馬好，姜廣輝

(1.濟(jì)南鐵路疾病預(yù)防控制中心，山東 濟(jì)南 250001; 2.山東華騰環(huán)?？萍加邢薰?，山東 濟(jì)南 250022)

1 短程硝化機(jī)理與特點(diǎn)

1.1 機(jī)理

廢水生物脫氮，一般由硝化和反硝化兩個(gè)過程完成，而硝化過程又可以分為兩個(gè)階段，氨氧化階段和亞硝酸鹽氧化階段。這兩個(gè)階段分別由氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)獨(dú)立催化完成。第一階段，在 AOB的作用下，將氨氮NH4+-N氧化為亞硝態(tài)氮 NO2－-N;第二階段，在NOB的作用下，將亞硝態(tài)氮 NO2－-N氧化為硝態(tài)氮NO3－-N。由于硝化反應(yīng)是由兩類生理特性完全不同的細(xì)菌獨(dú)立催化完成的不同反應(yīng)，故通過適當(dāng)控制條件，可以將硝化反應(yīng)控制在NO2－-N階段，阻止NO2－-N的進(jìn)一步氧化，隨后直接進(jìn)行反硝化，這就是短程硝化反硝化的作用機(jī)理。

1.2 特點(diǎn)

與全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有以下優(yōu)點(diǎn)［2］:

(1)由于氨氧化菌(AOB)的世代周期比亞硝酸鹽氧化菌(NOB)短，所以污泥齡短，易提高反應(yīng)器微生物濃度。

(2)硝化和反硝化速率加快，縮短了反應(yīng)時(shí)間。

(3)硝化過程節(jié)省約25%供氧量，反硝化過程節(jié)省約40%外加碳源(以甲醇計(jì))，節(jié)省運(yùn)行費(fèi)用。

(4)硝化反應(yīng)器容積可減少8%，反硝化反應(yīng)器容積可減少33%，可節(jié)省基建投資。

(5)硝化過程減少產(chǎn)泥24% ～33%，反硝化過程減少產(chǎn)泥50%，明顯降低了污泥排放量，從而減少污泥處理處置費(fèi)用。

2 短程硝化控制因素

實(shí)現(xiàn)短程硝化的關(guān)鍵在于將NH4+-N氧化為NO2－-N，阻止 NO2－-N進(jìn)一步氧化。從本質(zhì)上說，就是創(chuàng)造合適AOB的生長(zhǎng)條件，以確立AOB競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，抑制NOB的活性，使AOB成為優(yōu)勢(shì)菌屬，從而實(shí)現(xiàn)持久地維持較高濃度的 NO－2-N積累。目前國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究表明:影響硝化菌生長(zhǎng)的因素有溶解氧(DO)、游離氨(FA)、溫度、pH。

2.1 溶解氧(DO)

溶解氧是實(shí)現(xiàn)短程硝化較為重要的因素，國(guó)內(nèi)外許多研究表明，通常情況下，在較低溶解氧(DO＜0.5～1.0 mg/L)的條件下，可以得到較高的亞硝態(tài)氮積累。溶解氧影響亞硝態(tài)氮的機(jī)理稱之為“親和力”理論［3－4］。正常溶解氧條件下，硝化系統(tǒng)在內(nèi)部存在AOB和NOB的增殖和氧化平衡，使得硝化反應(yīng)得以穩(wěn)定進(jìn)行。而在低溶解氧條件下，AOB和NOB的增殖和氧化速率均降低。但由于AOB對(duì)有限溶解氧的競(jìng)爭(zhēng)要強(qiáng)于NOB，即AOB對(duì)溶解氧的“親和力”強(qiáng)于 NOB，使得 AOB的增殖和氧化速率降低的幅度較NOB小的多，所以AOB增殖和氧化的速率要高于NOB。

在低DO濃度(＜0.5 mg/L)條件下，硝化速率受到明顯抑制。低DO濃度對(duì)硝化菌屬的抑制作用較亞硝化單胞菌屬更為明顯。氨氧化溶解氧飽和常數(shù)KO2范圍為0.2～0.4 mg/L，亞硝酸鹽氧化菌溶解氧飽和常數(shù)KO2范圍為1.2～1.5 mg/L。當(dāng)溶解氧濃度為0.5 mg/L時(shí)，氨氧化菌的增殖速率為正常值的60%，而亞硝酸鹽氧化菌則為正常值的30%。

綜上所述，在低溶解氧條件下，正常硝化過程中兩類細(xì)菌的增殖和氧化平衡被打破，通過動(dòng)力學(xué)選擇，氨氧化菌成為系統(tǒng)中的優(yōu)勢(shì)菌種，形成了亞硝酸鹽積累。

2.2 游離氨(FA)

氨氮濃度的高低直接影響氨氧化菌的氧化速率，隨著氨氮濃度的增加而增加，亞硝酸鹽氧化菌對(duì)氨氮的氧化速率則隨著氨氮濃度的增加而降低。所以通過控制FA實(shí)現(xiàn)短程硝化就是將 FA控制在對(duì)亞硝酸鹽氧化菌產(chǎn)生抑制而對(duì)氨氧化菌不產(chǎn)生抑制或抑制較輕的濃度范圍內(nèi)［5］。

游離氨影響亞硝態(tài)氮積累的機(jī)理稱之為NH3濃度機(jī)理:廢水中的氨氮主要以氨離子(NH+4)和游離氨(NH3)兩種形式存在，并在水中保持如下的平衡關(guān)系:

由公式(1)可以看出，F(xiàn)A濃度會(huì)影響NH+4的濃度，而進(jìn)水氨氮濃度的高低又直接影響短程硝化反硝化的進(jìn)程和硝化結(jié)束后系統(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽的積累。由于廢水中FA濃度無(wú)法直接測(cè)定，通常采用下式來(lái)計(jì)算:

其中:Kb/Kw=exp［6334(273+t)］，Kb為氨的離解常數(shù)，Kw為水的離解常數(shù)。

由公式(3)可以看出，溶液中的FA濃度是溫度和pH的函數(shù)。

Aathonisen發(fā)現(xiàn)［6］，在實(shí)驗(yàn)所用的反應(yīng)器中，亞硝酸化被抑制的游離氨限度為10～15 mg/L。

綜上所述，國(guó)內(nèi)外學(xué)者在FA對(duì)亞硝酸化的抑制濃度上得出的結(jié)論不盡相同。但有一點(diǎn)可以達(dá)成共識(shí)，即通過控制反應(yīng)器內(nèi)游離氨濃度，使其高于亞硝酸鹽氧化菌的抑制濃度，而低于氨氧化菌的抑制濃度，從而實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累，即亞硝鹽氧化菌對(duì)游離FA的敏感性要高于氨氧化菌。

2.3 溫度

各種微生物均存在最適的生長(zhǎng)溫度，不同微生物最適溫度存在差異。利用氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌不同的溫度效應(yīng)，有助于富集氨氧化菌從而實(shí)現(xiàn)短程硝化。亞硝酸鹽氧化菌對(duì)溫度的敏感比氨氧化菌更高。在20℃時(shí)，氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的最大比生長(zhǎng)速率分別為0.801 d－1和0.788 d－1。由于兩類菌群的反應(yīng)活化能(Ea分別為68 kJ/mol和44 kJ/mol)或溫度系數(shù)(θ'分別為0.094和0.061，也就是說亞硝化菌對(duì)溫度變化影響的比硝化菌更加敏感)不同。當(dāng)溫度5～12℃時(shí)，氨氧化菌的最大比生長(zhǎng)速率小于亞硝酸鹽氧化菌;當(dāng)溫度12～40℃氨氧化菌的最大比生長(zhǎng)速率高于亞硝酸鹽氧化菌［7］。因此，升高溫度不但能夠加快氨氧化菌生長(zhǎng)速率，同時(shí)還能擴(kuò)大氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌在生長(zhǎng)速率上的差距，有利于篩選亞硝酸菌，淘汰亞硝酸鹽氧化菌。

2.4 pH值

氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌對(duì)pH值非常敏感，亞硝酸鹽氧化菌生長(zhǎng)的最佳pH為7.4～8.3，而氨氧化菌的最佳pH則高于8［8］。利用氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的最佳pH的不同，控制混合液中pH，就能控制硝化類型及硝化產(chǎn)物。

pH對(duì)實(shí)現(xiàn)短程硝化的影響主要包括兩方面: (1)對(duì)氨氧化菌和亞硝鹽氧化菌的影響;(2)對(duì)基質(zhì)有效性和抑制劑毒性的影響。一般認(rèn)為，高濃度氨氮和亞硝酸鹽氮都會(huì)對(duì)硝化過程產(chǎn)生抑制作用，其中真正起抑制作用的抑制劑分別為 FA和HNO3。氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌的增殖與基質(zhì)(氨氮和亞硝酸)、溶解氧、溫度都呈現(xiàn)一定的關(guān)系。由于基質(zhì)濃度受FA、pH值的影響。所以，通過控制上述因素，就可以控制兩類細(xì)菌的增殖，使氨氧化菌成為優(yōu)勢(shì)菌，從而來(lái)實(shí)現(xiàn)短程硝化。

3 結(jié)論

廢水的生物脫氮過程中，短程硝化與完全硝化相比有諸多優(yōu)點(diǎn)。實(shí)現(xiàn)短程硝化的本質(zhì)是創(chuàng)造合適AOB的生長(zhǎng)條件，確立AOB的競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)，抑制NOB的活性，使AOB成為優(yōu)勢(shì)菌屬。其控制因素有溶解氧(DO)、游離氨(FA)、溫度、pH，需綜合考慮多個(gè)影響因素的聯(lián)合作用，從而有效實(shí)現(xiàn)短程硝化反應(yīng)過程控制。

［1］ 高大文，彭永臻，潘威.SBR法短程硝化-反硝化生物脫氮工藝的研究［J］.環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備，2003，4 (6):2－4.

［2］ 袁林江，彭黨聰，王志盈.短程硝化-反硝化生物脫氮［J］.中國(guó)給水排水，2000，16(2):29－31.

［3］ Garrido J M，van Benthum W A J，van Loosdrecht M CM，et al.Influence of dissolved oxygen concentration on nitrite accumulation in a biofilm airlift suspension reactor［J］.Biotechnol Bioeng，1997，53(2):168－178.

［4］ Ruiz G，Jeison D，Chamy R.Nitrification with high nitrite accumulation forthe treatmentofwastewaterwith high ammonia concentration［J］.Water Res，2003，37(6):1371－1377.

［5］ Villaverde S，Garcia-encina P A，F(xiàn)DZ-Polanco F.Influence of pH over nitrifying biofilm activity in submerged biofilters［J］.Water Res，1997，31(5):1180－1186.

［6］ Anthonisen A C，Loehr R C，Prakasam T B S，et al.Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid［J］.Water Pollut Control Fed，1976，48(5):835－852.

［7］ 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 Sci Technol，1998，37 (9):135－142.

［8］ Metcalf＆Eddy.Wastewater engineering treatment and reuse［M］.Fourth Edition.USA:McGraw-Hill Companies，2003.616－629.