污水的脫氮除磷成為水污染控制中廣受關(guān)注的熱點(diǎn).越來越多的國家和地區(qū)建立了嚴(yán)格的污水氮磷排放標(biāo)準(zhǔn).近年來, 水污染問題日趨嚴(yán)峻, 畜禽養(yǎng)殖廢水是農(nóng)村面源污染的一大來源, 大量排放的畜禽糞便污水日積月累, 在各大城市周邊地帶形成了龐大的污染源, 其中養(yǎng)豬廢水是污染排放主體.針對豬場沼液富含氮、磷、有機(jī)物以及營養(yǎng)比例嚴(yán)重失調(diào)、碳氮比極低的水質(zhì)特點(diǎn),采用的生物反應(yīng)器處理技術(shù)是實(shí)現(xiàn)原位污染控制的根本途徑.間歇曝氣序批式生物反應(yīng)器(intermittently aerated sequencing batch reactor, IASBR)通過一個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)缺氧環(huán)境和好氧環(huán)境的多次交替, 有效實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的積累, 能實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化反硝化脫氮,從而在硝化階段節(jié)省40%的氧氣消耗, 在反硝化階段節(jié)省25%的有機(jī)碳源消耗, 污泥產(chǎn)量大幅減少, 反硝化反應(yīng)速率大幅提高, CO2排放量減少20%/同時(shí), 間歇曝氣的運(yùn)行模式下, 缺氧反硝化過程中產(chǎn)生的堿度能及時(shí)補(bǔ)充好氧硝化過程中消耗的堿度,節(jié)省調(diào)堿藥劑消耗.

　　Zhang等(2011) 的研究表明，間歇曝氣序批式生物反應(yīng)器(IASBR)在控溫(26±1) ℃、運(yùn)行碳氮比3.0條件下處理養(yǎng)豬沼液, 可以實(shí)現(xiàn)COD和TN的去除率分別為89.8%和76.5%.另外, Pan等(2014) 使用IASBR處理屠宰廢水, 在11 ℃的低溫下, 當(dāng)進(jìn)水COD/TN為10.5.曝氣量為0.6 mg·L-1時(shí), COD和TN的去除率可分別達(dá)到98.2%和97.7%.而穩(wěn)定短程硝化反硝化的控制關(guān)鍵在于體系內(nèi)維持合理的低溶解氧條件、污泥齡、溫度及pH值, 從而使氨氧化菌成為優(yōu)勢菌, 同時(shí), 控制合理的碳氮比來保證系統(tǒng)內(nèi)菌群微環(huán)境生理功能的發(fā)揮.課題組前期研究(宋小燕等, 2016)表明, 采用分步進(jìn)水IASBR處理養(yǎng)豬沼液, 控溫30 ℃，運(yùn)行碳氮比2.4左右條件下, 不需要控制溶解氧、pH條件, 即實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化反硝化, 且脫氮效率大幅提高, COD和TN去除率分別達(dá)85%和90%左右.采用生物處理技術(shù)時(shí), 溫度是影響活性污泥中微生物活性的主要因素, 對受季節(jié)限制寒冷地區(qū)的污水或者受工藝限制的低溫廢水進(jìn)行處理的結(jié)果表明, 隨著溫度的降低, 有機(jī)物去除率、硝化/反硝化作用受到較大的沖擊, 直接影響出水水質(zhì).對于養(yǎng)豬沼液這類兼具復(fù)雜性和特殊性且處理成本要求苛刻的污染源, 隨沼液排放標(biāo)準(zhǔn)的全面升級, 技術(shù)升級也面臨著嚴(yán)峻挑戰(zhàn).

　　本文在先前研究基礎(chǔ)上, 考察IASBR反應(yīng)器在低溫下的脫氮除磷性能, 優(yōu)化運(yùn)行條件, 降低成本, 以期進(jìn)一步挖掘IASBR的技術(shù)優(yōu)勢, 為低碳氮比污水的低溫運(yùn)行處理提供、經(jīng)濟(jì)的技術(shù)選擇.

　　2 材料和方法(Materials and methods) 2.1 IASBR裝置

　　課題組在前期對進(jìn)水模式、分段數(shù)目、缺氧/好氧時(shí)間等運(yùn)行參數(shù)進(jìn)行了優(yōu)化研究,發(fā)現(xiàn)有機(jī)物和氨氮主要在前兩個(gè)缺氧/好氧循環(huán)段去除, TN沿各循環(huán)段均有去除, DO、pH和ORP變化規(guī)律可以間接反映有機(jī)物和氮素的去除情況, 進(jìn)而對分段進(jìn)水以及各缺氧和好氧時(shí)間進(jìn)行了優(yōu)化.在運(yùn)行條件優(yōu)化的基礎(chǔ)上, 本文研究采用的分步進(jìn)水IASBR裝置和運(yùn)行條件具體為：每12 h為一個(gè)運(yùn)行周期, 其中進(jìn)水10 min(周期進(jìn)水總量的50%), 無曝氣攪拌55 min, 曝氣90 min;進(jìn)水4 min(周期進(jìn)水總量的20%), 無曝氣攪拌45 min, 曝氣100 min;進(jìn)水4 min(周期進(jìn)水總量的20%), 無曝氣攪拌50 min, 曝氣95 min;進(jìn)水2 min(周期進(jìn)水總量的10%), 無曝氣攪拌40 min, 曝氣105 min;無曝氣攪拌40 min, 沉淀60 min, 排水20 min.

　　反應(yīng)器進(jìn)水仍取自養(yǎng)豬場沼氣池出水, 沼液水質(zhì)具體見表 1.

 　　表 1 試驗(yàn)水質(zhì)

　　本試驗(yàn)在前期研究(宋小燕等, 2016)基礎(chǔ)上降溫運(yùn)行, 運(yùn)行HRT固定不變?yōu)? d.因原沼液碳氮比(COD/TN)仍較低為1.2±0.3, 故向進(jìn)水中添加乙酸鈉調(diào)節(jié)進(jìn)水COD/TN.整個(gè)試驗(yàn)過程因運(yùn)行溫度的變化劃分為4個(gè)運(yùn)行階段：工況1(161~188 d), 運(yùn)行溫度30~25 ℃, 進(jìn)水COD/TN為3.1±0.4、從第189 d開始, 降低外加碳源的使用量, 進(jìn)水COD/TN降低為1.7±0.3, 其中工況2(189~233 d)運(yùn)行溫度為25~20 ℃;工況3(234~261 d)運(yùn)行溫度進(jìn)一步降低至20~15 ℃;工況4(262~307 d)低溫運(yùn)行, 其中262~287 d運(yùn)行溫度持續(xù)降低至10 ℃, 因體系硝化功能惡化, 故288~307 d控溫15 ℃運(yùn)行.反應(yīng)器內(nèi)污泥初始濃度在6.8 g·L-1左右, 除測試用泥外未手動(dòng)排泥.

　　2.2 分析項(xiàng)目和方法

　　COD、氨氮、硝態(tài)氮(NO3--N)、亞硝態(tài)氮(NO2--N)、TN、總磷(TP)、混合液懸浮固體(MLSS)的測定參照標(biāo)準(zhǔn)方法(國家*, 2002).溫度和pH采用便攜式pH計(jì)(DKK-TOA CORPORATION, HM-30P)測定.TOC值采用總有機(jī)碳分析儀(SHIMADZU CORPORATION, TOC-VCSN)測定.試驗(yàn)用水為Milli-Q水.

　　水溶液中, 游離氨(FA)及游離亞硝酸(FNA)濃度分別由公式(1) 和(2) 計(jì)算.

(1)

(2)

　　式中, cFA為游離氨濃度(mg·L-1);cT, NH3為總氨氮濃度(mg·L-1);cFNA為游離亞硝氮濃度(mg·L-1);cT, NO2-為總亞硝氮濃度(mg·L-1);T為溫度(℃).

　　亞硝態(tài)氮積累率(nitrite accumulation rate, NAR)由公式(3) (陳曉軒等, 2012)計(jì)算：

(3)

　　式中, cNO2--N為出水亞硝酸鹽氮的濃度(mg·L-1);cNO3--N為出水硝酸鹽氮的濃度(mg·L-1).

　　3 結(jié)果(Results) 3.1 污泥濃度變化

　　IASBR反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度變化如圖 1所示.工況1~工況4運(yùn)行HRT不變?yōu)? d, COD負(fù)荷依次分別為(0.11±0.04) kg·kg-1·d-1[(1.13±0.11) kg·m-3·d-1]、(0.10±0.03) kg·kg-1·d-1 [(0.80±0.11) kg·m-3·d-1]、(0.12±0.04) kg·kg-1·d-1 [(0.77±0.20) kg·m-3·d-1]和(0.13±0.03) kg·kg-1·d-1 [(1.12±0.21) kg·m-3·d-1].工況1(161~188 d), 進(jìn)水碳氮比(COD/TN)為3.1±0.4, 污泥濃度呈穩(wěn)定增長, 污泥濃度zui高達(dá)12.4 g·L-1.從189 d開始, 為進(jìn)行運(yùn)行成本優(yōu)化研究, 進(jìn)水中縮減碳源投加量, 運(yùn)行COD/TN降低至1.7±0.3, 其中工況2(189~233 d), 隨進(jìn)水COD/TN降低, 運(yùn)行COD負(fù)荷隨之降低, 微生物可利用的有機(jī)物濃度減少, 污泥濃度先降低后又升高至11 g·L-1左右, 因長時(shí)間未排泥, 污泥沉降性變差(SV30為70%左右);從第224 d開始排泥運(yùn)行(SRT=20 d), 至第233 d污泥濃度降低至5.2 g·L-1, 停止排泥, 污泥沉降性改善, SV30為27%.工況3(234~261 d), 負(fù)荷變化不大, 與工況 2相近, 運(yùn)行溫度持續(xù)降低(20~15 ℃), 不排泥后污泥濃度逐漸升高, 但污泥濃度變化不大, 穩(wěn)定在平均7 g·L-1.工況4(262~307 d), 體系進(jìn)入低溫運(yùn)行階段(15~10 ℃), 且因進(jìn)水水質(zhì)更換, COD負(fù)荷重新升高至與工況1相當(dāng), 發(fā)現(xiàn)污泥濃度僅略有升高, 并持續(xù)穩(wěn)定在8 g·L-1左右.

　　圖 1 IASBR中有機(jī)污泥負(fù)荷和污泥濃度變化

　　3.2 氨氮去除特性

　　氨氮負(fù)荷變化與氨氮去除效果以及亞硝態(tài)氮積累情況分別如圖 2和圖 3所示.

　　工況1(161~188 d), 運(yùn)行溫度為30~25 ℃, 運(yùn)行碳氮比(COD/TN)為3.1±0.4, 氨氮負(fù)荷較低為(0.16±0.04) kg·m-3·d-1, 除在運(yùn)行第180 d因進(jìn)水異常造成出水氨氮濃度升高波動(dòng)外, 出水氨氮濃度均在10 mg·L-1以下, 氨氮去除率高達(dá)99%.亞硝態(tài)氮積累率(NAR)達(dá)81.8%±11.6%, 亞硝態(tài)氮濃度很低為30 mg·L-1以下.

　　圖 2 IASBR中氨氮去除變化

　　圖 3 IASBR中亞硝態(tài)氮積累情況

　　　從第189 d開始, 系統(tǒng)進(jìn)水中減少乙酸鈉投加量, COD/TN降低為1.7±0.3.工況2(189~233 d), 運(yùn)行溫度持續(xù)降低為25~20 ℃, 因進(jìn)水水質(zhì)變化氨氮負(fù)荷提高為(0.29±0.07) kg·m-3·d-1, 發(fā)現(xiàn)氨氮去除率在降低COD/TN初期反而從90%左右提高到近100%.這主要因?yàn)橄趸?xì)菌為自養(yǎng)型好氧菌, 當(dāng)進(jìn)水 COD 降低時(shí), 反應(yīng)器內(nèi)異養(yǎng)菌增殖速率同時(shí)降低, 同時(shí)溶解氧消耗量減少, 氨氧化菌對溶解氧的親和力相對提高, 氨氧化菌的活性得到增強(qiáng), 導(dǎo)致硝化速率提高.運(yùn)行第213 d, 因?qū)嶒?yàn)進(jìn)水更換, 氨氮平均負(fù)荷從0.16 kg·m-3·d-1左右提高至0.29 kg·m-3·d-1, 受負(fù)荷沖擊出水氨氮濃度產(chǎn)生波動(dòng), 但隨體系對氨氮負(fù)荷沖擊的適應(yīng), 出水氨氮濃度逐漸降低.工況2, 亞硝態(tài)氮積累率進(jìn)一步提高到91.1%±8.4%, 而亞硝態(tài)氮濃度略升高至(77.2±38.9) mg·L-1.IASBR反應(yīng)器在20 ℃時(shí)仍能維持良好的短程硝化和反硝化性能, 未出現(xiàn)抑制現(xiàn)象.

　　工況3(234~261 d), 氨氮負(fù)荷基本不變?yōu)?0.28±0.04) kg·m-3·d-1, 當(dāng)溫度從20 ℃降低至15 ℃過程中, 除負(fù)荷沖擊影響, 氨氮去除率始終穩(wěn)定保持在95%以上, 未出現(xiàn)明顯的硝化抑制現(xiàn)象;但亞硝態(tài)氮積累率降低至80.9%±1.7%, 亞硝態(tài)氮濃度大幅升高為(352.9±73.4) mg·L-1, 發(fā)生明顯的反硝化抑制現(xiàn)象.

　　工況4(262~307 d), 其中262~278 d, 氨氮負(fù)荷不變?yōu)?0.28±0.03) kg·m-3·d-1, 運(yùn)行溫度從15 ℃迅速降低至10 ℃左右, 氨氮去除率從近100%降低到90%左右, 系統(tǒng)出水氨氮濃度升高近70 mg·L-1, 低溫10 ℃對硝化過程產(chǎn)生一定抑制作用.而279~287 d, 重新控溫15 ℃運(yùn)行, 因進(jìn)水水質(zhì)更換, 運(yùn)行氨氮負(fù)荷進(jìn)一步提高至(0.42±0.02) kg·m-3·d-1, 系統(tǒng)發(fā)生嚴(yán)重的氨氮積累, 氨氮去除率迅速降低到30%以下, 體系硝化功能面臨崩潰.288~307 d, 降低氨氮負(fù)荷至0.25 kg·m-3·d-1左右, 氨氮去除率有所升高, 但提升不明顯, 說明相較運(yùn)行溫度對硝化功能的影響, 氨氮負(fù)荷是限制IASBR氨氮去除效果的zui大制約因素, 耐受氨氮負(fù)荷在0.30 kg·m-3·d-1左右, 仍為普通活性污泥法的近2~3倍(0.1～0.15 kg·m-3·d-1).

　　整個(gè)運(yùn)行階段, 當(dāng)體系運(yùn)行氨氮負(fù)荷不超過0.3 kg·m-3·d-1運(yùn)行溫度為15 ℃時(shí), 氨氮去除率保持在95%以上, 未發(fā)生明顯的硝化抑制現(xiàn)象, 而當(dāng)氨氮負(fù)荷不變、溫度進(jìn)一步降低至10 ℃時(shí), 發(fā)生一定硝化抑制現(xiàn)象, 但氨氮去除率仍保持在90%以上.系統(tǒng)低溫運(yùn)行過程中, 短程硝化過程未受到破壞, 亞硝態(tài)氮平均積累率高達(dá)80%以上, zui高91%.但運(yùn)行溫度低于20 ℃時(shí), 即發(fā)生反硝化抑制現(xiàn)象, 亞硝態(tài)氮濃度呈現(xiàn)積累趨勢.

　　3.3 TN去除特性

　　TN負(fù)荷及TN去除效果如圖 4所示.隨運(yùn)行溫度的降低, TN去除率整體呈下降趨勢.當(dāng)運(yùn)行溫度從30 ℃持續(xù)降低到20 ℃(工況1和工況2) 過程中, 體系TN與氨氮去除規(guī)律近乎一致, 且運(yùn)行穩(wěn)定時(shí)TN平均去除率可達(dá)90%, 說明體系實(shí)現(xiàn)了的短程硝化反硝化功能.工況3, 運(yùn)行溫度繼續(xù)降低為20~15 ℃, 體系TN去除率下降至60%左右, 此階段體系硝化速率未受明顯影響(圖 2), 而亞硝態(tài)氮濃度隨溫度降低持續(xù)積累(圖 3), 說明當(dāng)運(yùn)行溫度降低至15 ℃時(shí), 體系保持了的短程硝化反應(yīng), 但反硝化速率發(fā)生明顯的抑制.工況4, 運(yùn)行溫度進(jìn)一步降低到zui低(10 ℃左右), TN去除率持續(xù)降低, 變化規(guī)律與氨氮相一致, 說明溫度降低到15 ℃以下甚至10 ℃后, 硝化反應(yīng)過程成為整個(gè)體系短程硝化反硝化過程的限制步驟, 而氨氮去除主要受氨氮負(fù)荷制約.

　　圖 4 IASBR中TN負(fù)荷與TN去除率

　　IASBR短程硝化反硝化系統(tǒng), 由于缺氧環(huán)境與好氧環(huán)境的一體化, 有機(jī)碳源對整個(gè)反應(yīng)體系的影響較為復(fù)雜.與較高碳氮比的工況1(COD/TN=3.1±0.4) 相比, 工況2進(jìn)水碳氮比降低為1.7±0.3, TN平均去除率從90%左右稍降低至80%左右.這主要是由于隨著系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)碳源的減少, 系統(tǒng)內(nèi)有機(jī)碳源的濃度梯度降低, 一方面不利于有機(jī)碳源向污泥絮體內(nèi)部缺氧區(qū)擴(kuò)散, 降低了反硝化菌活性;另一方面, 降低碳氮比后, TN去除率降低近10%, 而氨氮去除率提高近10%.分析認(rèn)為, 短程硝化反硝化系統(tǒng)的脫氮效率取決于硝化菌和反硝化菌的共同作用, 碳氮比降低后, 反硝化菌脫氮可利用的有機(jī)物同樣減少, 反硝化能力變差(Yang et al., 2009).Bortone等(1999) 指出, 為滿足反硝化的需求, 碳氮比至少為4.5.本研究的進(jìn)水碳氮比明顯更低, 但TN去除率更高, 一方面可能是因?yàn)镮ASBR采用分步進(jìn)水模式, 分步進(jìn)水的主要優(yōu)勢是污水分散進(jìn)入曝氣池, 并在各缺氧階段始端進(jìn)水, 使進(jìn)水中有機(jī)物作為反硝化細(xì)菌的碳源轉(zhuǎn)化前一好氧階段產(chǎn)生的硝態(tài)氮, 提高了反硝化碳源補(bǔ)給率, 強(qiáng)化了整個(gè)系統(tǒng)的生物脫氮能力.另外, 負(fù)荷均衡, 縮小供氧速率與耗氧速率差距, 從而降低能耗;污水的分步注入, 有利于提高反應(yīng)器對處理污水水質(zhì)和水量變化的適應(yīng)能力(Li et al., 2014; Luo et al., 2014), 如能有效提高進(jìn)水沼液碳氮比, 則IASBR耐負(fù)荷沖擊力有望增強(qiáng), TN去除更加穩(wěn)定.另一方面, 在第176 d, 取樣分析了IASBR反應(yīng)器內(nèi)活性污泥的微生物群落, 發(fā)現(xiàn)氨氧化菌(AOB), 亞硝酸鹽氧化菌(NOB)占總細(xì)菌數(shù)量的比例分別為6.57%和0.65%, 并且, 發(fā)現(xiàn)了厭氧氨氧化菌(Anammox)的存在, 占比為0.04%, 該細(xì)菌能夠?qū)钡蛠喯跛猁}轉(zhuǎn)化成氮?dú)舛恍枰奶荚? 說明IASBR反應(yīng)器可能存在厭氧氨氧化反應(yīng), 從而進(jìn)一步強(qiáng)化脫氮效率.

　　3.4 有機(jī)物和TP去除特性

　　因反應(yīng)器內(nèi)亞硝態(tài)氮積累干擾COD測定, 故采用TOC表征有機(jī)物去除情況.工況1~工況4的COD負(fù)荷分別為(0.11±0.04) kg·kg-1·d-1([1.13±0.11 kg·m-3·d-1)]、(0.10±0.03) kg·kg-1·d-1 [(0.80±0.11) kg·m-3·d-1]、(0.12±0.04) kg·kg-1·d-1 [(0.77±0.20) kg·m-3·d-1]和(0.13±0.03) kg·kg-1·d-1 [(1.12±0.21) kg·m-3·d-1].工況1的TOC去除率波動(dòng)于83.6%±3.9%;工況2開始縮減外加碳源添加量, 降低碳氮比后, TOC去除率略有降低, 波動(dòng)于77.3%±4.6%;工況3的TOC去除降至70%左右, 隨后很快升高至80%;工況4的TOC去除率與工況2差不多, 波動(dòng)于75.7%±4.5%.

　　工況1~工況4下TP的進(jìn)水和出水濃度分別依次為(44.3±7.6) mg·L-1和(18.8±9.2) mg·L-1、(32.8±5.3) mg·L-1和(15.2±3.0) mg·L-1、(34.3±2.8) mg·L-1和(16.2±4.6) mg·L-1、(56.9±14.1) mg·L-1和(26.9±2.8) mg·L-1, IASBR對TP的去除率分別為58.5%±17.8%、53.1%±10.1%、52.3%±9.7%和51.2%±7.8%;除224~233 d為改善污泥沉降性間歇排泥外, 整個(gè)運(yùn)行過程未排泥, 總磷去除主要通過同化作用去除.

　　相較脫氮性能而言, 體系的脫碳和除磷效果受運(yùn)行碳氮比、運(yùn)行溫度和運(yùn)行氨氮負(fù)荷影響不明顯, 穩(wěn)定運(yùn)行條件下TOC和TP去除率分別維持在75%和50%以上.

　　4 討論(Discussion) 4.1 運(yùn)行溫度對硝化速率和反硝化速率的影響

　　在脫氮過程中, 硝化過程是控制脫氮效率的關(guān)鍵環(huán)節(jié), 硝化細(xì)菌對環(huán)境條件的變化非常敏感.在實(shí)際的反應(yīng)器運(yùn)行中, 溫度對硝化和反硝化速率的影響是因?yàn)榈蜏厥瓜趸姆敝乘俾式档? 溫度的降低也會(huì)使細(xì)菌的代謝速率降低影響其活性, 從而降低硝化和反硝化速率.生物硝化反應(yīng)的zui適溫度為20～30 ℃, 反硝化菌的zui適宜溫度為20~35 ℃, 當(dāng)溫度低于5 ℃時(shí), 硝化和反硝化作用停止(李軍等, 2002), 運(yùn)行溫度在15 ℃時(shí)仍能維持良好的硝化效果而反硝化速率明顯降低(Ronerta et al., 2006; 王榮昌等, 2013).隨溫度變化, 反硝化速率變化很大, 不同反應(yīng)條件表現(xiàn)出不同的影響關(guān)系, 操家順等(2013) 報(bào)道了溫度對活性污泥反硝化速率的影響, 結(jié)果表明溫度降低為15 ℃和10 ℃時(shí), 碳源反硝化階段反硝化速率較21 ℃分別降低了約29.2%、42.2%;而Welander和Mattiasson研究低溫對懸浮載體生物膜反硝化工藝影響時(shí), 發(fā)現(xiàn)溫度對反硝化速率的影響并不大, 3 ℃的反硝化速率約為15 ℃反硝化速率的55%(Welander and Mattiasson, 2003).本研究在運(yùn)行溫度低于20 ℃即發(fā)生反硝化抑制現(xiàn)象, 亞硝態(tài)氮呈現(xiàn)積累趨勢, 而在15 ℃保持了的硝化效果, 與文獻(xiàn)報(bào)道基本一致.

　　為了保證在低溫下實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定而的短程硝化和反硝化, 可適當(dāng)降低負(fù)荷, 增加水力停留時(shí)間.

　　4.2 體系硝化反應(yīng)基質(zhì)形態(tài)

　　短程硝化工藝是近幾年研發(fā)出來的一種新型的生物脫氮工藝, 其核心理論是在激活氨氧化菌活性的同時(shí)抑制亞硝酸鹽氧化菌.pH不僅影響硝化細(xì)菌的生長和代謝, 也影響硝化基質(zhì)和產(chǎn)物的有效性和毒性, 可制約生物硝化反應(yīng)器的效能.據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道, 氨氧化菌(AOB)的適宜生長pH為7.0~8.5, 亞硝酸氮氧化菌(NOB)的適宜生長pH為6.0~7.5(Groeneweg et al., 1994; 鄭平等, 2004).本研究反應(yīng)體系內(nèi)pH和溫度變化如圖 5所示.IASBR體系進(jìn)水pH為7.8~8.3, 反應(yīng)器整個(gè)運(yùn)行階段, 體系內(nèi)pH在工況1、工況2和工況4均維持在8.5以上, 而工況3因反硝化速率明顯受溫度降低抑制從而pH有所降低, 但運(yùn)行pH仍維持在7.0以上;體系微環(huán)境明顯有利于篩選AOB而抑制NOB, 進(jìn)一步證實(shí)IASBR體系在維持短程硝化反硝化功能上的性和穩(wěn)定性.

　　圖 5 IASBR中溫度與pH時(shí)間變化

　　Anthonisen等(1976) 認(rèn)為pH對硝化反應(yīng)的影響只是表象, 實(shí)際起作用的是兩個(gè)平衡H++NH3NH4+和H++NO2-HNO2中的NH3(FA)和HNO2(FNA), pH通過這兩個(gè)平衡影響FA和FNA的濃度從而產(chǎn)生作用.水溶液中, 游離氨(FA)占總氨氮濃度的比例以及游離亞硝酸(FNA)占總亞硝態(tài)氮濃度的比例可分別由公式(1) 和(2) 計(jì)算, 均與pH和運(yùn)行溫度有關(guān), 影響關(guān)系圖如圖 6所示.同一運(yùn)行pH下, 隨運(yùn)行溫度的降低, FA占總氨氮比例也逐漸降低, 而FNA占總亞硝態(tài)氮比例則隨溫度的降低反而逐漸升高.當(dāng)pH大于8.0時(shí), FA占總氨氮濃度的比例急劇增大, 溫度越高, 增大的趨勢也越明顯.游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)對硝化菌會(huì)有抑制作用, 韓曉宇等(2009) 認(rèn)為高濃度的游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)是導(dǎo)致NO2--N在反應(yīng)器中積累的重要原因, NO2--N的積累有助于實(shí)現(xiàn)短程硝化.游離氨(FA)是AOB的真正基質(zhì)和真正抑制劑, 游離亞硝酸(FNA)是NOB的真正基質(zhì), 也是AOB和NOB的真正抑制劑(鄭平等, 2004).當(dāng)廢水中氨氮濃度較高且偏于堿性時(shí), 易形成短程硝化, 提高pH和增大溫度均易誘發(fā)氨中毒;氨氮濃度過低時(shí), 可通過提高pH或運(yùn)行溫度來提高基質(zhì)的有效性.而當(dāng)pH低于5.5時(shí), FNA占總亞硝態(tài)氮濃度的比例迅速增大, 溫度越低, 增大的趨勢越明顯, 當(dāng)環(huán)境中總亞硝態(tài)氮濃度不高時(shí), 可通過降低pH或運(yùn)行溫度來提高基質(zhì)的有效性, 但若環(huán)境中總亞硝態(tài)氮濃度較高, 則宜將pH控制在6.0以上同時(shí)升高運(yùn)行溫度, 以防FNA中毒.

　　圖 6 FA和FNA分別占總氨氮濃度和總亞硝氮濃度的比例與pH和運(yùn)行溫度的關(guān)系

　　對于FA和FNA對硝化反應(yīng)的臨界抑制濃度, 文獻(xiàn)報(bào)道結(jié)論不一.Anthonisen等(1976) 認(rèn)為FA對AOB和NOB的抑制濃度分別為10~150 mg·L-1和0.1~1 mg·L-1, FA對NOB的抑制效應(yīng)明顯強(qiáng)于AOB;FNA對AOB和NOB的抑制濃度分別為0.06 mg·L-1和2.8 mg·L-1, AOB對FNA抑制的敏感性高于NOB.Çeçen等(1995) 提到, 對氨氧化反應(yīng)產(chǎn)生抑制作用的臨界游離亞硝酸(FNA)濃度為0.04 mg·L-1, 抑制濃度相較更低.而Vadivelu等(2007) 研究認(rèn)為FNA對AOB和NOB的抑制濃度分別為0.4 mg·L-1和0.02 mg·L-1, NOB對FNA抑制的敏感性高于AOB.

　　FA和FNA濃度分別由公式(1) 和公式(2) 計(jì)算, 亞硝態(tài)氮積累率由公式(3) 計(jì)算, 各工況下的FA、FNA濃度以及亞硝態(tài)氮積累情況如表 2所示.

　　表 2 IASBR中FA與FNA含量

　　陳曉軒等(2012) 報(bào)道, 當(dāng)反應(yīng)器中亞硝態(tài)氮積累率大于60%時(shí), 即實(shí)現(xiàn)了短程硝化過程.反應(yīng)器運(yùn)行前3個(gè)工況, 亞硝態(tài)氮平均積累率均高于80%, IASBR基本保持了穩(wěn)定的短程硝化.各工況降溫運(yùn)行, 隨運(yùn)行溫度的降低, FA濃度逐漸從(6.1±7.3) mg·L-1升高至(121.8±68.3) mg·L-1.工況1和工況2, FA和FNA濃度均很低, 亞硝態(tài)氮積累率均達(dá)80%以上, 亞硝態(tài)氮積累濃度低, 未對硝化菌產(chǎn)生明顯抑制;而工況3, FA濃度很低為(1.4±1.3) mg·L-1, FNA則大幅升高至(0.12±0.11) mg·L-1, 亞硝態(tài)氮積累濃度從工況2的(77.2±38.9) mg·L-1升高至(352.9±73.4) mg·L-1, 亞硝態(tài)氮積累率從91.1%±8.4%降低至80.9%±1.7%, 此工況下的FNA對NOB抑制作用減弱.前3個(gè)運(yùn)行工況, AOB對FA和FNA均具有一定的抵抗作用, 這是IASBR體系實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定短程硝化的主要原因(韓曉宇, 2009).工況4, 低溫運(yùn)行(15~10 ℃), 雖然FNA較低為(0.0017±0.0042) mg·L-1, 但FA顯著升高至(121.8±68.3) mg·L-1, 對AOB和NOB均產(chǎn)生了抑制, 對AOB抑制作用更大, 出水氨氮濃度迅速升高, 出水NO2--N反而有所降低, 亞硝態(tài)氮積累率略降低至79.8%左右, 穩(wěn)定的短程硝化未受到破壞.

　　5 結(jié)論(Conclutions)

　　1) 分步進(jìn)水運(yùn)行的IASBR反應(yīng)器, 10 ℃是硝化性能臨界溫度, 10 ℃以上氨氮去除率保持在90%以上, 10 ℃以下去除率大幅降低;而20 ℃是反硝化性能臨界溫度, 20 ℃以上時(shí)TN去除率可保持在90%以上, 20 ℃以下時(shí)脫氮效率明顯降低, 亞硝態(tài)氮呈積累趨勢.因此, IASBR要實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的去除TN, 仍需要冬季保溫措施.

　　2) 系統(tǒng)低溫運(yùn)行過程中, 短程硝化過程未受到破壞, 亞硝態(tài)氮平均積累率高達(dá)80%以上, zui高為91%.

　　3) 當(dāng)進(jìn)水碳氮比從3.1左右降低為1.7左右時(shí), 硝化速率未有明顯影響, 氨氮去除率保持在95%以上, 但反硝化過程受到抑制, TN平均去除率從90%以上降低至80%左右. 

　　4) IASBR脫氮體系受氨氮負(fù)荷的制約作用zui大, 其次是運(yùn)行溫度, 在氨氮負(fù)荷不大于0.30 kg·m-3·d-1以及運(yùn)行溫度為15 ℃以上時(shí), 出水氨氮濃度可達(dá)到《畜禽養(yǎng)殖業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(征求意見稿)的氨氮zui低排放標(biāo)準(zhǔn)(≤25 mg·L-1).