一株好氧反硝化菌的异养硝化及脱氮性能

乔 楠，刘文超，张 贺，张金榜，于大禹

（1东北电力大学建筑工程学院，吉林 吉林 132012；2东北电力大学化学工程学院，吉林 吉林 132012）

研究开发

一株好氧反硝化菌的异养硝化及脱氮性能

乔 楠1，刘文超2，张 贺2，张金榜2，于大禹2

（1东北电力大学建筑工程学院，吉林 吉林 132012；2东北电力大学化学工程学院，吉林 吉林 132012）

生物脱氮是目前处理水体氮素污染的有效方法，本文以(NH4)2SO4为氮源、柠檬酸三钠为碳源培养好氧反硝化菌H1，4天后NH4+-N的去除率达到76.92%，COD去除率达到84.29%，说明H1为异养硝化-好氧反硝化菌。当NH4+-N与NO3－-N同时存在时，H1对NH4+-N的去除率在2天后即达到80%以上，但对NO3－-N的去除明显滞后，说明H1优先利用NH4+-N。利用H1处理生活污水，其能够促使污水中的有机氮迅速转化为氨氮，最终使污水中总氮、NH4+-N、COD的去除率均达到90%以上，表明H1在生活污水处理领域具有巨大的应用前景。

异养硝化；好氧反硝化；同时硝化反硝化；生活污水；生物脱氮；化学需氧量

水体的氮素污染不仅可以引起水体富营养化，还可直接影响动物及人体的健康[1]，是造成环境污染的一个很重要污染因子，因此脱氮成了污水处理过程中的一个重要环节[2]。

目前生物脱氮被公认为是废水脱氮处理中经济有效的方法之一。传统生物脱氮理论认为生物脱氮必须通过硝化和反硝化两个独立过程来实现，这使得脱氮过程工艺环节多，处理成本高[3]。近年来，国内外的学者通过研究认为同时硝化反硝化（SND）是最经济的脱氮手段。目前，有两种方法可以实现SND：一种是将SND作为一个系统的整体功能来使用，即在一个反应器内同时存在好氧环境与缺氧环境，因此硝化和反硝化可在一个反应器中同时进行，但此种方法反应器设计困难，系统复杂，各种控制因素可靠性差；另一种方法是筛选获得可在有氧条件下进行反硝化的异养硝化-好氧反硝化菌，使其在一个反应器中工作，硝化反应的产物直接成为反硝化反应的底物，形成同时硝化反硝化。后者能够避免培养过程中硝酸盐的积累，从理论上进一步增加污水硝化与反硝化在一个单元内同时进行的可行性，为脱氮新方法的研究提供新的思路。

本实验以KNO3为氮源，研究菌株H1的好氧反硝化情况，并以 (NH4)2SO4为氮源、柠檬酸三钠为碳源，对其进行异养硝化性能测定，最后将菌株按一定比例投入到NH4NO3模拟废水及生活污水中，初步研究H1的脱氮性能及机理。

1 材料与方法

1.1 菌种

本实验室自行筛选并保藏[4]，命名为H1。

1.2 培养基[5]

反硝化培养基（g/L）：KNO30.6；KH2PO41.0；MgSO4·7H2O 1.0；琥珀酸钠2.4；H2O 1L；pH值7.0。异养硝化培养基（g/L）：(NH4)2SO40.35；KH2PO40.75；K2HPO4·3H2O 2.216；MgSO4·7H2O 0.025；柠檬酸三钠 1.81；H2O 1L，pH值 7.0。模拟废水（g/L）：（a）NH4NO30.4238，KH2PO41.0，MgSO4·7H2O 1.0，琥珀酸钠2.4，H2O 1L，pH值 7.0；（b）NH4NO30.4238，KH2PO40.75，K2HPO4·3H2O 2.216，MgSO4·7H2O 0.025，柠檬酸三钠 1.81，H2O 1 L，pH值 7.0。

1.3 生活污水水质

实验所用生活污水水质见表1。

1.4 实验方法

将H1以10%的接菌量分别接种到经高压灭菌的好氧反硝化培养基、异养硝化培养基和NH4NO3模拟废水中。在30 ℃下的气浴恒温摇床上以150 r/min进行摇瓶培养。每24 h监测反硝化培养基中总氮素、NO3－-N、菌体生长吸光度（OD600）及COD的变化；硝化培养基及NH4NO3模拟废水中总氮素、NH4+-N、NO3－-N、NO2－-N、菌体生长吸光度（OD600）及COD的变化。

表1 生活污水水质表

取300 mL H1菌悬液，离心浓缩后，重悬于1 L生活污水中，室温下曝气培养，溶解氧量为5.78 mg/L；采用定时补加菌体的方法，每隔12 h将体积百分比为10%的H1菌悬液离心沉淀后投入到该生活污水中，监测污水总氮素、NH4+-N、NO3--N及COD随时间的变化情况。

1.5 分析方法[6]

总氮采用过氧化钾氧化-紫外分光光度法测定；NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定；NO3－-N采用紫外分光光度法测定；NO2－-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定；菌体生长吸光度（OD600）采用吸光度法测定，用721可见分光光度计在光密度为600 nm处测定菌液吸光度值；COD采用重铬酸钾法测定。

2 结果与讨论

2.1 H1好氧反硝化性能分析

图1为H1反硝化菌处理污水的检测结果。由图1可看出，经过1天的培养，培养基中总氮减少了60.0 mg/L，NO3－-N减少了61.53 mg/L，两者去除率均达到70%，总氮的减少量即为NO3－-N的还原量；H1生长状况良好，NO3－-N的快速去除过程与H1的对数生长过程基本相对应；监测COD发现，H1对有机物同样具有较好的去除效果，经过1天培养，COD的去除率就已达到90.10%，说明此阶段碳源被反硝化过程大量消耗，也就是说，在好氧条件下，H1是以碳源作为电子供体，硝酸盐和氧气共同作为电子受体而进行呼吸作用的[7]。

2.2 H1异养硝化性能分析

硝化菌一般为自养型细菌，但Robertson等[8-9]认为好氧反硝化菌有时会有异养硝化效果，因此本实验又对H1进行了异养硝化性能测定。从表2可以看出，经过1天培养，NH4+-N从初始的75.85 mg/L降低至20.95 mg/L，至反应结束时降至17.51 mg/L，去除率达到76.92%；同时，有机物的消耗与NH4+-N的去处过程一致，1天后COD去除率达到75.10%，随后去除率缓慢增长，说明H1对氨氮和有机物去除是相偶联的，其具有异养硝化性能；4天培养过程中，总氮去除率与NH4+-N去除率基本保持同步，NO3－-N几乎不发生积累，这可能是由于H1进行异养硝化的同时将硝化产物进行反硝化，最终培养基中的氮素以气体形式排出；H1的异养硝化过程主要发生在菌体的对数生长期，这与H1的反硝化过程一致。H1的上述性质为其在一个反应单元内同步进行硝化与反硝化提供了可行性。

图1 H1好氧反硝化性能的测定

表2 H1异养硝化性能的测定

2.3 H1处理NH4NO3模拟废水分析

由上述实验知道，H1的好氧反硝化和异养硝化过程都伴随着有机物的大量消耗。则当碳源量一定，NH4+-N和NO3－-N同时存在的情况下，H1能优先利用哪种氮源是本实验研究的关键。在此配制NH4NO3模拟废水，同时提供NH4+-N和NO3－-N，将H1投入其中观察NH4+-N和NO3－-N的变化。

将反硝化培养基中的KNO3和硝化培养基中的(NH4)2SO4均用NH4NO3替代，配制分别以琥珀酸钠和柠檬酸三钠作为碳源的两种NH4NO3模拟废水[前者命名为废水（a），后者命名为废水（b）]。按10%的接菌量将H1分别投入等量的两种模拟废水中，其对NH4+-N和NO3－-N的利用情况见表3和表4。通过比较两表的数据可以看出，H1对NH4+-N的去除效果不受废水中碳源种类的影响，两种废水的NH4+-N去除率均可达到80%，而H1在两种废水中对NO3－-N的利用却有显著不同。虽然H1对模拟废水（b）中NO3－-N有一定的去除效果，但其去除率明显小于对模拟废水（a）中NO3--N的去除率，说明H1在以琥珀酸钠为碳源的模拟废水中能更有效地发挥好氧反硝化作用[10]，这与测得的NO2－-N变化规律吻合。在废水（a）中，NO2－-N始终没有发生积累，而在废水（b）中却发生了明显的积累。

比较表3和图1可以看出，只有NO3－-N存在时，仅经过1天，其去除率就可以达到70%，而当NH4+-N和NO3－-N同时存在的情况下，NO3－-N的去除率经过5天才达到59.49%，第1天的去除率仅为17.39%。但从表2～表4比较看，在3种情况下，NH4+-N均保持较高的去除率。可见，当碳源量一定，NH4+-N和NO3－-N同时存在的情况下，H1能优先利用NH4+-N，对NO3－-N的利用不显著或明显滞后。究其原因，可能是由于当NH4+-N与NO3－-N同时存在时，以NH4+-N形式存在的氮素迅速参与到异养硝化–好氧反硝化的整个氮循环中，最终以气体形式除去，而整个氮循环反应很快达到平衡，因此NO3－-N的转化受到限制[11－14]。

2.4 H1处理生活污水分析

由表1可知，生活污水中主要含有机氮、NH4+-N和有机碳，NO3－-N的含量极少，因此，H1的性能适合处理生活污水。从图2的结果看，H1对生活污水具有很好的处理效果。未加菌的生活污水经过4天的曝气处理，总氮的去除率仅达到58.66%，而投入H1的生活污水经过相同的曝气过程，第3天总氮的去除率就达到76.60%，第4天已达到82.78%；未加菌和加菌的生活污水中NH4+-N量在第1天都有所增加。这是由于污水中有机氮经过硝化菌的作用发生氨化反应生成NH4+-N的结果，且加菌后的生活污水NH4+-N的增加更显著，可见H1的加入能促进有机氮转化为NH4+-N。同时，H1还进行异养硝化反应，使生成的NH4+-N迅速减少，最终使污水中NH4+-N和总氮的去除率提高近20%。未加菌及加菌两种状况下的生活污水中NO3－-N量都有所减少，整个处理过程中几乎没有发生积累。H1在转化生活污水中总氮和NH4+-N的同时，大量消耗了污水中的有机碳，使得接入H1的生活污水COD的去除率比未加菌的增加近10%。

表4 H1对模拟废水b的处理效果

由于生活污水自身存在着一定量的硝化细菌和反硝化细菌等微生物，即使不向污水中人为投加特定作用的微生物，在充分曝气的状态下，其中的微生物仍可以发挥各自的作用，对污水进行处理。当向生活污水中投加H1时发现，其能够以污水中的有机碳作为营养物质，有效地促进污水中有机氮转化为NH4+-N，同时进行异养硝化反应，使污水的总氮、NH4+-N、COD的去除率大幅度提高。作者也对H1处理生活污水的可持续性及稳定性进行了初步研究，用不同方法固定化的H1处理多批次生活污水。结果显示，多种方法固定化的H1处理至少3批次生物污水，脱氮及去除COD的效果未见明显下降（数据未展示）。

图2 H1对生活污水的处理

综上可见，基于H1对生活污水的处理效果及其异养硝化-好氧反硝化的性质，未来有望开发设计新型硝化-反硝化同步生物反应器，规模化处理生活污水。

3 结 论

（1）通过对H1好氧反硝化及异养硝化性能的测定，发现其不仅具有较强的好氧反硝化能力，而且还具有一定的异养硝化能力，是一株异养硝化-好氧反硝化菌，能够实现同时硝化反硝化，从而达到脱氮目的。

（2）H1的好氧反硝化及异养硝化过程均发生在菌体的对数生长期，为其在一个反应单元内同步进行硝化-反硝化提供了可能。

（3）在NH4+-N与NO3－-N同时存在的情况下，H1优先利用NH4+-N，且NH4+-N的去除效果不受碳源种类的影响，处理效率稳定；但在碳源种类发生变化时，其对提供的NO3－-N转化效率明显不同。

（4）H1对生活污水有很好的处理效果，能够以污水中的有机碳作为营养物质，有效地促进污水中有机氮转化为NH4+-N，同时进行异养硝化-好氧反硝化反应，达到净化污水的目的。

[1] 侯金良，康勇. 城市污水生物脱氮除磷技术的研究进展[J]. 化工进展，2007，26（3）：366-376.

[2] 王萍，蒋绍阶. 对同时硝化反硝化研究进展的分析[J]. 山西建筑，2008，34（27）：203-204.

[3] 唐光明，吴文卫，杨逢乐. 同时硝化反硝化的生态因子研究进展[J]. 环境科学导刊，2009，8（1）：8-12.

[4] 于大禹，郭威，张金榜，等. 好氧反硝化菌的筛选及其脱氮除磷性质的研究[J]. 微生物学通报，2009，34（4）：598-603.

[5] 汪苹，项慕飞，翟茜. 从不同反应器筛选、鉴别好氧反硝化菌[J].环境科学研究，2007，20（4）：120-124.

[6] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 第4版. 北京：中国环境科学出版社，2002.

[7] 马放，王弘宇，周丹丹，等. 好氧反硝化菌株X31的反硝化特性[J]. 华南理工大学学报，2005，33（7）：42-46.

[8] Robertson L A，Dalsgaard T，Revsbech N P，et al. Confirmation of aerobic denitrification in batch cultures using gas chromato graphy and 15N mass spectrometry [J]. FEMS Microbiology Ecology，1995，18：113-120.

[9] 刘晶晶，汪苹，王欢. 一株异养硝化-好氧反硝化菌的脱氮性能研究[J]. 环境科学研究，2008，21（3）：121-125.

[10] 王弘宇，马放，苏俊峰，等. 不同碳源和碳氮比对一株好氧反硝化细菌脱氮性能的影响[J]. 环境科学学报，2007，27（6）： 968-972.

[11] Verstraete W，Alexander M. Heterotrophic nitrification by Arthrobacter sp [J]. J. Bacteriol，1972，110：955-961.

[12] 宋琴，许雷. 异养硝化作用酶学研究进展[J]. 生物技术通报，2008（5）：60-66.

[13] 唐光明，吴文卫，杨逢乐. 同时硝化反硝化的生态因子研究进展[J].环境科学导刊，2009，28（1）：8-12.

[14 杨航，黄钧，刘博. 异养硝化–好氧反硝化菌Paracoccus pantotrophus ATCC 35512的研究进展[J]. 应用与环境生物学报，2008，14（4）：585-592.

Heterotrophic nitrification and denitrification characteristics of an aerobic denitrifier

QIAO Nan1，LIU Wenchao2，ZHANG He2，ZHANG Jinbang2，YU Dayu2
（1School of Architecture and Civil Engineering，Northeast Dianli University，Jilin 132012，China；2School of Chemical Engineering，Northeast Dianli University，Jilin 132012，China）

Biodenitrification is an effective way to deal with the nitrogen pollution of water bodies. In this paper，an aerobic denitrifier H1 was cultured by using (NH4)2SO4as the nitrogen source and sodium citrate as the carbon source. After 4d of aerobic denitrification，NH4+-N removal rate reached to 76.92% and COD removal rate reached to 84.29%，indicating that H1 was a heterotrophic nitrification-aerobic denitrifier. When NH4+-N and NO3－-N existed as the nitrogen source together，NH4+-N removal rate reached to higher than 80% after 2d，while NO3－-N removal was lagged apparently，indicating H1 took use of NH4+-N as the nitrogen source preferentially. When H1 was used to deal with domestic sewage，the rapid conversion of organic nitrogen to ammonia nitrogen was observed. The total nitrogen，NH4+-N and COD removal rate could all reach to higher than 90%，indicating that H1 possess great application prospect in the field of sewage treatment.

heterotrophic nitrification；aerobic denitrification；simultaneous nitrification and denitrification；sewage；biodenitrification；COD

X 703.1；X 172

A

1000–6613（2010）04–0767–05

2009-09-03；修改稿日期：2009-09-25。

国家重点基础研究发展计划（国家973计划，2007CB206904）、中国电机工程学会电力青年科技创新项目（2008-5）及吉林省科技发展计划（20090145）资助项目。

乔楠（1980—），女，硕士，讲师。联系人：于大禹，博士，副教授，主要从事环境微生物学及其应用方面的研究。E-mail yudy@mail.nedu.edu.cn。