养猪废水厌氧消化液SBR短程硝化系统影响因素

李建政，孟 佳，赵博玮，艾斌凌

养猪废水厌氧消化液SBR短程硝化系统影响因素

李建政1，2，孟 佳1，赵博玮1，艾斌凌1

（1.哈尔滨工业大学市政环境工程学院，150090哈尔滨；
2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室，150090哈尔滨）

针对养猪废水厌氧消化液较高残留的氨氮，为开发短程硝化-反硝化脱氮工艺，以序批式活性污泥反应器（SBR）的运行为基础，探讨温度、氨氮负荷（Rnl）和曝气时间对活性污泥系统短程硝化特征的影响.结果表明：在28和15℃条件下，将溶解氧控制为1.0～2.0 mg·L-1时，SBR系统均能实现良好的短程硝化功能；但在15℃条件下，氨氮去除率和亚硝酸盐积累率（Rna）较28℃均有显著下降，分别从71.1%和96.7%降到52.8%和85.4%；在28℃条件下，氨氮负荷由0.56 kg·m-3·d-1大幅提高到2.18 kg·m-3·d-1后，SBR系统的氨氮去除率显著降为48.6%，但Rna仍然高达96.8%，保持了良好的短程硝化性能.Rnl较高时，可适当延长曝气时间以强化SBR系统的氨氮氧化能力.但曝气时间过长会导致大量NO2--N的氧化，Rna显著下降.

养猪废水；厌氧消化液；序批式活性污泥反应器；短程硝化

养猪废水具有机物质质量浓度高、氨氮高、悬浮物高、碳氮比低等特点，处理难度大［1-2］.目前，用于养猪废水处理的技术主要包括还田、自然处理和工业化处理3种模式［3］.其中，还田及自然处理是传统的养猪废水处理方法，经济有效，但其应用受到可用土地资源及土地承载力的严重限制［3］.开发占地面积小、运行管理方便且经济有效的规模化养猪场废水处理技术，成为保障养猪行业健康发展亟需解决的问题［4］.工业化处理模式包括物理法、化学法、生物法及由它们构成的组合工艺，具有占地面积小、适应性强、受环境因素影响小等优点［5］.其中，厌氧生物处理技术可以在有效处理废水的同时回收可再生能源——沼气，得到广泛应用［6］.然而，养猪废水是一种高质量浓度有机废水，经厌氧消化后，其出水仍会残留较高的化学需氧量（COD）和氨氮（NH4＋-N），不能向环境中排放，需要作进一步的处理［7-8］.对于COD的进一步去除，可采用常规的好氧活性污泥法，但消化液的脱氮问题至今仍未得到很好的解决［9-11］.厌氧消化液的生物脱氮需要硝化细菌和反硝化细菌的联合作用才能完成.在好氧条件下，NH4＋-N在亚硝酸细菌（AOB）和硝酸细菌（NOB）的先后作用下次第转化为亚硝态氮（N-N）和硝态氮（N-N），然后在厌氧条件下由反硝化细菌将N-N和NO2--N转化为气态氮（N2或N2O）而从水中脱除［12］.将硝化反应控制在亚硝化阶段（即短程硝化），并与反硝化反应联合即构成了短程硝化-反硝化脱氮工艺.与硝化-反硝化工艺相比，短程硝化-反硝化脱氮工艺具有耗氧少、水力停留时间短、反硝化所需碳源少、剩余污泥生成量少等特点，更加经济高效［13-14］.短程硝化-反硝化系统成功运行的关键之一是将NH4＋-N的氧化控制在N-N阶段［15］.其影响因素主要包括氨氮负荷［16］、温度［17-20］、溶解氧（DO）［21-23］、pH［17，22］、游离氨（FA）质量浓度［20，24］、污泥龄［21，25］等.研究证明，通过温度和氨氮负荷的适当调控，可将序批式活性污泥反应系统的硝化过程控制在亚硝化阶段.

序批式活性污泥工艺具有良好的硝化功能和一定的反硝化能力，操作灵活，运行管理方便，在有机废水脱氮领域得到了广泛应用［26-27］.本文采用序批式活性污泥反应器（SBR）对厌氧消化后的养猪废水进行处理，考察温度、氨氮负荷及曝气时间对短程硝化的影响，以期为进一步构建短程硝化-反硝化工艺奠定基础.

1 实 验

1.1实验装置及运行控制

研究用SBR为有机玻璃制成，直径为12 cm，高为35 cm，反应区总容积为3.5 L，底部为圆锥形并设有进水口和排泥口.反应器外壁缠有电热丝，通过温控仪控制温度；微孔曝气器（粘砂块）置于反应器的底部，用空气流量计调节曝气量.在反应器9 cm高处设有排水口，以控制周期运行中的换水量.

SBR系统基本运行周期为6 h，包括进水5 min、曝气5 h、沉淀30 min、排水25 min.曝气时通过气水比（10～12）的调控将泥水混合液中的溶解氧控制为1.0～2.0 mg·L-1.每天运行4个周期，每周期换水量约为2.5 L.SBR的运行依照温度、氨氮负荷和曝气时间划分为4个阶段，各阶段的运行控制参数如表1所示.其中，阶段1包括11 d的启动期，之后通过定期排泥的方式将SBR的泥龄控制为13 d；在最后一个运行阶段中，为提高N-N氧化率，在其他控制参数不变的情况下，将基本运行周期中的曝气时间延长为23 h.

1.2实验用水

实验用水为经升流式厌氧污泥床（UASB）反应器处理的养猪废水.随着UASB控制运行状态的不同，SBR在不同运行阶段所处理的水质不同，详情如表2所示.

表1 SBR的阶段性运行及控制参数

表2 不同运行阶段实验用水水质

1.3接种物与活性污泥培养

SBR启动所需活性污泥是直接以养猪废水为接种物，在室温条件下经适当培养获得.活性污泥的培养在一个容积为12.5 L的圆形容器中进行，培养过程分为两个阶段：第一阶段，在培养容器中置入10 L养猪废水，加入20 g葡萄糖，曝气培养3 d至大量污泥絮体形成；第二阶段，在第一阶段停止曝气后，沉淀并排放8 L上清液，以清水补足10 L，加入8 g葡萄糖、2 g尿素、1 g磷酸钠继续培养2 d，然后沉淀排上清液8 L；重复操作1次.经过上述两阶段的培养，容器中产生了大量的活性污泥，混合液悬浮固体（MLSS）质量浓度为2.5 g／L，其污泥沉降比（SV30）为25%，污泥体积指数（SVI）为100，沉降性能较好.以上述培养污泥为接种物启动SBR，接种量MLSS为2.48 g／L.

1.4分析项目及检测方法

2 结果与讨论

2.1温度对SBR硝化功能的影响

如图1所示，在SBR启动运行的初期（28℃），系统的NH4＋-N、TN、COD去除率以及NO2--N、NO3--N质量浓度和Rna均有较大波动，其中NH4＋-N去除率和出水NO2--N质量浓度增加迅速.随着运行时间的延续，以上指标的变化逐渐趋缓，并于第11至第24天表现出相对稳定状态.在为期13 d的稳定运行期，SBR对NH4＋-N的去除率高达71.1%（图1（a）），而TN去除率仅为1.3%（图1（b）），说明NH4＋-N的去除主要依靠氨氧化实现.如图1（c）所示，在第11至第24天的运行期内，系统中的NO2--N质量浓度平均高达97.3 mg·L-1，而NO3--N平均质量浓度仅为3.9 mg·L-1，Rna高达96.7%，说明系统经过11 d的污泥驯化，很好地实现了短程硝化功能.在稳定运行期（图1（d）），尽管SBR系统的进水pH为7.9左右，出水pH均下降到7.0上下，这一结果暗示着中性偏碱的环境可能更有利于短程硝化反应的进行［17，22］.经过污泥驯化，SBR系统亦表现出了良好的COD去除能力，去除率平均达51.5%（图1（e））.

图1 SBR的启动及其在28和15℃条件下的运行特征

温度是影响硝化细菌AOB和NOB活性的主要因素之一，尤其对AOB的影响更加显著［30-31］.有研究表明［32］，当温度大于15℃时，SBR系统能够保持一定程度的NO2--N积累率，可以维持短程硝化；当温度低于15℃时，AOB和NOB活性很难维系，尤其是AOB的活性会受到严重影响，最终导致短程硝化被破坏.从第25天开始，SBR系统转入15℃条件下运行.温度的下降显著影响了系统的效能和稳定性.其NH4＋-N、TN、COD去除率以及N-N、N-N质量浓度和Rna均在波动中显著下降，直到第31天后系统才重新达到稳定运行.在为期7 d（第31～第37天）的稳定运行时期（15℃），系统出水的pH仍然维持在7.0左右（图1（d）），其NH4＋-N、TN、COD去除率平均分别为52.8%、0.3%和45.4%（图1（a）、（b）、（e）），出水N-N、NO3--N质量浓度分别为61.6和10.3 mg·L-1（图1（c）），Rna维持在85.4%的水平（图1（c）），说明系统的短程硝化功能即便是在15℃这一较低温度下也能很好地进行.

2.2氨氮负荷对SBR硝化功能的影响

养猪废水具有高氨氮的特点，经UASB处理后，废水COD质量浓度大幅降低，但NH4＋-N质量浓度依然很高.UASB出水COD为507～745 mg·L-1时，其N-N质量浓度达500 mg·L-1以上（表2）.为达到脱氮目的，采用SBR工艺对UASB出水进行了短程硝化功能的调控，以期为短程硝化-反硝化脱氮工艺的构建奠定基础.在阶段1和阶段2运行的基础上（表1），将SBR系统恢复为28℃条件下运行，同时将氨氮负荷Rnl由阶段2的0.54 kg·m-3·d-1提高到2.18 kg·m-3·d-1左右（阶段3），考察系统在较高Rnl条件下的硝化特征.结果表明（图2），Rnl的提高对系统的氨氧化功能造成了显著影响，NH4＋-N去除率从阶段2（15℃）末期的52.8%左右下降到阶段3（28℃）初期的12.8%.随着运行时间的延续，系统的N-N去除率（图2（a））、TN去除率（图2（b））、N-N质量浓度与Rna（图2（c））以及COD去除率（图2（e））持续增加，pH则不断下降（图2（d）），直到第11天后，系统各项指标方趋于稳定.经检测和计算，在第11～第19天的稳定运行期，SBR系统对NH4＋-N、TN、COD的平均去除率分别为48.6%、24.0%和45.3%，出水NO2--N质量浓度维持在135.6 mg·L-1以上的水平，而N-N质量浓度仅有4.6 mg·L-1，Rna高达96.8%，说明系统在Rnl2.18 kg·m-3·d-1的条件下，仍然保持了良好的短程硝化能力.

图2 SBR在氨氮负荷2.18 kg·m-3·d-1和28℃下的运行特征

与同一温度但Rnl较低（0.56 kg·m-3·d-1）的阶段1相比，SBR在阶段3（2.18 kg·m-3·d-1）表现出了不同的硝化特征.表3为SBR在阶段1和阶段3稳定运行期的特征参数对比.可以看出，SBR在阶段1和阶段3均表现出了良好的亚硝化能力，Rna分别平均达96.7%和96.8%，二者相差无几.但N-N、N-N、TN、COD和pH等参数却存在着较大差别.其中N-N去除率由阶段1的71.1%下降到阶段3的48.6%，COD去除率也由51.5%降低为45.3%，SBR在阶段3的出水N-N和COD质量浓度分别高达285和353 mg·L-1.尽管SBR在阶段1和阶段3具有类似的Rna和出水N-N质量浓度（分别为3.5和4.5 mg·L-1），但阶段3对TN的去除率达24%，远高于阶段1的1.3%，说明在阶段3的活性污泥发生了明显反硝化脱氮作用，系统出现了缺氧症状，而氧气供应的不足也可能是导致N-N去除率降低的重要原因.即便SBR在阶段3表现出了明显的反硝化作用，但出水中的N-N质量浓度却由阶段1的101 mg·L-1增加到了134 mg·L-1.分析认为，SBR在阶段3显现出的N-N质量浓度升高现象可能有以下两方面主要原因：首先，在较高Rnl条件下，进水COD也会同时增加，大量化能异养细菌的增殖代谢会消耗更多的溶解氧，在曝气量一定的情况下，反应系统的溶解氧显著降低，进而限制了N-N的进一步氧化而发生积累［33］；其次，在阶段3，SBR进水及出水pH均达8.0，在这一碱性环境中，污水中会有更多的氨氮以FA形式存在［34］.根据式（2）计算结果（表3）可知，SBR系统在阶段3稳定运行期的FA达93.8 mg·L-1，这一质量浓度足可完全抑制NOB活性，而AOB则可继续维持一定的活性［34-35］.因此，欲在进水氨氮质量浓度较高的条件下进一步提高SBR活性污泥的硝化功能，提高供氧量或延长曝气时间是一种有效措施.

2.3延时曝气对运行效果的影响

如表3所示，Rnl由0.56 kg·m-3·d-1提高到2.18 kg·m-3·d-1后，SBR系统的NH4＋-N去除率显著降低.研究表明［36］，AOB对溶解氧的亲合力比NOB强，在较低溶解氧的条件下更利于AOB菌群的增长.因此，要在活性污泥系统中富集更多的AOB并抑制NOB菌群的生长，达到短程硝化的目的，需要将系统中的溶解氧控制在较低的水平.鉴于此，在Rnl2.18 kg·m-3·d-1（28℃）条件下达到运行稳定状态并维持一段时间后，保持曝气量不变（溶解氧1.0～2.0 mg·L-1），将SBR运行周期中的曝气时间由原来的5 h延长为23 h，考察延时曝气对系统硝化特性的影响，结果如图3所示.

图3表明，曝气时间延长后，SBR系统的氨氮氧化作用显著加强，其NH4＋-N的平均去除率由曝气5 h条件下的48.6%（表3）提高到了70.0%左右（图3（a）），NO2--N的积累质量浓度也由134.0 mg·L-1增加到了247.9 mg·L-1（图3（c））.但是，延时曝气同样强化了NO2--N的氧化作用.在曝气时间为5 h的条件下，SBR周期内的N-N积累质量浓度只有4.5 mg·L-1（表3），当曝气时间延长为23 h后，大幅提高到62.4 mg·L-1（图3（c）），而TN去除率却从24.0%降至14.4%（图3（b）），说明延时曝气提升了SBR活性污泥系统的硝化作用（包括氨氧化和N-N氧化反应），同时抑制了反硝化作用，致使系统的Rna从延时曝气前的96.8%大幅下降到80.1%左右.显然，长达23 h的曝气时间对于NO2

--N的积累或短程硝化是不利的.

图3 SBR在曝气23 h条件下的运行特征

表3 SBR在不同氨氮负荷条件下的短程硝化性能比较

在曝气时间为5 h条件下，SBR运行周期末的pH为8.0左右（表3），当曝气时间延长至23 h后，运行周期末的pH降低到7.4上下（图3（d））.可见，N-N的大量氧化以及NO2--N和N-N的不断积累，使SBR系统在运行周期末的pH显著下降.式（2）的计算结果表明，在pH7.4时，SBR系统中的FA仅为2.9 mg·L-1，而在曝气5 h时却高达93.8 mg·L-1（表3）.分析认为，pH的下降有效降低了系统中FA的质量浓度及其对NOB的毒性作用，这无疑也会在一定程度上促使N-N的氧化和N-N的生成.延时曝气的控制运行促使活性污泥对废水中残留的污染物进行更加彻底的利用，加之N-N的氧化更加彻底，导致SBR系统呈现出更高的COD去除能力，由延时曝气前的45.3%（表3）提高到了51.7%（图3（e））.

以上结果表明，曝气时间的延长可有效提高SBR系统的硝化功能.但曝气时间过长或DO偏高，则会导致大量N-N的氧化和N-N的生成，Rna显著下降.为确定在一定Rnl条件下的适宜曝气时间和DO，在SBR系统中更好地实现短程硝化，需要对曝气时间和DO对系统硝化特性的影响进行更加深入的研究.

3 结 论

1）处理养猪废水厌氧消化液的SBR系统，在28和15℃条件下均能实现短程硝化，但低温会显著降低系统的硝化功能.在曝气5 h、溶解氧控制为1.0～2.0 mg·L-1的条件下，SBR系统在28℃时的N-N去除率和Rna分别为71.1%和96.7%，但在15℃条件下分别降到了52.8%和 85.4%.

2）在28℃条件下，Rnl的提高对SBR系统的氨氧化功能造成显著影响.Rnl由0.56 kg·m-3·d-1提高到2.18 kg·m-3·d-1后，SBR系统的N-N去除率显著降为48.6%，但Rna仍然高达96.8%，保持了良好的短程硝化性能.

3）在高Rnl条件下，适当延长曝气时间可显著强化SBR系统的氨氮氧化作用，但曝气时间过长，则会导致大量N-N的氧化和N-N的生成，Rna显著下降.

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（编辑刘 彤）

Main influence factors for shortcut nitrification in a SBR treating anaerobic digested piggery wastewater

LI Jianzheng1，2，MENG Jia1，ZHAO Bowei1，AI Binling1
（1.School of Municipal and Environmental Engineering，Harbin Institute of Technology，150090 Harbin，China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment，Harbin Institute of Technology，150090 Harbin，China）

To develop a shortcut nitrification process for treating anaerobic digested piggery wastewater with a high ammonia concentration，a sequencing batch reactor（SBR）was introduced，and the temperature，ammonia nitrogen loading rate（Rnl）and aeration time were investigated as the significantinfluence factors ofthe shortcutnitrification.The shortcut nitrification process could be established in the SBR at 28℃or 15℃with the identical dissolved oxygen（DO），ranged from 1 to 2 mg·L-1.But the ammonia removal and nitrite accumulation rate Rnawere decreased from 71.1%and 96.7%to 52.8%and 85.4%，respectively，when the temperature was dropped from 28℃to 15℃.Though the ammonia removal rate was decreased to 48.6%since the Rnlhad been increased from 0.56 to 2.18 kg·m-3·d-1at 28℃，a Rnaas high as 96.8%was obtained，indicating that an excellent shortcut nitrification occurred in the SBR.To obtain a superior ammonia oxidation with a higher Rnl，extension of aeration time would be supportive.But an excessive aeration could result in an increase in nitrate and a decrease in Rna，which was unfeasible for the shortcut nitrification process in the SBR.

piggery wastewater；anaerobic digestion liquor；sequencing batch reactor（SBR）；shortcut nitrification process

X703.1

A

0367-6234（2014）08-0027-07

2013-04-20.

国家自然科学基金资助项目（51178136）.

李建政（1965—），男，教授，博士生导师.

李建政，ljz6677＠163.com.