海藻酸鈉投加量為10g/L,目標菌包埋量2:5 (/).

3.2 殼聚糖-海藻酸鈉固定化菌小球處理氨氮濃度為300mg/L的廢水,在不調(diào)節(jié)廢水pH值的條件下,當固定化菌小球投加量為15g/L、反應時間為4h時,固定化菌小球?qū)Π钡娜コ蔬_到93.9%,其中吸附作用為64.3%,微生物作用對氨氮的去除率為29.6%.對TP,COD和SS的去除率分別為98.3%, 89.4%和94.2%.

3.3 吸附動力學結(jié)果表明,殼聚糖-海藻酸鈉固定化菌小球和空白小球處理氨氮廢水的過程均更符合準二級動力學描述的吸附過程.

3.4 吸附等溫線方程結(jié)果表明,殼聚糖-海藻酸鈉固定化菌小球和空白小球處理氨氮廢水的過程均更符合Langmuir方程.

[1] Su J F, Cheng C, Ma F. Comparison of the NH4+-N removal ability bysp. FC61in a bacterial suspension system and a bacterial immobilization system [J]. Separation and Technology, 2017,172:463- 472.

[2] Wang P T, Li Z Y, Bai J, et al. Optimization of microalgal bead preparation with Scenedesmus obliquus for both nutrient removal and lipid production [J]. Ecological Engineering, 2016,92:236-242.

[3] Su J F, Cheng C, Huang T L, et al. Performance of the dominant bacterial species and microbial community in autotrophic denitrification coupled with iron cycle in immobilized systems [J]. Marine Pollution Bulletin, 2017,324:1-10.

[4] 鄭林雪,李 軍,胡家瑋,等.同步硝化反硝化系統(tǒng)中反硝化細菌多樣性研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(1):116-121. Zheng L X, Li J, Hu J W, et al. Analysis of denitrifying bacteria community composition in simultancous nitrification and denitrification systems [J]. China Environmental Science, 2015,35(1): 116-121.

[5] 李鵬章,王淑瑩,彭永臻,等.COD/N與pH值對短程硝化反硝化過程中N2O產(chǎn)生的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(8):2003-2009.Li P Z, Wang S Y, Peng Y Z, et al. Effect of COD/N ratios and pH on N2O production during nitrite denitrification process [J]. China Environmental Science, 2014,34(8):2003-2009.

[6] Silva L C, Lima H S, Sartoratto A. Effect of salinity in heterotrophic nitrification/aerobic denitrification performed by acclimated microbiota from oil-produced water biological treatment system [J]. International Biodeterioration & Biodegradation., 2018,130:1-7.

[7] 郭 強,楊云龍,陳宏平.一株地衣芽孢桿菌異氧硝化-好氧反硝化特性研究[J]. 環(huán)境科學與技術, 2015,38(7):38-42. Guo Q, Yang Y L, Chen H P. Study on characteristic of heterotrophic nitrification and aerobic denitrification by a strain of[J]. Environmental Science & Technology, 2015,38(7): 38-42.

[8] Lu Y Z, Fu L, Li N, et al. The content of trace element iron is a key factor for competition between anaerobic ammonium oxidation and methane-dependent denitrification processes [J]. Chemosphere, 2018, 198:370-376.

[9] Xiao B S, Guo Q, Yang G F, et al. The influences of temperature, salt and calcium concentration on the performance of anaerobic ammonium oxidation (anammox) process [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,265:58-66.

[10] Xu Z Y, Zeng G M, Yang Z H,et al. Biological treatment of landfill leachate with the integration of partial nitrification, anaerobic ammonium oxidation and heterotrophic denitrifacation [J]. Bioresource Technology, 2010,101:79-86.

[11] Cui X Q, Hao H L, Zhang C K, et al. Capacity and mechanisms of ammonium and cadium sorption on different wetland-plant derived biochars [J]. Science of the Total Environment, 2016,539:566-575.

[12] Marcoss M S, Bertiliier M B, Cisneros H S,et al. Nitrification and ammonia-oxidizing bacteria shift in response to soil moisture and plant litter quality in arid soil from the Patagonian Monte [J]. Pedobiologia, 2016,59:1-10.

[13] 崔樹軍,谷立坤,張建云,等.高氨氮廢水的處理技術及研究應用現(xiàn)狀[J]. 中國給水排水, 2010,26(14):26-29. Cui S J, Gu L K, Zhang J Y, et al. Treatment technologies of high concentration ammonia nitrogen wastewater and their research and application status [J]. China Water & Wastewater, 2010,26(14):26-29.

[14] 唐 海,沙俊鵬,趙 翔.生物沸石球強化吸附氨氮廢水的動力學研究[J]. 環(huán)境工程學報, 2014,8(5):1851-1856. Tang H, Sha J P, Zhao X. Kinetic study of adsorption enhancement on ammonia nitrogen wastewater by biological zeolite ball [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014,8(5):1851-1856.

[15] 牛 曼.殼聚糖-海藻酸鈉固定化藻菌處理高濃度有機廢水的研究 [D]. 廣州:華南理工大學, 2010.Niu M. Treatment of high-concentration organic wastewater by immobilize algae-bacteria with chitosan and alginate [D]. Guangzhou: South China University of Technology, 2010.

[16] 王海榮,楊光瑞.物理化學 [M]. 上海:同濟大學出版社, 2016. Wang H R, Yang G R. Physical Chemistry [M]. Shanghai: Tongji University Press, 2016.

[17] 國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 4版.北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002. State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis method [J]. 4th ed. Beijing: China Environmental Science press, 2002.

[18] 廖 婷.殼聚糖固定枯草芽孢桿菌及其對水溶液中銅離子的吸附性能研究 [D]. 長沙:湖南大學, 2013. Liao T. A research on the biosorption of copper(II) from aqueous solution bycells immobilized into chitosan beads [D]. Changsha: Hunan University, 2013.

[19] 毛書端,張小平,牛 曼.2種藻菌固定化改進方法的比較及優(yōu)化研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2012,32(5):869-874. Mao S R, Zhang X P, Niu M. Optimization and comparison of two improved methods of algae-bacteria immobilized [J]. China Environmental Science, 2012,32(5):869-874.

[20] 周紅藝,陳 勇,梁 思,等.海藻酸鈉固定化納米鐵還原脫色活性紅X3B [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(12):3576-3582. Zhou H Y, Chen Y, Liang S, et al. Reductive decolorization of azo-dye X3B by sodium alginate immobilized iron nanoparticles [J]. China Environmental Science, 2016,36(12):3576-3582.

[21] 張靜進,劉云國,張 薇,等.海藻酸鈉包埋活性炭與細菌的條件優(yōu)化及其對Pb2+的吸附特征研究[J]. 環(huán)境科學, 2010,31(11):2684-2690. Zhang J J, Liu Y G, Zhang W, et al. Optimization immobilizing activated carbon and bacteria by sodium alginate and its character of adsorption of Pb2+[J]. Environmental Science, 2010,31(11):2684- 2690.

[22] 凌婉婷,徐冉芳,劉 娟,等.己烯雌酚降解固定化條件優(yōu)化及其降解性能[J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(5):1514-1519. Ling W T, Xu R F, Liu J, et al. Immobilization and degradation performance of diethylstilbestrol-degrading bacteria S (sp.) [J]. China Environmental Science, 2016,36(5):1514-1519.

[23] 李 婷,任 源,韋朝海.固定化的PVA-SA-PHB-AC復合載體制備及間甲酚的降解[J]. 環(huán)境科學, 2013,34(7):2989-2904. Li T, Ren Y, Wei C H. Preparation of PVA-SA-PHB-AC composite carrier biodegradation by immobilized[J]. Environmental Science, 2013,34(7):2989-2904.

[24] 唐玉斌,梁林林,陳芳艷,等.蒽的高效降解菌的固定化小球的制備及其降解特性[J]. 環(huán)境工程學報, 2007,1(5):31-35. Tang Y B, Liang L L, Chen F Y, et al. Preparation of immobilized nicroorganisms degrading anthracene and its degradation characteristics [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2007,1(5):31-35.

[25] 吳亞杰.微生物固定化技術應用于模擬合成氨工業(yè)氨氮廢水的處理[D]. 南京:南京理工大學, 2014. Wu Y J. Microorganism immobilization technology apply to simulated ammonia nitrogen wastewater treatment for synthetic ammonia industry [D]. Nanjing: Nanjing University of Science & technology, 2014.

[26] 劉海偉,劉 云,王海云,等.pH和共存陽離子對草莓莖吸附水體氨氮的影響 [J]. 環(huán)境科學, 2010,31(8):1884-1889. Liu H W, Liu Y, Wang H Y, et al. Effects of pH and coexisting cations on ammonia adsorption from aqueous solution by strawberry stem powder [J]. Environmental Science, 2010,31(8):1884-1889.

[27] 袁 媛,吳 涓,李玉成,等.活性炭纖維固定化菌對微囊藻毒素MC-LR的去除研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(2):403-409. Yuan Y, Wu J, Li Y C, et al. Removal of microcystin-LR by a microcystin-degrading strain immobilized by activated carbon fiber [J]. China Environmental Science, 2014,34(2):403-409.

[28] 李 欣,凌婉婷,劉靜嫻,等.固定化菌劑對污水和牛糞中雌二醇和己烯雌酚的去除作用[J]. 環(huán)境科學, 2015,36(7):2581-2590. Li X, Ling W T, Liu J X, et al. Immobilization of estrogen-degrading bacteria to remove the 17β-estradiol and diethylstilbestrol from polluted water and cow dung [J]. Environmental Science, 2015,34(2): 403-409.

[29] Anamike V, Shalu, Anita S, et al. Biosorption of Cu (II) using free and immobilized biomass of Penicillicum citrinum [J]. Ecological Engineering, 2013,61:486-490.

[30] 溫麗麗,倪晉仁,葉正芳,等.固定化微生物法去除模擬滲濾液中氨氮的研究 [J]. 環(huán)境工程學報, 2011,5(9):2060-2065. Wen L L, Ni J R, Ye Z F, et al. Removal of ammonia nitrogen from a synthetic landfill leachate by immobilized microorganism system [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2011,5(9):2060-2065.

[31] Liu Y G, Liao T, He Z B, et al. Biosorption of copper (II) from aqueous solution bycells immobilized into chitosan beads [J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 2013,23:1804-1814.

[32]張翠玲,常 青,張家利,等.天然沸石對農(nóng)田退水中氨氮的去除[J]. 環(huán)境化學, 2012,31(7):1063-1068. Zhang C L, Chang Q, Zhang J L, et al. Removal of ammonia nitrogen from farmland dewatering by natural zeolite [J]. Environmental Chemistry, 2012,31(7):1063-1068.

Removal of ammonium from aqueous solution by microorganism cells immobilized into chitosan-sodium alginate beads.

CHEN Cheng, GUO Jun-yuan*, ZHOU Ming-jie, JIAN Bi-yu, WEI Jing, HE Shan, XU Jia-jing, LONG Hong-lin

(College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China)., 2019,39(7)：2812~2821

An immobilized bacteria pellet by embedding method was prepared to remove ammonia from wastewater. The preparation condition was optimized and the effects of immobilized bacteria pellet dosage, solution pH and reaction time on ammonia removal were investigated. The optimal preparation conditions were: chitosan dosage was 20g/L, sodium alginate dosage was 10g/L, target species embedding amount was 2:5 (/). For the treatment of the wastewater, after treated by 15g/L of immobilized bacteria pellet for 4h without adjusted the solution pH, 93.9% of ammonia can be removed from the wastewater, in which 64.3% was due to the adsorption and 29.6% was due to the microbial action. After the treatment, numbers of the bacteria in the external and internal immobilized pellets were significantly increased. Furthermore, ammonium adsorption process by the immobilized bacteria pellets could be well fitted to the pseudo-second-order kinetic model (2=0.9252) and the Langmuir equilibrium model (2=0.9578).

immobilized microorganisms pellet；chitosan；ammonium removal；adsorption kinetics；adsorption isotherm

X703.1

A

1000-6923(2019)07-2812-10

陳 誠(1995-),女,四川廣安人,成都信息工程大學碩士研究生,主要從事水污染控制理論與技術研究.

2018-12-01

四川省科技計劃項目(2016JY0015);國家自然科學基金資助項目(51508043)

* 責任作者, 副教授, gjy@cuit.edu.cn