部分短程硝化SBR實現(xiàn)低C/N比生活污水碳源的充分利用

趙夢月，王博，郭媛媛，彭永臻

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部分短程硝化SBR實現(xiàn)低C/N比生活污水碳源的充分利用

趙夢月，王博，郭媛媛，彭永臻

（北京工業(yè)大學(xué)城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用技術(shù)國家工程實驗室，北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室，北京 100124）

為實現(xiàn)低C/N比生活污水中碳源的充分利用，以部分短程硝化SBR為研究對象，通過減少進水輸入碳源的量和增加反硝化利用碳源的量兩方面來提高碳源利用率(反硝化利用碳源的量與總進水碳源的量的比值)，分別考察了進水量、排水比、曝氣時間、沉淀時間、曝氣后攪拌時間對碳源利用率的影響。結(jié)果表明，排水比由50%變?yōu)?5%，碳源利用率由15.1%提高到24.8%；曝氣時間由2 h增加到2.25 h，碳源利用率由24.8%提高到27.5%；曝氣后增加1.5 h的攪拌過程，碳源利用率又提高了3.8%，此時出水的亞硝態(tài)氮積累率（NAR）為94.8%，為1.7，表明了系統(tǒng)穩(wěn)定的短程硝化效果，且能為同步厭氧氨氧化-反硝化（SAD）工藝提供更適宜的進水。通過調(diào)節(jié)以上運行參數(shù)，部分短程硝化SBR對于低C/N比生活污水的碳源利用率得以提升，節(jié)省了后期曝氣去除有機物的能耗，進而削弱好氧異養(yǎng)菌的生長，有效避免好氧異養(yǎng)菌過度增殖對氨氧化菌（AOB）的沖擊，維持系統(tǒng)穩(wěn)定的短程硝化效果。

部分短程硝化；低C/N比；生活污水；曝氣；沉淀；排水；碳源利用率

引 言

隨著經(jīng)濟的發(fā)展，人們的生活水平和飲食結(jié)構(gòu)發(fā)生了很大變化，對肉禽類等蛋白質(zhì)的攝入增多導(dǎo)致生活污水中的氮素含量顯著增加[1]；同時許多小區(qū)設(shè)置化糞池，使生活污水中的有機物在進入污水處理廠前被消耗，降低了進水中的有機物含量[2]，上述兩點是生活污水C/N比低的主要原因。若要實現(xiàn)低 C/N比生活污水深度脫氮，一種方式是通過傳統(tǒng)工藝外加碳源，如甲醇、乙酸鈉、葡萄糖等[3]，而這種做法會造成處理成本的提高；另一種方式是調(diào)節(jié)污水處理工藝的運行參數(shù)[4]或改良現(xiàn)有工藝[5-7]。

趙夢月等[8]成功應(yīng)用部分短程硝化工藝（即氨氮在完全短程硝化前停止曝氣）來處理低C/N比生活污水，長期試驗結(jié)果表明，此工藝能維持穩(wěn)定的短程硝化效果，改善低氨氮、低C/N比污水短程硝化在進水水質(zhì)波動情況下容易被破壞的不足，其出水的大于1.32，滿足進入SAD系統(tǒng)的進水水質(zhì)條件，在SAD系統(tǒng)中，厭氧氨氧化菌與反硝化菌共存并協(xié)同去除氮素實現(xiàn)系統(tǒng)的深度脫氮[9-11]。然而，在部分短程硝化SBR穩(wěn)定運行期間，發(fā)現(xiàn)在上一個周期閑置過程中亞硝態(tài)氮大部分已經(jīng)被去除，使得下一周期進水前剩余的亞硝態(tài)氮很少，因此進水中的有機物主要是通過曝氣去除，既浪費了碳源，又增加了由此而產(chǎn)生的曝氣能耗。

部分短程硝化SBR工藝在運行過程中必然會伴隨著除碳過程[12]，而碳的去除主要有兩種途徑，一是反硝化利用去除，二是曝氣去除。對于低C/N比生活污水，原水中的碳源有限，如果能夠最大程度地利用原水碳源，既能降低由于缺乏碳源帶來的短程硝化反硝化不穩(wěn)定的影響，又能節(jié)省后期曝氣去除碳源的能耗。對碳源的合理分配和有效利用可以作為污水廠運行能耗的重要評價依據(jù)，碳源利用充分的工藝通常表現(xiàn)出優(yōu)良的出水水質(zhì)[13]。同時，由于活性污泥均是微生物混合培養(yǎng)，污泥中同時存在多種不同功能的微生物種群[14]，其中異養(yǎng)菌在好氧過程中利用碳源增殖速率快，造成污泥量快速增加；而好氧氨氧化菌（AOB）是自養(yǎng)菌，具有生長速率低及世代周期長的特性[15]。若大量有機物被好氧異養(yǎng)菌利用，好氧異養(yǎng)菌快速生長繁殖，常常會造成系統(tǒng)硝化效果不穩(wěn)定，出水氮素不達標的問題。若在曝氣前，原水中的有機碳源大部分被反硝化利用，可以實現(xiàn)污水中碳源與氮源的分離，一方面可以降低后續(xù)曝氣處理過程的有機物負荷，另一方面勢必減少系統(tǒng)中好氧異養(yǎng)菌的生長，有效避免其過度增殖對AOB的沖擊。

為了最大程度地通過利用原水中的碳源來去除有機物，使得系統(tǒng)以一種節(jié)能環(huán)保的方式實現(xiàn)氮的短程轉(zhuǎn)化和有機物的去除，同時仍然能夠維持穩(wěn)定的短程硝化效果，且能為SAD工藝提供進水，本文通過改變部分短程硝化SBR的運行模式、調(diào)整相應(yīng)運行參數(shù)，以尋求最佳的工藝運行條件，最終實現(xiàn)低C/N比生活污水碳源的充分利用。

1 材料與方法

1.1 部分短程硝化（PNSBR）長期試驗裝置與運行

PNSBR的有效容積為12 L，以曝氣砂頭作為微孔曝氣器，曝氣量為100～60 ml·min-1，運行方式為進水0.5 h，曝氣2～3 h，沉淀1 h，閑置2.5～1.5 h，每周期6 h，排水比為50%，運行過程中的混合液污泥濃度（MLSS）為2500～3500 mg·L-1，揮發(fā)性固體濃度（MLVSS）約為MLSS的85%。以低C/N比生活污水為原水，其氨氮濃度為40～85 mg·L-1，亞硝態(tài)氮濃度與硝態(tài)氮濃度均在檢測限以下，COD濃度為110～320 mg·L-1。

1.2 批次試驗裝置與運行

若要提高碳源利用率，可通過減少進水輸入碳源的量和增加反硝化利用碳源的量來實現(xiàn)。減少進水輸入碳源的量即減少進水量，而增加反硝化利用碳源的量涉及的影響因素較多。PNSBR長期運行結(jié)果表明，反硝化主要發(fā)生在3個階段：進水、沉淀及閑置。進水階段主要發(fā)生外源反硝化，沉淀和閑置階段主要發(fā)生內(nèi)源反硝化[8]，外碳源與內(nèi)碳源均來自原水。增加反硝化利用碳源即強化外源反硝化和內(nèi)源反硝化，使更多的碳源被用于反硝化反應(yīng)。若要強化外源反硝化，在進水碳源充足的情況下，需要進水前剩余更多的亞硝態(tài)氮。首先，可以在不破壞部分短程硝化的前提下適當(dāng)延長曝氣時間產(chǎn)生更多的亞硝態(tài)氮，那么下周期進水前剩余的亞硝態(tài)氮也就增加；其次，適當(dāng)延長沉淀時間，將貯存的內(nèi)碳源更長時間地用于全部的水進行內(nèi)源反硝化，那么下周期進水前剩余的亞硝態(tài)氮也可能增加。若要強化內(nèi)源反硝化，可以在內(nèi)源反硝化過程中增加攪拌操作使得泥水充分混合達到內(nèi)碳源被充分利用的目的。圍繞上述影響因素，分別進行了減少進水碳源輸入與增加反硝化利用碳源的批次試驗。

1.2.1 減少進水碳源輸入的試驗 減少進水的碳源即減少進水量，分為進水后泥水混合物總體積改變和不變兩種情況：總體積改變即相同量的污泥按梯度加入不同量的生活污水，反應(yīng)器的有效容積不同；總體積不變即排水比梯度變化，但反應(yīng)器的有效容積不變。該試驗分為兩組進行：每組試驗均采用3個相同的SBR反應(yīng)器，如圖1(a)所示，該反應(yīng)器是由有機玻璃制成，有效容積為1 L，均以曝氣砂頭作為微孔曝氣器，并以轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣量，磁力攪拌器的速率控制在600 r·min-1。每組試驗前均用蒸餾水洗泥3次，以去除活性污泥中溶解態(tài)的有機物、氨氮、亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮。只在白天運行兩周期，運行過程如圖1(b)所示，為了減少晚上閑置帶來的誤差，在第2個周期取樣，取樣點分別為進水前、混合、曝氣后、排水、閑置后，取得的泥水混合物經(jīng)過濾后，對水樣中的氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮、COD進行測定，濾紙上的污泥均回收至原反應(yīng)器中。運行過程中實時監(jiān)測pH和DO，每組試驗運行3 d（6個周期），后2 d的運行無須洗泥，直接在前一天的底物基礎(chǔ)上加入生活污水。

圖1 批次試驗SBR示意圖及其運行過程和試驗結(jié)果觀察圖

1—pH/DO meter; 2—DO probe; 3—pH probe; 4—sample outlets; 5—air pump; 6—gas flowmeter; 7—aerator; 8—rotor; 9—magnetic stirrer

試驗1的第1周期開始前，取PNSBR活性污泥1.5 L洗泥后均分在3個SBR（1#、2#、3#）中，每個反應(yīng)器0.5 L活性污泥，分別在1#、2#、3#反應(yīng)器中瞬時加入0.5、0.35、0.2 L的生活污水，此時污泥濃度分別為3200，3770，4570 mg·L-1，接著進行0.5 h的攪拌。調(diào)節(jié)轉(zhuǎn)子流量計控制1#、2#、3#的曝氣量分別為100、85、70 ml·min-1，其曝氣量是根據(jù)混合液總體積的比例設(shè)定的。試驗過程中結(jié)果的觀察與計算遵循圖1(c)的要求。根據(jù)試驗一的結(jié)果，又進行了一組進水量分別為0.3、0.25、0.2 L的試驗，曝氣量分別為80、75、70 ml·min-1。試驗運行過程、結(jié)果的觀察與計算如圖1(b)、(c)所示。

試驗2采用的污泥仍為試驗1的1.5 L污泥，洗泥后3個反應(yīng)器分別加入0.5 L污泥，第1天的第1周期均加入0.5 L生活污水，3個反應(yīng)器的污泥濃度均在3100～3200 mg·L-1之間，后續(xù)每組試驗也均采用這1.5 L的污泥，而且每組試驗第1天的第1周期均采用這一固定泥水體積比。運行方式與試驗1相同，曝氣量均為100 ml·min-1。排水時，1#反應(yīng)器排出0.5 L水，2#反應(yīng)器排出0.4 L水，3#反應(yīng)器排出0.3 L水，即控制3個SBR的排水比分別為50%、40%、30%。第2周期取樣，取樣點與試驗1相同。之后2 d（4個周期）的運行方式和排水比均與第1天的第2周期相同，運行過程、結(jié)果的觀察與計算如圖1(b)、(c)所示。

根據(jù)試驗1、2的結(jié)果得到碳源利用率最高的最佳進水量（曝氣量）或最佳排水比，應(yīng)用到后續(xù)批次試驗中。

1.2.2 增加反硝化利用碳源的試驗 試驗3研究曝氣時間對碳源利用率的影響，曝氣時間分別設(shè)為2、2.25、2.5 h，曝氣量為試驗1和2所得的對應(yīng)最佳進水量或最佳排水比的曝氣量，運行方式如圖2(a)所示，排水比為試驗1和2所得的最佳值。每天的第2個周期取樣，取樣點、結(jié)果的觀察和計算均與試驗1相同。最終得出最佳曝氣時間運用到后續(xù)試驗中。

試驗4采用以上3組試驗得出的最佳曝氣時間、最佳進水量（曝氣量）或排水比，沉淀時間分別設(shè)為1、2、3 h，但是在運行中發(fā)現(xiàn)在沉淀到2.5～3 h之間時污泥發(fā)生了上浮，導(dǎo)致無法排水（泥水無法分離），于是設(shè)置沉淀時間為1、1.75、2.5 h，運行方式如圖2(b)所示，最終得出最佳沉淀時間運用到后續(xù)試驗中。

試驗5采用以上4組試驗得出的最佳值，在曝氣后增加攪拌過程，運行方式如圖2(c)所示，曝氣后攪拌時間分別為0.25、1.25、2.25 h。其中3#曝氣后攪拌2.25 h，沒有閑置時間。取樣點分別為進水前、混合、曝氣后、攪拌后、排水、閑置后。運行兩個周期，第2周期取樣，觀察和計算試驗結(jié)果。在此基礎(chǔ)上又進行了一組曝氣后攪拌時間為1.25、1.5、1.75 h的試驗，運行方式如圖2（d）所示，運行兩周期，第2周期取樣，觀察和計算試驗結(jié)果，最終得出最佳曝氣后攪拌時間。

圖2 批次試驗的每周期運行過程

綜合5組試驗結(jié)果，得出最大程度利用原水碳源的最佳運行方式及其運行參數(shù)。

1.2.3 批次試驗的污泥、污水來源與成分 上述5組批次試驗采用的1.5 L污泥取自長期運行的PNSBR，每組批次試驗（除不同進水量試驗外）運行期間MLSS均保持在3100～3200 mg·L-1之間。污水采用低C/N比生活污水（從某高校家屬區(qū)化糞池抽取生活污水到貯水箱），試驗過程中原水水質(zhì)指標如表1所示。

表1 進水水質(zhì)

1.3 分析及計算方法

COD、MLSS、MLVSS等指標采用標準方法[16]測定，水樣采用0.4 μm中速濾紙過濾，、、、由Lachat Quikchem8500型流動注射儀測定（Lachat Instrument，Milwaukee，Wiscosin），采用WTW，Multi 340i型便攜式多功能pH/DO測定儀監(jiān)測pH 和DO。

利用式（1）計算每周期運行過程中的最低碳源利用率。

式中，cod,de為反硝化利用的COD的質(zhì)量，mg；cod,inf為進水COD的質(zhì)量，mg；為進水前的亞硝態(tài)氮濃度，mg·L-1；1為進水前泥水混合物的體積，L；為進水后混合的亞硝態(tài)氮濃度，mg·L-1；為進水后泥水混合物的體積，L；為曝氣后的亞硝態(tài)氮濃度，mg·L-1；為沉淀后的亞硝態(tài)氮濃度，mg·L-1；為閑置后（下周期進水前）的亞硝態(tài)氮濃度，mg·L-1；1.71是理論上反硝化去除單位質(zhì)量的亞硝態(tài)氮所利用的COD的質(zhì)量[17]；CODinf為進水的COD濃度，mg·L-1；2為進水體積，L。進水的亞硝態(tài)氮濃度在檢測限以下。

2 試驗結(jié)果與分析

2.1 PNSBR典型周期的碳源利用率

圖3 典型周期各污染物濃度的變化

2.2 進水量對碳源利用率的影響

圖4 A、C、E分別為1#反應(yīng)器（進水0.5 L）、2#反應(yīng)器（進水0.35 L）、3#反應(yīng)器（進水0.2 L）在同一典型周期的污染物轉(zhuǎn)化情況，圖4 B、D、F分別為對應(yīng)的pH曲線變化。通過氮轉(zhuǎn)化過程可以看出3個反應(yīng)器進水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亞硝態(tài)氮，即0.5 h時，亞硝態(tài)氮濃度為0。1#、2#、3#排水的分別為1.38、2.09、19.9，3#的氨氮基本被完全轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮，3個反應(yīng)器排水的NAR分別為95.4%、94.3%、94.4%；通過pH曲線可以看出，3#在曝氣過程中pH曲線出現(xiàn)氨谷點，而1#、2#pH曲線均未出現(xiàn)氨谷點。綜上證明1#、2#均符合維持穩(wěn)定的部分短程硝化且能為SAD系統(tǒng)提供進水的要求。計算3個反應(yīng)器3個取樣周期的平均最低碳源利用率，1#、2#、3#分別為 14.3%±3.3%、19.7%±5.2%、27.5%±5.6%，可以看出碳源利用率隨進水量的減少逐漸增加。為了探究最佳進水量，在2#、3#的進水量之間又設(shè)置一組進水量梯度，分別為4#反應(yīng)器（進水0.3 L）、5#反應(yīng)器（進水0.25 L）、6#反應(yīng)器（進水0.2 L，同3#，目的是作對比）。圖4 G、I、K分別為4#、5#、6#的污染物轉(zhuǎn)化情況，圖4 H、J、L分別為對應(yīng)的pH曲線變化。通過氮轉(zhuǎn)化過程可以看出3個反應(yīng)器進水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亞硝態(tài)氮，排水時4#、5#、6#的分別為4.8、6.8、16.1，NAR分別為94.1%、94.4%、92.9%；分析pH曲線可以看出4#符合維持穩(wěn)定的部分短程硝化的要求。計算3個反應(yīng)器3個取樣周期的平均最低碳源利用率，4#為21.3%±1.0%，5#為23.1%±1.5%，6#為26.9%±2.3%。最佳進水量為0.25～0.3 L，在最佳進水量情況下的碳源利用率為21.3%～23.1%。因進水量不同也對應(yīng)不同的排水比，最佳進水量為0.25～0.3 L時對應(yīng)的排水比為33%～38%。

A—variation of pollutant concentration at 0.5 L; B—variation of pH at 0.5 L; C—variation of pollutant concentration at 0.35 L; D—variation of pH at 0.35 L;E—variation of pollutant concentration at 0.2 L (Ⅰ); F—variation of pH at 0.2 L (Ⅰ); G—variation of pollutant concentration at 0.3 L; H—variation of pH at 0.3 L;I—variation of pollutant concentration at 0.25 L; J—variation of pH at 0.25 L; K—variation of pollutant concentration at 0.2 L (Ⅱ); L—variation of pH at 0.2 L (Ⅱ)

2.3 排水比對碳源利用率的影響

圖5 a、c、e分別為1#反應(yīng)器（排水比為50%，同原PNSBR）、2#反應(yīng)器（排水比為40%）、3#反應(yīng)器（排水比為30%）在同一典型周期的污染物轉(zhuǎn)化情況，圖5 b、d、f分別為對應(yīng)的pH曲線變化。通過氮轉(zhuǎn)化過程可以看出3個反應(yīng)器進水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亞硝態(tài)氮，排水時1#、2#、3#的分別為2.1、3.4、23.3，NAR分別為96.2%、95.8%、94.7%；分析pH曲線可以看出，1#、2#符合維持穩(wěn)定的部分短程硝化的要求。計算3個反應(yīng)器3個取樣周期的平均最低碳源利用率，1#為15.1%±1.9%，2#為20.3%±3.7%，3#為27.3%±4.2%。說明最佳排水比為30%～40%，在最佳排水比條件下的碳源利用率為20.3%～27.3%。結(jié)合上一組進水量的試驗，可以看出兩組試驗得出的最佳排水比在同一范圍內(nèi)（30%～40%），且碳源利用率的范圍也在同一范圍內(nèi)（20.3%～27.3%），考慮到充分利用反應(yīng)器的容積，后續(xù)試驗均采用排水比為35%，即進水前剩余0.65 L的泥水混合物，進水0.35 L。

圖5 不同排水比條件下各污染物濃度及pH的變化

a—variation of pollutant concentration at 50%; b—variation of pH at 50%; c—variation of pollutant concentration at 40%; d—variation of pH at 40%; e—variation of pollutant concentration at 30%; f—variation of pH at 30%;

2.4 曝氣時間對碳源利用率的影響

圖6 a、c、e分別為1#反應(yīng)器（曝氣2 h）、2#反應(yīng)器（曝氣2.25 h）、3#反應(yīng)器（曝氣2.5 h）在同一典型周期的污染物轉(zhuǎn)化過程，圖6 b、d、f分別為對應(yīng)的pH曲線變化。通過氮轉(zhuǎn)化過程可以看出1#、2#反應(yīng)器進水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亞硝態(tài)氮，而3#進水后仍有亞硝態(tài)氮的剩余，說明3#進水碳源不足以反硝化去除所有的亞硝態(tài)氮，那么3#不利于短程硝化的維持，排水時1#、2#、3#的分別為2.1、2.8、15.3，NAR分別為93.6%、95.3%、93.7%；分析pH曲線可以看出，1#、2#符合維持穩(wěn)定的部分短程硝化的要求，同時還可以看出1#在曝氣開始時pH先上升再下降，說明先進行除碳反應(yīng)再進行硝化反應(yīng)，而2#在曝氣開始時的很短時間內(nèi)pH有輕微上升而后就開始下降，證明經(jīng)過進水過程中反硝化反應(yīng)的利用，可降解的碳源剩余很少，3#在曝氣開始時pH直接下降，說明可利用的進水碳源已全部用于反硝化反應(yīng)，再次說明進水碳源不足以去除上周期剩余的亞硝態(tài)氮。計算3個反應(yīng)器3個取樣周期的平均最低碳源利用率，1#為24.8%±1.6%，2#為27.5%±1.0%，3#為26.4%±1.0%，可以看出隨著曝氣時間的延長，碳源利用率先增加后減少，計算3個反應(yīng)器外源反硝化和內(nèi)源反硝化分別去除的亞硝態(tài)氮的量，發(fā)現(xiàn)3#反應(yīng)器外源反硝化去除的亞硝態(tài)氮的量高于1#和2#，內(nèi)源反硝化去除的亞硝態(tài)氮的量低于1#和2#，總共去除的亞硝態(tài)氮的量高于1#，低于2#，因此就出現(xiàn)了碳源利用率隨曝氣時間的延長先增加后減少的情況，分析其原因可能是3#曝氣時間過長，曝氣過程消耗了貯存在細胞內(nèi)部的內(nèi)碳源導(dǎo)致后期的內(nèi)源反硝化可利用的碳源減少。綜上，后續(xù)試驗的曝氣時間設(shè)為2.25 h。

圖6 不同曝氣時間條件下各污染物濃度及pH的變化

a—variation of pollutant concentration at aerating 2 h; b—variation of pH at aerating 2 h; c—variation of pollutant concentration at aerating 2.25 h;d—variation of pH ataerating 2.25 h; e—variation of pollutant concentration at aerating 2.5 h; f—variation of pH at aerating 2.5 h;

2.5 沉淀時間對碳源利用率的影響

圖7a、c、e分別為1#反應(yīng)器（沉淀1 h）、2#反應(yīng)器（沉淀1.75 h）、3#反應(yīng)器（沉淀2.5 h）3個取樣周期的污染物轉(zhuǎn)化情況，圖7 b、d、f分別為對應(yīng)的pH曲線變化。通過氮轉(zhuǎn)化過程可以看出3個反應(yīng)器進水后均能完全反硝化去除上周期剩余的亞硝態(tài)氮，排水時1#、2#、3#的分別為3.3、3.1、2.2，NAR分別為95.4%、95.9%、95.5%。分析pH曲線可以看出3個反應(yīng)器均符合維持穩(wěn)定的部分短程硝化的要求。計算3個反應(yīng)器3個取樣周期的平均最低碳源利用率，1#為27.0%±2.8%，2#為27.4%±2.9%，3#為25.4%±2.1%，可以看出沉淀時間延長0.75 h，碳源利用率沒有太大的變化，沉淀時間繼續(xù)延長0.75 h，碳源利用率減少。分析其原因是曝氣后反應(yīng)器內(nèi)的DO濃度較高，沉淀的過程中泥水處于相對靜止?fàn)顟B(tài)，DO濃度不易下降，沉淀時間越長，DO在反應(yīng)器內(nèi)存留的時間就越久，DO一方面同反硝化菌競爭碳源，一方面抑制某些亞硝酸鹽還原酶的合成（一些反硝化菌的亞硝酸鹽還原酶必須在厭氧或缺氧條件下才能誘導(dǎo)合成[18]），因此內(nèi)源反硝化反應(yīng)會被削弱，那么碳源利用率也就降低，通過pH曲線也可以看出2#、3#在曝氣后pH上升幅度很小，可見其內(nèi)源反硝化確實受到影響。同時考慮到沉淀時間延長還可能導(dǎo)致污泥上浮，因此后續(xù)試驗的沉淀時間仍然設(shè)為1 h。

圖7 不同沉淀時間條件下各污染物濃度及pH的變化

a—variation of pollutant concentration at precipitating 1 h; b—variation of pH at precipitating 1 h; c—variation of pollutant concentration at precipitating 1.75 h; d—variation of pH at precipitating 1.75 h; e—variation of pollutant concentration at precipitating 2.5 h; f—variation of pH at precipitating 2.5 h;

2.6 曝氣后攪拌時間對碳源利用率的影響

考慮到上一組試驗沉淀過程中內(nèi)源反硝化受DO影響而削弱，那么曝氣后增加攪拌過程使得泥水充分混合并攪動，有助于DO快速降低，同時泥水充分接觸可能有助于內(nèi)碳源的利用。而且曝氣后攪拌過程的內(nèi)源反硝化是將貯存的內(nèi)碳源用于反硝化所有的水，相比以前的運行方式（閑置過程將內(nèi)碳源用于反硝化排水后剩余的水），如果內(nèi)碳源的量有限，那么下周期進水前剩余的亞硝態(tài)氮理論上會增加，這樣就強化了下周期的外源反硝化，于是進行了曝氣后增加攪拌過程的試驗。圖8(a)為1#反應(yīng)器（曝氣后攪拌0.25 h）、2#反應(yīng)器（曝氣后攪拌1.25 h）、3#反應(yīng)器（曝氣后攪拌2.25 h）運行過程中的一個周期內(nèi)（6 h）的污染物轉(zhuǎn)化情況。可以看出3#反應(yīng)器進水后亞硝態(tài)氮不能被完全反硝化去除。計算3個反應(yīng)器的碳源利用率分別為25.4%、28.2%、24.4%，那么隨著曝氣后攪拌時間的延長碳源利用率先增加后減小，計算其反硝化去除的亞硝態(tài)氮的量，發(fā)現(xiàn)1#、2#、3#外源反硝化的量逐漸增加，而對應(yīng)的內(nèi)源反硝化的量先增加后減少，總反硝化去除的亞硝態(tài)氮的量也是先增加后減少。觀察磷的轉(zhuǎn)化情況，發(fā)現(xiàn)隨著攪拌時間的延長釋磷量增加。分析其原因，可能是攪拌利于內(nèi)碳源被反硝化利用，因此開始時碳源利用率會增加，但隨著內(nèi)源反硝化的進行，部分碳源被用于釋磷反應(yīng)，那么用于反硝化的碳源的量就會減少，內(nèi)源反硝化的碳源利用率就會減少，周麗穎等[19]在關(guān)于污泥內(nèi)碳源反硝化工藝強化脫氮除磷的研究中也提出，設(shè)置回流污泥預(yù)缺氧池利用污泥內(nèi)碳源進行反硝化的過程中發(fā)生釋磷現(xiàn)象，且釋磷量隨著時間的增加而增加。為了探究最佳攪拌時間，在2#、3#之間設(shè)置了另一組攪拌時間的試驗，分別為4#反應(yīng)器（曝氣后攪拌1.25 h)、5#反應(yīng)器（曝氣后攪拌1.5 h）、6#反應(yīng)器（曝氣后攪拌1.75 h）。圖8(b)為其運行過程中的一個周期內(nèi)的污染物轉(zhuǎn)化情況，可以看出6#反應(yīng)器進水后亞硝態(tài)氮不能被完全反硝化去除，3個反應(yīng)器排水的分別為1.8、1.7、1.7，NAR分別為94.9%、94.8%、95.4%。計算3個反應(yīng)器的碳源利用率，4#為28.6%，5#為31.3%，6#為26.7%，碳源利用率仍然先增加后減小。曝氣后增加攪拌過程，內(nèi)碳源能夠更充分地被利用，使得出水的有所降低，相比原PNSBR的出水，此出水更適合進入SAD系統(tǒng)。因為SAD系統(tǒng)中厭氧氨氧化菌與反硝化菌共存，其中厭氧氨氧化菌為自養(yǎng)菌，其世代時間長、增殖緩慢，在有機物充足的條件下（SAD系統(tǒng)一般通過污泥厭氧發(fā)酵等方式為反硝化提供有機物），若進水的亞硝態(tài)氮濃度過高，而氨氮濃度低，將會導(dǎo)致反硝化菌大量增殖，必然造成反應(yīng)器中反硝化菌變?yōu)閮?yōu)勢種群，厭氧氨氧化菌則因為底物不足生長更加緩慢，長期下去必然造成SAD系統(tǒng)崩潰。因此最終選擇5#反應(yīng)器的運行模式，即曝氣后攪拌1.5 h，此時碳源利用率最大，且其出水更適合進入SAD系統(tǒng)。

圖8 不同曝氣后攪拌時間條件下各污染物濃度變化

3 結(jié) 論

以低碳氮比生活污水為研究對象，研究得出，通過運行模式的改變，可以做到最大程度地利用原水中的碳源。結(jié)論如下。

（1）污水處理過程中存在碳源受限以及進水水質(zhì)水量波動的雙重不利影響，設(shè)計時可以采用靈活多變的SBR形式以實現(xiàn)工藝切換和參數(shù)調(diào)整，從而達到有限碳源充分利用。

（2）通過進水量、排水比、曝氣時間、沉淀時間、曝氣后攪拌時間的調(diào)節(jié)，可以實現(xiàn)部分短程硝化SBR碳源利用率（最低理論值）由15.1%提高到31.3%。

（3）通過部分短程硝化和碳源充分利用結(jié)合的運行模式，使系統(tǒng)以節(jié)能環(huán)保的方式實現(xiàn)氮的短程轉(zhuǎn)化和有機物的經(jīng)濟去除，同時仍維持穩(wěn)定的短程硝化效果，且更適合為SAD工藝提供進水。

References

[1] 吳昌永, 彭永臻, 彭軼. A2O工藝處理低C/N比生活污水的試驗研究 [J]. 化工學(xué)報, 2008, 59 (12): 3126-3131. WU C Y, PENG Y Z, PENG Y. Biological nutrient removal in A2O process when treating low C/N ratio domestic wastewater [J]. Journal of Chemical Industry and Engineering (China), 2008, 59 (12): 3126-3131.

[2] 關(guān)華濱. 新型化糞池處理生活污水的試驗研究[D]. 哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2012. GUAN H B. Assessment of modified septic tanks treating domestic sewage [D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2012.

[3] SOEJIMA K, MATSUMOTO S, OHGUSHI S,Modeling and experimental study on the anaerobic/aerobic/anoxic process for simultaneous nitrogen and phosphorus removal: the effect of acetate addition [J]. Process Biochemistry, 2008, 43 (6): 605-614.

[4] 唐旭光, 王淑瑩, 顧升波, 等. UnFied SBR系統(tǒng)處理生活污水脫氮除磷的性能優(yōu)化 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009, 30 (10): 2963-2967. TANG X G, WANG S Y, GU S B,Optimization effect of nitrogen and phosphorus removal in uniFed SBR process for domestic wastewater [J]. Environmental Science, 2009, 30 (10): 2963-2967.

[5] 馬斌, 委燕, 王淑瑩, 等. 基于FNA處理污泥實現(xiàn)城市污水部分短程硝化 [J]. 化工學(xué)報, 2015, 66 (12): 5054-5059. MA B, WEI Y, WANG S Y,Achieving partial nitritation in sewage treatment system based on treating activated sludge by FNA [J]. CIESC Journal, 2015, 66 (12): 5054-5059.

[6] KIM D, KIM T, RYU H,Treatment of low carbon-to-nitrogen wastewater using two-stage sequencing batch reactor with independent nitrification [J]. Process Biochemistry, 2008, 43 (4): 406-413.

[7] KIMURA K, NISHISAKO R, MIYOSHI T,. Baffled membrane bioreactor (BMBR) for efficient nutrient removal from municipal wastewater [J]. Water Research, 2008, 42 (3): 625-632.

[8] 趙夢月, 彭永臻, 王博, 等. SBR工藝實現(xiàn)長期穩(wěn)定的部分短程硝化 [J]. 化工學(xué)報, 2016, 67 (6): 2525-2532. ZHAO M Y, PENG Y Z, WANG B,Achievement of long-term and stable partial nitritation in sequencing batch reactor [J]. CIESC Journal, 2016, 67 (6): 2525-2532.

[9] 孫艷波, 周少奇, 李伙生, 等. ANAMMOX與反硝化協(xié)同脫氮反應(yīng)器啟動及有機負荷對其運行性能的影響 [J]. 化工學(xué)報, 2009, 60 (10): 2596-2602. SUN Y B, ZHOU S Q, LI H S,Start-up of ANAMMOX- denitrification reactor and effect of organic loading on its performance of synergistic interaction [J]. CIESC Journal, 2009, 60 (10): 2596-2602.

[10] KUMAR M, LIN J G. Co-existence of anammox and denitrification for simultaneous nitrogen and carbon removal—strategies and issues [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 178 (1/2/3): 1-9.

[11] CHEN H H, LIU S T, YANG F L,. The development of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification (SNAD) process in a single reactor for nitrogen removal [J]. Bioresource Technology, 2009, 100: 1548-1554.

[12] XU X, XUE Y, WANG D,The development of a reverse anammox sequencing partial nitrification process for simultaneous nitrogen and COD removal from wastewater [J]. Bioresource Technology, 2014, 155: 427-431.

[13] 付國楷, 張春玲, 喻曉琴, 等. 低碳源城市污水廠碳源優(yōu)化利用運行模式研究 [J]. 湖南大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2012, 39 (8): 61-66. FU G K, ZHANG C L, YU X Q,Research on the optimum operation strategy for deficient carbon source urban sewage treatment plants [J]. Journal of Hunan University (Natural Sciences), 2012, 39 (8):61-66.

[14] 劉宏波, 趙芳, 文湘華. 利用活性污泥快速富集污水碳源的試驗研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2011, 32 (10): 2999-3003. LIU H B, ZHAO F, WEN X H. Quickly enrichment of carbon in wastewater by activated sludge [J]. Environmental Science, 2011,32 (10):2999-3003.

[15] 李勇, 呂炳南, 黃勇. 改進A2/O法的設(shè)想 [J]. 中國給水排水, 2001, 17 (8): 31-33. LI Y, Lü B N, HUANG Y. Imagination of improving A2/O [J]. China Water & Wastewater, 2001, 17 (8): 31-33.

[16] APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. Washington DC: APHA American Public Health Association, 1976.

[17] WANG X X, WANG S Y, XUE T L,Treating low carbon/nitrogen (C/N) wastewater in simultaneous nitrification-endogenous denitrification and phosphorous removal (SNDPR) systems by strengthening anaerobic intracellular carbon storage [J]. Water Research, 2015, 77: 191-200.

[18] 李培, 潘楊. A2/O工藝內(nèi)回流中溶解氧對反硝化的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2012, 35 (1): 103-106. LI P, PAN Y. Influence of DO in internal reflux of A2/O process on denitrification [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 35 (1): 103-106.

[19] 周麗穎，邊靖，凌薇，等.污泥內(nèi)碳源反硝化工藝強化脫氮除磷的應(yīng)用研究 [J]. 中國給水排水, 2015, 31 (17): 112-115. ZHOU L Y, BIAN J, LING W,. Application of enhanced denitrification process for nitrogen and phosphorus removal by using sludge endogenous carbon source [J]. China Water & Wastewater, 2015, 31 (17): 112-115.

Efficient organics utilization of low C/N ratio domestic sewage through partial nitritation SBR

ZHAO Mengyue, WANG Bo, GUO Yuanyuan, PENG Yongzhen

(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

In order to efficiently utilize carbon source of low C/N ratio domestic sewage, two methods (reducing organics input and increasing carbon source consumption through denitrification) were introduced through the partial nitritation SBR. In this study, five factors,.. influent volume, drainage ratio, aeration time, precipitation time and stirring time after aeration were investigated to assess the effect on the utilization efficiency of carbon source（the ratio between the quality of carbon source consumption through denitrification and the total organics input）. The results showed that when the drainage ratio was decreased from 50% to 35%, the utilization efficiency improved from 15.1% to 24.8%; when the aeration time was increased from 2 h to 2.25 h, the utilization efficiency increased from 24.8% to 27.5% and when 1.5 h of stirring time after aeration was added, the utilization efficiency increased by 3.8%. Meanwhile, the nitrite accumulation rate of the effluent was 94.8% and thewas 1.7, indicating that the partial nitrification was stably maintained, and the effluent was more proper for simultaneous anammox and denitrification (SAD) process. All in all, the organics utilization efficiency was promoted gradually through the adjustment of the operational parameters above, by which the aeration energy for consuming organics was saved, and then the multiplication of aerobic heterotrophic bacteria was weakened which avoided striking the ammonia oxidizing bacteria (AOB) effectively, keeping the nitritation effect stable.

partial nitritation; low C/N ratio; domestic sewage; aeration; precipitation; drainage; organics utilization efficiency

2016-07-12.

Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn

10.11949/j.issn.0438-1157.20160980

X 703.1

A

0438—1157（2016）11—4825—12

趙夢月（1991—），女，碩士研究生。

國家自然科學(xué)基金項目（51478013）；北京市教委資助項目。

2016-07-12收到初稿，2016-08-03收到修改稿。

聯(lián)系人：彭永臻。

supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.