李建政，孟 佳，趙博瑋，艾斌凌

養(yǎng)豬廢水厭氧消化液SBR短程硝化系統(tǒng)影響因素

李建政1，2，孟 佳1，趙博瑋1，艾斌凌1

（1.哈爾濱工業(yè)大學(xué)市政環(huán)境工程學(xué)院，150090哈爾濱；
2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，150090哈爾濱）

針對養(yǎng)豬廢水厭氧消化液較高殘留的氨氮，為開發(fā)短程硝化-反硝化脫氮工藝，以序批式活性污泥反應(yīng)器（SBR）的運行為基礎(chǔ)，探討溫度、氨氮負(fù)荷（Rnl）和曝氣時間對活性污泥系統(tǒng)短程硝化特征的影響.結(jié)果表明：在28和15℃條件下，將溶解氧控制為1.0～2.0 mg·L-1時，SBR系統(tǒng)均能實現(xiàn)良好的短程硝化功能；但在15℃條件下，氨氮去除率和亞硝酸鹽積累率（Rna）較28℃均有顯著下降，分別從71.1%和96.7%降到52.8%和85.4%；在28℃條件下，氨氮負(fù)荷由0.56 kg·m-3·d-1大幅提高到2.18 kg·m-3·d-1后，SBR系統(tǒng)的氨氮去除率顯著降為48.6%，但Rna仍然高達96.8%，保持了良好的短程硝化性能.Rnl較高時，可適當(dāng)延長曝氣時間以強化SBR系統(tǒng)的氨氮氧化能力.但曝氣時間過長會導(dǎo)致大量NO2--N的氧化，Rna顯著下降.

養(yǎng)豬廢水；厭氧消化液；序批式活性污泥反應(yīng)器；短程硝化

養(yǎng)豬廢水具有機物質(zhì)質(zhì)量濃度高、氨氮高、懸浮物高、碳氮比低等特點，處理難度大［1-2］.目前，用于養(yǎng)豬廢水處理的技術(shù)主要包括還田、自然處理和工業(yè)化處理3種模式［3］.其中，還田及自然處理是傳統(tǒng)的養(yǎng)豬廢水處理方法，經(jīng)濟有效，但其應(yīng)用受到可用土地資源及土地承載力的嚴(yán)重限制［3］.開發(fā)占地面積小、運行管理方便且經(jīng)濟有效的規(guī)?；B(yǎng)豬場廢水處理技術(shù)，成為保障養(yǎng)豬行業(yè)健康發(fā)展亟需解決的問題［4］.工業(yè)化處理模式包括物理法、化學(xué)法、生物法及由它們構(gòu)成的組合工藝，具有占地面積小、適應(yīng)性強、受環(huán)境因素影響小等優(yōu)點［5］.其中，厭氧生物處理技術(shù)可以在有效處理廢水的同時回收可再生能源——沼氣，得到廣泛應(yīng)用［6］.然而，養(yǎng)豬廢水是一種高質(zhì)量濃度有機廢水，經(jīng)厭氧消化后，其出水仍會殘留較高的化學(xué)需氧量（COD）和氨氮（NH4＋-N），不能向環(huán)境中排放，需要作進一步的處理［7-8］.對于COD的進一步去除，可采用常規(guī)的好氧活性污泥法，但消化液的脫氮問題至今仍未得到很好的解決［9-11］.厭氧消化液的生物脫氮需要硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的聯(lián)合作用才能完成.在好氧條件下，NH4＋-N在亞硝酸細(xì)菌（AOB）和硝酸細(xì)菌（NOB）的先后作用下次第轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮（N-N）和硝態(tài)氮（N-N），然后在厭氧條件下由反硝化細(xì)菌將N-N和NO2--N轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮（N2或N2O）而從水中脫除［12］.將硝化反應(yīng)控制在亞硝化階段（即短程硝化），并與反硝化反應(yīng)聯(lián)合即構(gòu)成了短程硝化-反硝化脫氮工藝.與硝化-反硝化工藝相比，短程硝化-反硝化脫氮工藝具有耗氧少、水力停留時間短、反硝化所需碳源少、剩余污泥生成量少等特點，更加經(jīng)濟高效［13-14］.短程硝化-反硝化系統(tǒng)成功運行的關(guān)鍵之一是將NH4＋-N的氧化控制在N-N階段［15］.其影響因素主要包括氨氮負(fù)荷［16］、溫度［17-20］、溶解氧（DO）［21-23］、pH［17，22］、游離氨（FA）質(zhì)量濃度［20，24］、污泥齡［21，25］等.研究證明，通過溫度和氨氮負(fù)荷的適當(dāng)調(diào)控，可將序批式活性污泥反應(yīng)系統(tǒng)的硝化過程控制在亞硝化階段.

序批式活性污泥工藝具有良好的硝化功能和一定的反硝化能力，操作靈活，運行管理方便，在有機廢水脫氮領(lǐng)域得到了廣泛應(yīng)用［26-27］.本文采用序批式活性污泥反應(yīng)器（SBR）對厭氧消化后的養(yǎng)豬廢水進行處理，考察溫度、氨氮負(fù)荷及曝氣時間對短程硝化的影響，以期為進一步構(gòu)建短程硝化-反硝化工藝奠定基礎(chǔ).

1 實 驗

1.1實驗裝置及運行控制

研究用SBR為有機玻璃制成，直徑為12 cm，高為35 cm，反應(yīng)區(qū)總?cè)莘e為3.5 L，底部為圓錐形并設(shè)有進水口和排泥口.反應(yīng)器外壁纏有電熱絲，通過溫控儀控制溫度；微孔曝氣器（粘砂塊）置于反應(yīng)器的底部，用空氣流量計調(diào)節(jié)曝氣量.在反應(yīng)器9 cm高處設(shè)有排水口，以控制周期運行中的換水量.

SBR系統(tǒng)基本運行周期為6 h，包括進水5 min、曝氣5 h、沉淀30 min、排水25 min.曝氣時通過氣水比（10～12）的調(diào)控將泥水混合液中的溶解氧控制為1.0～2.0 mg·L-1.每天運行4個周期，每周期換水量約為2.5 L.SBR的運行依照溫度、氨氮負(fù)荷和曝氣時間劃分為4個階段，各階段的運行控制參數(shù)如表1所示.其中，階段1包括11 d的啟動期，之后通過定期排泥的方式將SBR的泥齡控制為13 d；在最后一個運行階段中，為提高N-N氧化率，在其他控制參數(shù)不變的情況下，將基本運行周期中的曝氣時間延長為23 h.

1.2實驗用水

實驗用水為經(jīng)升流式厭氧污泥床（UASB）反應(yīng)器處理的養(yǎng)豬廢水.隨著UASB控制運行狀態(tài)的不同，SBR在不同運行階段所處理的水質(zhì)不同，詳情如表2所示.

表1 SBR的階段性運行及控制參數(shù)

表2 不同運行階段實驗用水水質(zhì)

1.3接種物與活性污泥培養(yǎng)

SBR啟動所需活性污泥是直接以養(yǎng)豬廢水為接種物，在室溫條件下經(jīng)適當(dāng)培養(yǎng)獲得.活性污泥的培養(yǎng)在一個容積為12.5 L的圓形容器中進行，培養(yǎng)過程分為兩個階段：第一階段，在培養(yǎng)容器中置入10 L養(yǎng)豬廢水，加入20 g葡萄糖，曝氣培養(yǎng)3 d至大量污泥絮體形成；第二階段，在第一階段停止曝氣后，沉淀并排放8 L上清液，以清水補足10 L，加入8 g葡萄糖、2 g尿素、1 g磷酸鈉繼續(xù)培養(yǎng)2 d，然后沉淀排上清液8 L；重復(fù)操作1次.經(jīng)過上述兩階段的培養(yǎng)，容器中產(chǎn)生了大量的活性污泥，混合液懸浮固體（MLSS）質(zhì)量濃度為2.5 g／L，其污泥沉降比（SV30）為25%，污泥體積指數(shù)（SVI）為100，沉降性能較好.以上述培養(yǎng)污泥為接種物啟動SBR，接種量MLSS為2.48 g／L.

1.4分析項目及檢測方法

2 結(jié)果與討論

2.1溫度對SBR硝化功能的影響

如圖1所示，在SBR啟動運行的初期（28℃），系統(tǒng)的NH4＋-N、TN、COD去除率以及NO2--N、NO3--N質(zhì)量濃度和Rna均有較大波動，其中NH4＋-N去除率和出水NO2--N質(zhì)量濃度增加迅速.隨著運行時間的延續(xù)，以上指標(biāo)的變化逐漸趨緩，并于第11至第24天表現(xiàn)出相對穩(wěn)定狀態(tài).在為期13 d的穩(wěn)定運行期，SBR對NH4＋-N的去除率高達71.1%（圖1（a）），而TN去除率僅為1.3%（圖1（b）），說明NH4＋-N的去除主要依靠氨氧化實現(xiàn).如圖1（c）所示，在第11至第24天的運行期內(nèi)，系統(tǒng)中的NO2--N質(zhì)量濃度平均高達97.3 mg·L-1，而NO3--N平均質(zhì)量濃度僅為3.9 mg·L-1，Rna高達96.7%，說明系統(tǒng)經(jīng)過11 d的污泥馴化，很好地實現(xiàn)了短程硝化功能.在穩(wěn)定運行期（圖1（d）），盡管SBR系統(tǒng)的進水pH為7.9左右，出水pH均下降到7.0上下，這一結(jié)果暗示著中性偏堿的環(huán)境可能更有利于短程硝化反應(yīng)的進行［17，22］.經(jīng)過污泥馴化，SBR系統(tǒng)亦表現(xiàn)出了良好的COD去除能力，去除率平均達51.5%（圖1（e））.

圖1 SBR的啟動及其在28和15℃條件下的運行特征

溫度是影響硝化細(xì)菌AOB和NOB活性的主要因素之一，尤其對AOB的影響更加顯著［30-31］.有研究表明［32］，當(dāng)溫度大于15℃時，SBR系統(tǒng)能夠保持一定程度的NO2--N積累率，可以維持短程硝化；當(dāng)溫度低于15℃時，AOB和NOB活性很難維系，尤其是AOB的活性會受到嚴(yán)重影響，最終導(dǎo)致短程硝化被破壞.從第25天開始，SBR系統(tǒng)轉(zhuǎn)入15℃條件下運行.溫度的下降顯著影響了系統(tǒng)的效能和穩(wěn)定性.其NH4＋-N、TN、COD去除率以及N-N、N-N質(zhì)量濃度和Rna均在波動中顯著下降，直到第31天后系統(tǒng)才重新達到穩(wěn)定運行.在為期7 d（第31～第37天）的穩(wěn)定運行時期（15℃），系統(tǒng)出水的pH仍然維持在7.0左右（圖1（d）），其NH4＋-N、TN、COD去除率平均分別為52.8%、0.3%和45.4%（圖1（a）、（b）、（e）），出水N-N、NO3--N質(zhì)量濃度分別為61.6和10.3 mg·L-1（圖1（c）），Rna維持在85.4%的水平（圖1（c）），說明系統(tǒng)的短程硝化功能即便是在15℃這一較低溫度下也能很好地進行.

2.2氨氮負(fù)荷對SBR硝化功能的影響

養(yǎng)豬廢水具有高氨氮的特點，經(jīng)UASB處理后，廢水COD質(zhì)量濃度大幅降低，但NH4＋-N質(zhì)量濃度依然很高.UASB出水COD為507～745 mg·L-1時，其N-N質(zhì)量濃度達500 mg·L-1以上（表2）.為達到脫氮目的，采用SBR工藝對UASB出水進行了短程硝化功能的調(diào)控，以期為短程硝化-反硝化脫氮工藝的構(gòu)建奠定基礎(chǔ).在階段1和階段2運行的基礎(chǔ)上（表1），將SBR系統(tǒng)恢復(fù)為28℃條件下運行，同時將氨氮負(fù)荷Rnl由階段2的0.54 kg·m-3·d-1提高到2.18 kg·m-3·d-1左右（階段3），考察系統(tǒng)在較高Rnl條件下的硝化特征.結(jié)果表明（圖2），Rnl的提高對系統(tǒng)的氨氧化功能造成了顯著影響，NH4＋-N去除率從階段2（15℃）末期的52.8%左右下降到階段3（28℃）初期的12.8%.隨著運行時間的延續(xù)，系統(tǒng)的N-N去除率（圖2（a））、TN去除率（圖2（b））、N-N質(zhì)量濃度與Rna（圖2（c））以及COD去除率（圖2（e））持續(xù)增加，pH則不斷下降（圖2（d）），直到第11天后，系統(tǒng)各項指標(biāo)方趨于穩(wěn)定.經(jīng)檢測和計算，在第11～第19天的穩(wěn)定運行期，SBR系統(tǒng)對NH4＋-N、TN、COD的平均去除率分別為48.6%、24.0%和45.3%，出水NO2--N質(zhì)量濃度維持在135.6 mg·L-1以上的水平，而N-N質(zhì)量濃度僅有4.6 mg·L-1，Rna高達96.8%，說明系統(tǒng)在Rnl2.18 kg·m-3·d-1的條件下，仍然保持了良好的短程硝化能力.

圖2 SBR在氨氮負(fù)荷2.18 kg·m-3·d-1和28℃下的運行特征

與同一溫度但Rnl較低（0.56 kg·m-3·d-1）的階段1相比，SBR在階段3（2.18 kg·m-3·d-1）表現(xiàn)出了不同的硝化特征.表3為SBR在階段1和階段3穩(wěn)定運行期的特征參數(shù)對比.可以看出，SBR在階段1和階段3均表現(xiàn)出了良好的亞硝化能力，Rna分別平均達96.7%和96.8%，二者相差無幾.但N-N、N-N、TN、COD和pH等參數(shù)卻存在著較大差別.其中N-N去除率由階段1的71.1%下降到階段3的48.6%，COD去除率也由51.5%降低為45.3%，SBR在階段3的出水N-N和COD質(zhì)量濃度分別高達285和353 mg·L-1.盡管SBR在階段1和階段3具有類似的Rna和出水N-N質(zhì)量濃度（分別為3.5和4.5 mg·L-1），但階段3對TN的去除率達24%，遠高于階段1的1.3%，說明在階段3的活性污泥發(fā)生了明顯反硝化脫氮作用，系統(tǒng)出現(xiàn)了缺氧癥狀，而氧氣供應(yīng)的不足也可能是導(dǎo)致N-N去除率降低的重要原因.即便SBR在階段3表現(xiàn)出了明顯的反硝化作用，但出水中的N-N質(zhì)量濃度卻由階段1的101 mg·L-1增加到了134 mg·L-1.分析認(rèn)為，SBR在階段3顯現(xiàn)出的N-N質(zhì)量濃度升高現(xiàn)象可能有以下兩方面主要原因：首先，在較高Rnl條件下，進水COD也會同時增加，大量化能異養(yǎng)細(xì)菌的增殖代謝會消耗更多的溶解氧，在曝氣量一定的情況下，反應(yīng)系統(tǒng)的溶解氧顯著降低，進而限制了N-N的進一步氧化而發(fā)生積累［33］；其次，在階段3，SBR進水及出水pH均達8.0，在這一堿性環(huán)境中，污水中會有更多的氨氮以FA形式存在［34］.根據(jù)式（2）計算結(jié)果（表3）可知，SBR系統(tǒng)在階段3穩(wěn)定運行期的FA達93.8 mg·L-1，這一質(zhì)量濃度足可完全抑制NOB活性，而AOB則可繼續(xù)維持一定的活性［34-35］.因此，欲在進水氨氮質(zhì)量濃度較高的條件下進一步提高SBR活性污泥的硝化功能，提高供氧量或延長曝氣時間是一種有效措施.

2.3延時曝氣對運行效果的影響

如表3所示，Rnl由0.56 kg·m-3·d-1提高到2.18 kg·m-3·d-1后，SBR系統(tǒng)的NH4＋-N去除率顯著降低.研究表明［36］，AOB對溶解氧的親合力比NOB強，在較低溶解氧的條件下更利于AOB菌群的增長.因此，要在活性污泥系統(tǒng)中富集更多的AOB并抑制NOB菌群的生長，達到短程硝化的目的，需要將系統(tǒng)中的溶解氧控制在較低的水平.鑒于此，在Rnl2.18 kg·m-3·d-1（28℃）條件下達到運行穩(wěn)定狀態(tài)并維持一段時間后，保持曝氣量不變（溶解氧1.0～2.0 mg·L-1），將SBR運行周期中的曝氣時間由原來的5 h延長為23 h，考察延時曝氣對系統(tǒng)硝化特性的影響，結(jié)果如圖3所示.

圖3表明，曝氣時間延長后，SBR系統(tǒng)的氨氮氧化作用顯著加強，其NH4＋-N的平均去除率由曝氣5 h條件下的48.6%（表3）提高到了70.0%左右（圖3（a）），NO2--N的積累質(zhì)量濃度也由134.0 mg·L-1增加到了247.9 mg·L-1（圖3（c））.但是，延時曝氣同樣強化了NO2--N的氧化作用.在曝氣時間為5 h的條件下，SBR周期內(nèi)的N-N積累質(zhì)量濃度只有4.5 mg·L-1（表3），當(dāng)曝氣時間延長為23 h后，大幅提高到62.4 mg·L-1（圖3（c）），而TN去除率卻從24.0%降至14.4%（圖3（b）），說明延時曝氣提升了SBR活性污泥系統(tǒng)的硝化作用（包括氨氧化和N-N氧化反應(yīng)），同時抑制了反硝化作用，致使系統(tǒng)的Rna從延時曝氣前的96.8%大幅下降到80.1%左右.顯然，長達23 h的曝氣時間對于NO2

--N的積累或短程硝化是不利的.

圖3 SBR在曝氣23 h條件下的運行特征

表3 SBR在不同氨氮負(fù)荷條件下的短程硝化性能比較

在曝氣時間為5 h條件下，SBR運行周期末的pH為8.0左右（表3），當(dāng)曝氣時間延長至23 h后，運行周期末的pH降低到7.4上下（圖3（d））.可見，N-N的大量氧化以及NO2--N和N-N的不斷積累，使SBR系統(tǒng)在運行周期末的pH顯著下降.式（2）的計算結(jié)果表明，在pH7.4時，SBR系統(tǒng)中的FA僅為2.9 mg·L-1，而在曝氣5 h時卻高達93.8 mg·L-1（表3）.分析認(rèn)為，pH的下降有效降低了系統(tǒng)中FA的質(zhì)量濃度及其對NOB的毒性作用，這無疑也會在一定程度上促使N-N的氧化和N-N的生成.延時曝氣的控制運行促使活性污泥對廢水中殘留的污染物進行更加徹底的利用，加之N-N的氧化更加徹底，導(dǎo)致SBR系統(tǒng)呈現(xiàn)出更高的COD去除能力，由延時曝氣前的45.3%（表3）提高到了51.7%（圖3（e））.

以上結(jié)果表明，曝氣時間的延長可有效提高SBR系統(tǒng)的硝化功能.但曝氣時間過長或DO偏高，則會導(dǎo)致大量N-N的氧化和N-N的生成，Rna顯著下降.為確定在一定Rnl條件下的適宜曝氣時間和DO，在SBR系統(tǒng)中更好地實現(xiàn)短程硝化，需要對曝氣時間和DO對系統(tǒng)硝化特性的影響進行更加深入的研究.

3 結(jié) 論

1）處理養(yǎng)豬廢水厭氧消化液的SBR系統(tǒng)，在28和15℃條件下均能實現(xiàn)短程硝化，但低溫會顯著降低系統(tǒng)的硝化功能.在曝氣5 h、溶解氧控制為1.0～2.0 mg·L-1的條件下，SBR系統(tǒng)在28℃時的N-N去除率和Rna分別為71.1%和96.7%，但在15℃條件下分別降到了52.8%和 85.4%.

2）在28℃條件下，Rnl的提高對SBR系統(tǒng)的氨氧化功能造成顯著影響.Rnl由0.56 kg·m-3·d-1提高到2.18 kg·m-3·d-1后，SBR系統(tǒng)的N-N去除率顯著降為48.6%，但Rna仍然高達96.8%，保持了良好的短程硝化性能.

3）在高Rnl條件下，適當(dāng)延長曝氣時間可顯著強化SBR系統(tǒng)的氨氮氧化作用，但曝氣時間過長，則會導(dǎo)致大量N-N的氧化和N-N的生成，Rna顯著下降.

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（編輯劉 彤）

Main influence factors for shortcut nitrification in a SBR treating anaerobic digested piggery wastewater

LI Jianzheng1，2，MENG Jia1，ZHAO Bowei1，AI Binling1
（1.School of Municipal and Environmental Engineering，Harbin Institute of Technology，150090 Harbin，China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment，Harbin Institute of Technology，150090 Harbin，China）

To develop a shortcut nitrification process for treating anaerobic digested piggery wastewater with a high ammonia concentration，a sequencing batch reactor（SBR）was introduced，and the temperature，ammonia nitrogen loading rate（Rnl）and aeration time were investigated as the significantinfluence factors ofthe shortcutnitrification.The shortcut nitrification process could be established in the SBR at 28℃or 15℃with the identical dissolved oxygen（DO），ranged from 1 to 2 mg·L-1.But the ammonia removal and nitrite accumulation rate Rnawere decreased from 71.1%and 96.7%to 52.8%and 85.4%，respectively，when the temperature was dropped from 28℃to 15℃.Though the ammonia removal rate was decreased to 48.6%since the Rnlhad been increased from 0.56 to 2.18 kg·m-3·d-1at 28℃，a Rnaas high as 96.8%was obtained，indicating that an excellent shortcut nitrification occurred in the SBR.To obtain a superior ammonia oxidation with a higher Rnl，extension of aeration time would be supportive.But an excessive aeration could result in an increase in nitrate and a decrease in Rna，which was unfeasible for the shortcut nitrification process in the SBR.

piggery wastewater；anaerobic digestion liquor；sequencing batch reactor（SBR）；shortcut nitrification process

X703.1

A

0367-6234（2014）08-0027-07

2013-04-20.

國家自然科學(xué)基金資助項目（51178136）.

李建政（1965—），男，教授，博士生導(dǎo)師.

李建政，ljz6677＠163.com.