同步短程硝化反硝化工艺启动性能研究

叶啸天，戎振英，刘行平，唐思敏，孙静亚，阳广凤

(浙江海洋大学海洋科学与技术学院，浙江舟山 316022)

随着我国社会经济的高速发展，所带来的一系列对水资源不合理的利用相关问题，使得我国水环境现状严重恶化[1-2]。其中氮素污染是造成水污染的重大原因之一，工农业污废水的无节制排放，致使水体中氮素含量大幅度增加，从而引发水体大面积富营养化现象[1-2]，破坏水生生物多样性，降低水体系统自身调节和自我修复功能，最终破坏水生生态系统[3]。污废水脱氮的主要目的就是将水体中存在的部分氮素污染物转化为氮气[4-5]，从而起到改善净化水体环境的作用[5]。

传统的生物脱氮工艺都是基于硝化反硝化工艺的脱氮技术，它的主要工作原理是将废水中的氨氮氧化为硝氮，而后再将上一步生成的硝氮经过反硝化过程生成氮气。此过程需要足量的氧气和大量的外加有机碳源[3]，经济能耗大。为了解决硝化反硝化工艺存在的缺陷，一些新型生物脱氮工艺应运而生。同步短程硝化反硝化工艺由于具有新型高效节能等优点脱颖而出，它是通过人为的控制运行条件，将硝化过程控制在亚硝化阶段，再进行缺氧反硝化[4,6]。此工艺具有降低曝气量、节约反硝化碳源、减少污泥生成量、减短水力停留时间和占地面积小等诸多优点[7]，具有良好的发展前景，成为目前公认的高效生物脱氮技术之一[8-9]。

实现亚硝酸盐的累积是成功进行短程硝化反硝化的关键因素[10]，本次实验要求在室温、低溶解氧(DO)条件下进行，研究亚硝氮的累积对同步短程硝化反硝化反应器启动过程的影响，以期为实际工厂应用中同步短程硝化反硝化的快速启动以及稳定运行提供借鉴。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验在连续流上流式好氧反应器中进行，反应器有效体积为3 L。市污水处理厂二沉池活性污泥是本次试验接种污泥，接种污泥经过24 h 静置后取最下层颗粒中最小的污泥放入反应器。反应器底部主要有2 部分:进水口和曝气头，空气通过曝气装置泵入反应器，维持DO 浓度在1.2～1.5 mg·L-1。整个试验装置在室温下放置，反应器内温度保持在20±2 ℃左右，pH 维持在7.5～8.5 之间。

1.2 模拟废水

反应器进水口使用蠕动泵泵入人工模拟废水，废水主要成分包括NH4+-N、NO2--N、无机营养、微量元素等。NH4+-N 和NO2--N 分别由(NH4)2SO4和NaNO2提供，Fe(II)由FeSO4·7H2O 提供。模拟废水其余组分浓度包括KHCO3(1.00 g·L-1)、NaH2PO4(4.00 mg·L-1)、CaCl2(40 mg·L-1)、MgSO4·7H2O(24 mg·L-1)、ZnSO4·7H2O(0.54 mg·L-1)、MnCl2·4H2O(1.2 mg·L-1)、CoCl2·6H2O(0.30 mg·L-1)、CuSO4·5H2O(0.31 mg·L-1)、NaMoO4·2H2O(0.28 mg·L-1)、NiCl2·6H2O(0.26 mg·L-1)、H3BO3(0.018 mg·L-1)。

1.3 试验阶段

整个试验分为3 个阶段总共进行了56 d，三段进程分别探究不同进水基质对反应器脱氮能力的影响。阶段I 是短程反硝化阶段，进水氮源由NaNO2提供。阶段II，同时进行短程硝化和短程反硝化，进水中同时加入(NH4)2SO4和NaNO2，NH4+-N 与NO2--N 之比为1：1。阶段III，进水中只加入(NH4)2SO4，建立短程硝化反硝化工艺。各阶段运行参数如表1。

表1 反应器各阶段的操作条件Tab.1 Operating conditions at each stage of reactor

1.4 试验方法

定时收集反应器进出水分析NH4+-N、NO2--N、NO3--N、DO 和CODCr 等指标。其中，CODCr 采用重铬酸钾法测定[11]，NH4+-N、NO2--N 和NO3--N 分别用苯酚-次氯酸盐、N-(1-萘基)乙二胺盐酸盐法和紫外分光光度法进行测定[12]。ARE、TNRE 和TNRR 是根据下面公式(1)和(2)进行计算得出。

式中:TNinf和TNeff分别表示进出水中总氮浓度，mg·L-1；infNH4+-N 和effNH4+-N 分别表示进出水氨氮浓度，mg·L-1。

2 结果与分析

2.1 运行性能

整个试验数据结果表现为下图1 和2。3 个阶段中反应器进水中的CODCr浓度需要保持不变(葡萄糖浓度始终为7 g·L-1)。同步短程硝化反硝化工艺因其在反硝化过程中需要大量的碳源供给反硝化菌，因此也常用于去除高COD[13]。阶段I，反应器进水中只加入70 mg·L-1NO2--N，经过20 d 的驯化培养，出水中NO2--N 浓度虽有明显的波动，但是去除率达到92.0%。同时，测得反应器出水中有部分NO3--N 积累，反应器的平均总氮去除率(TNRE)和平均CODCr去除率(CODRE)均在70%左右，反硝化作用比较明显。系统中亚硝酸盐氧化菌(NOB)的存在导致部分NO2--N 氧化成了NO3--N[11]，从出水中含有部分的NO3--N 可以验证这一氧化过程。试验结果说明在阶段I 中，反应器中的反硝化菌和NOB 菌均具有活性。

图1 反应器不同阶段的氮素去除性能Fig.1 Nitrogen removal performance of different operation phases

图2 反应器不同阶段的CODCr 去除性能Fig.2 CODCr removal performance of different operation phases

阶段II，保持反应器进水碳氮比和总氮负荷不变，进水中分别加入35 mg·L-1的NH4+-N 和NO2--N。氨氮去除率(ARE)为38%，亚硝氮去除率(NRE)96%，出水几乎无NO3--N 积累，反应器TNRE 与阶段I 相比未有明显改变，CODRE 相比阶段I 有所下降。此阶段，ARE 指标不高说明反应器中缺少氨氧化菌(AOB)或氨氧化菌(AOB)活性较低。NRE 指标偏高而反应器出水中又无NO3--N 积累，这说明反应器中反硝化菌活性较高。此阶段，将第I 阶段进水中减少的35 mg·L-1NO2--N 替换成NH4+-N 后，添加的NO2--N 和NH4+-N转化的NO2--N 能够很快进行短程及全程反硝化反应得到快速去除，因而系统中无NO3--N 缺乏积累。

阶段III，进一步改变进水基质，NH4+-N 浓度提高一倍至70 mg·L-1，而不添加其它任何氮素。反应器的ARE 进一步降低，阶段III 的平均大约为16%，出水中NO2--N 和NO3--N 的含量与阶段II 相似，几乎无积累，同时反应器的TNRE 降低至10%左右，而CODRE 仍然有60%，维持在较高水平。此阶段，由于加入的进水中只含有NH4+-N，同时反应器中AOB 菌数量与活性不够，导致大量的NH4+-N 未被氧化成NO2--N[14]，进而限制了后续的氮去除过程。而进水中加入的COD 去除率与阶段I 和阶段II 相近，说明反应器中反硝化菌仍然具有较高的活性[18]。

2.2 污泥特性

每个运行阶段末期取反应器中污泥测定其SV、MLSS、SVI 和MLVSS，试验结果如表2 所示。阶段I 末期，反应器污泥的SV 和SVI 分别为89.0%和105 mL·g-1，且MLVSS/MLSS 较高。阶段II 和III 的SVI 分别为164.2 和163.5 mL·g-1。一般活性污泥SVI 低于50 mL·g-1说明活性不够，高于120 mL·g-1可能发生污泥膨胀。同时整个实验周期SV 呈上升趋势，说明污泥整体沉降性能变差。这可能是游离氨的抑制，污泥沉降性能变差，导致发生污泥膨胀所造成的。

表2 反应器活性污泥的特性Tab.2 Characteristics of activated sludge

3 讨论

本试验旨在研究同步短程硝化反硝化工艺在室温环境下运行的稳定性情况。然而由于试验条件控制欠缺，因此只能进行工艺的初步探究。同步短程硝化反硝化工艺的运行过程会受到温度、DO、pH 等因素的影响[16-17]。其中温度影响AOB、NOB 和反硝化菌的生长和活性[17]。研究表明25 ℃是NO2--N 积累的最适温度[17]，因此可以认为25 ℃是最适宜AOB 生长的温度。因此本试验阶段II 和阶段III 中氨转化率低的原因是试验设定温度为20±2 ℃，较低的温度抑制了AOB 的生长和活性。

报道显示，DO 也是影响同步短程硝化反硝化的重要因素[18]。DO 浓度变化是由曝气量改变直接导致，曝气量增大使得反应器中的污泥会跟随出水流出反应器，反应器中污泥浓度降低是影响反应器脱氮性能的一个重要原因[21]。此外，由于AOB 和NOB 最适宜的DO 浓度是不同的，同时短程及全程反硝化菌作为厌氧菌，需要在缺氧或厌氧环境中将NO3--N 或NO2--N 还原成氮气。由于本试验探究的是在同一反应器中实现同步短程硝化反硝化，设定的DO 浓度在1.2～1.5 mg·L-1。从理论上分析，DO 浓度满足了AOB 或NOB的生长需求，但是会在一定程度上抑制反硝化菌活性。不同种微生物适宜的pH 不同。AOB 和NOB 适宜的pH 在8.0～8.5[22]。

此外，pH 还会影响反应器中游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)的浓度，侧面影响脱氮能力。FA 的浓度由Ford 推导的公式计算[20]，FNA 的浓度根据Weon 推导的公式计算[21]。研究证实，pH 引起的FA 变化对反应器脱氮能力的影响较温度更大，7～10 mg·L-1的FA 比较适合NO2--N 积累，当FA 大于15 mg·L-1时会抑制亚硝化反应[19]。通过计算，本试验FA 因进水氨氮浓度的不同在阶段I 至阶段III 中也不同，整个试验FA约为0.2～8.5 mg·L-1。虽然在阶段III 的FA 满足积累NO2--N 的适宜值，然而从反应器出水氨氮、亚硝氮和硝氮浓度分析，发现AOB 菌活性不高是导致本试验脱氮能力不高的主要原因。结合之前的分析，由于阶段I 和阶段II 中加入高浓度的NO2--N 对AOB 具有生物毒性，对其生长和活性产生直接的抑制，结果导致阶段III 中只加入氨氮后，AOB 活性仍然很低，最终影响到整个反应器的氮去除效果。

4 结论

在室温条件下，以模拟废水为处理对象，采用逐步降低亚硝氮浓度和提高氨氮水平的方式能够启动同步短程硝化反硝化工艺。短程反硝化阶段在运行20 d 后，反应器亚硝氮的平均去除率达到92.0%，部分同步短程硝化反硝化亚硝氮的平均去除率为97%，同时反应器内无NO3--N 积累。而同步短程硝化反硝化中反应器内DO 浓度对反硝化菌活性的抑制、高浓度NO2--N 对AOB 的生物毒性及大量污泥洗出都是导致氨氮去除率降低的主要原因，但短程反硝化作用较好，系统出水几乎无亚硝氮和硝氮累积。