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高氨氮废水生物脱氮处理

高氨氮废水生物脱氮处理过程中,生化反应基质底物(FA)对硝化反应具有抑制作用,其抑制原理在于：硝化反应主要涉及两种菌属,即氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB),FA既是氨氧化反应的基质,同时也是亚硝酸盐氧化反应的抑制剂,对AOB和NOB均存在抑制作用.有研究表明,FA对AOB的初始抑制浓度为10~150mg·L-1,而对NOB的初始抑制浓度为0.1~1.0mg·L-1.相较于AOB,NOB对FA的抑制作用更加明显.当AOB活性严重受抑制时,系统硝化反应停止.

水中的氨氮,大部分以氨离子(NH4+)和FA的状态存在,两者保持平衡,平衡关系为：

这一关系受pH值的影响,当pH升高,平衡向右移动,FA所占比例增大,当pH降低,平衡向左移动,NH4+比例增大.张亮等[6]的研究认为在常温(20℃)下,当pH=7时,FA约占氨氮的1%,在pH=8时,占氨氮的10%.城市污水处理厂的进水氨氮(NH4+-N)浓度范围在50mg·L-1左右且pH值接近中性,因此,FA浓度较低,硝化细菌基本未被抑制.高氨氮废水(消化污泥脱水液、垃圾渗滤液等),NH4+-N浓度和pH值较高,硝化细菌易受到FA的抑制.温度对微生物的生长也具有重要影响,温度过高或过低,均影响硝化菌的活性,从而降低硝化速率.温度过低水中的FA浓度降低,从而影响AOB对FA的降解速率.温度过高AOB中蛋白质受热易变性失去活性,引起酶反应速率下降,从而导致AOB对FA的降解速率下降.Hellinga等指出[8],当温度介于5~12℃时,NOB的最大比生长速率大于AOB.当温度介于12~40℃时,AOB的最大比生长速率大于NOB的最大比生长速率.因此,在一定范围内升高温度可以增大NOB和AOB在生长速率上的差距.

目前国内外的研究主要报道高氨氮废水短程硝化中FA的抑制作用,针对高氨氮废水中氨逃逸现象报道较少.卢刚等[20]对模拟含氨废水采用循环颗粒污泥床短程硝化污泥反应器的研究发现,通过对生化反应器氮素平衡核算,反应器氨氧化过程中存在明显的氮损失现象,认为氨逃逸是导致曝气过程中氮损失的主要原因，因此本文通过试验考察了不同FA浓度梯度下的氨逃逸规律.

1材料与方法1.1试验装置及运行方式

试验采用有效容积为5L的SBR反应器,其运行方式：瞬时进水(1min),硝化反应(4h),缺氧搅拌反硝化(投加乙醇作为碳源),静置沉淀、排水(5min).硝化过程中溶解氧(DO)控制在2.5~3.0mg·L-1范围,反硝化时间采用pH值实时控制.

1.2试验用水、接种污泥及水质分析项目

为排除其他微生物的干扰,试验用水采用以去离子水为原水的人工模拟废水,其水质特性见表1.

表1模拟废水水质特性1)

试验接种污泥取自本实验室已实现短程硝化的活性污泥(亚硝态氮的积累率为99.6%).试验过程中,从反应器中取出一定体积泥水混合液,定性滤纸过滤后测定各项水质指标.化学需氧量(COD)、NH4+-N、硝态氮(NO3--N)、NO2--N、混合液悬浮固体浓度(MLSS)及混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)均采用国家规定的标准方法[22].pH值、DO和温度采用WTW-Multi3420测定.

1.3试验方案

游离氨(FA)一般采用下式进行计算[4]：

式中,SFA为游离氨质量浓度,mg·L-1;SNH4+-N为氨氮质量浓度,mg·L-1;T为温度,℃.

本文通过批次试验,采用SBR反应器,以短程硝化污泥为研究对象,通过设定不同初始NH4+-N浓度,pH值和温度,以获得不同FA浓度梯度,运行条件见表2,基于考察SBR系统活性污泥的硝化性能、总氮损失的基础上,研究FA浓度对氨逃逸的影响,最终建立FA和氨逃逸速率的相关规律.需要说明的是：为减少试验误差,即每一FA浓度下进行3次平行试验,试验数据取3组平行试验平均.

表2SBR反应器运行条件

2结果与讨论2.1FA对SBR系统NH4+-N去除的影响

图1为不同FA浓度条件下,曝气开始、结束时,NH4+-N浓度、去除量及去除率(ARE)变化规律.为了提高进水FA浓度,试验过程中,人为增加进水NH4+-N浓度(28.8mg·L-11443.0mg·L-1)、温度(20℃36.5℃)以及pH(7.58.66)值.随着运行周期的增加,曝气开始和结束时NH4+-N浓度均呈现增加的趋势[图1(a)].这是由于相同硝化反应时间内随着进水NH4+-N浓度增加导致曝气结束时NH4+-N未反应完全.从图1(b)可以看出,随着FA浓度的增加,NH4+-