傳統(tǒng)的生物脫氮過程包括好氧硝化和厭氧反硝化2個(gè)過程，分別由不同的生物群落在各自適宜的條件下相互耦合完成。有機(jī)物作為脫氮的重要影響因素之一，直接控制著反硝化過程的進(jìn)行。進(jìn)水有機(jī)物較低時(shí)，反硝化過程因電子供體不足而受到抑制，脫氮效率低下〔1, 2〕。因此，在實(shí)際工程中常常利用外增碳源，提高進(jìn)水中有機(jī)物的含量，改善反硝化條件，從而提高脫氮效果。常用的外增碳源主要有甲醇、葡萄糖等。然而，這些碳源在實(shí)際工程中運(yùn)用并不經(jīng)濟(jì)。因此，尋求經(jīng)濟(jì)、安全、高效的碳源十分必要〔3〕。有研究指出，廚余發(fā)酵液中含有較多的VFA、乳酸、多糖等有機(jī)物，而且碳氮比較高〔4〕，具有作為碳源的潛能。

　　碳源的特性直接影響微生物的活性、反硝化速率、微生物產(chǎn)量以及微生物群落結(jié)構(gòu)等〔5, 6, 7〕，進(jìn)而直接影響脫氮效率。目前，有關(guān)利用廚余發(fā)酵液作為碳源的研究較少，關(guān)于其脫氮性能的報(bào)道更為少見。筆者利用廚余發(fā)酵液作為A/O-MBR的外增碳源，并將其脫氮特性與葡萄糖和乙酸鈉進(jìn)行比較，驗(yàn)證將其作為外增碳源的可行性。

　　1 材料與方法

　　1.1 A/O-MBR反應(yīng)器

　　A/O-MBR反應(yīng)器如圖 1所示。

 圖 1 A/O-MBR反應(yīng)器結(jié)構(gòu)示意

　　該反應(yīng)器有效體積為37.5 L,其中厭氧池、好氧池和膜池的體積比為1∶1∶1.膜組件為PVDF中空纖維膜，面積為0.5 m2,孔徑為0.1 μm.好氧池與膜池之間利用穿孔隔板分開，膜池采用穿孔管曝氣沖刷膜表面控制膜污染，氣水比為20∶1; 好氧池采用微孔曝氣頭曝氣供氧。運(yùn)行期間，HRT為10 h,SRT 為30 d,污泥質(zhì)量濃度為3 000～4 000 mg/L,MLVSS/ MLSS為0.70～0.75.反應(yīng)器進(jìn)水為投加不同基質(zhì)(葡萄糖、乙酸鈉、廚余發(fā)酵液)的校園生活污水，進(jìn)水水質(zhì)如表 1所示。廚余發(fā)酵液為廚余垃圾厭氧發(fā)酵產(chǎn)物，主要成分：COD 100～200 g/L;SCOD 60～120 g/L;VFA 10～15 g/L; 蛋白質(zhì)10～30 g/L;多糖 50～100 g/L;TN 500～1 000 mg/L.

　　1.2 污染物測(cè)定方法

　　每天定時(shí)從反應(yīng)器中取樣分析NH4+-N、NO3--N、TN、COD,分析方法參照參考文獻(xiàn)〔8〕。將混合液在3 500 r/min下離心10 min,取上清液測(cè)定COD;上清液通過0.45 μm濾膜后測(cè)定SCOD.

　　1.3 比反硝化速率

　　通過測(cè)定污泥的比反硝化速率(SDNR),比較3種碳源條件下活性污泥反硝化菌群的數(shù)量和活性。在反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定的條件下，取厭氧池污泥0.5 L于玻璃瓶中，使污泥質(zhì)量濃度為3 000 mg/L左右。向其中加入NaNO3和 碳源(葡萄糖、乙酸鈉和廚余發(fā)酵液),使NO3--N和COD最終分別為(35±5) mg/L和(300±20) mg/L.反應(yīng)體系pH保持在7.0～8.2.實(shí)驗(yàn)過程中，定時(shí)取樣分析NO3--N、NO2--N和COD.比反硝化速率：

　　式中：SDNR——比反硝化速率，mg/(g·h);

　　ρ(NO3--N)--NO3--N質(zhì)量濃度，g/L;

　　X——污泥質(zhì)量濃度，mg/L;

　　t——反應(yīng)時(shí)間，h。

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 不同碳源條件下污染物去除性能

　　2.1.1 COD的變化

　　不同碳源條件下COD的變化情況如圖 2所示。

 圖 2 不同碳源條件下COD去除效果對(duì)比

　　從圖 2可以看出，3種碳源條件下，進(jìn)水COD波動(dòng)較大，而出水COD均十分穩(wěn)定，始終保持在20 mg/L以下，COD去除率均達(dá)到97%以上，COD去除十分徹底。這主要與膜的高效截留作用有關(guān)。進(jìn)水中大部分有機(jī)物被膜組件截留于反應(yīng)器中，有利于有機(jī)物的高效利用，保證出水水質(zhì)。同時(shí)可以看出，投加廚余發(fā)酵液后，出水COD并無較大變化，表明廚余發(fā)酵液能夠在短時(shí)間內(nèi)被微生物適應(yīng)，而且不會(huì)對(duì)其產(chǎn)生抑制作用。

　　2.1.2 NH4+-N的變化

　　不同碳源條件下NH4+-N的變化情況如圖 3所示。

 圖 3 不同碳源條件下NH₄⁺-N去除效果對(duì)比

　　從圖 3可以看出，3種碳源條件下，反應(yīng)器出水NH4+-N保持在0.5 mg/L左右，NH4+-N去除率都達(dá)到98%以上，進(jìn)水中的NH4+-N幾乎被全部氧化，硝化過程進(jìn)行得十分徹底，因此脫氮效果主要取決于反硝化過程。由圖 3還可以看出，投加葡萄糖條件下，厭氧池的NO3--N較高，為3.5 mg/L左右，表明反硝化作用不夠徹底，導(dǎo)致出水NO3--N較高;而投加乙酸鈉和廚余發(fā)酵液條件下，厭氧池中NO3--N較低，為0.5 mg/L以下，表明反硝化作用十分完全，出水NO3--N較低。

　　2.1.3 TN的變化

　　不同碳源條件下TN的變化情況如圖 4所示。

 圖 4 不同碳源條件下TN去除效果對(duì)比

　　由圖 4可以看出，以葡萄糖為碳源，TN去除率為60%左右，而以乙酸鈉和廚余發(fā)酵液為碳源，TN去除率相當(dāng)，保持在80%左右。此外，以葡萄糖為碳源時(shí)，出水TN為15 mg/L左右，而以乙酸鈉和廚余發(fā)酵液為碳源時(shí)，出水TN明顯降低，保持在8 mg/L以下。由此可以得出，在運(yùn)行條件幾乎相同的情況下，葡萄糖的脫氮能力較乙酸鈉和廚余發(fā)酵液都低。

　　2.2 脫氮能力對(duì)比

　　為解釋3種碳源條件下脫氮效率的差異，進(jìn)行了反硝化速率實(shí)驗(yàn)，驗(yàn)證3種碳源條件下污泥的反硝化性能。另外，考察了3種碳源條件下，反硝化COD的有效利用率，從而分析碳源的脫氮能力。

　　2.2.1 反硝化速率對(duì)比

　　3種碳源條件下污泥的比反硝化速率如圖 5 所示。

 圖 5 不同碳源條件下的比反硝化速率對(duì)比

　　由圖 5可知，葡萄糖為碳源條件下的比反硝化速率較乙酸鈉和廚余發(fā)酵液為碳源時(shí)都低，僅為7.89 mg/(g·h),而后兩者的比反硝化速率相當(dāng)，分別為10.75、10.53 mg/(g·h).M. Sage等〔9〕指出，反硝化速率主要由快速降解COD、慢速降解COD以及內(nèi)源代謝產(chǎn)物的反硝化速率構(gòu)成，而主要取決于快速降解COD.因此可以看出，乙酸鈉和廚余發(fā)酵液的降解速率比葡萄糖高，更易被微生物利用。研究表明，混合物的反硝化速率高于單一組分的反硝化速率〔9〕。廚余發(fā)酵液中含有VFA、乳酸、乙酸、多糖等多種物質(zhì)，因此其比反硝化速率較快。此外，碳源影響著非反硝化菌群的代謝途徑和活性〔10〕，因此3種碳源下的反硝化速率的差別也與各自條件下馴化的微生物種群的差異、微生物的生長狀態(tài)以及活性相關(guān)。

　　2.2.2 COD利用效率對(duì)比

　　進(jìn)水中的有機(jī)物，除了用于反硝化過程以外，還可能被用于微生物細(xì)胞合成以及能量消耗。根據(jù)電子平衡原理，將1 g NO3--N轉(zhuǎn)化為N2需要消耗2.86 g COD.3種碳源條件下，反硝化COD的有效利用率如圖 6所示。

 圖 6 不同碳源條件下反硝化COD利用效率對(duì)比

　　從圖 6可以看出，運(yùn)行期間，以葡萄糖為碳源時(shí)，反硝化COD利用率較低，僅有(13.7±5.0)%,而以乙酸鈉和廚余發(fā)酵液為碳源時(shí)，反硝化COD利用率較高，且二者差別較小，分別為(18.9±5.3)%和(18.0±4.8)%.由此說明，葡萄糖作為碳源不易被微生物用于反硝化過程。而相比之下，乙酸鈉和廚余發(fā)酵液更易被作為反硝化電子供體，其脫氮能力也高于葡萄糖。具體參見http://m.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　在A/O-MBR中進(jìn)行了葡萄糖、乙酸鈉和廚余發(fā)酵液3種不同碳源的脫氮性能對(duì)比，結(jié)果表明，3種碳源條件下反應(yīng)器硝化作用十分完全，NH4+-N去除率均達(dá)到98%以上。以葡萄糖為碳源時(shí)，反硝化過程不徹底，導(dǎo)致TN去除率只有60%左右，而以乙酸鈉和廚余發(fā)酵液為碳源時(shí)，TN去除率均可達(dá)到80%以上。

　　反硝化實(shí)驗(yàn)表明，葡萄糖的比反硝化速率最低，僅為7.89 mg/(g·h).與葡萄糖相比較，乙酸鈉和廚余發(fā)酵液為快速降解碳源。此外，廚余發(fā)酵液的脫氮能力與乙酸鈉相當(dāng)，并高于葡萄糖，可以作為理想的外增碳源。