部分短程硝化SBR实现低C/N比生活污水碳源的充分利用

赵梦月，王博，郭媛媛，彭永臻



部分短程硝化SBR实现低C/N比生活污水碳源的充分利用

赵梦月，王博，郭媛媛，彭永臻

（北京工业大学城镇污水深度处理与资源化利用技术国家工程实验室，北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室，北京 100124）

为实现低C/N比生活污水中碳源的充分利用，以部分短程硝化SBR为研究对象，通过减少进水输入碳源的量和增加反硝化利用碳源的量两方面来提高碳源利用率(反硝化利用碳源的量与总进水碳源的量的比值)，分别考察了进水量、排水比、曝气时间、沉淀时间、曝气后搅拌时间对碳源利用率的影响。结果表明，排水比由50%变为35%，碳源利用率由15.1%提高到24.8%；曝气时间由2 h增加到2.25 h，碳源利用率由24.8%提高到27.5%；曝气后增加1.5 h的搅拌过程，碳源利用率又提高了3.8%，此时出水的亚硝态氮积累率（NAR）为94.8%，为1.7，表明了系统稳定的短程硝化效果，且能为同步厌氧氨氧化-反硝化（SAD）工艺提供更适宜的进水。通过调节以上运行参数，部分短程硝化SBR对于低C/N比生活污水的碳源利用率得以提升，节省了后期曝气去除有机物的能耗，进而削弱好氧异养菌的生长，有效避免好氧异养菌过度增殖对氨氧化菌（AOB）的冲击，维持系统稳定的短程硝化效果。

部分短程硝化；低C/N比；生活污水；曝气；沉淀；排水；碳源利用率

引 言

随着经济的发展，人们的生活水平和饮食结构发生了很大变化，对肉禽类等蛋白质的摄入增多导致生活污水中的氮素含量显著增加[1]；同时许多小区设置化粪池，使生活污水中的有机物在进入污水处理厂前被消耗，降低了进水中的有机物含量[2]，上述两点是生活污水C/N比低的主要原因。若要实现低 C/N比生活污水深度脱氮，一种方式是通过传统工艺外加碳源，如甲醇、乙酸钠、葡萄糖等[3]，而这种做法会造成处理成本的提高；另一种方式是调节污水处理工艺的运行参数[4]或改良现有工艺[5-7]。

赵梦月等[8]成功应用部分短程硝化工艺（即氨氮在完全短程硝化前停止曝气）来处理低C/N比生活污水，长期试验结果表明，此工艺能维持稳定的短程硝化效果，改善低氨氮、低C/N比污水短程硝化在进水水质波动情况下容易被破坏的不足，其出水的大于1.32，满足进入SAD系统的进水水质条件，在SAD系统中，厌氧氨氧化菌与反硝化菌共存并协同去除氮素实现系统的深度脱氮[9-11]。然而，在部分短程硝化SBR稳定运行期间，发现在上一个周期闲置过程中亚硝态氮大部分已经被去除，使得下一周期进水前剩余的亚硝态氮很少，因此进水中的有机物主要是通过曝气去除，既浪费了碳源，又增加了由此而产生的曝气能耗。

部分短程硝化SBR工艺在运行过程中必然会伴随着除碳过程[12]，而碳的去除主要有两种途径，一是反硝化利用去除，二是曝气去除。对于低C/N比生活污水，原水中的碳源有限，如果能够最大程度地利用原水碳源，既能降低由于缺乏碳源带来的短程硝化反硝化不稳定的影响，又能节省后期曝气去除碳源的能耗。对碳源的合理分配和有效利用可以作为污水厂运行能耗的重要评价依据，碳源利用充分的工艺通常表现出优良的出水水质[13]。同时，由于活性污泥均是微生物混合培养，污泥中同时存在多种不同功能的微生物种群[14]，其中异养菌在好氧过程中利用碳源增殖速率快，造成污泥量快速增加；而好氧氨氧化菌（AOB）是自养菌，具有生长速率低及世代周期长的特性[15]。若大量有机物被好氧异养菌利用，好氧异养菌快速生长繁殖，常常会造成系统硝化效果不稳定，出水氮素不达标的问题。若在曝气前，原水中的有机碳源大部分被反硝化利用，可以实现污水中碳源与氮源的分离，一方面可以降低后续曝气处理过程的有机物负荷，另一方面势必减少系统中好氧异养菌的生长，有效避免其过度增殖对AOB的冲击。

为了最大程度地通过利用原水中的碳源来去除有机物，使得系统以一种节能环保的方式实现氮的短程转化和有机物的去除，同时仍然能够维持稳定的短程硝化效果，且能为SAD工艺提供进水，本文通过改变部分短程硝化SBR的运行模式、调整相应运行参数，以寻求最佳的工艺运行条件，最终实现低C/N比生活污水碳源的充分利用。

1 材料与方法

1.1 部分短程硝化（PNSBR）长期试验装置与运行

PNSBR的有效容积为12 L，以曝气砂头作为微孔曝气器，曝气量为100～60 ml·min-1，运行方式为进水0.5 h，曝气2～3 h，沉淀1 h，闲置2.5～1.5 h，每周期6 h，排水比为50%，运行过程中的混合液污泥浓度（MLSS）为2500～3500 mg·L-1，挥发性固体浓度（MLVSS）约为MLSS的85%。以低C/N比生活污水为原水，其氨氮浓度为40～85 mg·L-1，亚硝态氮浓度与硝态氮浓度均在检测限以下，COD浓度为110～320 mg·L-1。

1.2 批次试验装置与运行

若要提高碳源利用率，可通过减少进水输入碳源的量和增加反硝化利用碳源的量来实现。减少进水输入碳源的量即减少进水量，而增加反硝化利用碳源的量涉及的影响因素较多。PNSBR长期运行结果表明，反硝化主要发生在3个阶段：进水、沉淀及闲置。进水阶段主要发生外源反硝化，沉淀和闲置阶段主要发生内源反硝化[8]，外碳源与内碳源均来自原水。增加反硝化利用碳源即强化外源反硝化和内源反硝化，使更多的碳源被用于反硝化反应。若要强化外源反硝化，在进水碳源充足的情况下，需要进水前剩余更多的亚硝态氮。首先，可以在不破坏部分短程硝化的前提下适当延长曝气时间产生更多的亚硝态氮，那么下周期进水前剩余的亚硝态氮也就增加；其次，适当延长沉淀时间，将贮存的内碳源更长时间地用于全部的水进行内源反硝化，那么下周期进水前剩余的亚硝态氮也可能增加。若要强化内源反硝化，可以在内源反硝化过程中增加搅拌操作使得泥水充分混合达到内碳源被充分利用的目的。围绕上述影响因素，分别进行了减少进水碳源输入与增加反硝化利用碳源的批次试验。

1.2.1 减少进水碳源输入的试验 减少进水的碳源即减少进水量，分为进水后泥水混合物总体积改变和不变两种情况：总体积改变即相同量的污泥按梯度加入不同量的生活污水，反应器的有效容积不同；总体积不变即排水比梯度变化，但反应器的有效容积不变。该试验分为两组进行：每组试验均采用3个相同的SBR反应器，如图1(a)所示，该反应器是由有机玻璃制成，有效容积为1 L，均以曝气砂头作为微孔曝气器，并以转子流量计控制曝气量，磁力搅拌器的速率控制在600 r·min-1。每组试验前均用蒸馏水洗泥3次，以去除活性污泥中溶解态的有机物、氨氮、亚硝态氮和硝态氮。只在白天运行两周期，运行过程如图1(b)所示，为了减少晚上闲置带来的误差，在第2个周期取样，取样点分别为进水前、混合、曝气后、排水、闲置后，取得的泥水混合物经过滤后，对水样中的氨氮、亚硝态氮、硝态氮、COD进行测定，滤纸上的污泥均回收至原反应器中。运行过程中实时监测pH和DO，每组试验运行3 d（6个周期），后2 d的运行无须洗泥，直接在前一天的底物基础上加入生活污水。

图1 批次试验SBR示意图及其运行过程和试验结果观察图

1—pH/DO meter; 2—DO probe; 3—pH probe; 4—sample outlets; 5—air pump; 6—gas flowmeter; 7—aerator; 8—rotor; 9—magnetic stirrer

试验1的第1周期开始前，取PNSBR活性污泥1.5 L洗泥后均分在3个SBR（1#、2#、3#）中，每个反应器0.5 L活性污泥，分别在1#、2#、3#反应器中瞬时加入0.5、0.35、0.2 L的生活污水，此时污泥浓度分别为3200，3770，4570 mg·L-1，接着进行0.5 h的搅拌。调节转子流量计控制1#、2#、3#的曝气量分别为100、85、70 ml·min-1，其曝气量是根据混合液总体积的比例设定的。试验过程中结果的观察与计算遵循图1(c)的要求。根据试验一的结果，又进行了一组进水量分别为0.3、0.25、0.2 L的试验，曝气量分别为80、75、70 ml·min-1。试验运行过程、结果的观察与计算如图1(b)、(c)所示。

试验2采用的污泥仍为试验1的1.5 L污泥，洗泥后3个反应器分别加入0.5 L污泥，第1天的第1周期均加入0.5 L生活污水，3个反应器的污泥浓度均在3100～3200 mg·L-1之间，后续每组试验也均采用这1.5 L的污泥，而且每组试验第1天的第1周期均采用这一固定泥水体积比。运行方式与试验1相同，曝气量均为100 ml·min-1。排水时，1#反应器排出0.5 L水，2#反应器排出0.4 L水，3#反应器排出0.3 L水，即控制3个SBR的排水比分别为50%、40%、30%。第2周期取样，取样点与试验1相同。之后2 d（4个周期）的运行方式和排水比均与第1天的第2周期相同，运行过程、结果的观察与计算如图1(b)、(c)所示。

根据试验1、2的结果得到碳源利用率最高的最佳进水量（曝气量）或最佳排水比，应用到后续批次试验中。

1.2.2 增加反硝化利用碳源的试验 试验3研究曝气时间对碳源利用率的影响，曝气时间分别设为2、2.25、2.5 h，曝气量为试验1和2所得的对应最佳进水量或最佳排水比的曝气量，运行方式如图2(a)所示，排水比为试验1和2所得的最佳值。每天的第2个周期取样，取样点、结果的观察和计算均与试验1相同。最终得出最佳曝气时间运用到后续试验中。

试验4采用以上3组试验得出的最佳曝气时间、最佳进水量（曝气量）或排水比，沉淀时间分别设为1、2、3 h，但是在运行中发现在沉淀到2.5～3 h之间时污泥发生了上浮，导致无法排水（泥水无法分离），于是设置沉淀时间为1、1.75、2.5 h，运行方式如图2(b)所示，最终得出最佳沉淀时间运用到后续试验中。

试验5采用以上4组试验得出的最佳值，在曝气后增加搅拌过程，运行方式如图2(c)所示，曝气后搅拌时间分别为0.25、1.25、2.25 h。其中3#曝气后搅拌2.25 h，没有闲置时间。取样点分别为进水前、混合、曝气后、搅拌后、排水、闲置后。运行两个周期，第2周期取样，观察和计算试验结果。在此基础上又进行了一组曝气后搅拌时间为1.25、1.5、1.75 h的试验，运行方式如图2（d）所示，运行两周期，第2周期取样，观察和计算试验结果，最终得出最佳曝气后搅拌时间。

图2 批次试验的每周期运行过程

综合5组试验结果，得出最大程度利用原水碳源的最佳运行方式及其运行参数。

1.2.3 批次试验的污泥、污水来源与成分 上述5组批次试验采用的1.5 L污泥取自长期运行的PNSBR，每组批次试验（除不同进水量试验外）运行期间MLSS均保持在3100～3200 mg·L-1之间。污水采用低C/N比生活污水（从某高校家属区化粪池抽取生活污水到贮水箱），试验过程中原水水质指标如表1所示。

表1 进水水质

1.3 分析及计算方法

COD、MLSS、MLVSS等指标采用标准方法[16]测定，水样采用0.4 μm中速滤纸过滤，、、、由Lachat Quikchem8500型流动注射仪测定（Lachat Instrument，Milwaukee，Wiscosin），采用WTW，Multi 340i型便携式多功能pH/DO测定仪监测pH 和DO。

利用式（1）计算每周期运行过程中的最低碳源利用率。

式中，cod,de为反硝化利用的COD的质量，mg；cod,inf为进水COD的质量，mg；为进水前的亚硝态氮浓度，mg·L-1；1为进水前泥水混合物的体积，L；为进水后混合的亚硝态氮浓度，mg·L-1；为进水后泥水混合物的体积，L；为曝气后的亚硝态氮浓度，mg·L-1；为沉淀后的亚硝态氮浓度，mg·L-1；为闲置后（下周期进水前）的亚硝态氮浓度，mg·L-1；1.71是理论上反硝化去除单位质量的亚硝态氮所利用的COD的质量[17]；CODinf为进水的COD浓度，mg·L-1；2为进水体积，L。进水的亚硝态氮浓度在检测限以下。

2 试验结果与分析

2.1 PNSBR典型周期的碳源利用率

图3 典型周期各污染物浓度的变化

2.2 进水量对碳源利用率的影响

图4 A、C、E分别为1#反应器（进水0.5 L）、2#反应器（进水0.35 L）、3#反应器（进水0.2 L）在同一典型周期的污染物转化情况，图4 B、D、F分别为对应的pH曲线变化。通过氮转化过程可以看出3个反应器进水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亚硝态氮，即0.5 h时，亚硝态氮浓度为0。1#、2#、3#排水的分别为1.38、2.09、19.9，3#的氨氮基本被完全转化为亚硝态氮，3个反应器排水的NAR分别为95.4%、94.3%、94.4%；通过pH曲线可以看出，3#在曝气过程中pH曲线出现氨谷点，而1#、2#pH曲线均未出现氨谷点。综上证明1#、2#均符合维持稳定的部分短程硝化且能为SAD系统提供进水的要求。计算3个反应器3个取样周期的平均最低碳源利用率，1#、2#、3#分别为 14.3%±3.3%、19.7%±5.2%、27.5%±5.6%，可以看出碳源利用率随进水量的减少逐渐增加。为了探究最佳进水量，在2#、3#的进水量之间又设置一组进水量梯度，分别为4#反应器（进水0.3 L）、5#反应器（进水0.25 L）、6#反应器（进水0.2 L，同3#，目的是作对比）。图4 G、I、K分别为4#、5#、6#的污染物转化情况，图4 H、J、L分别为对应的pH曲线变化。通过氮转化过程可以看出3个反应器进水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亚硝态氮，排水时4#、5#、6#的分别为4.8、6.8、16.1，NAR分别为94.1%、94.4%、92.9%；分析pH曲线可以看出4#符合维持稳定的部分短程硝化的要求。计算3个反应器3个取样周期的平均最低碳源利用率，4#为21.3%±1.0%，5#为23.1%±1.5%，6#为26.9%±2.3%。最佳进水量为0.25～0.3 L，在最佳进水量情况下的碳源利用率为21.3%～23.1%。因进水量不同也对应不同的排水比，最佳进水量为0.25～0.3 L时对应的排水比为33%～38%。

A—variation of pollutant concentration at 0.5 L; B—variation of pH at 0.5 L; C—variation of pollutant concentration at 0.35 L; D—variation of pH at 0.35 L;E—variation of pollutant concentration at 0.2 L (Ⅰ); F—variation of pH at 0.2 L (Ⅰ); G—variation of pollutant concentration at 0.3 L; H—variation of pH at 0.3 L;I—variation of pollutant concentration at 0.25 L; J—variation of pH at 0.25 L; K—variation of pollutant concentration at 0.2 L (Ⅱ); L—variation of pH at 0.2 L (Ⅱ)

2.3 排水比对碳源利用率的影响

图5 a、c、e分别为1#反应器（排水比为50%，同原PNSBR）、2#反应器（排水比为40%）、3#反应器（排水比为30%）在同一典型周期的污染物转化情况，图5 b、d、f分别为对应的pH曲线变化。通过氮转化过程可以看出3个反应器进水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亚硝态氮，排水时1#、2#、3#的分别为2.1、3.4、23.3，NAR分别为96.2%、95.8%、94.7%；分析pH曲线可以看出，1#、2#符合维持稳定的部分短程硝化的要求。计算3个反应器3个取样周期的平均最低碳源利用率，1#为15.1%±1.9%，2#为20.3%±3.7%，3#为27.3%±4.2%。说明最佳排水比为30%～40%，在最佳排水比条件下的碳源利用率为20.3%～27.3%。结合上一组进水量的试验，可以看出两组试验得出的最佳排水比在同一范围内（30%～40%），且碳源利用率的范围也在同一范围内（20.3%～27.3%），考虑到充分利用反应器的容积，后续试验均采用排水比为35%，即进水前剩余0.65 L的泥水混合物，进水0.35 L。

图5 不同排水比条件下各污染物浓度及pH的变化

a—variation of pollutant concentration at 50%; b—variation of pH at 50%; c—variation of pollutant concentration at 40%; d—variation of pH at 40%; e—variation of pollutant concentration at 30%; f—variation of pH at 30%;

2.4 曝气时间对碳源利用率的影响

图6 a、c、e分别为1#反应器（曝气2 h）、2#反应器（曝气2.25 h）、3#反应器（曝气2.5 h）在同一典型周期的污染物转化过程，图6 b、d、f分别为对应的pH曲线变化。通过氮转化过程可以看出1#、2#反应器进水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亚硝态氮，而3#进水后仍有亚硝态氮的剩余，说明3#进水碳源不足以反硝化去除所有的亚硝态氮，那么3#不利于短程硝化的维持，排水时1#、2#、3#的分别为2.1、2.8、15.3，NAR分别为93.6%、95.3%、93.7%；分析pH曲线可以看出，1#、2#符合维持稳定的部分短程硝化的要求，同时还可以看出1#在曝气开始时pH先上升再下降，说明先进行除碳反应再进行硝化反应，而2#在曝气开始时的很短时间内pH有轻微上升而后就开始下降，证明经过进水过程中反硝化反应的利用，可降解的碳源剩余很少，3#在曝气开始时pH直接下降，说明可利用的进水碳源已全部用于反硝化反应，再次说明进水碳源不足以去除上周期剩余的亚硝态氮。计算3个反应器3个取样周期的平均最低碳源利用率，1#为24.8%±1.6%，2#为27.5%±1.0%，3#为26.4%±1.0%，可以看出随着曝气时间的延长，碳源利用率先增加后减少，计算3个反应器外源反硝化和内源反硝化分别去除的亚硝态氮的量，发现3#反应器外源反硝化去除的亚硝态氮的量高于1#和2#，内源反硝化去除的亚硝态氮的量低于1#和2#，总共去除的亚硝态氮的量高于1#，低于2#，因此就出现了碳源利用率随曝气时间的延长先增加后减少的情况，分析其原因可能是3#曝气时间过长，曝气过程消耗了贮存在细胞内部的内碳源导致后期的内源反硝化可利用的碳源减少。综上，后续试验的曝气时间设为2.25 h。

图6 不同曝气时间条件下各污染物浓度及pH的变化

a—variation of pollutant concentration at aerating 2 h; b—variation of pH at aerating 2 h; c—variation of pollutant concentration at aerating 2.25 h;d—variation of pH ataerating 2.25 h; e—variation of pollutant concentration at aerating 2.5 h; f—variation of pH at aerating 2.5 h;

2.5 沉淀时间对碳源利用率的影响

图7a、c、e分别为1#反应器（沉淀1 h）、2#反应器（沉淀1.75 h）、3#反应器（沉淀2.5 h）3个取样周期的污染物转化情况，图7 b、d、f分别为对应的pH曲线变化。通过氮转化过程可以看出3个反应器进水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亚硝态氮，排水时1#、2#、3#的分别为3.3、3.1、2.2，NAR分别为95.4%、95.9%、95.5%。分析pH曲线可以看出3个反应器均符合维持稳定的部分短程硝化的要求。计算3个反应器3个取样周期的平均最低碳源利用率，1#为27.0%±2.8%，2#为27.4%±2.9%，3#为25.4%±2.1%，可以看出沉淀时间延长0.75 h，碳源利用率没有太大的变化，沉淀时间继续延长0.75 h，碳源利用率减少。分析其原因是曝气后反应器内的DO浓度较高，沉淀的过程中泥水处于相对静止状态，DO浓度不易下降，沉淀时间越长，DO在反应器内存留的时间就越久，DO一方面同反硝化菌竞争碳源，一方面抑制某些亚硝酸盐还原酶的合成（一些反硝化菌的亚硝酸盐还原酶必须在厌氧或缺氧条件下才能诱导合成[18]），因此内源反硝化反应会被削弱，那么碳源利用率也就降低，通过pH曲线也可以看出2#、3#在曝气后pH上升幅度很小，可见其内源反硝化确实受到影响。同时考虑到沉淀时间延长还可能导致污泥上浮，因此后续试验的沉淀时间仍然设为1 h。

图7 不同沉淀时间条件下各污染物浓度及pH的变化

a—variation of pollutant concentration at precipitating 1 h; b—variation of pH at precipitating 1 h; c—variation of pollutant concentration at precipitating 1.75 h; d—variation of pH at precipitating 1.75 h; e—variation of pollutant concentration at precipitating 2.5 h; f—variation of pH at precipitating 2.5 h;

2.6 曝气后搅拌时间对碳源利用率的影响

考虑到上一组试验沉淀过程中内源反硝化受DO影响而削弱，那么曝气后增加搅拌过程使得泥水充分混合并搅动，有助于DO快速降低，同时泥水充分接触可能有助于内碳源的利用。而且曝气后搅拌过程的内源反硝化是将贮存的内碳源用于反硝化所有的水，相比以前的运行方式（闲置过程将内碳源用于反硝化排水后剩余的水），如果内碳源的量有限，那么下周期进水前剩余的亚硝态氮理论上会增加，这样就强化了下周期的外源反硝化，于是进行了曝气后增加搅拌过程的试验。图8(a)为1#反应器（曝气后搅拌0.25 h）、2#反应器（曝气后搅拌1.25 h）、3#反应器（曝气后搅拌2.25 h）运行过程中的一个周期内（6 h）的污染物转化情况。可以看出3#反应器进水后亚硝态氮不能被完全反硝化去除。计算3个反应器的碳源利用率分别为25.4%、28.2%、24.4%，那么随着曝气后搅拌时间的延长碳源利用率先增加后减小，计算其反硝化去除的亚硝态氮的量，发现1#、2#、3#外源反硝化的量逐渐增加，而对应的内源反硝化的量先增加后减少，总反硝化去除的亚硝态氮的量也是先增加后减少。观察磷的转化情况，发现随着搅拌时间的延长释磷量增加。分析其原因，可能是搅拌利于内碳源被反硝化利用，因此开始时碳源利用率会增加，但随着内源反硝化的进行，部分碳源被用于释磷反应，那么用于反硝化的碳源的量就会减少，内源反硝化的碳源利用率就会减少，周丽颖等[19]在关于污泥内碳源反硝化工艺强化脱氮除磷的研究中也提出，设置回流污泥预缺氧池利用污泥内碳源进行反硝化的过程中发生释磷现象，且释磷量随着时间的增加而增加。为了探究最佳搅拌时间，在2#、3#之间设置了另一组搅拌时间的试验，分别为4#反应器（曝气后搅拌1.25 h)、5#反应器（曝气后搅拌1.5 h）、6#反应器（曝气后搅拌1.75 h）。图8(b)为其运行过程中的一个周期内的污染物转化情况，可以看出6#反应器进水后亚硝态氮不能被完全反硝化去除，3个反应器排水的分别为1.8、1.7、1.7，NAR分别为94.9%、94.8%、95.4%。计算3个反应器的碳源利用率，4#为28.6%，5#为31.3%，6#为26.7%，碳源利用率仍然先增加后减小。曝气后增加搅拌过程，内碳源能够更充分地被利用，使得出水的有所降低，相比原PNSBR的出水，此出水更适合进入SAD系统。因为SAD系统中厌氧氨氧化菌与反硝化菌共存，其中厌氧氨氧化菌为自养菌，其世代时间长、增殖缓慢，在有机物充足的条件下（SAD系统一般通过污泥厌氧发酵等方式为反硝化提供有机物），若进水的亚硝态氮浓度过高，而氨氮浓度低，将会导致反硝化菌大量增殖，必然造成反应器中反硝化菌变为优势种群，厌氧氨氧化菌则因为底物不足生长更加缓慢，长期下去必然造成SAD系统崩溃。因此最终选择5#反应器的运行模式，即曝气后搅拌1.5 h，此时碳源利用率最大，且其出水更适合进入SAD系统。

图8 不同曝气后搅拌时间条件下各污染物浓度变化

3 结 论

以低碳氮比生活污水为研究对象，研究得出，通过运行模式的改变，可以做到最大程度地利用原水中的碳源。结论如下。

（1）污水处理过程中存在碳源受限以及进水水质水量波动的双重不利影响，设计时可以采用灵活多变的SBR形式以实现工艺切换和参数调整，从而达到有限碳源充分利用。

（2）通过进水量、排水比、曝气时间、沉淀时间、曝气后搅拌时间的调节，可以实现部分短程硝化SBR碳源利用率（最低理论值）由15.1%提高到31.3%。

（3）通过部分短程硝化和碳源充分利用结合的运行模式，使系统以节能环保的方式实现氮的短程转化和有机物的经济去除，同时仍维持稳定的短程硝化效果，且更适合为SAD工艺提供进水。

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Efficient organics utilization of low C/N ratio domestic sewage through partial nitritation SBR

ZHAO Mengyue, WANG Bo, GUO Yuanyuan, PENG Yongzhen

(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

In order to efficiently utilize carbon source of low C/N ratio domestic sewage, two methods (reducing organics input and increasing carbon source consumption through denitrification) were introduced through the partial nitritation SBR. In this study, five factors,.. influent volume, drainage ratio, aeration time, precipitation time and stirring time after aeration were investigated to assess the effect on the utilization efficiency of carbon source（the ratio between the quality of carbon source consumption through denitrification and the total organics input）. The results showed that when the drainage ratio was decreased from 50% to 35%, the utilization efficiency improved from 15.1% to 24.8%; when the aeration time was increased from 2 h to 2.25 h, the utilization efficiency increased from 24.8% to 27.5% and when 1.5 h of stirring time after aeration was added, the utilization efficiency increased by 3.8%. Meanwhile, the nitrite accumulation rate of the effluent was 94.8% and thewas 1.7, indicating that the partial nitrification was stably maintained, and the effluent was more proper for simultaneous anammox and denitrification (SAD) process. All in all, the organics utilization efficiency was promoted gradually through the adjustment of the operational parameters above, by which the aeration energy for consuming organics was saved, and then the multiplication of aerobic heterotrophic bacteria was weakened which avoided striking the ammonia oxidizing bacteria (AOB) effectively, keeping the nitritation effect stable.

partial nitritation; low C/N ratio; domestic sewage; aeration; precipitation; drainage; organics utilization efficiency

2016-07-12.

Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn

10.11949/j.issn.0438-1157.20160980

X 703.1

A

0438—1157（2016）11—4825—12

赵梦月（1991—），女，硕士研究生。

国家自然科学基金项目（51478013）；北京市教委资助项目。

2016-07-12收到初稿，2016-08-03收到修改稿。

联系人：彭永臻。

supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.