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根據傳統的脫氮理論，不可能同時進行硝化反硝化。然而，最近幾年國外有文獻報道了同步硝化反硝化現象，尤其是有氧條件下的反硝化現象確實存在于各種不同的生物處理系統中，如生物轉盤[1]，SBR[2]，氧化溝，CAST工藝等。本文針對SBR復合系統中的同步硝化反硝化現象及其脫氮效果進行了研究。
1 試驗材料與方法
1.1 試驗裝置
試驗所用反應器為20cm×30cm×40cm的有機玻璃槽，有效容積為18L。反應器內放置YDT彈性立體填料，上下固定，使生物膜附著于填料表面。
該復合系統兼有接觸氧化和 SBR藝的特點。由時間程序控制器控制進水、厭氧、曝氣、沉淀和排水全過程，并根據需要，選定各段的啟動、關閉時間。混合液的SⅤ、SⅥ、MLSS和MLVSS等運行參數采取定期取樣測定，保持 MLS在4－6mg／L，SV在20％左右，并根據參數分析判斷反應器的運行狀況，及時加以調整。DO和PH由在線測定儀測定。
1.2 試驗用水
本試驗采用模擬配水作為進水：CODCr400－500mg／L，NH3－N25－35mg／L，TN在40mg／L左右。添加營養成分如下：葡萄糖169mg／L，蛋白胨169mg／L，氯化鈉63mg／L，無水氯化鈣23mg／L，磷酸二氫鉀23mg/L，硫酸鎂94mg/L，碳酸氫鈉65mg／L，氯化銨75mg／L，微量元素（硫酸鐵、硫酸錳、硫酸銅、氯化鉆）0.2mg／L。采用模擬配水，水質穩定且易于控制，適合反應器工藝運行特性和污泥形態結構及微生物學特性等的研究。在試驗運行過程中，可根據不同的試驗要求，適時調整配水成分，改變部分進水組分的濃度和配比，但TN和NH3－N的含量保持基本不變。
1.3 污泥馴化、掛膜及運行參數
取琥珀山莊（市政污水）污水處理廠內氧化溝的回流污泥，沉降后棄去上清液，以沉降污泥作為菌種進行培養。期間所采取的運行方式為：進水0.5h，曝氣6h，污泥沉降和排水1.5h。此階段主要是為了培養活性污泥。大約兩周后，填料上有稀薄的菌膠團和大量的游離細菌，但結合較為疏松，之后正常進水，并調整運行狀態。在CODCr去除率達90％，NH3－N去除率達80％時馴化結束，投入正常運行。運行參數水力停留時間為8h，SV在20％左右，MLSS約為4900mg／L，污泥停留時間為15d，碳氮比為13.2。
2 試驗結果與討論
在正常運行條件下達穩態時，試驗運行結果見表1。
表1 穩態條件下運行結果
分析項目
CODCr/(mg.L-1)
BOD5/(mg.L-1)
NH3-N/(mg.L-1)
TKN/(mg.L-1)
TN/(mg.L-1)
進水
494
310
32.3
41.6
42.8
出水
25
22
0.92
4.6
8.1
去除率/%
95
93
97.2
89
81
2.1 溶解氧的影響
溶解氧濃度是最重要的參數之一，它直接影響到系統的硝化反硝化程度。首先，溶解氧的濃度應滿足合碳有機物的氧化以及硝化反應的需要；其次，溶解氧的濃度又不宜過高，以保證缺氧厭氧微環境的形成，同時使系統中有機物不致于過度消耗而影響反硝化碳源。將溶解氧控制在適當的范圍內，使硝化速率和反硝化速率越接近，總氮去除效果越好。由于進水水質和活性污泥狀況的不同，溶解氧的控制范圍也有所不同。此外，對于不同的處理構筑物，其發生同步硝化反硝化的范圍也有所不同，需要在實踐中確定。在本試驗中，由于生物膜的傳質阻力較大，所以溶解氧控制在 3－5mg／L時，脫氮效果最佳，如圖1所示，其同步硝化反硝化現象亦最明顯，而當DO大于5mm／L或小于3mm／L時，脫氮效果及反硝化速率明顯降低。
2.2 堿度的影響
按理論計算，硝化反應時每氧化互g氨氮要消耗堿度7.14g（以CaCO3計）。而反硝化反應時，還原1gNO3－－N將回收3.57g堿度。同時發生硝化反硝化時，反硝化反應產生的堿度將隨時部分補充硝化反應消耗的堿度。一般污水對硝化反應來說，堿度往往是不充足的，如不補充堿度，就會使pH急劇降低，影響氨氮的硝化程度。采用同步硝化反硝化脫氮是較為理想的選擇。如圖2所示，實測值與模擬堿度之間存在差值，說明了存在有同步硝化反硝化現象。
2.3 碳氮比的影響
污水的碳氮比可以影響系統的脫氮效果。本試驗選用三種不同的碳氮比。分別為13.2，8.4，4.6，并考察了三種條件下CODCr，NH3－N，和TN的去除過程及脫氮效果。從曝氣初始起計時，每隔1h取樣一次。
CODCr的去除不受碳氮比的影響，如圖3。由于生物膜有很強的生物吸附功能，所以反應初期能快速吸附大部分的有機物而轉換成內碳源。
以碳氮比為13.2為例，（由于反應過程中測得的NO2－－N濃度很低，故忽略不計。）由圖4可以看出，在該工作周期中，硝化反應的進行使氨氮比較徹底地轉化為硝酸鹽氮，氨氮濃度逐漸降低，同時總氮濃度也逐漸降低。由此可見：該反應過程中既發生了硝化反應又發生了反硝化反應，即同步硝化反硝化。
由圖5可知，進水碳氮比越高，出水總氮越低，其去除率相應也越高。因此同步硝化反硝化現象隨進水碳氮比的提高而越加明顯。
3 機理探討
對于同步硝化反硝化現象，可以從微環境理論和生物學兩方面加以解釋。微環境理論認為：由于微生物種群結構、物質分布和生化反應的不均勻性，在活性污泥菌膠團內部和生物膜內部存在多種微環境類型。由于氧擴散的限制，在微生物絮體或生物膜內產生溶解氧梯度，其外表面溶解氧較高，以好氧菌、硝化菌為主；深人絮體或生物膜內部，氧傳遞受阻及外部氧的大量消耗，產生缺氧區，甚至厭氧區，反硝化菌占優勢。控制反應器內溶解氧的水平，調整缺氧厭氧微環境及好氧環境所占的比例，從而促進反硝化作用，達到脫氮的目的。由于微生物的代謝活動以及氧氣泡的攪動，使得微環境是可變的，甚至是多變的[3]。
生物學的解釋有別于傳統的脫氮理論。傳統的脫氮理論認為，硝化反應是由自養型好氧微生物完成，稱為硝化菌，而反硝化反應是在缺氧或厭氧條件下完成的。但最近幾年，已有報道發現了許多異養微生物能夠對有機及無機含氮化合物進行硝化作用[4]。與自養硝化菌相比，異養硝化菌生長快，產量高，能忍受較低的溶解氧濃度和更酸的環境。另有研究表明，大多數異養硝化菌同時也是好氧反硝化菌[5]，這樣就解釋了同步硝化反硝化現象。
4 結論
①在該工藝中，將溶解氧控制在3-5mg/L，在保證CODCr高效去除的前提下，同時取得了較高的脫氮效果。試驗結果表明，CODCr的去除可達95％左右，總氮去除可達80％左右。
②對于僅有一個反應池組成的序批式反應器來講，同步硝化反硝化能夠降低實現硝化反硝化所需的時間和成本。
③在溶解氧濃度較高時，經5h曝氣，總氮的去除率因進水的碳氮比不同而異。總氮去除率隨進水CODCr的提高而提高，表明碳源充足不會成為反硝化的限制因子，所以對于碳源不足的污水，不宜采用同步硝化反硝化工藝。
5 存在的問題
在該試驗中，載體的選擇是試驗成功與否的關鍵，載體選擇得當，就可以使反應器高效運行，否則可能導致整個過程的失敗或需付出沉重的運行、管理代價。由于時間條件的限制，沒有對各種填料載體的性能進行對比，這有待于今后進一步的研究。
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