目前普通生活污水生物處理技術(shù)已趨于成熟，而工業(yè)廢水、垃圾滲濾液等特殊污水的生物處理技術(shù)尚未成熟。垃圾滲濾液為垃圾填埋過程中滲濾出來的水，屬于高COD、高氨氮、難降解有機(jī)污水，其處理難度大，投資和運(yùn)行費(fèi)用高，很多垃圾填埋場沒有采取有效處理措施，極大影響了水生態(tài)環(huán)境。筆者對短程硝化反硝化工藝處理垃圾滲濾液的脫氮效果及影響因素進(jìn)行了研究。與全程硝化相比，短程硝化可以減少25%的氧耗，節(jié)省40%的有機(jī)碳源，而且亞硝態(tài)氮的反硝化速率通常比硝態(tài)氮的高63%左右，反應(yīng)歷程可加快約4.3倍。因此，實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化反硝化是提高滲濾液生物處理效率的有效途徑。

為維持穩(wěn)定的短程硝化過程，必須降低亞硝酸鹽的氧化速率，提高氨氧化速率，氧化速率影響因素包括pH、溶解氧（DO）、溫度、水力停留時(shí)間、游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）等，其中FA與FNA是維持系統(tǒng)穩(wěn)定短程硝化的主要影響因素。FA和FNA對硝化反應(yīng)類型的影響主要是通過對氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的選擇性抑制實(shí)現(xiàn)的。處理垃圾滲濾液時(shí)系統(tǒng)能穩(wěn)定維持短程硝化過程的關(guān)鍵在于前期FA及后期FNA對NOB活性的輪流抑制且?guī)缀醪挥绊慉OB活性。已有研究表明，F(xiàn)A對NOB的抑制質(zhì)量濃度為0.1~1.0mg/L，對AOB的抑制質(zhì)量濃度為10~150mg/L，當(dāng)FA達(dá)到6mg/L時(shí)幾乎可完全抑制NOB的生長。FNA達(dá)到0.011mg/L時(shí)，可對NOB代謝過程產(chǎn)生較明顯的抑制，0.023mg/L時(shí)幾乎完全抑制NOB的活性，而當(dāng)FNA達(dá)到0.50mg/L左右時(shí)AOB仍具有較高的生物活性。

1試驗(yàn)材料與方法

1.1試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)裝置見圖1，由1個(gè)前置的缺氧SBR反硝化反應(yīng)器與1個(gè)好氧SBR硝化反應(yīng)器組成。垃圾滲濾液在進(jìn)水箱中與以一定回流比回流的硝化液混合后進(jìn)入缺氧SBR反應(yīng)器，充分利用原液中的COD進(jìn)行反硝化脫氮，出水進(jìn)入好氧SBR反應(yīng)器進(jìn)一步降解COD并進(jìn)行短程硝化反應(yīng)。試驗(yàn)所用缺氧SBR與好氧SBR反應(yīng)器均由有機(jī)玻璃制成，呈圓柱體，內(nèi)徑分別為150、200mm，有效容積分別為16、50L。

圖1試驗(yàn)裝置

1.2試驗(yàn)用水與接種污泥

所用垃圾滲濾液取自沈陽市老虎沖垃圾填埋場，其主要污染物為COD15000~18000mg/L，BOD5000~9000mg/L，NH3-N1600~2200mg/L，pH=7.6~8.5，堿度6000~10000mg/L。

好氧SBR反應(yīng)器內(nèi)活性污泥取自沈陽市北部污水處理廠二沉池，污泥質(zhì)量濃度為3000mg/L左右，經(jīng)過一段時(shí)間的馴化培養(yǎng)，逐步成為適應(yīng)降解垃圾滲濾液特殊水質(zhì)的成熟活性污泥。

1.3試驗(yàn)方法與參數(shù)控制

試驗(yàn)通過控制曝氣量調(diào)整好氧SBR反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧濃度，維持好氧SBR反應(yīng)器的穩(wěn)定短程硝化過程，以提高系統(tǒng)對原液中相對不足的BOD利用率。通過控制硝化液回流比及好氧SBR反應(yīng)器出流比調(diào)整氨態(tài)氮、亞硝態(tài)氮及硝態(tài)氮的初始濃度，測定反應(yīng)器中氨氮的硝化效果、硝化液的反硝化效果、1個(gè)周期內(nèi)氮的轉(zhuǎn)化情況及亞硝態(tài)氮積累率。

好氧SBR反應(yīng)器采用球冠形微孔純鈦曝氣盤鼓風(fēng)曝氣，通過轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制反應(yīng)器內(nèi)DO為1.0～1.5mg/L；試驗(yàn)在室溫下進(jìn)行，溫度保持在15～25℃，控制系統(tǒng)反應(yīng)周期為10h，進(jìn)水pH維持在8.0左右，回流比為50%。

2結(jié)果與討論

2.1初始氨氮對亞硝態(tài)氮積累的影響

試驗(yàn)考察了初始氨氮對亞硝氮積累率的影響，見圖2。

 
圖2不同初始氨氮下亞硝氮積累情況

由圖2可見，通過控制初始氨氮的質(zhì)量濃度，能達(dá)到短程硝化啟動(dòng)控制的目的。當(dāng)初始氨氮較低時(shí)（＜200mg/L），好氧SBR反應(yīng)器內(nèi)硝化類型為全程硝化，隨著初始氨氮的不斷增加，亞硝氮積累率逐漸上升。分析原因可能是氨氮及pH的增加導(dǎo)致FA逐漸升高，對NOB的抑制作用越來越明顯，亞硝態(tài)氮積累率逐漸提高。其中FA與FNA質(zhì)量濃度計(jì)算式〔5〕：

第16周期時(shí)，初始氨氮達(dá)到300mg/L左右，亞硝態(tài)氮積累率躍升到60%左右，硝化類型逐步轉(zhuǎn)變?yōu)槎坛滔趸�。此后隨著初始氨氮的繼續(xù)增加，亞硝態(tài)氮積累率進(jìn)一步提高。由試驗(yàn)結(jié)果可見初始氨氮濃度對好氧SBR短程硝化的啟動(dòng)與維持影響較大。

2.2FA與FNA的交替抑制作用

本試驗(yàn)中當(dāng)初始氨氮平均由200mg/L增大到300mg/L時(shí)，硝化類型由全程硝化轉(zhuǎn)化為短程硝化。

因此，分別對初始氨氮約為200、300mg/L時(shí)好氧SBR反應(yīng)器1個(gè)周期內(nèi)的氮轉(zhuǎn)化情況進(jìn)行全程監(jiān)測，并進(jìn)行比較。

2.2.1初始氨氮為200mg/L

初始氨氮為200mg/L時(shí)，好氧SBR1個(gè)周期內(nèi)的氮轉(zhuǎn)化情況見圖3。如圖3所示，在開始曝氣的3h內(nèi)，亞硝態(tài)氮積累率大幅上升并維持在60%以上，隨后積累率開始逐步下降。分析原因可能是一開始初始氨氮較高，F(xiàn)A對NOB的抑制作用較明顯，但隨著反應(yīng)的進(jìn)行，氨氮逐漸降低，F(xiàn)A對NOB的抑制作用逐漸減弱，短程硝化逐漸被破壞。為了更清楚地了解反應(yīng)器內(nèi)FA與FNA的轉(zhuǎn)化情況，全程監(jiān)測了1個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)FA與FNA的變化情況，結(jié)果見圖4。

圖3初始氨氮為200mg/L時(shí)，1個(gè)周期內(nèi)的氮轉(zhuǎn)化情況

 
圖4初始氨氮為200mg/L時(shí)，1個(gè)周期內(nèi)FA與FNA的變化情況

試驗(yàn)結(jié)果表明，一開始FA質(zhì)量濃度達(dá)到7.6mg/L，隨著硝化反應(yīng)的進(jìn)行，F(xiàn)A在3h處降到0.7mg/L，NOB活性得到較大恢復(fù)，亞硝態(tài)氮積累率迅速降低到50%以下，7h時(shí)積累率降低速率變慢，可能是出現(xiàn)了FNA對NOB活性的抑制。值得注意的是，在反應(yīng)后期階段，雖然短程硝化被破壞，而且在過曝氣狀態(tài)下亞硝態(tài)氮濃度也一直緩慢降低，但FNA一直保持上升趨勢，原因是隨著堿度的消耗，pH緩慢降低。

2.2.2初始氨氮為300mg/L

初始氨氮為300mg/L時(shí)，好氧SBR在1個(gè)周期內(nèi)的氮轉(zhuǎn)化情況見圖5。如圖5所示，前2h內(nèi)硝化速率較慢，隨后加快，亞硝氮積累率一開始大幅提升，之后穩(wěn)定在60%左右。分析原因可能是一開始AOB也受到FA一定程度的抑制，氨氮氧化速率較慢，隨后氨氮降低，對AOB的抑制作用減弱；當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到4h時(shí)，氨氮降到100mg/L左右，對NOB的抑制作用也開始明顯減弱，此時(shí)亞硝氮質(zhì)量濃度為110mg/L左右，F(xiàn)NA開始嚴(yán)重抑制NOB活性，此后亞硝態(tài)氮幾乎保持不變，硝態(tài)氮緩慢提高。

圖5初始氨氮為300mg/L時(shí)，1個(gè)周期內(nèi)的氮轉(zhuǎn)化情況

繼續(xù)對初始氨氮為300mg/L時(shí)1個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)FA與FNA的變化情況進(jìn)行全程監(jiān)測，見圖6。

 
圖6初始氨氮為300mg/L時(shí)，1個(gè)周期內(nèi)FA與FNA的變化情況

由圖6可知，一開始FA為12.6mg/L，對AOB有一定抑制作用，隨著硝化反應(yīng)的進(jìn)行，pH隨氨氮及堿度的減少而降低，F(xiàn)A濃度逐漸下降，對AOB活性抑制作用解除，而此時(shí)NOB活性依然被FA抑制；4h時(shí)氨氮降到100mg/L左右時(shí)，測定pH為7.20，F(xiàn)A降低到約0.5mg/L，對NOB的抑制作用明顯減弱，此時(shí)FNA質(zhì)量濃度已達(dá)到0.02mg/L，開始抑制NOB的代謝過程，并且其濃度隨著亞硝態(tài)氮的增大及pH的降低而繼續(xù)增大，抑制作用越來越明顯。可見通過FA與FNA的協(xié)同選擇抑制作用能啟動(dòng)并維持穩(wěn)定的短程硝化過程。試驗(yàn)中還得出pH對硝化類型有極大影響，導(dǎo)致反應(yīng)后期階段雖然pH降低得很慢，亞硝氮的增量也很少，但FNA的增大速率幾乎保持不變。

2.3出水比對好氧SBR硝化效果的影響

對好氧SBR反應(yīng)器采用不同出水比的硝化效果進(jìn)行了比較與探討。出水比分別取占反應(yīng)器容積的1/10、2/10、3/10、4/10、5/10、6/10、7/10，SBR反應(yīng)器內(nèi)保留的硝化液中硝態(tài)氮維持在60mg/L左右，亞硝態(tài)氮維持在160mg/L左右，進(jìn)水氨氮維持在約456.27mg/L，進(jìn)水以一定比例與預(yù)留的好氧硝化液混合后進(jìn)行曝氣。

結(jié)果發(fā)現(xiàn)不同出水比下系統(tǒng)對氨氮的去除率始終維持在85.82%以上。當(dāng)出水比較小時(shí)（1/10～2/10），亞硝氮積累率維持在70%以上；出水比升高到3/10～4/10時(shí)，亞硝氮積累率開始下降，短程硝化被破壞；當(dāng)出水比繼續(xù)增大到5/10以上時(shí)，亞硝氮積累率開始上升并維持在60%以上。分析原因可能是當(dāng)出水比較小時(shí)，初始亞硝氮在80mg/L以上，此時(shí)主要依靠FNA對NOB的抑制作用維持穩(wěn)定短程硝化，而出水比增大到3/10～4/10時(shí)，F(xiàn)NA質(zhì)量濃度降低到0.01mg/L以下，已無法有效抑制NOB，亞硝酸鹽逐漸被氧化成硝酸鹽；當(dāng)出水比繼續(xù)增大到5/10以上時(shí)，初始pH與氨氮均較高，初始FA質(zhì)量濃度達(dá)到3.85mg/L以上，能通過前期FA與后期FNA的協(xié)同抑制作用維持穩(wěn)定短程硝化。具體參見http://www.bnynw.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

為提高系統(tǒng)處理效率，試驗(yàn)出水比維持＞6/10，只有當(dāng)進(jìn)水初始氨氮極高（>900mg/L），初始FA對AOB產(chǎn)生強(qiáng)烈抑制作用導(dǎo)致系統(tǒng)失去硝化效果時(shí)，才考慮使用小比例出流。

3結(jié)論

（1）初始氨氮濃度對好氧SBR反應(yīng)器的硝化類型產(chǎn)生極大影響，當(dāng)初始氨氮由約200mg/L增至約300mg/L時(shí)，系統(tǒng)由全程硝化轉(zhuǎn)化為短程硝化。

（2）在1個(gè)反應(yīng)周期內(nèi)，前期FA及后期FNA對NOB的交替抑制作用是系統(tǒng)啟動(dòng)并維持穩(wěn)定短程硝化過程的關(guān)鍵。

（3）當(dāng)好氧SBR反應(yīng)器采用部分出水出流，進(jìn)水氨氮為456.27mg/L時(shí)，出水比較大（≥5/10）或較�。�1/10～2/10），都有利于系統(tǒng)維持短程硝化過程的穩(wěn)定運(yùn)行。