龐長瀧，陳 翰，李 昂，馬 放（.城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室（哈爾濱工業(yè)大學(xué)），50090哈爾濱；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)宜興環(huán)保研究院，24200江蘇宜興）

低溫好氧反硝化菌群強(qiáng)化生活污水脫氮效能

龐長瀧1，2，陳 翰1，李 昂1，馬 放1，2
（1.城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室（哈爾濱工業(yè)大學(xué)），150090哈爾濱；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)宜興環(huán)保研究院，214200江蘇宜興）

為強(qiáng)化低溫脫氮效能，通過快速富集馴化得到一組低溫好氧反硝化菌群，其在10℃好氧環(huán)境下可實現(xiàn)氨氮、總氮和有機(jī)物的高效同步去除.低溫好氧反硝化菌群與聚氨酯載體結(jié)合后投加進(jìn)行生物強(qiáng)化，氨氮去除率提升10.31%～16.89%，總氮去除率提升25.07%～32.44%，且各項指標(biāo)出水均達(dá)一級A標(biāo)準(zhǔn)；停止強(qiáng)化10 d后，強(qiáng)化反應(yīng)器較未強(qiáng)化反應(yīng)器氨氮、硝氮、總氮和CODCr出水質(zhì)量濃度仍分別下降2.43，3.07，6.02和3.63mg／L，說明低溫好氧反硝化菌群強(qiáng)化具有顯著高效和持續(xù)時間長的優(yōu)點.

低溫；生活污水；脫氮；生物強(qiáng)化；好氧反硝化

污水中氮素污染物已逐漸取代傳統(tǒng)有機(jī)污染物成為水污染防治的首要目標(biāo)，生物脫氮因具有高效、經(jīng)濟(jì)等優(yōu)勢而成為應(yīng)用最廣泛的脫氮方法［1］.然而，北方高緯度地區(qū)的冬季污水進(jìn)水溫度一般低于硝化及反硝化功能菌群的適宜生長溫度，導(dǎo)致冬季生物處理出水氮素超標(biāo)現(xiàn)象頻發(fā)［2-3］.生物強(qiáng)化技術(shù)因?qū)υ羞\(yùn)行參數(shù)及構(gòu)筑物改動較小而成為提高低溫生物脫氮效能的重要方式［4-7］，主要通過篩選、富集和馴化得到耐冷微生物單菌或混合菌群，經(jīng)優(yōu)化復(fù)配后制成生物菌劑投入強(qiáng)化系統(tǒng)，通過改善相關(guān)微生物的活性與生物量，最終實現(xiàn)污水生物強(qiáng)化脫氮［8-10］.同時，好氧反硝化理論因可實現(xiàn)好氧條件下碳和氮同步去除，并解決脫氮菌群對營養(yǎng)和溶解氧條件不同要求而成為研究熱點.為此，通過富集馴化低溫好氧反硝化混合菌群并投加于10℃運(yùn)行的SBR反應(yīng)器，分析低溫好氧反硝化菌群富集馴化過程的脫氮特性，研究強(qiáng)化處理低溫生活污水的脫氮效能、穩(wěn)定性及轉(zhuǎn)化規(guī)律，以期為好氧反硝化強(qiáng)化邁向?qū)嶋H應(yīng)用提供一定理論依據(jù).

1 實 驗

1.1 實驗材料

活性污泥取自哈爾濱市某污水處理廠曝氣池，其運(yùn)行狀況穩(wěn)定，污泥呈棕褐色，泥水界面清晰，沉降性能良好.

采用無水乙酸鈉、氯化銨、硝酸鉀和磷酸二氫鉀等分別作為低溫好氧反硝化馴化液中碳、氮和磷的來源［11］，水質(zhì)指標(biāo)見表1.生活污水取自哈爾濱工業(yè)大學(xué)二校區(qū)家屬住宅區(qū)污水井，經(jīng)初沉除去雜物后使用，以免損壞水泵等設(shè)備，水質(zhì)指標(biāo)見表2.

實驗所用載體為聚氨酯泡沫，基本參數(shù)為：密度0.018 g／cm3，比表面積100～120 m2／g，孔徑1～2 mm，規(guī)格2 cm×2 cm×2 cm.聚氨酯泡沫掛膜成功后使用鐵絲穿透并制成條狀載體串，每串含14～16個聚氨酯泡沫塊.

表1 菌群馴化液水質(zhì)指標(biāo)mg·L-1

表2 生活污水水質(zhì)指標(biāo)mg·L-1

1.2 實驗裝置

好氧反硝化菌群馴化裝置運(yùn)行于人工低溫室10℃環(huán)境，主要由進(jìn)水水箱、馴化水池及曝氣泵、潛水泵、電磁閥等組成，有效體積為3.0 L，體積交換比約為1∶3.菌群馴化裝置采取間歇式運(yùn)行，每周期時長24 h，其中進(jìn)水5 min，好氧曝氣23 h，沉淀50 min，排水5 min.

SBR反應(yīng)器運(yùn)行于人工低溫室10℃環(huán)境，兩池設(shè)計參數(shù)相同且同時運(yùn)行.SBR反應(yīng)器主要由有機(jī)玻璃池體及曝氣、攪拌、進(jìn)水、排水等系統(tǒng)組成，通過自動控制器實現(xiàn)自動運(yùn)行，單池有效體積約為10.0 L，反應(yīng)器結(jié)構(gòu)見圖1所示.

圖1 SBR反應(yīng)器示意

1.3 實驗方法

1.3.1 好氧反硝化菌群富集馴化方法

將新鮮活性污泥混合液靜置沉淀30 min后，倒掉上清液，取沉淀污泥液經(jīng)紗網(wǎng)截留雜物顆粒，隨后取約0.6 L污泥液與2.4 L污泥馴化液混合并進(jìn)行曝氣培養(yǎng).適當(dāng)調(diào)節(jié)曝氣量并定時采集進(jìn)出水水樣，在8 000 r／min條件下離心10 min，取離心后的上清液進(jìn)行氨氮、亞硝氮、硝氮、總氮及TOC等指標(biāo)的測定，每個樣品取3個平行樣品進(jìn)行測定以保證數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性.經(jīng)過連續(xù)馴化培養(yǎng)至反應(yīng)器對氨氮、總氮和有機(jī)物的降解性能均基本穩(wěn)定，視為低溫好氧反硝化菌群的富集馴化完成.

1.3.2 SBR反應(yīng)器啟動運(yùn)行方法

SBR反應(yīng)器單個運(yùn)行周期為8 h，單池單周期排水體積為4.0 L，體積交換比為40%.直接投加活性污泥使反應(yīng)器于10℃低溫環(huán)境下啟動，將污泥質(zhì)量濃度MLSS保持在3 000～3 500 mg／L，并通過剩余污泥排放控制污泥齡約為20 d.連續(xù)測定進(jìn)出水水質(zhì)指標(biāo)，并定期采樣分析污泥質(zhì)量濃度MLSS和污泥沉降比SV.

反應(yīng)器運(yùn)行期間全程按照A／O／A工序進(jìn)行，包括：進(jìn)水，缺氧攪拌0.5 h，好氧曝氣4 h，缺氧攪拌2 h，靜置沉淀1 h，排水.其中進(jìn)水、排水時間均為1min，排水后閑置時間為28min.進(jìn)水、排水及曝氣、攪拌切換為自動控制運(yùn)行，剩余污泥排放及水樣采集為人工定期進(jìn)行.啟動階段、強(qiáng)化階段及停止強(qiáng)化階段等不同時期運(yùn)行工序和方法完全相同.

1.3.3 菌群生物強(qiáng)化方法

將小塊聚氨酯泡沫仔細(xì)清洗滅菌后，加入已運(yùn)行穩(wěn)定的低溫好氧反硝化菌群馴化裝置中進(jìn)行曝氣掛膜培養(yǎng)［12］.定期取聚氨酯泡沫沖洗后加入培養(yǎng)液進(jìn)行搖瓶實驗，至處理效能基本穩(wěn)定視為掛膜完成，掛膜期為6～8 d，期間聚氨酯泡沫的孔洞內(nèi)已生長有大量馴化菌群.

將沖去表面殘余培養(yǎng)液的已掛膜聚氨酯載體制成載體串并整體均勻地投入2#反應(yīng)器中進(jìn)行低溫生物強(qiáng)化，形成從下至上的垂直強(qiáng)化區(qū)以改善強(qiáng)化效果；1#反應(yīng)器不投加載體及菌劑形成對照.通過連續(xù)測定反應(yīng)器出水水質(zhì)，得到強(qiáng)化與不強(qiáng)化反應(yīng)器對生活污水中氮素及有機(jī)物的處理效能和生物強(qiáng)化后出水波動情況等.

通過調(diào)節(jié)曝氣強(qiáng)度使反應(yīng)器曝氣階段溶解氧質(zhì)量濃度為2～4 mg／L.為避免部分破損載體進(jìn)入管線引起堵塞等故障，定時在反應(yīng)器閑置期間檢查載體強(qiáng)化串并對損壞的載體塊進(jìn)行單獨更換，確保生物強(qiáng)化能夠長期穩(wěn)定運(yùn)行.在停止更換掛膜載體后，繼續(xù)對兩個反應(yīng)器出水水質(zhì)進(jìn)行跟蹤測定，以分析低溫強(qiáng)化的持久性和環(huán)境適應(yīng)性.

1.4 分析方法

主要分析指標(biāo)包括CODCr、TOC、氨氮、亞硝氮、硝氮、總氮、pH、DO及活性污泥質(zhì)量濃度MLSS，分析方法參照國標(biāo)方法進(jìn)行［13］.

1.5 數(shù)據(jù)分析及作圖

使用Microsoft Office Excel 2010進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，使用OriginLabOrigin 8.0進(jìn)行繪圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 好氧反硝化菌群馴化過程

在馴化期間，培養(yǎng)液中氨氮及TOC去除較穩(wěn)定.馴化完成后氨氮可被完全去除，出水TOC質(zhì)量濃度低于10.98 mg／L.這說明氨氮及有機(jī)物作為微生物生長所必須的營養(yǎng)和能量來源，易于被利用且降解轉(zhuǎn)化穩(wěn)定，馴化菌群生長及代謝活性旺盛.同期總氮進(jìn)出水與硝氮質(zhì)量濃度變化趨勢基本一致，這是由于在氨氮幾乎完全去除情況下，出水總氮基本來源于殘余硝氮.馴化第11天時，系統(tǒng)達(dá)到總氮最大去除率92.03%，出水總氮基本保持在39.98 mg／L.

馴化前10 d里馴化菌群對于硝氮降解提升顯著，隨后基本保持穩(wěn)定，因此，選取前10 d硝氮降解情況分析低溫好氧反硝化性能及馴化程度.如圖2所示，啟動初期接種污泥因缺少缺氧反硝化細(xì)菌及好氧反硝化菌數(shù)量少而導(dǎo)致硝氮無法被降解；經(jīng)過馴化，低溫好氧反硝化菌群在溶解氧及硝氮質(zhì)量濃度的誘導(dǎo)下開始演化為優(yōu)勢菌群，硝氮去除率大幅上升.從第10天起，系統(tǒng)對于硝氮降解趨于穩(wěn)定，去除率保持在82.85%以上，最低出水硝氮質(zhì)量濃度為21.09 mg／L.

圖2 馴化階段進(jìn)出水硝氮質(zhì)量濃度及去除率變化

此外，馴化前2 d出水亞硝氮質(zhì)量濃度分別為3.82，3.14 mg／L，隨后一直保持在0 mg／L.初期出水亞硝氮來源于接種污泥原有的亞硝化細(xì)菌產(chǎn)生及進(jìn)水中少量亞硝氮，隨后下降說明亞硝化細(xì)菌可能因無法適應(yīng)環(huán)境被系統(tǒng)淘汰而無亞硝氮積累，同時好氧反硝化過程中亞硝酸鹽還原酶活性可能較高，使得硝氮還原產(chǎn)生的亞硝氮被迅速轉(zhuǎn)化為氣體產(chǎn)物.而經(jīng)過馴化的低溫好氧反硝化菌群可能將亞硝氮作為電子受體被還原并直接提高了總氮去除率［14］.綜上，通過對普通活性污泥進(jìn)行為期約12 d的定向富集馴化，可使其在低溫、高硝氮和高有機(jī)物等不良條件下快速形成具有低溫好氧反硝化功能的混合菌群，其可在好氧條件下以硝氮為主要電子受體對馴化培養(yǎng)液中的氮素與有機(jī)物進(jìn)行同步去除，且無亞硝氮積累.

2.2 反應(yīng)器低溫啟動階段效能

在10℃下SBR反應(yīng)器低溫啟動階段歷時45 d，至反應(yīng)器CODCr和氮素出水質(zhì)量濃度及去除率基本達(dá)到穩(wěn)定，視為低溫啟動階段結(jié)束.

2.2.1 低溫啟動階段氨氮的去除

反應(yīng)器低溫啟動階段的氨氮去除如圖3所示.可以看出，低溫使啟動初期亞硝化菌群活性受到一定影響，該時期出水氨氮高達(dá)30.46 mg／L；隨后活性污泥逐漸適應(yīng)工藝運(yùn)行特點及低溫條件，出水氨氮質(zhì)量濃度呈現(xiàn)大幅下降趨勢.到第17天，出水氨氮質(zhì)量濃度已降至10.62 mg／L，去除率升至78.36%，而到第21天，去除率高達(dá)84.78%，出水氨氮質(zhì)量濃度僅為6.43mg／L；啟動后22～35 d，出水氨氮質(zhì)量濃度出現(xiàn)一定程度的波動，這可能由于污泥系統(tǒng)尚未成熟穩(wěn)定，在面對較大進(jìn)水波動時無法保持出水水質(zhì)穩(wěn)定；第36天以后，反應(yīng)器氨氮去除率穩(wěn)定在81.09%以上，出水氨氮質(zhì)量濃度穩(wěn)定保持在6.56～8.65 mg／L，說明其已逐漸適應(yīng)運(yùn)行工藝、進(jìn)水水質(zhì)和環(huán)境溫度等條件.從微生物生態(tài)學(xué)角度看，活性污泥系統(tǒng)已經(jīng)基本實現(xiàn)穩(wěn)定，污泥中微生物群落生態(tài)位已實現(xiàn)相互分離及動態(tài)平衡.然而穩(wěn)定后出水氨氮仍超標(biāo)，說明其具有生物強(qiáng)化的提高空間.

圖3 SBR反應(yīng)器低溫啟動階段氨氮去除變化

2.2.2 低溫啟動階段氧化態(tài)氮的積累

反應(yīng)器低溫啟動過程產(chǎn)生的亞硝氮是氨氮轉(zhuǎn)化的重要中間產(chǎn)物，硝氮是好氧階段氮素終產(chǎn)物及出水總氮重要組成.為判斷啟動階段硝化過程與反硝化過程成熟程度，每天選取單周期出水與進(jìn)水測定并計算其亞硝氮或硝氮質(zhì)量濃度差值，即亞硝氮或硝氮積累量.

由圖4可知，SBR反應(yīng)器啟動后1～6 d亞硝氮基本無積累，這是由于氨氮去除較少，硝化菌能及時將生成的少量亞硝氮轉(zhuǎn)化為硝氮避免積累，同期硝氮積累量也較小；啟動后7～13 d，亞硝氮積累量大幅上升，至13 d達(dá)最大值13.91 mg／L，與氨氮出水質(zhì)量濃度的直線下降趨勢相符合，這是由于大量進(jìn)水氨氮被轉(zhuǎn)化為亞硝氮，而能將亞硝氮轉(zhuǎn)化為硝氮的硝酸菌群受限于數(shù)量和活性較低暫時不能將其完全轉(zhuǎn)化，硝氮積累量也呈波動上升趨勢；從第14天起，亞硝氮積累量開始大幅下降，從第25天起出水亞硝氮基本保持不積累，這標(biāo)志著系統(tǒng)中硝化菌群已逐漸成熟并可將中間產(chǎn)物亞硝氮大量乃至完全去除，避免亞硝氮積累現(xiàn)象發(fā)生.同期硝氮積累量逐漸下降，并從第39天起實現(xiàn)較為穩(wěn)定的硝氮積累量，為10.71～11.25 mg／L，這是由于異養(yǎng)缺氧反硝化菌群與硝化菌群作用下生成與去除的硝氮數(shù)量趨于平衡，導(dǎo)致硝氮積累量保持穩(wěn)定.

圖4 SBR反應(yīng)器低溫啟動階段亞硝氮與硝氮積累量

2.2.3 低溫啟動階段總氮與有機(jī)物的去除

反應(yīng)器出水總氮質(zhì)量濃度呈現(xiàn)三段式下降趨勢，見圖5.啟動后前16 d，大量亞硝氮積累導(dǎo)致出水總氮主要由氨氮和亞硝氮組成，總氮去除率較低，出水質(zhì)量濃度保持在34.05～41.76 mg／L；在17～36 d，亞硝氮積累現(xiàn)象已逐步解除，硝氮逐漸積累，出水總氮質(zhì)量濃度明顯下降并保持在21.87～31.55 mg／L，本階段出水總氮主要為硝氮和氨氮；從第37天起，總氮去除率達(dá)61.29%以上，出水總氮質(zhì)量濃度繼續(xù)下降并持續(xù)保持在18.54～19.76mg／L，尚未達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn)，出水總氮主要包括硝氮和氨氮，亞硝氮無積累.

圖5 SBR反應(yīng)器低溫啟動階段總氮去除變化

對于有機(jī)物，啟動開始后前3 d反應(yīng)器因接種污泥需要適應(yīng)低溫環(huán)境及新運(yùn)行參數(shù)，出水CODCr高于88.27 mg／L，遠(yuǎn)超COD出水一級A標(biāo)準(zhǔn)；從第4天起，反應(yīng)器對CODCr的去除率逐漸上升；第41天以后去除率穩(wěn)定在69.97%以上，出水CODCr保持在39.07～46.23 mg／L，基本達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn).相比氮素的去除，低溫對有機(jī)物的去除影響較小，無需生物強(qiáng)化即可實現(xiàn)CODCr達(dá)標(biāo).綜上，SBR反應(yīng)器在低溫下運(yùn)行出水中氨氮和總氮難以符合排放標(biāo)準(zhǔn)，是制約低溫污水處理達(dá)標(biāo)的主要瓶頸.

2.3 反應(yīng)器低溫強(qiáng)化階段效能

2.3.1 低溫強(qiáng)化階段氨氮的去除

反應(yīng)器低溫強(qiáng)化階段的氨氮去除對比見圖6.未經(jīng)強(qiáng)化的1#反應(yīng)器出水氨氮質(zhì)量濃度大致在7.41～10.22 mg／L，無法達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn)，而經(jīng)過強(qiáng)化的2#反應(yīng)器出水氨氮質(zhì)量濃度經(jīng)歷了明顯的下降趨勢.低溫異養(yǎng)強(qiáng)化開始前9 d，2#反應(yīng)器出水氨氮質(zhì)量濃度從7.87 mg／L下降至第9天的5.22 mg／L；隨后2#反應(yīng)器出水氨氮繼續(xù)下降，強(qiáng)化開始后的11～30 d，2#反應(yīng)器出水氨氮質(zhì)量濃度持續(xù)保持在3.01～4.21mg／L，出水氨氮質(zhì)量濃度最低發(fā)生在第21天，約為3.01mg／L.對反應(yīng)器氨氮去除率進(jìn)行對比也可得到類似趨勢.其中強(qiáng)化開始后第21天，強(qiáng)化與未強(qiáng)化的氨氮去除率相差最大（高達(dá)16.89%），而強(qiáng)化開始后第27天，2#反應(yīng)器氨氮去除率達(dá)到最高（93.35%）.氨氮去除率提升范圍為10.31%～16.89%.

圖6 SBR反應(yīng)器低溫強(qiáng)化階段氨氮去除對比

低溫生物強(qiáng)化后對氨氮去除能力的提升可能有以下原因：強(qiáng)化使用的低溫好氧反硝化菌群具有在低溫下大量利用有機(jī)物作為碳源對氨氮進(jìn)行轉(zhuǎn)化的能力，在人為投加強(qiáng)化后由于具有可觀的數(shù)量和活性，可使氨氮質(zhì)量濃度有明顯的去除；此外，強(qiáng)化載體聚氨酯泡沫具有明顯的孔隙結(jié)構(gòu)和非常大的比表面積，對外界不良因素如低溫及代謝產(chǎn)物抑制等有一定緩解作用，并能避免部分生長速度緩慢的自養(yǎng)混合菌群流失.

2.3.2 低溫強(qiáng)化階段氧化態(tài)氮的積累

由于1#反應(yīng)器此前已達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)使得亞硝氮無積累；而同期的2#反應(yīng)器經(jīng)強(qiáng)化后前9 d的亞硝氮積累量出現(xiàn)小幅上升趨勢，第9天達(dá)最大值時僅為0.45 mg／L，隨后亞硝氮積累量逐漸下降至第20天恢復(fù)為0 mg／L，并基本保持這一狀態(tài).綜上，低溫生物強(qiáng)化對亞硝氮的積累量影響不大，強(qiáng)化期間出現(xiàn)小幅增長后隨即下降并恢復(fù)無積累.

每天選取單周期出水與進(jìn)水測定并計算硝氮積累量，以反映反應(yīng)器硝氮的變化趨勢，結(jié)果如圖7所示.可以看出，1#反應(yīng)器的硝氮積累量基本保持在11.14～14.48 mg／L，經(jīng)強(qiáng)化后2#反應(yīng)器的硝氮積累量出現(xiàn)了明顯下降.2#反應(yīng)器強(qiáng)化開始后第17天硝氮積累量下降至7.31 mg／L并趨于平穩(wěn)，其中與1#反應(yīng)器的最大差值發(fā)生在第24天（高達(dá)8.22 mg／L），2#反應(yīng)器的最低硝氮積累量為6.02 mg／L，發(fā)生在強(qiáng)化開始后第28天，同期的1#反應(yīng)器硝氮積累量高達(dá)12.03 mg／L.低溫好氧反硝化馴化菌群可在好氧條件下利用進(jìn)水有機(jī)物對氨氮和硝氮進(jìn)行同步去除，因此，2#反應(yīng)器的硝氮積累量出現(xiàn)了明顯下降趨勢，強(qiáng)化效果明顯［15］.考慮到進(jìn)水中可利用碳源并不十分充足，而反應(yīng)器對原水的氨氮及產(chǎn)生硝氮的去除均需要碳源參與，所以，出水仍含有一定質(zhì)量濃度的氨氮和硝氮，而無法實現(xiàn)對氮素物質(zhì)的完全去除.

圖7 SBR反應(yīng)器低溫強(qiáng)化階段硝氮積累量對比

2.3.3 低溫強(qiáng)化階段總氮與有機(jī)物的去除

反應(yīng)器低溫強(qiáng)化階段的進(jìn)出水總氮質(zhì)量濃度對比見圖8所示.可以看出，未經(jīng)強(qiáng)化的1#反應(yīng)器出水總氮質(zhì)量濃度基本保持在21.11～25.44 mg／L，遠(yuǎn)不能達(dá)到總氮出水一級A標(biāo)準(zhǔn).而經(jīng)過低溫強(qiáng)化的2#反應(yīng)器出水總氮質(zhì)量濃度有非常明顯的下降趨勢，體現(xiàn)了低溫好氧反硝化馴化菌群對進(jìn)水中的總氮確實有顯著的強(qiáng)化去除效果.從第11天起，2#反應(yīng)器出水總氮質(zhì)量濃度下降至13.48 mg／L以下，強(qiáng)化開始的16～30 d，2#反應(yīng)器出水總氮質(zhì)量濃度基本保持在10.77～11.76 mg／L.通過計算得出，1#反應(yīng)器總氮去除率基本穩(wěn)定在44.04%～55.62%，而經(jīng)強(qiáng)化的2#反應(yīng)器的總氮去除率則逐漸升高：從強(qiáng)化開始后第15天起，總氮去除率達(dá)75.19%以上，同期1#反應(yīng)器的總氮去除率僅為50.38%；強(qiáng)化開始后第24天，強(qiáng)化與未強(qiáng)化的總氮去除率相差最大（高達(dá)32.44%），而強(qiáng)化后2#反應(yīng)器總氮去除率最高發(fā)生在低溫強(qiáng)化開始后第27天，其去除率為78.59%.2#反應(yīng)器總氮去除率較未強(qiáng)化反應(yīng)器提高25.07%～32.44%.

由于第27天時2#反應(yīng)器對氨氮和總氮降解去除率最高，選取該天測定污泥指標(biāo).經(jīng)測定，第27天的載體附著生物膜平均干質(zhì)量為0.142 g，1#和2#反應(yīng)器混合液污泥質(zhì)量濃度分別為3.501與3.062 g／L，計算得2#反應(yīng)器總污泥質(zhì)量濃度為4.127 g／L，污泥負(fù)荷分別為0.987和1.215 mg·g-1·h-1.綜上，掛膜載體投加有效提高了反應(yīng)器總污泥質(zhì)量濃度，并有效改善好氧反硝化菌群在系統(tǒng)結(jié)構(gòu)中比例，由污泥負(fù)荷對比可知，2#反應(yīng)器總氮去除的改善說明低溫好氧反硝化菌群有效提升了單位污泥質(zhì)量濃度下氮素的去除能力.

如今，作業(yè)電子化已成為越來越多老師的選擇，一些企業(yè)也推出了相關(guān)手機(jī)應(yīng)用軟件。調(diào)查發(fā)現(xiàn)，不少類似應(yīng)用軟件存在種種問題，有學(xué)校推薦使用的應(yīng)用軟件甚至?xí)詣訌棾鲇螒蜴溄樱嚓P(guān)亂象亟待整治。

未經(jīng)強(qiáng)化的1#反應(yīng)器出水CODCr在41.44～51.62mg／L，基本能達(dá)到COD出水一級A標(biāo)準(zhǔn)，其中最低出水CODCr41.44 mg／L發(fā)生在低溫強(qiáng)化開始后第25天.經(jīng)過低溫強(qiáng)化的2#反應(yīng)器出水CODCr則出現(xiàn)了較明顯的下降趨勢，由強(qiáng)化開始后第1天的46.93 mg／L逐漸下降至第9天的40.43mg／L，并從第10天起基本穩(wěn)定在37.12～38.76 mg／L，其中最低出水CODCr37.12 mg／L發(fā)生在低溫強(qiáng)化開始后第18天.強(qiáng)化階段2#反應(yīng)器的出水CODCr比同期未強(qiáng)化的1#反應(yīng)器更低且更平緩穩(wěn)定，這可能是由于低溫好氧反硝化馴化菌群在生長中需要利用大量有機(jī)碳源作為營養(yǎng)和能量的來源，對碳源的利用率更高，使得2#反應(yīng)器出水質(zhì)量濃度有明顯的下降，同時出水質(zhì)量濃度整體變化趨勢更為穩(wěn)定.通過計算CODCr去除率也可得出類似結(jié)論，在低溫生物強(qiáng)化開始后，2#反應(yīng)器的CODCr去除率逐漸升高，開始后的第8天起，其CODCr去除率達(dá)72.22%以上，強(qiáng)化開始后第16天，CODCr去除率達(dá)到最高（76.55%），同時其與未強(qiáng)化的CODCr去除率相差也最大，差值高達(dá)8.18%.

2.3.4 低溫強(qiáng)化階段單周期動態(tài)分析

為反映強(qiáng)化階段單周期不同時段的水質(zhì)動態(tài)變化，選取強(qiáng)化效果基本穩(wěn)定的第28天作為研究對象，通過每小時測定未強(qiáng)化與強(qiáng)化反應(yīng)器的單周期水質(zhì)指標(biāo)，著重分析低溫好氧反硝化強(qiáng)化效能變化的動態(tài)關(guān)系.其氮素轉(zhuǎn)化情況及氮素與有機(jī)物動態(tài)關(guān)系見圖9、10所示.可以看出，進(jìn)入反應(yīng)器后的污水中氨氮、總氮和CODCr質(zhì)量濃度較0 h的未處理原水質(zhì)量濃度明顯下降，這是由于反應(yīng)器體積置換比為40%，污水進(jìn)入反應(yīng)器后立即與處理后水樣稀釋導(dǎo)致質(zhì)量濃度明顯下降，此外經(jīng)過0.5 h的預(yù)缺氧段及0.5 h的好氧處理，部分氮素和有機(jī)物被系統(tǒng)轉(zhuǎn)化去除.通過圖9中氮素轉(zhuǎn)化情況可知，1#對照反應(yīng)器在好氧段氨氮轉(zhuǎn)化產(chǎn)生大量硝氮并主要通過隨后的缺氧段進(jìn)行脫氮，而經(jīng)過強(qiáng)化的2#反應(yīng)器對氨氮去除更快，且各時段硝氮質(zhì)量濃度均低于同期未強(qiáng)化反應(yīng)器，基本穩(wěn)定在6.02～8.48 mg／L.這說明好氧反硝化強(qiáng)化使得好氧段硝氮產(chǎn)生后隨即被部分轉(zhuǎn)化為氣態(tài)產(chǎn)物脫離系統(tǒng).由圖10可知，由于采用缺氧反硝化導(dǎo)致1#反應(yīng)器在好氧段的總氮質(zhì)量濃度僅有約0.64 mg／L的輕微下降，而2#反應(yīng)器因具有好氧反硝化作用在好氧段使得總氮和CODCr質(zhì)量濃度同步大幅下降，隨后由于有機(jī)物質(zhì)量濃度較低，2#反應(yīng)器在缺氧段總氮僅去除約2.58 mg／L，但同期總氮質(zhì)量濃度仍低于1#對照反應(yīng)器.值得一提的是，反應(yīng)器全周期均未檢出亞硝氮，說明其在產(chǎn)生后隨即被轉(zhuǎn)化，避免影響總氮去除率.通過綜合分析氮素及有機(jī)物轉(zhuǎn)化可知，經(jīng)過低溫好氧反硝化強(qiáng)化后，反應(yīng)器可有效利用好氧段有機(jī)物較豐富的特點大量去除總氮，避免后置缺氧段碳源不足對脫氮過程的負(fù)面影響，并實現(xiàn)了碳氮同步去除.

圖9 強(qiáng)化開始第28天反應(yīng)器單周期氮素轉(zhuǎn)化

圖10 強(qiáng)化開始第28天反應(yīng)器單周期水質(zhì)變化

2.3.5 載體潛在缺氧內(nèi)核反硝化分析

為排除載體內(nèi)部可能存在的缺氧區(qū)域?qū)?qiáng)化反應(yīng)器脫氮效能的影響，分別取新鮮活性污泥40.00mL+滅菌生活污水160.00 mL、新鮮活性污泥40.00 mL+滅菌生活污水160.00 mL+滅菌后未掛膜聚氨酯泡沫4塊和新鮮活性污泥40.00mL+滅菌生活污水160.00 mL+菌群掛膜聚氨酯泡沫4塊加入500.00 mL搖瓶中搖勻培養(yǎng)，并分別命名為1、2、3號搖瓶，搖床溫度和轉(zhuǎn)數(shù)分別為10℃和150 r／min.經(jīng)過3 d的搖瓶培養(yǎng)，1號搖瓶中總氮質(zhì)量濃度由初始值（41.97±0.55）mg／L下降至（38.15±0.17）mg／L，加入未掛膜載體的2號搖瓶中總氮由初始值下降至（33.67±0.32）mg／L，而加入馴化菌群掛膜載體的3號搖瓶中總氮由初始值下降至（26.28±0.59）mg／L.通過對比可以得出：1號搖瓶中由于活性污泥中微生物同化利用氨氮導(dǎo)致總氮稍稍下降；2號搖瓶中加入的聚氨酯載體具有多孔結(jié)構(gòu)，其內(nèi)部可能存在缺氧區(qū)域，使部分脫氮微生物附著生長于其中，搖瓶中硝化作用產(chǎn)生的硝氮在該區(qū)域得到缺氧反硝化去除并引起總氮小幅下降；3號搖瓶中由于加入馴化菌群掛膜載體，可在載體表面好氧區(qū)域去除硝化作用產(chǎn)生的硝氮，并在其內(nèi)部缺氧區(qū)域?qū)崿F(xiàn)缺氧反硝化以繼續(xù)去除硝氮和亞硝氮，避免亞硝氮積累以有效降低總氮質(zhì)量濃度.

2.4 停止強(qiáng)化投加后持續(xù)效能

經(jīng)過長達(dá)30 d的低溫強(qiáng)化后，2#反應(yīng)器停止更換掛膜載體并持續(xù)運(yùn)行10 d.持續(xù)測定停止投加期間的進(jìn)出水指標(biāo)，并與1#反應(yīng)器出水對比分析投加菌群的持續(xù)性能.結(jié)果表明：在停止投加強(qiáng)化后2#反應(yīng)器仍具有一定的低溫強(qiáng)化效果.強(qiáng)化開始后第30天、強(qiáng)化停止后第5天及強(qiáng)化停止后第10天的反應(yīng)器出水指標(biāo)見表3所示.可以看出，除了出水亞硝氮均無積累外，2#反應(yīng)器的各項出水指標(biāo)在停止強(qiáng)化后仍優(yōu)于同期1#反應(yīng)器出水；隨著停止強(qiáng)化時間不斷變長，2#反應(yīng)器殘余菌群影響效果呈現(xiàn)較緩慢的弱化趨勢，但停止強(qiáng)化長達(dá)10 d時，2#反應(yīng)器相比1#反應(yīng)器的氨氮、硝氮、總氮和CODCr出水質(zhì)量濃度仍分別有2.43，3.07，6.02和3.63 mg／L的下降，體現(xiàn)出其具有一定持久性.

表3 強(qiáng)化停止后反應(yīng)器持續(xù)運(yùn)行出水水質(zhì)對比mg·L-1

停止更換掛膜載體后，低溫好氧反硝化菌群的數(shù)量與活性受到影響，并出現(xiàn)一定流失，導(dǎo)致強(qiáng)化效能隨著停止強(qiáng)化時間增長而不斷弱化，但在停止強(qiáng)化后，殘余低溫好氧反硝化馴化菌群仍具有一定強(qiáng)化作用，這可能是由于載體掛膜階段將低溫異養(yǎng)馴化菌群固定在其內(nèi)部的孔隙結(jié)構(gòu)中，延緩了低溫異養(yǎng)馴化菌群被系統(tǒng)淘汰，并降低了菌群受外界不良環(huán)境的影響，延緩其被系統(tǒng)中其他微生物淘汰的進(jìn)程，具有更長久的停留時間，并體現(xiàn)一定的持續(xù)強(qiáng)化去除效能.

3 結(jié) 論

1）通過快速富集馴化得到一組低溫好氧反硝化菌群，該馴化菌群在10℃好氧環(huán)境下可實現(xiàn)氨氮、總氮和有機(jī)物的高效同步去除.

2）通過低溫好氧反硝化菌群與聚氨酯載體結(jié)合后投加進(jìn)行生物強(qiáng)化，相比1#未強(qiáng)化反應(yīng)器，2#反應(yīng)器氨氮去除率提升10.31%～16.89%，總氮去除率提升25.07%～32.44%，且各項指標(biāo)出水均達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn).

3）停止低溫生物強(qiáng)化10 d后，殘留低溫好氧反硝化菌群仍具有持續(xù)強(qiáng)化作用.相比1#反應(yīng)器，2#反應(yīng)器氨氮、硝氮、總氮和CODCr出水質(zhì)量濃度仍分別下降2.43，3.07，6.02和3.63 mg／L.

4）對低溫好氧反硝化菌群的馴化及投加方法進(jìn)行后續(xù)優(yōu)化，可作為改善污水低溫脫氮效能的一種新型強(qiáng)化手段，對工程實際中水廠冬季快速啟動和穩(wěn)定運(yùn)行提供一定參考.

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（編輯 劉 彤）

Performance of bioaugmented nitrogen removal by aerobic denitrfication consortium for treating the domestic sewage at low tem peratures

PANG Changlong1，2，CHEN Han1，LIAng1，MA Fang1，2
（1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment（Harbin Institute of Technology），150090 Harbin，China；2.HIT Yixing Academy of Environmental Protection，214200 Yixing，Jiangsu，China）

Low temperature inhibits the performance of nitrogen removal efficiency during the biological treatment of municipal wastewater.Therefore，the effluent could hardly meet the emission standard.To enhance the performance of nitrogen removal at low temperature，a psychrotolerant aerobic denitrification consortium by fast enrichment and domestication was obtained，which could remove the ammonia，nitrate and organic matter simultaneously and efficiently in aeration environment under 10℃.The results showed that the removal efficiency of ammonium and total nitrogen by bioaugmentation was improved by 10.31%-16.89%and 25.07%-32.44%，respectively.Itmade the effluent quality meet the grade1A level of national discharge standard.After bioaugmentation terminating for 10 days，the remained consortium could still improve the reactor that the effluent of ammonium，nitrate，total nitrogen and CODCrconcentrations was decreased about 2.43，3.07，6.02 and 3.63 mg／L，respectively.The results indicated that bioaugmentation performed well and persistently.

low temperature；domestic sewage；nitrogen removal；bioaugmentation；aerobic denitrification

X703.1

A

0367-6234（2014）12-0045-08

2014-01-12.

國家自然科學(xué)基金（51108120，51178139）.

龐長瀧（1983—），男，博士研究生；馬 放（1963—），男，教授，博士生導(dǎo)師.

李 昂，ang.li.harbin＠gmail.com.