简介： 实验室中通过DO、pH值、进水CODcr /NH3-N（C/N）等参数的控制实现了SBR工艺中的短程硝化反硝化。在以人工玉米水为外加碳源、进水氨氮浓度100mg/L、CODcr=800mg/L的条件下，保持pH 8.0～8.2、DO 0.5 mg/L～1.0mg/L,通过对反应周期10小时内氨氮（NH3-N），亚硝基氮（NO2－-N），硝基氮（NO3－-N）的跟踪以及对反应周期内每小时间隔们内这些氮的不同形态的变化量的数据的分析，证实在整个系统内短程硝化反硝化是占主导地位的脱氮途径。
关键字：SBR 短程硝化反硝化 工艺参数
Process control of Shortcut nitrification—denitrifiction in SBR process
Pandeng, Liujun, Wangbin, Wangping (School of Chemical and Environmental Engineering, Beijing Technology and Business University，Beijing 100037)
Abstrate: Shortcut nitrification—denitrifiction was achieved in SBR through the control of technologies’ operation parameters such as DO、pH、C/N and so on.The experiment result show that When burthen of ammonia nitrogen is 100mg/L, C/N=8, pH 8.0～8.2、DO 0.5 mg/L～1.0mg/L, we can conform that Shortcut nitrification—denitrifyction is dominating approach of the removal of ammonia nitrogen by tracing ammonia nitrogen，nitrite and nitrate.
Key words: SBR, Shortcut nitrification—denitrifyction, technology parameters
与传统的生物脱氮相比，亚硝酸型生物脱氮具有节约能耗，减少外加碳源，提高反应速率，节省基建投资，减少污泥量等特点[1]。硝化过程是由两类自养型硝化细菌完成的，将NH3-N转化为NO2－-N的一类菌被称为Nitrosomonas，将NO2－-N转化为NO3－-N的被称为Nitrobacter[2]，实际上这两类菌的微生物学特征存在一定的差距，这为SBR中通过过程控制实现淘汰硝化菌，将硝化控制在NO2－-N的阶段提供了可能性。
1.实验装置与方法
实验室有大、小两套SBR装置。小反应器有效容积0.8L，用来对pH值、DO等控制参数进行对比实验，摸索有利于实现短程硝化反硝化的条件。然后按照选出的最佳条件在有效容积12L的大反应器中对一个周期内的NH3-N、NO2－-N以及NO3－-N进行以小时为单位的跟踪，以验证实验结果。首先在12L的大反应器中对污泥进行驯化，参照SHARON、ANAMMOX等一些工艺的运行条件[3][4][5][6]，驯化期间进水NH3-N100mg/L；COD400mg/L，pH始终维持在7.5～8.5，DO维持2mg/L左右；1个月后测定中间时刻5hr和出水水质指标，发现了运行周期内有明显的NO2－-N积累，TN和COD去除率分别达到60%～70%和80%以上。以相近的污泥浓度（12L的大反应器中污泥浓度3.2g/L～3.5g/L）取适量污泥在小反应器内进行实验。每个周期内小反应器排水0.4L进水0.4L，大反应器排水6L进水6L，所有实验均在20～25℃内进行。实验室以有机氮水自配，[NH3-N]=11000mg/L，作为外加碳源的玉米水COD=26000mg/L，BOD/COD=0.6,各项水质分析指标均按照标准方法进行。
2.实验结果
2.1 小反应器实验结果
2.1.1 DO的影响
进水NH3-N100mg/L；COD400mg/L;pH始终维持在7.5～8.5，出水数据见表1。可以看出：在较低DO条件下，有利于NO2--N的积累，DO过高容易将NO2--N氧化成NO3--N；而且过高的DO将会加速有机碳源的氧化速率，使后半程的反硝化反应得不到充足的碳源，阻碍反硝化反应的进行；但如果DO过低，硝化反应不完全，1＃出水ηTN过低，仅为53.5%。综合DO对ηTN和NO2--N的积累考虑，选定DO维持在0.5mg/L～1.0mg/L。
表1 不同DO下出水水质
|
编号
|
DO（mg/L）
|
NH3-N(mg/L)
|
NO2--N (mg/L)
|
NO3--N (mg/L)
|
ηTN(%)
|
ηCOD(%)
|
NO2--N/NO3--N
|
|
1＃
|
0.2左右
|
37.4
|
16.6
|
0.5
|
53.5
|
61.5
|
33.2
|
|
2＃
|
0.5～1.0
|
0.7
|
34.0
|
0.9
|
64.3
|
76.5
|
37.8
|
|
3＃
|
1.0～2.0
|
0
|
23.6
|
5.2
|
71.2
|
86.2
|
4.5
|
2.1.2 pH的影响
进水条件依然保持NH3-N100mg/L；COD400mg/L；DO维持0.5～1.0mg/L；pH分别维持在7.5～7.8，7.8～8.0，8.0～8.2，8.2～8.5，出水数据见表2。实验过程中pH用固体Na2CO3和5%的硫酸调节。可以看出：pH维持在7.5～7.8时1＃出水ηTN过低，仅为45.6%，综合pH对ηTN和NO2--N的积累考虑，选定pH维持在8.0～8.2。
表2 不同pH下出水水质
|
编号
|
pH
|
NH3-N(mg/L)
|
NO2--N (mg/L)
|
NO3--N (mg/L)
|
ηTN(%)
|
NO2--N/NO3--N
|
|
1＃
|
7.5～7.8
|
0
|
24.0
|
30.4
|
45.6
|
0.8
|
|
2＃
|
7.8～8.0
|
0
|
21.9
|
5.1
|
72.7
|
4.3
|
|
3＃
|
8.0～8.2
|
0
|
22.6
|
3.6
|
73.2
|
6.3
|
|
4＃
|
8.2～8.5
|
0
|
18.2
|
15.7
|
66.1
|
1.2
|
2.1.3不同C/N的影响
进水条件依然保持NH3-N100mg/L，DO维持0.5～1.0mg/L,pH维持8.0～8.2，按进水COD分别为200mg/L，400mg/L，800mg/L（C/N=2，4，8）运行，出水数据见表3。1＃出水NO2--N的积累较2＃和3＃差，说明C/N小于4不利于NO2--N的积累；对比2＃和3＃出水，从NO2--N的积累以及ηTN来看两者相差不大，3＃略好于2＃，因此仍选用最佳C/N=8。需要说明的是，如果工程实践中如果废水的C/N低于4，应该向废水补充碳源，但从经济的角度考虑，不宜过多地补充碳源以追求达到C/N=8，到底选用多大的C/N还要综合技术和经济等因素考虑。
表3 不同C/N下出水水质
|
编号
|
C/N
|
NH3-N
|
NO2--N
|
NO3--N
|
ηTN
|
NO2--N/NO3--N
|
|
1＃
|
2
|
0
|
9.4
|
19.7
|
70.9
|
0.5
|
|
2＃
|
4
|
0
|
22.6
|
3.6
|
73.2
|
6.3
|
|
3＃
|
8
|
0
|
19.6
|
2.9
|
77.5
|
6.7
|
2.2 运行周期内氮元素的跟踪试验
根据0.8L小反应器确定的进水NH3-N100mg/L，COD800mg/L，DO维持0.5～1.0mg/L，pH维持8.0～8.2运行12L大反应器，二周后出水水质基本稳定后对反应周期内对各种形态氮进行跟踪，结果见表4。根据表4作图1，并计算出表5反应周期的每1hr时间间隔内各种形态氮的变化量。
表4反应器水质跟踪数据
|
时间（hr）
|
NO2--N（mg/L）
|
NO3--N（mg/L）
|
NH3-N（mg/L）
|
TN（mg/L）
|
ηNH3-N（%）
|
ηCODcr（%）
|
ηTN（%）
|
|
0
|
0.2
|
6.3
|
50
|
56.5
|
0
|
0
|
0
|
|
1
|
9.6
|
3.0
|
38.8
|
51.4
|
61.2
|
86.2
|
48.6
|
|
2
|
14.5
|
3.1
|
30.3
|
47.9
|
69.7
|
88.7
|
52.1
|
|
3
|
19.5
|
3.6
|
17.6
|
40.7
|
82.4
|
88.8
|
59.3
|
|
4
|
24.8
|
5.7
|
2.3
|
32.8
|
97.7
|
88.3
|
67.2
|
|
5
|
22.9
|
9.4
|
0
|
32.3
|
100
|
87.0
|
67.7
|
|
6
|
18.8
|
12.7
|
0
|
31.5
|
100
|
88.7
|
68.5
|
|
7
|
12.1
|
16.4
|
0
|
28.5
|
100
|
89.2
|
71.5
|
|
8
|
9.6
|
17.6
|
0
|
27.2
|
100
|
90.0
|
72.8
|
|
9
|
6.2
|
16.3
|
0
|
22.5
|
100
|
90.1
|
77.5
|
|
10
|
4.4
|
15.9
|
0
|
20.3
|
100
|
90.6
|
79.7
|
表5 反应周期的每1hr时间间隔内各种形态氮的变化量（mg/L）
|
时间（hr）
|
NO2--N
|
NO3--N
|
NH3-N
|
TN
|
|
0～1
|
9.4
|
－3.3
|
－11.2
|
－5.1
|
|
1～2
|
4.9
|
0.1
|
－8.5
|
－3.5
|
|
2～3
|
5.0
|
0.5
|
－12.7
|
－7.2
|
|
3～4
|
5.3
|
2.0
|
－15.3
|
－8.0
|
|
4～5
|
－5.9
|
5.8
|
－2.3
|
－2.4
|
|
5～6
|
－18.1
|
12.0
|
0
|
－6.1
|
|
6～7
|
－0.7
|
1.0
|
0
|
0.3
|
|
7～8
|
1.5
|
－1.8
|
0
|
－0.3
|
|
8～9
|
－1.4
|
－0.6
|
0
|
－3.5
|
|
9～10
|
1.2
|
－3.1
|
0
|
－3.5
|
3.结论
（1）通过小反应器对比实验，确定了SBR工艺实现短程硝化反硝化的优化条件是pH 8.0～8.2、DO 0.5 mg/L～1.0mg/L，C/N≥4。需要说明的是，与小反应器采用曝气头与空压机结合曝气不同，大反应器采用的是曝气板与大反应器结合曝气，由于废水压头有70cm水柱，曝气量调节没有小反应器方便，以至在反应进行到5hr～6hr后虽然曝气量没有改变，但反应器内DO却上升到2mg/L左右，因此由图1可以看出，这一阶段NO3--N的浓度有所上升，超过了NO2--N的水平，这也说明在整个运行周期中DO对NO2--N的积累起到了很大的作用。
（2）对表5进行分析可以得到以下结论：
①6hr～7hr,NO3--N的浓度达到了最大值，而6hr～8hr内TN几乎没有变化。（第7hr的TN为24.5mg/L，而第6hr和第8hr的TN均为24.2mg/L；实际上在没有外加N源的情况下，反应器内TN的水平只有可能保持不变或减少，所以基本可以认为第7hr的TN测定值24.5mg/L属于实验误差）根据微生物反应动力学规律，随着底物浓度C越大，反应速度dC/dt也会增加，而在NO3--N的浓度达到最大之后的一段时间内并TN没有减少，可以判定整个反应过程中不可能由NO3--N直接反硝化脱氮。也就是说NO3--N必须先转化为NO2--N，再由后者实现脱氮。
②在反应的7hr～10hr，NO3--N的浓度相对较大，而这段时间内NO3--N转化为NO2--N的量仅为24.4mg/L-18.9mg/L=4.5mg/L,说明说这一反应的速度是很慢的；而0hr～7hr内NO3--N的浓度相对较小的情况下转化为NO2--N的量就更少了，由此可以推断在整个系统内以短程硝化反硝化作用为主。也就是说通过pH、DO、C/N等反应条件的控制，在SBR中实现了短程硝化反硝化。
参考文献：
1.张小玲，彭党聪，王志盈.短程硝化－反硝化技术经济特性分析.西安建筑科技大学学报（自然科学版）2002，34（3）：239～242
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3.李军，杨秀山，彭永臻.微生物与水处理工程.化学工业出版社.2002（9）：370～405
4.Jetten M S M,Strous M.The anaerobic oxidation of ammonium[J].FEMS microbiology
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5.Mulder,A.,van de Graaf,A.A.,Robertson,L.A.and Kuenen,J.G.(1995). Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor ,FEMS Microbiology Ecol.,16,177～184
6.沈耀良，赵丹，黄勇.废水生物脱氮新技术——氨的厌氧氧化.苏州城建环保学院学报，2002，15（1）：19～23
