CN101696054B - 促进活性污泥中氨盐氧化细菌的生长和硝化活性的方法 - Google Patents

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Abstract

本发明公开了一种促进活性污泥中氨盐氧化细菌的生长和硝化活性的方法。本发明提供的活促进性污泥中氨盐氧化细菌的生长和/或增强活性污泥的硝化活性的方法，是在活性污泥中添加臭氧溶胞污泥。本发明无需使用固定载体就可提高污泥的硝化活性和对于温度的耐受性，并且可以解决废水处理中，体系的剩余污泥问题，在工业上有很好的应用前景。

Description

促进活性污泥中氨盐氧化细菌的生长和硝化活性的方法
技术领域
本发明涉及一种促进活性污泥中氨盐氧化细菌的生长和硝化活性的方法。
背景技术
随着工农业生产的迅猛发展和人口的不断增长，废水量越来越多，氮污染也越来越严重，因此脱氮已成为水污染控制中的一项重要任务。
活性污泥体系中微生物对于氮的处理过程是非常重要的。生物处理中氮的去除包括硝化和反硝化两个主要步骤，其中硝化过程是整个体系的限速步骤。硝化过程又可以分为两步，每一步中都由不同的细菌控制：第一步，将氨盐氧化为亚硝酸盐(氨盐氧化细菌，氨氧化细菌，AOB)，该步骤为限速步骤；(2)将亚硝酸盐氧化为硝酸盐(亚硝酸盐氧化菌，NOB)。所述两类菌能分别从以上氧化过程中获得生长所需要的能量，但其能量利用率不高，故生长较缓慢，其平均代时(即细菌繁殖一代所需要的时间)在10小时以上。
AOB为专性好氧菌，在氧化过程中以氧作为最终电子受体，大部分AOB为专性自养菌，不能在有机培养基上生长，例如亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)、亚硝化螺菌(Nitrosospira)、亚硝化球菌(Nitrosococcus)、亚硝化叶菌(Nitrosolobus)等。在环境中AOB的浓度一般较低，生长很慢而且难于分离。
目前常见的促进AOB细菌生长的方式是采用将AOB细菌固定在载体上，例如采用高分子类载体固定AOB细菌可以提高硝化的抗氨氮负荷冲击，稳定性好，可以克服悬浮培养AOB时的缺陷，同时研究也显示低分子有机物的存在可能对AOB细菌的活性有一定的促进作用。目前在研究中提到的有采用聚乙烯醇循环冷冻法制备固定化AOB颗粒，也有采用聚乙二醇或海藻酸钠包埋AOB细菌等。研究结果均显示固定化AOB细菌的硝化速率高于游离的AOB细菌，并且抗低温能力也比游离AOB细菌有所提高。从目前的研究结果可以看出采用固定化能够在一定程度上提高污泥中AOB细菌的硝化活性和其抗低温的能力，但是固定化方法往往较为复杂，同时固定化材料是否会对于污水处理过程产生影响等，目前还不清楚。
AOB细菌的存活需要水分，还需要很高的氧气，所以只能生活在生化棉、生化球、玻璃环、陶瓷环等各种有微孔的滤材中，只有同时满足了水分与氧气的供应，它们才能存活。AOB细菌是靠分解胺(氨盐)来养活自己的，在温度达到25度左右时生长繁殖最快，因此在我国北方地区，污水处理厂面临的一个主要问题是，在温度较低的冬季，生物法的脱氮效果会受到明显的影响。北京市高碑店污水处理厂是我国最大的污水处理厂，也是我国北方地区污水处理厂的典型，它就是采用活性污泥法处理污水，根据高碑污水处理厂历年来运行资料，该厂脱氮效果不稳定，尤其在冬季时处理效果较差，出水难以达标。可见如何有效的提高活性污泥工艺中的硝化细菌的活性对于污水处理厂是非常重要的。
发明内容
本发明的目的是提供一种促进活性污泥中氨盐氧化细菌的生长和硝化活性的方法。
本发明提供的增强活性污泥的硝化活性的方法，是在活性污泥中添加臭氧溶胞污泥。
所述活性污泥的总固体悬浮物浓度可为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞污泥可为将好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥进行臭氧溶胞得到的污泥；所述好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥的总固体悬浮物(MLSS)含量可为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞中，臭氧的加入量可为0.05-0.15g O3/g总固体悬浮物。
所述方法中，所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为(70-100)∶(30-3)，优选100∶3。
所述增强活性污泥的硝化活性的方法中，所述活性污泥可为城市污水处理厂的普通活性污泥，也可为用于处理含氮量高的污水的硝化污泥。
本发明提供的促进活性污泥中氨盐氧化细菌生长的方法，是在活性污泥中添加臭氧溶胞污泥。
所述活性污泥的总固体悬浮物浓度可为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞污泥可为将好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥进行臭氧溶胞得到的污泥；所述好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥的总固体悬浮物(MLSS)含量可为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞中，臭氧的加入量可为0.05-0.15g O3/g总固体悬浮物。
所述方法中，所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为(70-100)∶(30-3)，优选100∶3。
所述促进活性污泥中氨盐氧化细菌生长的方法中，所述活性污泥可为城市污水处理厂的普通活性污泥，也可为用于处理含氮量高的污水的硝化污泥。
以上任一所述的方法均可应用于废水处理中。
本发明还保护一种废水处理的方法，是用好氧活性污泥法处理废水，其特征在于：所述方法包括如下步骤：1)将好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥进行臭氧溶胞，得到臭氧溶胞污泥；2)将步骤1)得到的臭氧溶胞污泥添加入好氧活性污泥法处理废水所用的活性污泥中。
所述活性污泥的总固体悬浮物浓度可为1500-3000mg/L(例如2000-2800mg/L)；所述好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥的总固体悬浮物含量可为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞中，臭氧的加入量可为0.05-0.15g O3/g总固体悬浮物。
所述处理废水的方法中，所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为(70-100)∶(30-3)，优选100∶3。
在活性污泥中加入臭氧溶胞污泥后，污泥内的氨盐氧化细菌可以快速生长，显著提高了活性污泥的硝化活性，在温度较低的情况下，硝化活性的增加幅度更为明显。本发明无需使用固定载体就可提高活性污泥的硝化活性和对于温度的耐受性，并且可以解决废水处理中，体系的剩余污泥问题，在工业上有很好的应用前景。
附图说明
图1为实施例3和实施例4的第一组实验和第二组实验的流程示意图。
图2为实施例3的第一组实验和第二组实验中处理后的水中NH4-N浓度的变化。
图3为实施例3的第一组实验和第二组实验在68天和100天的硝化活性。
图4为DGGE谱图分析实施例3的第一组实验和第二组实验中AOB细菌16S rDNA的变化；d表示实验运行到的天数；1代表第一组实验，2代表第二组实验。
图5为DGGE谱图分析实施例3的第一组实验和第二组实验中amoA功能基因的变化；d表示运行到不同的天数；1代表第一组实验，2代表第二组实验。
图6为实施例5的批式硝化污泥培养过程中amoA功能基因DGGE分析；d表示运行到不同的天数；1-6分别代表第一组至第六组实验处理。
图7为实施例6的硝化污泥培养中amoA功能基因DGGE图谱；d表示运行到不同的天数；1-3分别代表第一组至第三组实验处理。
图8为实施例6的硝化污泥培养过程中总细菌DGGE图谱；d表示运行到不同的天数；1-3分别代表第一组至第三组实验处理。
图9为实施例6中，添加臭氧溶胞污泥碎片后硝化污泥SEM观察。
图10为实施例6的硝化污泥培养中硝化活性的变化；1-3分别代表第一组至第三组实验处理。
具体实施方式
以下的实施例便于更好地理解本发明，但并不限定本发明。下述实施例中的实验方法，如无特殊说明，均为常规方法。下述实施例中所用的试验材料，如无特殊说明，均为自常规生化试剂商店购买得到的。
以下实施例中的实验方法如下：
一、氨盐氧化细菌的生长情况的分析方法
采用PCR-DGGE方法分析污泥中的微生物种群。
1、污泥总DNA的提取方法为酚-乙醇萃取法。采用表1中的PCR引物。对样品中总细菌采用GC-341f/907r扩增。amoA功能基因的扩增采用的是amoA功能基因特异引物AmoA-1f/GC-AmoA-2r。AOB细菌16S rDNA的扩增采用的是AOB-特异引物CT0189f/CT0654r。
表1实施例中所用的PCR引物
  PCR引物名称   用途   序列(5’-3’)
  341f   PCR/DGGE   CCTACGGGAGGCAGCAG
  GC-341f   DGGE   CGCCCGCCGCGCCCCGCGCCCGTCCCGCCGCCCCCGCCCGCCTACGGGAGGCAGCAG
  907r   PCR/DGGE   CCGTCAATTCCTTT[A/G]AGTTT
  CT0189f   PCR/DGGE   GGAGRAAAGYAGGGGATCG
  CT0654r   PCR/DGGE   CTAGCYTTGTAGTTTCAAACGC
  AmoA-1f   PCR/DGGE   GGGGTTTCTACTGGTGGT
  AmoA-2r   PCR/DGGE   CCCCTCTGCAAAGCCTTCTTC
  GC-AmoA-2r   PCR/DGGE   CGCCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGGCCCCCTCTGCAAAGCCTTCTTC
利用DGGE方法分析AOB 16S rDNA样品时，采用聚丙烯酰胺浓度为8％的胶，变性剂(尿素与甲酰胺)梯度范围为40-60％。amoA功能基因DGGE分析时采用的聚丙烯酰胺胶的浓度为6％，变性剂梯度范围为30-70％。对DGGE图谱上的一些条带进行测序。测序得到的结果提交到NCBI数据库上，得到的序列号为：GQ247368-GQ247387。
二、总固体悬浮物(MLSS)的重量
把污泥在4℃、10000rpm下离心10min，将离心后的固体残渣在105-110℃烘箱中烘干至恒重，所得重量即为悬浮固体物质的重量。
三、污泥的硝化活性的检测方法
1、实施例3和实施例4中的污泥的硝化活性的检测方法
从曝气池中取出50mL污泥，在10000×g，10min条件下离心，去上清液后用50mL去离子水清洗一次。清洗之后的污泥重新悬浮在含有50mg/L(NH4)2SO4的水溶液中，在30℃、170rpm的条件下培养，培养过程中每30min取2mL污泥样品，检测上清液中NH4-N的浓度，总检测时间为5小时。
硝化活性的计算公式：
硝化活性＝每小时NH4-N的浓度的减少值/污泥中总固体悬浮物(MLSS)的重量。
2、实施例6中的污泥的硝化活性的检测方法
从广口瓶中取出50mL污泥，在10000×g，10min条件下离心，去上清液后用50mL去离子水清洗一次。清洗之后的污泥重新悬浮在含有50mg/L(NH4)2SO4的水溶液中，在30℃、170rpm的条件下培养，培养过程中每30min取2mL污泥样品，检测上清液中NH4-N的浓度，总检测时间为5小时。
硝化活性的计算公式：
硝化活性＝每小时NH4-N的浓度的减少值/污泥中总固体悬浮物(MLSS)的重量。
实施例1、臭氧溶胞污泥的制备
一、污泥的驯化
活性污泥取自北京清河城市污水处理厂(城市污水处理厂)，总固体悬浮物的浓度约为2000mg MLSS/L，用人工废水驯化30天。
人工废水的组成为：葡萄糖750mg/L(COD浓度约为800mg/L)，(NH4)2SO4202.5mg/L(TN浓度约为40mg/L)，KH2PO425.2mg/L(TP浓度约为5mg/L)，MgSO49.5mg/L，CaCl20.91mg/L，Fe2(SO4)30.14mg/L，其余为自来水。
二、通过好氧活性污泥法产生污泥
1、将4.6L驯化后的污泥置于曝气池中；
2、曝气池连接水泵，连续泵入人工废水，人工废水先进入曝气池，曝气后进入沉淀池；沉淀池上部输出处理后的废水(中水)，沉淀池的底部输出沉淀的污泥；沉淀的污泥一部分作为回流污泥重新通入曝气池(以维持曝气池中的污泥量)，剩下的一部分(每天300mL)收集起来(该部分污泥即为好氧活性污泥法产生的污泥)。
一周后，收集得到的2.1L污泥。
测定收集得到的污泥的总固体悬浮物(MLSS)的重量，计算出污泥中总固体悬浮物的浓度约为2000mg MLSS/L。
三、臭氧溶胞污泥的制备
将步骤一收集得到的污泥进行臭氧溶胞处理，具体如下：
将利用臭氧发生器产生的臭氧通过商购的曝气装置连续通入到污泥中，臭氧的投加剂量为0.15g O3/g MLSS，得到臭氧溶胞污泥。臭氧溶胞污泥中，大约73％的MLSS被溶胞(溶胞效果的计算是采用臭氧处理前后污泥中MLSS的浓度差除以处理前污泥中MLSS的浓度)，上清液中SCOD(溶解性COD)、TN和TP的浓度分别约为1000mg/L、100mg/L和18mg/L。
实施例2、臭氧溶胞污泥的制备
一、污泥的驯化
活性污泥取自北京清河城市污水处理厂(城市污水处理厂)，总固体悬浮物的浓度约为2800mg MLSS/L，用人工废水驯化30天。
人工废水的组成的组成同实施例1的步骤一。
二、通过好氧活性污泥法产生污泥
同实施例1的步骤二。
测定收集得到的污泥的总固体悬浮物(MLSS)的重量，计算出污泥中总固体悬浮物的浓度约为2800mg MLSS/L。
三、臭氧溶胞污泥的制备
臭氧的投加剂量为0.05g O3/g MLSS，其余同实施例1的步骤三。
实施例3、臭氧溶胞污泥对活性污泥中氨盐氧化细菌生长及硝化活性的促进
一、污泥的驯化
活性污泥取自北京清河城市污水处理厂，用人工废水驯化30天。
人工废水的组成为：葡萄糖750mg/L(COD浓度约为800mg/L)，(NH4)2SO4202.5mg/L(TN浓度约为40mg/L)，KH2PO425.2mg/L(TP浓度约为5mg/L)，MgSO49.5mg/L，CaCl20.91mg/L，Fe2(SO4)30.14mg/L，其余为自来水。
二、臭氧溶胞污泥对活性污泥中氨盐氧化细菌生长及硝化活性的促进
为了证明臭氧溶胞污泥对活性污泥中氨盐氧化细菌生长及硝化活性的促进作用，分别进行两组实验。本实施例中曝气池体积为4.6L(水力停留时间(HRT)为10小时)，沉淀池体积为5.9L(水力停留时间(HRT)为12-13小时)。
第一组实验的流程示意图见图1A。具体步骤为：将4.6L驯化后的污泥置于曝气池1；曝气池连接水泵，连续泵入人工废水，人工废水先进入曝气池1，曝气后进入沉淀池2；沉淀池上部输出处理后的废水(中水)，沉淀池的底部输出沉淀的污泥；沉淀的污泥一部分作为回流污泥重新通入曝气池(以维持曝气池中的污泥量)，剩下的一部分(每天300mL)废弃。
第二组实验的流程示意图见图1B。具体步骤为：将4.6L驯化后的污泥置于曝气池1；曝气池连接水泵，连续泵入混合了臭氧溶胞污泥的人工废水(臭氧溶胞污泥和人工废水的体积比为3∶100)，人工废水先进入曝气池1，曝气后进入沉淀池2；沉淀池上部输出处理后的废水(中水)，沉淀池的底部输出沉淀的污泥；沉淀的污泥一部分作为回流污泥重新通入曝气池(以维持曝气池中的污泥量)，剩下的一部分(每天300mL)回收。本实验步骤中，第一周用于与人工废水混合的臭氧溶胞污泥为实施例1制备的，第一周以后用于与人工废水混合的臭氧溶胞污泥为前一周回收得到的2.1L污泥制备的(方法同实施例1的步骤三)。
每天检测两组实验的中处理后的水中的NH4-N浓度的变化，利用液相色谱法分析NH4-N中N的存在形式。图2为两组实验体系中，第1至95天出口NH4-N浓度的变化。由图2可见：在实验过程中，第二组实验体系具有更高的硝化活性；在实验的前45天里，由于所处的温度较低，所以两组实验体系的硝化活性都不高，基本上没有氨氮的处理能力；运行45天后，随着实验体系的的温度从22℃上升到27℃，第二组实验体系对于NH4-N的去除能力明显增强，处理后的水中的NH4-N浓度低于1mg/L，N基本全部为NO3-N；第一组实验体系直到90天之后才具有硝化活性，且活性显著低于第二组实验体系。
图3为两组实验体系中，第68天的硝化活性。表2是根据图3得到的计算结果。在第68天的时候，第二组实验体系的硝化活性为1.76mg NH4-N/mg MLSS/h，而第一组实验体系的硝化活性只有0.15mg NH4-N/mg MLSS/h。以上结果说明，回流了臭氧溶胞污泥的实验体系内的污泥比第一组实验体系更快具有高的硝化活性。第一组实验体系在温度超过25℃很长一段时间才具有硝化活性。可以看出添加了臭氧溶胞污泥后实验体系内污泥在低温条件下，硝化细菌也可以增长，提高了硝化细菌的抗低温能力。
表2两组实验体系的硝化活性(n＝3)
Figure G2009102366774D00081
通过PCR-DGGE方法观察两组实验体系在运行的过程中硝化细菌种群的变化。
AOB细菌16S rDNA的图谱见图4，测序结果见表3。条带9表示的细菌Nitrosomonas是两组实验体系在运行初期最主要的AOB，但是在运行24天后消失。条带4表示细菌Nitrosospira仅存在于运行初期的第二组实验体系中。条带5代表的细菌Azonexus在两组实验体系运行中期出现，是一株反硝化细菌。当温度都超过27℃一段时间之后，从运行73天之后，两组实验体系内的AOB种群基本一致，而此时条带11成为实验体系内最主要的AOB，属于Nitrosomonas。从上述测序和DGGE谱图的分析来看，第二组实验体系内存在着更多种类的AOB，尤其是在温度升高的过程中，例如条带3表示的细菌Nitrosospira和条带10表示的细菌Gallionellaceae都是属于Nitrosomonadales的AOB细菌，仅在24天到73天的运行过程中出现在第二组实验体系内。
表3图4中相关条带的测序结果
Figure G2009102366774D00082
amoA功能基因的图谱见图5，测序结果见表4。amoA功能基因的图谱中条带数量要少于AOB细菌16S rDNA的条带，但是从图5中也可以看出从24天到52天之间，第二组实验体系比第一组实验体系具有更丰富的硝化细菌。随着两个反应器温度都长时间维持在29℃以后，两个实验体系内硝化细菌的种类则又维持在基本相同的状态。条带1为两个反应器中主要的amoA功能基因，该条带属于Nitrosomonadaceae，条带2表示的细菌Nitrosomonas仅在初始阶段出现在两组实验体系中，而条带4和5代表的细菌都是先出现在第二组实验体系里，第一组实验体系中没有出现条带5，两个条带表示的细菌都是Nitrosomonas。
表4图5中相关条带的测序结果
Figure G2009102366774D00091
两组实验体系内硝化活性和AOB种群的差异显示回流了臭氧溶胞污泥后，更有助于硝化细菌在低温(低于25℃)的条件下生长。
实施例4、臭氧溶胞污泥对活性污泥中硝化活性的促进
采用与实施例3相同的实验体系。第一组实验的流程示意图见图1A，每天废弃300mL污泥；第二组实验的流程示意图见图1B，每天回收300mL污泥。本实验步骤中，第一周用于与人工废水混合的臭氧溶胞污泥为实施例2制备的，第一周以后用于与人工废水混合的臭氧溶胞污泥为前一周回收得到的2.1L污泥制备的(方法同实施例2的步骤三)。
两组反应器的实验共进行120天左右，第一组实验的中处理后的水中NH4-N浓度为8.6±4mg/L，第二组实验的中处理后的水中NH4-N浓度为8.2±4.8mg/L。可以看出，回流了臭氧溶胞污泥的体系硝化能力更强，出口的NH4-N浓度低。
实施例5、加入不同量的臭氧溶胞污泥后对硝化污泥AOB种群的影响
接种污泥：取自污水处理厂的硝化污泥。
含氨氮的人工废水的组成为：(NH4)2SO4471.4mg/L、NaHCO3400mg/L、MgSO4·7H2O2.25mg/L、FeSO4·7H2O 2.00mg/L、K2HPO43.25mg/L、CaCl2·2H2O 12.9mg/L和MnSO4·4H2O 0.52mg/L，其余为自来水。
用含氨氮的人工废水培养硝化污泥，采用500mL的广口瓶，其中含有初始MLSS浓度为2000mg/L的硝化污泥200mL。进行六组不同的实验处理(批式试验)：
第一组(阳性对照)：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，然后更换100mL含氨氮的人工废水；
第二组：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为96.25mL含氨氮的人工废水和3.75mL实施例1制备的臭氧溶胞污泥；
第三组：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为92.5mL含氨氮的人工废水和7.5mL实施例1制备的臭氧溶胞污泥；
第四组：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为85mL含氨氮的人工废水和15mL实施例1制备的臭氧溶胞污泥；
第五组：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为70mL含氨氮的人工废水和30mL实施例1制备的臭氧溶胞污泥；
第六组(阴性对照)：在200mL去离子水中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为70mL含氨氮的人工废水和30mL实施例1制备的臭氧溶胞污泥。
六组实验处理均在30℃、170rpm的培养条件下培养4个星期，每周提取各样品的DNA用于分析其中硝化细菌种群的变化。
图6为培养两个星期amoA功能基因的变化。从图6中可以看出：在添加了臭氧溶胞污泥后，尤其是添加浓度较高的情况下，硝化污泥中具有的amoA基因的种类更多，Nitrosomonas(条带5)和Nitrosospira(条带6)的生长速度加快；长时间培养后，未添加臭氧溶胞污泥的体系的微生物种群基本不变。结果表明，添加了臭氧溶胞污泥有助于硝化细菌的快速生长，且添加的浓度越高，AOB增长的速度越快。
对图6中的主要条带进行测序分析，其结果如表5所示。条带2为硝化污泥中最主要的amoA功能基因，比对结果显示其为一株氨盐氧化细菌。在利用不同浓度臭氧溶胞后污泥培养硝化污泥1个星期以后，条带2和4代表的AOB存在除了阴性对照以外的硝化细菌中，而条带5和条带7分别代表Nitrosomonas和一株不确定的氨盐氧化细菌，这两株细菌只出现在利用高浓度臭氧溶胞污泥培养的硝化污泥样品4(添加15％溶胞污泥)和样品5(添加30％溶胞污泥)中。而培养第2个星期后，条带6代表的AOB Nitrosospira在除了阴性对照之外的其他5种样品中生长。在第1个星期中，条带5仅出现在样品4和样品5中，而第2个星期后，条带5也出现在其他样品1，2和3中。而条带7在第2个星期培养后，可以生长在利用低浓度臭氧溶胞污泥培养的样品2，3中，但是在阳性对照(样品1)中仍然没有生长。
表5图6中主要条带的测序结果
Figure G2009102366774D00111
从对于上述6组不同实验处理的硝化污泥的amoA功能基因的分析显示，添加了臭氧溶胞污泥以后，确实可以促进硝化污泥内AOB的生长。阴性对照样品6基本检测不到清晰的AOB条带，说明臭氧溶胞后的剩余污泥本身不会给硝化污泥体系带入额外的AOB。上述结果初步显示添加了臭氧溶胞后污泥后，硝化污泥内AOB细菌的生长速度加快。
实施例6、臭氧溶胞污泥的上清液部分和不可溶的碎片部分分别对硝化污泥AOB种群和硝化活性的影响
接种污泥：取自污水处理厂的硝化污泥。
含氨氮的人工废水的组成为：(NH4)2S04471.4mg/L、NaHCO3400mg/L、MgSO4·7H2O2.25mg/L、FeSO4·7H2O 2.00mg/L、K2HPO43.25mg/L、CaCl2·2H2O 12.9mg/L和MnSO4·4H2O 0.52mg/L，其余为自来水。
将实施例1制备的臭氧溶胞污泥12000×g离心10min；得到的上清作为臭氧溶胞污泥上清；得到的碎片重新悬浮到与离心前相等体积的去离子水中，作为臭氧溶胞污泥碎片。
用含氨氮的人工废水培养硝化污泥，采用500mL的广口瓶，其中含有初始MLSS浓度为2000mg/L的硝化污泥200mL。进行三组不同的实验处理(批式试验)：
第一组(阳性对照)：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，然后更换100mL含氨氮的人工废水；
第二组：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为85mL含氨氮的人工废水和15mL臭氧溶胞污泥上清；
第三组：在200mL硝化污泥中每天通过自然沉降1小时后，排除100mL的上清液，每天换取的100mL溶液为85mL含氨氮的人工废水和15mL臭氧溶胞污泥碎片。
三组实验处理均在30℃、170rpm的培养条件下培养2个星期。每周提取3个硝化污泥样品中的总DNA，采用PCR-DGGE的方法分析三组实验处理的污泥中amoA功能基因和总细菌种群的变化。同时每周检测其硝化活性的变化。
图7为三组实验处理的污泥中amoA功能基因的谱图，测序结果见表6。图7中条带1和2是硝化污泥中主要的AOB细菌，分别为Nitrosomonas和Nitrosospira，而在14天的培养过程中，三组实验处理AOB的种群没有明显变化。
表6图7中主要条带的测序结果
Figure G2009102366774D00121
图8为三组实验处理的污泥中总细菌的DGGE谱图，测序结果见表7。三组实验处理的污泥中总菌的种类不同，条带1表示的细菌Frateuria仅出现在添加了臭氧溶胞污泥上清的体系中(第二组)，而条带2和条带3出现在添加了臭氧溶胞污泥碎片(第三组)和上清液(第二组)中，其中条带3是细菌Acidovorax。实验结果显示，臭氧溶胞污泥的上清液和碎片都会改变总细菌的种群。添加的上清液含有可溶性有机成分，添加之后硝化污泥中的异养细菌更容易利用这部分来自污泥细胞成分的有机物，因此种群更为丰富。
表7图8中主要条带的测序结果
Figure G2009102366774D00122
利用扫描电镜观察第三组实验体系硝化污泥的生长状况，见图9。可以看出，污泥中含有一些体积较大的溶胞后碎片，可以推测硝化细菌可以依附这些碎片生长，同时颗粒性的碎片的添加也影响了硝化污泥中异养菌的种群(图8中的条带2和3)。而添加了臭氧溶胞后可溶性有机物后，可以促进硝化污泥中其他微生物的生长(图8中的条带1，2，3)。由于硝化细菌是自养菌，其生长往往依附于体系中生长迅速的异养菌，因此添加了臭氧溶胞后的污泥可以促进异养菌的生长，也有可能进一步促进依赖于其的自养硝化菌的生长。
图10为三组实验处理，培养14天后硝化活性的变化，可以看出加入臭氧溶胞污泥碎片后，体系硝化污泥的活性明显增强。从对于AOB种群的分析可以看出，加入了臭氧溶胞污泥碎片后，AOB数量的增多使得该培养条件下污泥的硝化活性高于其他两个培养条件下污泥的硝化活性。

Claims (7)

1.一种增加活性污泥的硝化活性的方法，是在活性污泥中添加臭氧溶胞污泥；
所述活性污泥的总固体悬浮物浓度为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞污泥为将好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥进行臭氧溶胞得到的污泥；所述好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥的总固体悬浮物浓度为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞中，臭氧的加入量为0.05-0.15g O3/g总固体悬浮物。
2.如权利要求1所述的方法，其特征在于：所述方法中，所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为(70-100)∶(30-3)。
3.如权利要求2所述的方法，其特征在于：所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为100∶3。
4.一种促进活性污泥中氨盐氧化细菌生长的方法，是在活性污泥中添加臭氧溶胞污泥；
所述活性污泥的总固体悬浮物浓度为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞污泥为将好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥进行臭氧溶胞得到的污泥；所述好氧活性污泥法处理废水后产生的污泥的总固体悬浮物含量为1500-3000mg/L；所述臭氧溶胞中，臭氧的加入量为0.05-0.15g O3/g总固体悬浮物。
5.如权利要求4所述的方法，其特征在于：所述方法中，所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为(70-100)∶(30-3)。
6.如权利要求5所述的方法，其特征在于：所述活性污泥和所述臭氧溶胞污泥的体积比为100∶3。
7.权利要求1至6中任一所述的方法在废水处理中的应用。
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