陳 雷 姜 玉, 龔 斌 趙 穎 席北斗 黨秋玲 吳龍封 李鳴曉 李 瑞#

(1.吉林建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，吉林 長春130118； 2.中國環(huán)境科學(xué)研究院，國家環(huán)境保護(hù)地下水污染模擬與控制重點實驗室，北京 100012； 3.中建四局安裝工程有限公司，廣東 廣州 510000)

可生物降解塑料與沸石載體體系對硝酸鹽氮污染地下水的生物修復(fù)研究*

陳 雷1姜 玉1,2龔 斌2趙 穎2席北斗2黨秋玲2吳龍封3李鳴曉2李 瑞2#

(1.吉林建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，吉林 長春130118； 2.中國環(huán)境科學(xué)研究院，國家環(huán)境保護(hù)地下水污染模擬與控制重點實驗室，北京 100012； 3.中建四局安裝工程有限公司，廣東 廣州 510000)

生物反硝化是修復(fù)地下水硝酸鹽氮污染的一種有效途徑。為進(jìn)一步確定異養(yǎng)反硝化碳源與載體投加量的配比，取用污水處理廠活性污泥為微生物來源，以可生物降解塑料為新型固相碳源，沸石為微生物載體，設(shè)計了9組固相碳源與載體不同配比的柱實驗，旨在遴選出可生物降解塑料和沸石的最優(yōu)配比。同時考察在最優(yōu)配比時，不同進(jìn)水硝酸鹽氮濃度下的硝酸鹽氮去除率、填料降解率、生物膜附著量、生物膜附著效率、反硝化效率等反應(yīng)特性。結(jié)果表明，可生物降解塑料∶沸石(質(zhì)量比)=2∶1為最優(yōu)配比。在最優(yōu)配比下，進(jìn)水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度為40～100mg/L時，異養(yǎng)反硝化對硝酸鹽氮具有很好的去除效果(最終去除率均在99%以上)，且能夠保持較高的反硝化效率，同時載體負(fù)載微生物的性能穩(wěn)定。

地下水 硝酸鹽氮 異養(yǎng)反硝化 可生物降解塑料 載體

地下水硝酸鹽氮污染已成為世界性問題[1]，據(jù)《2015中國環(huán)境狀況公報》顯示：全國31個省(區(qū)、市)、202個地市級行政區(qū)的5 118個地下水監(jiān)測井(點)中，水質(zhì)較差和極差的監(jiān)測井(點)比例分別為42.5%、18.8%，個別地下水水質(zhì)監(jiān)測井(點)硝酸鹽氮濃度已嚴(yán)重超過《地下水質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》(GB/T 14848—93)中的Ⅴ類標(biāo)準(zhǔn)。目前硝酸鹽氮的去除方法主要有物理化學(xué)法和生物反硝化法兩大類[2]，從徹底消除硝酸鹽氮污染和降低脫硝成本兩方面考慮，生物反硝化法是最實用的方法[3-5]。異養(yǎng)反硝化通過生物載體上負(fù)載微生物的反硝化作用將硝酸鹽氮還原為氮氣[6]，此過程中碳源供給是異養(yǎng)反硝化微生物生存的必要條件，但地下水中天然有機(jī)碳含量往往較低，需要人為投加有機(jī)碳源。

采用液相碳源如乙醇、甲醇、乙酸鹽時，須嚴(yán)格控制投加量。若投加量過少，會導(dǎo)致異養(yǎng)反硝化不完全，亞硝酸鹽氮嚴(yán)重積累；反之，過量投加碳源可能會對地下水造成二次污染，且存在氨氮間接積累的隱患[7]。近年來，一些研究者將木屑、稻草、苜蓿草、樹皮、鋸屑等[8-14]低成本天然固相碳源應(yīng)用于異養(yǎng)反硝化工藝中，脫硝效果良好。但是也有研究指出，以上這些材料作為固相碳源時，存在釋碳速率不可控、二次污染風(fēng)險較高、微生物生長與載體降解易造成格柵堵塞等問題[15-16]，因此開發(fā)新型固相緩釋碳源用于地下水的生物脫氮工藝，已成為近年來的研究熱點[17]。

可生物降解塑料作為一種新型固相緩釋碳源，相比麥稈、鋸屑等天然材料，自然溶出的有機(jī)碳、氨氮、硝酸鹽氮較少，二次污染風(fēng)險較低[18]，是一種經(jīng)濟(jì)、高效的固相緩釋碳源。沸石是一種包含Na+、K+、Ca2+、Mg2+等金屬離子的含水鋁硅酸鹽礦物質(zhì)，比表面積較大(一般為100～400 m2/g)。使用沸石作為微生物載體時，能為兼性厭氧微生物(如異養(yǎng)反硝化菌)提供良好的生長環(huán)境。本研究以可生物降解塑料為新型固相緩釋碳源、沸石為微生物載體，設(shè)計了9組不同投加量配比的柱實驗，旨在遴選出可生物降解塑料和沸石的最優(yōu)配比；同時考察在不同進(jìn)水硝酸鹽氮濃度下，硝酸鹽氮去除率、填料降解率、生物膜附著量、異養(yǎng)反硝化效率等反應(yīng)特性。本研究可為異養(yǎng)反硝化去除地下水硝酸鹽氮污染的實際應(yīng)用提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

柱實驗裝置如圖1所示，進(jìn)水桶、廢水桶均為25 L塑料桶。實驗柱為有機(jī)玻璃柱，內(nèi)徑3 cm，有效高度20 cm，柱內(nèi)填充可生物降解塑料以及沸石。出水管運行時接入廢水桶，取樣時接入封口的干燥錐形瓶中?？缮锝到馑芰虾头惺鶑氖忻嫔现苯淤徺I?？缮锝到馑芰?顆粒狀)由60%(質(zhì)量分?jǐn)?shù)，下同)的淀粉、30%的人工聚合物及10%的其他黏合劑組成。沸石粒徑為2.0～4.0 mm，沸石不僅充當(dāng)微生物載體，填充后也保證了實驗柱的孔隙度。最優(yōu)配比選擇實驗中，使用3臺蠕動泵(LEAD-2)為9組實驗柱配水；硝酸鹽氮負(fù)荷實驗中，使用1臺蠕動泵(BT100-1F)為4組實驗柱配水。

圖1 柱實驗裝置Fig.1 Diagram of column experiment setup

1.2 實驗方法

1.2.1 反硝化污泥馴化與掛膜

實驗運行前，需培養(yǎng)出適應(yīng)環(huán)境的異養(yǎng)反硝化菌。馴化接種的污泥取自北京市某污水處理廠厭氧消化池，測得懸浮固體(MLSS)為4 529.0 mg/L，揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)為 3 013.0 mg/L。將取回的污泥轉(zhuǎn)入5 L燒杯中，在室溫下馴化培養(yǎng)，用塑料膜扎緊杯口，以保持燒杯內(nèi)的厭氧環(huán)境。每天棄去上部清液及懸浮污泥，并補(bǔ)充含有葡萄糖、KNO3、NaH2PO4的營養(yǎng)液。

在裝填實驗柱之前，需對沸石進(jìn)行掛膜。將已稱量好的沸石放入裝有反硝化污泥的250 mL錐形瓶中，最優(yōu)配比選擇實驗掛膜時污泥MLSS為4 529.0 mg/L，MLVSS為3 013.0 mg/L；硝酸鹽氮負(fù)荷實驗掛膜時污泥MLSS為2 429.4 mg/L，MLVSS為1 341.1 mg/L。裝有沸石和污泥的錐形瓶振蕩恒溫培養(yǎng)7 d(轉(zhuǎn)速80 r/min，溫度 16 ℃)。每天加入一定量KNO3、NaH2PO4，維持硝酸鹽氮為60 mg/L，TP為12 mg/L。對于只填充沸石的實驗柱(1#)，在錐形瓶中還需每天加入一定量的葡萄糖，以維持溶液COD為60 mg/L。7 d后，將錐形瓶中的沸石經(jīng)棉篩網(wǎng)過濾后取出，裝填入相應(yīng)實驗柱中。隨即將進(jìn)水泵流量調(diào)到最大，將附著性能較差的污泥沖出。實驗裝置穩(wěn)定運行7～10 d，完成反硝化污泥的掛膜。

1.2.2 最優(yōu)配比選擇實驗

9組實驗柱對應(yīng)的可生物降解塑料與沸石配比、填料總質(zhì)量見表1，水力停留時間(HRT)控制在2 h左右。所有實驗柱進(jìn)水均使用合成地下水：硝酸鹽氮為60 mg/L，TP為12 mg/L。其中1#實驗柱只加入葡萄糖作碳源，使進(jìn)水COD維持在60 mg/L左右。實驗柱在(17±2) ℃下先運行10 d，10 d后每隔3 d左右取水樣1次，每隔5 d左右取沸石測定生物膜附著量及填料降解率。

表1 最優(yōu)配比選擇實驗中9組實驗柱的可生物降解塑料與沸石配比及填料總質(zhì)量

注：1)以質(zhì)量比計。

1.2.3 硝酸鹽氮負(fù)荷實驗

根據(jù)最優(yōu)配比選擇實驗的結(jié)果，重新設(shè)置4組實驗柱進(jìn)行4種不同硝酸鹽氮濃度的負(fù)荷實驗。為了更貼近于硝酸鹽氮重污染地下水，硝酸鹽氮負(fù)荷實驗設(shè)定的硝酸鹽氮進(jìn)水濃度較高：其中a實驗柱設(shè)定進(jìn)水硝酸鹽氮為40 mg/L，填料總質(zhì)量為88.34 g；b實驗柱設(shè)定進(jìn)水硝酸鹽氮為60 mg/L，填料總質(zhì)量為87.75 g；c實驗柱設(shè)定進(jìn)水硝酸鹽氮為80 mg/L，填料總質(zhì)量為87.74 g；d實驗柱設(shè)定進(jìn)水硝酸鹽氮為100 mg/L，填料總質(zhì)量為87.87 g。HRT控制在12 h左右，TP維持在6 mg/L。實驗柱在(22±2) ℃下運行25 d。穩(wěn)定后，第1周每隔2 d取樣1次，之后每隔6 d取樣1次。運行結(jié)束時，將整個實驗柱內(nèi)的沸石取出，測定生物膜附著量及填料降解率。進(jìn)出水pH采用HQ30D多參數(shù)水質(zhì)分析儀測定，硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、氨氮、TP參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第4版)測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 最優(yōu)配比選擇實驗結(jié)果分析

2.1.1 出水水質(zhì)

實驗需考慮碳源可能引起的二次污染問題。如果固相碳源自身所釋放的污染物較多，其在實際應(yīng)用中就有較大局限性。有研究表明：可生物降解塑料釋放的含氮化合物極少，同時可忽略其對含氮化合物的吸附作用；另外，沸石對硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮的吸附作用很小，對氨氮有一定的吸附作用，但8 h內(nèi)就達(dá)到平衡，吸附率為54%，之后吸附率基本保持穩(wěn)定[19]。因此，在長時間的柱實驗中，可以忽略由填料的吸附作用而造成的對硝酸鹽氮濃度的影響。

整個實驗過程中，各實驗柱對硝酸鹽氮的去除能力基本保持穩(wěn)定后，硝酸鹽氮濃度隨時間的變化如圖2所示。由圖2可以看出，4#、5#實驗柱出水硝酸鹽氮濃度最低，硝酸鹽氮平均去除率分別為46.2%、45.0%。除1#、2#實驗柱外，3#實驗柱中可生物降解塑料的投加量最多，但是其硝酸鹽氮去除率相對較低，這可能是因為碳源的過量投加在某種程度上抑制了微生物的代謝活性[20]。

圖2 最優(yōu)配比選擇實驗中出水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度隨時間的變化Fig.2 The variation of nitrate nitrogen concentrations in effluent during the optimal ratio selection experiment

亞硝酸鹽氮濃度隨時間的變化如圖3所示。由圖3可以看出，1#、3#實驗柱亞硝酸鹽氮濃度較高，其中1#實驗柱出水亞硝酸鹽氮在3 mg/L以上。通常亞硝酸鹽氮的積累與pH、碳氮比(C/N)、溫度、HRT等因素有關(guān)。由圖4可以看出，整個反應(yīng)過程pH都控制在6～8，適合反硝化細(xì)菌的生長繁殖，因此pH不是造成亞硝酸鹽氮積累的主要因素。VAN RIJN等[21]以乙酸為碳源進(jìn)行反硝化實驗，發(fā)現(xiàn)當(dāng)乙酸不足時會有亞硝酸鹽氮積累。本實驗中，1#實驗柱使用葡萄糖做外加碳源，C/N(質(zhì)量比)為1∶1，有機(jī)碳不足可能是造成其亞硝酸鹽氮積累的主要原因。另外，實驗溫度較低((17±2) ℃)和HRT較短(2 h)均可能造成亞硝酸鹽氮積累，實驗溫度較低導(dǎo)致反硝化細(xì)菌的活性受到嚴(yán)重抑制，HRT較短致使亞硝酸鹽氮沒有足夠的時間與生物介質(zhì)接觸，不能被完全還原。

圖3 最優(yōu)配比選擇實驗中出水亞硝酸鹽氮質(zhì)量濃度隨時間的變化Fig.3 The variation of nitrite nitrogen concentrations in effluent during the optimal ratio selection experiment

圖4 最優(yōu)配比選擇實驗中出水pH隨時間的變化Fig.4 The variation of effluent pH during the optimal ratio selection experiment

如圖5所示，實驗過程中氨氮積累量整體較低，其中3#、4#、5#和9#實驗柱始終沒有檢測到氨氮。8#和1#實驗柱的最高出水氨氮分別為0.63、0.55 mg/L，其余實驗柱的出水氨氮都在0.5 mg/L以下，符合《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749—2006)。

圖5 最優(yōu)配比選擇實驗中出水氨氮質(zhì)量濃度隨時間的變化Fig.5 The variation of ammonium nitrogen concentrations in effluent during the optimal ratio selection experiment

2.1.2 填料降解率與生物膜附著性能

填料降解率(d，%)根據(jù)式(1)計算，生物膜附著量(mB，mg/g)根據(jù)式(2)計算，生物膜附著效率(EB，%)根據(jù)式(3)計算。

(1)

(2)

(3)

式中：w0為實驗前填料烘干后質(zhì)量，g；w1為稱量皿質(zhì)量，g；w2為實驗后填料放入超聲波清洗機(jī)中以59 kHz頻率振蕩清洗15 min，用去離子水沖洗表面，在烘箱中80 ℃烘干后放入稱量皿中稱量的質(zhì)量，g；w3為實驗后填料放入稱量皿中，在烘箱中80 ℃烘干2 h，再在干燥皿中冷卻1 h后稱量的質(zhì)量。

本實驗測量了兩次填料降解率以及生物膜附著量，取樣時間間隔為5 d。由于5 d內(nèi)填料降解率和生物膜附著量均較低，因此在較長周期的實驗中可視作兩個平行樣。測得的填料降解率與生物膜附著量平均值見圖6。由圖6可以看出，除1#、2#實驗柱外，載體平均降解率較低的是3#、9#實驗柱，其余實驗柱的載體平均降解率相差不大。9組實驗柱中平均生物膜附著量較大的是4#、5#、6#、7#、8#實驗柱，其生物膜附著量都在15 mg/g以上。將這5組實驗柱與2#實驗柱對比可以得出，在填料中加入沸石更有利于生物膜的附著。

圖6 最優(yōu)配比選擇實驗中9組實驗柱的填料降解率和生物膜附著量平均值Fig.6 Average filler degradation rates and attached biofilm amounts of 9 experimental columns in optimal ratio selection experiment

對比反應(yīng)前后沸石與可生物降解塑料的表面(見圖7)，可以觀察到生物膜呈現(xiàn)灰褐色，且沸石表面的生物膜附著量多于可生物降解塑料。

微生物依靠降解可生物降解塑料獲取碳源進(jìn)行生長繁殖[22]，因此可用生物膜附著效率來體現(xiàn)沸石負(fù)載微生物的能力和效率。由表2可以得出：1#、7#、8#、9#實驗柱的生物膜附著效率較高；4#、5#、6#實驗柱的生物膜附著效率接近；2#、3#實驗柱的生物膜附著效率較低。

綜合填料降解率、生物膜附著量以及生物膜附著效率來看，4#、5#、6#、7#、8#實驗柱生物膜附著量大、生物膜附著效率高，說明這些實驗柱的生物膜附著性能較好。

圖7 反應(yīng)前后沸石與可生物降解塑料表面的變化Fig.7 Surface of zeolite and biodegradable plastic before and after the reaction

參數(shù)實驗柱1#2#3#4#5#6#7#8#9#EB/%451017333432483639

2.1.3 反硝化效率

采用容積反硝化速率(NV，mg/(L·d))、載體反硝化速率(NS，mg/(g·d))、生物膜反硝化速率(NB，mg/(mg·d))3個參數(shù)來衡量硝酸鹽氮去除過程中的反硝化效率，具體計算分別見式(4)至式(6)。

(4)

(5)

(6)

式中：ci為進(jìn)水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度，mg/L；ce為出水硝酸鹽氮質(zhì)量濃度，mg/L；Q為進(jìn)水實際流量，L/d；V為實驗柱有效體積，L；MS為實驗柱內(nèi)載體質(zhì)量，g；MB為實驗柱內(nèi)生物膜總質(zhì)量，mg。

由表3可以看出，容積反硝化速率較高的是1#、2#、4#實驗柱，載體反硝化速率較高的是2#、3#、4#實驗柱，生物膜反硝化速率較高的也是2#、3#、4#實驗柱。不同實驗柱中微生物對硝酸鹽氮去除效率不同，可能是由于不同實驗柱的C/N以及載體環(huán)境不同造成的[23]?？紤]到實際應(yīng)用會受到施工成本、地質(zhì)環(huán)境等因素的限制，單位反應(yīng)區(qū)域內(nèi)的反硝化效率越高，越有利于其在實際工程中的應(yīng)用[24]。因此，從反硝化效率看，4#實驗柱的配比最適合應(yīng)用于實際。

表3 最優(yōu)配比選擇實驗中9組實驗柱的反硝化效率

綜合最優(yōu)配比實驗結(jié)果可以看出，4#實驗柱中固相碳源與載體的配比最優(yōu)(即可生物降解塑料∶沸石=2∶1)，在該配比下，反硝化效率高、出水水質(zhì)好、生物膜附著性能良好。

2.2 硝酸鹽氮負(fù)荷實驗結(jié)果分析

2.2.1 出水水質(zhì)情況

設(shè)計了4組不同進(jìn)水硝酸鹽氮濃度的柱實驗(a、b、c、d實驗柱中硝酸鹽氮分別為40、60、80、100 mg/L)，考察在最優(yōu)配比條件下，硝酸鹽氮去除率、填料降解率、生物膜附著量、反硝化效率等反應(yīng)特性。由圖8可看出，隨著反應(yīng)進(jìn)行，4實驗柱出水硝酸鹽氮去除率大幅度提高，最終的硝酸鹽氮去除率均達(dá)到99%以上。

圖8 硝酸鹽氮負(fù)荷實驗中硝酸鹽氮去除率隨時間的變化Fig.8 Variation of nitrate nitrogen removal efficiency during the nitrate nitrogen loading experiment

實驗過程中出水始終沒有檢測到亞硝酸鹽氮積累，可能是實驗運行過程中溫度相對較高((22±2) ℃)，HRT長(12 h)，反應(yīng)過程中產(chǎn)生的亞硝酸鹽氮有足夠的時間與微生物接觸反應(yīng)，從而被還原成氮氣，因此亞硝酸鹽氮沒有積累[25]。此外，雖然實驗過程中微生物對磷的利用率不高，但已能夠滿足微生物的生長需要。

實驗過程出水氨氮濃度如圖9所示。在實驗運行13 d時，4組實驗柱均出現(xiàn)不同程度的氨氮積累，c實驗柱在運行13 d時測得的氨氮濃度較高，其余實驗柱的出水氨氮都在0.8 mg/L以下。氨氮積累可能是由于經(jīng)歷了硝酸鹽氮異化還原生成氨氮(DNRA)過程[26]。自然界中生物氮循環(huán)包括兩種硝酸鹽氮還原途徑，一種是反硝化過程；另一種是DNRA過程，其最終產(chǎn)物是氨氮[27]，具體反應(yīng)過程見式(7)：

(7)

嚴(yán)格厭氧菌、兼性厭氧菌、微嗜氧菌和好氧菌等都可利用硝酸鹽氮發(fā)生DNRA過程。C/N較高時更容易發(fā)生DNRA過程。因此，實驗進(jìn)行13 d時出現(xiàn)明顯的氨氮積累，可能是由于在反應(yīng)后期，溶液中硝酸鹽氮濃度太低使實驗柱內(nèi)局部C/N較高[28-31]，從而發(fā)生了DNRA過程。

圖9 硝酸鹽氮負(fù)荷實驗中出水氨氮質(zhì)量濃度隨時間的變化Fig.9 The variation of ammonium nitrogen concentrations during the nitrate nitrogen loading experiment

2.2.2 填料降解率與生物膜附著性能分析

使用整個實驗柱內(nèi)的沸石，分別測定填料降解率、生物膜附著量及生物膜附著效率，結(jié)果見表4。由表4可以看出，相比2.1.2節(jié)中4#實驗柱的實驗結(jié)果，4組實驗柱的填料降解率均較低，生物膜附著量也均較少，但生物膜附著效率相差不大，表明沸石負(fù)載微生物的性能是穩(wěn)定的。

表4 硝酸鹽氮負(fù)荷實驗中4組實驗柱的填料降解率、 生物膜附著量及生物膜附著效率

2.2.3 反硝化效率分析

由表5可看出，與2.1.3節(jié)中4#實驗柱的反硝化效率比，容積反硝化速率和載體反硝化速率均明顯偏低。這可能是由于硝酸鹽氮負(fù)荷實驗的HRT(12 h左右)較長，載體及反硝化污泥未達(dá)到滿負(fù)荷運行狀態(tài)。

綜合硝酸鹽氮負(fù)荷實驗結(jié)果可以看出，可生物降解塑料與沸石的配比為2∶1時，異養(yǎng)反硝化對硝酸鹽氮質(zhì)量濃度為40～100 mg/L的進(jìn)水均能夠保持較高的反硝化效率，且還能夠適應(yīng)更高的硝酸鹽氮進(jìn)水濃度。

表5 硝酸鹽氮負(fù)荷實驗中4組實驗柱的反硝化效率

3 結(jié) 論

(1) 可生物降解塑料∶沸石=2∶1為最優(yōu)配比。

(2) 可生物降解塑料與沸石的配比為2∶1，進(jìn)水硝酸鹽氮為40～100 mg/L時，異養(yǎng)反硝化對硝酸鹽氮具有很好的去除效果(最終去除率均在99%以上)，并保持較高的反硝化效率，且沸石負(fù)載微生物的性能是穩(wěn)定的。

(3) 最優(yōu)配比選擇實驗中，各實驗柱出現(xiàn)了不同程度的亞硝酸鹽氮積累，其可能原因是實驗溫度較低且HRT較短。硝酸鹽氮負(fù)荷實驗中，實驗溫度升高、HRT延長，則未發(fā)生亞硝酸鹽氮積累。另外，氨氮的積累可能是由于局部C/N過高發(fā)生了DNRA過程。

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Studyonthebioremediationofnitratenitrogencontaminatedgroundwaterbybiodegradableplastic-zeolitesystem

CHENLei1,JIANGYu1,2,GONGBin2,ZHAOYing2,XIBeidou2,DANGQiuling2,WULongfeng3,LIMingxiao2,LIRui2.

(1.TheInstituteofMunicipalandEnvironmentEngineering,JilinJianzhuUniversity,ChangchunJilin130118;2.StateEnvironmentalProtectionKeyLaboratoryofSimulationandControlofGroundwaterPollution,ChineseResearchAcademyofEnvironmentalSciences,Beijing100012; 3.ChinaConstructionFourthEngineeringDivisionInstallationEngineeringCo.,Ltd.,GuangzhouGuangdong510000)

Biological denitrification is an efficient method for remediating nitrate nitrogen contaminated groundwater. In order to further confirm the ratio of carbon source to carriers of heterotrophic denitrification,the activated sludges in sewage plant were taken as microbial source,with the biodegradable plastic as innovative solid carbon source and the zeolite as microbial carrier. 9 experiment columns of different ratios were designed to select the optimal ratio of biodegradable plastic to zeolite. The reaction characteristics such as nitrate nitrogen removal rate,filler degradation efficiency,biomembrane adhesion amount,biomembrane adhesion effeciency and denitrification efficiency under different influent nitrate nitrogen concentration were expolered. The results showed that biodegradable plastic∶zeolite (mass fraction)=2∶1 was the optimal ratio. When the influent nitrate nitrogen concentration was 40-100 mg/L with the optimal ratio,heterotrophic denitrification had a good removal efficiency to nitrate nitrogen (the average removal rate of nitrate nitrogen was above 99%),and it could kept a high denitrification efficiency. At the same time,the capability of carriers to load microorganism also kept stable.

groundwater; nitrate nitrogen; heterotrophic denitrification; biodegradable plastic; carrier

10.15985/j.cnki.1001-3865.2017.04.001

2016-05-25)

陳 雷，男，1971年生，博士，教授，研究方向為環(huán)境工程。#

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*國家科技支撐計劃項目(No.2014BAL02B03-02)。