低温条件下维持短程硝化稳定运行的影响因素研究

姜金凤 王凯 袁书垚

摘 要：生物脱氮处理是目前主流的水处理工艺，随着依托于短程硝化的新工艺的发展，维持低温条件下短程硝化的稳定运行变得十分重要。本文介绍了工艺调控中不同参数的影响，阐述了目前研究中遇到的问题并展望该方向发展前景。

关键词：低温;短程硝化;生物脱氮

水体中氮物质的过量排放是导致“水体富营养化”的重要原因之一。生物脱氮是目前主流的水处理工艺，传统的全程硝化反硝化工艺分三步进行：（1）氨化反应。在氨化菌作用下，将有机氮化物分解转化为氨态氮。（2）硝化反应。在氨氧化菌作用下，将氨态氮转化为亚硝态氮;而后，在亚硝酸盐氧化菌作用下，亚硝态氮被氧化为硝态氮。（3）反硝化反应。反硝化菌在缺氧条件下，将硝态氮和亚硝态氮还原为气态氮、一氧化氮或一氧化二氮。1975年Vote首次提出短程硝化—反硝化生物脱氮机理，即，控制硝酸盐的形成，直接从亚硝酸盐进行反硝化。与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化能够减少1/4的耗氧量、2/5的反硝化所需碳源、1/5的CO2释放量[1]，减少污泥产量，缩短脱氮耗时，缩小反应容积[2]。国内外研究普遍认为要想维持稳定的短程硝化，温度要高于20℃[3]，Hellinga等人综合各类因素认为短程硝化反硝化实现的最佳温度为30℃～35℃[4]。然而对于我国北方地区，冬季污水温度普遍低于20℃，最低温度在10℃以下，所以，研究短程硝化如何在10℃～20℃的低温条件下实现稳定运行对短程硝化相关工艺的工程应用推广具有重要的意义。

1 低温条件下维持短程硝化稳定的影响因素

1.1 溶解氧（DO）

研究认为氨氧化菌（AOB）的氧饱和常数（0.2～04mg/L）小于亚硝酸盐氧化菌（NOB，1.2-1.6mg/L），在DO浓度<1mg/L时，AOB会逐渐成为优势菌种，进而实现亚硝酸盐的积累。混合液中DO的浓度取决于曝气的供氧速率和好氧菌耗氧速率的差值[5]，对于进水水质水量不稳定、设有回流、固定曝气时间的工艺而言控制难度较高。仅以溶解氧浓度作为控制参数时，在连续流反应器中能够保留亚硝化单胞菌，冲洗掉硝化菌，将70%的氨氮转化为亚硝态[6]。但仅通过溶解氧单因素控制实现的短程硝化，工艺性能不稳定且DO<1mg/L时硝化速率低，极易发生丝状菌污泥膨胀[7]。

1.2 实时控制曝气时间（AD）

实时控制曝气是以DO、pH为控制参数，在硝化反应结束时，硝化菌的耗氧量减少，污水中的溶解氧浓度升高，反应过程中溶解氧曲线的拐点称为“溶解氧突跃点”。在硝化反应过程中会释放H+离子，致使混合液的pH下降，而反硝化过程中则会产生OH-碱度，pH的拐点称为“氨谷”。实验可以通过“溶解氧突跃点”和“氨谷”判断硝化反应的终点，控制好氧时间，避免过量曝气氧化亚硝酸盐从而实现短程硝化[8]。实时控制能够在不改变全程硝化细菌的培养条件，通过切断氧气供给强制阻止向的氧化过程，积累亚硝酸盐并阻止NOB的正常生长过程。其实质是通过控制曝气池污泥龄，利用亚硝酸菌较硝酸菌短的世代时间，使SRT介于亚硝酸菌和硝酸菌的最小世代时间之间，逐渐冲洗掉硝酸菌，使亚硝酸菌成为优势菌种。

Zeng等人在室温下（19℃）处理碳氮比为2∶1的生活污水时，控制序批式反应器（SBR）的DO浓度（0.25～2mg/L），结合好氧短周期控制，在出现“氨谷”之前停止曝气，亞硝酸盐积累率（NAR）能够稳定的维持在95%上下，同时氨氮去除率也超过97%[9]。该研究的运行方式采用的是好氧/沉降，认为在常温下，对于接种完全硝化反硝化的种子污泥，在没有DO限制的情况下，仅通过好氧持续时间控制很难建立AOB优势。低浓度的溶解氧能够促进短程硝化的形成，过曝气则会降低亚硝积累率，破坏短程硝化[10]。但通过溶解氧和好氧周期的控制，能够保证AOB的优势菌群地位，实现NAR的稳定积累。而在SBR的中试研究中，顾升波等人在低温（11℃～16℃）条件下处理某大学家属区的生活污水，仅通过对鼓风机频率和pH的实时控制，在50天内亚硝酸盐积累率从19.8%上升到90%。在9℃～28℃的温度波动下，系统仍能维持85%以上的亚硝酸盐积累率，出水TN浓度维持在3mg/L，TN去除率维持在95%以上[11]。杨庆等人在SBR中试中采用分段进水、好氧/缺氧交替的运行模式，在11.8℃～25℃、不控制溶解氧（平均DO>2.5mg/L）的条件下，系统总氮去除率约为98.2%，亚硝酸盐积累率基本保持在95%以上，成功稳定地实现了长时间（180d）的短程硝化[12]。由此可以看出，操作模式对实验结果也有较大的影响，而通过对曝气时间的实时控制确实能够在低温条件下实现短程硝化。

1.3 游离氨（FA）

FA与AOB和NOB丰度相关，能够降低AOB和NOB活性以及NOB/AOB比值。11℃～15℃时，在DO为4.5～5.5mg/L、FA为10mg/L的废水处理系统中，NAR能够维持在95%，系统中NOB被抑制[13]，说明FA的影响要大于DO。在污水生物处理中，FA任何温度下都能够启动对NOB活性的抑制作用，它既是AOB的基质，又是AOB和NOB的抑制剂。有研究表明，FA在0～3.41mg/L范围内对AOB和NOB的活性均不产生抑制作用;FA浓度大于4.39mg/L时，FA开始对NOB的活性产生抑制作用;当FA浓度升高直至22.21mg/L时，FA对NOB的活性完全抑制[14]，处理晚期垃圾渗滤液的SBR系统，氨氮的去除速率能够达到2Kg N/m3·d[15];当FA超过280mg/L时，两种硝化细菌的活性被完全抑制，硝化过程停止[16]。

1.4 游离亚硝酸（FNA）

FNA是NOB的基质，同样也是AOB和NOB的抑制剂。FNA在0.004～0.178mg/L时会促进NOB的硝化性能。当FNA浓度为0.191mg/L时会抑制NOB的硝化性能，并且FNA对NOB硝化性能的抑制作用会随着FNA浓度的升高而更加明显。Pedrouso在15℃下使用原位FNA积累法，以城市污水为原水（HNO2浓度高达0.2mg/L）成功地建立并维持了硝化过程，NAR接近100%，有机物去除率可达80%[17]。当FNA大于等于0.702mg/L时，NOB硝化性能被完全抑制。

1.5 亚硝酸盐浓度

当活性污泥长期暴露于亚硝酸盐中，由于AOB对亚硝酸盐的耐毒性更高会逐渐变为硝化细菌中的优势种群[18]，亚硝酸盐对NOB的灭活程度大于对AOB的灭活程度。在16.6℃低温下，活性污泥污泥经浓度为5～30mg/L的亚硝酸盐处理32天后，NAR能够稳定在97.9%，AOB的活性衰减率为0.020/d低于NOB的0.035/d[19]。

1.6 pH值调控

pH值大小直接影响氨氮的存在形态，较高pH会使系统内形成高浓度的FA，而利用AOB和NOB对FA敏感程度的差异，可以对两种硝化细菌的活性产生间接的影响。同时，pH值大小还会对硝化细菌细胞膜的通透性及表面带电性产生影响，从而进一步影响硝化细菌的生长和繁殖。亚硝酸菌的最适pH在7～8.5之间，硝酸菌为6～75。傅等人在17℃～20℃，控制SBR工艺系统DO在1.0～20mg/L，当人工模拟的生活污水pH在7.8～8.3时，获得了较高的亚硝酸盐氮的积累率。在20℃以下，pH值大于7.5时，亞硝酸盐氮的积累率基本维持在5l%以上，若温度继续下降，短程硝化会遭到破坏[20]。

1.7 有毒物质

废水中酚、氰及重金属离子等有毒有害物质对硝化过程有明显抑制作用，而NOB对于环境的适应性要低于AOB。在处理成分复杂，重金属含量多且杂的垃圾渗滤液脱氮实验中，随着进水氨氮负荷的不断提高系统内的有害物质也随之提高，NOB会受到更强抑制，出现亚硝酸的积累[21]。

2 问题与展望

低温下污水生物短程脱氮研究已取得一定成果，但在实际工艺运行过程中，往往采用多种参数相互协同调控以达到处理效果，目前研究多集中在SBR、UASB等工艺，对MBR、AOA等工艺研究较少。且对实际工程或中试的研究较少，实验室成果转化为实际工程仍有较远的路程。工程中可以结合工艺调控的实验室研究成果，同时利用生物基因工程、模拟预测等手段指导实际应用。

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作者简介：姜金凤（1996— ），女，汉族，山东烟台人，硕士研究生，水污染控制理论与技术。