堿度對(duì)污泥硝化活性的影響研究

＊薛李銘 王宇涵 李欲如

（1.嘉興市嘉善生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)站 浙江 314100 2.浙江省環(huán)境科技有限公司 浙江 311100）

隨著工農(nóng)業(yè)的發(fā)展和人口的增長(zhǎng)，我國(guó)廢水中含氮化合物的排放量急劇增加，氮素污染所致的水體富營(yíng)養(yǎng)化日趨嚴(yán)重。水體富營(yíng)養(yǎng)化已危害農(nóng)業(yè)、漁業(yè)、旅游業(yè)等諸多行業(yè)，也對(duì)飲水衛(wèi)生和食品安全構(gòu)成了巨大的威脅。

對(duì)于廢水氮素污染的控制，目前主要采用生物法[1]。在廢水生物脫氮中，硝化是必不可少的重要環(huán)節(jié)。在生物硝化工藝中，反應(yīng)器的硝化速率、轉(zhuǎn)化效率和穩(wěn)定性受到諸多因素的影響[2]。在某生產(chǎn)廢水處理工程中，發(fā)現(xiàn)經(jīng)預(yù)處理后的進(jìn)水堿度較高，導(dǎo)致生物硝化被抑制，出水氨氮濃度較高。

根據(jù)生物硝化機(jī)理，堿度在硝化過(guò)程中是被消耗的，故在硝化過(guò)程中要保證足夠的堿度。但是當(dāng)堿度過(guò)高時(shí)，對(duì)硝化過(guò)程并不能起到促進(jìn)作用[3]。堿度提高對(duì)硝化系統(tǒng)最直接的影響是pH的升高，Alim等[4]研究結(jié)果顯示，當(dāng)pH大于7.8時(shí)，pH與硝化速率呈負(fù)相關(guān)。Kyung等[5]報(bào)道了將pH從7.0提高到8.0時(shí)，硝化速率提高一倍以上，將pH從8.0提高到9.0時(shí)，硝化速率又降低至pH7.0時(shí)的水平。但堿度與pH本身是兩個(gè)不同的概念，其對(duì)硝化過(guò)程的影響也不可一概而談。目前有關(guān)堿度對(duì)硝化過(guò)程影響的報(bào)道主要集中在堿度不足時(shí)對(duì)硝化系統(tǒng)的影響[6]，而對(duì)于高堿度對(duì)硝化過(guò)程的抑制研究較少。

據(jù)此，本文通過(guò)梯度增加進(jìn)水中的堿度，考察經(jīng)過(guò)培養(yǎng)適應(yīng)后的活性污泥對(duì)堿度的最高耐受濃度，以及在堿度影響下污泥硝化活性的變化，以期指導(dǎo)實(shí)際工程的調(diào)試與運(yùn)行管理。

1.材料與方法

(1)試驗(yàn)裝置與運(yùn)行參數(shù)

試驗(yàn)裝置主要由反應(yīng)器、曝氣系統(tǒng)、攪拌系統(tǒng)和定時(shí)系統(tǒng)組成，其中，反應(yīng)器的有效容積2.0L。運(yùn)行方式為瞬時(shí)進(jìn)水、曝氣（20h）、靜置沉淀（4h）、瞬時(shí)出水，排水比為40%，試驗(yàn)裝置示意圖如圖1所示。

圖1 試驗(yàn)裝置示意圖Fig.1 Schematic diagram of test device

試驗(yàn)采用人工模擬廢水，由葡萄糖、尿素、磷酸二氫鉀按C:N:P=50:20:1投加入自來(lái)水配制而成。接種污泥MLVSS/MLSS約為0.72。通過(guò)逐步提高進(jìn)水負(fù)荷，實(shí)現(xiàn)了試驗(yàn)裝置的成功啟動(dòng)。

(2)堿度影響測(cè)試

堿度是水溶液中和酸的能力，廢水中堿度包括OH-，CO32-，NH3，HCO3-，S2-.HS-，PO43-，HPO42-，H2PO4-等，其中主要是OH-，CO32-，HCO3-。

為研究堿度對(duì)污泥硝化活性的影響，首先要選擇調(diào)節(jié)堿度的藥劑。若采用NaOH調(diào)節(jié)進(jìn)水堿度，所需投加量較少，但pH變化較大，會(huì)影響反應(yīng)器的穩(wěn)定性；若采用石灰調(diào)節(jié)，所需成本較低，但在實(shí)際工程中，以石灰作為中和藥劑容易引起管道結(jié)垢等問(wèn)題；以Na2CO3和NaHCO3調(diào)節(jié)進(jìn)水堿度，既能滿足硝化過(guò)程所需的堿度，pH也不會(huì)發(fā)生大幅波動(dòng)，適宜硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)和代謝，又因?yàn)镹aHCO3的投加量是Na2CO3的1.7倍，所需成本較高，綜合考慮硝化過(guò)程的堿度、pH以及費(fèi)用，Na2CO3是最合適的調(diào)節(jié)藥劑[7]。

通過(guò)改變進(jìn)水中投加Na2CO3的量逐步提高試驗(yàn)裝置中的進(jìn)水堿度，每一進(jìn)水堿度持續(xù)1-2周，測(cè)定每日出水的pH，NH3-N，直至出水水質(zhì)基本穩(wěn)定后，對(duì)不同進(jìn)水堿度下活性污泥的最大硝化速率進(jìn)行測(cè)試。試驗(yàn)條件：工況1，進(jìn)水堿度1000mg/L；工況2，進(jìn)水堿度2000mg/L；工況3，進(jìn)水堿度3000mg/L；工況4，進(jìn)水堿度4000mg/L；工況5，進(jìn)水堿度5000mg/L。

(3)污泥硝化活性的測(cè)試

硝化活性是指在NH3-N和O2充足且不受COD限制的條件下，污泥對(duì)NH3-N的最大去除速率。向有效容積為500mL的曝氣池投加污泥、硫酸銨、碳酸鈉。初始NH3-N為50mg/L。測(cè)試開(kāi)始后，前2.0h每隔0.5h取樣，之后每隔1.0h取樣，測(cè)定上清液中NH3-N濃度，同時(shí)在線監(jiān)測(cè)DO。

(4)分析方法

NH3-N、NO3-N、COD、MLSS、MLVSS、堿度的測(cè)定方法參見(jiàn)《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》（第4版，2002年，中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社），DO采用便攜式溶氧儀測(cè)定。

2.結(jié)果與討論

(1)高堿度下活性污泥系統(tǒng)運(yùn)行情況

在高堿條件下系統(tǒng)的運(yùn)行情況如圖2所示。

圖2 高堿系統(tǒng)運(yùn)行情況Fig.2 High alkalinity system operation

由圖2可知，當(dāng)進(jìn)水堿度不超過(guò)4000mg·L-1時(shí)，雖然在每次將進(jìn)水堿度提升至下一梯度的初期，出水氨氮濃度會(huì)出現(xiàn)小幅升高，但經(jīng)過(guò)幾個(gè)運(yùn)行周期的馴化培養(yǎng)后，出水氨氮濃度逐漸降低，氨氮去除率能夠保持在97%以上。而當(dāng)進(jìn)水堿度提高至5000mg·L-1后，出水氨氮濃度立即大幅升高，雖然在接下來(lái)的幾個(gè)運(yùn)行周期出現(xiàn)過(guò)短暫回落，但隨后又重新開(kāi)始大幅升高。在5000mg·L-1的進(jìn)水堿度下運(yùn)行到第9個(gè)周期時(shí)，出水氨氮濃度高達(dá)90.54mg·L-1，氨氮去除率不足10%。

與此同時(shí)，隨著進(jìn)水堿度的提高，出水逐漸變渾濁，出水顏色逐漸變黃，污泥沉降性逐漸變差，當(dāng)進(jìn)水堿度達(dá)到5000mg·L-1時(shí)，出水十分渾濁且呈深褐色，污泥發(fā)生解體。硝化系統(tǒng)的pH和SV30都隨進(jìn)水堿度的提高呈現(xiàn)逐漸升高的趨勢(shì)。當(dāng)進(jìn)水堿度為1000mg·L-1時(shí)，出水pH就已經(jīng)達(dá)到8.75；而當(dāng)進(jìn)水堿度達(dá)到5000mg·L-1時(shí)，出水pH高達(dá)9.75；SV30由1000mg·L-1進(jìn)水堿度時(shí)的51%上升至5000mg·L-1進(jìn)水堿度時(shí)的87%，與污泥絮體解體現(xiàn)象相對(duì)應(yīng)。

由上述分析可知，當(dāng)進(jìn)水堿度不高于4000mg·L-1時(shí)，污泥經(jīng)過(guò)幾個(gè)運(yùn)行周期的馴化培養(yǎng)，能夠逐漸適應(yīng)新的堿度環(huán)境，反應(yīng)器能夠保持穩(wěn)定運(yùn)行；而當(dāng)進(jìn)水堿度達(dá)到5000mg·L-1時(shí)，污泥無(wú)法適應(yīng)新的堿度環(huán)境，硝化過(guò)程幾乎完全被抑制。

(2)高堿度對(duì)污泥硝化活性的影響

以上的污泥培養(yǎng)試驗(yàn)明確了活性污泥系統(tǒng)對(duì)堿度的最高耐受濃度，但在堿度未超過(guò)污泥最高耐受濃度的情況下，只通過(guò)以上試驗(yàn)無(wú)法得出堿度對(duì)污泥硝化活性的影響。在本節(jié)中，將通過(guò)測(cè)定污泥的最大硝化速率，對(duì)不同培養(yǎng)條件下污泥的硝化活性進(jìn)行定量表征。

采用本文1.4的方法對(duì)不同堿度條件下的污泥的最大硝化速率做了測(cè)定，結(jié)果如圖3所示，以上結(jié)果顯示，與正常條件下相比，當(dāng)進(jìn)水堿度為1000mg·L-1，2000mg·L-1，3000mg·L-1，4000mg·L-1時(shí)，對(duì)應(yīng)污泥的最大硝化速率分別降低了14.25%，37.28%，61.62%，76.32%。

圖3 堿度與最大硝化速率的關(guān)系Fig.3 Relationship between alkalinity and maximum nitrification rate

造成上述現(xiàn)象的一個(gè)重要的原因就是體系pH的升高，據(jù)報(bào)道，亞硝化菌的適宜生長(zhǎng)pH為7.0～8.5[8]；硝化菌的適宜生長(zhǎng)pH為6.0～7.5[9]。因此，在高堿度條件下，系統(tǒng)的pH已經(jīng)明顯高于適宜硝化菌和亞硝化菌生長(zhǎng)的pH，對(duì)硝化菌和亞硝化菌的生長(zhǎng)和代謝都造成了抑制。而當(dāng)進(jìn)水堿度達(dá)到5000mg·L-1時(shí)，此時(shí)系統(tǒng)的pH已經(jīng)超出了大多數(shù)微生物所能承受的范圍，對(duì)應(yīng)SV30的升高至87%，活性污泥系統(tǒng)沉降性很差，也反映出污泥解體或污泥系統(tǒng)的不適應(yīng)。此外，根據(jù)NH3和NH4+在水中的電離平衡規(guī)則，當(dāng)系統(tǒng)的pH升高時(shí)，會(huì)導(dǎo)致系統(tǒng)中的游離氨（FA）的比例增大，游離氨（FA）濃度過(guò)高也會(huì)抑制亞硝化菌和硝化菌的生長(zhǎng)和代謝[10]。

3.結(jié)論

本研究考察了堿度對(duì)污泥硝化活性的影響。研究發(fā)現(xiàn)，隨著堿度的提高，污泥的最大硝化速率逐漸下降，且污泥對(duì)于堿度有一個(gè)耐受限度，在達(dá)到該耐受限度后，污泥將逐漸失去硝化活性，在高堿度下污泥還會(huì)發(fā)生解體。分析認(rèn)為，隨著堿度的提高，pH也隨之提高，不僅制約了硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)和代謝，還導(dǎo)致了亞硝酸鹽的累積。故為了保證生物硝化的穩(wěn)定性，對(duì)生化系統(tǒng)進(jìn)水的堿度應(yīng)加以控制。該研究結(jié)果為高堿度廢水的硝化處理提供了理論依據(jù)和技術(shù)參考，明確了常規(guī)活性污泥處理高堿廢水的限度，在工程中具有實(shí)際意義。