改性生物炭固定异养硝化菌对 水中低浓度氨氮的去除!
王朝旭任静！
(!太原理工大学环境科学与工程学院，山西 晋中)30600；2.山西省市政工程研究生教育创新中心，山西 晋中030600)
摘要 为探究改性生物炭固定异养硝化菌对水中低质量浓度氨氮(约!0 mg/L )的去除效果，从污水处理厂污泥中筛选一株
异养硝化菌，分别以未改性稻壳生物炭(BC).NaOH 和6,0，改性BC 为载体，用吸附法制备生物炭基微生物固定化体(分别记为
BC+N3、NaO6-BC+N3和H ,O 2-BC+N3)，开展生物炭和生物炭基微生物固定化体对水中氨氮的去除动力学研究#结果表明!!)
经鉴定，该菌株为恶臭假单胞菌(Pudomonas *
*$,)) N3(9N602471)，其对氨氮的72 h 降解率为72.02%。(2)培养48 h，生物炭 基微生物固定化体对氨氮的去除率均高于相应生物炭；与改性前相比，改性生物炭基微生物固定化体更利于恶臭假单胞菌
N3(MN602471)活性恢复与氨氮去除。$)生物炭基微生物固定化体的氨氮去除过程更符合准二级动力学方程;NaOH-BC+N3对
水中低浓度氨氮的去除能力优于BC+N3和H 2O 2-BC+N3#
第一作者：王朝旭，男，1981年生，博士，副教授，研究方向为生物炭的土壤环境效应。
*国家自然科学基金资助项目(No.41503074)；山西省自然科学基金资助项目(No.201901D111066) #
关键词改性生物炭异养硝化菌固定化氨氮
DOI ： 10.15985/jki. 1001-3865.2021.02.001
Removal of ammonia nitrogen with low concentration in water by heterotrophic nitrifying bacteria immobilized on
modified biochar WANG Chaoxu 1'2 ,REN Jing 1. (.1.College of Environmental Science and Engineering , Taiyuan
University of Technology , Jinzhong Shanxi 030600 ； 2. I nnovation Center for Postgraduate Education in Municipal Engineering of Shanxi Province Jinzhong Shanxi 030600)
Abstract : In order to study the removal of ammonia nitrogen with low mass concentration (around 10 mg/L ) in
water by heterotrophic nitrifying bacteria (HNB) immobilized on biochar (BC) ,a strain of HNB was isolated from the sludge of a wastewater treatment plant firstly. The immobilization bodies bad on the original, NaOH- and H2O2- modified rice husk-derived BC were prepared by adsorption method, which were named as BC+N3 ,NaOH-BC+N3 ,
and H2O2-BC+N3‘respectively. Ammonia nitrogen removal process of BC-bad microbial immobilization bodies and BC were explored. Results showed that ： (1) the isolated strain was identified as Pudomonas putida N3 (MN602471) and its ammonia nitrogen removal rate after 72 h was 72.02%. (2) The BC-bad microbial
蛋白质分子量immobilization body performed better than BC itlf in ammonia nitrogen removal after 48 h incubation. Compared withBC+N3,NaOH-and H 2O 2-modifiedBC-bad microbial immobilization bodies were more conducive to recover
theactivityof Pudomonasputida N3 (9N602471) andammonianitrogenremoval. (3) Thepudo-cond-order
kinetics equation fitted the ammonia nitrogen removal process of BC-bad microbial immobilization bodies well, and
NaOH-BC+N3showedstrongerabilitythan BC+ N3and H 2O 2-BC+N3toremoveammonianitrogen withlow concentrationinwater.
Keywords : modified biochar ； heterotrophic nitrifying bacteria ； immobilization ； ammonia nitrogen
水体氮污染是我国环境可持续发展的重要限制 因素之一。国家致力于降低水环境氨氮浓度，以缓 解水体黑臭等环境问题。目前，我国多地城镇污水
处理厂执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB
18918—2002) —级A 标准和《地表水环境质量标 准》(GB 3838—2002)!类。因此，低浓度氨氮废水
处理成为当前研究热点。一般来说，氨氮#50
mg/L 的废水称为低浓度氨氮废水,-。
针对低浓度氨氮废水处理已有较多研究炉3-。 主要处理方法有化学沉淀法、离子交换法、折点加
氯法、生物法和吸附法等。其中，生物法适用范围
广、便于操作；吸附法工艺简单，且吸附剂种类多、 成本低、多数能重复利用⑷。常用的吸附材料有沸
石、膨润土、粉煤灰等。生物炭作为一种新型吸附
・139・
材料，制备原料来源广泛（如稻壳、玉米秸秆、牛粪、污泥等），具有较大的比表面积，吸附能力强，国内外应用广泛卩6-。
与吸附法相比，生物法效率较低；以生物炭为氨氮吸附材料，存在吸附饱和后的再生问题#因此，采用生物炭基微生物固定化体（以下简写为固定化体），将生物炭的吸附性能与微生物的降解性能相结合，能更好去除水中氨氮另外，改性可提高生物炭的比表面积，增加生物炭表面官能团数量，增强生物炭对氨氮的吸附去除能力金⑷。YU 等⑴-研究发现，改性核桃壳生物炭联合施氏假单胞菌（、Pudonionas stutzeri）XL-2对氨氮的去除率高于纯细菌和单独生物炭吸附#然而，以改性生物炭为载体制备的固定化体，对低浓度氨氮废水的处理效果如何，能否达标排放，鲜见报道#
记叙文怎么写
因此，本研究从污水处理厂污泥中筛选一株异养硝化菌，分别以未改性稻壳生物炭（BC）、NaOH和
H,。，改性BC为载体，用吸附法制备固定化体，开展生物炭和固定化体对水中低质量浓度氨氮（约10 nig/L）的去除动力学研究。
1材料与方法
I.1异养硝化菌的分离与鉴定
1.1.1富集、分离和纯化
菌种来源为山西省晋中市某污水处理厂的浓缩池污泥。将2mL污泥上清液接种至200mL异养硝化培养基（氨氮初始质量浓度10.00mg/L）进行富集培养（170r/min、30Y）［12］，每3天按1%（体积分数）接种量将培养基上清液再次接种至相同新鲜的异养硝化培养基中，连续转接3次#然后，用平板涂布法和平板划线法分离和纯化，将分离的单菌落接种到斜面培养基上30Y培养48h，即得到异养硝化菌菌株,13-#
对比两个excel表数据差异1.1.2生物化学和分子生物学鉴定
将分离纯化的菌株接种至异养硝化培养基（氨氮初始质量浓度9.43mg/L），分别于0、12、16、24、48,72h测定培养基中氨氮，再测定氨氮降解能力最强菌株培养体系中总氮、硝态氮和亚硝态氮#本研究共筛选3株菌（N1、N2、N3），通过其氨氮降解能力鉴定细菌的生物化学活性，选取氨氮降解能力雪浪云
最强的菌株进行后续研究#
采用与乔鑫［14］相同的方法，进行所选取菌株的分子生物学鉴定#将菌株序列通过BLAST检索，•140•与GenBank中的核酸序列进行同源性比对，利用MEGA-X软件，以邻接法构建16S rDNA基因系统发育树。
1.2固定化体的制备
1.2.1生物炭
BC使用前过100目筛#分别用1mol/L NaOH和10%（体积分数）H2O2制备改性BC，生物炭和改性液的比例始终为1g：50mL［15］，改性时间均为12h#将改性BC过滤，用去离子水淋洗至pH 稳定，并烘干#NaOH和H2O2改性后的BC分别记为NaOH-BC和H2O「BC#
生物炭的pH采用pH计（Mettler Toledo Delta320）测定（炭水比例1g：15mL）；表面零电荷点（pHpQ采用滴定法测定；电导率采用数显电导率仪（雷磁DDS-307A）测定；酸碱性含氧官能团数量采用Boehm滴定法测定#
1.2.2固定化体
弃笔从戎
竹里馆赏析
从斜面培养基上挑取筛选出的菌株接种于400 mL LB液体培养基中，培养至600nm处吸光度（O000）为1.0（170r/min、25Y），然后将培养基分装至离心管中离心收集菌体，用无菌水洗涤两次，最后悬于20mL无菌水中，分别加入0.2g BC、NaOH-BC或H2O2-BC，振荡24h（170r/min、25°C），过滤，并用无菌水淋洗，由此得到固定化体，分别记为BC+N3、NaOH-BC+N3或H2O2-BC+N3#采用磷脂法测定BC,NaOH-BC和H2O2-BC的微生物吸附量（以磷计），磷脂在所有微生物细胞中均存在，是细胞膜的主要成分，且在细胞死亡后很快分解，是表示活菌总数的理想指标［16］#
1.3生物炭和固定化体对水中氨氮的去除
为探究生物炭和固定化体对水中低浓度氨氮的去除效果，分别将0.2g生物炭和固定化体加入20mL模拟氨氮废水（具体配置参考文献［17］）中#170r/min、25C下培养，定期采集水样，0.45 "m滤膜过滤后测定氨氮浓度#
为探究固定化体对水中氨氮去除的动力学规律，分别用准一级动力学方程（见式（1））和准二级动力学方程（见式（2））对实验数据进行拟合#
Q t=Q e X（1-e_K1X t）（1）t/Q t=1/（K z X Q e Z）+t/Q e（2）式中：t为时间，h；Q，为t时刻氨氮去除量，mg/g；Q e为平衡时氨氮去除量，mg/g；K1为准一级动力学速率常数,hT；K2为准二级动力学速率常数,
儿童寄语g/(mg•h)。
1.4数据分析
所有实验均设3个重复，使用Excel2010对实验数据进行平均值和标准偏差的计算，使用Origin 8.5进行绘图和方程拟合，使用Statistics22进行方差分析和多重比较#
2结果
2.1异养硝化菌的筛选及对氨氮的降解
由图1(a)计算可得，培养72h，菌株N1、N2、N3对氨氮的降解率分别为52.65% ,64.18%、72.02%，菌株N3比N1、N2更能有效降解氨氮#菌株N3对总氮的降解率为51.47%，硝态氮和亚硝态氮浓度在培养过程中无明显变化，均保持在较低水平，硝态氮、亚硝态氮最高分别为0.627、0.027 mg/L(见图1(b))。选择菌株N3为目标菌株制备固定化体。
与GenBank中的核酸序列进行同源性比对，结果见图2。该菌株与恶臭假单胞菌(DQ060242)、恶臭假单胞菌SNSK589(MG584872)和恶臭假单胞菌(KC189961)的进化距离较近，相似性分别为99.93%,99.86%和99.86%，从而确定菌株N3为恶臭假单胞菌，命名为恶臭假单胞菌N3 (MN602471)#
2.2改性对BC性质的影响
由表1可见，与BC相比，NaOH-BC的pH和pH%分别增大1.76和1.61，微生物吸附量增加129.77nmol/g；H Z O Z-BC的pH和pH p*分别减小1.66和1.73，微生物吸附量减少86.52nmol/g。除内酯基外，改性前后BC各含氧官能团指标均显著变化。
2.3固定化体去除水中氨氮的过程
由图3(a)可见，BC+N3和NaOH-BC+N3处理中，氨氮分别由最初的12.53,12.50mg/L降至48 h时的1.39、1.37mg/L，均低于GB3838—2002中氨氮#类限值(1.5mg/L);H2O2-BC+N3处理中，氨氮由最初的14.03mg/L降至48h时的2.76 mg/L，高于#类限值。。〜＜12h时，NaOH-BC+N3
12.0
—»-Nl10.0!
—N28.0
6.0
归脾丸的功效bp 4.0；.I
0.6*
0.4 _________i
0.2
―■—总氮
硝态氮
—▼—亚硝态氮时间/h
(a)菌株N1、N2和N3(b)菌株N3
图1氨氮降解过程中总氮、氨氮、硝态氮和亚硝态氮的变化
Fig.1Changes of total nitrogen,ammonia nitrogen,nitrate nitrogen and nitrite nitrogen during ammonia nitrogen degradation
87I台湾假单胞菌(Pudomonas taiwanensis)AV2(KX436991)
I假单胞菌属(Pudomonas sp.)ECU1011(GQ246949)
恶臭假单胞菌(Pudomonasputida)(DQ060242)
------------恶臭假单胞菌N3(MN602471)
恶臭假单胞菌SNSK589(MG584872)
|恶臭假单胞菌(KC189961)
691----------------------蒙氏假单胞菌(Pudomonas monteilii)SB3067(GU191931)
0.0002
图2菌株N3的16S rDNA序列系统发育树
Fig.216S rDNA quence phylogenetic tree of strain N3
・141・
表1改性前后BC 的基本性质"
Table 1 Basic properties of BC before and after modification
生物炭
pH pH pzc 电导率/(mS ・m 】) 羧基/(mmol ・g 】)内酯基/(mmol ・g 】)
BC
7.98 士 0.05a
7.13 士 0.09a 48.80 士 1.31a 0.595 士 0.016a 0.025 士 0.013a NaOH-BC 9.74 士 0.07b
8.74 士 0.06b
36.47 士 0.70b
0.548 士 0.008b
0.011 士 0.015a H 2O 2-BC 6.32士0.08= 5.40士0.07=
6.34士0.11=0.670士0.010=
0.024士0.008a
生物炭
酚羟基
/(mmol • g 1 %
总酸性含氧官能团
/(mmol • g 1 %
总碱性含氧官能团
/(mmol • g 1 %
微生物吸附量
/(nmol • g 1 %
BC
0.036 士 0.015a 0.656士0.012a
0.546 士 0.013a
293.54 士 28.32a
NaOH-BC 0.067 士 0.023b 0.626 士 0.010b 1.157士 0.003b 423.31 士 46.66b H 2O 2-BC
0.086 士 0.010b
0.780士0.009=
0.497士0.018=
207.02士38.59=
注：1)不同字母表示在P C 0.05水平差异显著#
处理的氨氮明显低于BC+N3，但12〜48 h 时两个
处理氨氮差别不大；0〜＜5、＞ 12 $ 48 h 时，
H 2O 2-BC+N3处理的氨氮总体高于BC + N3,5〜 12 h 时明显低于BC+N3。
由图3 (b )可见，3种处理中，BC + N3、
NaOH-BC+N3和H z O 2-BC+N3处理的氨氮去除 速率均在0〜10 min 快速增加到最大值，最大值分
别为 16.54、22.26、15.24 mg/(L ・ h ) ； 10 min 后迅
速降低，5〜48 h 趋于平缓。
生物炭对氨氮的吸附在8 h 达到平衡。总体
上，培养初期，固定化体对氨氮的去除率低于生物
炭，随培养时间延长，固定化体对氨氮的去除率逐渐 升高，并最终高于生物炭处理。培养12h,BC + N3
的氨氮去除率(85.66%)高于BC(49.30%)；培养1 h,NaOH-BC+N3的氨氮去除率(45.09%)高于 NaOH-BC(43.00%%；培养 5 h,H 2O 2-BC+N3的氨 氮去除率(59.91%)高于H 2O 2-BC(37.06%)o 培养
48h , BC + N3、NaOH-BC+ N3 和 H 2O 2-BC+ N3 对
氨氮的去除率(8&94%、89.08%、79.00% )均高于相
应生物炭(8 h 时BC,NaOH-BC 和H ^O^BC 分别为
49.30%、53.51%和36.57%% ；与改性前相比，改性
固定化体更利于恶臭假单胞菌N3(MN602471)活
性恢复与氨氮去除。
2.4固定化体去除水中氨氮的动力学拟合
各处理的准二级动力学方程的R 2均大于准一 级动力学(见表2)；根据准二级动力学方程计算的
Q e 与实测值(BC + N3、NaOH-BC+N3 和
H 2O 2-BC+N3处理分别为 1.11,1.11,1.13 mg/g )
0 I I I I I I I I I I I I | | 0 1 2345 6789 10 11 12 24 48
时间/h
(a)氨氮质量浓度时间/h
(b)氨氮去除速率
图3固定化体去除氨氮过程中氨氮质量浓度和去除速率的变化
Fig.3 Changes of ammonia nitrogen mass concentration and removal rate during the removal of ammonia nitrogen by
biochar-bad microbial immobilization body
表2固定化体去除水中氨氮的动力学拟合参数
Table 2 Parameters of kinetics equations fitting ammonia nitrogen removal process from water by
biochar-bad microbialimmobilizationbody 固定化体
准一级动力学
准二级动力学
K 1/h 1
Q e/(mg ・ g 1)R 2
F 2 / ( g ・ mg 1 -h 1)
Q e /(mg ・ g 1 )R 2
BC7N3
0.0970 1.170.70350.1330 1.220.7309NaOH-BC7N3 1.1371
0.920.70400.6573 1.140.9932H 2O 2-BC7N3
0.2180
1.26
0.9124
0.3453
1.23
0.9659
・ 142
・
较接近#因此，准二级动力学方程能更好描述固定化体对氨氮的去除过程#NaOH-BC+N3处理的准二级动力学方程R2和K2均大于BC+N3、H2O2-BC+N3处理，表明NaOH改性固定化体对水中低浓度氨氮的去除能力最强，去除速率最大#
3讨论
3.1生物炭性质对固定化体去除氨氮的影响
与BC相比,NaOH-BC的pH显著升高，主要原因为改性过程中NaOH中和了生物炭表面较多的酸性含氧
官能团，使总酸性含氧官能团显著减少、总碱性含氧官能团显著增加;H2O2-BC的pH显著降低，主要由于H2O2是一种强氧化性弱酸，可中和生物炭表面部分碱性含氧官能团，并使总酸性含氧官能团显著增加、总碱性含氧官能团显著减少#与BC相比,NaOH-BC的pH%显著增大, H2O2-BC的pH”。显著减小，主要由于NaOH改性显著减少了生物炭表面羧基数量(比BC减少7.90%)，而H2O2改性显著增加了生物炭表面羧基数量(比BC增加12.61%)，同时酸性含氧官能团是pH”。的主控因素,18]0生物炭的pH”。是影响生物炭微生物吸附量的重要指标，主要由于其可改变生物炭和微生物之间的静电引力。生物炭表面电荷的正负性与生物炭的pH””、溶液的pH有关,19-# NaOH-BC的pH”c(8.74)大于模拟废水pH(7.00)，故其表面带正电荷，而大多数细菌的pH”c(3〜4)小于模拟废水pH，故细菌表面带负电荷，因此细菌在静电引力作用下易附着在NaOH-BC上#然而, H2O2-BC的pH”c(5.40)小于模拟废水pH，故其表面带负电荷，与带负电荷的微生物之间的静电斥力不利于吸附微生物#另外，H2O「BC表面较多的酸性含氧官能团对微生物活性有一定抑制作用[20]#因此,NaOH-BC的微生物吸附量显著大于H2O2-BC o 3.2固定化体去除氨氮的过程分析
固定化体去除氨氮的过程可分为氨氮迅速降低和趋于平缓两个阶段#在培养初期，生物炭吸附起主要作用，生物炭将氨氮吸附到其表面或孔隙中，氨氮浓度在短时间内急剧降低；随着培养的进行，微生物降解发挥作用，异养硝化菌与生物炭吸附的氨氮直接接触，并利用废水中的碳源降解氨氮，使氨氮浓度逐渐降低#吸附与降解的协同作用使废水中的氨氮浓度达到平衡，这一过程符合WANG等⑵-提出的固定化细菌吸附协同生物降解假说模型#
BC+N3,NaOH-BC+N3和H2O2-BC+N3对氨氮的去除率分别在12、1、5h后才分别高于相应生物炭处理，表明与生物炭吸附相比，培养初期固定化体对氨氮的去除率较低，其原因可能为生物炭固定的恶臭假单胞菌N3对氨氮起降解作用需要一定的时间#固定化体的氨氮去除率(48h)远高于生物炭吸附平衡时$h)的氨氮去除率，表明固定化体的吸附协同生物降解作用比生物炭的吸附作用更高效、彻底[zz]o与BC+N3相比，NaOH-BC+N3和H2O2-BC+N3处理的氨氮去除率超过相应生物炭处理所需时间较短，表明以改性生物炭为载体制备的固定化体更利于微生物发挥其降解作用，尤其是NaOH改性固定化体#其主要原因：(1)NaOH对生物炭有一定清洗作用，可清洗生物炭表面和孔隙中堵塞的灰分，增加生物炭比表面积，从而利于吸附固定微生物与BC和H2O2-BC相比,NaOH-BC 的微生物吸附量最高(423.31nmol/g)，而氨氧化微生物是氨氮去除的主要参与者[24]#(2)与BC和H2O2-BC相比,NaOH-BC的pH最高(9.74)，由于氨氧化过程会消耗碱度，投加NaOH-BC可补充水中碱度，进而促进氨氧化作用，提高氨氮去除率[Z5]o 固定化体对氨氮的去除过程更符合准二级动力学#固定化体对氨氮的去除由多个过程控制#生物炭表面丰富的官能团和内部孔隙结构，对氨氮吸附均有贡献。在氨氮从水相向生物炭迁移过程中，经历了水膜扩散、生物炭颗粒表面扩散和颗粒内部微孔扩散等多个过程；氨氮被生物炭吸附后，负载在生物炭上的微生物以氨氮为氮源，在酶促作用下将其分解[26]#
4结论
(1)从污水处理厂浓缩池污泥中筛选一株异养硝化菌，经分子生物学鉴定为恶臭假单胞菌，其对氨氮的
72h降解率为72.02%。
(2)与BC相比,NaOH-BC的pH和pH%分别增大1.76和1.61，微生物吸附量增加129.77 nmol/g；H Z O Z-BC的pH和pH p*分别减小1.66和1.73，微生物吸附量减少86.52nmol/g。
(3)培养48h，固定化体对氨氮的去除率均高于相应生物炭；与改性前相比，改性固定化体更利于恶臭假单胞菌N3(MN602471)活性恢复与氨氮去除。
(4)固定化体的氨氮去除过程更符合准二级动力学方程；NaOH-BC+N3对水中低浓度氨氮的去除能力优于BC+N3和H2O2-BC+N3o
-143-
