姜金鳳 王凱 袁書垚

摘?要：生物脫氮處理是目前主流的水處理工藝，隨著依托于短程硝化的新工藝的發(fā)展，維持低溫條件下短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行變得十分重要。本文介紹了工藝調(diào)控中不同參數(shù)的影響，闡述了目前研究中遇到的問題并展望該方向發(fā)展前景。

關(guān)鍵詞：低溫;短程硝化;生物脫氮

水體中氮物質(zhì)的過量排放是導(dǎo)致“水體富營養(yǎng)化”的重要原因之一。生物脫氮是目前主流的水處理工藝，傳統(tǒng)的全程硝化反硝化工藝分三步進(jìn)行：（1）氨化反應(yīng)。在氨化菌作用下，將有機(jī)氮化物分解轉(zhuǎn)化為氨態(tài)氮。（2）硝化反應(yīng)。在氨氧化菌作用下，將氨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮;而后，在亞硝酸鹽氧化菌作用下，亞硝態(tài)氮被氧化為硝態(tài)氮。（3）反硝化反應(yīng)。反硝化菌在缺氧條件下，將硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮還原為氣態(tài)氮、一氧化氮或一氧化二氮。1975年Vote首次提出短程硝化—反硝化生物脫氮機(jī)理，即，控制硝酸鹽的形成，直接從亞硝酸鹽進(jìn)行反硝化。與全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化能夠減少1/4的耗氧量、2/5的反硝化所需碳源、1/5的CO2釋放量[1]，減少污泥產(chǎn)量，縮短脫氮耗時，縮小反應(yīng)容積[2]。國內(nèi)外研究普遍認(rèn)為要想維持穩(wěn)定的短程硝化，溫度要高于20℃[3]，Hellinga等人綜合各類因素認(rèn)為短程硝化反硝化實(shí)現(xiàn)的最佳溫度為30℃～35℃[4]。然而對于我國北方地區(qū)，冬季污水溫度普遍低于20℃，最低溫度在10℃以下，所以，研究短程硝化如何在10℃～20℃的低溫條件下實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定運(yùn)行對短程硝化相關(guān)工藝的工程應(yīng)用推廣具有重要的意義。

1 低溫條件下維持短程硝化穩(wěn)定的影響因素

1.1 溶解氧（DO）

研究認(rèn)為氨氧化菌（AOB）的氧飽和常數(shù)（0.2～04mg/L）小于亞硝酸鹽氧化菌（NOB，1.2-1.6mg/L），在DO濃度<1mg/L時，AOB會逐漸成為優(yōu)勢菌種，進(jìn)而實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的積累。混合液中DO的濃度取決于曝氣的供氧速率和好氧菌耗氧速率的差值[5]，對于進(jìn)水水質(zhì)水量不穩(wěn)定、設(shè)有回流、固定曝氣時間的工藝而言控制難度較高。僅以溶解氧濃度作為控制參數(shù)時，在連續(xù)流反應(yīng)器中能夠保留亞硝化單胞菌，沖洗掉硝化菌，將70%的氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)[6]。但僅通過溶解氧單因素控制實(shí)現(xiàn)的短程硝化，工藝性能不穩(wěn)定且DO<1mg/L時硝化速率低，極易發(fā)生絲狀菌污泥膨脹[7]。

1.2 實(shí)時控制曝氣時間（AD）

實(shí)時控制曝氣是以DO、pH為控制參數(shù)，在硝化反應(yīng)結(jié)束時，硝化菌的耗氧量減少，污水中的溶解氧濃度升高，反應(yīng)過程中溶解氧曲線的拐點(diǎn)稱為“溶解氧突躍點(diǎn)”。在硝化反應(yīng)過程中會釋放H+離子，致使混合液的pH下降，而反硝化過程中則會產(chǎn)生OH-堿度，pH的拐點(diǎn)稱為“氨谷”。實(shí)驗(yàn)可以通過“溶解氧突躍點(diǎn)”和“氨谷”判斷硝化反應(yīng)的終點(diǎn)，控制好氧時間，避免過量曝氣氧化亞硝酸鹽從而實(shí)現(xiàn)短程硝化[8]。實(shí)時控制能夠在不改變?nèi)滔趸?xì)菌的培養(yǎng)條件，通過切斷氧氣供給強(qiáng)制阻止向的氧化過程，積累亞硝酸鹽并阻止NOB的正常生長過程。其實(shí)質(zhì)是通過控制曝氣池污泥齡，利用亞硝酸菌較硝酸菌短的世代時間，使SRT介于亞硝酸菌和硝酸菌的最小世代時間之間，逐漸沖洗掉硝酸菌，使亞硝酸菌成為優(yōu)勢菌種。

Zeng等人在室溫下（19℃）處理碳氮比為2∶1的生活污水時，控制序批式反應(yīng)器（SBR）的DO濃度（0.25～2mg/L），結(jié)合好氧短周期控制，在出現(xiàn)“氨谷”之前停止曝氣，亞硝酸鹽積累率（NAR）能夠穩(wěn)定的維持在95%上下，同時氨氮去除率也超過97%[9]。該研究的運(yùn)行方式采用的是好氧/沉降，認(rèn)為在常溫下，對于接種完全硝化反硝化的種子污泥，在沒有DO限制的情況下，僅通過好氧持續(xù)時間控制很難建立AOB優(yōu)勢。低濃度的溶解氧能夠促進(jìn)短程硝化的形成，過曝氣則會降低亞硝積累率，破壞短程硝化[10]。但通過溶解氧和好氧周期的控制，能夠保證AOB的優(yōu)勢菌群地位，實(shí)現(xiàn)NAR的穩(wěn)定積累。而在SBR的中試研究中，顧升波等人在低溫（11℃～16℃）條件下處理某大學(xué)家屬區(qū)的生活污水，僅通過對鼓風(fēng)機(jī)頻率和pH的實(shí)時控制，在50天內(nèi)亞硝酸鹽積累率從19.8%上升到90%。在9℃～28℃的溫度波動下，系統(tǒng)仍能維持85%以上的亞硝酸鹽積累率，出水TN濃度維持在3mg/L，TN去除率維持在95%以上[11]。楊慶等人在SBR中試中采用分段進(jìn)水、好氧/缺氧交替的運(yùn)行模式，在11.8℃～25℃、不控制溶解氧（平均DO>2.5mg/L）的條件下，系統(tǒng)總氮去除率約為98.2%，亞硝酸鹽積累率基本保持在95%以上，成功穩(wěn)定地實(shí)現(xiàn)了長時間（180d）的短程硝化[12]。由此可以看出，操作模式對實(shí)驗(yàn)結(jié)果也有較大的影響，而通過對曝氣時間的實(shí)時控制確實(shí)能夠在低溫條件下實(shí)現(xiàn)短程硝化。

1.3 游離氨（FA）

FA與AOB和NOB豐度相關(guān)，能夠降低AOB和NOB活性以及NOB/AOB比值。11℃～15℃時，在DO為4.5～5.5mg/L、FA為10mg/L的廢水處理系統(tǒng)中，NAR能夠維持在95%，系統(tǒng)中NOB被抑制[13]，說明FA的影響要大于DO。在污水生物處理中，F(xiàn)A任何溫度下都能夠啟動對NOB活性的抑制作用，它既是AOB的基質(zhì)，又是AOB和NOB的抑制劑。有研究表明，F(xiàn)A在0～3.41mg/L范圍內(nèi)對AOB和NOB的活性均不產(chǎn)生抑制作用;FA濃度大于4.39mg/L時，F(xiàn)A開始對NOB的活性產(chǎn)生抑制作用;當(dāng)FA濃度升高直至22.21mg/L時，F(xiàn)A對NOB的活性完全抑制[14]，處理晚期垃圾滲濾液的SBR系統(tǒng)，氨氮的去除速率能夠達(dá)到2Kg N/m3·d[15];當(dāng)FA超過280mg/L時，兩種硝化細(xì)菌的活性被完全抑制，硝化過程停止[16]。

1.4 游離亞硝酸（FNA）

FNA是NOB的基質(zhì)，同樣也是AOB和NOB的抑制劑。FNA在0.004～0.178mg/L時會促進(jìn)NOB的硝化性能。當(dāng)FNA濃度為0.191mg/L時會抑制NOB的硝化性能，并且FNA對NOB硝化性能的抑制作用會隨著FNA濃度的升高而更加明顯。Pedrouso在15℃下使用原位FNA積累法，以城市污水為原水（HNO2濃度高達(dá)0.2mg/L）成功地建立并維持了硝化過程，NAR接近100%，有機(jī)物去除率可達(dá)80%[17]。當(dāng)FNA大于等于0.702mg/L時，NOB硝化性能被完全抑制。

1.5 亞硝酸鹽濃度

當(dāng)活性污泥長期暴露于亞硝酸鹽中，由于AOB對亞硝酸鹽的耐毒性更高會逐漸變?yōu)橄趸?xì)菌中的優(yōu)勢種群[18]，亞硝酸鹽對NOB的滅活程度大于對AOB的滅活程度。在16.6℃低溫下，活性污泥污泥經(jīng)濃度為5～30mg/L的亞硝酸鹽處理32天后，NAR能夠穩(wěn)定在97.9%，AOB的活性衰減率為0.020/d低于NOB的0.035/d[19]。

1.6 pH值調(diào)控

pH值大小直接影響氨氮的存在形態(tài)，較高pH會使系統(tǒng)內(nèi)形成高濃度的FA，而利用AOB和NOB對FA敏感程度的差異，可以對兩種硝化細(xì)菌的活性產(chǎn)生間接的影響。同時，pH值大小還會對硝化細(xì)菌細(xì)胞膜的通透性及表面帶電性產(chǎn)生影響，從而進(jìn)一步影響硝化細(xì)菌的生長和繁殖。亞硝酸菌的最適pH在7～8.5之間，硝酸菌為6～75。傅等人在17℃～20℃，控制SBR工藝系統(tǒng)DO在1.0～20mg/L，當(dāng)人工模擬的生活污水pH在7.8～8.3時，獲得了較高的亞硝酸鹽氮的積累率。在20℃以下，pH值大于7.5時，亞硝酸鹽氮的積累率基本維持在5l%以上，若溫度繼續(xù)下降，短程硝化會遭到破壞[20]。

1.7 有毒物質(zhì)

廢水中酚、氰及重金屬離子等有毒有害物質(zhì)對硝化過程有明顯抑制作用，而NOB對于環(huán)境的適應(yīng)性要低于AOB。在處理成分復(fù)雜，重金屬含量多且雜的垃圾滲濾液脫氮實(shí)驗(yàn)中，隨著進(jìn)水氨氮負(fù)荷的不斷提高系統(tǒng)內(nèi)的有害物質(zhì)也隨之提高，NOB會受到更強(qiáng)抑制，出現(xiàn)亞硝酸的積累[21]。

2 問題與展望

低溫下污水生物短程脫氮研究已取得一定成果，但在實(shí)際工藝運(yùn)行過程中，往往采用多種參數(shù)相互協(xié)同調(diào)控以達(dá)到處理效果，目前研究多集中在SBR、UASB等工藝，對MBR、AOA等工藝研究較少。且對實(shí)際工程或中試的研究較少，實(shí)驗(yàn)室成果轉(zhuǎn)化為實(shí)際工程仍有較遠(yuǎn)的路程。工程中可以結(jié)合工藝調(diào)控的實(shí)驗(yàn)室研究成果，同時利用生物基因工程、模擬預(yù)測等手段指導(dǎo)實(shí)際應(yīng)用。

參考文獻(xiàn)：

[1]XIAO J，TANG J H.Nitrogen Removal with Nitrification and Denitrification via Nitrite[J].Advanced Materials Research，2014，908：175-8.

[2]TURK O，MAVINIC D S.Maintaining nitrite build-up in a system acclimated to free ammonia[J].Water Research，1989，23（11）：1383-8.

[3]鄭平，徐向陽，胡寶蘭.新型生物脫氮理論與技術(shù)[M].北京：科學(xué)出版社，2004，05.

[4]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 Science & Technology，1998，37（9）：135-42.

[5]張立成，黨維，徐浩，等.SBR快速實(shí)現(xiàn)短程硝化及影響因素[J].環(huán)境工程學(xué)報，2015，9（05）：2272-6.

[6]BLACKBURNE R，YUAN Z，KELLER J.Partial nitrification to nitrite using low dissolved oxygen concentration as the main selection factor[J].Biodegradation，2008，19（2）：303-12.

[7]TAO M，CHAOCHENG Z，YONGZHEN P，et al.Applying real-time control for realization and stabilization of shortcut nitrification-denitrification in domestic water treatment[J].Water science and technology：a journal of the International Association on Water Pollution Research，2009，59（4）：787-98.

[8]GUO J H，PENG Y Z，WANG S Y，et al.Effective and robust partial nitrification to nitrite by real-time aeration duration control in an SBR treating domestic wastewater[J].Process Biochemistry，2009，44（9）：979-85.

[9]ZENG W，ZHANG Y，LI L，et al.Control and optimization of nitrifying communities for nitritation from domestic wastewater at room temperatures[J].Enzyme and Microbial Technology，2009，45（3）：226-32.

[10]高大文，彭永臻，王淑瑩.短程硝化生物脫氮工藝的穩(wěn)定性[J].環(huán)境科學(xué)，2005，26（01）：63-7.

[11]顧升波，彭永臻，王淑瑩.短程深度脫氮工藝的低溫啟動及穩(wěn)定性研究;proceedings of the全國排水委員會2012年年會，中國廣西南寧，F(xiàn)，2012[C].

[12]楊慶，彭永臻.中試規(guī)模的城市污水常、低溫短程硝化反硝化[J].中國給水排水，2007，23（15）：1-3.

[13]張功良，李冬，張肖靜，et al.低溫低氨氮SBR短程硝化穩(wěn)定性試驗(yàn)研究[J].中國環(huán)境科學(xué)，2014，34（3）：610-6.

[14]呂心濤.游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）對亞硝酸鹽氧化菌（NOB）活性的影響試驗(yàn)研究[D].蘭州交通大學(xué)，2017.

[15]王凱.利用貯存碳源與厭氧氨氧化實(shí)現(xiàn)垃圾滲濾液深度脫氮[D].北京工業(yè)大學(xué)，2013.

[16]WU L，PENG Y，SHI X，et al.Advanced nitrogen removal via nitrite from municipal landfill leachate using a two-stage UASB-A/O system[J].Chinese Journal of Chemical Engineering，2015，23（7）：1225-30.

[17]PEDROUSO A，CORREA-GALEOTE D，MAZA-MRQUEZ P，et al.Understanding the microbial trends in a nitritation reactor fed with primary settled municipal wastewater[J].Separation and Purification Technology，2020，256（5）：117828.

[18]Mechanisms of Persistence of the Ammonia-Oxidizing Bacteria Nitrosomonas to the Biocide Free Nitrous Acid[J].Environmental Science & Technology：ES&T，2018，52（9）：5386-97.

[19]CUI H，ZHANG L，ZHANG Q，et al.Stable partial nitrification of domestic sewage achieved through activated sludge on exposure to nitrite[J].Bioresource Technology，2019，278（2019）：435-9.

[20]傅金祥，王穎，孫鐵珩，et al.低溫條件下SBR系統(tǒng)中短程硝化研究[J].水處理技術(shù)，2008（07）：29-32.

[21]WANG K，WANG S，ZHU R，et al.Advanced nitrogen removal from landfill leachate without addition of external carbon using a novel system coupling ASBR and modified SBR[J].Bioresour Technol，2013，134：212-8.

作者簡介：姜金鳳（1996—?），女，漢族，山東煙臺人，碩士研究生，水污染控制理論與技術(shù)。