SBR工藝實(shí)現(xiàn)長期穩(wěn)定的部分短程硝化

趙夢月，彭永臻，王博，郭媛媛（北京工業(yè)大學(xué)北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124）

?

SBR工藝實(shí)現(xiàn)長期穩(wěn)定的部分短程硝化

趙夢月，彭永臻，王博，郭媛媛
（北京工業(yè)大學(xué)北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心，北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124）

摘要：采用SBR工藝以實(shí)際生活污水為研究對(duì)象，通過3組預(yù)實(shí)驗(yàn)得出實(shí)現(xiàn)部分短程硝化（部分NH+4-N轉(zhuǎn)化為NO?2-N）的最佳曝氣量和曝氣時(shí)間，啟動(dòng)長期運(yùn)行的部分短程硝化序批式反應(yīng)器（PNSBR），在好氧階段以最佳曝氣量[7.2～12 L·(h·L)?1]和曝氣時(shí)間（2～3 h）曝氣，持續(xù)運(yùn)行110多天（450多個(gè)周期）。結(jié)果顯示，出水亞硝態(tài)氮積累率穩(wěn)定維持在94%～100%，表明了長期穩(wěn)定的短程硝化效果；出水NO?2-N與NH+4-N的比值大部分集中在2～4之間。進(jìn)一步的分析得出，在PNSBR長期運(yùn)行中，一方面通過控制曝氣量和曝氣時(shí)間使得好氧階段溶解氧較低，更利于AOB的生長代謝而抑制NOB的活性；另一方面排水后剩余的亞硝態(tài)氮通過利用進(jìn)水中的碳源反硝化去除（本周期的內(nèi)源反硝化和下周期的外源反硝化），避免了為NOB提供底物的可能，從而實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的部分短程硝化。同步厭氧氨氧化和反硝化（SAD）工藝廣泛存在，PNSBR反應(yīng)器作為SAD的前置反應(yīng)器，可提供滿足SAD運(yùn)行的進(jìn)水，因此部分短程硝化是一項(xiàng)有潛力的工藝。

關(guān)鍵詞：污水；曝氣；溶解氧；降解；部分短程硝化；同步厭氧氨氧化與反硝化

2015-12-10收到初稿，2016-02-25收到修改稿。

聯(lián)系人：彭永臻。第一作者：趙夢月（1991—），女，碩士研究生。

Received date: 2015-12-10.

Foundation item: supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.

引　言

傳統(tǒng)生物脫氮工藝不能完全滿足低C/N比生活污水脫氮要求，很多國內(nèi)外研究者進(jìn)行了新型生物脫氮技術(shù)的研究開發(fā)。厭氧氨氧化（Anammox）反應(yīng)是近年來自然界及污水生物處理過程中新發(fā)現(xiàn)的一種氮的自養(yǎng)轉(zhuǎn)化途徑，是指在缺氧條件下，Anammox微生物以亞硝態(tài)氮為電子受體，氧化氨氮為氮?dú)獾纳镛D(zhuǎn)化過程。與傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮相比，Anammox脫氮過程具有脫氮效率高、能耗與成本低、污泥產(chǎn)量少等顯著優(yōu)勢，在污水生物脫氮過程中具有廣泛的應(yīng)用前景[1]。但在實(shí)驗(yàn)研究與實(shí)際工藝中，Anammox也存在一些缺陷。

首先，污水中存在有機(jī)物對(duì)Anammox有不利影響，同時(shí)污水中不存在Anammox菌需要的底物亞硝態(tài)氮，因此短程硝化通常作為Anammox的前置工藝[2]。短程硝化是將硝化反應(yīng)控制在氨氧化階段,即通過特定的調(diào)控方法將亞硝酸鹽氧化菌（NOB）淘洗出反應(yīng)器并將氨氧化菌（AOB）持留在反應(yīng)器中,使得硝化過程最終產(chǎn)物為NO2?-N[3]。相比傳統(tǒng)的全程硝化，短程硝化可以節(jié)省曝氣量25%，節(jié)約碳源40%，減少產(chǎn)泥300%[4]。目前實(shí)現(xiàn)短程硝化的可行性控制策略主要包括低溶解氧（DO）、高溫、SRT控制、游離氨(FA)和游離亞硝酸（FNA）抑制、運(yùn)行方式及曝氣時(shí)間控制等[4]。但是對(duì)于低氨氮、低碳氮比的生活污水，維持穩(wěn)定的短程硝化比較困難，主要是受進(jìn)水氮負(fù)荷和有機(jī)負(fù)荷影響較大且容易被破壞。

其次，在Anammox進(jìn)水中亞硝態(tài)氮濃度與氨氮濃度的比例為1.32[5-7]時(shí)，Anammox才僅能去除90%左右以氨氮和亞硝態(tài)氮形式存在的氮，仍有10%左右的氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮不能被去除[8]。因此，僅利用Anammox技術(shù)，脫氮不夠徹底且效果不盡理想。近年來研究發(fā)現(xiàn)，Anammox菌與反硝化菌能共存于同一反應(yīng)器中，在一定程度上發(fā)揮各自的優(yōu)勢，協(xié)同提高總氮的去除率[9-10]，為含氮有機(jī)污水同步脫氮除碳提供了新的方向。反硝化菌可以去除Anammox產(chǎn)生的硝態(tài)氮，同時(shí)也會(huì)與Anammox菌爭奪反應(yīng)底物亞硝態(tài)氮，Pathak等[9]與Dong等[11]的研究均表明反硝化菌對(duì)于亞硝態(tài)氮的競爭能力超過Anammox菌，因此同步厭氧氨氧化與反硝化（SAD）工藝的進(jìn)水中亞硝態(tài)氮濃度與氨氮濃度的比值至少應(yīng)大于Anammox反應(yīng)中兩者的比值1.32，即有足夠的亞硝態(tài)氮存在才能使Anammox菌與反硝化菌協(xié)同去除氮素。

然而如何維持長期穩(wěn)定的短程硝化不被破壞、如何長期穩(wěn)定地獲得亞硝態(tài)氮濃度與氨氮濃度的比值大于1.32的原水作為SAD工藝的進(jìn)水，目前尚未得到有效的控制方法。本研究通過調(diào)節(jié)曝氣量和曝氣時(shí)間進(jìn)而控制DO濃度實(shí)現(xiàn)部分短程硝化（PN，即部分氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮），控制曝氣過程中曝氣量較低、曝氣時(shí)間較短、DO濃度較低，使得AOB一直處于優(yōu)勢地位，NOB的活性被抑制，亞硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮的反應(yīng)不易發(fā)生，從而有利于維持長期穩(wěn)定的短程硝化。同時(shí)通過曝氣量和曝氣時(shí)間的控制實(shí)現(xiàn)PN出水中亞硝態(tài)氮濃度與氨氮濃度之比大于1.32，滿足SAD工藝對(duì)進(jìn)水水質(zhì)的要求。相比短程硝化，PN能進(jìn)一步減少曝氣時(shí)間、節(jié)約能耗。相比半短程硝化(即一半的氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮)，PN無須精確控制出水中亞硝態(tài)氮與氨氮的比例，只需使其大于1.32即可，因此控制簡單且允許一定程度上氮負(fù)荷和有機(jī)負(fù)荷的波動(dòng)。

SBR工藝相對(duì)于傳統(tǒng)的AO、A2O工藝而言，具有占地面積小，節(jié)省回流、基建等費(fèi)用，耐沖擊負(fù)荷，反應(yīng)推力大，運(yùn)行靈活、便于實(shí)現(xiàn)高度自動(dòng)化，能有效抑制污泥膨脹等優(yōu)點(diǎn)。因此本研究應(yīng)用SBR工藝探究了不同曝氣量和曝氣時(shí)間對(duì)PN的影響，以期穩(wěn)定維持短程硝化，降低供氧能耗并為SAD工藝提供所需進(jìn)水。

1　材料與方法

1.1實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行

本實(shí)驗(yàn)分為預(yù)實(shí)驗(yàn)和PNSBR工藝長期運(yùn)行階段。預(yù)實(shí)驗(yàn)由3組實(shí)驗(yàn)組成，均采用圖1所示的小試SBR反應(yīng)器。該反應(yīng)器是由有機(jī)玻璃制成，有效容積為1 L，以曝氣砂頭作為微孔曝氣器，并以轉(zhuǎn)子流量計(jì)調(diào)節(jié)曝氣量。長期運(yùn)行的SBR反應(yīng)器如圖2(a)所示，有效容積為12 L，曝氣方式與小試SBR相同。預(yù)實(shí)驗(yàn)一采用1個(gè)小試SBR反應(yīng)器，反應(yīng)器內(nèi)加入體積比為1:1的活性污泥和生活污水，通過調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制反應(yīng)器內(nèi)溶解氧為0.4 mg·L?1左右，曝氣2 h，監(jiān)測反應(yīng)過程中的pH和DO，記錄轉(zhuǎn)子流量計(jì)的曝氣量范圍。取樣間隔為0.5 h，以測定水樣中的氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)一的結(jié)果，預(yù)實(shí)驗(yàn)二采用3個(gè)小試SBR反應(yīng)器且同時(shí)開始曝氣，調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)子流量計(jì)，使一號(hào)、二號(hào)、三號(hào)小試SBR反應(yīng)器的進(jìn)氣量分別為50、100、200 ml·min?1，定義曝氣量為單位時(shí)間單位污水量所需的進(jìn)氣體積，即進(jìn)氣量與處理污水量的比值，那么曝氣量為6、12、24 L·(h·L)?1，曝氣3.5 h。其他條件與預(yù)實(shí)驗(yàn)一相同。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)二的結(jié)果，預(yù)實(shí)驗(yàn)三采用1個(gè)小試SBR反應(yīng)器，以探究最佳的曝氣量和曝氣時(shí)間。除了進(jìn)氣量調(diào)節(jié)為60 ml·min?1[曝氣量為7.2 L·(h·L)?1]以外，其他運(yùn)行條件均與實(shí)驗(yàn)二相同。

圖1　預(yù)實(shí)驗(yàn)SBR示意圖Fig.1　Schematic diagram of SBR for preliminary tests 1—pH/DO meter; 2—DO probe; 3—pH probe; 4—sample outlets; 5—air pump; 6—gas flowmeter; 7—aerator; 8—rotor; 9—magnetic stirrer

根據(jù)3組預(yù)實(shí)驗(yàn)的結(jié)果得出實(shí)現(xiàn)部分短程硝化的最佳曝氣時(shí)間和曝氣量。啟動(dòng)部分短程硝化序批式反應(yīng)器（PNSBR），運(yùn)行方式如圖2(b)所示，在好氧階段應(yīng)用預(yù)實(shí)驗(yàn)得到的最佳曝氣時(shí)間和曝氣量，排水比為50%，污泥濃度（MLSS）維持在2500～3500 mg·L?1之間。

圖2　長期運(yùn)行的PNSBR裝置示意圖及其每周期運(yùn)行過程Fig.2　Schematic diagram of PNSBR and operational process of each cycle

1.2污泥、污水的來源與成分

上述實(shí)驗(yàn)的活性污泥均取自本實(shí)驗(yàn)室中試短程硝化反硝化SBR排放的剩余污泥，其污泥濃度（MLSS）為6000～8000 mg·L?1，揮發(fā)性固體濃度（MLVSS）約為MLSS的85%左右，污水采用生活污水（從某高校家屬區(qū)化糞池抽取生活污水到貯水箱），進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)如表1所示。

表1　進(jìn)水水質(zhì)Table 1　Characteristics of wastewater used in this experiment

1.3分析方法

COD、MLSS、MLVSS等指標(biāo)采用標(biāo)準(zhǔn)方法[12]測定，水樣采用0.4 μm中速濾紙過濾，由Lachat Quikchem8500型流動(dòng)注射儀測定（Lachat Instrument，Milwaukee， Wiscosin）；TN為之和，采用WTW, Multi 340i型便攜式多功能pH/DO測定儀監(jiān)測pH 和DO。

2　實(shí)驗(yàn)結(jié)果與分析

2.1恒定溶解氧條件下的氮轉(zhuǎn)化情況

根據(jù)報(bào)道，硝化反應(yīng)過程中DO＜1.0 mg·L?1時(shí)有利于短程硝化的維持[13]。本實(shí)驗(yàn)控制反應(yīng)過程中溶解氧恒為0.4 mg·L?1左右，硝化反應(yīng)過程中氮的轉(zhuǎn)化以及DO、pH變化情況如圖3所示?？梢钥闯?，曝氣1.75 h后，仍沒有NO3?-N產(chǎn)生，NO2?-N與的濃度比達(dá)到1.7，符合進(jìn)入SAD反應(yīng)器的水質(zhì)指標(biāo)。在2 h的曝氣過程中，需要不斷調(diào)節(jié)閥門以控制進(jìn)氣量的變化（20～300 ml·min?1）來維持恒定溶解氧，可見該操作方式比較復(fù)雜，若通過控制器調(diào)控，則需要增加成本投入，而實(shí)際硝化過程中常采用恒定曝氣量的方式，為此開展了以下幾種不同曝氣量條件下的預(yù)實(shí)驗(yàn)。

圖3　恒定溶解氧條件下氨氮、亞硝態(tài)氮、硝氮濃度及DO、pH變化Fig.3　Variation of nitrogen concentrations and DO, pH under constant DO condition

2.2不同曝氣量條件下的氮轉(zhuǎn)化情況

3個(gè)反應(yīng)器中氮的轉(zhuǎn)化過程及DO、pH變化如圖4所示。曝氣量為6 L·(h·L)?1時(shí)，曝氣3.5 h后，仍沒有NO3?-N產(chǎn)生，NO2?-N與的濃度比達(dá)到1.6，滿足進(jìn)入SAD反應(yīng)器的水質(zhì)指標(biāo)，且DO一直維持在較低水平（＜0.25 mg·L?1）；曝氣量為12 L·(h·L)?1時(shí)，曝氣2 h后，仍沒有NO3?-N產(chǎn)生，NO2?-N與的濃度比達(dá)到1.7，滿足進(jìn)入SAD反應(yīng)器的水質(zhì)指標(biāo)，且溶解氧一直維持在0.5 mg·L?1以下，但當(dāng)曝氣時(shí)間達(dá)到2.5 h時(shí)，出現(xiàn)NO3?-N，且NO2?-N與的濃度比達(dá)到7，通過DO/pH曲線可以看出氨谷點(diǎn)出現(xiàn)在2.4 h；曝氣量為24 L·(h·L)?1時(shí)，雖然曝氣1.5 h后沒有產(chǎn)生，但氨氧化速率非?？?，且曝氣不到1 h反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧濃度已達(dá)到1 mg·L?1以上且增長較快，短程硝化容易被破壞。

圖4　不同曝氣量條件下各氮污染物濃度及DO、pH變化Fig.4　Variation of nitrogen pollutant concentration and DO, pH under different aeration rates

綜上，曝氣量為6 L·(h·L)?1時(shí)，曝氣3.5 h達(dá)到進(jìn)水指標(biāo)，且溶解氧一直維持在較低狀態(tài)，但3.5 h的曝氣時(shí)間較長，效率較低，因此選擇的曝氣量應(yīng)大于6 L·(h·L)?1，曝氣時(shí)間小于3.5 h可以達(dá)到高效且節(jié)省能耗的目的；曝氣量為12 L·(h·L)?1時(shí)，曝氣2 h滿足SAD進(jìn)水指標(biāo)，且溶解氧一直維持在較低狀態(tài)，但曝氣2 h離氨谷點(diǎn)較近，當(dāng)進(jìn)水氨氮更低時(shí)，很容易使得全部氨氮被硝化，不利于部分短程硝化的穩(wěn)定維持，所以選擇的曝氣量應(yīng)小于12 L·(h·L)?1，曝氣時(shí)間大于2 h較適合。綜上，曝氣量在6～12 L·(h·L)?1之間時(shí)，曝氣時(shí)間控制在2～3.5 h較合適，為了進(jìn)一步提高硝化反應(yīng)的效率同時(shí)驗(yàn)證該結(jié)果的可靠性，繼續(xù)探究了曝氣量為7.2 L·(h·L)?1時(shí)氮的轉(zhuǎn)化情況。

2.37.2 L·(h·L)?1曝氣量條件下的氮轉(zhuǎn)化情況

由圖4(d)可以看出，當(dāng)曝氣量控制在7.2 L·(h·L)?1時(shí)，曝氣3 h后，仍沒有NO3?-N產(chǎn)生，與的濃度比達(dá)到1.8，滿足進(jìn)入SAD反應(yīng)器的水質(zhì)指標(biāo)，且DO一直維持在較低水平，不超過0.2 mg·L?1，通過DO/pH變化曲線[圖4(h)]可以看出氨谷點(diǎn)出現(xiàn)在3.5 h，曝氣3 h距離到達(dá)氨谷點(diǎn)的曝氣時(shí)間還有0.5 h，有利于抑制NOB的生長，進(jìn)而維持長期穩(wěn)定的短程硝化。結(jié)合實(shí)驗(yàn)二可進(jìn)一步得出，控制曝氣量在7.2～12 L·(h·L)?1，曝氣2～3 h，部分被氧化為NO2?-N，且沒有NO3?-N產(chǎn)生，出水水質(zhì)滿足進(jìn)入SAD反應(yīng)器的水質(zhì)指標(biāo)。

2.4PNSBR的長期穩(wěn)定運(yùn)行情況

2.4.1PNSBR的運(yùn)行根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)得到的結(jié)果，長期運(yùn)行的PNSBR反應(yīng)器在曝氣階段應(yīng)選擇的曝氣量范圍為7.2～12 L·(h·L)?1，且相應(yīng)的曝氣時(shí)間為2～3 h。啟動(dòng)反應(yīng)器時(shí)曝氣量控制在9 L·(h·L)?1左右，根據(jù)出水水質(zhì)隨時(shí)調(diào)整曝氣量，但控制在最佳曝氣量7.2～12 L·(h·L)?1范圍內(nèi)。圖5為系統(tǒng)的長期脫氮效果，從圖中可以看出，自啟動(dòng)到連續(xù)運(yùn)行114 d的時(shí)間內(nèi)，出水濃度一直很低，亞硝態(tài)氮積累率其中為出水亞硝態(tài)氮濃度，為出水硝態(tài)氮濃度]為94%～100%，大部分集中在96%以上，說明短程硝化效果穩(wěn)定。出水NO2?-N與濃度的比例為0.5～40不等，但大部分比例集中在2～4之間，但也有部分時(shí)期出現(xiàn)其他情況，例如第86～89天期間，出水氨氮濃度高于亞硝態(tài)氮濃度，其原因有兩方面：①進(jìn)水氨氮負(fù)荷突然增加，沒有及時(shí)增大曝氣量，或者增大后的曝氣量仍然不足以氧化更多氨氮；②進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷突然增加，此時(shí)好氧階段過程中優(yōu)先去除了有機(jī)物，用于氧化氨氮的溶解氧比例減少。

圖5　長期運(yùn)行的進(jìn)、出水水質(zhì)Fig.5　Quality of influent and effluent under chronic operation□ NH-N of influent;　NH-N of effluent; ○ NO-Nof effluent;NO-Nof effluent; ☆ nitrite accumulating rate

2.4.2PNSBR典型周期分析如圖6(a)所示，進(jìn)水前（t= 0），即上周期氨氮剩余20.8 mg·L?1，亞硝態(tài)氮剩余4 mg·L?1，COD濃度為58.8 mg·L?1，而該典型周期進(jìn)水的水質(zhì)指標(biāo)：氨氮62.1 mg·L?1，COD 171.2 mg·L?1，亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮均在檢測限以下。0.5 h時(shí)進(jìn)水結(jié)束，混合后氨氮濃度為43.3 mg·L?1，亞硝態(tài)氮濃度為0，表明僅在進(jìn)水過程中，反硝化菌即可利用進(jìn)水中的碳源還原掉上周期剩余的亞硝態(tài)氮，此時(shí)TN（總氮）濃度為43.3 mg·L?1。之后開始曝氣，氨氮不斷被氧化為亞硝態(tài)氮，曝氣2.5 h后氨氮濃度為15.9 mg·L?1，亞硝態(tài)氮濃度為22.2 mg·L?1，沒有硝態(tài)氮出現(xiàn)，TN濃度為38.1 mg·L?1，低于曝氣前的濃度43.3 mg·L?1，表明在曝氣過程中發(fā)生了同步硝化反硝化反應(yīng)。沉淀1 h后排水，排水中氨氮濃度為15.3 mg·L?1，亞硝態(tài)氮濃度降為20.9 mg·L?1，NO2?-N與的比值為1.37，滿足SAD反應(yīng)器的進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)。在接下來2 h的閑置過程中，亞硝態(tài)氮濃度一直在下降，到下一周期進(jìn)水前，亞硝態(tài)氮濃度降為5 mg·L?1，證明反硝化作用一直存在。反硝化反應(yīng)需要碳源，但是從圖中可以看出曝氣后COD降到49.8 mg·L?1，基本不能再被降解了，反而在沉淀和閑置過程中還有一定程度的上升，因此反硝化反應(yīng)所需要的碳源有可能來自沉淀前微生物貯存于體內(nèi)的有機(jī)物。Yeom等[14]和Bernat等[15]認(rèn)為針對(duì)低C/N值污水的脫氮處理，內(nèi)碳源物質(zhì)的反硝化作用不可忽視，充分利用內(nèi)碳源對(duì)于提高脫氮效果非常重要，這也是本研究后期將要探究的內(nèi)容。

另外，DO/pH變化曲線同樣反映出上述反應(yīng)過程，如圖6(b)所示，0.5 h開始曝氣，隨著曝氣時(shí)間的增長，DO濃度逐漸升高，這是因?yàn)殚_始曝氣時(shí)有機(jī)物濃度、氨氮濃度高，需氧量較大，因此DO濃度較低，隨著除碳除氨氮反應(yīng)的進(jìn)行，有機(jī)物濃度、氨氮濃度逐漸減小，需氧量也逐漸減小，DO濃度逐漸升高，但DO濃度始終處于低于1 mg·L?1的水平。在開始曝氣時(shí)先進(jìn)行除碳反應(yīng)，pH上升，這是因?yàn)椋孩佼愷B(yǎng)微生物對(duì)有機(jī)底物的分解代謝和合成代謝最終都要形成CO2，CO2溶解在水中導(dǎo)致pH下降，但是曝氣不斷地將產(chǎn)生的CO2吹脫，這就引起了pH不斷上升；②好氧去除污水中的有機(jī)酸引起pH的不斷上升。當(dāng)除碳反應(yīng)結(jié)束后，pH曲線出現(xiàn)轉(zhuǎn)折點(diǎn)，開始隨著好氧氨氧化反應(yīng)的發(fā)生而下降，這是因?yàn)橄趸^程消耗堿度并產(chǎn)生氫離子。到3 h時(shí)曝氣停止，溶解氧濃度急劇下降接近零，在3～4 h的沉淀過程中，隨著內(nèi)源反硝化的發(fā)生，產(chǎn)生堿度，pH又有一定程度的上升。

圖6　典型周期各污染物濃度及DO、pH變化Fig.6　Variation of pollutant concentration and DO, pH in typical cycle■ NH-N ; ★ NO-N; ▲ NO-N; ○ COD; □ pH;　DO

3　討論分析

3.1控制溶解氧實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的部分短程硝化

全程硝化過程是由 AOB 和 NOB兩種菌群的生化作用完成的，而這兩種菌群在生理機(jī)制和環(huán)境因素影響等方面存在差異，因此對(duì)短程硝化的實(shí)現(xiàn)可以通過控制各種影響因素進(jìn)而促進(jìn) AOB 的生長繁殖而抑制 NOB 的生長。如高濃度的游離氨（FA）[16-18]或游離亞硝酸（FNA）[16,18-19]抑制，高溫結(jié)合短污泥齡（SRT）[20]，低溶解氧（DO）[21-23]，持續(xù)控制曝氣[24-26]和低pH[27]。但是這些控制手段往往需要在特定的外部條件下才能實(shí)現(xiàn)，如高濃度FA和FNA抑制需要特定的進(jìn)水水質(zhì)[17,19]，高溫低pH控制又使得菌種的生長環(huán)境非常極端[20,27]，相比之下，控制低溶解氧較易實(shí)現(xiàn)，因此DO是短程硝化工藝中最受研究關(guān)注的一個(gè)指標(biāo)。此外，除了DO較易調(diào)控的優(yōu)點(diǎn)，還因?yàn)椋孩倥c溶解氧直接相關(guān)的曝氣量是工程上能耗的重要指標(biāo)，低溶解氧的條件下實(shí)現(xiàn)短程硝化意味著節(jié)約能耗；②AOB與NOB都為好氧微生物，不同DO濃度對(duì)這兩類硝化細(xì)菌的生長影響不同[13]。

在DO調(diào)控方法中， Bernet等[13]的研究認(rèn)為AOB 和 NOB 分別對(duì) DO 具有不同的親和力，當(dāng)DO＜1.0 mg·L?1時(shí)，AOB 與 NOB 的增殖速率都會(huì)隨著 DO 降低而減小，例如當(dāng)DO為0.5 mg·L?1時(shí)，AOB 的增殖速率降低了40%左右，NOB 降低了70%以上。NOB的增殖速率相對(duì)降低更多，使得AOB逐步成為硝化細(xì)菌的主體，NO2?-N 積累得以實(shí)現(xiàn)。而Laanbroek等[28]和Hanaki等[29]的研究認(rèn)為，當(dāng)DO濃度過低而成為硝化過程的限制性因素時(shí)，AOB 將會(huì)提高增殖速率彌補(bǔ)AOB 代謝活性下降的問題，使氨氧化過程不會(huì)受到明顯的不利影響，相比之下NOB 增殖速率并不會(huì)提高。雖然目前研究者關(guān)于低 DO實(shí)現(xiàn)短程硝化的理論機(jī)理存在著不同觀點(diǎn)，但大多數(shù)研究者認(rèn)同將 DO 作為穩(wěn)定實(shí)現(xiàn)短程硝化的控制因素。由于實(shí)時(shí)控制某一低DO濃度值操作復(fù)雜，而利用控制器調(diào)控，則需要增加成本投入，因此在本研究中，將預(yù)實(shí)驗(yàn)得到最佳的曝氣量[7.2～12 L·(h·L)?1]和曝氣時(shí)間（2～3 h）利用于PNSBR中，實(shí)現(xiàn)了長期穩(wěn)定的部分短程硝化的效果。付昆明等[30]在研究曝氣量對(duì)CANON反應(yīng)器運(yùn)行效率的影響時(shí)，實(shí)驗(yàn)前期建立穩(wěn)定的亞硝態(tài)氮積累階段中，曝氣量維持在31.2 m3·(h·m3)?1，亞硝積累率達(dá)到98%以上，這是將全部氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮，其曝氣量大于本研究得出的部分短程硝化最佳曝氣量。

本研究實(shí)現(xiàn)長期穩(wěn)定的部分短程硝化效果有以下兩方面原因：一方面，通過采用恒定曝氣量的方式將DO控制在較低的范圍內(nèi)（DO＜1.0 mg·L?1），從而有利于AOB的生長代謝并實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化效果；另一方面，PNSBR的運(yùn)行方式使得好氧階段前，上周期積累的全部亞硝態(tài)氮通過利用進(jìn)水中的碳源被反硝化掉（上周期的內(nèi)源反硝化和本周期的外源反硝化），這不僅避免了為NOB提供生化反應(yīng)的底物導(dǎo)致短程硝化破壞，而且充分利用了原水中的有機(jī)物進(jìn)而減少了去除COD的能耗。

此外，在PNSBR曝氣過程中還出現(xiàn)了同步硝化反硝化（SND）現(xiàn)象，去除了更多的氮素，這種現(xiàn)象在國內(nèi)外很多報(bào)道中均有發(fā)生，尤其是好氧條件下的反硝化現(xiàn)象確實(shí)存在于各種不同的生物處理系統(tǒng)中[31-32]。對(duì)于SND技術(shù)，DO也是控制其實(shí)現(xiàn)的關(guān)鍵因素，Wang等[33]的研究指出短程硝化和SND在低DO條件下才能實(shí)現(xiàn)；Munch等[31]的研究認(rèn)為，DO濃度為0.5 mg·L?1時(shí)，硝化速率與反硝化速率相同，可實(shí)現(xiàn)SND。

3.2部分短程硝化——一項(xiàng)有潛力的工藝

同步厭氧氨氧化與反硝化工藝（SAD）具有以下優(yōu)勢：①反硝化消耗有機(jī)物并產(chǎn)生CO2，為Anammox消除了有機(jī)碳源的抑制作用并提供無機(jī)碳源；②反硝化菌在電子供體不足的情況下將硝態(tài)氮還原為亞硝態(tài)氮，可為Anammox提供底物[34]；③Anammox產(chǎn)生少量的硝態(tài)氮，可以通過反硝化作用去除；④SAD工藝對(duì)于不同C/N比的污水均表現(xiàn)出較高的總氮去除率[35]，對(duì)于低C/N的生活污水，彌補(bǔ)了其碳源不足的缺陷；⑤Anammox菌與反硝化菌的競爭與協(xié)同作用能削弱低溫對(duì)Anammox菌的影響，同時(shí)還能促進(jìn)聚合Anammox菌的生長[36]。SAD工藝被越來越廣泛地應(yīng)用到實(shí)驗(yàn)研究和實(shí)際污水處理中，因此SAD工藝的進(jìn)水水質(zhì)也變得至關(guān)重要。

目前，研究者多以如何啟動(dòng)短程硝化為主，而對(duì)維持長期穩(wěn)定的短程硝化研究較少，更很少涉及實(shí)現(xiàn)SAD工藝的進(jìn)水水質(zhì)，而本研究通過控制曝氣實(shí)現(xiàn)的部分短程硝化彌補(bǔ)了該研究上的缺陷，是一項(xiàng)非常有潛力的技術(shù)，還將為部分短程硝化-厭氧氨氧化耦合反硝化（PNSAD）工藝處理城鎮(zhèn)低碳氮比生活污水在工程上的應(yīng)用提供科學(xué)指導(dǎo)。

4　結(jié)　論

（1）通過控制曝氣量和時(shí)間使得PNSBR好氧階段DO處于較低水平（＜1 mg·L?1），且在達(dá)到氨谷點(diǎn)之前停止曝氣，使得氨氮只有部分被氧化為亞硝態(tài)氮，比短程硝化更節(jié)省曝氣時(shí)間，節(jié)約能耗。

（2）低DO利于AOB的生長代謝而抑制NOB的活性；PNSBR排水后剩余的亞硝態(tài)氮通過利用進(jìn)水中的碳源反硝化去除，避免了為NOB提供底物的可能，從而實(shí)現(xiàn)了長期穩(wěn)定的部分短程硝化。

（3）PNSRB反應(yīng)器排水中NO2?-N與的比值大于1.32，滿足同步厭氧氨氧化反硝化工藝（SAD）的進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)，因此部分短程硝化是一項(xiàng)有潛力的工藝。

References

[1]GROMMEN R, VERSTRAETE W. Environmental biotechnology: the ongoing quest [J]. Journal of Biotechnology, 2002, 98: 113-123.

[2]JIN R, YANG G, YU J, et al. The inhibition of the Anammox process: a review [J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 197: 67-79.

[3]YUAN Z G, BLACKALL L L. Sludge population optimisation: a new dimension for the control of biological wastewater treatment systems [J]. Water Research, 2002, 36: 482-490.

[4]GE S J, WANG S Y, YANG X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment: a review [J]. Chemosphere, 2015, 140: 85-98.

[5]VAN DE GRAAF A A V, DEBRUIJN P, ROBERTTSON L A, et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor [J]. Microbiology, 1996, 142 (8): 2187-2196.

[6]STROUS M, VAN GERVEN E, KUENEN J G, et al. Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) sludge [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1997, 63 (6): 2446-2448.

[7]STROUS M, VAN GERVEN E, ZHENG P, et al. Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation (anammox) process in different reactor configurations [J]. Water Research, 1997, 31 (8): 1955-1962.

[8]KUMAR M, LIN J G. Co-existence of anammox and denitrification for simultaneous nitrogen and carbon removal—strategies and issues [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 178 (1/2/3): 1-9.

[9]PATHAK B K, KAMM F, SALKI Y, et al. Presence and activity of anammox and denitrification process in low ammonium-fed bioreactors [J]. Bioresource Technology, 2007, 98 (11): 2201-2206.

[10]孫艷波, 周少奇, 李伙生,等. ANAMMOX與反硝化協(xié)同脫氮反應(yīng)器啟動(dòng)及有機(jī)負(fù)荷對(duì)其運(yùn)行性能的影響 [J]. 化工學(xué)報(bào), 2009, 60 (10): 2596-2602. SUN Y B, ZHOU S Q, LI H S, et al. Start-up of ANAMMOX-denitrification reactor and effect of organic loading on its performance of synergistic interaction [J]. CIESC Journal, 2009, 60 (10): 2596-2602.

[11]DONG X, TOLLNER E W. Evaluation of anammox and denitrification during anaerobic digestion of poultry manure [J]. Bioresource Technology, 2003, 86: 139-145.

[12]APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. 21st ed. Washington, DC: American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, 2005.

[13]BERNET N, DANGCONG P, DELGENES J P, et al. Nitrification at low oxygen concentration in biofilm reactor [J]. Journal of Environmental Engineering-ASCE, 2001, 127 (3): 266-271.

[14]YEOM I T, NAH Y M, AHN K H. Treatment of householdwastewater using an intermittently aerated membrane bioreactor [J]. Desalination, 1999, 124 (1/2/3): 193-203.

[15]BERNAT K, WOJNOWSKA-BARYLA I, DOBRZYNSKA A. Denitrification with endogenous carbon source at low C/N and its effect on P(3HB) accumulation [J]. Bioresource Technology, 2008, 99 (7): 2410-2418.

[16]PARK S, BAE W, RITTMANN B E. Operational boundaries for nitrite accumulation in nitrification based on minimum/maximum substrate concentrations that include effects of oxygen limitation, pH, and free ammonia and free nitrous acid inhibition [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(1): 335-342.

[17]VLAEMINCK S E, TERADA A, SMETS B F, et al. Nitrogen removal from digested black water by one-stage partial nitritation and anammox [J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43 (13): 5035-5041.

[18]ANTHONISEM A C, LOEHR R C, PRAKASAM T, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous-acid [J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976, 48 (5): 835-852.

[19]KIM D, SEO D, LEE S, et al. Free nitrous acid selectively inhibits and eliminates nitrite oxidizers from nitrifying sequencing batch reactor [J]. Bioprocess and Biosystems Engineering, 2012, 35 (3): 441-448.

[20]HELLINGA C, SCHELLEN A, MULDER J W, et al. The SHARON process: an innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water [J]. Water Science and Technology, 1998, 37(9): 135-142.

[21]MA Y, PENG Y Z, WANG S Y, et al. Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous pre-denitrification plant [J]. Water Research, 2009, 43 (3): 563-572.

[22]BLACKBURNE R, YUAN Z G, KELLER J. Partial nitrification to nitrite using low dissolved oxygen concentration as the main selection factor [J]. Biodegradation, 2008, 19 (2): 303-312.

[23]SLIEKERS A O, HAAIJER S, STAFSNES M H, et al. Competition and coexistence of aerobic ammonium- and nitrite-oxidizing bacteria at low oxygen concentrations [J]. Applied Microbiology and Biotechonology, 2005, 68 (6): 808-817.

[24]YANG Q, LIU X H, PENG C Y, et al. N2O production during nitrogen removal via nitrite from domestic wastewater: main sources and control method [J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43 (24): 9400-9406.

[25]BLACKBURNE R, YUAN Z G, KELLER J. Demonstration of nitrogen removal via nitrite in a sequencing batch reactor treating domestic wastewater [J]. Water Research, 2008, 42 (8/9): 2166-2176.

[26]LEMAIRE R, MARCELINO M, YUAN Z G. Achieving the nitrite pathway using aeration phase length control and step-feed in an SBR removing nutrients from abattoir wastewater [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2008, 100 (6): 1228-1236.

[27]PARK S, BAE W, CHUNG J, et al. Empirical model of the pH dependence of the maximum specific nitrification rate [J]. Process Biochemistry, 2007, 42 (12): 1671-1676.

[28]LAANBROEK H J, GERARDS S. Competition for limiting amounts of oxygen between Nitrosomonas europaea and Nitrobacter winogradskyi grown in mixed continuous cultures [J]. Archives of Microbiology, 1993, 159 (5): 453-459.

[29]HANAKI K, WANTAWIN C, OHGAKI S. Nitrification at low-levels of dissolved-oxygen with and without organic loading in a suspended-growth reactor [J]. Water Research, 1990, 24 (3): 297-302.

[30]付昆明, 張杰, 曹相生,等. 曝氣量對(duì)不同填料CANON反應(yīng)器運(yùn)行效率的影響 [J]. 化工學(xué)報(bào), 2010, 61 (2): 496-503. FU K M, ZHANG J, CAO X S, et al. Effect of aeration rate on CANON reactors with different carriers [J]. CIESC Journal, 2010, 61 (2): 496-503.

[31]MUNCH E V, LANT P, KELLER J. Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batch reactors [J]. Water Research, 1996, 30 (2): 277-284.

[32]GORONSZY M C, DEMOULIN G, NEWLAND M. Aerated denitrification in full-scale activated sludge facilities [J]. Water Science and Technology, 1997, 35 (10): 103-110.

[33]WANG J L, YANG N. Partial nitrification under limited dissolved oxygen conditions [J]. Process Biochemistry, 2004, 39 (10): 1223-1229.

[34]賴楊嵐, 周少奇. 厭氧氨氧化與反硝化的協(xié)同作用特性研究 [J].中國給水排水, 2010, 26 (13): 6-10. LAI Y L, ZHOU S Q. Study on synergism characteristics of ANAMMOX and denitrification [J]. China Water &Wastewater, 2010, 26 (13): 6-10.

[35]TAKEKAWA M, PARK G, SODA S, et al. Simultaneous anammox and denitrification (SAD) process in sequencing batch reactors [J]. Bioresource Technology, 2014, 174: 159-166.

[36]GAO F, ZHANG H M, YANG F L, et al. The contrast study of anammox-denitrifying system in two non-woven fixed-bed bioreactors (NFBR) treating different low C/N ratio sewage [J]. Bioresource Technology, 2012, 114: 54-61.

Achievement of long-term and stable partial nitritation in sequencing batch reactor

ZHAO Mengyue, PENG Yongzhen, WANG Bo, GUO Yuanyuan
(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Abstract:In this study, a sequencing batch reactor (SBR) was used to treat domestic wastewater, and the optimal aeration rate and time to realize partial nitritation (PN,was partially converted to NO2?-N) were obtained through three preliminary tests. A long-term PNSBR was operated more than 110 d (450 cycles) with an optimal aeration rate [7.2—12 L·(h·L)?1]and time (2—3 h) during aeration. The results showed that the nitrite accumulation rate in the effluent maintained 94%—100%, indicating the stable partial nitrification. The ratios between NO2?-N andwere in the range of 2—4. Further analysis demonstrated that in the long-term operation of PNSBR, the low dissolved oxygen (DO) by controlling aeration benefited the ammonia oxidizing bacteria (AOB) activity but inhibited the nitrite oxidizing bacteria (NOB) one. On the other hand, the residual nitrite after decanting in a cycle was removed via denitrification (endogenous in this cycle and exogenous in next cycle) by using organics in raw wastewater, through which substrates for NOB were prohibited, and thus stable PN was realized. The process of simultaneous anammox and denitrification (SAD) was widespread, and PNSBR, as apre-treatment reactor, can provide substrates for SAD, and thus PN was a potential technology in future.

Key words:wastewater; aeration; dissolved oxygen; degradation; partial nitritation; simultaneous anammox and denitrification

中圖分類號(hào)：X 703.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：0438—1157（2016）06—2525—08

DOI：10.11949/j.issn.0438-1157.20151877

基金項(xiàng)目：國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（51478013）；北京市教委資助項(xiàng)目。

Corresponding author:Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn