低C／N垃圾渗滤液短程硝化最佳DO与温度的研究＊

赵群英，赵 炎

（1．西安工业大学 建筑工程学院，西安710021；2．陕西省环境保护厅 污防处，西安710006）

垃圾渗滤液的有机物与氨氮的浓度较高，且随着垃圾掩埋时间的增长，呈现出低C／N的特征［1］．采用传统的生物脱氮处理低C／N比的垃圾渗滤液，耗氧量非常大，且需要外投大量碳源，处理成本高．而采用短程硝化反硝化工艺处理该废水，不仅可以节省大约25%的充氧量，而且还可节约40%左右的碳源．因此，近年来该工艺成为国内外处理低C／N废水的研究热点之一［2-3］．该工艺是将硝化过程控制在亚硝酸氮阶段（即短程硝化），然后直接以亚硝酸氮为电子受体进行反硝化．其工艺关键是如何有效实现和维持亚硝酸氮的积累．

实现短程硝化的途径中，通常是通过控制溶解氧（Dissolved Oxygen，DO ）、温度、pH 值、游离性氨（Free Ammonia，FA）的方法控制亚硝酸盐氧化菌（Nitrite-Oxidizing Bacteria，NOB）的生长．低C／N的垃圾渗滤液pH值较高，一般大于7．5，而氨氧化菌（Ammonia-Oxidizing Bacteria，AOB）和NOB适宜生长的pH 分别为7．0～8．5［4］与6．5～7．5［5］，因此pH 对低C／N垃圾渗滤液的短程硝化不作为控制因素考虑．Anthonisen［6］等人通过研究得出，FA对AOB和NOB均有抑制作用，但对AOB的抑制浓度要远高于对NOB的抑制浓度．

低C／N垃圾渗滤液的FA值较高，因此也不作为控制因素考虑．故对于低C／N的垃圾渗滤液，DO和温度是短程硝化反应能否实现的重要影响因素．生物处理的污水厂，运行费用大多来自曝气和加热，因此有效的控制DO和温度还可以有效的节省处理厂运行成本，故本文从DO和温度两个影响因素对短程硝化反应器进行了实验研究与动力学分析，发现针对低C／N垃圾渗滤液处理的经济可行的运行方式．

1 实验装置与方法

1．1 实验装置

实验装置如图1所示．本实验的短程硝化反应器为有机玻璃制成的圆柱体间歇式活性污泥（Sequencing Batch Reactor，SBR）反应器，内径20 cm，圆柱高45cm，反应器总容积为14L，有效容积13．2L．反应器侧壁设置4个取样口，间距为10 cm，用于取样和排水．底部设黏砂微孔曝气头，采用鼓风曝气，用转子流量计调节曝气量．用时间控制器控制曝气、进水、排水的时间．便携式多功能pH、DO测定仪在线测定反应器中的pH值和DO浓度．采用电动搅拌机作为搅拌设施以提高固液混合程度，保持泥水混合的均匀性．采用人工虹吸排泥的排泥方式．本次实验时，SBR短程硝化反应器每24h运行2个周期（进水0．2h、沉淀0．5h、排水0．3h），体积交换率为50%，污泥停留时间控制在6d．

1．2 测定项目

表1 水质分析方法Tab．1 Method for analysis of water quality

1．3 试验水质

实验所用废水来自陕西某垃圾渗滤液厌氧反应器的出水，实验水质见表2．

表2 废水水质Tab．2 The quality of wastewater

2 实验结果及分析

2．1 DO

AOB与NOB对DO的亲合力不同，在低DO下，AOB对DO的亲和力较NOB强，容易实现短程硝化，因此目前大多学者在研究短程硝化时，都将DO控制在较低的水平［7-8］．但低DO使得AOB和NOB的增殖速率均下降，因此，对高氮的垃圾渗滤液而言，采用低的DO进行操作是不太现实的．本次试验在培养成熟的短程硝化反应器中，控制温度在30℃左右，DO浓度分别为0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1，当各DO浓度运行稳定后，每隔一小时测定反应器中氨氮与NO2-N浓度，测定结果见表3和如图2所示．由表3可见：当进水氨氮浓度几乎相等的情况下，随着运行时间的推移，在不同DO浓度下，氨氮的浓度都在降低，但不同DO浓度对氨氮的去除速率造成了一定影响，当DO浓度分别控制在0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1时，反应器中氨氮监测不出的的运行时间分别为大于10h、8h、7h、6 h、6h，可见DO浓度越高，氨氮的去除速率越高．DO的各控制范围内，反应器氨氮浓度为零的时间间隔分别为2h、1．3h、0．25h、0h，可见要缩短反应器的运行周期可以通过提高DO的方法，但DO浓度为3mg·L-1和4mg·L-1时，氨氮浓度为零的时间间隔相差不大，而在反应器的运行周期相差不大的情况下，低的DO浓度，可以有效的防止高DO条件下造成的污泥解体．因此并不是DO浓度越高越好，从以上运行数据可见，控制DO为3 mg·L-1较为适宜．

表3 DO对氨氮去除效果的影响Tab．3 The result of ammonia nitrogen removal with DO

图2 DO对NO2-N生成量的影响Fig．2 DO对NO2-N生成量的影响Fig．2 Effect of DO on NO2-N production

图2显示了不同DO浓度条件下，NO-2-N的生成速率，可见DO浓度越高，NO-2-N的生成速率越高，但DO浓度为3mg·L-1的反应器与浓度为4mg·L-1的反应器生成速率接近，由此也说明控制DO为3mg·L-1较为适宜．

计算，得DO浓度分别为0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1时，无效的氮转化分别为50．8%，41．5%，39．6%，37．3%，35% ．这部分无效的氮转化分别消耗在AOB的同化作用、生成的N2O和游离氨的吹脱作用以及颗粒污泥内的同步硝化反硝化作用．同化作用消耗的氮可通过反应理论公式进行估算，假设微生物的典型细胞分子式为C5H7NO2，水体中有机物的典型分子式为C10H19NO3，由此可假想AOB的同化作用可表示为

由此可知，在好氧氨氧化过程中，仅有1／55的氨氮用于合成细胞物质；异样细菌合成1mol细胞物质的氨氮所需氨氮为0．575mol．根据式（2）～（3）可计算出，在一个典型运行周期内同化作用去除的氨氮约占总无效氮转化的14%．由于同化作用的大小与水体中的有机物含量有关，因此，在同种水质下同化作用造成的无效氮转化可以不加考虑．减去同化作用消耗的14%氮，同步硝化反硝化作用与游离氨、N2O的吹脱作用造成的无效氮转化分别为：36．8%，27．5%，25．6%，23．3%，21%．可以发现虽然DO为4mg·L-1时，氨氮的去除速率高，NO-2-N的生成速率也高，但是无效氮转化量最小，说明高的DO浓度，不利于反应器内微缺氧区的形成，同步硝化反硝化作用较弱．这样会使得后续工艺的氮负荷增加，不利于氮的去除．故控制DO为3mg·L-1较为适宜．

2．2 温 度

AOB和NOB均属于中温细菌，但在较高温度（30～35℃）下，AOB的生长速率高于NOB，将运行温度控制在30～35℃条件下，为AOB的生长创造适宜温度条件，可实现短程硝化．但对垃圾渗滤液而言，渗滤液本身的温度较低，如果把废水温度常年维持在30～35℃，运行成本将很高．因此选择合适的温度对运行成本的降低具有实际意义．

实验时，在运行稳定的短程硝化反应器内，控制DO浓度为3mg·L-1，水温分别为20℃、23℃、25℃、28℃、30℃，进行实验，当各温度运行稳定后，各取一个典型周期进行测定氨氮与NO-2-N的浓度，测定结果见表4和如图3所示．

表4 温度对氨氮去除效果的影响Tab．4 The result of ammonia nitrogen removal with temperature

图3 温度对NO-2-N生成量的影响Fig3 Effect of temperature on NO-2-N production

在控制温度的实验过程中，不同温度条件下，NO-2-N的转化率一直保持稳定，并维持在97%以上．由表4可见：温度越高则达到相同氨氮去除效果时的时间愈短，相同时间内当温度为30℃时去除效果较好．28℃与30℃时的达到同样去除效果所用的时间相差不大，均大于6h，而要达到相同的去除效果25℃、23℃、20℃需要的时间分别大于7h、8h和9h，由此可见，低温条件下不利于氨氮的去除．综合考虑反应时间与能源的节约，在处理该垃圾渗滤液时，短程硝化反应器的最佳温度应为28℃．

由图3可见：温度越高NO-2-N生成速率越快，温度为30℃和28℃时NO-2-N的生成速率明显高于25℃、23℃和20℃温度控制下的NO-2-N的生成速率，但由图3的曲线走势上看，30℃和28℃的NO-2-N的生成速率相差不大，鉴于在反应速率相差不大的情况下，较低的温度可以节省能源，因此选择28℃的运行温度是合理的．

通过式（1）～（3）计算得到在不同温度下无效的氮转化率，差别不是很大．当温度为30℃、28℃、25℃、23℃、20℃时，无效的氮转化率分别为37．6%，36．7%，36．1%，35．8%，35．0%，可见温度越低无效的氮转化量越少，这可能是由于温度低时氨氮在水体中的溶解度增大，产生的N2O量较少，吹脱作用减弱造成的．因此从无效氮转化的角度看，维持较高的温度较为有利．

3 动力学分析

3．1 DO

根据AOB生长速率Monod方程［9］

式中：N为氨氮浓度，mg·L-1；DO为溶解氧浓度，得出氨氮氧化速率gNH3-N／（gVSS．d）为

式中：YN为 AOB产率系数，gVSS／g NH3-N 去除；YN为0．15gVSS／gNH3-N去除．

可得出温度在30℃左右，pH控制在7．5～8（计算时取值为7．8），初始氨氮浓度约为1 050 mg·L-1，水体中的DO浓度分别为0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1时，氨氮氧化速率见表5．

表5 氨氮氧化速率随DO的变化Tab．5 Variation of specific ammonia oxidizing rate with DO concentration

由表5可见，控制温度、pH等影响因子不变，通过AOB生长速率Monod方程的计算，当DO升高时氨氮氧化速率也在提高．当DO为0．5mg·L-1时，AOB 的氨氮氧化速率5．19gNH3-N／（gVSS·d），随着DO值升高到1mg·L-1和2mg·L-1时，氨氮氧化速率也上升到8．12gNH3-N／（gVSS·d）和11．3gNH3-N／（gVSS·d），分别是前者的1．56和2．17倍．继续升高DO浓度，当DO为3mg·L-1和4mg·L-1时，氨氮氧化速率分别是DO为O．5mg·L-1时的2．5和2．71倍，由此可见DO浓度越高氨氮氧化速率也越快，但从增长的幅度来看，当DO从1mg·L-1上升到2mg·L-1时氨氮氨氧化速率增长幅度最大，随着DO的增大氨氮氨氧化速率虽有增加，但增长幅度逐渐减小．当DO从3mg·L-1上升到4mg·L-1时氨氮氧化速率增长幅度仅为0．21倍．因此通过动力学分析也充分说明，在温度为30℃，初始氨氮浓度为1 050mg·L-1左右时，控制DO浓度为3mg·L-1较为经济．

3．2 温 度

通过动力学公式（4）与式（5）的计算，氨氮氧化速率见表6．

表6 氨氮氧化速率随温度的变化Tab．6 Variation of specific ammonia nitrogen oxidizing rate with temperature

由表6可见，控制DO、pH值等影响因子不变，在温度为30℃、28℃ 时，氨氮的氧化速率差别不大，而温度从28℃向25℃转化后，氨氮的氧化速率有了较大值的下降，因此从动力学角度上分析，短程硝化反应器的最佳运行温度也应为28℃．

4 结 论

在处理低C／N的垃圾渗滤液时，在运行稳定的短程硝化反应器内，控制温度和DO，并以动力学方程从温度和DO两影响因素对短程硝化的影响进行分析得出结论为

1）维持短程硝化反应器温度恒定，高的DO浓度有助于氨氮的转化和NO-2-N的生成，但从对氨氮去除的运行周期、污泥的稳定、NO-2-N生成量和无效氮转化的方面考虑，可得出控制DO为3mg·L-1较为适宜．

2）控制DO浓度为3mg·L-1，水温分别为20℃，23℃，25℃，28℃，30℃时，从不同温度下氨氮的浓度变化、NO-2-N生成量的影响、无效氮转化和运行费用方面考虑，可得到处理低C／N的垃圾渗滤液的较佳温度为28℃．

3）从动力学角度进行分析考虑，短程硝化反应器的最佳运行DO浓度为3mg·L-1，最佳运行温度为28℃．

［1］ 王丽霞．垃圾渗滤液生物与物化组合处理工艺试验研究［D］．北京：北京化工大学，2004．WANG Li-xia．Integrated Biological and Physic-Chemical Treatment of Landfill Leachate［D］．Beijing：Beijing U-niversity of Chemical Technology，2004．（in Chinese）

［2］ LEONIDIA D，ELOISA P，EUGENIO F，et al．Removal of Ammonium via Simultaneous Nitrification-Denitrification Nitrite-Shortcut in a Single Packed-Bed Batch Reactor［J］．Bioresource Technology，2009，100（3）：1100．

［3］ GAO D，PENG Y Z，LI BK，et al．Shortcut Nitrification-Denitrificatin by Real-Time Control Strategies［J］．Bioresource Technology，2009，100（7）：2298．

［4］ 徐冬梅，聂梅生，金承基．亚硝酸型硝化试验研究［J］．给水排水，1999，25（7）：37．XU Dong-mei，NIE Mei-sheng，JIN Cheng-ji．Experimental and Research on the Nitrous Nitrification［J］．Water ＆ Wastewater Engineering，1999，25（7）：37．（in Chinese）

［5］ 薛源．前置式厌氧氨氧化-亚硝化MBR耦合工艺性能研究［D］．大连：大连理工大学，2010．XIE Yue．Study on Reverse Anaerobic Ammonium Oxidation and Partial Nitrification MBR Coupling Process［D］．Dalian：Dalian University of Technology，2010．（in Chinese）

［6］ ANTHONISEN A C．Inhibition of Nitrification by Ammonia and Nitrous Acid［J］．Journal of the Water Pollution Control Federation，2003，48（5）：835

［7］ CAMERA J，JUBANY I，CARVALLO L，et al．Kinetic Models for Nitrification Inhibition by Ammonium and Nitrite in a Suspended and an Immobilized Biomass Systems ［J］．Process Biochemistry，2004，39：1159．

［8］ TOKUTOMI T．Operation of a Nitrite-Type Airlift Reactor at Low DO Concentration［J］．Wat Sci Technol，2004，49（56）：81．