亞硝酸型同步硝化反硝化SBR的啟動(dòng)及脫氮效率的影響研究

摘 要：研究利用在線參數(shù)的變化特征實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化脫氮工藝的快速啟動(dòng)，并利用梯度降溫的方式在低溫條件下實(shí)現(xiàn)工藝的高效脫氮；投加不同的碳源（乙酸鈉、蔗糖和葡萄糖）及控制不同的碳氮比（C/N），探究最佳的反硝化條件。研究結(jié)果表明，在碳源為乙酸鈉、氮源為亞硝酸鈉、C/N=5的條件下，可以將水中的NOx--N完全去除。采用批次進(jìn)水的方式實(shí)現(xiàn)了亞硝酸型同步硝化反硝化脫氮工藝的啟動(dòng)和運(yùn)行，出水氨氮質(zhì)量濃度為0.80 mg/L（lt;5 mg/L），無機(jī)氮質(zhì)量濃度為11.06 mg/L（lt;15 mg/L）。

關(guān)鍵詞：生物脫氮；亞硝酸型同步硝化反硝化；批次進(jìn)水

中圖分類號(hào)：X703 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1674-7909（2024）11-121-6

DOI：10.19345/j.cnki.1674-7909.2024.11.028

0 引言

在污水處理領(lǐng)域，氮元素的去除是污水處理的重要目標(biāo)之一［1］。傳統(tǒng)的硝化-反硝化脫氮工藝曝氣能耗高，且為了滿足反硝化階段的脫氮效率，需要額外投加碳源，存在成本投入過高、工藝流程比較復(fù)雜等缺點(diǎn)，與當(dāng)前碳達(dá)峰碳中和目標(biāo)相悖，因此需要開發(fā)低能耗、高效率的新工藝進(jìn)行替代［2］。

短程硝化反硝化相較于傳統(tǒng)脫氮工藝，可以有效地減少碳源投加量和曝氣量，縮短反應(yīng)時(shí)間［3］，但在實(shí)際工程應(yīng)用中還有許多不足［4］。首先，研究方法與應(yīng)用需求有差異。目前，大多科研人員使用序批式反應(yīng)器（Sequencing Batch Reactor，SBR）開展工藝的研究，短程硝化和反硝化是2個(gè)單獨(dú)運(yùn)行的單元，并且為了保證脫氮效率，要在反硝化單元前添加碳源。而在實(shí)際工程中，碳源存在SBR的進(jìn)水中。這就造成了研究內(nèi)容與實(shí)際應(yīng)用不相符。其次，在實(shí)際處理氨氮廢水時(shí)，曝氣階段會(huì)消耗水中的碳源，從而導(dǎo)致反硝化階段沒有足夠的碳源；為了達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)，需要在反硝化階段額外投加碳源。因此，在實(shí)際工程應(yīng)用中，兩階段的短程硝化反硝化并不是最佳的應(yīng)用方式。為解決上述問題，亞硝酸型同步硝化反硝化工藝被提出。

亞硝酸型同步硝化反硝化（Simultaneous Partial Nitrification and Denitrification，SPND），是指短程硝化階段和反硝化階段在同一反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，可以有效地避免亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽。該工藝結(jié)合短程硝化和同步硝化反硝化工藝的優(yōu)點(diǎn)，可以有效地減少曝氣量、減少額外碳源的投加量、減少污泥產(chǎn)生等［5-6］。但目前該工藝處于實(shí)驗(yàn)室研究階段，工程應(yīng)用較少，主要是因?yàn)榈蜏丨h(huán)境對(duì)該工藝的應(yīng)用影響較大。已有研究表明，在常溫下，亞硝酸型同步硝化反硝化SBR工藝可以持久穩(wěn)定運(yùn)行［7］。而對(duì)于在低溫條件下該工藝穩(wěn)定啟動(dòng)的研究卻很少。在我國北方地區(qū)，冬季污水溫度普遍低于20 ℃，最低溫度在10 ℃以下［8］。在低溫條件（10～20 ℃）下，亞硝酸鹽氧化菌（NOB）比氨氧化菌（AOB）活性更高，系統(tǒng)內(nèi)無法實(shí)現(xiàn)對(duì)NOB的完全抑制，會(huì)導(dǎo)致亞硝酸鹽向硝酸鹽轉(zhuǎn)化，使短程硝化效果不理想［9-10］。因此，在低溫條件下亞硝酸型同步硝化反硝化SBR工藝的快速啟動(dòng)有重大的工程應(yīng)用意義。

該研究探索低溫條件下亞硝酸型同步硝化反硝化SBR工藝的快速啟動(dòng)，采用階梯降溫和直接降溫2種降溫方式，探索降溫方式對(duì)該工藝的影響。為了適應(yīng)生活污水中較低的碳氮比（C/N），采用分批進(jìn)水的模式，以此達(dá)到深度脫氮的效果。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)采用由有機(jī)玻璃制成的圓柱體SBR反應(yīng)器。該反應(yīng)器有效容積為12 L，有效工作容積為10 L。反應(yīng)器的高為40 cm，內(nèi)徑為20 cm。每個(gè)周期的進(jìn)水為3 L，體積交換比為0.3。通過蠕動(dòng)泵實(shí)現(xiàn)SBR的進(jìn)出水操作，并利用空氣泵實(shí)現(xiàn)好氧單元的曝氣供氧。SBR外壁纏有電熱保溫帶，并通過溫度傳感器監(jiān)測SBR反應(yīng)器內(nèi)的溫度。SBR的控制系統(tǒng)由PLC控制柜及智能控制軟件組成，實(shí)現(xiàn)SBR反應(yīng)器的進(jìn)水、曝氣、攪拌、沉淀、出水、靜置等操作的自動(dòng)運(yùn)行。

1.2 試驗(yàn)用水及接種污泥

試驗(yàn)采用人工配制的模擬氨氮污水，并保持無機(jī)碳與氨氮的質(zhì)量濃度比值為4。污水的污染物組成為硫酸銨（237.5 mg/L）、碳酸氫鈉（600 mg/L）、磷酸二氫鉀（42 mg/L）、氯化鈣（194 mg/L）和七水合硫酸鎂（456 mg/L）。為保持反應(yīng)器內(nèi)微生物的正常生長，在模擬污水中投加微量元素營養(yǎng)液，投加量為2 mL/L，微量元素營養(yǎng)液的組成為氯化鐵（1.25 g/L）、硫酸銅（0.4 g/L）、氯化錳（1.27 g/L）、鉬酸鈉（0.05 g/L）、硫酸鋅（0.55 g/L）、氯化鈷（0.4 g/L）、乙二胺四乙酸（1.25 g/L）、氯化鈣（1.37 g/L）、硫化鎂（44.4 g/L）。試驗(yàn)所用污泥來自實(shí)驗(yàn)室的厭氧—缺氧—好氧組合工藝（AAO）中試裝置，污泥的混合液懸浮固體（MLSS）質(zhì)量濃度為6.57 g/L，混合液體揮發(fā)性懸浮固體（MLVSS）質(zhì)量濃度為2.98 g/L。將污泥接種到SBR反應(yīng)器后，通過曝氣和及時(shí)排泥對(duì)反應(yīng)器內(nèi)污泥短程硝化的能力進(jìn)行強(qiáng)化。當(dāng)污泥獲得高效的短程硝化能力時(shí)，開始探索低溫條件下亞硝酸型同步硝化反硝化SBR工藝的啟動(dòng)。

1.3 試驗(yàn)分析方法

試驗(yàn)水樣經(jīng)濾紙過濾后，分別按照HJ 535—2009、HJ/T 346—2007、GB 7493—1987和HJ 828—2017等標(biāo)準(zhǔn)測定水樣中的氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮和COD質(zhì)量濃度。SBR配備有溶解氧（DO）和pH傳感器，用于實(shí)時(shí)監(jiān)測反應(yīng)過程中DO和pH值的變化趨勢(shì)。混合液懸浮固體（MLSS）和混合液體揮發(fā)性懸浮固體（MLVSS）分別采用濾紙稱量法和馬弗爐燃燒法測定。

短程硝化過程的效果用NAR來表示，相關(guān)公式見式（1）。

[NAR=NO-2-NpNO-2-Np+NO-3-Np×100]%" " （1）

式中：NAR為亞硝酸鹽的積累率，%；[NO-2-Np]為SBR好氧階段產(chǎn)生的亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度，mg/L；[NO-3-Np]為SBR好氧階段產(chǎn)生的硝態(tài)氮質(zhì)量濃度，mg/L。

1.4 試驗(yàn)方案

首先，在30 ℃溫度下進(jìn)行污泥短程硝化反硝化能力的馴化，對(duì)比直接降溫和階梯降溫2種降溫方法，探究降溫模式對(duì)短程硝化性能的影響。其次，在低溫條件下研究碳氮比和碳源類型對(duì)反硝化脫氮效率的影響。設(shè)置C/N=4、5和6，碳源采用乙酸鈉、蔗糖和葡萄糖。最后，在確定的最佳反硝化條件下，研究分批進(jìn)水模式對(duì)亞硝酸型同步短程硝化反硝化脫氮效率的提升效果。

2 結(jié)果與討論

2.1 短程硝化的控制

溶解氧（DO）、氧化還原電位（ORP）與氨氮的變化存在著對(duì)應(yīng)關(guān)系。為防止曝氣過度，避免亞硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，DO和ORP的共同控制成為判斷短程硝化結(jié)束的關(guān)鍵。在曝氣階段，進(jìn)水中的氨氮會(huì)消耗水中的氧氣，此時(shí)反應(yīng)器內(nèi)溶解氧的供給和消耗處于一個(gè)穩(wěn)定的狀態(tài)。當(dāng)氨氮即將降解完成時(shí)，AOB對(duì)水中溶解氧的消耗速率降低，導(dǎo)致在線傳感器檢測到的DO和ORP快速上升，兩者的變化可以作為短程硝化階段完成的標(biāo)志，并及時(shí)停止曝氣。隨后系統(tǒng)處于缺氧階段并補(bǔ)充乙酸鈉，由于水中還有部分異養(yǎng)微生物，溶解氧會(huì)被快速降解，DO和ORP快速下降，SBR進(jìn)入反硝化階段［11-12］。

在反硝化階段，DO質(zhì)量濃度為0且始終保持不變，在亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化為氮?dú)獾倪^程中，氧化態(tài)的亞硝酸鹽質(zhì)量濃度不斷降低，導(dǎo)致ORP不斷下降；當(dāng)亞硝態(tài)氮降解完時(shí)，ORP會(huì)出現(xiàn)一個(gè)拐點(diǎn)，然后開始緩慢下降，可用這一拐點(diǎn)作為反硝化過程結(jié)束的標(biāo)志［13］。2個(gè)SBR連續(xù)周期內(nèi)DO及ORP的變化趨勢(shì)如圖1所示。試驗(yàn)根據(jù)DO和ORP的變化趨勢(shì)，使用智能控制系統(tǒng)實(shí)時(shí)在線監(jiān)測短程硝化和反硝化階段，有效提高了短程硝化反硝化SBR的啟動(dòng)效率。

2.2 短程硝化啟動(dòng)及運(yùn)行

在短程硝化啟動(dòng)過程中，利用電加熱帶使SBR的水溫保持在30 ℃。30 ℃條件下SBR的NAR變化情況如圖2所示，在啟動(dòng)前期，反應(yīng)器內(nèi)的短程硝化效果并不明顯，直到反應(yīng)器運(yùn)行30 d時(shí)，硝化過程達(dá)到穩(wěn)定，NAR在78%左右，表明在中溫條件下短程硝化已成功啟動(dòng)，然后關(guān)閉SBR的加熱系統(tǒng)。

當(dāng)SBR系統(tǒng)在30 ℃條件下實(shí)現(xiàn)短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)，開始探索在低溫條件下SBR的脫氮效果，分別在2個(gè)SBR中采取直接降溫和階梯降溫2種模式。采用直接降溫時(shí)，直接關(guān)閉電加熱帶，SBR在水溫為14.8～19.4 ℃條件下運(yùn)行，SBR的運(yùn)行情況如圖3所示。當(dāng)SBR采用直接降溫時(shí)，SBR的初始NAR值僅為26.96%，直到反應(yīng)運(yùn)行51 d時(shí)，NAR才能達(dá)到82.90%，此時(shí)氨氮的去除率為89.57%。雖然大部分氨氮都能被去除，但是氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮時(shí)，亞硝態(tài)氮會(huì)進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，導(dǎo)致NAR并不高。這是因?yàn)樵?0 ℃條件下馴化好的短程硝化污泥，在大幅降溫時(shí)會(huì)對(duì)AOB的生長產(chǎn)生抑制。

階梯降溫模式是采用逐步降溫的方式，降溫梯度為28、25、21、17 ℃。SBR在一個(gè)溫度梯度條件下穩(wěn)定運(yùn)行后，即進(jìn)行下一梯度的降溫，階梯降溫條件下SBR的NAR和氨氮去除率情況如圖4所示。

當(dāng)SBR采用階梯降溫的方式時(shí)，SBR在4個(gè)溫度梯度下的平均NAR分別為85.37%、92.77%、88.54%、86.54%，整個(gè)過程的NAR值始終保持在80%以上，氨氮的去除率均在88%以上（在個(gè)別運(yùn)行周期內(nèi)，氨氮去除率可以達(dá)到100%）。這表明采用階梯降溫的方式有利于短程硝化在低溫條件下運(yùn)行。而直接降溫時(shí)NAR并不穩(wěn)定，運(yùn)行到51 d時(shí)，NAR僅在82%左右，氨氮去除雖有明顯效果，但略低于階梯降溫方式。

2.3 反硝化脫氮效果

為進(jìn)一步探索低溫條件下SBR的反硝化脫氮效果，取出短程硝化過程結(jié)束后的污泥，用自來水清洗3次，在500 mL發(fā)酵瓶內(nèi)室溫下進(jìn)行反硝化批次試驗(yàn)，探索不同C/N和不同碳源對(duì)反硝化過程的影響。

2.3.1 不同碳氮比

已有研究表明，碳氮比對(duì)反硝化過程有影響［14］，反硝化試驗(yàn)在C/N=4、5和6的條件下進(jìn)行，分別以亞硝酸鈉和硝酸鉀為氮源，乙酸鈉為碳源，控制NOx--N的質(zhì)量濃度為50 mg/L，COD的質(zhì)量濃度為200 mg/L，在發(fā)酵瓶內(nèi)進(jìn)行對(duì)比試驗(yàn)，試驗(yàn)結(jié)果如圖5所示。

在C/N為4、氮源為亞硝酸鈉時(shí)，反硝化階段的速率為28.91 mg（N）/［g（MLSS）·h］。當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到1 200 s左右時(shí)，反硝化過程基本結(jié)束，水中的NOx--N基本去除完全。當(dāng)?shù)礊橄跛徕洉r(shí)，反應(yīng)前期碳源充足，反硝化速率較快，硝酸鹽去除效果較為明顯。當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到1 216 s左右時(shí)，由于碳源不足導(dǎo)致硝酸鹽不能繼續(xù)降解，反硝化過程受到限制，水中還有大量的NOx--N，NOx--N的去除率僅為64.3%。試驗(yàn)結(jié)果表明，在C/N=4的條件下，以亞硝酸鈉為氮源的反硝化過程明顯快于以硝酸鉀為氮源的反硝化過程，此過程中NOx--N基本可以完全去除；但以硝酸鉀為氮源時(shí)，NOx--N并不能完全去除。

為探究完成硝酸鹽反硝化的最佳碳氮比，接著進(jìn)行了C/N=5的批次試驗(yàn)。在C/N為5、氮源為亞硝酸鈉時(shí)，反硝化階段的速率為44.59 mg（N）/［g （MLSS）·h］，當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到730 s左右時(shí)，反硝化過程基本結(jié)束。當(dāng)?shù)礊橄跛徕洉r(shí)，反硝化階段的速率為28.75 mg（N）/［g（MLSS）·h］，當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到980 s左右時(shí)，反硝化過程基本結(jié)束。試驗(yàn)結(jié)果表明，在C/N=5的條件下，以亞硝酸鈉和硝酸鉀為氮源的反硝化過程全都可以結(jié)束，但以亞硝酸鈉為氮源的反硝化過程相較于以硝酸鉀為氮源的反硝化過程用時(shí)較短，可以有效縮短反應(yīng)時(shí)間。

為進(jìn)一步探索合適的碳氮比完成反硝化過程，又進(jìn)行了C/N=6的批次試驗(yàn)。在C/N為6、氮源為亞硝酸鈉時(shí)，反硝化階段的速率為34.01 mg（N）/［g（MLSS）·h］，當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到720 s左右時(shí)，反硝化過程基本結(jié)束。在C/N為6、氮源為硝酸鹽時(shí)，反硝化階段的速率為33.85 mg（N）［g（MLSS）·h］。在反應(yīng)進(jìn)行980 s左右時(shí)，反硝化過程基本結(jié)束。試驗(yàn)結(jié)果表明，在C/N=6時(shí)，以亞硝酸鈉和硝酸鉀為氮源的反硝化過程均能進(jìn)行，相較于C/N=5，2種氮源消耗時(shí)間均更短；但是相較于C/N=5，碳源的用量變多，增加了反應(yīng)運(yùn)行的成本。

通過以上批次試驗(yàn)得知，隨著碳氮比的升高，氮的去除效果變好，這是由于反硝化細(xì)菌是異養(yǎng)菌，需要有機(jī)碳源作電子供體。系統(tǒng)內(nèi)的有機(jī)碳源增多，反硝化細(xì)菌得到的碳源越多，反硝化效果就越好［15］。而在實(shí)際運(yùn)行中還要考慮運(yùn)行成本，因此以亞硝酸鈉為氮源時(shí)，進(jìn)行反硝化過程的最適宜C/N為4；以硝酸鉀為氮源時(shí)，進(jìn)行反硝化過程的最適宜C/N為5。

為進(jìn)一步探究不同氮源條件下COD在反硝化過程中的消耗速率，在C/N=5條件下對(duì)使用硝酸鉀和亞硝酸鈉2種氮源的COD的消耗速率做了批次試驗(yàn)。以乙酸鈉作為碳源，COD投加量為250 mg/L，進(jìn)一步探索不同氮源條件下的反硝化速率，結(jié)果如圖6所示。

由圖6可知，以亞硝酸鈉為氮源時(shí)，反應(yīng)在735 s左右結(jié)束，COD質(zhì)量濃度從250 mg/L降到53 mg/L。以硝酸鉀為氮源時(shí)，反硝化過程在915 s左右結(jié)束，COD質(zhì)量濃度從200 mg/L降到34 mg/L。因此，以亞硝酸鈉為氮源可以有效節(jié)約反應(yīng)時(shí)間，節(jié)省碳源，加快工藝進(jìn)程。綜上所述，C/N=5是進(jìn)行反硝化的最適碳氮比，且以亞硝酸鈉為氮源進(jìn)行的反硝化速率高于以硝酸鉀為氮源進(jìn)行的反硝化速率。

2.3.2 不同碳源

有研究結(jié)果表明，不同外源性碳源的投加對(duì)系統(tǒng)的反硝化過程影響也不同，即使投加相同COD當(dāng)量的外源性碳源，處理的效果也會(huì)有所不同［16］?；谏鲜鲈囼?yàn)，當(dāng)C/N=5時(shí)，繼續(xù)研究不同碳源對(duì)反硝化過程的影響。試驗(yàn)分別以乙酸鈉、葡萄糖和蔗糖為碳源（碳源投加方式均為單一投加），以亞硝酸鈉為氮源，在C/N=5的條件下進(jìn)行試驗(yàn)，COD的質(zhì)量濃度均為250 mg/L，試驗(yàn)結(jié)果如圖7所示（以乙酸鈉為碳源的反硝化結(jié)果如圖5所示）。

試驗(yàn)結(jié)果表明，當(dāng)以葡萄糖和蔗糖分別為單一碳源時(shí)，亞硝酸鹽的去除率分別為16.3%和22.2%，反硝化效果并不理想。由此可以看出，此研究前期一直使用乙酸鈉為碳源，反硝化菌對(duì)乙酸鈉產(chǎn)生了適應(yīng)性。因此，乙酸鈉是該SBR內(nèi)污泥的最佳反硝化碳源，反硝化階段的速率可達(dá)到44.59 mg（N）/［g （MLSS）·h］。由于碳源的種類對(duì)反硝化過程有較大的影響，因此在實(shí)際運(yùn)行過程中選擇合適的碳源至關(guān)重要。

2.4 亞硝酸型同步硝化反硝化批次進(jìn)水研究

根據(jù)短程硝化反硝化的啟動(dòng)和反硝化批次試驗(yàn)，確定了SBR的最佳運(yùn)行條件。同時(shí)，借鑒同步硝化反硝化的啟動(dòng)方法，采用分批進(jìn)水的模式實(shí)現(xiàn)亞硝酸型同步硝化反硝化工藝的啟動(dòng)。1個(gè)SBR的運(yùn)行周期包括預(yù)曝氣（為去除上一個(gè)周期反應(yīng)器內(nèi)剩余的COD）、進(jìn)水、曝氣（短程硝化）、缺氧攪拌（反硝化）、沉淀、出水和閑置操作單元，其中進(jìn)水、曝氣和缺氧攪拌單元連續(xù)循環(huán)進(jìn)行5次。SBR的有效工作容積為10 L，周期內(nèi)每批次進(jìn)水的體積為0.6 L，5次進(jìn)水的總體積為3 L。SBR的曝氣方式采用間歇曝氣，使AOB可以迅速繁殖并保持穩(wěn)定，而NOB的活性則會(huì)被抑制［17］。批次進(jìn)水能及時(shí)促進(jìn)NO2--N進(jìn)行反硝化［18］，可以有效抑制NOB的活性，該階段的試驗(yàn)結(jié)果如圖8所示。

進(jìn)水后，SBR先經(jīng)歷1個(gè)曝氣階段進(jìn)行短程硝化反應(yīng)。曝氣結(jié)束后，NH4+-N轉(zhuǎn)化為NO2--N和少量的NO3--N，5個(gè)批次中NH4+-N的平均轉(zhuǎn)化率可達(dá)到97.15%，出水無機(jī)氮的質(zhì)量濃度降至10.02 mg/L，一個(gè)周期運(yùn)行時(shí)間為7.5 h左右。由于曝氣階段水中的異養(yǎng)微生物消耗了大量的COD，曝氣結(jié)束后反應(yīng)器內(nèi)碳源幾乎消耗完畢，在缺氧階段反硝化效果并不明顯，消耗了大量時(shí)間，減緩了反應(yīng)進(jìn)程。于是對(duì)工藝進(jìn)行優(yōu)化，去掉缺氧階段，整個(gè)SBR的反應(yīng)階段由5個(gè)循環(huán)進(jìn)行的進(jìn)水和曝氣單元組成，優(yōu)化后的試驗(yàn)結(jié)果如圖9所示。

與之前的運(yùn)行模式相比，在曝氣階段結(jié)束后直接進(jìn)水且不進(jìn)行攪拌，進(jìn)水階段的環(huán)境處于缺氧狀態(tài)。并且每批進(jìn)水中含有充足的碳源，反硝化速率較快，NO2--N和NO3--N在這個(gè)過程中基本能完全去除。優(yōu)化后的1個(gè)SBR周期運(yùn)行時(shí)間為4.2 h左右，每天可以運(yùn)行5～6個(gè)周期。相較于優(yōu)化前的工藝，優(yōu)化后的工藝運(yùn)行時(shí)間減少，節(jié)約了運(yùn)行成本，且最終出水無機(jī)氮質(zhì)量濃度為11.06 mg/L，符合《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18918—2002）一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)。

3 結(jié)論

①利用DO和ORP的實(shí)時(shí)監(jiān)測數(shù)據(jù)，精準(zhǔn)控制氨氮的氧化反應(yīng)，有效提高了短程硝化反硝化SBR的啟動(dòng)效率。并利用階梯降溫的方式，在低溫條件下實(shí)現(xiàn)了短程硝化反硝化SBR工藝的快速啟動(dòng)。

②針對(duì)反硝化過程的影響因素，探究了碳源種類和碳氮比對(duì)反硝化過程的影響。研究結(jié)果表明，在碳源為乙酸鈉、C/N=4的情況下，以亞硝酸鈉為氮源的反硝化過程在1 200 s左右可以結(jié)束。

③采用5批進(jìn)水的方式，實(shí)現(xiàn)了亞硝酸型同步硝化反硝化脫氮工藝的啟動(dòng)。出水氨氮和無機(jī)氮質(zhì)量濃度達(dá)到《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18918—2002）一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)。

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