同步短程硝化反硝化工藝啟動性能研究

葉嘯天，戎振英，劉行平，唐思敏，孫靜亞，陽廣鳳

(浙江海洋大學海洋科學與技術學院，浙江舟山 316022)

隨著我國社會經(jīng)濟的高速發(fā)展，所帶來的一系列對水資源不合理的利用相關問題，使得我國水環(huán)境現(xiàn)狀嚴重惡化[1-2]。其中氮素污染是造成水污染的重大原因之一，工農業(yè)污廢水的無節(jié)制排放，致使水體中氮素含量大幅度增加，從而引發(fā)水體大面積富營養(yǎng)化現(xiàn)象[1-2]，破壞水生生物多樣性，降低水體系統(tǒng)自身調節(jié)和自我修復功能，最終破壞水生生態(tài)系統(tǒng)[3]。污廢水脫氮的主要目的就是將水體中存在的部分氮素污染物轉化為氮氣[4-5]，從而起到改善凈化水體環(huán)境的作用[5]。

傳統(tǒng)的生物脫氮工藝都是基于硝化反硝化工藝的脫氮技術，它的主要工作原理是將廢水中的氨氮氧化為硝氮，而后再將上一步生成的硝氮經(jīng)過反硝化過程生成氮氣。此過程需要足量的氧氣和大量的外加有機碳源[3]，經(jīng)濟能耗大。為了解決硝化反硝化工藝存在的缺陷，一些新型生物脫氮工藝應運而生。同步短程硝化反硝化工藝由于具有新型高效節(jié)能等優(yōu)點脫穎而出，它是通過人為的控制運行條件，將硝化過程控制在亞硝化階段，再進行缺氧反硝化[4,6]。此工藝具有降低曝氣量、節(jié)約反硝化碳源、減少污泥生成量、減短水力停留時間和占地面積小等諸多優(yōu)點[7]，具有良好的發(fā)展前景，成為目前公認的高效生物脫氮技術之一[8-9]。

實現(xiàn)亞硝酸鹽的累積是成功進行短程硝化反硝化的關鍵因素[10]，本次實驗要求在室溫、低溶解氧(DO)條件下進行，研究亞硝氮的累積對同步短程硝化反硝化反應器啟動過程的影響，以期為實際工廠應用中同步短程硝化反硝化的快速啟動以及穩(wěn)定運行提供借鑒。

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

試驗在連續(xù)流上流式好氧反應器中進行，反應器有效體積為3 L。市污水處理廠二沉池活性污泥是本次試驗接種污泥，接種污泥經(jīng)過24 h 靜置后取最下層顆粒中最小的污泥放入反應器。反應器底部主要有2 部分:進水口和曝氣頭，空氣通過曝氣裝置泵入反應器，維持DO 濃度在1.2～1.5 mg·L-1。整個試驗裝置在室溫下放置，反應器內溫度保持在20±2 ℃左右，pH 維持在7.5～8.5 之間。

1.2 模擬廢水

反應器進水口使用蠕動泵泵入人工模擬廢水，廢水主要成分包括NH4+-N、NO2--N、無機營養(yǎng)、微量元素等。NH4+-N 和NO2--N 分別由(NH4)2SO4和NaNO2提供，F(xiàn)e(II)由FeSO4·7H2O 提供。模擬廢水其余組分濃度包括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 試驗階段

整個試驗分為3 個階段總共進行了56 d，三段進程分別探究不同進水基質對反應器脫氮能力的影響。階段I 是短程反硝化階段，進水氮源由NaNO2提供。階段II，同時進行短程硝化和短程反硝化，進水中同時加入(NH4)2SO4和NaNO2，NH4+-N 與NO2--N 之比為1：1。階段III，進水中只加入(NH4)2SO4，建立短程硝化反硝化工藝。各階段運行參數(shù)如表1。

表1 反應器各階段的操作條件Tab.1 Operating conditions at each stage of reactor

1.4 試驗方法

定時收集反應器進出水分析NH4+-N、NO2--N、NO3--N、DO 和CODCr 等指標。其中，CODCr 采用重鉻酸鉀法測定[11]，NH4+-N、NO2--N 和NO3--N 分別用苯酚-次氯酸鹽、N-(1-萘基)乙二胺鹽酸鹽法和紫外分光光度法進行測定[12]。ARE、TNRE 和TNRR 是根據(jù)下面公式(1)和(2)進行計算得出。

式中:TNinf和TNeff分別表示進出水中總氮濃度，mg·L-1；infNH4+-N 和effNH4+-N 分別表示進出水氨氮濃度，mg·L-1。

2 結果與分析

2.1 運行性能

整個試驗數(shù)據(jù)結果表現(xiàn)為下圖1 和2。3 個階段中反應器進水中的CODCr濃度需要保持不變(葡萄糖濃度始終為7 g·L-1)。同步短程硝化反硝化工藝因其在反硝化過程中需要大量的碳源供給反硝化菌，因此也常用于去除高COD[13]。階段I，反應器進水中只加入70 mg·L-1NO2--N，經(jīng)過20 d 的馴化培養(yǎng)，出水中NO2--N 濃度雖有明顯的波動，但是去除率達到92.0%。同時，測得反應器出水中有部分NO3--N 積累，反應器的平均總氮去除率(TNRE)和平均CODCr去除率(CODRE)均在70%左右，反硝化作用比較明顯。系統(tǒng)中亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的存在導致部分NO2--N 氧化成了NO3--N[11]，從出水中含有部分的NO3--N 可以驗證這一氧化過程。試驗結果說明在階段I 中，反應器中的反硝化菌和NOB 菌均具有活性。

圖1 反應器不同階段的氮素去除性能Fig.1 Nitrogen removal performance of different operation phases

圖2 反應器不同階段的CODCr 去除性能Fig.2 CODCr removal performance of different operation phases

階段II，保持反應器進水碳氮比和總氮負荷不變，進水中分別加入35 mg·L-1的NH4+-N 和NO2--N。氨氮去除率(ARE)為38%，亞硝氮去除率(NRE)96%，出水幾乎無NO3--N 積累，反應器TNRE 與階段I 相比未有明顯改變，CODRE 相比階段I 有所下降。此階段，ARE 指標不高說明反應器中缺少氨氧化菌(AOB)或氨氧化菌(AOB)活性較低。NRE 指標偏高而反應器出水中又無NO3--N 積累，這說明反應器中反硝化菌活性較高。此階段，將第I 階段進水中減少的35 mg·L-1NO2--N 替換成NH4+-N 后，添加的NO2--N 和NH4+-N轉化的NO2--N 能夠很快進行短程及全程反硝化反應得到快速去除，因而系統(tǒng)中無NO3--N 缺乏積累。

階段III，進一步改變進水基質，NH4+-N 濃度提高一倍至70 mg·L-1，而不添加其它任何氮素。反應器的ARE 進一步降低，階段III 的平均大約為16%，出水中NO2--N 和NO3--N 的含量與階段II 相似，幾乎無積累，同時反應器的TNRE 降低至10%左右，而CODRE 仍然有60%，維持在較高水平。此階段，由于加入的進水中只含有NH4+-N，同時反應器中AOB 菌數(shù)量與活性不夠，導致大量的NH4+-N 未被氧化成NO2--N[14]，進而限制了后續(xù)的氮去除過程。而進水中加入的COD 去除率與階段I 和階段II 相近，說明反應器中反硝化菌仍然具有較高的活性[18]。

2.2 污泥特性

每個運行階段末期取反應器中污泥測定其SV、MLSS、SVI 和MLVSS，試驗結果如表2 所示。階段I 末期，反應器污泥的SV 和SVI 分別為89.0%和105 mL·g-1，且MLVSS/MLSS 較高。階段II 和III 的SVI 分別為164.2 和163.5 mL·g-1。一般活性污泥SVI 低于50 mL·g-1說明活性不夠，高于120 mL·g-1可能發(fā)生污泥膨脹。同時整個實驗周期SV 呈上升趨勢，說明污泥整體沉降性能變差。這可能是游離氨的抑制，污泥沉降性能變差，導致發(fā)生污泥膨脹所造成的。

表2 反應器活性污泥的特性Tab.2 Characteristics of activated sludge

3 討論

本試驗旨在研究同步短程硝化反硝化工藝在室溫環(huán)境下運行的穩(wěn)定性情況。然而由于試驗條件控制欠缺，因此只能進行工藝的初步探究。同步短程硝化反硝化工藝的運行過程會受到溫度、DO、pH 等因素的影響[16-17]。其中溫度影響AOB、NOB 和反硝化菌的生長和活性[17]。研究表明25 ℃是NO2--N 積累的最適溫度[17]，因此可以認為25 ℃是最適宜AOB 生長的溫度。因此本試驗階段II 和階段III 中氨轉化率低的原因是試驗設定溫度為20±2 ℃，較低的溫度抑制了AOB 的生長和活性。

報道顯示，DO 也是影響同步短程硝化反硝化的重要因素[18]。DO 濃度變化是由曝氣量改變直接導致，曝氣量增大使得反應器中的污泥會跟隨出水流出反應器，反應器中污泥濃度降低是影響反應器脫氮性能的一個重要原因[21]。此外，由于AOB 和NOB 最適宜的DO 濃度是不同的，同時短程及全程反硝化菌作為厭氧菌，需要在缺氧或厭氧環(huán)境中將NO3--N 或NO2--N 還原成氮氣。由于本試驗探究的是在同一反應器中實現(xiàn)同步短程硝化反硝化，設定的DO 濃度在1.2～1.5 mg·L-1。從理論上分析，DO 濃度滿足了AOB 或NOB的生長需求，但是會在一定程度上抑制反硝化菌活性。不同種微生物適宜的pH 不同。AOB 和NOB 適宜的pH 在8.0～8.5[22]。

此外，pH 還會影響反應器中游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)的濃度，側面影響脫氮能力。FA 的濃度由Ford 推導的公式計算[20]，F(xiàn)NA 的濃度根據(jù)Weon 推導的公式計算[21]。研究證實，pH 引起的FA 變化對反應器脫氮能力的影響較溫度更大，7～10 mg·L-1的FA 比較適合NO2--N 積累，當FA 大于15 mg·L-1時會抑制亞硝化反應[19]。通過計算，本試驗FA 因進水氨氮濃度的不同在階段I 至階段III 中也不同，整個試驗FA約為0.2～8.5 mg·L-1。雖然在階段III 的FA 滿足積累NO2--N 的適宜值，然而從反應器出水氨氮、亞硝氮和硝氮濃度分析，發(fā)現(xiàn)AOB 菌活性不高是導致本試驗脫氮能力不高的主要原因。結合之前的分析，由于階段I 和階段II 中加入高濃度的NO2--N 對AOB 具有生物毒性，對其生長和活性產(chǎn)生直接的抑制，結果導致階段III 中只加入氨氮后，AOB 活性仍然很低，最終影響到整個反應器的氮去除效果。

4 結論

在室溫條件下，以模擬廢水為處理對象，采用逐步降低亞硝氮濃度和提高氨氮水平的方式能夠啟動同步短程硝化反硝化工藝。短程反硝化階段在運行20 d 后，反應器亞硝氮的平均去除率達到92.0%，部分同步短程硝化反硝化亞硝氮的平均去除率為97%，同時反應器內無NO3--N 積累。而同步短程硝化反硝化中反應器內DO 濃度對反硝化菌活性的抑制、高濃度NO2--N 對AOB 的生物毒性及大量污泥洗出都是導致氨氮去除率降低的主要原因，但短程反硝化作用較好，系統(tǒng)出水幾乎無亞硝氮和硝氮累積。