低C／N垃圾滲濾液短程硝化最佳DO與溫度的研究＊

趙群英，趙 炎

（1．西安工業(yè)大學 建筑工程學院，西安710021；2．陜西省環(huán)境保護廳 污防處，西安710006）

垃圾滲濾液的有機物與氨氮的濃度較高，且隨著垃圾掩埋時間的增長，呈現(xiàn)出低C／N的特征［1］．采用傳統(tǒng)的生物脫氮處理低C／N比的垃圾滲濾液，耗氧量非常大，且需要外投大量碳源，處理成本高．而采用短程硝化反硝化工藝處理該廢水，不僅可以節(jié)省大約25%的充氧量，而且還可節(jié)約40%左右的碳源．因此，近年來該工藝成為國內(nèi)外處理低C／N廢水的研究熱點之一［2-3］．該工藝是將硝化過程控制在亞硝酸氮階段（即短程硝化），然后直接以亞硝酸氮為電子受體進行反硝化．其工藝關(guān)鍵是如何有效實現(xiàn)和維持亞硝酸氮的積累．

實現(xiàn)短程硝化的途徑中，通常是通過控制溶解氧（Dissolved Oxygen，DO ）、溫度、pH 值、游離性氨（Free Ammonia，F(xiàn)A）的方法控制亞硝酸鹽氧化菌（Nitrite-Oxidizing Bacteria，NOB）的生長．低C／N的垃圾滲濾液pH值較高，一般大于7．5，而氨氧化菌（Ammonia-Oxidizing Bacteria，AOB）和NOB適宜生長的pH 分別為7．0～8．5［4］與6．5～7．5［5］，因此pH 對低C／N垃圾滲濾液的短程硝化不作為控制因素考慮．Anthonisen［6］等人通過研究得出，F(xiàn)A對AOB和NOB均有抑制作用，但對AOB的抑制濃度要遠高于對NOB的抑制濃度．

低C／N垃圾滲濾液的FA值較高，因此也不作為控制因素考慮．故對于低C／N的垃圾滲濾液，DO和溫度是短程硝化反應(yīng)能否實現(xiàn)的重要影響因素．生物處理的污水廠，運行費用大多來自曝氣和加熱，因此有效的控制DO和溫度還可以有效的節(jié)省處理廠運行成本，故本文從DO和溫度兩個影響因素對短程硝化反應(yīng)器進行了實驗研究與動力學分析，發(fā)現(xiàn)針對低C／N垃圾滲濾液處理的經(jīng)濟可行的運行方式．

1 實驗裝置與方法

1．1 實驗裝置

實驗裝置如圖1所示．本實驗的短程硝化反應(yīng)器為有機玻璃制成的圓柱體間歇式活性污泥（Sequencing Batch Reactor，SBR）反應(yīng)器，內(nèi)徑20 cm，圓柱高45cm，反應(yīng)器總?cè)莘e為14L，有效容積13．2L．反應(yīng)器側(cè)壁設(shè)置4個取樣口，間距為10 cm，用于取樣和排水．底部設(shè)黏砂微孔曝氣頭，采用鼓風曝氣，用轉(zhuǎn)子流量計調(diào)節(jié)曝氣量．用時間控制器控制曝氣、進水、排水的時間．便攜式多功能pH、DO測定儀在線測定反應(yīng)器中的pH值和DO濃度．采用電動攪拌機作為攪拌設(shè)施以提高固液混合程度，保持泥水混合的均勻性．采用人工虹吸排泥的排泥方式．本次實驗時，SBR短程硝化反應(yīng)器每24h運行2個周期（進水0．2h、沉淀0．5h、排水0．3h），體積交換率為50%，污泥停留時間控制在6d．

1．2 測定項目

表1 水質(zhì)分析方法Tab．1 Method for analysis of water quality

1．3 試驗水質(zhì)

實驗所用廢水來自陜西某垃圾滲濾液厭氧反應(yīng)器的出水，實驗水質(zhì)見表2．

表2 廢水水質(zhì)Tab．2 The quality of wastewater

2 實驗結(jié)果及分析

2．1 DO

AOB與NOB對DO的親合力不同，在低DO下，AOB對DO的親和力較NOB強，容易實現(xiàn)短程硝化，因此目前大多學者在研究短程硝化時，都將DO控制在較低的水平［7-8］．但低DO使得AOB和NOB的增殖速率均下降，因此，對高氮的垃圾滲濾液而言，采用低的DO進行操作是不太現(xiàn)實的．本次試驗在培養(yǎng)成熟的短程硝化反應(yīng)器中，控制溫度在30℃左右，DO濃度分別為0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1，當各DO濃度運行穩(wěn)定后，每隔一小時測定反應(yīng)器中氨氮與NO2-N濃度，測定結(jié)果見表3和如圖2所示．由表3可見：當進水氨氮濃度幾乎相等的情況下，隨著運行時間的推移，在不同DO濃度下，氨氮的濃度都在降低，但不同DO濃度對氨氮的去除速率造成了一定影響，當DO濃度分別控制在0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1時，反應(yīng)器中氨氮監(jiān)測不出的的運行時間分別為大于10h、8h、7h、6 h、6h，可見DO濃度越高，氨氮的去除速率越高．DO的各控制范圍內(nèi)，反應(yīng)器氨氮濃度為零的時間間隔分別為2h、1．3h、0．25h、0h，可見要縮短反應(yīng)器的運行周期可以通過提高DO的方法，但DO濃度為3mg·L-1和4mg·L-1時，氨氮濃度為零的時間間隔相差不大，而在反應(yīng)器的運行周期相差不大的情況下，低的DO濃度，可以有效的防止高DO條件下造成的污泥解體．因此并不是DO濃度越高越好，從以上運行數(shù)據(jù)可見，控制DO為3 mg·L-1較為適宜．

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

圖2 DO對NO2-N生成量的影響Fig．2 DO對NO2-N生成量的影響Fig．2 Effect of DO on NO2-N production

圖2顯示了不同DO濃度條件下，NO-2-N的生成速率，可見DO濃度越高，NO-2-N的生成速率越高，但DO濃度為3mg·L-1的反應(yīng)器與濃度為4mg·L-1的反應(yīng)器生成速率接近，由此也說明控制DO為3mg·L-1較為適宜．

計算，得DO濃度分別為0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1時，無效的氮轉(zhuǎn)化分別為50．8%，41．5%，39．6%，37．3%，35% ．這部分無效的氮轉(zhuǎn)化分別消耗在AOB的同化作用、生成的N2O和游離氨的吹脫作用以及顆粒污泥內(nèi)的同步硝化反硝化作用．同化作用消耗的氮可通過反應(yīng)理論公式進行估算，假設(shè)微生物的典型細胞分子式為C5H7NO2，水體中有機物的典型分子式為C10H19NO3，由此可假想AOB的同化作用可表示為

由此可知，在好氧氨氧化過程中，僅有1／55的氨氮用于合成細胞物質(zhì)；異樣細菌合成1mol細胞物質(zhì)的氨氮所需氨氮為0．575mol．根據(jù)式（2）～（3）可計算出，在一個典型運行周期內(nèi)同化作用去除的氨氮約占總無效氮轉(zhuǎn)化的14%．由于同化作用的大小與水體中的有機物含量有關(guān)，因此，在同種水質(zhì)下同化作用造成的無效氮轉(zhuǎn)化可以不加考慮．減去同化作用消耗的14%氮，同步硝化反硝化作用與游離氨、N2O的吹脫作用造成的無效氮轉(zhuǎn)化分別為：36．8%，27．5%，25．6%，23．3%，21%．可以發(fā)現(xiàn)雖然DO為4mg·L-1時，氨氮的去除速率高，NO-2-N的生成速率也高，但是無效氮轉(zhuǎn)化量最小，說明高的DO濃度，不利于反應(yīng)器內(nèi)微缺氧區(qū)的形成，同步硝化反硝化作用較弱．這樣會使得后續(xù)工藝的氮負荷增加，不利于氮的去除．故控制DO為3mg·L-1較為適宜．

2．2 溫 度

AOB和NOB均屬于中溫細菌，但在較高溫度（30～35℃）下，AOB的生長速率高于NOB，將運行溫度控制在30～35℃條件下，為AOB的生長創(chuàng)造適宜溫度條件，可實現(xiàn)短程硝化．但對垃圾滲濾液而言，滲濾液本身的溫度較低，如果把廢水溫度常年維持在30～35℃，運行成本將很高．因此選擇合適的溫度對運行成本的降低具有實際意義．

實驗時，在運行穩(wěn)定的短程硝化反應(yīng)器內(nèi)，控制DO濃度為3mg·L-1，水溫分別為20℃、23℃、25℃、28℃、30℃，進行實驗，當各溫度運行穩(wěn)定后，各取一個典型周期進行測定氨氮與NO-2-N的濃度，測定結(jié)果見表4和如圖3所示．

表4 溫度對氨氮去除效果的影響Tab．4 The result of ammonia nitrogen removal with temperature

圖3 溫度對NO-2-N生成量的影響Fig3 Effect of temperature on NO-2-N production

在控制溫度的實驗過程中，不同溫度條件下，NO-2-N的轉(zhuǎn)化率一直保持穩(wěn)定，并維持在97%以上．由表4可見：溫度越高則達到相同氨氮去除效果時的時間愈短，相同時間內(nèi)當溫度為30℃時去除效果較好．28℃與30℃時的達到同樣去除效果所用的時間相差不大，均大于6h，而要達到相同的去除效果25℃、23℃、20℃需要的時間分別大于7h、8h和9h，由此可見，低溫條件下不利于氨氮的去除．綜合考慮反應(yīng)時間與能源的節(jié)約，在處理該垃圾滲濾液時，短程硝化反應(yīng)器的最佳溫度應(yīng)為28℃．

由圖3可見：溫度越高NO-2-N生成速率越快，溫度為30℃和28℃時NO-2-N的生成速率明顯高于25℃、23℃和20℃溫度控制下的NO-2-N的生成速率，但由圖3的曲線走勢上看，30℃和28℃的NO-2-N的生成速率相差不大，鑒于在反應(yīng)速率相差不大的情況下，較低的溫度可以節(jié)省能源，因此選擇28℃的運行溫度是合理的．

通過式（1）～（3）計算得到在不同溫度下無效的氮轉(zhuǎn)化率，差別不是很大．當溫度為30℃、28℃、25℃、23℃、20℃時，無效的氮轉(zhuǎn)化率分別為37．6%，36．7%，36．1%，35．8%，35．0%，可見溫度越低無效的氮轉(zhuǎn)化量越少，這可能是由于溫度低時氨氮在水體中的溶解度增大，產(chǎn)生的N2O量較少，吹脫作用減弱造成的．因此從無效氮轉(zhuǎn)化的角度看，維持較高的溫度較為有利．

3 動力學分析

3．1 DO

根據(jù)AOB生長速率Monod方程［9］

式中：N為氨氮濃度，mg·L-1；DO為溶解氧濃度，得出氨氮氧化速率gNH3-N／（gVSS．d）為

式中：YN為 AOB產(chǎn)率系數(shù)，gVSS／g NH3-N 去除；YN為0．15gVSS／gNH3-N去除．

可得出溫度在30℃左右，pH控制在7．5～8（計算時取值為7．8），初始氨氮濃度約為1 050 mg·L-1，水體中的DO濃度分別為0．5mg·L-1、1mg·L-1、2mg·L-1、3mg·L-1、4mg·L-1時，氨氮氧化速率見表5．

表5 氨氮氧化速率隨DO的變化Tab．5 Variation of specific ammonia oxidizing rate with DO concentration

由表5可見，控制溫度、pH等影響因子不變，通過AOB生長速率Monod方程的計算，當DO升高時氨氮氧化速率也在提高．當DO為0．5mg·L-1時，AOB 的氨氮氧化速率5．19gNH3-N／（gVSS·d），隨著DO值升高到1mg·L-1和2mg·L-1時，氨氮氧化速率也上升到8．12gNH3-N／（gVSS·d）和11．3gNH3-N／（gVSS·d），分別是前者的1．56和2．17倍．繼續(xù)升高DO濃度，當DO為3mg·L-1和4mg·L-1時，氨氮氧化速率分別是DO為O．5mg·L-1時的2．5和2．71倍，由此可見DO濃度越高氨氮氧化速率也越快，但從增長的幅度來看，當DO從1mg·L-1上升到2mg·L-1時氨氮氨氧化速率增長幅度最大，隨著DO的增大氨氮氨氧化速率雖有增加，但增長幅度逐漸減?。擠O從3mg·L-1上升到4mg·L-1時氨氮氧化速率增長幅度僅為0．21倍．因此通過動力學分析也充分說明，在溫度為30℃，初始氨氮濃度為1 050mg·L-1左右時，控制DO濃度為3mg·L-1較為經(jīng)濟．

3．2 溫 度

通過動力學公式（4）與式（5）的計算，氨氮氧化速率見表6．

表6 氨氮氧化速率隨溫度的變化Tab．6 Variation of specific ammonia nitrogen oxidizing rate with temperature

由表6可見，控制DO、pH值等影響因子不變，在溫度為30℃、28℃ 時，氨氮的氧化速率差別不大，而溫度從28℃向25℃轉(zhuǎn)化后，氨氮的氧化速率有了較大值的下降，因此從動力學角度上分析，短程硝化反應(yīng)器的最佳運行溫度也應(yīng)為28℃．

4 結(jié) 論

在處理低C／N的垃圾滲濾液時，在運行穩(wěn)定的短程硝化反應(yīng)器內(nèi)，控制溫度和DO，并以動力學方程從溫度和DO兩影響因素對短程硝化的影響進行分析得出結(jié)論為

1）維持短程硝化反應(yīng)器溫度恒定，高的DO濃度有助于氨氮的轉(zhuǎn)化和NO-2-N的生成，但從對氨氮去除的運行周期、污泥的穩(wěn)定、NO-2-N生成量和無效氮轉(zhuǎn)化的方面考慮，可得出控制DO為3mg·L-1較為適宜．

2）控制DO濃度為3mg·L-1，水溫分別為20℃，23℃，25℃，28℃，30℃時，從不同溫度下氨氮的濃度變化、NO-2-N生成量的影響、無效氮轉(zhuǎn)化和運行費用方面考慮，可得到處理低C／N的垃圾滲濾液的較佳溫度為28℃．

3）從動力學角度進行分析考慮，短程硝化反應(yīng)器的最佳運行DO濃度為3mg·L-1，最佳運行溫度為28℃．

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