豬糞秸稈沼液短程硝化反硝化快速啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行研究

高興東，陳楊武，付世玉，董世陽(yáng)，周后珍，羅婭君，譚周亮*

（1.中國(guó)科學(xué)院成都生物研究所，成都 610041；2.綿陽(yáng)師范學(xué)院資源與環(huán)境工程學(xué)院，四川 綿陽(yáng) 621000）

隨著我國(guó)畜牧業(yè)的快速發(fā)展，畜禽養(yǎng)殖污染已經(jīng)成為農(nóng)業(yè)面源污染的主要因素之一[1]。2014 年，我國(guó)豬場(chǎng)糞污的排放總量達(dá)到了1.1×107t[2]，這些污染物若不經(jīng)妥善處理就直接排放，會(huì)對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重污染，其中NH3-N 污染尤其突出[3-4]。同時(shí)，作為農(nóng)業(yè)大國(guó)，每年有超過(guò)7 億t 的農(nóng)作物秸稈產(chǎn)生，近年來(lái)，秸稈綜合利用受到廣泛關(guān)注，但依舊存在秸稈收集困難、還田成本高、利用率低、收儲(chǔ)體系不健全等問(wèn)題[5]。研究表明，畜禽糞便與農(nóng)作物秸稈混合發(fā)酵可使有機(jī)物降解更徹底，從而提高甲烷產(chǎn)量[6-7]。因此，將畜禽糞污與農(nóng)作物秸稈進(jìn)行聯(lián)合發(fā)酵已逐漸成為近年來(lái)的研究熱點(diǎn)[8-10]。通過(guò)畜禽糞污與農(nóng)作物秸稈的混合發(fā)酵，一方面可實(shí)現(xiàn)厭氧發(fā)酵產(chǎn)沼氣，另一方面發(fā)酵產(chǎn)生的沼液沼渣具有豐富氮、磷、鉀及有機(jī)質(zhì)養(yǎng)分，可用作農(nóng)田灌溉，這樣既可再利用能源，又解決了環(huán)境污染問(wèn)題。

盡管畜禽糞污與農(nóng)作物秸稈混合發(fā)酵產(chǎn)生的沼液可用于農(nóng)田灌溉，但土地利用對(duì)沼液的需求具有周期性，而畜禽糞便的產(chǎn)生是連續(xù)的，因此存在沼液供需不平衡問(wèn)題。四川省是我國(guó)畜禽養(yǎng)殖大省，糞污產(chǎn)量大，導(dǎo)致其耕地氮污染負(fù)荷達(dá)202.98 kg·hm-2，遠(yuǎn)高于全國(guó)平均水平[11]。通過(guò)農(nóng)田灌溉尚不能有效解決沼液的消納問(wèn)題。近年來(lái)，異位發(fā)酵床以其無(wú)排污、異味輕、占地少、效率高等特點(diǎn)在畜禽養(yǎng)殖糞污處理中獲得了廣泛應(yīng)用，這一定程度上提升了畜禽糞污無(wú)害化處理與綜合利用率。然而，目前關(guān)于異位發(fā)酵床在墊料高度、發(fā)酵時(shí)間與重金屬富集、鹽漬化、抗生素殘留等方面的研究十分缺乏，對(duì)于其發(fā)酵產(chǎn)物是否可直接還田利用仍存在較大爭(zhēng)議[12]。因此，在當(dāng)前集約化養(yǎng)殖的現(xiàn)狀條件下，對(duì)部分沼液廢水進(jìn)行無(wú)害化處理顯得十分必要。沼液的達(dá)標(biāo)處理以生化法為主，處理工藝包括厭氧、好氧以及厭氧-好氧組合處理等工藝。然而，傳統(tǒng)的生化處理工藝存在運(yùn)行不穩(wěn)定、脫氮效率低、運(yùn)行成本高等問(wèn)題[13-15]，對(duì)于低成本、運(yùn)行穩(wěn)定、可操作性強(qiáng)的生物脫氮技術(shù)的探索迫在眉睫。

近年來(lái)，短程硝化反硝化、厭氧氨氧化、反硝化除磷等一批新型高效脫氮技術(shù)受到廣泛關(guān)注并成為研究熱點(diǎn)。其中，短程硝化反硝化技術(shù)是將硝化反應(yīng)控制在 NO-2-N 階段，不進(jìn)行 NO-2-N 至 NO-3-N 的轉(zhuǎn)化，直接進(jìn)行反硝化反應(yīng)[16]，縮短了反應(yīng)歷程，因此較傳統(tǒng)的硝化反硝化技術(shù)具有諸多優(yōu)勢(shì)，如降低25%曝氣量、節(jié)省40%碳源、減小污泥產(chǎn)量、降低堿度投加量以及縮短反應(yīng)時(shí)間等[17]。一般認(rèn)為，大于50%的NO-2-N積累率是短程硝化成功的標(biāo)志。當(dāng)前，國(guó)內(nèi)外利用氨氧化細(xì)菌（AOB）與亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的生長(zhǎng)性狀差異，通過(guò)控制運(yùn)行條件逐漸淘汰NOB，富集AOB等策略，已經(jīng)成功實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化的啟動(dòng)[18-24]。短程硝化的實(shí)現(xiàn)關(guān)鍵在于富集AOB、淘汰或抑制NOB 的生長(zhǎng)，但在自然環(huán)境中，NOB 相比 AOB 更易于生長(zhǎng)[21]，難以形成短程硝化，因此需對(duì)微生物生長(zhǎng)環(huán)境進(jìn)行適當(dāng)調(diào)控，短程硝化反硝化才能得以實(shí)現(xiàn)。目前的主要調(diào)控策略為直接向系統(tǒng)接種活性污泥然后通過(guò)溶解氧（DO）、pH、氨濃度等條件控制，逐漸實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的積累，從而實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化,但啟動(dòng)時(shí)間普遍較長(zhǎng)，如趙晴等[25]對(duì)垃圾滲濾液中試短程硝化工藝的啟動(dòng)時(shí)間為60 d；穆劍楠[26]以厭氧污泥為種泥，29 d內(nèi)實(shí)現(xiàn)了短程硝化啟動(dòng)；Blackburne 等[27]通過(guò)曝氣和抑制劑雙重控制，經(jīng)70 d實(shí)現(xiàn)了短程硝化。生物強(qiáng)化是通過(guò)向系統(tǒng)投加優(yōu)勢(shì)菌種，以提高系統(tǒng)處理能力的方法，具有縮短微生物馴化培養(yǎng)時(shí)間、強(qiáng)化污染物去除等優(yōu)點(diǎn)，在廢水處理中已顯示出其獨(dú)特的作用[28]。本實(shí)驗(yàn)室前期利用生物強(qiáng)化技術(shù)在煉油廢水、苯胺廢水等難降解有機(jī)廢水處理中也取得了良好的效果[29-30]。基于此，本文采用泥膜一體化處理系統(tǒng)（IFAS，主體工藝為A/O 工藝）處理豬糞秸稈厭氧沼液，考察了實(shí)驗(yàn)室自制菌劑（氨氧化菌劑、反硝化菌劑）在沼液短程硝化反硝化快速啟動(dòng)過(guò)程中的應(yīng)用效果，探究了整個(gè)運(yùn)行期間系統(tǒng)的硝化菌豐度變化情況，并評(píng)估了生物強(qiáng)化作用下系統(tǒng)的短程硝化反硝化性能，旨在為實(shí)際廢水的短程硝化反硝化快速啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行提供技術(shù)參考。

1 材料和方法

1.1 短程硝化反硝化菌劑制備

1.1.1 菌劑培養(yǎng)裝置及接種物來(lái)源

氨氧化菌劑、反硝化菌劑的制備均在SBR 反應(yīng)器（有效容積50 L）中完成。其中，氨氧化菌劑制備裝置配有曝氣泵，反硝化菌劑制備裝置配有攪拌器。制備氨氧化菌劑的接種物為四川省綿陽(yáng)市某生活污水處理廠好氧處理單元中的活性污泥，制備反硝化菌劑的接種物由實(shí)驗(yàn)室已馴化獲得的反硝化菌劑經(jīng)活化而來(lái)。

1.1.2 菌劑的制備

分別采用人工合成硝化培養(yǎng)基[31]、反硝化培養(yǎng)基[32]來(lái)制備氨氧化菌劑與反硝化菌劑，微量元素的配制參考Chen等[33]的方法。

氨氧化菌劑制備：控制SBR 反應(yīng)器運(yùn)行條件為pH 7.5～8.5、DO 0.5～7.0 mg· L-1，培養(yǎng)溫度 15～20 ℃，NH3-N 濃度保持在80～150 mg·L-1。菌劑制備過(guò)程可分為3 個(gè)階段，分別為：1～5 d，活性恢復(fù)；6～7 d，NOB活性抑制；8～12 d，AOB 快速生長(zhǎng)。最終，在第12 d，氨氧化速率達(dá)到積累率達(dá)到了69.6%，意味著氨氧化菌劑的制備成功（圖1A）。

反硝化菌劑制備：控制SBR 反應(yīng)器運(yùn)行條件為pH 8.0～8.5、DO＜0.2 mg·L-1，培養(yǎng)溫度15～20 ℃，進(jìn)水濃度隨其降解效果逐漸提高，濃度范圍為50～600 mg·L-1。原反硝化菌劑效果較好，在第1 d 時(shí)去除速率即達(dá)到23.24 mg·L-1·h-1，整個(gè)馴化過(guò)程中平均去除速率為平均去除率達(dá)到98.85%（圖1B）。

1.2 一體化IFAS工藝啟動(dòng)運(yùn)行

1.2.1 一體化裝置組成及工藝流程

試驗(yàn)所用裝置為長(zhǎng)4.6 m、寬1.8 m、高2.0 m 的泥膜一體化反應(yīng)器（IFAS），其主體工藝為A/O 工藝，裝置主要包括主箱體和設(shè)備間。主箱體主要是工藝流程中各個(gè)階段的反應(yīng)池；反應(yīng)池主要包括調(diào)節(jié)池、初沉池、缺氧池、好氧池和豎流沉淀池，缺氧池有效容積為2.7 m3，好氧池有效容積為4.3 m3，缺氧池和好氧池掛有組合填料，缺氧池?cái)嚢璺绞綖榇┛灼貧鈹嚢琛ＴO(shè)備間放置進(jìn)水泵、回流泵、風(fēng)機(jī)與電控柜；電控柜可對(duì)各用電設(shè)備進(jìn)行自動(dòng)化控制，工藝流程見(jiàn)圖2。

1.2.2 一體化裝置的啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行

短程硝化反硝化啟動(dòng)策略為缺氧池、好氧池先獨(dú)立啟動(dòng)，后聯(lián)合運(yùn)行。分別將120 L 氨氧化菌劑和40 L 反硝化菌劑潑灑到好氧池和缺氧池的填料上，控制好氧池 DO 6.0～8.0 mg· L-1，pH 6.9～7.8；缺氧池 DO 0.2～0.5 mg·L-1，pH 7.8～8.6，進(jìn)水由人工培養(yǎng)基逐漸向?qū)嶋H秸稈豬糞混合發(fā)酵沼液廢水轉(zhuǎn)變，最后實(shí)現(xiàn)連續(xù)進(jìn)水并開(kāi)啟混合液回流，完成啟動(dòng)；系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行期間，進(jìn)豬糞秸稈沼液水0.7 m3·d-1，控制混合液回流比300%，水力停留時(shí)間為10 d，污泥齡為10 d，好氧池 DO 0.5～2.0 mg·L-1，缺氧池 DO 0.2～0.5 mg·L-1，好氧池、缺氧池pH 為7.5～8.0，整個(gè)運(yùn)行期間，水溫為25～30 ℃。秸稈豬糞混合發(fā)酵沼液廢水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。

表1 沼液水質(zhì)（mg·L-1）Table 1 Characteristics of slurry（mg·L-1）

一體化裝置缺氧池、好氧池中單位體積的污染物去除量計(jì)算：

式中：ro、rA分別為缺氧池、好氧池單位體積污染物去除量，mg·L-1；CI為進(jìn)水污染物濃度，mg·L-1；CA為好氧池污染物濃度，mg·L-1；CO為缺氧池污染物濃度，mg·L-1；R為回流比。

1.3 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

活性污泥和生物膜樣品均取自一體化裝置的中間位置，活性污泥取樣后立即在5 000 r·min-1轉(zhuǎn)速下離心10 min，棄上清液，將污泥樣品轉(zhuǎn)移到10 mL 滅菌離心管，置于冰盒中送至實(shí)驗(yàn)室-80 ℃冰箱保存；生物膜樣品從填料上剪取后置于10 mL 滅菌離心管，然后置于冰盒中送至實(shí)驗(yàn)室-80 ℃冰箱保存。樣品總細(xì)菌DNA 的提取采用MoBio 土壤基因組DNA 強(qiáng)力提取試劑盒進(jìn)行提取，提取過(guò)程嚴(yán)格按照試劑盒說(shuō)明書(shū)進(jìn)行操作。在此基礎(chǔ)之上，取20 μL基因組DNA樣品進(jìn)行高通量測(cè)序。高通量測(cè)序序列結(jié)果采用QIIME Pipeline-Version 1.7.0 進(jìn)行處理，測(cè)序序列經(jīng)過(guò)序列拼接、質(zhì)量控制、去嵌合體和重抽樣等過(guò)程處理后進(jìn)行后續(xù)處理過(guò)程，對(duì)高質(zhì)量序列進(jìn)行OTU 挑選、OTU 代表性序列的物種注釋等生成OTU 表，用于下游物種的相對(duì)豐度分析。

1.4 檢測(cè)指標(biāo)及分析方法

COD、NH3-NTN 等指標(biāo)測(cè)定采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法[34-35]，pH、DO、溫度用哈希便攜式多功能水質(zhì)測(cè)定儀（HQ40D）進(jìn)行測(cè)定。

2 結(jié)果與討論

2.1 一體化裝置的快速啟動(dòng)

本研究短程硝化反硝化啟動(dòng)時(shí)間為17 d，由于前期菌劑制備階段就已經(jīng)完成了AOB 的富集，獲得高濃度的高效菌劑，因此本研究啟動(dòng)時(shí)間短于類(lèi)似研究。如陳曉軒等[36]采用SBR 工藝在第61 d 完成了模擬廢水的短程硝化啟動(dòng)。張昭等[37]對(duì)小試規(guī)模的SBR短程硝化反硝化研究中，啟動(dòng)第20 d，系統(tǒng)積累率達(dá)到80%，氨氧化率超過(guò)70%。Gu等[20]通過(guò)中試規(guī)模SBR 反應(yīng)器，采用控制曝氣和pH 的策略，在40 d內(nèi)完成了短程硝化啟動(dòng)。因此，相比直接接種活性污泥來(lái)實(shí)現(xiàn)反應(yīng)器的啟動(dòng)，投加菌劑可有效縮短短程硝化反硝化工藝的啟動(dòng)時(shí)間。

2.2 一體化裝置穩(wěn)定運(yùn)行效果

穩(wěn)定運(yùn)行期間，系統(tǒng)平均進(jìn)水COD 11 302.0 mg·L-1，平均出水COD 889.1 mg·L-1（圖4A）。COD 平均去除率為92.1%，平均有機(jī)負(fù)荷為1 040.0 mg·L-1·d-1。小試研究證明，即使延長(zhǎng)水力停留時(shí)間出水COD 值也不再降低（數(shù)據(jù)未給出），說(shuō)明出水中較高的COD主要由難降解有機(jī)物組成，這是因?yàn)檎右喊l(fā)酵原料主要為玉米秸稈，含有大量的木質(zhì)素、纖維素等難降解有機(jī)物，不易被微生物利用[38]。研究指出，白腐霉等真菌對(duì)秸稈中木質(zhì)素等難降解有機(jī)物具有良好的降解效果[39-40]，因此，對(duì)此類(lèi)廢水，可嘗試在啟動(dòng)階段接種白腐菌，以提高COD去除率。

如圖4B 所示，系統(tǒng)平均進(jìn)水NH3-N 670.5 mg·L-1，平均出水 NH3-N 20.4 mg·L-1，NH3-N 平均去除率為 97.0%，好氧池平均 NH3-N 負(fù)荷為110 mg·L-1·d-1，氨氮去除效果良好。進(jìn)水NH3-N 濃度總體呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，而出水NH3-N 濃度則隨進(jìn)水COD、NH3-N 的波動(dòng)而產(chǎn)生波動(dòng)，如第2～4 d 進(jìn)水NH3-N 上升明顯，導(dǎo)致出水NH3-N 從第3 d 開(kāi)始上升，到第5 d 達(dá)到最高值66.8 mg·L-1，但出水NH3-N 仍可滿(mǎn)足《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18596—2001）中氨氮的限值（80 mg·L-1），說(shuō)明IFAS 系統(tǒng)在處理沼液廢水時(shí)抗沖擊能力較強(qiáng)。

系統(tǒng)進(jìn)水 TN 濃度平均為 751.2 mg·L-1，出水 TN濃度平均為72.3 mg·L-1（圖4C），系統(tǒng)對(duì)TN 的去除率呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，由最初81.8%上升到最后的93.0%，平均去除率達(dá)到90.1%。穩(wěn)定階段進(jìn)水碳氮比為15，反硝化碳源充足，所以系統(tǒng)對(duì)TN 的去除效果良好。本系統(tǒng)在穩(wěn)定階段并沒(méi)有污泥回流，則A/O 工藝的理論脫氮率應(yīng)為r/（1+r），r為混合液回流比，%。本階段r為300%，則理論脫氮率應(yīng)為75%，但是實(shí)際脫氮率90.1%，遠(yuǎn)高于理論脫氮率，這與吳昌永[41]的研究一致，可能的原因有：微生物同化，一部分氮被固定到微生物體內(nèi)；同步硝化反硝化途徑去除，而本階段好氧池 DO 0.5～2.0 mg·L-1，缺氧池 DO 小于 0.5 mg·L-1，此外系統(tǒng)填充的填料可為不同微生物創(chuàng)造不同生態(tài)位，缺氧池與好氧池均滿(mǎn)足同步硝化反硝化脫氮條件。盧陽(yáng)陽(yáng)[42]的研究表明，控制溶解在1.4～1.6 mg·L-1范圍內(nèi)，可取得良好的同步硝化反硝化效果。

目前，國(guó)內(nèi)外針對(duì)高氨氮廢水的短程硝化反硝化開(kāi)展了較為廣泛的研究。如趙明[44]采用A/O-MBR 工藝對(duì)養(yǎng)豬沼液的處理研究中，COD、NH3-N 的去除率分別為70.6%和99.4%，但TN 去除率則低于30%。Hou 等[45]實(shí)現(xiàn)了模擬廢水的短程硝化反硝化處理，NH3-N和TN的去除率分別是94.6%和82.6%，且證明短程硝化反硝化與同等條件的全程硝化反硝化相比，TN 去除率提高55%。由上可知，本研究與同類(lèi)研究相比具有更高效的污染物去除效果，說(shuō)明IFAS 工藝與生物強(qiáng)化適用于沼液廢水中污染物的強(qiáng)化處理。

在整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中，IFAS 系統(tǒng)的混合液回流比為300%，污泥回流未開(kāi)啟，如圖5 所示，缺氧池、好氧池對(duì) NH3-N 的平均去除量分別為 109.5、56.9 mg·L-1·d-1，缺氧池、好氧池對(duì)NH3-N 去除貢獻(xiàn)分別為65.8%和34.2%，尤其到運(yùn)行后期（7～10 d）系統(tǒng)90%以上的NH3-N 去除發(fā)生在缺氧池。該結(jié)果與A/O 工藝的缺氧反硝化、好氧硝化理論不相符。一方面，本系統(tǒng)缺氧池生物量高于好氧池。另一方面，雖然缺氧池DO基本都小于0.5 mg·L-1，但缺氧池?cái)嚢璺绞綖槠貧鈹嚢瑁貧膺^(guò)程中給缺氧池帶進(jìn)去大量溶解氧，使得NH3-N 在AOB 作用下發(fā)生了短程硝化反應(yīng)，這使缺氧池AOB 得到大量繁殖，而到后期缺氧池AOB 數(shù)量越來(lái)越多，導(dǎo)致在缺氧池NH3-N降解基本完成；TN去除方面，缺氧池、好氧池對(duì)TN 的平均去除量分別為137.3、37.1 mg·L-1·d-1，兩者對(duì) TN 去除的貢獻(xiàn)分別占比78.6%和21.4%。整體而言，TN 的去除發(fā)生在缺氧池，可能是由于缺氧池中反硝化、同步硝化反硝化甚至微生物同化共同作用的結(jié)果。此外，好氧池中填充有填料，填料生物膜厚度較大，氧氣傳遞存在梯度，導(dǎo)致膜內(nèi)部溶解氧濃度較低，滿(mǎn)足了同步硝化反硝化微觀理論的條件，故好氧池中也貢獻(xiàn)了部分TN的去除。這與潘松青等[46]采用A/O 生物膜-活性污泥法處理養(yǎng)豬廢水時(shí)發(fā)現(xiàn)缺氧池好氧池均存在TN 的去除，且同步硝化反硝化作用主要發(fā)生在缺氧池的研究結(jié)論一致。

2.3 啟動(dòng)過(guò)程中硝化細(xì)菌豐度變化

IFAS 系統(tǒng)啟動(dòng)前后硝化細(xì)菌（AOB、NOB）的相對(duì)豐度如表2 所示。裝置啟動(dòng)第1 d，缺氧池硝化細(xì)菌相對(duì)豐度均為0，即缺氧池中不存在硝化細(xì)菌，這是因?yàn)槿毖醭夭捎门囵B(yǎng)的反硝化菌劑進(jìn)行啟動(dòng)，所以初始的菌群中無(wú)AOB 及NOB 的存在；裝置啟動(dòng)成功后，16 d 混合液回流完全開(kāi)啟，好氧池的硝化菌群會(huì)有部分轉(zhuǎn)移至缺氧池，但缺氧池污泥和膜上均未檢測(cè)到NOB 的存在，說(shuō)明缺氧池中的運(yùn)行條件能夠很好的維持短程硝化過(guò)程。

表2 啟動(dòng)階段硝化細(xì)菌相對(duì)豐度（%）Table 2 Nitrifier abundance in anoxic and aerobic tanks during start-up stage（%）

好氧池通過(guò)添加氨氧化菌劑啟動(dòng)，啟動(dòng)初期菌劑中除了 AOB（Nitrosomonas 和 Nitrosococcus），還檢測(cè)到了 NOB（Nitrospira），且 NOB 豐度比 AOB 豐度更高[NOB（/AOB+NOB）=57.1%]，推測(cè)氨氧化菌劑制備過(guò)程中NOB 只是活性被抑制，并未被淘汰；裝置啟動(dòng)成功后，好氧池中未檢測(cè)到NOB，表明此時(shí)NOB 在裝置中被完全淘汰；與此同時(shí)，生物膜上AOB 的豐度由0.003 6%上升至0.014 3%，增長(zhǎng)至原來(lái)的4 倍，而污泥中AOB 的豐度僅為0.003 1%，說(shuō)明硝化作用主要在生物膜上完成。此外，缺氧池與好氧池濃度平均值分別為 3.7、4.4 mg·L-1，且好氧池 NH3-N 濃度16～23 d由190.5 mg·L-1下降至20.7 mg·L-1，表明裝置短程硝化效果較好。

3 結(jié)論

（1）本研究采用泥膜一體化反應(yīng)器系統(tǒng)處理豬糞與秸稈混合發(fā)酵沼液，通過(guò)添加氨氧化菌劑與反硝化菌劑，缺氧池與好氧池先分別獨(dú)立啟動(dòng)，后聯(lián)合運(yùn)行的策略，17 d 內(nèi)實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化的啟動(dòng)，證實(shí)了生物強(qiáng)化在沼液短程硝化反硝化快速啟動(dòng)過(guò)程中的應(yīng)用潛力。

（3）分子生物學(xué)結(jié)果表明，亞硝酸鹽氧化細(xì)菌存在于氨氧化菌劑中，僅是活性被抑制，在反應(yīng)器連續(xù)運(yùn)行后，亞硝酸鹽氧化細(xì)菌逐漸被淘洗出系統(tǒng)。綜上，本研究中采用的泥膜一體化反應(yīng)器工藝及其運(yùn)行條件利于沼液短程硝化反硝化過(guò)程的穩(wěn)定維持，可為實(shí)際沼液短程硝化反硝化處理提供技術(shù)支撐。