亚硝酸型同步硝化反硝化SBR的启动及脱氮效率的影响研究

摘 要：研究利用在线参数的变化特征实现短程硝化反硝化脱氮工艺的快速启动，并利用梯度降温的方式在低温条件下实现工艺的高效脱氮；投加不同的碳源（乙酸钠、蔗糖和葡萄糖）及控制不同的碳氮比（C/N），探究最佳的反硝化条件。研究结果表明，在碳源为乙酸钠、氮源为亚硝酸钠、C/N=5的条件下，可以将水中的NOx--N完全去除。采用批次进水的方式实现了亚硝酸型同步硝化反硝化脱氮工艺的启动和运行，出水氨氮质量浓度为0.80 mg/L（lt;5 mg/L），无机氮质量浓度为11.06 mg/L（lt;15 mg/L）。

关键词：生物脱氮；亚硝酸型同步硝化反硝化；批次进水

中图分类号：X703 文献标志码：A 文章编号：1674-7909（2024）11-121-6

DOI：10.19345/j.cnki.1674-7909.2024.11.028

0 引言

在污水处理领域，氮元素的去除是污水处理的重要目标之一［1］。传统的硝化-反硝化脱氮工艺曝气能耗高，且为了满足反硝化阶段的脱氮效率，需要额外投加碳源，存在成本投入过高、工艺流程比较复杂等缺点，与当前碳达峰碳中和目标相悖，因此需要开发低能耗、高效率的新工艺进行替代［2］。

短程硝化反硝化相较于传统脱氮工艺，可以有效地减少碳源投加量和曝气量，缩短反应时间［3］，但在实际工程应用中还有许多不足［4］。首先，研究方法与应用需求有差异。目前，大多科研人员使用序批式反应器（Sequencing Batch Reactor，SBR）开展工艺的研究，短程硝化和反硝化是2个单独运行的单元，并且为了保证脱氮效率，要在反硝化单元前添加碳源。而在实际工程中，碳源存在SBR的进水中。这就造成了研究内容与实际应用不相符。其次，在实际处理氨氮废水时，曝气阶段会消耗水中的碳源，从而导致反硝化阶段没有足够的碳源；为了达到排放标准，需要在反硝化阶段额外投加碳源。因此，在实际工程应用中，两阶段的短程硝化反硝化并不是最佳的应用方式。为解决上述问题，亚硝酸型同步硝化反硝化工艺被提出。

亚硝酸型同步硝化反硝化（Simultaneous Partial Nitrification and Denitrification，SPND），是指短程硝化阶段和反硝化阶段在同一反应器内进行，可以有效地避免亚硝酸盐氧化为硝酸盐。该工艺结合短程硝化和同步硝化反硝化工艺的优点，可以有效地减少曝气量、减少额外碳源的投加量、减少污泥产生等［5-6］。但目前该工艺处于实验室研究阶段，工程应用较少，主要是因为低温环境对该工艺的应用影响较大。已有研究表明，在常温下，亚硝酸型同步硝化反硝化SBR工艺可以持久稳定运行［7］。而对于在低温条件下该工艺稳定启动的研究却很少。在我国北方地区，冬季污水温度普遍低于20 ℃，最低温度在10 ℃以下［8］。在低温条件（10～20 ℃）下，亚硝酸盐氧化菌（NOB）比氨氧化菌（AOB）活性更高，系统内无法实现对NOB的完全抑制，会导致亚硝酸盐向硝酸盐转化，使短程硝化效果不理想［9-10］。因此，在低温条件下亚硝酸型同步硝化反硝化SBR工艺的快速启动有重大的工程应用意义。

该研究探索低温条件下亚硝酸型同步硝化反硝化SBR工艺的快速启动，采用阶梯降温和直接降温2种降温方式，探索降温方式对该工艺的影响。为了适应生活污水中较低的碳氮比（C/N），采用分批进水的模式，以此达到深度脱氮的效果。

1 材料与方法

1.1 试验装置

试验采用由有机玻璃制成的圆柱体SBR反应器。该反应器有效容积为12 L，有效工作容积为10 L。反应器的高为40 cm，内径为20 cm。每个周期的进水为3 L，体积交换比为0.3。通过蠕动泵实现SBR的进出水操作，并利用空气泵实现好氧单元的曝气供氧。SBR外壁缠有电热保温带，并通过温度传感器监测SBR反应器内的温度。SBR的控制系统由PLC控制柜及智能控制软件组成，实现SBR反应器的进水、曝气、搅拌、沉淀、出水、静置等操作的自动运行。

1.2 试验用水及接种污泥

试验采用人工配制的模拟氨氮污水，并保持无机碳与氨氮的质量浓度比值为4。污水的污染物组成为硫酸铵（237.5 mg/L）、碳酸氢钠（600 mg/L）、磷酸二氢钾（42 mg/L）、氯化钙（194 mg/L）和七水合硫酸镁（456 mg/L）。为保持反应器内微生物的正常生长，在模拟污水中投加微量元素营养液，投加量为2 mL/L，微量元素营养液的组成为氯化铁（1.25 g/L）、硫酸铜（0.4 g/L）、氯化锰（1.27 g/L）、钼酸钠（0.05 g/L）、硫酸锌（0.55 g/L）、氯化钴（0.4 g/L）、乙二胺四乙酸（1.25 g/L）、氯化钙（1.37 g/L）、硫化镁（44.4 g/L）。试验所用污泥来自实验室的厌氧—缺氧—好氧组合工艺（AAO）中试装置，污泥的混合液悬浮固体（MLSS）质量浓度为6.57 g/L，混合液体挥发性悬浮固体（MLVSS）质量浓度为2.98 g/L。将污泥接种到SBR反应器后，通过曝气和及时排泥对反应器内污泥短程硝化的能力进行强化。当污泥获得高效的短程硝化能力时，开始探索低温条件下亚硝酸型同步硝化反硝化SBR工艺的启动。

1.3 试验分析方法

试验水样经滤纸过滤后，分别按照HJ 535—2009、HJ/T 346—2007、GB 7493—1987和HJ 828—2017等标准测定水样中的氨氮、亚硝态氮、硝态氮和COD质量浓度。SBR配备有溶解氧（DO）和pH传感器，用于实时监测反应过程中DO和pH值的变化趋势。混合液悬浮固体（MLSS）和混合液体挥发性悬浮固体（MLVSS）分别采用滤纸称量法和马弗炉燃烧法测定。

短程硝化过程的效果用NAR来表示，相关公式见式（1）。

[NAR=NO-2-NpNO-2-Np+NO-3-Np×100]%" " （1）

式中：NAR为亚硝酸盐的积累率，%；[NO-2-Np]为SBR好氧阶段产生的亚硝态氮质量浓度，mg/L；[NO-3-Np]为SBR好氧阶段产生的硝态氮质量浓度，mg/L。

1.4 试验方案

首先，在30 ℃温度下进行污泥短程硝化反硝化能力的驯化，对比直接降温和阶梯降温2种降温方法，探究降温模式对短程硝化性能的影响。其次，在低温条件下研究碳氮比和碳源类型对反硝化脱氮效率的影响。设置C/N=4、5和6，碳源采用乙酸钠、蔗糖和葡萄糖。最后，在确定的最佳反硝化条件下，研究分批进水模式对亚硝酸型同步短程硝化反硝化脱氮效率的提升效果。

2 结果与讨论

2.1 短程硝化的控制

溶解氧（DO）、氧化还原电位（ORP）与氨氮的变化存在着对应关系。为防止曝气过度，避免亚硝态氮转化为硝态氮，DO和ORP的共同控制成为判断短程硝化结束的关键。在曝气阶段，进水中的氨氮会消耗水中的氧气，此时反应器内溶解氧的供给和消耗处于一个稳定的状态。当氨氮即将降解完成时，AOB对水中溶解氧的消耗速率降低，导致在线传感器检测到的DO和ORP快速上升，两者的变化可以作为短程硝化阶段完成的标志，并及时停止曝气。随后系统处于缺氧阶段并补充乙酸钠，由于水中还有部分异养微生物，溶解氧会被快速降解，DO和ORP快速下降，SBR进入反硝化阶段［11-12］。

在反硝化阶段，DO质量浓度为0且始终保持不变，在亚硝酸盐转化为氮气的过程中，氧化态的亚硝酸盐质量浓度不断降低，导致ORP不断下降；当亚硝态氮降解完时，ORP会出现一个拐点，然后开始缓慢下降，可用这一拐点作为反硝化过程结束的标志［13］。2个SBR连续周期内DO及ORP的变化趋势如图1所示。试验根据DO和ORP的变化趋势，使用智能控制系统实时在线监测短程硝化和反硝化阶段，有效提高了短程硝化反硝化SBR的启动效率。

2.2 短程硝化启动及运行

在短程硝化启动过程中，利用电加热带使SBR的水温保持在30 ℃。30 ℃条件下SBR的NAR变化情况如图2所示，在启动前期，反应器内的短程硝化效果并不明显，直到反应器运行30 d时，硝化过程达到稳定，NAR在78%左右，表明在中温条件下短程硝化已成功启动，然后关闭SBR的加热系统。

当SBR系统在30 ℃条件下实现短程硝化的稳定运行时，开始探索在低温条件下SBR的脱氮效果，分别在2个SBR中采取直接降温和阶梯降温2种模式。采用直接降温时，直接关闭电加热带，SBR在水温为14.8～19.4 ℃条件下运行，SBR的运行情况如图3所示。当SBR采用直接降温时，SBR的初始NAR值仅为26.96%，直到反应运行51 d时，NAR才能达到82.90%，此时氨氮的去除率为89.57%。虽然大部分氨氮都能被去除，但是氨氮转化为亚硝态氮时，亚硝态氮会进一步转化为硝态氮，导致NAR并不高。这是因为在30 ℃条件下驯化好的短程硝化污泥，在大幅降温时会对AOB的生长产生抑制。

阶梯降温模式是采用逐步降温的方式，降温梯度为28、25、21、17 ℃。SBR在一个温度梯度条件下稳定运行后，即进行下一梯度的降温，阶梯降温条件下SBR的NAR和氨氮去除率情况如图4所示。

当SBR采用阶梯降温的方式时，SBR在4个温度梯度下的平均NAR分别为85.37%、92.77%、88.54%、86.54%，整个过程的NAR值始终保持在80%以上，氨氮的去除率均在88%以上（在个别运行周期内，氨氮去除率可以达到100%）。这表明采用阶梯降温的方式有利于短程硝化在低温条件下运行。而直接降温时NAR并不稳定，运行到51 d时，NAR仅在82%左右，氨氮去除虽有明显效果，但略低于阶梯降温方式。

2.3 反硝化脱氮效果

为进一步探索低温条件下SBR的反硝化脱氮效果，取出短程硝化过程结束后的污泥，用自来水清洗3次，在500 mL发酵瓶内室温下进行反硝化批次试验，探索不同C/N和不同碳源对反硝化过程的影响。

2.3.1 不同碳氮比

已有研究表明，碳氮比对反硝化过程有影响［14］，反硝化试验在C/N=4、5和6的条件下进行，分别以亚硝酸钠和硝酸钾为氮源，乙酸钠为碳源，控制NOx--N的质量浓度为50 mg/L，COD的质量浓度为200 mg/L，在发酵瓶内进行对比试验，试验结果如图5所示。

在C/N为4、氮源为亚硝酸钠时，反硝化阶段的速率为28.91 mg（N）/［g（MLSS）·h］。当反应进行到1 200 s左右时，反硝化过程基本结束，水中的NOx--N基本去除完全。当氮源为硝酸钾时，反应前期碳源充足，反硝化速率较快，硝酸盐去除效果较为明显。当反应进行到1 216 s左右时，由于碳源不足导致硝酸盐不能继续降解，反硝化过程受到限制，水中还有大量的NOx--N，NOx--N的去除率仅为64.3%。试验结果表明，在C/N=4的条件下，以亚硝酸钠为氮源的反硝化过程明显快于以硝酸钾为氮源的反硝化过程，此过程中NOx--N基本可以完全去除；但以硝酸钾为氮源时，NOx--N并不能完全去除。

为探究完成硝酸盐反硝化的最佳碳氮比，接着进行了C/N=5的批次试验。在C/N为5、氮源为亚硝酸钠时，反硝化阶段的速率为44.59 mg（N）/［g （MLSS）·h］，当反应进行到730 s左右时，反硝化过程基本结束。当氮源为硝酸钾时，反硝化阶段的速率为28.75 mg（N）/［g（MLSS）·h］，当反应进行到980 s左右时，反硝化过程基本结束。试验结果表明，在C/N=5的条件下，以亚硝酸钠和硝酸钾为氮源的反硝化过程全都可以结束，但以亚硝酸钠为氮源的反硝化过程相较于以硝酸钾为氮源的反硝化过程用时较短，可以有效缩短反应时间。

为进一步探索合适的碳氮比完成反硝化过程，又进行了C/N=6的批次试验。在C/N为6、氮源为亚硝酸钠时，反硝化阶段的速率为34.01 mg（N）/［g（MLSS）·h］，当反应进行到720 s左右时，反硝化过程基本结束。在C/N为6、氮源为硝酸盐时，反硝化阶段的速率为33.85 mg（N）［g（MLSS）·h］。在反应进行980 s左右时，反硝化过程基本结束。试验结果表明，在C/N=6时，以亚硝酸钠和硝酸钾为氮源的反硝化过程均能进行，相较于C/N=5，2种氮源消耗时间均更短；但是相较于C/N=5，碳源的用量变多，增加了反应运行的成本。

通过以上批次试验得知，随着碳氮比的升高，氮的去除效果变好，这是由于反硝化细菌是异养菌，需要有机碳源作电子供体。系统内的有机碳源增多，反硝化细菌得到的碳源越多，反硝化效果就越好［15］。而在实际运行中还要考虑运行成本，因此以亚硝酸钠为氮源时，进行反硝化过程的最适宜C/N为4；以硝酸钾为氮源时，进行反硝化过程的最适宜C/N为5。

为进一步探究不同氮源条件下COD在反硝化过程中的消耗速率，在C/N=5条件下对使用硝酸钾和亚硝酸钠2种氮源的COD的消耗速率做了批次试验。以乙酸钠作为碳源，COD投加量为250 mg/L，进一步探索不同氮源条件下的反硝化速率，结果如图6所示。

由图6可知，以亚硝酸钠为氮源时，反应在735 s左右结束，COD质量浓度从250 mg/L降到53 mg/L。以硝酸钾为氮源时，反硝化过程在915 s左右结束，COD质量浓度从200 mg/L降到34 mg/L。因此，以亚硝酸钠为氮源可以有效节约反应时间，节省碳源，加快工艺进程。综上所述，C/N=5是进行反硝化的最适碳氮比，且以亚硝酸钠为氮源进行的反硝化速率高于以硝酸钾为氮源进行的反硝化速率。

2.3.2 不同碳源

有研究结果表明，不同外源性碳源的投加对系统的反硝化过程影响也不同，即使投加相同COD当量的外源性碳源，处理的效果也会有所不同［16］。基于上述试验，当C/N=5时，继续研究不同碳源对反硝化过程的影响。试验分别以乙酸钠、葡萄糖和蔗糖为碳源（碳源投加方式均为单一投加），以亚硝酸钠为氮源，在C/N=5的条件下进行试验，COD的质量浓度均为250 mg/L，试验结果如图7所示（以乙酸钠为碳源的反硝化结果如图5所示）。

试验结果表明，当以葡萄糖和蔗糖分别为单一碳源时，亚硝酸盐的去除率分别为16.3%和22.2%，反硝化效果并不理想。由此可以看出，此研究前期一直使用乙酸钠为碳源，反硝化菌对乙酸钠产生了适应性。因此，乙酸钠是该SBR内污泥的最佳反硝化碳源，反硝化阶段的速率可达到44.59 mg（N）/［g （MLSS）·h］。由于碳源的种类对反硝化过程有较大的影响，因此在实际运行过程中选择合适的碳源至关重要。

2.4 亚硝酸型同步硝化反硝化批次进水研究

根据短程硝化反硝化的启动和反硝化批次试验，确定了SBR的最佳运行条件。同时，借鉴同步硝化反硝化的启动方法，采用分批进水的模式实现亚硝酸型同步硝化反硝化工艺的启动。1个SBR的运行周期包括预曝气（为去除上一个周期反应器内剩余的COD）、进水、曝气（短程硝化）、缺氧搅拌（反硝化）、沉淀、出水和闲置操作单元，其中进水、曝气和缺氧搅拌单元连续循环进行5次。SBR的有效工作容积为10 L，周期内每批次进水的体积为0.6 L，5次进水的总体积为3 L。SBR的曝气方式采用间歇曝气，使AOB可以迅速繁殖并保持稳定，而NOB的活性则会被抑制［17］。批次进水能及时促进NO2--N进行反硝化［18］，可以有效抑制NOB的活性，该阶段的试验结果如图8所示。

进水后，SBR先经历1个曝气阶段进行短程硝化反应。曝气结束后，NH4+-N转化为NO2--N和少量的NO3--N，5个批次中NH4+-N的平均转化率可达到97.15%，出水无机氮的质量浓度降至10.02 mg/L，一个周期运行时间为7.5 h左右。由于曝气阶段水中的异养微生物消耗了大量的COD，曝气结束后反应器内碳源几乎消耗完毕，在缺氧阶段反硝化效果并不明显，消耗了大量时间，减缓了反应进程。于是对工艺进行优化，去掉缺氧阶段，整个SBR的反应阶段由5个循环进行的进水和曝气单元组成，优化后的试验结果如图9所示。

与之前的运行模式相比，在曝气阶段结束后直接进水且不进行搅拌，进水阶段的环境处于缺氧状态。并且每批进水中含有充足的碳源，反硝化速率较快，NO2--N和NO3--N在这个过程中基本能完全去除。优化后的1个SBR周期运行时间为4.2 h左右，每天可以运行5～6个周期。相较于优化前的工艺，优化后的工艺运行时间减少，节约了运行成本，且最终出水无机氮质量浓度为11.06 mg/L，符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A排放标准。

3 结论

①利用DO和ORP的实时监测数据，精准控制氨氮的氧化反应，有效提高了短程硝化反硝化SBR的启动效率。并利用阶梯降温的方式，在低温条件下实现了短程硝化反硝化SBR工艺的快速启动。

②针对反硝化过程的影响因素，探究了碳源种类和碳氮比对反硝化过程的影响。研究结果表明，在碳源为乙酸钠、C/N=4的情况下，以亚硝酸钠为氮源的反硝化过程在1 200 s左右可以结束。

③采用5批进水的方式，实现了亚硝酸型同步硝化反硝化脱氮工艺的启动。出水氨氮和无机氮质量浓度达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB 18918—2002）一级A排放标准。

参考文献：

［1］车林轩，刘方剑.厌氧氨氧化生物脱氮研究进展［J］.广东化工，2022，49（8）：89-90，114.

［2］夏丽君.污水生物脱氮工艺技术应用分析［J］.皮革制作与环保科技，2021，2（11）：99-100.

［3］张立秋，韦朝海，张可方，等. 常温下SBBR反应器中短程同步硝化反硝化的实现［J］. 工业用水与废水，2008，39（4）：1-5.

［4］王磊，吴蓓.同步短程硝化反硝化研究［J］.水资源保护，2007（4）：88-90，94.

［5］吴丹，刘伯赈.污水处理中短程同步硝化反硝化理论的研究进展［J］.建筑工程技术与设计，2016（24）：1982.

［6］韩亚琳，王福浩，王群，等.HSBBR运行模式对同步短程硝化反硝化脱氮及微生物群落特征的影响［J］.环境工程，2021，39（1）：51-57，17.

［7］甘露，张磊，姜洋彬，等.我国污水处理厂主要运行工艺分析［J］.中国资源综合利用，2021，39（5）：196-198.

［8］姜金凤，王凯，袁书垚.低温条件下维持短程硝化稳定运行的影响因素研究［J］.科技风，2021（36）：196-198.

［9］ZHANG X X，WU P，MA L P，et al. A novel simultaneous partial nitrification and denitratation （SPND） process in single micro-aerobic sequencing batch reactor for stable nitrite accumulation under ambient temperature［J］. Chemical Engineering Journal，2021，425：130646.

［10］陈翰，马放，李昂，等.低温条件下污水生物脱氮处理研究进展［J］.中国给水排水，2016，32（8）：37-43.

［11］穆剑楠，吴朕君，杜亚飞，等.短程硝化SBR实时控制与微生物群落研究［J］.工业水处理，2019，39（12）：23-29.

［12］高大文，彭永臻，杨庆，等.应用实时控制实现和稳定短程硝化反硝化［J］.中国给水排水，2003（12）：1-5.

［13］吴朕君，穆剑楠，单润涛，等.基于DO和ORP的短程硝化SBR控制方法研究［J］.水处理技术，2019，45（7）：114-118，139.

［14］WANG Z，ZHANG L，ZHANG F Z，et al. Enhanced nitrogen removal from nitrate-rich mature leachate via partial denitrification （PD）-anammox under real-time control［J］. Bioresource Technology，2019，289 ：121615.

［15］傅金祥，徐岩岩.碳氮比对短程硝化反硝化的影响［J］.沈阳建筑大学学报（自然科学版），2009，25（4）：728-731.

［16］王洪贞，李毅.不同外碳源对生物反硝化影响的研究［J］.科学技术与工程，2013，13（19）：5728-5731.

［17］刘宏，彭永臻，卢炯元，等.温度对间歇曝气SBR短程硝化及硝化活性的影响［J］.环境科学，2017，38（11）：4656-4663.

［18］张立秋.亚硝酸型同步硝化反硝化生物脱氮试验研究［D］.广州：华南理工大学，2009.