生物脫氮技術(BNR)基于有效性、經濟性以及環境友好性等優點，已被廣泛地運用于去除污水中的營養物質，用以解決水體、河流、湖泊等產生的富營養化問題。相比于傳統的異養型硝化反硝化生物除氮工藝，自養型短程硝化反硝化生物除氮工藝被視為一種創新和經濟有效的除氮工藝，能夠減少25%的耗氧量及40%的有機碳消耗量。根據傳統的脫氮理論，完全反硝化的理論碳氮比(C/N)為2.86，考慮到微生物的生長，實際比值至少為4以上。有研究表明：在不添加碳源的基礎上，利用短程硝化反硝化原理，可實現低C/N的水產養殖廢水脫氮。也有研究表明：應用短程硝化反硝化工藝處理C/N垃圾滲濾液，在 C/N為3.86和污泥濃度MLSS為6.09 g·L−1的情況下，進行以NO2−-N為主的反硝化時，NO2−-N去除率為89.7%。這種除氮工藝不僅能夠實現較高的除氮率，而且除氮過程中污泥產生量較少，尤其適用于高含氮量的工業污水以及C/N較低的污水。短程硝化建立過程中，面臨的難題是復雜的啟動過程和運行穩定性。在啟動階段，從微生物角度來看，在氨氧化菌(AOB)與亞硝酸鹽氧化菌(NOB)繁殖過程中，需要抑制或減少NOB的數量從而抑制NO2−到NO3−的轉化過程。通過控制pH、溫度、溶解氧含量、泥齡(SRT)、游離氨、游離亞硝酸、添加化學抑制劑等運行條件都被證明可以影響AOB-NOB的生長反應動力，這些影響因素的結合運用能夠相對容易地建立穩定的短程硝化。相比于工業污水以及垃圾滲濾液中高濃度的COD以及氨氮含量，在市政污水的處理中，由于較低的氮含量及溫度的限制，在污泥AOB-NOB的生長過程中，對NOB的抑制作用較弱，無法建立穩定的氨氮硝化反應轉換到亞硝酸的過程。研究發現，硫化物對于NOB的生長具有可逆性抑制作用，硫化物作為抑制劑去控制NOB在短程硝化中的生長，能夠短時間實現短程硝化。硫化物也可以在自養型短程反硝化中作為電子的供體，推動反應進行，不需要再另外添加碳源。硫化物的獲取相對來說較簡易，可通過硫酸鹽還原菌制備硫化物，為處理大量含有硫酸根的廢水提供了選擇。
基于以上理論基礎，本研究通過控制實驗低氧厭氧條件，利用硫化物推動自養型短程硝化反硝化，在C/N約為0.6的條件下，高效去除污水中生物氮含量。研究實驗具體思路為：借助于序批反應器(SBR)，通過控制運行條件，構建一體化自養型短程硝化反硝化生物脫氮反應器。在短程硝化啟動階段引入硫化物，利用硫化物的抑制作用在低氧條件下快速建立穩定的短程硝化過程，在厭氧條件下利用硫化物作為電子供體在短程反硝化中除氮，從而實現對市政污水高效節能一體化生物除氮處理。
1 材料與方法
1.1 材料
1.1.1 實驗裝置
SBR容積為4 L，在室溫(23±2) ℃條件下運行。配置溶解氧自動控制系統、pH探頭、攪拌機、連接定時控制裝置的進水泵和出水泵。反應器置換率為50%。實驗裝置具體如圖1所示。
圖1 反應裝置示意圖
1.1.2 實驗配水
反應器進水為人工模擬廢水，其組成為：(NH4)2SO4 (提供NH4+-N，具體濃度按需配置);Na2S·9H2O(具體濃度按需配置);KH2PO4 10 mg·L−1;CaCl2·2H2O 5.6 mg·L−1;MgSO4·7H2O 300 mg·L−1;KHCO31 250 mg·L−1;微量元素濃縮液Ⅰ、Ⅱ各加入1.25 mg·L−1。微量元素溶液的組成見表1。
表1 微量元素組成表
1.1.3 接種污泥
污泥使用來自廣東省佛山市南海區里水鎮污水廠二沉池中的回流活性污泥。收集來的污泥放置于珠江水利委員會珠江水利科學研究院里水實驗基地水環境實驗室原有曝氧12 L的SBR中，采用市政污水配比水培養2個月，直至污泥的生物濃度MLVSS穩定在3 000 mg·L−1左右，接種進入SBR短程硝化反硝化反應器進行實驗研究。
1.2 方法
1.2.1 反應器運行階段
階段1：短程硝化的建立。在實驗1～30 d，反應器在室溫25 ℃條件下運行，DO濃度控制在(1.0±0.5) mg·L−1，pH控制在8。SBR設置為6 h一個循環，水力停留時間(HRT)為12 h。SBR一個循環包括10 min供水，5 h低氧，30 min沉淀和20 min出水。在半個水力停留時間內，出水的置換率為50%。配水氨氮(NH4+-N)濃度為(100±10) mg·L−1，S2-濃度(50±5) mg·L−1，COD濃度為60 mg·L−1。葡萄糖作為唯一碳源。
階段2：短程硝化反硝化過程培養。在31～60 d，SBR循環的運行過程中增加6 h厭氧時間段用以進行反硝化反應。SBR設置為12 h一個循環，水力停留時間(HRT)為24 h。SBR運行循環更改為10 min供水，5 h低氧，6 h厭氧，30 min沉淀和20 min出水。配水組成與階段1相同。
階段3：短程硝化反硝化穩定運行。在61～91 d，SBR循環縮短為6 h。循環包括10 min供水，2.5 h低氧，2.5 h厭氧，30 min沉淀和20 min出水，水力停留時間(HRT)為12 h。配水組成與階段1相同。
1.2.2 pH批次實驗
在90 d，從反應器中取出硝化污泥，用蒸餾水清洗3遍，去除其中混合的氨氮、硝酸鹽、亞硝酸鹽等物質。將清洗后的污泥等分為4份，將其依次加入4個4 L的SBR(見圖1)中，批次反應器編號依次為A、B、C和D。分別添加相同組分的合成廢水4 L，其中：NH4+-N 60 mg·L−1、COD 60 mg·L−1(選用葡萄糖進行配制，下同)和S2-50 mg·L−1，以提供氮源、碳源和硫化物。利用Na2HPO4和NaH2PO4緩沖溶液，將4個批次反應器pH分別控制在6.0、7.0、8.0和9.0。通過小型氣泵控制4個反應器內的DO濃度穩定在1.0～1.5 mg·L−1。反應時間持續6 h，每小時從各反應器中取樣，對硝酸根、亞硝酸根和氨氮濃度進行檢測。通過分析實驗數據，得到氨氮氧化以及亞硝酸根積累的最適宜pH。
1.2.3 硫化物批次實驗
在90 d，從反應器中取出硝化污泥，用蒸餾水清洗3遍，去除其中混合的氨氮、硝酸鹽、亞硝酸鹽等物質。將清洗后的污泥等分為4份，將其依次加入4個4 L的SBR(見圖1)中，編號分別為批次反應器A1、B1、C1和D1。分別添加相同組分的合成廢水4 L，其中：NH4+-N 60 mg·L−1和COD 60 mg·L−1。利用Na2HPO4和NaH2PO4緩沖溶液，將反應器pH控制在8。反應器A1不添加硫化物，反應器B1、C1、D1中分別加入不同濃度的硫化物，B1為25 mg·L−1，C1為50 mg·L−1，D1為75 mg·L−1。短程硝化批次實驗共進行3 h，通過小型氣泵控制反應器內的DO濃度，使其穩定在1.0～1.5 mg·L−1。每30 min取樣檢測硝酸根、亞硝酸根、氨氮濃度。
反硝化批次實驗前期工作同短程硝化批次實驗，共進行3 h，反應器密封并連接氮氣保證厭氧環境，編號分別為批次反應器A2、B2、C2。向3個反應器中分別添加相同組分的合成廢水4 L，其中：NO2− 60 mg·L−1，無COD添加。利用Na2HPO4和NaH2PO4緩沖溶液，將反應器pH控制在8，反應器A2不添加硫化物，反應器B2、C2中加入不同濃度的硫化物，B2為25 mg·L−1，C2為50 mg·L−1。每1 h取樣檢測亞硝酸根、硫化物的濃度。
1.3 分析方法
NH4+-N分析采用納氏試劑比色法，NO2−-N、NO3−-N分析采用紫外分光光度法，TN分析采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法。COD分析采用重鉻酸鉀法。S2−測定采用對氨基二甲基苯胺光度法，SO42−采用鉻酸鋇分光光度法，污泥顆粒大小由激光衍射粒度儀(LSI3 320,Beckman Coulter)測定。SBR中污泥的物理性質MLSS,MLVSS參照國家標準方法檢測。
2 結果與討論
2.1 反應器運行情況分析
2.1.1 短程硝化的建立階段表現分析
圖2為階段1氨氮處理效果與氨氮轉化亞硝酸鹽比率。由圖2可知，進水氨氮平均為98.39 mg·L−1，出水氨氮的濃度在前7 d快速下降， 1、3和5 d分別為45.6、33.8、23.7 mg·L−1, 7 d降低至9.8 mg·L−1，之后趨于穩定。9～31 d的平均值為2.89 mg·L−1，氨氮的去除率穩定在91%左右，說明反應器氨氮的去除率效果較好。
氨氮轉化為亞硝酸鹽比率在1、3、5 d分別為23.8%、 53.7%和81.6%。7 d達到91%之后穩定在92%左右，說明短程硝化快速建立并穩定進行。出水硝酸鹽的濃度1 d為29.1mg·L−1，之后3 d下降到13.8mg·L−1，5 d上升到17.4 mg·L−1，之后逐步下降并穩定在10 mg·L−1以下。該結果表明在硫化物的加入下，短程硝化在7 d實現穩定的建立。硝酸鹽很快穩定在低位濃度，而亞硝酸鹽很快穩定在高位濃度,主要原因是硫化物對NOB的活性產生抑制作用。
圖2 階段1 氨氮處理效果與氨氮轉化亞硝酸鹽比率
2.1.2 短程硝化反硝化過程培養階段表現分析
在31～61 d，通過調整反應器循環時間以及增加厭氧階段，短程硝化后加入了反硝化。圖3為階段2氨氮處理效果與總氮去除率。由圖3可知，進水氨氮濃度平均為98.3 mg·L−1，出水氨氮從開始就穩定保持在5 mg·L−1以下，說明有較好的除氨氮效果。出水中硝酸鹽含量極低，證明反硝化過程中硝酸鹽由硫化物提供的電子轉化為亞硝酸鹽，繼而轉化為氮氣。出水亞硝酸鹽的濃度呈現下降的趨勢，31～47 d逐步下降，從57.1 mg·L−1下降并穩定至10 mg·L−1。總氮去除率從31～49 d逐步上升，由起始32.68%上升并在49 d后穩定在90%以上。由于進水中含有較低濃度的COD，存在著異養型反硝化。起始階段受到COD濃度限制，異養型反硝化效果較差，隨著反應器運行時間的增加，污泥里的自養型反硝化細菌群會逐漸繁殖，反硝化效果會逐漸增強，除氮效果明顯提升。
圖3 階段2 氨氮處理效果與總氮去除率
2.1.3 短程硝化反硝化穩定運行階段表現分析
在63～93 d，短程硝化反硝化的運行時間縮短為2.5 h,HRT縮短至6 h。圖4為階段3氨氮處理效果與總氮去除率。由圖4可知，出水中氨氮濃度由15.3 mg·L−1緩慢下降，79 d穩定在5.7 mg·L−1左右。出水中亞硝酸鹽的濃度從63 d的61.1 mg·L−1持續下降到77 d的12.6 mg·L−1�？偟コ蕪�63 d的35.9%逐步上升，到77 d趨于穩定，達到80%左右，之后緩慢上升至90%以上。對比階段2中氨氮、亞硝酸鹽和總氮濃度變化，說明自養型反硝化細菌需要一段時間繁殖才能使反應器穩定運行。硝酸鹽的濃度開始階段保持在0.83 mg·L−1，說明硫化物不僅抑制了NOB產生硝酸鹽，而且推動了自養型反硝化的進行。本研究進行了3個月，若延長實驗運行時間，反應器內微生物會逐步適應環境，已建立的短程硝化效果會降低，系統穩定性下降。有研究通過分階段投加硫化物，保證在反應過程中對NOB的持續抑制作用，為解決此問題提供了一個新思路。短程硝化反硝化長期穩定運行條件的探索為下一階段的研究提供了新的方向。
圖4 階段3 氨氮處理效果與總氮去除率
2.2 反應器中污泥顆粒大小變化分析
在短程硝化反硝化系統正常運行過程中，反應器中顆粒大小有逐步降低的趨勢。起始階段，接種后反應器中污泥顆粒大小為465 μm，在運行到40 d時，根據檢測數據顯示，污泥顆粒大小降低到323 μm。在運行到80 d時，污泥顆粒大小降低到203 μm。造成反應器中污泥顆粒大小降低原因可能是由于反應器內反應物NO2−的濃度和pH的限制，影響到FNA的變化。反應過程中FNA濃度的增加影響了胞外聚合物EPS，使其原本的對污泥顆�；木酆献饔猛呓��？紤]到接種污泥本身顆粒化程度較低，因此，硫化物對短程硝化反硝化反應器中污泥顆�；拔勰囝w粒大小的影響還需要進一步的研究。具體聯系污水寶或參見http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。
2.3 反應器中污泥產生量變化分析
反應器中污泥的產生量變化是通過分析反應器內混合液揮發性懸浮固體濃度MLVSS的變化來進行評價。圖5為反應器內污泥生物量濃度變化，SBR中累積生物增長率為0.31g·d−1，氨氮去除率為0.79 g·d−1，對應的污泥產生量MLVSS與NH4+-N濃度之比約為0.39。研究發現，純硝化生物產生量MLVSS與NH4+-N濃度之比大約在0.10～0.17，低于本反應器得到的數據。原因是產泥量MLVSS與COD濃度之比約為0.46，進水中COD濃度50 mg·L−1造成了異養型生物量的產生。因此，相比于傳統的除氮工藝，本脫氮技術有著污泥產生量少的優點。
圖5 反應器內污泥濃度變化
2.4 pH批次實驗結果分析
選取等量的污泥加入pH=6.0、7.0、8.0、9.0的合成廢水，在DO濃度1.5 mg·L−1和溫度25 ℃條件下進行分批實驗，圖6～圖8分別為pH對氨氮、亞硝酸鹽和硝酸鹽濃度變化的影響。由圖6、圖7和圖8可知，在pH=6.0和pH=7.0的條件下，氨氮氧化率和亞硝酸鹽積累率明顯低于在pH=8.0和pH=9.0的條件下。對相關數據進行對比分析，在pH從8.0降低到7.0的過程中，AOB的活性在一定程度上被抑制。當pH由8.0降到7.0的過程中，氨氮的氧化率減少了45%。盡管氨氮的轉化率在pH=9.0也較高，但是相比于pH=8.0的情況下，氨氮更多的是轉化為硝酸鹽而不是亞硝酸鹽。同時pH影響著反應器內FNA游離亞硝酸和游離硝酸濃度，對AOB和NOB的活性有著直接和間接的影響。結果說明在pH=8.0情況下，短程硝化的活性與pH=9.0相似，不過在pH=9.0的情況下，硝化作用的活性明顯強于pH=8.0的情況，導致NO2−快速轉化為NO3−。因此pH=8.0更適合于短程硝化的積累。
圖6 pH對氨氮濃度變化的影響
圖7 pH對亞硝酸鹽濃度變化的影響
圖8 pH對硝酸鹽濃度變化的影響
2.5 硫化物批次實驗結果分析
硫化物是抑制SBR體系中NOB生長形成短程硝化的主要因素。圖9～圖11分別為短程硝化批次實驗中不同濃度的硫化物反應器氨氮、亞硝酸鹽、硝酸鹽濃度的變化。由圖9～圖11可知，在加入硫化物濃度50、75 mg·L−1的條件下，反應器C1、D1中3 h亞硝酸鹽積累率達到了90%以上，僅有少量硝酸鹽生成且濃度變化相似。反應器B1中3 h亞硝酸累積率為72.9%，硫化物濃度較低，亞硝酸鹽積累率受到了一定影響。在未加入硫化物的條件下，反應器A1中3 h亞硝酸鹽積累率僅有62.5%，并生成了13.9 mg·L−1的硝酸鹽。考慮反應器B1內污泥在長期實驗中受到硫化物的抑制，污泥中NOB含量較少，但亞硝酸鹽積累率仍然受到了較大的影響，并產生較高濃度的硝酸鹽。因此，批次實驗結果說明硫化物對于短程硝化有著明顯的抑制作用。
圖9 不同濃度硫化物條件下反應器A1、B1、C1、D1氨氮濃度變化
圖10 不同濃度硫化物條件下反應器A1、B1、C1、D1亞硝酸鹽濃度變化
圖11 不同濃度硫化物條件下反應器A1、B1、C1、D1硝酸鹽濃度變化
圖12為反硝化批次實驗中不同濃度的硫化物對反應器內亞硝酸鹽濃度、硫化物濃度變化。批次實驗設計未投加硫化物、投加適量硫化物濃度25 mg·L−1以及投加過量硫化物50 mg·L−1，研究硫化物對短程反硝化的影響。由圖12可知，在3 h時，在50 mg·L−1條件下，亞硝酸鹽去除率達到了99.1%，除氮效果很好，反應器內發現少量沉淀S0固體，剩余硫化物濃度約為18.8 mg·L−1。在硫化物25 mg·L−1條件下，亞硝酸鹽去除率為72.78%，反應器內未有檢測出硫化物。在未添加硫化物的條件下，亞硝酸鹽濃度基本沒有變化。本批次實驗結果顯示，在硫化物過量的條件下，反硝化效率高，出現硫單質，與S0轉化SO42-還原作用菌的反應效率有關。在硫化物適量的情況下，反應器內亞硝酸鹽未能完全去除。在未投入硫化物的情況下，基本未有反硝化發生，因此證明硫化物承擔電子供體的作用推動反硝化的進行。
圖12 不同濃度硫化物條件下反應器A2，B2，C2亞硝酸鹽濃度變化
一方面，硫化物對體系硝化菌會產生選擇性淘汰作用，NOB對于硫化物的濃度變化比AOB敏感，使體系中產生耐硫型AOB;另一方面，硫化物能抑制NOB 的活性，從而實現亞硝酸鹽的累積。本研究在起始階段通過向反應器中投加50 mg·L−1的硫化物，成功抑制了NOB的生長，較快并穩定建立短程硝化，在厭氧條件下由硫化物作為電子供體實現了自養型反硝化，達到90%以上的除氮率。
3 結論
1)硫化物作為短程硝化反應中的抑制劑以及短程反硝化中電子供體，亞硝酸根或硝酸根作為電子的受體，推動反應器短程硝化反硝化循環進行，可高效去除污水中氮污染物含量。
2)在水力停留時間為12 h，硫化物濃度約為50 mg·L−1，C/N約為0.6的條件下，可成功實現短程硝化反硝化，并達到了總氮90%以上的去除率。
3)基于適用于低C/N，具有較高的總氮去除率以及反應條件可控性高等優點，該工藝有推廣用于污水處理實施的價值。
4)在滿足短程硝化反硝化穩定運行的條件下，下一階段將研究培養顆粒化污泥并引入反應器中，以進一步縮短HRT，提高處理效率。(來源：環境工程學報 作者：常賾)
