废水生物脱氮低温反硝化研究进展

张 瑞，周后珍，陈茂霞，赵仕林，谭周亮

(1.四川师范大学化学与材料科学学院，成都 610068;2.中国科学院成都生物研究所，成都 610041)

1 引言

氮的超标排放是造成水体富营养化的主要原因，水体中氮污染的控制直接关系着国民经济的可持续发展。生物脱氮由于其相对于理化法有较高的经济效益［1］，是最常用的有效脱氮方法。生物处理中氮的去除主要是通过硝化和反硝化等过程。其中，反硝化效率的高低是废水生物脱氮效果优劣的关键。微生物反硝化是一系列酶催化下的脱氮反应，受多种因素的影响［2］，包括废水的温度、溶解氧、pH值、外部碳源、微量元素等，其中，溶解氧、pH值等都可以通过工艺调节，使其达到反硝化的适宜条件。而水的比热容很高，温度对微生物反硝化的影响很难消除［3］。有研究发现，在不提高水温的情况下，仅改变其他操作参数，在一定时间内系统的脱氮性能并没有显著提高，该研究甚至得出结论认为低温下反硝化过程受到抑制虽然可能存在其他因素，但主要还是受温度限制［4］。

温度是微生物反硝化的一个重要限制因素。本文从低温对微生物反硝化处理效果的影响、低温对反硝化微生物的影响机制以及低温下反硝化效果的强化策略等方面的研究展开综述，并提出了可能的研究方向，以期为微生物低温反硝化进一步的机理研究与技术强化提供参考。

2 低温对微生物反硝化效果的影响

一般认为，反硝化细菌的最适宜温度为30℃［5］，随着温度的降低，反硝化速率下降。当温度低于15℃时，反硝化速率明显降低;低于5℃时，反硝化作用将停止。研究认为［6，7］，在生物处理工艺中，10℃以下的低温对反硝化过程抑制作用非常大。有研究甚至认为［5］，在整个脱氮过程中，温度对反硝化的影响比对普通生物处理的影响更大。更有研究认为，反硝化是一个受温度决定的生物过程［8，9］。

温度影响反硝化微生物的反硝化速率。ŠIMEK M［10］等将具有反硝化能力的样品在4℃ ±2℃的低温保存1周后，发现其反硝化能力显著下降。延长保存时间 (最长为24周)，其反硝化能力进一步下降至初始的38% ～54%。还有研究者［11］发现Pseudomonas mandelii菌在30℃下10h的硝酸盐去除量约为 30μmol，而 10℃下下仅约为 6.6μmol。反硝化动力学研究表明，温度每升高10℃，反硝化反应速率增加一倍［12］，也有动力学分析认为温度每降低1℃，反硝化速率降低9%［13，14］。

低温影响反硝化反应器的处理效果。CHROI EUISO等［15］对生物脱氮除磷系统 (BNR)进行的研究发现，通过对BNR工艺模型的调控，即使在8℃的低温条件下，该悬浮污泥系统的硝化效果仍可达到90%，而其反硝化速率仅为8g/kg·h，成为了脱氮的限制性因素，且该悬浮污泥系统在5℃下的反硝化速率仅为20℃下的10%。在碳源充足(C/N=8)的情况下，反应器出水的硝酸盐含量随着温度的降低而升高［16］，5℃下出水硝酸盐含量比30℃下上升一倍。

另外，研究认为温度对反硝化速率的影响与反硝化设备的类型［17］(微生物悬浮生长型或固着型)有关。低温冲击下，悬浮污泥、流化床及生物转盘3种反硝化设备类型的反硝化效果均不同程度地受到低温抑制，反硝化速率均有所下降。相比于生物转盘反应器和悬浮污泥反应器，流化床反应器的反硝化对低温的敏感性明显小得多。

3 低温影响微生物反硝化的作用机理

低温造成微生物反硝化效果和速率下降的原因是多方面的。目前，国内外研究人员针对低温下微生物反硝化过程，从低温对反硝化条件、低温对微生物本身的冲击等展开了研究，已经取得了较大的进展。

3.1 低温影响微生物反硝化的条件

低温影响反硝化反应器内溶解氧 (DO)浓度。研究者普遍认为反硝化微生物为缺氧菌，DO浓度超过0.5mg/L就会影响反硝化的正常进行。过高的溶解氧将阻抑细菌中硝酸盐还原酶系统的合成，或充当电子受体，竞争性地阻碍了硝酸盐氮的还原，从而不利于反硝化的进行［18］。也有研究认为氧气对反硝化微生物本身并没有抑制作用，而是电子受体(O2、，和)之间争夺电子的能力存在差异，通常O2接受电子的能力高于和。在溶解氧较高的条件下，和不易得到电子供体，因此难以被还原成。DO浓度与温度成反比，温度降低，废水中DO的溶解度随之增大，反应器内DO浓度增大。有研究发现，相同曝气和环境温度条件下，低温运行的反应器内DO的浓度相比常温运行的约高1.2mg/L［20］。

此外，温度的降低还会导致传质速率及化学反应速率下降，从而至使反硝化过程受到影响。

3.2 低温对反硝化微生物的冲击

作为废水活性污泥处理中反硝化的功能主体，反硝化微生物对反硝化效率至关重要。有研究认为生物反硝化速率之所以受温度的影响较大，是因为温度既影响反硝化细菌的增殖速率又影响其活性［5］。

宏观方面，研究表明，在活性污泥处理系统中，低温下微生物的增殖速率减慢，其优势菌属的种类及数量也产生变化［21］。反硝化菌群的组成受环境的影响，而反硝化菌群的构成强烈影响反硝化速率［22，23］。温度影响反硝化菌群的群落结构［24］。低温下，脱氮系统中Microthrix parvicella增长造成污泥膨胀和产生生物泡沫［25］。这些都造成低温下脱氮系统的处理效果下降。

微观方面，低温会导致微生物进入停滞期，细胞结构的改变及细胞质流速下降 (刚性)和泄露。从而可能导致细胞的死亡，新陈代谢停止或不死亡但无法生长的状态［26］。低温影响微生物蛋白质的合成及微生物DNA等遗传物质的合成及酶的转录［27］。有研究［11］以乙炔作为N2O还原酶抑制剂，分别在10℃、20℃、30℃下培养P.mandelii 2h后发现，20℃和30℃下，该菌cnorB(一氧化氮还原酶)的积累量分别为0h的9倍和94倍，而30℃下nirS(亚硝酸盐还原酶)比20℃约大17倍;而10℃下，初始4h检测不到P.mandelii菌cnorB和nirS基因的表达。低温对反硝化基因的诱导和表达有不利的影响。

4 微生物反硝化的低温强化策略

我国大部分地区冬季的气温较低，特别是北方地区，最低气温多在－30℃以下，冰冻期长达3～6个月，冬季平均污水温度一般低于10℃，远远达不到反硝化的最适温度。如何寻求有效途径，克服低温对反硝化的影响，是我国大部分污水处理厂面临的严峻问题。国内外许多研究者都针对这一难题做了多方面研究，主要是从工艺的优化和改造、工艺参数优化及生物强化3个方面进行。

4.1 工艺优化与改造

4.1.1 投加填料

研究发现添加填料后，温度对微生物反硝化效果的影响下降。WELANDER U等人［28］采用悬浮填料生物膜法进行低温 (3℃ ～20℃)脱氮研究。结果表明，温度对填充填料的反应器的反硝化速率影响较小。15℃下每天的最大反硝化速率可达2.7g/m2，3℃时的反硝化速率可达到15℃下的55%。有研究在利用反硝化过程处理有机废水时也发现，温度对悬浮生长的反硝化污泥的影响更明显［23］。反硝化设备中填料类型不同，其反硝化速率受温度影响程度也有一定的差别［29］。Welander U，Henrysson T等人在10℃ ～26℃下，采用了两种比表面积不同的悬浮填料对城市垃圾填埋场的垃圾渗滤液进行脱氮处理，两者均可取得较好的反硝化速率，但比表面积较大的填料可获得更高的反硝化速率［30］。

将传统活性污泥法升级改造为悬浮填料生物膜法［31］，能显著提高污水处理厂的处理能力。实际污水处理中有大量数据表明，低温下悬浮填料生物膜法的脱氮效果显著［32，33］。故可根据需要，选取合适的填料进行投加以加强低温下的反硝化效果。

4.1.2 包埋技术

包埋技术是强化低温下微生物反硝化效果的一种有效措施。相对于未包埋反硝化菌，采用PVA包埋的反硝化菌进行废水脱氮的最适宜pH值及温度未变，但在低温 (10℃)下，包埋菌具有更强的耐受性和更好的脱氮效果［34］。LENKA VACKOVA等［3］对副球菌属反硝化菌进行包埋，在10℃下处理50mg/L的硝酸盐氮人工污水，7h可达标，且亚硝酸盐积累较少。

投加填料和包埋处理都能够减弱低温对反硝化的冲击，是低温下强化生物反硝化效果及应对低温对反硝化效果冲击时可采取有效措施。

4.2 操作参数优化

4.2.1 控制反应池温度

目前，各污水处理厂主是要通过保温和加热等措施以控制反应池温度。

为避免风力造成反应池水温大幅降低，设置防风措施及添加表面覆盖是我国污水处理厂目前采取的主要保温措施。也有研究者针对污水处理厂水温变化进行的动态模型的设计的和优化，以用于设计过程中的定量计算，以期及时应对从而减少气温突降造成的水温下降以及减弱水温下降对处理设施的影响［6］。

现阶段普遍采用的升温措施是提高鼓风机进风温度，通过将冷空气加热来提高反应池水温。

4.2.2 控制溶解氧

溶解氧对反硝化的抑制作用非常大。冬季运行的污水处理厂 (最低水温小于10℃)，DO控制于0.5mg/L以下，仍可取得较好的反硝化效果，TN去除率可达 63%［14］。

低温下反硝化的强化可通过控制溶解氧来实现。

4.2.3 增大污泥浓度 (混合回流比)

水温和污泥龄对污泥增长量的影响呈明显相关性［17］。冬季反硝化系统运行时，为弥补低温对脱氮效果的影响，可适当加大回流比，延长泥龄，增加反硝化菌的总量，以提高脱氮效率。实际城镇污水处理厂调查表明［14］，回流比控制在2～3，可取得较好的反硝化效果。

4.2.4 降低硝酸盐负荷

当硝酸盐负荷较低时，温度对反硝化速率的影响较小，而硝酸盐负荷较高时，温度对反硝化速率的影响显著。即使在3℃的低温下，控制较低的硝酸盐负荷仍可达到良好的脱氮效果［35］。

低温下，污水处理厂可以采用降低硝酸盐负荷或增加水力停留时间等措施来获得较好的反硝化效果。

4.2.5 投加碳源

C/N比对反硝化过程很重要，充足的外碳源可以有效提高低温反硝化速率。此外，外加碳源的类型不同也会影响反硝化的速率。研究发现［36］，13℃下以甲醇、乙醇和乙酸作为外加碳源对低温反硝化速率均有不同程度的提高。WELANDER U，HENRYSSON T等人［30］以甲醇作为外加碳源，最佳工艺条件下，17℃时无机氮去除率可达100%，总氮去除率约为90%。以聚丁二酸丁二醇酯 (PBS)作为外加碳源［37］，随着温度的降低，虽然反硝化速率有所下降，但与未投加外加碳源的反应器相比，其反硝化效果仍维持在较高的水平。殷芳芳，王淑莹等［38］利用 Carrousel氧化沟系统的活性污泥，投加不同的碳源研究其对低温反硝化的促进能力，其结果也表明外加碳源能显著提高低温下反硝化速率。

低温条件下，特别是在低温低碳源的条件下，强化城镇污水处理厂的低温生物脱氮效果可考虑采用投加碳源的措施［39］。

4.3 生物强化

4.3.1 投加低温菌种

低温微生物主要是指嗜冷菌和耐冷菌，其中耐冷菌更能适应温度波动，温度适宜范围较宽，更适用于污水处理［40］。分离筛选低温下相对高效的工程菌应用于生物处理，能更好地解决低温污水生物处理效果差的难题。

耐冷微生物筛选是目前低温污水处理的研究热点。国内外已有大量低温菌筛选的研究成果，如利用分离到的低温菌分解各种石油烃类污染物、人工合成的表面活性剂，脱氮除磷，去除COD等。针对低温反硝化菌的筛选，国外有研究报道分离出一株反硝化耐冷菌可以在低于10℃的条件下利用硝酸盐作为电子受体降解邻苯二甲酸二丁基酯［41］，我国的李军等人分离出的耐冷反硝化菌15℃下，对含138mg/L硝酸盐氮的培养基3d硝酸盐去除率可达51.6%，7d能达到99.3%，在低温下表现出了良好的反硝化性能［42］。

目前将低温反硝化菌投加到生物脱氮系统，强化和提高低温反硝化脱氮效果的相关研究还较少，可以作为今后研究的一个重要方向。

4.3.2 驯化

驯化是人为的在某一特定环境条件长期处理某一微生物群体，同时不断将它们进行移种传代，以达到累积和选择合适的自发突变体的一种古老育种方法。驯化使微生物体内的酶和细胞膜的脂类组成能够适应低温环境，并能在低温条件下发挥作用。微生物的驯化是脱氮工艺运用到低温环境中的重要措施［43］，DEREK MARTIN，JANIM.SALMINEN 等人在强化养殖场低温 (6℃ ±2℃)脱氮时，在外加碳源的存在下，经驯化几个星期后硝酸盐氮的去除率可达到95% ～100%［44］。

大量研究表明［45，46］，通过适当的驯化策略，经历一定的时间，脱氮工艺在低温下可以实现稳定运行，但目前针对厌氧氨氧化、短程硝化反硝化等方面低温驯化的研究较多，有关低温反硝化驯化的相关报道还较少。

5 总结与建议

目前低温生物反硝化研究已经引起众多学者的关注。很多研究结果表明，温度降低导致反硝化菌活性下降、处理负荷和处理效率大幅降低。我国常规的污水处理厂针对冬季低温污水生物处理效果差的问题，为了保证低温下污水处理厂出水能够达到国家排放标准，目前一般多采用降低污泥负荷、增加污泥回流量、增加污水停留时间、对构筑物进行保温等措施来提高处理效果［47］，但这无疑会增加基建和运行费用，并且处理效果难以保证，还经常引起污泥膨胀等问题。结合目前的研究现状，建议可以低温脱氮工艺未来的研究可以围绕下面几点展开:

(1)耐冷反硝化菌的筛选。耐冷菌的筛选已经成为现代污水生物处理的研究热点，但目前针对低温反硝化的主要是好氧菌是筛选，常规低温反硝化菌的筛选研究还较少，可以加强该方面的研究，并可将分子生物学技术应用于耐冷反硝化菌的筛选，将筛选出的菌种进行富集培养，用作接种物或者投加菌种，并建立菌群动态变化指示系统，指导低温脱氮系统的调控。

(2)低温对反硝化菌群的冲击影响研究。目前有关低温对污水处理微生物影响的研究主要是针对好氧活性污泥的，有关低温对反硝化菌群的组成、对反硝化菌群功能和特性的影响等方面的研究还较少，可以利用分子学手段，对低温冲击下反硝化处理单元微生物种群结构的变化规律进行研究，以更好地指导低温下反硝化工艺的调控与强化技术的研究。

(3)目前有关低温冲击下反硝化菌对低温的响应机制、低温对反硝化菌的生理特性的冲击影响方面等的研究还较少。可以利用分子学检测手段，对低温冲击下，反硝化微生物功能基因的表达变化情况、关键酶的动态变化规律等进行研究，用于指导低温反硝化菌的筛选。

(4)深入研究低温对反硝化工艺条件的影响，并联合整个污水处理系统的其他处理单元，更好的指导低温下反硝化及其他污染物处理的工艺调控。

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