低溫好氧反硝化菌群強化生活污水脫氮效能

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

低溫好氧反硝化菌群強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.城市水資源與水環境國家重點實驗室（哈爾濱工業大學），150090哈爾濱；2.哈爾濱工業大學宜興環保研究院，214200江蘇宜興）

為強化低溫脫氮效能，通過快速富集馴化得到一組低溫好氧反硝化菌群，其在10℃好氧環境下可實現氨氮、總氮和有機物的高效同步去除.低溫好氧反硝化菌群與聚氨酯載體結合后投加進行生物強化，氨氮去除率提升10.31%～16.89%，總氮去除率提升25.07%～32.44%，且各項指標出水均達一級A標準；停止強化10 d后，強化反應器較未強化反應器氨氮、硝氮、總氮和CODCr出水質量濃度仍分別下降2.43，3.07，6.02和3.63mg／L，說明低溫好氧反硝化菌群強化具有顯著高效和持續時間長的優點.

低溫；生活污水；脫氮；生物強化；好氧反硝化

污水中氮素污染物已逐漸取代傳統有機污染物成為水污染防治的首要目標，生物脫氮因具有高效、經濟等優勢而成為應用最廣泛的脫氮方法［1］.然而，北方高緯度地區的冬季污水進水溫度一般低于硝化及反硝化功能菌群的適宜生長溫度，導致冬季生物處理出水氮素超標現象頻發［2-3］.生物強化技術因對原有運行參數及構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，經優化復配后制成生物菌劑投入強化系統，通過改善相關微生物的活性與生物量，最終實現污水生物強化脫氮［8-10］.同時，好氧反硝化理論因可實現好氧條件下碳和氮同步去除，并解決脫氮菌群對營養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℃運行的SBR反應器，分析低溫好氧反硝化菌群富集馴化過程的脫氮特性，研究強化處理低溫生活污水的脫氮效能、穩定性及轉化規律，以期為好氧反硝化強化邁向實際應用提供一定理論依據.

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，其運行狀況穩定，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］，水質指標見表1.生活污水取自哈爾濱工業大學二校區家屬住宅區污水井，經初沉除去雜物后使用，以免損壞水泵等設備，水質指標見表2.

實驗所用載體為聚氨酯泡沫，基本參數為：密度0.018 g／cm3，比表面積100～120 m2／g，孔徑1～2 mm，規格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 菌群馴化液水質指標mg·L-1

表2 生活污水水質指標mg·L-1

1.2 實驗裝置

好氧反硝化菌群馴化裝置運行于人工低溫室10℃環境，主要由進水水箱、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行，每周期時長24 h，其中進水5 min，好氧曝氣23 h，沉淀50 min，排水5 min.

SBR反應器運行于人工低溫室10℃環境，兩池設計參數相同且同時運行.SBR反應器主要由有機玻璃池體及曝氣、攪拌、進水、排水等系統組成，通過自動控制器實現自動運行，單池有效體積約為10.0 L，反應器結構見圖1所示.

圖1 SBR反應器示意

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，取沉淀污泥液經紗網截留雜物顆粒，隨后取約0.6 L污泥液與2.4 L污泥馴化液混合并進行曝氣培養.適當調節曝氣量并定時采集進出水水樣，在8 000 r／min條件下離心10 min，取離心后的上清液進行氨氮、亞硝氮、硝氮、總氮及TOC等指標的測定，每個樣品取3個平行樣品進行測定以保證數據的準確性.經過連續馴化培養至反應器對氨氮、總氮和有機物的降解性能均基本穩定，視為低溫好氧反硝化菌群的富集馴化完成.

1.3.2 SBR反應器啟動運行方法

SBR反應器單個運行周期為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器于10℃低溫環境下啟動，將污泥質量濃度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.連續測定進出水水質指標，并定期采樣分析污泥質量濃度MLSS和污泥沉降比SV.

反應器運行期間全程按照A／O／A工序進行，包括：進水，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.其中進水、排水時間均為1min，排水后閑置時間為28min.進水、排水及曝氣、攪拌切換為自動控制運行，剩余污泥排放及水樣采集為人工定期進行.啟動階段、強化階段及停止強化階段等不同時期運行工序和方法完全相同.

1.3.3 菌群生物強化方法

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

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

通過調節曝氣強度使反應器曝氣階段溶解氧質量濃度為2～4 mg／L.為避免部分破損載體進入管線引起堵塞等故障，定時在反應器閑置期間檢查載體強化串并對損壞的載體塊進行單獨更換，確保生物強化能夠長期穩定運行.在停止更換掛膜載體后，繼續對兩個反應器出水水質進行跟蹤測定，以分析低溫強化的持久性和環境適應性.

1.4 分析方法

主要分析指標包括CODCr、TOC、氨氮、亞硝氮、硝氮、總氮、pH、DO及活性污泥質量濃度MLSS，分析方法參照國標方法進行［13］.

1.5 數據分析及作圖

使用Microsoft Office Excel 2010進行數據統計分析，使用OriginLabOrigin 8.0進行繪圖.

2 結果與討論

2.1 好氧反硝化菌群馴化過程

在馴化期間，培養液中氨氮及TOC去除較穩定.馴化完成后氨氮可被完全去除，出水TOC質量濃度低于10.98 mg／L.這說明氨氮及有機物作為微生物生長所必須的營養和能量來源，易于被利用且降解轉化穩定，馴化菌群生長及代謝活性旺盛.同期總氮進出水與硝氮質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，系統達到總氮最大去除率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菌及好氧反硝化菌數量少而導致硝氮無法被降解；經過馴化，低溫好氧反硝化菌群在溶解氧及硝氮質量濃度的誘導下開始演化為優勢菌群，硝氮去除率大幅上升.從第10天起，系統對于硝氮降解趨于穩定，去除率保持在82.85%以上，最低出水硝氮質量濃度為21.09 mg／L.

圖2 馴化階段進出水硝氮質量濃度及去除率變化

此外，馴化前2 d出水亞硝氮質量濃度分別為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菌產生及進水中少量亞硝氮，隨后下降說明亞硝化細菌可能因無法適應環境被系統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，使得硝氮還原產生的亞硝氮被迅速轉化為氣體產物.而經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液中的氮素與有機物進行同步去除，且無亞硝氮積累.

2.2 反應器低溫啟動階段效能

在10℃下SBR反應器低溫啟動階段歷時45 d，至反應器CODCr和氮素出水質量濃度及去除率基本達到穩定，視為低溫啟動階段結束.

2.2.1 低溫啟動階段氨氮的去除

反應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30.46 mg／L；隨后活性污泥逐漸適應工藝運行特點及低溫條件，出水氨氮質量濃度呈現大幅下降趨勢.到第17天，出水氨氮質量濃度已降至10.62 mg／L，去除率升至78.36%，而到第21天，去除率高達84.78%，出水氨氮質量濃度僅為6.43mg／L；啟動后22～35 d，出水氨氮質量濃度出現一定程度的波動，這可能由于污泥系統尚未成熟穩定，在面對較大進水波動時無法保持出水水質穩定；第36天以后，反應器氨氮去除率穩定在81.09%以上，出水氨氮質量濃度穩定保持在6.56～8.65 mg／L，說明其已逐漸適應運行工藝、進水水質和環境溫度等條件.從微生物生態學角度看，活性污泥系統已經基本實現穩定，污泥中微生物群落生態位已實現相互分離及動態平衡.然而穩定后出水氨氮仍超標，說明其具有生物強化的提高空間.

圖3 SBR反應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氮的積累

反應器低溫啟動過程產生的亞硝氮是氨氮轉化的重要中間產物，硝氮是好氧階段氮素終產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水測定并計算其亞硝氮或硝氮質量濃度差值，即亞硝氮或硝氮積累量.

由圖4可知，SBR反應器啟動后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達最大值13.91 mg／L，與氨氮出水質量濃度的直線下降趨勢相符合，這是由于大量進水氨氮被轉化為亞硝氮，而能將亞硝氮轉化為硝氮的硝酸菌群受限于數量和活性較低暫時不能將其完全轉化，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，這標志著系統中硝化菌群已逐漸成熟并可將中間產物亞硝氮大量乃至完全去除，避免亞硝氮積累現象發生.同期硝氮積累量逐漸下降，并從第39天起實現較為穩定的硝氮積累量，為10.71～11.25 mg／L，這是由于異養缺氧反硝化菌群與硝化菌群作用下生成與去除的硝氮數量趨于平衡，導致硝氮積累量保持穩定.

圖4 SBR反應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物的去除

反應器出水總氮質量濃度呈現三段式下降趨勢，見圖5.啟動后前16 d，大量亞硝氮積累導致出水總氮主要由氨氮和亞硝氮組成，總氮去除率較低，出水質量濃度保持在34.05～41.76 mg／L；在17～36 d，亞硝氮積累現象已逐步解除，硝氮逐漸積累，出水總氮質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61.29%以上，出水總氮質量濃度繼續下降并持續保持在18.54～19.76mg／L，尚未達到一級A標準，出水總氮主要包括硝氮和氨氮，亞硝氮無積累.

圖5 SBR反應器低溫啟動階段總氮去除變化

對于有機物，啟動開始后前3 d反應器因接種污泥需要適應低溫環境及新運行參數，出水CODCr高于88.27 mg／L，遠超COD出水一級A標準；從第4天起，反應器對CODCr的去除率逐漸上升；第41天以后去除率穩定在69.97%以上，出水CODCr保持在39.07～46.23 mg／L，基本達到一級A標準.相比氮素的去除，低溫對有機物的去除影響較小，無需生物強化即可實現CODCr達標.綜上，SBR反應器在低溫下運行出水中氨氮和總氮難以符合排放標準，是制約低溫污水處理達標的主要瓶頸.

2.3 反應器低溫強化階段效能

2.3.1 低溫強化階段氨氮的去除

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

圖6 SBR反應器低溫強化階段氨氮去除對比

低溫生物強化后對氨氮去除能力的提升可能有以下原因：強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物作為碳源對氨氮進行轉化的能力，在人為投加強化后由于具有可觀的數量和活性，可使氨氮質量濃度有明顯的去除；此外，強化載體聚氨酯泡沫具有明顯的孔隙結構和非常大的比表面積，對外界不良因素如低溫及代謝產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混合菌群流失.

2.3.2 低溫強化階段氧化態氮的積累

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

每天選取單周期出水與進水測定并計算硝氮積累量，以反映反應器硝氮的變化趨勢，結果如圖7所示.可以看出，1#反應器的硝氮積累量基本保持在11.14～14.48 mg／L，經強化后2#反應器的硝氮積累量出現了明顯下降.2#反應器強化開始后第17天硝氮積累量下降至7.31 mg／L并趨于平穩，其中與1#反應器的最大差值發生在第24天（高達8.22 mg／L），2#反應器的最低硝氮積累量為6.02 mg／L，發生在強化開始后第28天，同期的1#反應器硝氮積累量高達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水有機物對氨氮和硝氮進行同步去除，因此，2#反應器的硝氮積累量出現了明顯下降趨勢，強化效果明顯［15］.考慮到進水中可利用碳源并不十分充足，而反應器對原水的氨氮及產生硝氮的去除均需要碳源參與，所以，出水仍含有一定質量濃度的氨氮和硝氮，而無法實現對氮素物質的完全去除.

圖7 SBR反應器低溫強化階段硝氮積累量對比

2.3.3 低溫強化階段總氮與有機物的去除

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

由于第27天時2#反應器對氨氮和總氮降解去除率最高，選取該天測定污泥指標.經測定，第27天的載體附著生物膜平均干質量為0.142 g，1#和2#反應器混合液污泥質量濃度分別為3.501與3.062 g／L，計算得2#反應器總污泥質量濃度為4.127 g／L，污泥負荷分別為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器總污泥質量濃度，并有效改善好氧反硝化菌群在系統結構中比例，由污泥負荷對比可知，2#反應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量濃度下氮素的去除能力.

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未經強化的1#反應器出水CODCr在41.44～51.62mg／L，基本能達到COD出水一級A標準，其中最低出水CODCr41.44 mg／L發生在低溫強化開始后第25天.經過低溫強化的2#反應器出水CODCr則出現了較明顯的下降趨勢，由強化開始后第1天的46.93 mg／L逐漸下降至第9天的40.43mg／L，并從第10天起基本穩定在37.12～38.76 mg／L，其中最低出水CODCr37.12 mg／L發生在低溫強化開始后第18天.強化階段2#反應器的出水CODCr比同期未強化的1#反應器更低且更平緩穩定，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碳源作為營養和能量的來源，對碳源的利用率更高，使得2#反應器出水質量濃度有明顯的下降，同時出水質量濃度整體變化趨勢更為穩定.通過計算CODCr去除率也可得出類似結論，在低溫生物強化開始后，2#反應器的CODCr去除率逐漸升高，開始后的第8天起，其CODCr去除率達72.22%以上，強化開始后第16天，CODCr去除率達到最高（76.55%），同時其與未強化的CODCr去除率相差也最大，差值高達8.18%.

2.3.4 低溫強化階段單周期動態分析

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

圖9 強化開始第28天反應器單周期氮素轉化

圖10 強化開始第28天反應器單周期水質變化

2.3.5 載體潛在缺氧內核反硝化分析

為排除載體內部可能存在的缺氧區域對強化反應器脫氮效能的影響，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，并分別命名為1、2、3號搖瓶，搖床溫度和轉數分別為10℃和150 r／min.經過3 d的搖瓶培養，1號搖瓶中總氮質量濃度由初始值（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構，其內部可能存在缺氧區域，使部分脫氮微生物附著生長于其中，搖瓶中硝化作用產生的硝氮在該區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域去除硝化作用產生的硝氮，并在其內部缺氧區域實現缺氧反硝化以繼續去除硝氮和亞硝氮，避免亞硝氮積累以有效降低總氮質量濃度.

2.4 停止強化投加后持續效能

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

表3 強化停止后反應器持續運行出水水質對比mg·L-1

停止更換掛膜載體后，低溫好氧反硝化菌群的數量與活性受到影響，并出現一定流失，導致強化效能隨著停止強化時間增長而不斷弱化，但在停止強化后，殘余低溫好氧反硝化馴化菌群仍具有一定強化作用，這可能是由于載體掛膜階段將低溫異養馴化菌群固定在其內部的孔隙結構中，延緩了低溫異養馴化菌群被系統淘汰，并降低了菌群受外界不良環境的影響，延緩其被系統中其他微生物淘汰的進程，具有更長久的停留時間，并體現一定的持續強化去除效能.

3 結 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℃好氧環境下可實現氨氮、總氮和有機物的高效同步去除.

2）通過低溫好氧反硝化菌群與聚氨酯載體結合后投加進行生物強化，相比1#未強化反應器，2#反應器氨氮去除率提升10.31%～16.89%，總氮去除率提升25.07%～32.44%，且各項指標出水均達到一級A標準.

3）停止低溫生物強化10 d后，殘留低溫好氧反硝化菌群仍具有持續強化作用.相比1#反應器，2#反應器氨氮、硝氮、總氮和CODCr出水質量濃度仍分別下降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行后續優化，可作為改善污水低溫脫氮效能的一種新型強化手段，對工程實際中水廠冬季快速啟動和穩定運行提供一定參考.

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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.

國家自然科學基金（51108120，51178139）.

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

李 昂，ang.li.harbin＠gmail.com.