ＩＮＤＵＳＴＲＩＡｌ。ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲ
工业用水与废水
Ｖ０１．４０
Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．．２００９
矿。‘ｏ’ｏ。ｏ．ｏ．ｏ‘。‘ｏ’ｏ‘ｏ．。．、
５废水处理及回用２
、、．ｏ．ｏ．ｏ．ｃ，．ｏ．ｃ｝．ｏ．ｏ．ｏ．．‘》．ｏ．口
碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮性能影响研究
胡婷，黄少斌，邓康
（华南理工大学环境科学与工程学院，广州
５１０（０）６）
摘要：以某钢铁厂的二级出水为研究对象，研究了曝气生物滤池（ＢＡＦ）系统的挂膜．不同碳源类型和温度对该系统脱氛的影响。结果表明：利用含有硝化茵与好氧反硝化茵的富集茵液进行挂膜．１６ｄ基本完成挂膜．氨氮、硝态氮的去除率分别高达９０．２％和９２．２％。不同碳源类型对系统的脱氮性能影响存在差异，以葡萄糖和乙醇作为碳源时效果最佳，氨氮和硝态氮的去除率均超过８５％，总无机氮去除率分别是９３．４％、９５．６％。乙酸钠为碳源时亚硝态氮的质量浓度积累最高达５．７９ｍｇ／Ｌ，采用其它碳源时亚硝态氮几乎没有积累；当不投加外部碳源时，通过内源呼吸代谢作用进行硝化反硝化效果最差，总无机氮的去除率仅有２０．４％。随着温度的上升，硝化和反硝化效果逐渐升高，其中硝化的最适温度是在２７．３℃左右．氨氮的去除率高达９１．１％．好氧反硝化过程对温度的耐受性比较好。在１７．５—３３．１℃时，平均去除率大于９０％。
关键词：曝气生物滤池；硝化；好氧反硝化；碳源；温度
中图分类号：Ｘ７０３．１
文献标识码：Ａ文章编号：１００９—２４５５（２００９）０６—００２２—０６
ＩｎｆｌｕｅｎｃｅｓｏｆｃａｒｂｏｎＳＯｕｒｃｅａｎｄ
ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
ｏｎ
ｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｍＯｖａｌ
ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅｏｆＢＡＦ
ＨＵＴｉｎｇ，ＨＵＡＮＧＳｈａｏ—ｂｉｎ，ＤＥＮＧＫａｎｇ
（ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＳｏｕｔｈＣｈｉｎａＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０００６，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔａｋｉｎｇｓｅｃｏｎｄａｒｙｅｆｆｌｕｅｎｔｆｒｏｍａｅｒａｔｅｄ
ａ
ｓｔｅｅｌｐｌａｎｔ
ｓｏｕｒｃｅ
ａｓ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ｏｂｊｅｃｔ，ｔｈｅ
ｏｎ
ｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇｏｆｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ
ｆｉｈｅｒ（ＢＡＦ）ａｎｄ
ｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｃｅｓｏｆｃａｒｂｏｎ
ａｎｄｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｍｏｖａｌｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅｏｆｔｈｅ
ｓｙｓｔｅｍｗｅｒｅｓｔｕｄｉｅｄ．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔ：ｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇｗａｓｃｏｍｐｌｅｔｅｄａｎｄｔｈｅｒｅｍｏｖａｌ
ｒａｔｅｓ
ｏｆａｍｍｏｎｉａ—ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｎｉｔｒａｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｗｅｒｅ
９０．２％ａｎｄ９２．２％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙａｆｔｅｒ１６ｄａｙｓｏｆｃｕｌｔｉｖａｔｉｏｎｕｓｉｎｇ
ｕｓｅ
ｅｎｒｉｃｈｍｅｎｔｃｕｌｔｕｒｅｗｈｉｃｈｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａａｎｄａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａ．ｒｎｌｅ
ｓｏｕｒｃｅ
ｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ａｆｆｅｃｔｅｄｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｍｏｖａｌ
ｗｅｒｅ
ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ
ｏｆｔｈｅ
ｓｙｓｔｅｍ．ｎｅ
ｗｅｒｅ
ｂｅｓｔｅｆｆｅｃｔｗａｓｏｂｔａｉｎｅｄｗｈｅｎｇｌｕｃｏｓｅａｎｄ
ｅｔｈａｎｏｌｕｓｅｄ
ａｓ
ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ：ｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｓｏｆａｍｍｏｎｉａ．．ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｎｉｔｒａｔｅ．．ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｅｒｅｂｏｔｈａｂｏｖｅ
ｒａｔｅｓ
８５％ａｎｄｔｈｅｒｅｍｏｖａｌ
ｏｆｔｏｔａｌｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＴＩＮｌ９３．４％ａｎｄ９５．６％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｔｈｅａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｆ
ｎｉｔｒｉｔｅｗａｓｕｐｔｏ５．７９ｍｇ／Ｌｗｈｅｎｕｓｉｎｇｓｏｄｉｕｍａｃｅｔａｔｅｍｅａｓｕｒｅｄｗｈｅｎｏｔｈｅｒｃａｒｂｏｎｗｉｔｈｏｕｔｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅ
ｓｏｕｒｃｅｓ
ａｓ
ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ，ｈｏｗｅｖｅｒ，ｎｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒｉｔｅＷａｓ
ｗｅｒｅ
ｕｓｅｄ．’ｎｌｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ－ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｅｆｆｅｃｔｂｙｅｎｄｏｇｅｎｏｕｓｒｅｓｐｉｒａｔｉｏｎ
ａｓ
ａｄｄｅｄｗａｓｔｈｅｗｏｒｓｔ，ｗｈｉｃｈｍａｎｉｆｅｓｔｅｄ
ｔｈｅｌＯＷｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｏｆ
ＴＩＮ（ｏｎｌｙ２０．４％１．Ｔｈｅｅｆｆｅｃｔ
ｏｆｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｉｎｃｒｅａｓｅｄｗｉｔｈｔｈｅｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ．ＴｈｅｏｐｔｉｍｕｍｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｆｏｒｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎＷａｓａｂｏｕｔ２７．３ｏＣ，ｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｏｆａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎｗａｓｕｐｔｏ９１．１％．Ｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｈａｄ
ａ
ｗｉｄｅｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｅｎｄｕｒａｎｃｅａｒｅａ，ｔｈｅａｖｅｒａｇｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｏｆｎｉｔｒａｔｅｗａｓａｂｏｖｅ９０％ａｔｔｈｅ
ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｆ１７．５—３３．１℃．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌａｅｒａｔｅｄｆｉｌｔｅｒ；ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ；ａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ；ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ；ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
。
态的氮还会因硝化作用消耗水体中的氧，造成水体
・２２・
苎氮废水不仅会造成水体的富营养化，其还原
基金项目：嚣占勰翟Ａ‘２。７７７。１９’；广东省科技厅重
收稿日期：２００９—０７—２０；修回日期：２００９一０８—２４
万方数据
胡婷．黄少斌，邓康：碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮件能影响研究
恶臭；水体中的硝酸盐不仅会对人体和生物造成毒害，而且会增加水处理成本。传统的生物脱氮理论认为．硝化反应发生在好氧条件下，反硝化只能在厌氧的条件下发生…。生物硝化反硝化不能够在同～反应器中进行。随着研究的不断深入。近年来国内外的不少研究认为反硝化可以在有氧条件下进行［２－７］．为实现好氧反硝化以及同步硝化反硝化提供了可能。同步硝化反硝化（ＳＮＤ）是指硝化和反硝化反应在同一反应器中、相同操作条件下发生的现象。它与传统生物脱氮工艺相比，具有节省反应器体积。缩短反应时间和无需酸碱中和等优点。本文以某钢铁厂的二级出水为研究对象．利用曝气生物滤池（ＢＡＦ）来实现同时硝化反硝化，研究该系统在不同碳源和温度下脱氮的性能。为其在工程上的应用提供技术支持。ｌ材料与方法１．１试验装置
ＢＡＦ系统由曝气系统、配水系统、生物滤池及动力系统组合而成。试验装置如图１所示。滤池部分总容积为１２Ｌ，填料层堆积体积为３Ｌ，有效容积为９Ｌ。生物滤池由有机玻璃制成，内填充聚丙烯球形填料，直径２５ｍｍ。孔隙率达０．８１，密度为０．１４ｇ／ｃｍ３，比表面积为５００ｍ２／ｍ３。进水流量为１．２９Ｌ／ｈ。系统底部为平型结构．配有曝气系统，并配用可活动的带孑Ｌ支撑板，用于负载填料，同时可以使气体分布更均匀。上部也有一个带方孔的挡板，能避免填料随出水流出。
①气泵②转子流景计③空气扩散装置④滤料⑤水泵⑥配水箱⑦球阀
图ｌ
曝气生物滤池构成示意
Ｆｉｇ．１
ＣｏｎｆｉｇｕｒａｔｉｏｎｏｆＢＡＦ
１．２原水水质
试验原水采用某钢铁厂二级出水．主要水质指标：ｐ（ＣＯＤ）＜５０ｍ∥Ｌ、ｐ（ＮＯｆ－Ｎ）＝８０一１５０ｍｇ／
Ｌ、ｐ（Ｎ０２－－Ｎ）＝０ｍｇ／Ｌ、ｐ（ＮＨ３一Ｎ）＝６～２０ｍｇ／Ｌ。
１．３分析方法
ＣＯＤ：重铬酸钾滴定法；ＮＨ３一Ｎ：纳氏试剂分
万
方数据光光度法；Ｎ０３一－Ｎ：紫外分光光度法；Ｎ０２－－Ｎ：Ｎ一（１一萘基）一乙二胺光度法；溶解氧（ＤＯ）采用雷磁ＪＰＢ一６０７便携式溶解氧测定仪测定。
ｐ（ＴＩＮ）＝ｐ（ＮＨ３－Ｎ）＋ｐ（Ｎ０３－＿Ｎ）＋ｐ（ＮＯｆ－Ｎ）
（１）
１．４试验方法
在试验过程采用某钢铁厂经过处理后的低碳高浓度含氮废水进行试验研究。主要通过控制不同碳源类型、不同温度来研究整个反应器硝化和反硝化效果。采用间歇式进水方式运行。首先用计量泵将配水系统中的废水提升到生物滤池的底部。当水量为９Ｌ时停止加水，反应时间为７ｈ。废水经过滤料，在微生物的作用下将氨氮、硝态氮、亚硝态氮还原成氮气排入大气。出水通过锯齿堰溢流出水。采用溶氧仪监测反应器中的ＤＯ值。通过调节曝气系统控制ＤＯ在恒定的水平。气流方向与水流方向都为上流式。２结果与讨论２．１挂膜与启动
本试验所用的微生物来源于实验室筛选出的兼性异养好氧反硝化菌体系，同时还有部分硝化细菌存在。主要菌种为Ａｃｉｎｅｔｏｂａｃｔｅｒ
ｓｐ．、触ｂｓｉｅｌｌａｓｐ．
和Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓｓｐ．［８］。取一定量富集菌液，按照体
积分数为１０％的接种量接种在一定量的活化培养基中，在３０℃下的恒温培养箱中活化培养。测定微生物的硝化与好氧反硝化效果．待微生物的活性恢复后，将上述富含微生物的液体培养基按照体积分数为２０％的接种量加入ＢＡＦ中进行挂膜培养，挂膜阶段在室内常温２５℃左右下运行，采用葡萄糖作为碳源，闷曝。经过１６ｄ的连续培养出水氨氮、硝态氮、亚硝态氮都很低，出水水质稳定．表明挂膜成功。观察填料表面可见附着有浅黄色生物絮体，随着反应的继续进行．填料球上的生物膜逐渐增厚且致密，最后覆盖整个填料球。挂膜阶段的试验结果如图２、图３所示。
从图２中可以看出，挂膜过程中硝化效率逐渐升高。在前５ｄ，氨氮去除率比较低，主要是因为接种的富集菌液体是以兼性异养好氧反硝化菌为主，硝化细菌较少。经过培养驯化．系统中的自养硝化细菌数量逐渐增多，产生了一个硝化菌和反硝化菌共存的生物体系，因而硝化效果逐渐提高并趋于稳定。经过１０ｄ的挂膜驯化，氨氮去除率达到
・２３・
ＩＮＤＵＳＴＲＩＡｌ。ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲ
工业用水与废水
Ｖ０１．４０Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．，２００９
—２０１００々
１６
８０
术
罢１２
６０诔
彳８４０篮
稍皇
４２０ｑ
０
Ｏ
３
６
９
１２
１５
１８
挂膜时问／ｄ
一进水一出水一去除率
图２挂膜阶段氨氮的变化
Ｆｉｇ．２
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉａ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｕｒｉｎｇｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇ１５０１００—１２０
８０
术
：９０６０杂
要６０
４０蟹
啪气
３０２０
Ｏ
Ｏ
３
６
９
１２
１５
１８
挂膜时间／ｄ
一进水硝态氮十出水亚硝态氮一出水硝态氮一硝态氮去除率
图３挂膜阶段硝态氮和亚硝态氮的变化
Ｆｉｇ．３
Ｖａｒａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅ－ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｎｉｔｒｉｔｅ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｕｒｉｎｇ
ｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇ
６０％以上。在第１６天出水氨氮的质量浓度降至
１．２９
ｍｇ／Ｌ。去除率高达９０．２％。
从图３可见，挂膜过程中系统反硝化效率逐渐
升高。在前４ｄ反硝化效果很差，亚硝酸盐逐渐积累。因此．在第４天后按照体积分数为２０％的比例再次接种。第５天后硝态氮的去除率提高至４５％左右．但亚硝酸盐积累也很严重。质量浓度最高达２３．９６ｍ∥Ｌ。这可能是因为系统运行初期，亚硝酸还原酶的活性不高。因此导致亚硝态氮的积累。随着系统生物量的增多，反硝化效率得到进一步提高．到第１０天，硝态氮去除率已经达到了６０％以上：第１６天去除率高达９２．２％，并且亚硝态氮几乎不出现积累，最终的质量浓度只有０．０８
ｍ饥。从氨氮和硝态氮的去除率可知系统具有硝
化与好氧反硝化效果。由于本试验采用较纯的富集菌液来进行挂膜，因此能高效快捷的完成挂膜。与其它挂膜方法相比挂膜时间要短【９】。２．２不同碳源对系统脱氮性能的影响
钢铁厂的二级出水是低碳高氮废水，要额外投加碳源。由于本系统以好氧反硝化为主。系统中异
养微生物起主导作用，外加碳源的类型将会对这些
・２４・
万
方数据微生物产生影响。因此，寻找合适的碳源种类对系统的脱氮将有重要的意义。本试验在室温２５℃下，当碳氮质量比（ｍ（ＣＯＤ）／ｍ（ＴＩＮ））为７，溶解氧的质量浓度为３．５ｍｇ／Ｌ，研究葡萄糖、乙醇、甲醇、乙酸钠和系统内源呼吸碳源（简称内碳源）对系统脱氮性能的影响。每次改变碳源系统都需要先稳定３ｄ以上。试验结果如图４、图５、图６所示。２．２．１不同碳源对氨氮去除的影响
氨氮的转化主要是通过硝化细菌的硝化作用来完成的．硝化菌属自养菌．碳源不是它的主要生长限制因素。从图４可以知道。整个系统的硝化效果
都较高。在采用葡萄糖作为碳源时，氨氮的质量浓度由初始值１１．０９ｍｇ／Ｌ变为０．８２ｍｇ／Ｌ，去除率为９２．６％；乙醇作为碳源时，氨氮的质量浓度由初始值１０．５７ｍｇ／Ｌ变为１．５３ｍ∥Ｌ，去除率为８５．５％；甲醇、乙酸钠和内碳源作为碳源时，氨氮的去除率分别为８１．８％、８３．８％，４３．６％。其中以内碳源条件下最差。这是因为硝化细菌是一种自养菌，主要利用无机碳的氧化来获取能量。所以有机碳源对其影响较小。但是不同的碳源还是表现出了一些差异，可能是由于不同碳源对异养反硝化菌的影响较大．导致异养反硝化菌的生物量有差异（在试验过程中发现采用葡萄糖、乙醇等碳源形成的生物膜更厚而且致密）。而反硝化菌可能对硝化菌有一定的抑制作用，最后引起硝化菌的生物量的不同，导致对硝化效果表现出一些差异。当不向系统中投加外部碳源时，异养好氧反硝化菌得不到足够的营养物质．因而利用自身体内的原生物质进行内源反硝化，但是菌体因饥饿而出现自溶并产生可被反硝化细菌所利用的二次基质的过程是相当慢的ＩＡｏ］。图４中采用内碳源对氨氮去除的影响也可以证明这点。总体上
；：：萎：
ｉ＿４：
≮
Ｏ
１
２
３
４
５
６
７
＋葡萄糖＋乙醇＋甲醇
时间／ｈ
一己酸钠一内碳源
图４不同碳源下氨氮的变化
Ｆｉｇ．４
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉａ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅｓ
胡婷，黄少斌，邓康：碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮性能影响研究
来看，碳源类型对硝化过程的影响不大。２．２．２不同碳源对ＮＯｚ－－－Ｎ、ＴＩＮ去除的影响
在好氧反硝化过程中，有机碳源是电子供体，因此其对反硝化过程影响较大。从图５、图６中可以看出．葡萄糖和乙醇作为碳源时反硝化的效果明显要好于甲醇、乙酸钠及其内碳源。采用葡萄糖为碳源时．硝态氮的质量浓度由进水时１４２．６３
ｍｇ／Ｌ
降为１０．０７ｍｇ／Ｌ。去除率高达９２．９％：使用乙醇时。硝态氮的质量浓度由进水时的１４１．４８ｍｇ／Ｌ降为５．８ｍｇ／Ｌ．去除率也高达９５．９％；使用内碳源时去除率仅有１８．８％。异养反硝化菌在利用葡萄糖时会将其转化乙醇。然后变成二氧化碳和水，比直接摄取乙醇的过程要复杂一些。因此表现为使用乙醇为碳源时反硝化率高于葡萄糖。在试验过程中发现系统对甲醇的适应明显比其它碳源慢，即甲醇存在一个很长的滞后期，硝态氮去除率为６３％。ＮｙｂｅｒｇＵ等…］认为以乙醇为碳源时氮的利用率是以甲醇为碳源时的３倍。与本试验的研究有一定的一致性。分析原因可能是因为甲醇是Ｃ，化合物，不能进入三羧酸循环（ＴＣＡ循环）产生还原能量，因此其消耗速率相对较低，从而导致反硝化率下降。以乙酸钠为碳源，硝态氮的去除率为４３．３％，而且存
一１５０
己１２０
专９０
ｚ
６０呈
３０ｑ
０
ｌ
２
３
４
５
６
７
＋葡萄糖＋乙醇＋甲醇
时间／ｈ
一乙酸钠－－－，ｅｌ－－－－内碳源
图５不同碳源下硝态氮的变化
Ｆｉｇ．５
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅｓ
ｌ
２
３
４
５
６
７
时间／ｈ
图６不同碳源下亚硝态氮的变化
Ｆｉｇ．６
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒｉｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ＳＯｌｌｒｃｅ￥
万
方数据在较高的亚硝酸盐的积累。可能是其特有的代谢途径的差异导致的。在整个系统中，除了乙酸钠以外（亚硝酸盐的质量浓度积累高达５．７９ｍｇ／Ｌ），采用其它碳源时亚硝酸盐几乎没有积累。质量浓度最高仅为０．２５
ｍｇ／Ｌ。
图７表示的是不同碳源下总无机氮的去除率．总无机氮代表了系统的整体脱氮效果。从图７中可以看出，乙醇为碳源时脱氮率最高，为９５．６％；内碳源为碳源时去除率最低，仅为２０．４％。这主要是内源呼吸代谢过程非常缓慢。导致系统中硝化和反硝化过程中所需能量和电子供体不足．因而表现为脱氮性能降低。
１００８０零
赢６０
餐４０粕
２０
Ｏ
震鋈ｒ］国
ｒ］
葡萄糖乙醇
甲醇乙酸钠内碳源
图７不同碳源下总无机氮的去除率
Ｆｉｇ．７
Ｒｅｍｏｖａｌ
ｒａｔｅｓ
ｏｆｔｏｔａｌｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｓ
可见．碳源类型对硝化及好氧反硝化过程有很大的影响。适宜的碳源可以取得最佳脱氮效果。本研究表明采用乙醇和葡萄糖这两类碳源进行生物脱氮有很高的效率。但在利用乙醇作碳源时微生物生长速率很快，这样虽然可以提高生物膜厚度。加快生物脱氮的过程，但容易造成填料的堵塞，需要频
繁反冲洗。因此在使用乙醇来做碳源时，要恰当控制其投加量，或者与葡萄糖等其它碳源混合使用。２．３不同的温度对系统脱氮性能的影响
温度对微生物活性影响很大。一般会影响微生物的生物膜结构、蛋白质和核酸的活性等．主要表现在２个方面：一方面，随着微生物所处环境温度的上升．细胞中生物化学反应速率加快，生长速率加快．一般温度每升高１０℃．生化反应速率增加１倍；另一方面，随着温度上升，细胞中对温度较为敏感的物质（如蛋白质、核酸等）可能会受到不可
逆转的破坏，甚至导致微生物的死亡；温度太低，
细胞膜呈凝胶状态，营养物质的跨膜传输受阻，细胞因为饥饿而生长缓慢，甚至停止生长［１２１。
为了考察温度对系统脱氮性能的影响。试验以
葡萄糖为碳源，在碳氮质量比（ｍ（ＣＯＤ）／ｍ（ＴＩＮ））
・２５・
ＩＮＤＵＳＴＲＩＡＩ．ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲ
工业用水与废水
Ｖ０１．４０
Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．，２００９
为７，溶解氧的质量浓度为３．５ｍｇ／Ｌ时，依次研究了１２．１、１７．５、２２．５、２７．３、３３．１℃这５个不同的环境温度。试验结果如图８、图９、图１０所示。２．３．１不同温度对氨氮去除的影响
氨氮的去除主要是硝化细菌起主导作用。硝化细菌的最适温度是２０．３０℃。从图８中可以看出，温度从１２．１ｏＣ上升到２７．３℃，氨氮的去除率逐级升高，当温度为１２．１℃时。氨氮的质量浓度由初始值９．８２ｍｇ／Ｌ到出水为５．２６ｍｓ／Ｌ，去除率为４６．４％：当温度为２７．３℃时。氨氮的质量浓度由初始值１０．８９ｍｇ／Ｌ到出水为０．９７ｍｇ／Ｌ．去除率为９１．１％。表明在一定的温度范围内，随着温度的上升，硝化速率加快。但当温度为３３．１℃，氨氮的去除率有所下降，降至８５．４％，此时，氨氮出水的质量浓度为１．５２ｍｇ／Ｌ。要维持系统高效运行，保持一个适宜的温度是必要的。本研究表明硝化的最适温度在２７．３℃左右。温度太高或者太低都会影响其硝化的速率。
一
１２■
ｌＯ
警８
∑
６气
４
窆
２
ｑ
０
１
２
３
４
５
６
７
时间／ｈ
—＊一１２．１℃—・一１７．５℃—★一２２．５℃——ｏ一２７．３℃—６—３３．１℃图８不同温度下氨氪的变化
Ｆｉｇ．８
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉａ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
２．３．２不同温度对ＮＯｆ－Ｎ、ＴＩＮ去除的影响
图９、图１０、图１ｌ表示的分别是在不同温度下ＮＯ．一＿Ｎ和ＴＩＮ的去除效果。从图９可以看出硝态氮的去除率随着温度的上升而增加。１２．１℃时．硝态氮的质量浓度由初始值９１．０９ｍｇ／Ｌ到出水为
２９．０７
ｍｇ／Ｌ。去除率为６８．１％，升高至３３．１℃时去
除率高达１００％（由于硝态氮浓度低于检测下限，取值为０）。在各种不同的温度下，反硝化效果好于硝化的效果．这是因为反硝化细菌对温度的耐受
范围比硝化细菌宽，其适应温度范围是２０一钧℃。
从图９可看出，当温度在１７．５—３３．１℃时，硝态氮的去除率变化不是很大．平均去除率大于９０％．说明系统对温度的耐受性比较好。从图１０可以看
・２６・
万
方数据出，在１２．１℃时，亚硝态氮有少量积累．质量浓度最大为Ｏ．８３ｍｇ／Ｌ，这可能是由于在该温度下的亚硝酸盐还原酶活性不高导致的。其它温度下亚硝态氮几乎没有积累（质量浓度小于０．１２ｒａｇ／Ｌ）。
从图１１可以看出，在这５个不同温度下．总无机氮的平均去除率超过了８０％：在３３．１℃时去除率是最高，达到了９６％。研究表明，当温度低于１５℃时。硝化细菌活性明显受到抑制，反硝化菌的比增殖速率降低．代谢速率下降［１３１，从图ｌｌ中也可以看出这一规律。从整体上来看，本系统对环境温度的耐受性比较高，综合上述分析把系统的温度控制在２２．５～３３．１℃的范围内将产生比较好的脱氮效果。
一ｔ００
皂８０
专６０
车４０
呈
２０
乜０
１
２３４５６７
时间／ｈ
—＊一１２．１℃—・一１７．５℃—★一２２．５℃—ｏ一２７．３℃—４—３３．１℃图９不同温度下硝态氮的变化
Ｆｉｇ．９
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ—１．０
鼍０．８
毒０．６
车
Ｏ．４
呈０．２
ｑ
０
ｌ
２
３４５６７
时问／ｈ
图ｌＯ不同温度下亚硝态氮的变化
Ｆｉｇ．１０
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒｉｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
１００８０零
赢６０
逝４０稍
２０Ｏ
１２．１
１７．５
２２．５
２７．３
３３．１
温度／℃
图ｌｌ
不同温度下总无机氦的去除率
Ｆｉｇ．１１
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｔｏｔａｌｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
胡婷，黄少斌．邓康：碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮性能影响研究
３结论
（１）将实验室筛选出的兼性异养好氧反硝化菌体系，同时还有部分硝化细菌的富集菌液直接进行挂膜，只需１６ｄ就能挂膜成功。并且有很好的脱氮效果。第１６天氨氮、硝态氮的去除率分别高达９０．２％和９２．２％，几乎没有亚硝态氮的积累。整个系统运行稳定。
（２）不同碳源类型对系统的脱氮性能影响存在差异。其中。以葡萄糖和乙醇作为碳源时效果最佳，氨氮和硝态氮的去除率均超过８５％，总无机氮去除率分别是９３．４％、９５．６％。甲醇做碳源时有一个很长的滞后期．乙酸钠做碳源时有亚硝酸的积累．质量浓度最高达５．７９ｍｇ／Ｌ．其它类型碳源几乎没有亚硝酸的积累（质量浓度最高不超过０．２５ｍｇ／Ｌ）。仅仅使用内碳源时总无机氮的去除率仅有２０．４％．因此．要提高脱氮效果投加适当过量外加碳源是必要的。
（３）在硝化和反硝化过程中，随着温度的上升，硝化和反硝化效果逐渐升高。其中硝化的最适温度是在２７．３℃左右，氨氮的去除率高达９１．１％；好氧反硝化过程对温度的耐受性比较好，在１７．５～３３．１℃时，硝态氮的平均去除率大于９０％。
参考文献：
［１］张建民，王涛，王忠礼．智能控制原理及应用［Ｍ］．北京：冶
金ｔ业出版社．２００３．
［２］ＨｕｎｇＳＪ，ＭｉｔｓｕｙｏＨ，ＭａｋｏｔｏＳ．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆａｍｍｏｎｉｕｍ
ｒｅｌｌｌｏｖａｌｂｙｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ－ａｅｒｏｂｉｃ
ＢｉｅｓｃｉｅｎｃｅａｎｄＢｉｏｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００５，１００（２）：１８４－１９１．
［３］ＣｈｅｎＦ，ＸｉａＱ，ＪｕＬＫ．Ａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ
ｏｅｒｕ，ｇｉｎｏｓａ
ｏｆＰｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ
ｍｏｎｉｔｏｒｅｄｂｙｏｎｌｉｎｅＮＡＤＰＨ
ｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅ［Ｊ］．Ａｐｐｌｉｅｄ
＆ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ．２００３。６９（１１）：６７１５－６７２２．
［４］ＪｏｏｎｇＫＫ，ＫｙｏｕｎｇＪＰ。ＫｙｏｕｎｇＳＣ．Ａｅｒｏｂｉｃ
ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｂｙｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃＢａｃｉｌｌｕｓ
ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ—
ｓｔｒａｉｎｓ［Ｊ］．Ｂｉｏ－ｒｅｓｏｕｒｃｅ
Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５，９６（１７）：１８９７－１９０６．
［５］马放．王弘宇，周丹丹．好氧反硝化生物脱氮机理分析及研究
进展［Ｊ］．工业用水与废水，２００５，３６（２）：ｌｌ—１４．
［６］范利荣，黄少斌．好氧反硝化脱氮技术研究进展［Ｊ］．工业用水
与废水。２００８．３９（２）：５－９．
［７］张立秋，韦朝海，张可方，等．常温下ＳＢＢＲ反应器中短程同步
硝化反硝化的实现ｆＪ］．工业用水与废水，２００８，３９（４）：１－５．【８］ＪｉａｎｇＲ，ＨｕａｎｇＳＢ，ＹａｎｇＪ．Ｂｉｏｌｏｇ］ｉｃａｌｒｅｌｎｏｖａｌｏｆＮＯｘｆｒｏｍ
ｓｉｍｕｌａｔｅｄｆｌｕｅ
ｇａｓｉｎ
ａｌｌ
ａｅｒｏｂｉｃ
ｂｉｏｆｆｈｅｒ［Ｊ］．ＧｌｏｂａｌＮｅｓｔＪｏｕｒｎａｌ，
２００８，１０（２）：２４０－２４７．
［９］刘金瀚，白字，林海，等．反硝化生物滤池用于污水深度脱氯
研究【Ｊ］．中国给水排水，２００８，２４（２１）：２６－２９．
［１０］殷芳芳，王淑莹，昂雪野，等．碳源类型对低温条件下生物
反硝化的影响【ｊ］．环境科学，２００９，３０（１）：１０８一１１３．
［１１］ＮｙｂｅｒｇＵ，ＢＡｎｄｅｒｓｓｏｎ，ＨＡｓｐｅｇｒｅｎ．Ｌｏｎｇ—ｔｅｒｍｅｘｐｅｒｉｅｎｃｅｓ
ｗｉｔＩＩｅｘｔｅｒｎａｉｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅｓ
ｆｏｒ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｒｅｎｌｏＹａｌ【Ｊ］．
ＷａｒＳｃｉ
Ｔｅｃｈ，１９９６，３３（１２）：１０９一１１６．
［１２］ＭａｒｉｎｅｚＬＭ，ＤｏｂａｏＭ，ＣｅｓｔｉｌｌｏＦ．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｔｈｅ
ａｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙＲｈｏｄｏｂａｃｌｅｒａ
ａｎｄ
ｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙ
ｎｉｔｒａｔｅ－ｒｅｄｕｃｉｎｇ
ｓｙｓｔｅｍｓ
ｉｎ
ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ
ｓｔｕｄｙ［Ｊ］．ＦＥＭＳＭｉｃｒｏｂｉａｌ，１９９１，８３
（１０）：３２９—３３４．
［１３］荣宏伟，彭永臻，张朝升，等．序批式生物膜反应器的同步
硝化反硝化研究［Ｊ］．工业水处理，２００８，２８（１１）：９—１２．
作者简介：胡婷（１９８７一）．女．湖北荆州人，硕士研究生。主要研究方向为水污染控制工程，（电子信箱）ｈｕｚｈｏｎｇｔｉｎ９１２３＠１２６．ｃｏｍ。
ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ［Ｊ］．
０ＣａＱ口Ｃａ００Ｃａ００Ｃａ口一０Ｃ０００Ｃａ００Ｃ０００Ｃａ口盘０ａ日０００∞Ｃ；ａ∞０ａｑ００ａ盎－０Ｃａｑ０Ｃ０∞Ｃ００盘Ｃ００拿Ｃａ００Ｃａ０奇００自ｏＣａ００００自００ａ００Ｃ０口００ａ０００００拿０ａ０亩Ｃａ∞Ｃ毒∞０ａ０口Ｃ毒口０ＣａＱ
（上接第１７页）
供水技术，２００１９，３（３）：１６—１８．
［２８］禹丽娥．地下水生物除铁效果及其动力学研究［Ｊ］．供水技术，
２００９．３（３）：１９－２１．
ＦｅａｎｄＭｎｒｅｍｏｖａｌｕｓｉｎｇ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔａｇｅｎｔｓ
ｆｏｒａｃｉｄｍｉｎｅｄｒａｉｎａｇｅ
［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，３０（５）：４４５－４５４．［３４］］ａｄｗｉｇａ，Ｋａｌｅｔａ，Ａｌｉｃｊａ。ｅｌ；ａ１．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆ
ａｎｄ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｉｒｏｎ，ｎｌｌｔｎｇａｎ№
ｗｉｔｈｄｉｖｅｒｓｅ
［２９］§ｔｅｒｎｂａｌＴ，Ｍａｒｋｉ＇ｃＭ，ＲｉｂｉＶｃｉ＇ｅＮ，ｅｔ０１．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆａｍｍｏｎｉａ，
ｉｒｏｎ
ｃｏｍｐｏｕｎｄｓｆｒｏｍ
ｕｎｄｅｒｇｒｏｕｎｄ
ｗａｔｅｒｓ
ａｎｄ
ｍａｎｇａｎｅｓｅ
ｆｒｏｍｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒｓｏｆｎｏｒｔｈｅｒｎＣｒｏａｔｉａ－ｐｉｌｏｔ
ｐｈｙｓｉｃａｌａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｔｈ－ｏｔｅｅｔｉｏｎ
ｐｌａｎｔｓｔｕｄｉｅｓ［Ｊ］．Ｐｒｏｃｅ∞Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００５，４０（３）：３２７－３３５．
Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００７。３３（３）：５－１３．
［３０］ＫａｔｓｏｙｉａｎｎｉｓＩＡ，Ｚｏｕｂｏｕｌｉｓ
Ａ
Ｉ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ｏｆＭｎ（１Ｉ）
ｐｒｏ—
［３５］张杰，杨宏，徐爱军．Ｍ矿氧化细菌的微生物学研究［Ｊ］．给
水排水，１９９７，２３（１）：１９—２３．
ａｎｄＦｅ（１１）ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒ：ｋｉｎｅｔｉｃｃｏｎｓｉｄｅｒａｔｉｏｎｓａｎｄｄｕｃｔ
ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔ．ｉｏｎ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓ．２００４，３８（２）：１９２２—１９３２．
［３１］高沽，李碧清，杨宏。等．生物滤层中锰去除反应动力学研
究［Ｊ］．哈尔滨１＝业大学学报，２００５，３７（１０）：３８—４３．
［３２］周鑫辉，邵骁，王慧敏．生物氧化除锰动力学模型研究［Ｊ］．
湿法冶金，２００７，２６（１）：２５—２９．［３３］Ｊａｅｙｏｕｎｇ
Ｃ，ＤｏｎｇｗｏｏｋＫ，Ｊｕｎｇ－ＳｅｅｋＹ，ｅｔａ１．Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆ
作者简介：唐文伟（１９６８一），男，湖南邵东人，副教授，博士，
主要从事水污染控制方向的科研与教学，（电话）０２１—６５９８３３６６（电子信箱）ｔａｎｇｗｗ＠ｔｏｎｇｊｉ．ｅｄｕ．ｃｎ；曾新平（１９６９－），女，湖南邵阳人。
高级ｔ程师，博士，（电话）０２卜６５９８３５９５（电子信箱）ｚｅ“鲫＠ｔｏｎ商ｉ．
ｅｄｕ．ｅｎｏ
・２７・
万方数据
ＩＮＤＵＳＴＲＩＡｌ。ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲ
工业用水与废水
Ｖ０１．４０
Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．．２００９
矿。‘ｏ’ｏ。ｏ．ｏ．ｏ‘。‘ｏ’ｏ‘ｏ．。．、
５废水处理及回用２
、、．ｏ．ｏ．ｏ．ｃ，．ｏ．ｃ｝．ｏ．ｏ．ｏ．．‘》．ｏ．口
碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮性能影响研究
胡婷，黄少斌，邓康
（华南理工大学环境科学与工程学院，广州
５１０（０）６）
摘要：以某钢铁厂的二级出水为研究对象，研究了曝气生物滤池（ＢＡＦ）系统的挂膜．不同碳源类型和温度对该系统脱氛的影响。结果表明：利用含有硝化茵与好氧反硝化茵的富集茵液进行挂膜．１６ｄ基本完成挂膜．氨氮、硝态氮的去除率分别高达９０．２％和９２．２％。不同碳源类型对系统的脱氮性能影响存在差异，以葡萄糖和乙醇作为碳源时效果最佳，氨氮和硝态氮的去除率均超过８５％，总无机氮去除率分别是９３．４％、９５．６％。乙酸钠为碳源时亚硝态氮的质量浓度积累最高达５．７９ｍｇ／Ｌ，采用其它碳源时亚硝态氮几乎没有积累；当不投加外部碳源时，通过内源呼吸代谢作用进行硝化反硝化效果最差，总无机氮的去除率仅有２０．４％。随着温度的上升，硝化和反硝化效果逐渐升高，其中硝化的最适温度是在２７．３℃左右．氨氮的去除率高达９１．１％．好氧反硝化过程对温度的耐受性比较好。在１７．５—３３．１℃时，平均去除率大于９０％。
关键词：曝气生物滤池；硝化；好氧反硝化；碳源；温度
中图分类号：Ｘ７０３．１
文献标识码：Ａ文章编号：１００９—２４５５（２００９）０６—００２２—０６
ＩｎｆｌｕｅｎｃｅｓｏｆｃａｒｂｏｎＳＯｕｒｃｅａｎｄ
ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
ｏｎ
ｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｍＯｖａｌ
ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅｏｆＢＡＦ
ＨＵＴｉｎｇ，ＨＵＡＮＧＳｈａｏ—ｂｉｎ，ＤＥＮＧＫａｎｇ
（ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅａｎｄＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＳｏｕｔｈＣｈｉｎａＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙｏｆＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ５１０００６，Ｃｈｉｎａ）Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔａｋｉｎｇｓｅｃｏｎｄａｒｙｅｆｆｌｕｅｎｔｆｒｏｍａｅｒａｔｅｄ
ａ
ｓｔｅｅｌｐｌａｎｔ
ｓｏｕｒｃｅ
ａｓ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ｏｂｊｅｃｔ，ｔｈｅ
ｏｎ
ｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇｏｆｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ
ｆｉｈｅｒ（ＢＡＦ）ａｎｄ
ｔｈｅｉｎｆｌｕｅｎｃｅｓｏｆｃａｒｂｏｎ
ａｎｄｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｍｏｖａｌｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅｏｆｔｈｅ
ｓｙｓｔｅｍｗｅｒｅｓｔｕｄｉｅｄ．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｓｈｏｗｅｄｔｈａｔ：ｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇｗａｓｃｏｍｐｌｅｔｅｄａｎｄｔｈｅｒｅｍｏｖａｌ
ｒａｔｅｓ
ｏｆａｍｍｏｎｉａ—ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｎｉｔｒａｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｗｅｒｅ
９０．２％ａｎｄ９２．２％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙａｆｔｅｒ１６ｄａｙｓｏｆｃｕｌｔｉｖａｔｉｏｎｕｓｉｎｇ
ｕｓｅ
ｅｎｒｉｃｈｍｅｎｔｃｕｌｔｕｒｅｗｈｉｃｈｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａａｎｄａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇｂａｃｔｅｒｉａ．ｒｎｌｅ
ｓｏｕｒｃｅ
ｏｆｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ａｆｆｅｃｔｅｄｔｈｅｎｉｔｒｏｇｅｎｒｅｍｏｖａｌ
ｗｅｒｅ
ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ
ｏｆｔｈｅ
ｓｙｓｔｅｍ．ｎｅ
ｗｅｒｅ
ｂｅｓｔｅｆｆｅｃｔｗａｓｏｂｔａｉｎｅｄｗｈｅｎｇｌｕｃｏｓｅａｎｄ
ｅｔｈａｎｏｌｕｓｅｄ
ａｓ
ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ：ｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｓｏｆａｍｍｏｎｉａ．．ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｎｉｔｒａｔｅ．．ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｅｒｅｂｏｔｈａｂｏｖｅ
ｒａｔｅｓ
８５％ａｎｄｔｈｅｒｅｍｏｖａｌ
ｏｆｔｏｔａｌｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎ（ＴＩＮｌ９３．４％ａｎｄ９５．６％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ｔｈｅａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｆ
ｎｉｔｒｉｔｅｗａｓｕｐｔｏ５．７９ｍｇ／Ｌｗｈｅｎｕｓｉｎｇｓｏｄｉｕｍａｃｅｔａｔｅｍｅａｓｕｒｅｄｗｈｅｎｏｔｈｅｒｃａｒｂｏｎｗｉｔｈｏｕｔｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅ
ｓｏｕｒｃｅｓ
ａｓ
ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ，ｈｏｗｅｖｅｒ，ｎｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒｉｔｅＷａｓ
ｗｅｒｅ
ｕｓｅｄ．’ｎｌｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ－ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｅｆｆｅｃｔｂｙｅｎｄｏｇｅｎｏｕｓｒｅｓｐｉｒａｔｉｏｎ
ａｓ
ａｄｄｅｄｗａｓｔｈｅｗｏｒｓｔ，ｗｈｉｃｈｍａｎｉｆｅｓｔｅｄ
ｔｈｅｌＯＷｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｏｆ
ＴＩＮ（ｏｎｌｙ２０．４％１．Ｔｈｅｅｆｆｅｃｔ
ｏｆｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎａｎｄｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｉｎｃｒｅａｓｅｄｗｉｔｈｔｈｅｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｏｆｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ．ＴｈｅｏｐｔｉｍｕｍｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｆｏｒｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎＷａｓａｂｏｕｔ２７．３ｏＣ，ｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｏｆａｍｍｏｎｉａｎｉｔｒｏｇｅｎｗａｓｕｐｔｏ９１．１％．Ｔｈｅｐｒｏｃｅｓｓｏｆａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｈａｄ
ａ
ｗｉｄｅｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｅｎｄｕｒａｎｃｅａｒｅａ，ｔｈｅａｖｅｒａｇｅｒｅｍｏｖａｌｒａｔｅｏｆｎｉｔｒａｔｅｗａｓａｂｏｖｅ９０％ａｔｔｈｅ
ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅｏｆ１７．５—３３．１℃．
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌａｅｒａｔｅｄｆｉｌｔｅｒ；ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ；ａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ；ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ；ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
。
态的氮还会因硝化作用消耗水体中的氧，造成水体
・２２・
苎氮废水不仅会造成水体的富营养化，其还原
基金项目：嚣占勰翟Ａ‘２。７７７。１９’；广东省科技厅重
收稿日期：２００９—０７—２０；修回日期：２００９一０８—２４
万方数据
胡婷．黄少斌，邓康：碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮件能影响研究
恶臭；水体中的硝酸盐不仅会对人体和生物造成毒害，而且会增加水处理成本。传统的生物脱氮理论认为．硝化反应发生在好氧条件下，反硝化只能在厌氧的条件下发生…。生物硝化反硝化不能够在同～反应器中进行。随着研究的不断深入。近年来国内外的不少研究认为反硝化可以在有氧条件下进行［２－７］．为实现好氧反硝化以及同步硝化反硝化提供了可能。同步硝化反硝化（ＳＮＤ）是指硝化和反硝化反应在同一反应器中、相同操作条件下发生的现象。它与传统生物脱氮工艺相比，具有节省反应器体积。缩短反应时间和无需酸碱中和等优点。本文以某钢铁厂的二级出水为研究对象．利用曝气生物滤池（ＢＡＦ）来实现同时硝化反硝化，研究该系统在不同碳源和温度下脱氮的性能。为其在工程上的应用提供技术支持。ｌ材料与方法１．１试验装置
ＢＡＦ系统由曝气系统、配水系统、生物滤池及动力系统组合而成。试验装置如图１所示。滤池部分总容积为１２Ｌ，填料层堆积体积为３Ｌ，有效容积为９Ｌ。生物滤池由有机玻璃制成，内填充聚丙烯球形填料，直径２５ｍｍ。孔隙率达０．８１，密度为０．１４ｇ／ｃｍ３，比表面积为５００ｍ２／ｍ３。进水流量为１．２９Ｌ／ｈ。系统底部为平型结构．配有曝气系统，并配用可活动的带孑Ｌ支撑板，用于负载填料，同时可以使气体分布更均匀。上部也有一个带方孔的挡板，能避免填料随出水流出。
①气泵②转子流景计③空气扩散装置④滤料⑤水泵⑥配水箱⑦球阀
图ｌ
曝气生物滤池构成示意
Ｆｉｇ．１
ＣｏｎｆｉｇｕｒａｔｉｏｎｏｆＢＡＦ
１．２原水水质
试验原水采用某钢铁厂二级出水．主要水质指标：ｐ（ＣＯＤ）＜５０ｍ∥Ｌ、ｐ（ＮＯｆ－Ｎ）＝８０一１５０ｍｇ／
Ｌ、ｐ（Ｎ０２－－Ｎ）＝０ｍｇ／Ｌ、ｐ（ＮＨ３一Ｎ）＝６～２０ｍｇ／Ｌ。
１．３分析方法
ＣＯＤ：重铬酸钾滴定法；ＮＨ３一Ｎ：纳氏试剂分
万
方数据光光度法；Ｎ０３一－Ｎ：紫外分光光度法；Ｎ０２－－Ｎ：Ｎ一（１一萘基）一乙二胺光度法；溶解氧（ＤＯ）采用雷磁ＪＰＢ一６０７便携式溶解氧测定仪测定。
ｐ（ＴＩＮ）＝ｐ（ＮＨ３－Ｎ）＋ｐ（Ｎ０３－＿Ｎ）＋ｐ（ＮＯｆ－Ｎ）
（１）
１．４试验方法
在试验过程采用某钢铁厂经过处理后的低碳高浓度含氮废水进行试验研究。主要通过控制不同碳源类型、不同温度来研究整个反应器硝化和反硝化效果。采用间歇式进水方式运行。首先用计量泵将配水系统中的废水提升到生物滤池的底部。当水量为９Ｌ时停止加水，反应时间为７ｈ。废水经过滤料，在微生物的作用下将氨氮、硝态氮、亚硝态氮还原成氮气排入大气。出水通过锯齿堰溢流出水。采用溶氧仪监测反应器中的ＤＯ值。通过调节曝气系统控制ＤＯ在恒定的水平。气流方向与水流方向都为上流式。２结果与讨论２．１挂膜与启动
本试验所用的微生物来源于实验室筛选出的兼性异养好氧反硝化菌体系，同时还有部分硝化细菌存在。主要菌种为Ａｃｉｎｅｔｏｂａｃｔｅｒ
ｓｐ．、触ｂｓｉｅｌｌａｓｐ．
和Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓｓｐ．［８］。取一定量富集菌液，按照体
积分数为１０％的接种量接种在一定量的活化培养基中，在３０℃下的恒温培养箱中活化培养。测定微生物的硝化与好氧反硝化效果．待微生物的活性恢复后，将上述富含微生物的液体培养基按照体积分数为２０％的接种量加入ＢＡＦ中进行挂膜培养，挂膜阶段在室内常温２５℃左右下运行，采用葡萄糖作为碳源，闷曝。经过１６ｄ的连续培养出水氨氮、硝态氮、亚硝态氮都很低，出水水质稳定．表明挂膜成功。观察填料表面可见附着有浅黄色生物絮体，随着反应的继续进行．填料球上的生物膜逐渐增厚且致密，最后覆盖整个填料球。挂膜阶段的试验结果如图２、图３所示。
从图２中可以看出，挂膜过程中硝化效率逐渐升高。在前５ｄ，氨氮去除率比较低，主要是因为接种的富集菌液体是以兼性异养好氧反硝化菌为主，硝化细菌较少。经过培养驯化．系统中的自养硝化细菌数量逐渐增多，产生了一个硝化菌和反硝化菌共存的生物体系，因而硝化效果逐渐提高并趋于稳定。经过１０ｄ的挂膜驯化，氨氮去除率达到
・２３・
ＩＮＤＵＳＴＲＩＡｌ。ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲ
工业用水与废水
Ｖ０１．４０Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．，２００９
—２０１００々
１６
８０
术
罢１２
６０诔
彳８４０篮
稍皇
４２０ｑ
０
Ｏ
３
６
９
１２
１５
１８
挂膜时问／ｄ
一进水一出水一去除率
图２挂膜阶段氨氮的变化
Ｆｉｇ．２
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉａ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｕｒｉｎｇｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇ１５０１００—１２０
８０
术
：９０６０杂
要６０
４０蟹
啪气
３０２０
Ｏ
Ｏ
３
６
９
１２
１５
１８
挂膜时间／ｄ
一进水硝态氮十出水亚硝态氮一出水硝态氮一硝态氮去除率
图３挂膜阶段硝态氮和亚硝态氮的变化
Ｆｉｇ．３
Ｖａｒａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅ－ｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄｎｉｔｒｉｔｅ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｕｒｉｎｇ
ｍｅｍｂｒａｎｅｆｏｒｍｉｎｇ
６０％以上。在第１６天出水氨氮的质量浓度降至
１．２９
ｍｇ／Ｌ。去除率高达９０．２％。
从图３可见，挂膜过程中系统反硝化效率逐渐
升高。在前４ｄ反硝化效果很差，亚硝酸盐逐渐积累。因此．在第４天后按照体积分数为２０％的比例再次接种。第５天后硝态氮的去除率提高至４５％左右．但亚硝酸盐积累也很严重。质量浓度最高达２３．９６ｍ∥Ｌ。这可能是因为系统运行初期，亚硝酸还原酶的活性不高。因此导致亚硝态氮的积累。随着系统生物量的增多，反硝化效率得到进一步提高．到第１０天，硝态氮去除率已经达到了６０％以上：第１６天去除率高达９２．２％，并且亚硝态氮几乎不出现积累，最终的质量浓度只有０．０８
ｍ饥。从氨氮和硝态氮的去除率可知系统具有硝
化与好氧反硝化效果。由于本试验采用较纯的富集菌液来进行挂膜，因此能高效快捷的完成挂膜。与其它挂膜方法相比挂膜时间要短【９】。２．２不同碳源对系统脱氮性能的影响
钢铁厂的二级出水是低碳高氮废水，要额外投加碳源。由于本系统以好氧反硝化为主。系统中异
养微生物起主导作用，外加碳源的类型将会对这些
・２４・
万
方数据微生物产生影响。因此，寻找合适的碳源种类对系统的脱氮将有重要的意义。本试验在室温２５℃下，当碳氮质量比（ｍ（ＣＯＤ）／ｍ（ＴＩＮ））为７，溶解氧的质量浓度为３．５ｍｇ／Ｌ，研究葡萄糖、乙醇、甲醇、乙酸钠和系统内源呼吸碳源（简称内碳源）对系统脱氮性能的影响。每次改变碳源系统都需要先稳定３ｄ以上。试验结果如图４、图５、图６所示。２．２．１不同碳源对氨氮去除的影响
氨氮的转化主要是通过硝化细菌的硝化作用来完成的．硝化菌属自养菌．碳源不是它的主要生长限制因素。从图４可以知道。整个系统的硝化效果
都较高。在采用葡萄糖作为碳源时，氨氮的质量浓度由初始值１１．０９ｍｇ／Ｌ变为０．８２ｍｇ／Ｌ，去除率为９２．６％；乙醇作为碳源时，氨氮的质量浓度由初始值１０．５７ｍｇ／Ｌ变为１．５３ｍ∥Ｌ，去除率为８５．５％；甲醇、乙酸钠和内碳源作为碳源时，氨氮的去除率分别为８１．８％、８３．８％，４３．６％。其中以内碳源条件下最差。这是因为硝化细菌是一种自养菌，主要利用无机碳的氧化来获取能量。所以有机碳源对其影响较小。但是不同的碳源还是表现出了一些差异，可能是由于不同碳源对异养反硝化菌的影响较大．导致异养反硝化菌的生物量有差异（在试验过程中发现采用葡萄糖、乙醇等碳源形成的生物膜更厚而且致密）。而反硝化菌可能对硝化菌有一定的抑制作用，最后引起硝化菌的生物量的不同，导致对硝化效果表现出一些差异。当不向系统中投加外部碳源时，异养好氧反硝化菌得不到足够的营养物质．因而利用自身体内的原生物质进行内源反硝化，但是菌体因饥饿而出现自溶并产生可被反硝化细菌所利用的二次基质的过程是相当慢的ＩＡｏ］。图４中采用内碳源对氨氮去除的影响也可以证明这点。总体上
；：：萎：
ｉ＿４：
≮
Ｏ
１
２
３
４
５
６
７
＋葡萄糖＋乙醇＋甲醇
时间／ｈ
一己酸钠一内碳源
图４不同碳源下氨氮的变化
Ｆｉｇ．４
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉａ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅｓ
胡婷，黄少斌，邓康：碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮性能影响研究
来看，碳源类型对硝化过程的影响不大。２．２．２不同碳源对ＮＯｚ－－－Ｎ、ＴＩＮ去除的影响
在好氧反硝化过程中，有机碳源是电子供体，因此其对反硝化过程影响较大。从图５、图６中可以看出．葡萄糖和乙醇作为碳源时反硝化的效果明显要好于甲醇、乙酸钠及其内碳源。采用葡萄糖为碳源时．硝态氮的质量浓度由进水时１４２．６３
ｍｇ／Ｌ
降为１０．０７ｍｇ／Ｌ。去除率高达９２．９％：使用乙醇时。硝态氮的质量浓度由进水时的１４１．４８ｍｇ／Ｌ降为５．８ｍｇ／Ｌ．去除率也高达９５．９％；使用内碳源时去除率仅有１８．８％。异养反硝化菌在利用葡萄糖时会将其转化乙醇。然后变成二氧化碳和水，比直接摄取乙醇的过程要复杂一些。因此表现为使用乙醇为碳源时反硝化率高于葡萄糖。在试验过程中发现系统对甲醇的适应明显比其它碳源慢，即甲醇存在一个很长的滞后期，硝态氮去除率为６３％。ＮｙｂｅｒｇＵ等…］认为以乙醇为碳源时氮的利用率是以甲醇为碳源时的３倍。与本试验的研究有一定的一致性。分析原因可能是因为甲醇是Ｃ，化合物，不能进入三羧酸循环（ＴＣＡ循环）产生还原能量，因此其消耗速率相对较低，从而导致反硝化率下降。以乙酸钠为碳源，硝态氮的去除率为４３．３％，而且存
一１５０
己１２０
专９０
ｚ
６０呈
３０ｑ
０
ｌ
２
３
４
５
６
７
＋葡萄糖＋乙醇＋甲醇
时间／ｈ
一乙酸钠－－－，ｅｌ－－－－内碳源
图５不同碳源下硝态氮的变化
Ｆｉｇ．５
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅｓ
ｌ
２
３
４
５
６
７
时间／ｈ
图６不同碳源下亚硝态氮的变化
Ｆｉｇ．６
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒｉｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎ
ＳＯｌｌｒｃｅ￥
万
方数据在较高的亚硝酸盐的积累。可能是其特有的代谢途径的差异导致的。在整个系统中，除了乙酸钠以外（亚硝酸盐的质量浓度积累高达５．７９ｍｇ／Ｌ），采用其它碳源时亚硝酸盐几乎没有积累。质量浓度最高仅为０．２５
ｍｇ／Ｌ。
图７表示的是不同碳源下总无机氮的去除率．总无机氮代表了系统的整体脱氮效果。从图７中可以看出，乙醇为碳源时脱氮率最高，为９５．６％；内碳源为碳源时去除率最低，仅为２０．４％。这主要是内源呼吸代谢过程非常缓慢。导致系统中硝化和反硝化过程中所需能量和电子供体不足．因而表现为脱氮性能降低。
１００８０零
赢６０
餐４０粕
２０
Ｏ
震鋈ｒ］国
ｒ］
葡萄糖乙醇
甲醇乙酸钠内碳源
图７不同碳源下总无机氮的去除率
Ｆｉｇ．７
Ｒｅｍｏｖａｌ
ｒａｔｅｓ
ｏｆｔｏｔａｌｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｓ
可见．碳源类型对硝化及好氧反硝化过程有很大的影响。适宜的碳源可以取得最佳脱氮效果。本研究表明采用乙醇和葡萄糖这两类碳源进行生物脱氮有很高的效率。但在利用乙醇作碳源时微生物生长速率很快，这样虽然可以提高生物膜厚度。加快生物脱氮的过程，但容易造成填料的堵塞，需要频
繁反冲洗。因此在使用乙醇来做碳源时，要恰当控制其投加量，或者与葡萄糖等其它碳源混合使用。２．３不同的温度对系统脱氮性能的影响
温度对微生物活性影响很大。一般会影响微生物的生物膜结构、蛋白质和核酸的活性等．主要表现在２个方面：一方面，随着微生物所处环境温度的上升．细胞中生物化学反应速率加快，生长速率加快．一般温度每升高１０℃．生化反应速率增加１倍；另一方面，随着温度上升，细胞中对温度较为敏感的物质（如蛋白质、核酸等）可能会受到不可
逆转的破坏，甚至导致微生物的死亡；温度太低，
细胞膜呈凝胶状态，营养物质的跨膜传输受阻，细胞因为饥饿而生长缓慢，甚至停止生长［１２１。
为了考察温度对系统脱氮性能的影响。试验以
葡萄糖为碳源，在碳氮质量比（ｍ（ＣＯＤ）／ｍ（ＴＩＮ））
・２５・
ＩＮＤＵＳＴＲＩＡＩ．ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲ
工业用水与废水
Ｖ０１．４０
Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．，２００９
为７，溶解氧的质量浓度为３．５ｍｇ／Ｌ时，依次研究了１２．１、１７．５、２２．５、２７．３、３３．１℃这５个不同的环境温度。试验结果如图８、图９、图１０所示。２．３．１不同温度对氨氮去除的影响
氨氮的去除主要是硝化细菌起主导作用。硝化细菌的最适温度是２０．３０℃。从图８中可以看出，温度从１２．１ｏＣ上升到２７．３℃，氨氮的去除率逐级升高，当温度为１２．１℃时。氨氮的质量浓度由初始值９．８２ｍｇ／Ｌ到出水为５．２６ｍｓ／Ｌ，去除率为４６．４％：当温度为２７．３℃时。氨氮的质量浓度由初始值１０．８９ｍｇ／Ｌ到出水为０．９７ｍｇ／Ｌ．去除率为９１．１％。表明在一定的温度范围内，随着温度的上升，硝化速率加快。但当温度为３３．１℃，氨氮的去除率有所下降，降至８５．４％，此时，氨氮出水的质量浓度为１．５２ｍｇ／Ｌ。要维持系统高效运行，保持一个适宜的温度是必要的。本研究表明硝化的最适温度在２７．３℃左右。温度太高或者太低都会影响其硝化的速率。
一
１２■
ｌＯ
警８
∑
６气
４
窆
２
ｑ
０
１
２
３
４
５
６
７
时间／ｈ
—＊一１２．１℃—・一１７．５℃—★一２２．５℃——ｏ一２７．３℃—６—３３．１℃图８不同温度下氨氪的变化
Ｆｉｇ．８
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆａｍｍｏｎｉａ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
２．３．２不同温度对ＮＯｆ－Ｎ、ＴＩＮ去除的影响
图９、图１０、图１ｌ表示的分别是在不同温度下ＮＯ．一＿Ｎ和ＴＩＮ的去除效果。从图９可以看出硝态氮的去除率随着温度的上升而增加。１２．１℃时．硝态氮的质量浓度由初始值９１．０９ｍｇ／Ｌ到出水为
２９．０７
ｍｇ／Ｌ。去除率为６８．１％，升高至３３．１℃时去
除率高达１００％（由于硝态氮浓度低于检测下限，取值为０）。在各种不同的温度下，反硝化效果好于硝化的效果．这是因为反硝化细菌对温度的耐受
范围比硝化细菌宽，其适应温度范围是２０一钧℃。
从图９可看出，当温度在１７．５—３３．１℃时，硝态氮的去除率变化不是很大．平均去除率大于９０％．说明系统对温度的耐受性比较好。从图１０可以看
・２６・
万
方数据出，在１２．１℃时，亚硝态氮有少量积累．质量浓度最大为Ｏ．８３ｍｇ／Ｌ，这可能是由于在该温度下的亚硝酸盐还原酶活性不高导致的。其它温度下亚硝态氮几乎没有积累（质量浓度小于０．１２ｒａｇ／Ｌ）。
从图１１可以看出，在这５个不同温度下．总无机氮的平均去除率超过了８０％：在３３．１℃时去除率是最高，达到了９６％。研究表明，当温度低于１５℃时。硝化细菌活性明显受到抑制，反硝化菌的比增殖速率降低．代谢速率下降［１３１，从图ｌｌ中也可以看出这一规律。从整体上来看，本系统对环境温度的耐受性比较高，综合上述分析把系统的温度控制在２２．５～３３．１℃的范围内将产生比较好的脱氮效果。
一ｔ００
皂８０
专６０
车４０
呈
２０
乜０
１
２３４５６７
时间／ｈ
—＊一１２．１℃—・一１７．５℃—★一２２．５℃—ｏ一２７．３℃—４—３３．１℃图９不同温度下硝态氮的变化
Ｆｉｇ．９
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒａｔｅ－ｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ—１．０
鼍０．８
毒０．６
车
Ｏ．４
呈０．２
ｑ
０
ｌ
２
３４５６７
时问／ｈ
图ｌＯ不同温度下亚硝态氮的变化
Ｆｉｇ．１０
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｎｉｔｒｉｔｅ—ｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
１００８０零
赢６０
逝４０稍
２０Ｏ
１２．１
１７．５
２２．５
２７．３
３３．１
温度／℃
图ｌｌ
不同温度下总无机氦的去除率
Ｆｉｇ．１１
Ｖａｒｉａｔｉｏｎｏｆｔｏｔａｌｉｎｏｒｇａｎｉｃｎｉｔｒｏｇｅｎｕｎｄｅｒ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
胡婷，黄少斌．邓康：碳源类型和温度对ＢＡＦ脱氮性能影响研究
３结论
（１）将实验室筛选出的兼性异养好氧反硝化菌体系，同时还有部分硝化细菌的富集菌液直接进行挂膜，只需１６ｄ就能挂膜成功。并且有很好的脱氮效果。第１６天氨氮、硝态氮的去除率分别高达９０．２％和９２．２％，几乎没有亚硝态氮的积累。整个系统运行稳定。
（２）不同碳源类型对系统的脱氮性能影响存在差异。其中。以葡萄糖和乙醇作为碳源时效果最佳，氨氮和硝态氮的去除率均超过８５％，总无机氮去除率分别是９３．４％、９５．６％。甲醇做碳源时有一个很长的滞后期．乙酸钠做碳源时有亚硝酸的积累．质量浓度最高达５．７９ｍｇ／Ｌ．其它类型碳源几乎没有亚硝酸的积累（质量浓度最高不超过０．２５ｍｇ／Ｌ）。仅仅使用内碳源时总无机氮的去除率仅有２０．４％．因此．要提高脱氮效果投加适当过量外加碳源是必要的。
（３）在硝化和反硝化过程中，随着温度的上升，硝化和反硝化效果逐渐升高。其中硝化的最适温度是在２７．３℃左右，氨氮的去除率高达９１．１％；好氧反硝化过程对温度的耐受性比较好，在１７．５～３３．１℃时，硝态氮的平均去除率大于９０％。
参考文献：
［１］张建民，王涛，王忠礼．智能控制原理及应用［Ｍ］．北京：冶
金ｔ业出版社．２００３．
［２］ＨｕｎｇＳＪ，ＭｉｔｓｕｙｏＨ，ＭａｋｏｔｏＳ．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆａｍｍｏｎｉｕｍ
ｒｅｌｌｌｏｖａｌｂｙｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ－ａｅｒｏｂｉｃ
ＢｉｅｓｃｉｅｎｃｅａｎｄＢｉｏｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００５，１００（２）：１８４－１９１．
［３］ＣｈｅｎＦ，ＸｉａＱ，ＪｕＬＫ．Ａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ
ｏｅｒｕ，ｇｉｎｏｓａ
ｏｆＰｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ
ｍｏｎｉｔｏｒｅｄｂｙｏｎｌｉｎｅＮＡＤＰＨ
ｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅ［Ｊ］．Ａｐｐｌｉｅｄ
＆ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ．２００３。６９（１１）：６７１５－６７２２．
［４］ＪｏｏｎｇＫＫ，ＫｙｏｕｎｇＪＰ。ＫｙｏｕｎｇＳＣ．Ａｅｒｏｂｉｃ
ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｂｙｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃＢａｃｉｌｌｕｓ
ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ—
ｓｔｒａｉｎｓ［Ｊ］．Ｂｉｏ－ｒｅｓｏｕｒｃｅ
Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００５，９６（１７）：１８９７－１９０６．
［５］马放．王弘宇，周丹丹．好氧反硝化生物脱氮机理分析及研究
进展［Ｊ］．工业用水与废水，２００５，３６（２）：ｌｌ—１４．
［６］范利荣，黄少斌．好氧反硝化脱氮技术研究进展［Ｊ］．工业用水
与废水。２００８．３９（２）：５－９．
［７］张立秋，韦朝海，张可方，等．常温下ＳＢＢＲ反应器中短程同步
硝化反硝化的实现ｆＪ］．工业用水与废水，２００８，３９（４）：１－５．【８］ＪｉａｎｇＲ，ＨｕａｎｇＳＢ，ＹａｎｇＪ．Ｂｉｏｌｏｇ］ｉｃａｌｒｅｌｎｏｖａｌｏｆＮＯｘｆｒｏｍ
ｓｉｍｕｌａｔｅｄｆｌｕｅ
ｇａｓｉｎ
ａｌｌ
ａｅｒｏｂｉｃ
ｂｉｏｆｆｈｅｒ［Ｊ］．ＧｌｏｂａｌＮｅｓｔＪｏｕｒｎａｌ，
２００８，１０（２）：２４０－２４７．
［９］刘金瀚，白字，林海，等．反硝化生物滤池用于污水深度脱氯
研究【Ｊ］．中国给水排水，２００８，２４（２１）：２６－２９．
［１０］殷芳芳，王淑莹，昂雪野，等．碳源类型对低温条件下生物
反硝化的影响【ｊ］．环境科学，２００９，３０（１）：１０８一１１３．
［１１］ＮｙｂｅｒｇＵ，ＢＡｎｄｅｒｓｓｏｎ，ＨＡｓｐｅｇｒｅｎ．Ｌｏｎｇ—ｔｅｒｍｅｘｐｅｒｉｅｎｃｅｓ
ｗｉｔＩＩｅｘｔｅｒｎａｉｃａｒｂｏｎ
ｓｏｕｒｃｅｓ
ｆｏｒ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｒｅｎｌｏＹａｌ【Ｊ］．
ＷａｒＳｃｉ
Ｔｅｃｈ，１９９６，３３（１２）：１０９一１１６．
［１２］ＭａｒｉｎｅｚＬＭ，ＤｏｂａｏＭ，ＣｅｓｔｉｌｌｏＦ．Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｔｈｅ
ａｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙＲｈｏｄｏｂａｃｌｅｒａ
ａｎｄ
ｄｉｓｓｉｍｉｌａｔｏｒｙ
ｎｉｔｒａｔｅ－ｒｅｄｕｃｉｎｇ
ｓｙｓｔｅｍｓ
ｉｎ
ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ
ｓｔｕｄｙ［Ｊ］．ＦＥＭＳＭｉｃｒｏｂｉａｌ，１９９１，８３
（１０）：３２９—３３４．
［１３］荣宏伟，彭永臻，张朝升，等．序批式生物膜反应器的同步
硝化反硝化研究［Ｊ］．工业水处理，２００８，２８（１１）：９—１２．
作者简介：胡婷（１９８７一）．女．湖北荆州人，硕士研究生。主要研究方向为水污染控制工程，（电子信箱）ｈｕｚｈｏｎｇｔｉｎ９１２３＠１２６．ｃｏｍ。
ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ［Ｊ］．
０ＣａＱ口Ｃａ００Ｃａ００Ｃａ口一０Ｃ０００Ｃａ００Ｃ０００Ｃａ口盘０ａ日０００∞Ｃ；ａ∞０ａｑ００ａ盎－０Ｃａｑ０Ｃ０∞Ｃ００盘Ｃ００拿Ｃａ００Ｃａ０奇００自ｏＣａ００００自００ａ００Ｃ０口００ａ０００００拿０ａ０亩Ｃａ∞Ｃ毒∞０ａ０口Ｃ毒口０ＣａＱ
（上接第１７页）
供水技术，２００１９，３（３）：１６—１８．
［２８］禹丽娥．地下水生物除铁效果及其动力学研究［Ｊ］．供水技术，
２００９．３（３）：１９－２１．
ＦｅａｎｄＭｎｒｅｍｏｖａｌｕｓｉｎｇ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔａｇｅｎｔｓ
ｆｏｒａｃｉｄｍｉｎｅｄｒａｉｎａｇｅ
［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，２００９，３０（５）：４４５－４５４．［３４］］ａｄｗｉｇａ，Ｋａｌｅｔａ，Ａｌｉｃｊａ。ｅｌ；ａ１．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆ
ａｎｄ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｉｒｏｎ，ｎｌｌｔｎｇａｎ№
ｗｉｔｈｄｉｖｅｒｓｅ
［２９］§ｔｅｒｎｂａｌＴ，Ｍａｒｋｉ＇ｃＭ，ＲｉｂｉＶｃｉ＇ｅＮ，ｅｔ０１．Ｒｅｍｏｖａｌｏｆａｍｍｏｎｉａ，
ｉｒｏｎ
ｃｏｍｐｏｕｎｄｓｆｒｏｍ
ｕｎｄｅｒｇｒｏｕｎｄ
ｗａｔｅｒｓ
ａｎｄ
ｍａｎｇａｎｅｓｅ
ｆｒｏｍｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒｓｏｆｎｏｒｔｈｅｒｎＣｒｏａｔｉａ－ｐｉｌｏｔ
ｐｈｙｓｉｃａｌａｎｄｃｈｅｍｉｃａｌｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｔｈ－ｏｔｅｅｔｉｏｎ
ｐｌａｎｔｓｔｕｄｉｅｓ［Ｊ］．Ｐｒｏｃｅ∞Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００５，４０（３）：３２７－３３５．
Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，２００７。３３（３）：５－１３．
［３０］ＫａｔｓｏｙｉａｎｎｉｓＩＡ，Ｚｏｕｂｏｕｌｉｓ
Ａ
Ｉ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ｏｆＭｎ（１Ｉ）
ｐｒｏ—
［３５］张杰，杨宏，徐爱军．Ｍ矿氧化细菌的微生物学研究［Ｊ］．给
水排水，１９９７，２３（１）：１９—２３．
ａｎｄＦｅ（１１）ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇｇｒｏｕｎｄｗａｔｅｒ：ｋｉｎｅｔｉｃｃｏｎｓｉｄｅｒａｔｉｏｎｓａｎｄｄｕｃｔ
ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔ．ｉｏｎ［Ｊ］．ＷａｔｅｒＲｅｓ．２００４，３８（２）：１９２２—１９３２．
［３１］高沽，李碧清，杨宏。等．生物滤层中锰去除反应动力学研
究［Ｊ］．哈尔滨１＝业大学学报，２００５，３７（１０）：３８—４３．
［３２］周鑫辉，邵骁，王慧敏．生物氧化除锰动力学模型研究［Ｊ］．
湿法冶金，２００７，２６（１）：２５—２９．［３３］Ｊａｅｙｏｕｎｇ
Ｃ，ＤｏｎｇｗｏｏｋＫ，Ｊｕｎｇ－ＳｅｅｋＹ，ｅｔａ１．Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆ
作者简介：唐文伟（１９６８一），男，湖南邵东人，副教授，博士，
主要从事水污染控制方向的科研与教学，（电话）０２１—６５９８３３６６（电子信箱）ｔａｎｇｗｗ＠ｔｏｎｇｊｉ．ｅｄｕ．ｃｎ；曾新平（１９６９－），女，湖南邵阳人。
高级ｔ程师，博士，（电话）０２卜６５９８３５９５（电子信箱）ｚｅ“鲫＠ｔｏｎ商ｉ．
ｅｄｕ．ｅｎｏ
・２７・
万方数据