玉米淀粉廢水具有碳、氮、磷和固體懸浮物等污染物濃度高、無毒且生化性很好的特點(diǎn), 目前共識(shí)的做法是采用以“厭氧+好氧”為主體的生物處理技術(shù), 并結(jié)合物理和化學(xué)處理的組合技術(shù)實(shí)現(xiàn)處理目標(biāo).在該處理技術(shù)中, “厭氧工藝段”的出水基本屬于高氨氮、低C/N的水, 因此基于傳統(tǒng)生物脫氮原理運(yùn)行的“好氧工藝段”普遍存在氧化氨氮的能耗高、堿耗高(因缺少反硝化對(duì)堿度的補(bǔ)充作用, 高濃度氨氮的氧化過程需向水中補(bǔ)充大量的堿)的問題, 而且隨著行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)(GB 25461-2010)的實(shí)施, 出水TN嚴(yán)重超標(biāo)的問題更顯得尤為突出.

　　厭氧氨氧化(ANAMMOX)是目前已知的最經(jīng)濟(jì)和簡潔的生物脫氮途徑, 其對(duì)于處理高氨廢水, 特別是低C/N廢水, 具有重大的潛在實(shí)用價(jià)值.參與ANAMMOX的反應(yīng)基質(zhì)是NH4+-N、NO2--N, 兩者質(zhì)量比的理論值為1:1.32, 然而實(shí)際生活污水和工業(yè)廢水中的氮素, 主要以氨氮的形式存在, 硝態(tài)氮的含量幾乎為零.因此, 實(shí)現(xiàn)ANAMMOX的前提是能夠?yàn)锳NAMMOX過程提供足量的亞硝酸鹽.另一方面與傳統(tǒng)的生物脫氮工藝相比較, 將氨氧化至亞硝酸鹽階段直接進(jìn)行反硝化的短程硝化反硝化工藝, 也能夠獲得很好的節(jié)能降耗效果, 它可減少25%的供氧量和40%的反硝化碳源, 還能夠大幅度提高反硝化速率和減少污泥產(chǎn)量等.可見, 如何獲得長期穩(wěn)定的短程硝化是實(shí)現(xiàn)上述脫氮新技術(shù)在實(shí)際中應(yīng)用的關(guān)鍵.

　　近些年來, 許多學(xué)者對(duì)于如何通過系統(tǒng)運(yùn)行條件的控制來實(shí)現(xiàn)短程硝化進(jìn)行了大量的研究, 結(jié)果表明, 高pH值、高游離氨(FA)濃度、高溫和低溶解氧(DO)等能抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB)增殖或活性, 從而使氨氧化菌(AOB)在系統(tǒng)中占據(jù)優(yōu)勢而實(shí)現(xiàn)短程硝化.玉米淀粉廢水同時(shí)具有高氨氮和高溫的特點(diǎn), 而氨氮與FA濃度具有正相關(guān)性, 因此對(duì)于玉米淀粉廢水實(shí)現(xiàn)短程硝化非常有利.但實(shí)踐表明, 若不加以馴化及控制其短程硝化也很難實(shí)現(xiàn).本文采用SBR反應(yīng)器, 以某大型玉米淀粉企業(yè)廢水處理站厭氧段出水為研究對(duì)象, 利用高溫、高pH和低DO等多重抑制因素, 快速啟動(dòng)短程硝化, 然后在此基礎(chǔ)上, 進(jìn)一步研究在逐漸取消高pH、高溫抑制因素后, 系統(tǒng)短程硝化的穩(wěn)定性及其控制策略, 以期為玉米淀粉廢水處理新工藝的研發(fā)提供技術(shù)支撐.

　　1 材料與方法1.1 試驗(yàn)裝置

　　SBR反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成, 上部為圓柱形, 高55 cm, 內(nèi)徑19 cm, 底部為圓臺(tái)形, 總有效容積為12 L.反應(yīng)器以小型黏砂頭作為微孔曝氣頭, 采用小型充氧泵曝氣充氧; 反應(yīng)器側(cè)壁上設(shè)有排水口, 底部設(shè)有排泥放空管; 反應(yīng)器中設(shè)有攪拌裝置, 根據(jù)需要在非曝氣條件下, 啟動(dòng)攪拌裝置進(jìn)行缺氧反硝化反應(yīng); 在反應(yīng)器中可以根據(jù)需要投放pH和DO傳感器, 在線監(jiān)測反應(yīng)過程中pH和DO的變化; 在DO傳感器上同時(shí)設(shè)有溫度傳感器, 可通過DO儀反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的溫度; 反應(yīng)器中還同時(shí)設(shè)有溫控裝置, 可根據(jù)需要調(diào)節(jié)反應(yīng)器溫度.

　　1.2 試驗(yàn)用水及接種污泥

　　試驗(yàn)用水取自某大型玉米淀粉企業(yè)廢水處理站厭氧段出水, 其水質(zhì)為COD 250~550 mg·L-1, NH4+-N 270~360 mg·L-1, NOx--N < 0.5 mg·L-1, PO43--P 50~70 mg·L-1, pH 7.1~7.4.

　　試驗(yàn)用污泥取自長春市某城市污水處理廠曝氣池.

　　1.3 運(yùn)行方式及檢測方法

　　為了使反硝化過程產(chǎn)生的堿度能夠有效地補(bǔ)充到硝化段和充分利用進(jìn)水中的有機(jī)物為反硝化服務(wù), SBR反應(yīng)器按照一次進(jìn)水曝氣硝化→二次進(jìn)水投加碳源攪拌反硝化→曝氣硝化→投加碳源攪拌反硝化→短時(shí)曝氣吹脫→沉淀/排水的方式周期式運(yùn)行.采用瞬時(shí)進(jìn)水, 根據(jù)進(jìn)水的NH4+-N濃度, 在第一次進(jìn)水后一次性投加適量NaHCO3溶液調(diào)整堿度, 保證硝化過程堿度充足; 一周期兩次的進(jìn)水量相同, 即進(jìn)水氮負(fù)荷相同, 只因稀釋作用, 第二次進(jìn)水和第二次硝化結(jié)束時(shí)混合液的氮濃度相對(duì)第一次要低一些; 采用pH和DO參數(shù)的變化控制硝化與反硝化過程, 反硝化碳源充足, 因此在系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定階段, 每次硝化和反硝化結(jié)束時(shí), 系統(tǒng)中相應(yīng)的NH4+-N和NOx--N濃度都很低(< 2 mg·L-1); 系統(tǒng)的總充水比約為0.6, 每天運(yùn)行1周期.在本實(shí)驗(yàn)中, 不論是在短程硝化快速啟動(dòng)階段, 還是在后面的穩(wěn)定性試驗(yàn)階段, SBR反應(yīng)器均按照上述方式周期式運(yùn)行.

　　檢測方法：NH4+-N采用納氏試劑分光光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N采用麝香草酚分光光度法; COD采用快速消解法; 污泥濃度采用重量法.文中的各種水質(zhì)參數(shù), 均為經(jīng)過濾或經(jīng)高速離心去除固體成分后的檢測結(jié)果.

　　本試驗(yàn)結(jié)果表明, 一周期中兩次硝化過程的亞硝酸鹽氮積累率基本一致, 本文僅以第一次進(jìn)水后曝氣硝化過程的試驗(yàn)數(shù)據(jù)為例, 討論短程硝化的快速啟動(dòng)及其穩(wěn)定性問題.

　　2 結(jié)果與討論2.1 短程硝化快速啟動(dòng)

　　將取來的污泥, 先加入自來水悶曝24 h, 然后按照上述運(yùn)行方式, 控制反應(yīng)器充滿時(shí)系統(tǒng)內(nèi)的污泥濃度為8 000~10 000 mg·L-1, 采用高溫、高pH和低DO等多重抑制因素, 啟動(dòng)短程硝化馴化過程.具體運(yùn)行條件為, 投加NaOH溶液控制pH為7.8~8.2, 控制反應(yīng)溫度為(30±1)℃、正常硝化段的DO為0.7~1.0 mg·L-1, 進(jìn)水NH4+-N濃度根據(jù)需要調(diào)整, 在硝化后期以pH參數(shù)由下降轉(zhuǎn)為上升, 同時(shí)結(jié)合DO參數(shù)的快速上升控制結(jié)束曝氣進(jìn)程. 圖 1是馴化過程中連續(xù)17個(gè)周期的試驗(yàn)結(jié)果.

　　圖 1

圖 1 NH4+-N、NO3--N、NO2--N及NO2--N積累率隨馴化周期的變化過程

　　在前兩個(gè)周期, 將淀粉廢水稀釋使進(jìn)混液的NH4+-N濃度為36 mg·L-1左右, 由圖 1可見, 取來的接種污泥具有良好的硝化性, 但曝氣結(jié)束時(shí)混合液的NO2--N濃度幾乎為0 mg·L-1, 說明接種的污泥為全程硝化污泥.

　　調(diào)整廢水的稀釋比, 將進(jìn)混液的NH4+-N濃度增至54~67 mg·L-1(平均61 mg·L-1), 繼續(xù)運(yùn)行了10個(gè)周期(3~12周期, 圖 1).在新的進(jìn)水條件下, 硝化菌的活性受到了影響, 在前幾個(gè)周期, 曝氣結(jié)束時(shí)仍有剩余的NH4+-N未被氧化.隨著硝化菌對(duì)環(huán)境的逐漸適應(yīng), 經(jīng)過3、4個(gè)周期運(yùn)行后, 曝氣結(jié)束時(shí)混合液的NH4+-N濃度很快降低至2 mg·L-1以下并趨于穩(wěn)定.從圖 1可見, 進(jìn)水NH4+-N濃度增加后, 曝氣結(jié)束時(shí)NO2--N的積累率持續(xù)上升, 運(yùn)行到馴化的第12周期時(shí), 混合液NO2--N濃度達(dá)到36 mg·L-1, 積累率已接近62%.從第13周期開始, 進(jìn)水改為不經(jīng)稀釋的原水(進(jìn)混液NH4+-N濃度為78~100 mg·L-1, 平均為85 mg·L-1), 圖 1中給出了5個(gè)周期(13~17周期)的試驗(yàn)數(shù)據(jù).可見, 提高NH4+-N濃度后的頭一個(gè)周期, 即馴化的第13周期, NO2--N的積累率略有降低(由62%降至60%), 這可能是AOB的活性受到了高NH4+-N的沖擊影響, 從第14周期開始NO2--N的積累率恢復(fù)呈快速上升狀態(tài), 直到馴化的第17周期, NO2--N的積累率上升至83.4%, 并且此時(shí)NO2--N的積累率仍處在快速上升階段(圖 1).

　　結(jié)果表明, 控制SBR硝化過程具有較高的溫度(30℃±1℃)、較高的pH(7.8~8.2)和較低的DO(正常硝化段為0.7~1.0 mg·L-1), 同時(shí)結(jié)合pH和DO參數(shù)對(duì)硝化過程的在線控制, 對(duì)于本試驗(yàn)中的淀粉廢水, 可以經(jīng)過17個(gè)周期的馴化培養(yǎng), 快速啟動(dòng)短程硝化(NO2--N積累率超過80%).

　　2.2 pH對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響

　　將上述培養(yǎng)的短程硝化污泥一分為二, 分別投加在兩個(gè)相同的1號(hào)和2號(hào)SBR反應(yīng)器內(nèi).在運(yùn)行過程中, 兩反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)相同, 1號(hào)系統(tǒng)在曝氣過程中, 仍投加NaOH溶液維持系統(tǒng)pH在7.8以上, 2號(hào)系統(tǒng)不控制pH.由于生物硝化的產(chǎn)酸特性, 2號(hào)系統(tǒng)在曝氣過程中pH可降至7.0左右.兩反應(yīng)器的其他運(yùn)行條件與馴化階段相同, 只是由于稀釋作用, 兩反應(yīng)器充滿時(shí)系統(tǒng)的污泥濃度均降至4 000~5 000 mg·L-1.

　　取自企業(yè)的生產(chǎn)廢水水質(zhì)具有波動(dòng)性, 本試驗(yàn)階段進(jìn)混液NH4+-N的平均濃度為91 mg·L-1(略高于上一階段), 13個(gè)周期的試驗(yàn)結(jié)果見圖 2.從中可見, 降低污泥濃度后, 兩個(gè)反應(yīng)器同樣都能夠獲得良好的硝化效果, 但pH的變化, 對(duì)NO2--N的積累率有一定影響.控制pH的1號(hào)系統(tǒng), 曝氣結(jié)束時(shí)繼續(xù)延續(xù)了NO2--N積累率持續(xù)上升的趨勢, 并在第7周期積累率達(dá)到95%以上, 之后積累率在緩慢上升過程中漸近穩(wěn)定, 曝氣結(jié)束時(shí)相應(yīng)的NO3--N濃度也在緩慢下降過程中趨于2~3 mg·L-1.取消對(duì)pH限制的2號(hào)系統(tǒng), 第1周期NO2--N的積累率由83.4%降至74.6%, 曝氣結(jié)束時(shí)NO3--N濃度超過17 mg·L-1, 在之后的6個(gè)周期中NO2--N積累率具有波動(dòng)性, 從第7周期開始NO2--N的積累率恢復(fù)上升趨勢, 最后運(yùn)行到第13周期, 積累率上升至94%, 曝氣結(jié)束時(shí)NO3--N濃度降至5.3 mg·L-1.可見, 在曝氣過程中取消對(duì)系統(tǒng)pH的限制, 對(duì)于已經(jīng)啟動(dòng)短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統(tǒng), 維持較高的溫度和較低的DO, 并結(jié)合對(duì)硝化過程的在線控制, 同樣可獲得穩(wěn)定的短程硝化效果.

　　圖 2

圖 2 pH對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響

　　2.3 溫度對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響

　　維持1號(hào)系統(tǒng)溫度(30±1)℃不變, 將2號(hào)系統(tǒng)溫度從(30±1)℃降至23~24℃.兩系統(tǒng)進(jìn)水水質(zhì)相同, 曝氣過程中均不控制pH, 其他運(yùn)行條件與馴化階段相同, 進(jìn)混液NH4+-N的平均濃度為98 mg·L-1.在該條件下運(yùn)行13個(gè)周期的試驗(yàn)結(jié)果見圖 3.

　　圖 3

圖 3 溫度對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響

　　從圖 3可見, 1號(hào)系統(tǒng)NO2--N的積累率繼續(xù)延續(xù)了上一階段的上升趨勢, 其積累率最終穩(wěn)定在98%左右; 同時(shí)取消高pH及高溫限制的2號(hào)系統(tǒng), 經(jīng)過3個(gè)周期的適應(yīng)后, 從第4周期開始, 曝氣結(jié)束時(shí)NO2--N的積累率仍然由94%逐漸上升至98%后趨于穩(wěn)定, NO3--N也相應(yīng)地由5.2 mg·L-1逐漸降低到1.5 mg·L-1后趨于穩(wěn)定.可見, 對(duì)于已經(jīng)實(shí)現(xiàn)短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統(tǒng), 在曝氣過程中, 同時(shí)取消高pH及高溫的限制, 在常溫和較低DO的條件下, 結(jié)合對(duì)硝化過程的在線控制, 仍然可以獲得短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行.

　　2.4 氨氮濃度對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響

　　前兩個(gè)試驗(yàn)階段, 進(jìn)混液NH4+-N的平均濃度為91~98 mg·L-1, NH4+-N與FA濃度具有正相關(guān)性, 較高FA濃度有利于AOB的富集.本階段進(jìn)一步探查較低的NH4+-N濃度對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響.

　　在試驗(yàn)過程中, 保證進(jìn)水堿度充足, 兩系統(tǒng)均不控制pH, 控制溫度均為23~24℃, 1號(hào)系統(tǒng)進(jìn)混液的NH4+-N濃度降為35~65 mg·L-1(前8周期55~65 mg·L-1, 后5周期35 mg·L-1), 2號(hào)系統(tǒng)仍然進(jìn)原水, 進(jìn)混液NH4+-N平均濃度為95 mg·L-1, 其他運(yùn)行條件與馴化階段相同.

　　試驗(yàn)結(jié)果見圖 4, 在本階段13個(gè)試驗(yàn)周期中, 降低進(jìn)水NH4+-N濃度的1號(hào)系統(tǒng)與正常進(jìn)原水的2號(hào)系統(tǒng), 曝氣結(jié)束時(shí)NO3--N濃度都很低(< 2 mg·L-1), NO2--N的積累率基本一致, 都能穩(wěn)定在98%左右.這表明, 至少在試驗(yàn)的13個(gè)周期中, 短程硝化的特性并不存在有向全程硝化轉(zhuǎn)變的跡象.由于降低進(jìn)水的氨氮濃度對(duì)高氨氮的玉米淀粉廢水短程硝化研究意義不大, 因此關(guān)于低氨氮對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響沒有作長期運(yùn)行觀察.具體聯(lián)系污水寶或參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 4

圖 4 NH4+-N對(duì)短程硝化穩(wěn)定性的影響

　　2.5 短程硝化的長期穩(wěn)定運(yùn)行與分析

　　不計(jì)馴化階段的運(yùn)行周期數(shù), 后面3個(gè)階段1號(hào)和2號(hào)系統(tǒng)都運(yùn)行了39個(gè)周期, 其中在溫度為23~24℃和不限制曝氣過程pH的條件下, 1號(hào)系統(tǒng)連續(xù)運(yùn)行了13個(gè)周期, 2號(hào)系統(tǒng)連續(xù)運(yùn)行了26個(gè)周期.在這39個(gè)周期中, 兩系統(tǒng)都獲得了短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行, 并且NO2--N的積累率總體上都能夠逐漸提高至98%左右后趨于穩(wěn)定.為了進(jìn)一步考證在常溫(23~24℃)和不限制pH的條件下, 短程硝化的長期穩(wěn)定性, 對(duì)于2號(hào)系統(tǒng), 采用自動(dòng)控制裝置, 以原水為進(jìn)水, 仍然按照分兩次進(jìn)水的運(yùn)行方式周期式自動(dòng)運(yùn)行, 控制正常硝化段DO為0.7~1.0 mg·L-1, 每天運(yùn)行1周期, 一共運(yùn)行了40個(gè)周期, 試驗(yàn)結(jié)果見圖 5.

　　圖 5

圖 5 2號(hào)系統(tǒng)短程硝化長期穩(wěn)定運(yùn)行試驗(yàn)結(jié)果

　　根據(jù)圖 5并結(jié)合前兩個(gè)階段2號(hào)系統(tǒng), 在常溫及不限制pH條件下運(yùn)行的26個(gè)周期的試驗(yàn)結(jié)果可知, 2號(hào)系統(tǒng)在相同運(yùn)行條件下獲得了連續(xù)66個(gè)周期的短程硝化穩(wěn)定運(yùn)行, 并且最終NO2--N的積累率可穩(wěn)定在98%以上.可見, 對(duì)于已經(jīng)實(shí)現(xiàn)短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統(tǒng), 在堿度充足、溫度為23~24℃、正常硝化段DO為0.7~1.0 mg·L-1的條件下, 結(jié)合對(duì)硝化過程的在線控制, 可以獲得短程硝化的長期穩(wěn)定運(yùn)行.分析其原因, 首先是在馴化階段采用多重抑制因素, 有效地抑制了NOB活性, 使AOB快速成為系統(tǒng)中的優(yōu)勢菌, 這是保證后續(xù)短程硝化穩(wěn)定運(yùn)行的前提; 其次, 在后續(xù)分階段的試驗(yàn)過程中, 雖然逐漸取消了有利于短程硝化的pH和溫度限制因素, 但在曝氣過程中, 適宜的環(huán)境條件及實(shí)施的在線控制策略, 仍然可以鞏固AOB優(yōu)勢菌的地位.現(xiàn)分析如下.

　　2.5.1 曝氣過程中較高的pH環(huán)境

　　目前, 適合于硝化菌(AOB和NOB)生長的最佳pH尚無定論, 一般認(rèn)為適宜AOB生長的pH為7.0~8.5, 適宜NOB生長的pH為6.0~7.5. Balmelle等認(rèn)為, 適合于AOB生長的最佳pH為8.5左右; 徐冬梅等[17]的試驗(yàn)表明, 短程硝化要求的pH最好控制在7.4~8.3之間; 郭海娟等認(rèn)為, 在進(jìn)水氨氮濃度為200 mg·L-1的條件下, pH>6.8時(shí)也不會(huì)影響NO2--N積累的穩(wěn)定性.

　　本試驗(yàn)在短程硝化運(yùn)行穩(wěn)定階段, 在常溫和取消對(duì)pH限制的條件下, pH和NH4+-N隨曝氣時(shí)間變化的典型周期見圖 6.從中可見, 在176 min的曝氣過程中, pH的變化范圍是7.1~8.0.按照上述觀點(diǎn), 這一pH范圍均適宜AOB生長.

　　圖 6

圖 6 在常溫和不控制pH條件下pH和NH4+-N隨曝氣時(shí)間的典型變化過程

　　2.5.2 曝氣過程中較高的FA濃度

　　由NH3+H2O⇌NH4++OH-可知, 進(jìn)水中的NH4+-N濃度與pH耦合可直接影響系統(tǒng)中的FA濃度. FA對(duì)NOB和AOB均會(huì)產(chǎn)生抑制作用, 但對(duì)NOB的抑制作用更為明顯.目前, 關(guān)于FA對(duì)NOB和AOB的抑制濃度尚無定論, Anthonisen等認(rèn)為, FA對(duì)NOB的抑制濃度為0.1~1.0 mg·L-1, 對(duì)AOB的抑制濃度為10~150 mg·L-1; 徐冬梅等的試驗(yàn)結(jié)果為, 當(dāng)FA達(dá)到0.6 mg·L-1時(shí)幾乎可以完全抑制NOB的生長, 劉牡等也得到了類似的試驗(yàn)結(jié)果.在本試驗(yàn)條件下, 以圖 6為例(反應(yīng)溫度為24℃、進(jìn)混液NH4+-N濃度為91 mg·L-1、pH的變化范圍為7.1~8.0), 由FA的計(jì)算公式得, 在176 min的曝氣過程中, FA≥0.6 mg·L-1的歷時(shí)約為124 min, 0.6 mg·L-1>FA≥0.1 mg·L-1的歷時(shí)為36 min.這表明, 在曝氣過程中, 對(duì)NOB完全抑制的時(shí)間占70.5%, 對(duì)NOB有抑制作用的時(shí)間占20.5%, 兩者合計(jì)達(dá)91%.

　　2.5.3 硝化過程較低的DO濃度

　　AOB和NOB均為專性好氧菌, AOB的氧飽和常數(shù)為0.2~0.4 mg·L-1, 而NOB的氧飽和常數(shù)為1.2~1.5 mg·L-1, AOB相對(duì)NOB具有更強(qiáng)的對(duì)氧的親和力, 因此可以通過控制DO在較低的水平來抑制NOB生長, 實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽的積累. Ruiz等的研究認(rèn)為, 實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累的DO為0.7~1.4 mg·L-1, 最佳DO為0.7 mg·L-1; Tokutomi的研究發(fā)現(xiàn), 硝化菌群在DO為1 mg·L-1的條件下, AOB的比增長速率是NOB的2.6倍.本試驗(yàn)在曝氣的正常硝化段, DO控制在0.7~1.0 mg·L-1, 有利于亞硝酸鹽的積累.

　　在曝氣過程中, 上述pH和FA兩個(gè)因素, 雖然都存在有適合NOB生長的條件, 但對(duì)于已經(jīng)實(shí)現(xiàn)短程硝化的系統(tǒng), 占有絕對(duì)優(yōu)勢的AOB會(huì)強(qiáng)烈地爭奪DO來氧化氨氮, 再結(jié)合較低DO濃度的控制策略, 使占劣勢的NOB因得不到足夠的DO而在一周期有限的曝氣時(shí)間內(nèi)被逐漸淘汰.因此, 曝氣過程中較高的pH環(huán)境、較高的進(jìn)水氨氮濃度和較低DO濃度的控制策略是短程硝化長期穩(wěn)定運(yùn)行的有利條件.

　　2.5.4 在線控制策略

　　盡管硝化過程是一個(gè)序列反應(yīng), 先由AOB把氨氧化成亞硝酸鹽, 再由NOB把亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽, 而且氨和亞硝酸鹽分別為AOB和NOB的唯一能源.但在AOB和NOB均為優(yōu)勢菌的全程硝化污泥中, 對(duì)硝化過程實(shí)施在線控制卻很難獲得亞硝酸鹽積累.這是由于AOB的酶系統(tǒng)十分復(fù)雜, 氨被氧化成亞硝酸鹽要經(jīng)歷3個(gè)步驟(NH3或NH4+→NH2OH→NOH→NO2-) 6個(gè)電子變化, 而亞硝酸鹽被氧化成硝酸鹽只需經(jīng)歷1個(gè)步驟(NO2-→NO3-) 2個(gè)電子變化, 相對(duì)簡單; 另一方面, 由于AOB和NOB兩種菌適應(yīng)的生長環(huán)境十分接近, 在常規(guī)的曝氣過程中很難獲得AOB的單獨(dú)優(yōu)勢生長.因此在全程硝化污泥中曝氣時(shí), 氨被AOB氧化為亞硝酸鹽的同時(shí), 又會(huì)被NOB迅速氧化為硝酸鹽, 即硝化的兩個(gè)反應(yīng)過程在時(shí)間上雖然有先后, 但在空間上卻同時(shí)進(jìn)行.然而, 在以AOB為優(yōu)勢菌的短程硝化污泥中, 實(shí)施對(duì)硝化過程的在線控制, 則可以在AOB將氨完全氧化為亞硝酸鹽的同時(shí), 實(shí)時(shí)停止曝氣進(jìn)程, 從而可有效地抑制在繼續(xù)曝氣過程中NOB的增殖, 進(jìn)而可避免亞硝酸鹽被繼續(xù)氧化為硝酸鹽.因此, 本試驗(yàn)中采用pH和DO參數(shù)在線控制硝化過程的策略, 是對(duì)已實(shí)現(xiàn)短程硝化的系統(tǒng)長期穩(wěn)定運(yùn)行的保證.

　　3 結(jié)論

　　(1) 控制系統(tǒng)溫度為(30±1)℃、pH為7.8~8.2、正常硝化段DO為0.7~1.0 mg·L-1, 再結(jié)合pH和DO參數(shù)對(duì)硝化過程實(shí)施在線控制, 可以經(jīng)過17個(gè)周期的馴化培養(yǎng), 快速啟動(dòng)短程硝化(NO2--N積累率超過80%).

　　(2) 對(duì)于已啟動(dòng)短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統(tǒng), 逐漸取消對(duì)系統(tǒng)高溫及高pH的限制, 在堿度充足、常溫(23~24℃)和較低DO(正常硝化段為0.7~1.0 mg·L-1)條件下, 結(jié)合對(duì)硝化過程的在線控制, 最終可以獲得NO2--N積累率超過98%的短程硝化長期穩(wěn)定運(yùn)行.

　　(3) 先采用高溫、高pH和低DO, 并結(jié)合對(duì)硝化過程在線控制快速啟動(dòng)短程硝化, 然后再逐漸取消對(duì)系統(tǒng)高pH及高溫限制的控制策略, 對(duì)于具備較高氨氮濃度和較高溫度的現(xiàn)場玉米淀粉廢水實(shí)現(xiàn)長期穩(wěn)定的短程硝化具有現(xiàn)實(shí)意義.(來源：環(huán)境科學(xué) 作者：龍北生)