低C/N比污水反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積特性研究

李玲玲 劉曉萍 楊兆雪

(青島科技大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，山東 青島 266042)

低C/N比污水反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積特性研究

李玲玲 劉曉萍#楊兆雪

(青島科技大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，山東 青島 266042)

以乙酸鈉為碳源，采用序批實(shí)驗(yàn)研究低C/N比污水在不同溫度反硝化過(guò)程中的亞硝態(tài)氮累積規(guī)律。研究結(jié)果表明，不同溫度下低C/N比污水均能在反硝化過(guò)程中累積亞硝態(tài)氮。在同一溫度下，隨著初始C/N比增加，亞硝態(tài)氮最大累積率隨之增加，溫度為15 ℃時(shí)亞硝態(tài)氮最大累積率增幅最大，C/N比為1.03時(shí)，亞硝態(tài)氮最大累積率僅為18.8%，而C/N比為4.16時(shí)，亞硝態(tài)氮最大累積率高達(dá)83.9%；在同一水平的C/N比下，隨著溫度升高，亞硝態(tài)氮最大累積率也隨之呈增加的趨勢(shì)；當(dāng)C/N比為1左右，溫度從15 ℃上升到25 ℃時(shí)，亞硝態(tài)氮最大累積率從18.8%上升到51.7%；在較高溫度、較高C/N比下，反應(yīng)初期由于乙酸鈉具有一定弱堿性導(dǎo)致系統(tǒng)pH迅速上升，隨著硝態(tài)氮逐漸還原成亞硝態(tài)氮，乙酸鈉被分解成CO2，pH逐漸下降，待硝酸鹽完全去除，進(jìn)一步發(fā)生亞硝態(tài)氮還原，系統(tǒng)pH再次上升。

溫度 低C/N比 亞硝態(tài)氮累積 pH

許多行業(yè)會(huì)產(chǎn)生低C/N比污水，如焦化廢水、垃圾滲濾液、污泥厭氧消化液等，此類污水通常采用傳統(tǒng)的生物硝化反硝化技術(shù)進(jìn)行脫氮處理，由于硝化過(guò)程需要曝氣，反硝化過(guò)程需要外加碳源，導(dǎo)致污水處理成本較高。近年來(lái)興起的厭氧氨氧化工藝可利用亞硝態(tài)氮作為電子受體將氨氮直接氧化成氮?dú)鈁1]，此工藝脫氮途徑短，不需投加碳源，在處理低C/N比污水上具有明顯的優(yōu)勢(shì)[2-3]。

然而在實(shí)際應(yīng)用過(guò)程中，污水中亞硝態(tài)氮含量低，目前主要通過(guò)短程硝化為厭氧氨氧化提供亞硝態(tài)氮。但不少研究發(fā)現(xiàn)，維持短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行比較困難[4-5]，短程硝化易轉(zhuǎn)變?yōu)槿滔趸?。?shí)際上，亞硝態(tài)氮是反硝化的中間產(chǎn)物，也可通過(guò)反硝化過(guò)程獲得亞硝態(tài)氮，為厭氧氨氧化反應(yīng)提供電子受體。最近有學(xué)者提出短程反硝化—厭氧氨氧化脫氮工藝[6-7]，即先將污水中的部分氨氮通過(guò)硝化反應(yīng)氧化為硝態(tài)氮，再利用反硝化菌將硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮，進(jìn)一步利用厭氧氨氧化菌將亞硝態(tài)氮和污水中剩余的氨氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，從而?shí)現(xiàn)高效經(jīng)濟(jì)脫氮，此工藝的關(guān)鍵在于反硝化過(guò)程中要能實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的大量累積。

現(xiàn)有研究中，有關(guān)低C/N比污水在不同溫度反硝過(guò)程中的亞硝態(tài)氮累積特性研究較少。為此，本研究以乙酸鈉為碳源，探索低C/N比污水在不同溫度下亞硝態(tài)氮的累積規(guī)律，為短程反硝化—厭氧氨氧化工藝的工程應(yīng)用提供一定參考。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)用污泥及污水

實(shí)驗(yàn)所用污泥取自青島某污水處理廠，污泥取回后在實(shí)驗(yàn)室序批式活性污泥反應(yīng)器(SBR)中培養(yǎng)一段時(shí)間以富集反硝化菌。人工配制實(shí)驗(yàn)污水，污水中各試劑添加量為：硝酸鈉516 mg/L、磷酸二氫鉀5 mg/L、硫酸鎂98 mg/L、氯化鈣103 mg/L、氯化鐵0.25 mg/L，乙酸鈉按需添加。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

采用500 mL玻璃瓶作為反應(yīng)器，反應(yīng)器密封，利用磁力攪拌器進(jìn)行攪拌，水浴控溫，pH實(shí)時(shí)監(jiān)控。由于實(shí)驗(yàn)操作原因， C/N比不能精準(zhǔn)控制，本研究污水C/N比擬定在1、2、3、4左右。控制反應(yīng)器內(nèi)混合液揮發(fā)性懸浮固體(MLVSS)在1 500 mg/L左右，初始硝態(tài)氮質(zhì)量濃度在85 mg/L左右，進(jìn)水pH在8.0～8.3，反硝化時(shí)間為4 h，定時(shí)取樣測(cè)定硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮和COD濃度。為考察溫度對(duì)反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積的影響，分別在15、25、35 ℃下開(kāi)展反硝化實(shí)驗(yàn)，每組實(shí)驗(yàn)均進(jìn)行3次平行實(shí)驗(yàn)。

1.3 分析項(xiàng)目與方法

亞硝態(tài)氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測(cè)定；硝態(tài)氮采用紫外分光光度法測(cè)定；COD采用重鉻酸鉀法測(cè)定，因亞硝態(tài)氮的存在會(huì)影響COD測(cè)定結(jié)果，根據(jù)式(1)對(duì)COD測(cè)定結(jié)果進(jìn)行校正；pH采用玻璃電極法測(cè)定；MLVSS采用重量法進(jìn)行測(cè)定[8]。

cCOD’=cCOD-2.339 5×c硝態(tài)氮+8.000 3

(1)

式中：cCOD’為校正后COD質(zhì)量濃度，mg/L；cCOD為實(shí)測(cè)COD質(zhì)量濃度，mg/L；c硝態(tài)氮為硝態(tài)氮質(zhì)量濃度，mg/L。

2 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

2.1 15 ℃時(shí)不同C/N比污水的反硝化過(guò)程

圖1為15 ℃時(shí)不同C/N比污水在反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD及pH的變化曲線。

圖1 15 ℃時(shí)不同C/N比污水在反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD及pH變化曲線Fig.1 Profile of sewage nitrate-N,nitrite-N,COD and pH during denitrification process under different C/N ratios at 15 ℃

圖2 25 ℃時(shí)不同C/N比下反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD及pH變化曲線Fig.2 Profile of sewage nitrate-N,nitrite-N,COD and pH during denitrification process under different C/N ratios at 25 ℃

由圖1(a)可見(jiàn)，溫度為15 ℃時(shí)，反硝化前30 min不同C/N比污水硝態(tài)氮濃度均快速下降，且隨著C/N比的增加，硝態(tài)氮去除量相應(yīng)增加；C/N比為4.16時(shí)，30 min內(nèi)硝態(tài)氮質(zhì)量濃度下降50.83 mg/L；而C/N比為1.03時(shí)，30 min內(nèi)硝態(tài)氮質(zhì)量濃度僅下降7.00 mg/L。由圖1(b)可見(jiàn)，不同C/N比污水均存在亞硝態(tài)氮的累積；C/N比為4.16時(shí)，亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度最大值為68.19 mg/L；C/N比為1.03時(shí)，亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度最大值僅為15.46 mg/L。由圖1(c)可見(jiàn)，C/N比為1.03、1.90、2.73時(shí)，COD在反應(yīng)前15 min快速下降，此后COD變化較??；而C/N比為4.16時(shí)，COD在反應(yīng)前60 min快速下降，60 min后COD緩慢下降，至90 min時(shí)，COD幾乎完全去除，此后可能由于微生物發(fā)生溶胞現(xiàn)象導(dǎo)致COD又緩慢上升。由圖1(d)可見(jiàn)，在不同C/N比下，反硝化過(guò)程中pH變化趨勢(shì)一致，均呈現(xiàn)出先快速上升，達(dá)到峰值后再緩慢下降的趨勢(shì)；但不同C/N比下pH達(dá)到峰值的時(shí)間及峰值大小不同；C/N比為4.16時(shí)，pH在40 min達(dá)到峰值(8.98)；而C/N比為1.03時(shí)，pH在6 min即達(dá)到峰值(8.50)。

2.2 25 ℃時(shí)不同C/N比污水的反硝化過(guò)程

圖2為25 ℃時(shí)不同C/N比污水在反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD及pH變化曲線。

由圖2(a)可見(jiàn)，C/N比為4.27時(shí)，硝態(tài)氮在反應(yīng)前30 min快速下降，至90 min時(shí)降到2.85 mg/L；C/N比為1.17～2.85時(shí)，硝態(tài)氮在反應(yīng)前15 min下降較快，此后下降速度逐漸放緩。由圖2(b)可知，C/N比為4.27時(shí)，反應(yīng)90 min后亞硝態(tài)氮質(zhì)量濃度達(dá)到最大值78.97 mg/L，此后亞硝態(tài)氮濃度開(kāi)始下降；C/N比為1.17～2.85時(shí)，反應(yīng)240 min內(nèi)亞硝態(tài)氮濃度不斷增加。由圖2(c)可以看出，C/N比越高，COD去除效果越好，當(dāng)C/N比為4.27時(shí)，COD在反應(yīng)30 min內(nèi)完全去除，隨后可能由于微生物發(fā)生溶胞作用，COD波動(dòng)上升；C/N比為2.85時(shí)，COD在反應(yīng)150 min內(nèi)完全去除；而C/N比為1.17時(shí)，至反應(yīng)結(jié)束COD僅去除32.40 mg/L。由圖2(d)可知，C/N比為1.17～2.85時(shí)，pH變化趨勢(shì)相同，即先快速上升，達(dá)到峰值后再下降；而C/N比為4.27時(shí)，pH先升高后下降，在82 min時(shí)又開(kāi)始緩慢上升。

圖3 35 ℃時(shí)不同C/N比下反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD及pH變化曲線Fig.3 Profile of sewage nitrate-N,nitrite-N,COD and pH during denitrification process under different C/N ratios at 35 ℃

2.3 35 ℃時(shí)不同C/N比污水的反硝化過(guò)程

圖3為35 ℃時(shí)不同C/N比污水在反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、COD及pH變化曲線。

由圖3(a)可知，C/N比越高，硝態(tài)氮下降越快，當(dāng)C/N比為4.32時(shí)，硝態(tài)氮在反應(yīng)60 min時(shí)降至4.47 mg/L；C/N比為2.67時(shí)，硝態(tài)氮在105 min時(shí)下降到8.03 mg/L；C/N比為1.85、1.13時(shí)，反應(yīng)過(guò)程中硝態(tài)氮濃度下降相對(duì)緩慢。從圖3(b)可見(jiàn)，當(dāng)C/N比為4.32時(shí)，亞硝態(tài)氮在反應(yīng)60 min時(shí)質(zhì)量濃度達(dá)到最大值76.04 mg/L，此后亞硝態(tài)氮濃度逐漸下降；當(dāng)C/N比為2.67時(shí)，亞硝態(tài)氮在反應(yīng)90 min時(shí)質(zhì)量濃度達(dá)到最大值78.32 mg/L，此后亞硝態(tài)氮濃度也開(kāi)始下降；當(dāng)C/N比為1.85、1.13時(shí)，亞硝態(tài)氮在240 min的反硝化過(guò)程中濃度逐漸增加。由圖3(c)可知，不同C/N比下，COD均在反應(yīng)前30 min快速下降，尤其是C/N比為4.32、2.67時(shí)，COD分別由352.70、220.40 mg/L降到20 mg/L以下。由圖3(d)可知，C/N比為4.32、2.67時(shí)，反硝化過(guò)程中pH均呈現(xiàn)先增加后降低，一段時(shí)間后再次上升的變化趨勢(shì)；而C/N比為1.13、1.85時(shí)，pH先增加至峰值后逐漸降低。

3 討 論

3.1 反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積特性分析

現(xiàn)有研究中，有關(guān)反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積的原因主要有3種解說(shuō)：(1)部分反硝化細(xì)菌只含有硝態(tài)氮還原酶，系統(tǒng)中微生物以這類菌群為主時(shí)將導(dǎo)致亞硝態(tài)氮累積[9]；(2)硝態(tài)氮還原速率大于亞硝態(tài)氮還原速率時(shí)，會(huì)產(chǎn)生亞硝態(tài)氮累積[10]；(3)硝態(tài)氮的存在抑制亞硝態(tài)氮的還原，在硝態(tài)氮去除前會(huì)發(fā)生亞硝態(tài)氮的積累[11]。

OH等[12]、殷芳芳等[13]在以乙酸鈉為反硝化碳源時(shí)均發(fā)現(xiàn)了亞硝態(tài)氮累積現(xiàn)象，且在反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮去除量明顯大于亞硝態(tài)氮累積量。而本研究反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮去除量和亞硝態(tài)氮累積量幾乎相等。存在差異的主要原因是前兩位學(xué)者的反硝化研究中，硝態(tài)氮還原的同時(shí)發(fā)生亞硝態(tài)氮還原，硝態(tài)氮還原酶爭(zhēng)奪電子的能力強(qiáng)于亞硝態(tài)氮還原酶，導(dǎo)致二步反應(yīng)存在速率差，形成亞硝態(tài)氮累積。本研究中硝態(tài)氮先還原成亞硝態(tài)氮，硝態(tài)氮完全去除后再進(jìn)一步發(fā)生亞硝態(tài)氮的還原，反硝化過(guò)程中硝態(tài)氮的存在抑制了亞硝態(tài)氮還原酶的活性，導(dǎo)致亞硝態(tài)氮大量累積；當(dāng)硝態(tài)氮基本去除，亞硝態(tài)氮還原酶活性增強(qiáng)，亞硝態(tài)氮開(kāi)始還原。KORNAROS等[14]在研究中也發(fā)現(xiàn)，系統(tǒng)中的硝態(tài)氮會(huì)抑制亞硝態(tài)氮還原酶的活性，導(dǎo)致亞硝態(tài)氮累積。

根據(jù)反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮最大濃度與初始硝態(tài)氮濃度的比值，得到不同溫度和不同C/N比下反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮最大累積率(見(jiàn)圖4)。

圖4 不同溫度和C/N比下亞硝態(tài)氮最大累積率Fig.4 Maximum nitrite accumulation ratio under different C/N ratios and temperatures during denitrification process

由圖4可見(jiàn)，總體看來(lái)，同一溫度下隨著C/N比的增加，反應(yīng)系統(tǒng)中碳源含量升高，碳源作為反硝化的電子供體使更多硝態(tài)氮還原成亞硝態(tài)氮，導(dǎo)致亞硝態(tài)氮最大累積率隨之增加，這種趨勢(shì)在溫度較低時(shí)尤為明顯，溫度為15 ℃時(shí)不同C/N比下亞硝態(tài)氮最大累積率相差最大，C/N比在1.03時(shí)，亞硝態(tài)氮最大累積率僅為18.8%；而C/N比在4.16時(shí)，亞硝態(tài)氮最大累積率達(dá)到83.9%。在較高溫度(25、35 ℃)、較高C/N比(約為3、4)下，亞硝態(tài)氮最大累積率均在70%以上。

總體看來(lái)，在同一水平的C/N比下，隨著溫度增加，反硝化菌體內(nèi)酶的活性增大，亞硝態(tài)氮最大累積率也呈增加趨勢(shì)。C/N比較低時(shí)，溫度對(duì)亞硝態(tài)氮最大累積率的影響較大；C/N比在1左右時(shí)，15 ℃時(shí)亞硝態(tài)氮最大累積率僅為18.8%，而25 ℃時(shí)亞硝態(tài)氮最大累積率達(dá)到51.7%。C/N比在4以上時(shí)，不同溫度下亞硝態(tài)氮最大累積率均能達(dá)到80%以上。

總而言之，低溫下要實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的充分累積，需給系統(tǒng)提供充足的碳源，初始C/N比要控制在4左右。在較高溫度下(25～35 ℃)，反硝化系統(tǒng)可適當(dāng)降低C/N比，初始C/N比宜控制在3左右。

3.2 反硝化過(guò)程COD的變化

反硝化過(guò)程中通常先將硝態(tài)氮還原成亞硝態(tài)氮，再將亞硝態(tài)氮還原成氮?dú)馀懦?，反?yīng)方程式如下：

(2)

(3)

根據(jù)方程式計(jì)算可以得出將1.00 mg硝態(tài)氮還原至亞硝態(tài)氮需要消耗1.46 mg乙酸鈉，相當(dāng)于1.14 mg COD；而每還原1.00 mg亞硝態(tài)氮至N2，需2.20 mg乙酸鈉，相當(dāng)于1.72 mg COD。通過(guò)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)計(jì)算，本研究反應(yīng)初期COD去除量遠(yuǎn)大于理論值，之后COD趨于平穩(wěn)，而反硝化反應(yīng)繼續(xù)進(jìn)行；分析其原因可能是微生物在反應(yīng)初期吸附大量乙酸鈉，導(dǎo)致COD快速降低，隨后微生物利用吸附的乙酸鈉進(jìn)行反硝化反應(yīng)。BEUN等[15]在研究反硝化規(guī)律時(shí)也發(fā)現(xiàn)，反硝化菌在碳源充足時(shí)將儲(chǔ)存有機(jī)物以供碳源缺乏時(shí)使用。

3.3 反硝化過(guò)程pH變化

由實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知，在較高溫度、較高C/N比下，反硝化過(guò)程中系統(tǒng)pH先快速上升至峰值后，又逐漸下降；當(dāng)系統(tǒng)中硝態(tài)氮完全去除，開(kāi)始發(fā)生亞硝態(tài)氮的還原反應(yīng)時(shí)，pH再次上升。分析其原因，由于反應(yīng)初期溶液中存在大量乙酸鈉，乙酸鈉具有一定的弱堿性，導(dǎo)致反應(yīng)開(kāi)始時(shí)pH迅速上升；隨著反應(yīng)的進(jìn)行，乙酸鈉被分解成CO2，致使反應(yīng)系統(tǒng)pH下降；當(dāng)硝態(tài)氮完全去除后，開(kāi)始發(fā)生亞硝態(tài)氮還原反應(yīng)，亞硝態(tài)氮被還原成氮?dú)獾倪^(guò)程中產(chǎn)生大量OH-，導(dǎo)致pH再次升高。GONG等[16]在以乙酸鈉為碳源研究反硝化規(guī)律時(shí)發(fā)現(xiàn)，反硝化過(guò)程中pH迅速上升后逐漸下降，未出現(xiàn)本研究中pH再次升高的現(xiàn)象。產(chǎn)生差異的主要原因是反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積的機(jī)制不同，本研究中硝態(tài)氮的存在抑制了亞硝態(tài)氮還原，當(dāng)硝態(tài)氮基本去除，才開(kāi)始發(fā)生亞硝態(tài)氮的還原反應(yīng)；而在GONG等的研究中，硝態(tài)氮還原的同時(shí)存在亞硝態(tài)氮的還原，但硝態(tài)氮還原速率快于亞硝態(tài)氮還原速率，導(dǎo)致亞硝態(tài)氮的大量積累，雖然在亞硝態(tài)氮還原過(guò)程中產(chǎn)生OH-，但是由于乙酸鈉分解產(chǎn)生大量CO2，CO2溶于水的過(guò)程中產(chǎn)生的H+大于亞硝態(tài)氮還原過(guò)程中OH-的生成量，引起pH持續(xù)下降。也有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，pH在整個(gè)反硝化過(guò)程中持續(xù)升高，主要原因是硝態(tài)氮還原速率僅略高于亞硝態(tài)氮還原速率，亞硝態(tài)氮累積量較小，因亞硝態(tài)氮還原過(guò)程中產(chǎn)生大量的OH-，導(dǎo)致反應(yīng)過(guò)程中pH持續(xù)升高[17-18]。由上述分析可知，反硝化過(guò)程中亞硝態(tài)氮累積的機(jī)制不同，反應(yīng)過(guò)程中pH的變化存在較大差異。

此外，相同溫度下C/N比越大，碳源濃度越高，被微生物吸附所需要的時(shí)間越長(zhǎng)，則pH到達(dá)峰值的時(shí)間越晚。在相同C/N比下，溫度越高，系統(tǒng)內(nèi)亞硝態(tài)氮積累量越大，亞硝酸還原成氮?dú)鈺r(shí)產(chǎn)生OH-量越多，pH越大。

以上結(jié)果表明，不同的反硝化過(guò)程具有不同的pH變化規(guī)律，可以利用pH的變化控制反硝化過(guò)程。當(dāng)系統(tǒng)亞硝態(tài)氮積累機(jī)制為硝態(tài)氮抑制亞硝態(tài)氮還原時(shí)，可以將pH再次上升的時(shí)間點(diǎn)作為亞硝態(tài)氮開(kāi)始還原的標(biāo)志，以此終止反硝化的進(jìn)行，阻止亞硝態(tài)氮進(jìn)一步還原成氮?dú)?，從而?shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的最大累積，為厭氧氨氧化反應(yīng)提供充足的電子受體。

4 結(jié) 論

(1) 在同一溫度下，隨著C/N比增加，亞硝態(tài)氮最大累積率隨之呈增加趨勢(shì)；溫度為15 ℃，C/N比由1.03增加到4.16時(shí)，亞硝態(tài)氮最大累積率由18.8%增至83.9%；在較高溫度下(25、35 ℃)，較高C/N比(約為3、4)，亞硝態(tài)氮最大累積率均在70%以上。在同一水平的C/N比下，隨著溫度升高，亞硝態(tài)氮最大累積率也呈增加的趨勢(shì)，且C/N比較低時(shí)，溫度對(duì)亞硝態(tài)氮最大累積率的影響較大；C/N比在1左右時(shí)，15 ℃時(shí)亞硝態(tài)氮最大累積率僅為18.8%，而25 ℃時(shí)亞硝態(tài)氮最大累積率達(dá)到51.7%。

(2) 低溫下要實(shí)現(xiàn)亞硝態(tài)氮的充分累積，需給系統(tǒng)提供較充足的碳源，系統(tǒng)初始C/N比要控制在4左右。在較高溫度(25～35 ℃)下，要使亞硝態(tài)氮能充分累積，系統(tǒng)初始C/N比可降至3左右。

(3) 在較高溫度、較高C/N比下，以乙酸鈉為碳源時(shí)，反應(yīng)初期COD迅速下降，導(dǎo)致系統(tǒng)中pH迅速上升達(dá)到峰值；在硝態(tài)氮被還原為亞硝態(tài)氮的過(guò)程中，乙酸鈉被分解成CO2，致使系統(tǒng)中pH下降；當(dāng)硝態(tài)氮完全去除時(shí)，亞硝態(tài)氮開(kāi)始發(fā)生還原反應(yīng)，pH再次上升。

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Studyonnitrite-NaccumulationcharacteristicsduringdenitrificationprocessinlowC/Nratiosewage

LILingling,LIUXiaoping,YANGZhaoxue.

(CollegeofEnvironmentandSafetyEngineering,QingdaoUniversityofScience&Technology,QingdaoShandong266042)

Batch denitrification experiments were carried out,using sodium acetate as carbon source,to investigate the effects of temperature on nitrite accumulation of low C/N ratio sewage during denitrification process. The results showed that nitrite accumulation was observed at different temperatures in sewage with different C/N ratio. At the same temperature,higher maximum nitrite accumulation ratio (NAR) could be obtained as a result of the increase of C/N ratio. The highest increment of maximum NAR appeared at 15 ℃,with maximum NAR was only 18.8% at C/N ratio of 1.03,and the maximum NAR reached 83.9% at C/N ratio of 4.16. At the same C/N ratio,higher maximum NAR could be observed at higher temperature. When the temperature was increased from 15 ℃ to 25 ℃,the maximum NAR was also increased from 18.8% to 51.7% at C/N ratio of about 1. As the alkalescence of sodium acetate,pH went up to the maximum value at the initial reaction stage. When nitrate was reduced to nitrite,sodium acetate was converted into carbon dioxide,which resulted in the decreasing pH values. When nitrate was completely removed,nitrite began to be further reduced and pH went up again.

temperature; low C/N ratio; nitrite-N accumulation; pH

李玲玲，女，1974年生，博士，副教授，主要從事污水生物處理研究。#

。

10.15985/j.cnki.1001-3865.2016.12.014

編輯:丁 懷 (

2016-06-25)