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COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响

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毛佩玥, 付雪, 赵鑫磊, 邢嘉伟, 安芳娇, 陈永志. COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
引用本文: 毛佩玥, 付雪, 赵鑫磊, 邢嘉伟, 安芳娇, 陈永志. COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
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MAO Peiyue, FU Xue, ZHAO Xinlei, XING Jiawei, AN Fangjiao, CHEN Yongzhi. Effect of COD/NH+4-N ratio on nitrogen removal by a coupling system of anaerobic ammonium oxidation and denitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
Citation: MAO Peiyue, FU Xue, ZHAO Xinlei, XING Jiawei, AN Fangjiao, CHEN Yongzhi. Effect of COD/NH+4-N ratio on nitrogen removal by a coupling system of anaerobic ammonium oxidation and denitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
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COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响

  • 1.

    兰州交通大学环境与市政工程学院，兰州 730070

  • 2.

    甘肃省污水处理行业技术中心，兰州 730070

  • 3.

    甘肃省黄河水环境重点实验室，兰州 730070

    • 作者简介: 毛佩玥(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：573933623@qq.com
    通讯作者: 陈永志(1968—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：476411589@qq.com
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51668033)；甘肃省自然科学基金资助项目(18JR3RA126)；甘肃省高等学校特色专业-环境工程项目(101004)

  • 中图分类号: X703.1

Effect of COD/NH+4-N ratio on nitrogen removal by a coupling system of anaerobic ammonium oxidation and denitrification

  • 1.

    School of Environmental and Municipal Engineering, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China

  • 2.

    Technical Center of Sewage Treatment Industry in Gansu, Lanzhou 730070, China

  • 3.

    Key laboratory of Yellow River Water Environment in Gansu Province, Lanzhou 730070, China

    • Corresponding author: CHEN Yongzhi, 476411589@qq.com

摘要

  • 摘要: 将实现半亚硝化的生活污水通入厌氧氨氧化反应器(ASBR)，在室温下同步添加乙酸钠调控COD/NH+4-N比分别为2~3、3~5、5~7和7~9，在此条件下考察了系统的脱氮性能。结果表明：在COD/NH+4-N比为3~5时，系统出水NH+4-N、NO−2-N、NO−3-N和COD值分别为2.30、0.65、5.56和35.20 mg·L−1；总氮容积负荷(TNLR)和去除负荷(TNRR)分别为0.071 kg·(m3·d)−1和0.062 kg·(m3·d)−1；在典型周期内NH+4-N和COD的比反应速率分别为0.809 mg·(g·h)−1和2.098 mg·(g·h)−1；厌氧氨氧化和部分反硝化-厌氧氨氧化对脱氮的贡献率分别为78%和20%。
    Abstract: The domestic sewage which had achieved partial nitrification was treated by an anaerobic sequencing batch reactor (ASBR) when sodium acetate was synchronously fed to control the COD/NH+4-N ratio. The denitrification performance of the system was investigated when the COD/NH+4-N ratios were set at 2~3, 3~5, 5~7 and 7~9, respectively at room temperature. At the COD/NH+4-N ratio of 3~5, the effluent concentrations of NH+4-N, NO−2-N, NO−3-N and COD were 2.30, 0.65, 5.56 and 35.20 mg·L−1, respectively, and the total nitrogen volume loading (TNLR) and removal loading (TNRR) were 0.071 kg·(m3·d)−1 and 0.062 kg·(m3·d)−1, respectively. The specific degradation rates of NH+4-N and COD were 0.809 mg·(g·h)−1 and 2.098 mg·(g·h)−1, respectively in typical cycles. Anaerobic anammox and partial denitrification coupled anammox accounted for 78% and 20% denitrification, respectively.

  • 我国有284.221×104多个行政村和自然村[1]，农村人口总基数约为5.1×108[2]，农村水污染物排放量达592.26×104 t，占全国水污染物总量的47%[3]。随着我国社会经济的发展，农村居民人均水污染物排放量逐渐增加，然而农村污水处理率较低，2021年农村生活污水治理率仅为28%左右[4]。

    我国农村生活污水主要包括分散式和集中式2种，其中集中式收集适用于邻近城镇排水管网，村户相对集中和基础建设较为完善的农村地区[5]。于洋等[6]通过分析莱芜市农村污水排放特点，提出房屋户数不低于50户的片区可以考虑集中式收集模式。集中处理需要大量铺设污水管道，污水管网的建设费用一般占工程总费用的50%以上[7]。除了经济条件外，地理条件也是影响集中式收集模式的重要因素，尤其是山区，地势起伏较大，村庄地理位置分散，村庄之间排污量差距较大。许巧哲等、黄维等[8-9]在村庄内铺设重力流污水管网，通过一体化泵站输送至压力流污水主管，再设置中间提升泵站送至污水处理设施。集中收集模式是平原地区的农村污水治理的主要模式[10-11]。农村污水处理设施在设计之初要充分调查区域居民的实际用水量和人口流动情况，保证设计规模满足居民排污量的同时也满足污水处理设施的运行所需进水量。张同亮等[12]分析了内蒙古自治区农村污水的产排特征，发现集中处理设施的实际处理规模仅为设计规模的60%左右，可能的原因是设计时高估了当地的排水总量和污水收集系统建设滞后。

    我国处理农村生活污水根据工艺原理可以分为2种：1种是小型化城镇污水站，处理流程类似城镇污水处理站；另1种是自然处理系统，以土地渗滤、植物吸收和微生物分解为原理的处理系统。除此之外，还有利用以上2种混合的处理工艺[13]。章明旭等[14]和张茗等[15]分别采用AO+MBBR和A2O+MBBR工艺对农村生活污水进行处理，COD、NH3-N、TP、TN平均去除率高达90%以上。A3O+MBBR是在传统A2O污水生物处理工艺基础上进行全面提升优化的处理工艺[16]。传统A2O工艺中各种功能菌群对营养物质的竞争，脱氮除磷的效果难以达到更高要求[17-18]。A3O工艺是在A2O工艺的基础上设置了预脱硝区，可提前去除污水中的硝态氮，以确保厌氧聚磷菌(Polyphosphateaccumulating organisms，PAOs)不受反硝化菌环境竞争影响，强化脱氮除磷效果[19]。但由于进水COD首先被用于缺氧反硝化过程，厌氧阶段PAOs因进水碳源含量较低，释磷效率降低[20]，因此，在碳氮比较低时需投加除磷剂。移动床生物膜反应器(Moving-Bed Biofilm Reactor，MBBR)，通过在好氧区或厌氧区投加比重接近水的悬浮填料，使得氧气利用率有所提高[21]，有利于世代时间长的微生物依附生长于其表面并形成生物膜[22-23]，并且具有抗冲击负荷能力强、占地面积小等诸多优点[24-25]。A3O+MBBR的组合工艺结合了A3O与MBBR的优点，适用于处理我国北方农村地区生活污水。

    因此，本研究对我国北方平原农村地区75座集中式收集生活污水处理站的进水量、进水水质进行研究，以了解集中式收集处理模式下农村居民生活污水的用水习惯和进水特征，并通过分析A3O+MBBR处理工艺的去除效果，以期为我国农村集中式收集和处理生活污水提供参考和建议。

    1.   材料与方法

    1.1   研究对象

    本研究以河北省某农村地区的75座农村生活污水处理站进水数据为研究对象，涵盖110个村共计15×104余人，处理设计规模在50~300 m3·d−1，总规模为8 730 m3·d−1，污水处理工艺均采用格栅调节池+A3O(MBBR)+砂滤+次氯酸钠消毒工艺。不同设计规模的污水处理站分成小型污水处理站(DS1，0~60 m3·d−1)共22座，占比29.33%；中型污水处理站(DS2，100~150 m3·d−1)共41座，占比54.67%；大型污水处理站(DS3，200~300 m3·d−1)共12座，占比16%。由此可以推断出，该地区农村污水处理站绝大多数为中小型污水处理站，设计规模大多在50~150 m3·d−1，数量最多的是100 m3·d−1的污水处理站。

    本研究调查的75座污水处理站，有6座存在未收集到进水的情况，有1座进水质量浓度远超其他污水处理站，本研究主要针对剩余68座污水处理站进行进水特征分析。

    1.2   检测方法

    数据统计时间为2022年9月—2024年2月，共计18个月。利用管道流量记录得到进水量数据，每个月进行一次进水水质检测。检测项目为COD、NH3-N、TN和TP，各水质均按照国家环境保护标准[26]进行测定：使用重铬酸钾法测定COD；使用纳氏试剂分光光度法测定NH3-N；使用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定TN；使用钼酸铵分光光度法测定TP。

    2.   结果与讨论

    2.1   集中式收集模式进水量特征

    从理论上来讲，农村生活污水产生量应根据农村供水水平、污水处理设施条件、排水管网建设程度等确定，因此，农村生活污水产生量很难精细分析原因[27]。图1是3种不同设计规模污水处理站2022年9月—2024年2月每月的日均总进水量。对于DS1处理站，在2023年8月进水水量最低，为500.32 m3·d−1，最高的是2022年12月为860.85 m3·d−1；对于DS2处理站，在2023年5月进水水量最低，为2 314.05 m3·d−1，最高的是2024年2月为3 536.59 m3·d−1；对于DS3处理站，在2023年6月进水水量最低，为882.14 m3·d−1，最高的是2023年1月为1 622.93 m3·d−1。3种处理规模整体进水量在冬季11月至次年2月较多，其中只有DS1在夏季的6月份有所升高，但在7月和8月明显降低。这一结果与许多学者研究结果不同，多数研究[28-29]认为农村地区生活污水污染物质量浓度在冬季因用水量的降低而升高。

    图 1  不同规模污水处理站各月的日均总进水流量
    Figure 1.  Daily average total influent water quantity of each month in different sizes wastewater treatment stations
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    旱厕、分散式(三格化粪池)和自然沟渠排放模式的农村生活污水产生量要小于水冲厕管道集中式收集处理的污水水量。旱厕改成水冲厕加大了农村污水产生量，而集中式收集方便了农村居民排除污染物，并且很多农村地区存在坑塘和水井，居民不用考虑水费或者价格低廉，因此，最终农村的用水量逐渐增加并接近一般城镇居民污水产生量。本研究通过调查发现该地区冬季气温较低，入户管道内留存的污水会发生冻结，为了避免污水收集管道冻结堵塞甚至爆裂的现象，该地区农村居民有在冬季会保持下水管道内常有水流通过的用水习惯，这可能是导致该地区冬季用水量大于其他月份的原因之一。

    2022年12月中旬至2023年1月初旬，国内各地区疫情封控解封，社会面积极响应政府的卫生隔离要求，这极大地改变了农村地区的人口流动现象，该阶段的居民在家的时间比以往任何时候都多，这意味着消耗了更多的家庭资源(电力、天然气和水)[30-34]。受疫情影响最大的用水习惯是洗手、家庭清洁、食品卫生和洗浴，但是这些普遍在有老人的家庭中更加显著，因为人们认为老年人更容易感染病毒[35]，而农村地区主要人口是老人和儿童。因此，12月至1月居民进水量较大的原因可能是管道防冻常流水和疫情改变了居民用水习惯共同影响的结果。自2月开始，进水量数据开始降低，除了春节返乡影响，更大的影响应该是国内正处复工阶段，群众开始重新参加公共活动，当居民开始正常社会面流动时，住宅用水量开始大幅度降低。

    2023年6月在3种设计规模污水处理站中进水量处于较低值，大部分研究结果表现为夏季居民因洗浴需求导致用水量增高，但该地区外出务工人口流动较大，村落内大部分人口为老人和儿童，用水量较少。除了人口流动，雨季因素也影响污水处理站的进水量，但是该地区采用集中式入户式收集居民生活污水，流入污水管网的入口在居民室内，雨水形成地表径流随重力作用流入村落旁的水渠或坑塘，而污水收集管道埋深在地下，雨水很难混入污水处理站。2023年8月华北地区发生特大暴雨，京津冀地区遭受不同程度的洪水灾害，部分村庄被洪水淹没，而污水处理设施一般处于村庄的地势较低区域，该地区部分站点因洪水淹没而发生停运和雨水渗入现象，但是整体来说该工艺具有较好的抗负载性和密封性。

    2023年9月至2023年11月，DS1的进水量保持相对平稳，DS2和DS3的进水量均逐渐增加。这一现象可能的原因是农村地区改厕和入户管网的不断完善，以及乡镇内部分小区的生活污水接入进水量未满负荷的污水处理站中，从而增加了进水来源及进水量。2023年12月至2024年2月，因春节返乡村落内人口数量增加，居民用水量增加从而导致污水处理站进水量增加。冬季部分居民为了保温取暖选择将暖气改成地暖，将地暖水直接排入下水管道，同时冬季农村居民为了避免管道冻结保持下水管道常流水的现象普遍存在。

    2.2   集中式收集模式进水水质特征

    2022年9月至2024年2月该地区农村生活污水进水水质COD在13~1283 mg·L−1，88.98%的COD质量浓度小于250 mg·L−1，其中占比最大的是50~100 mg·L−1，为31.29%。NH3-N质量浓度在2.09~160.20 mg·L−1，89.32%的NH3-N质量浓度小于60 mg·L−1，其中占比最大的是20~40 mg·L−1，为38.43%。TP质量浓度在0.105~19.59 mg·L−1，88.79%的TP质量浓度小于5 mg·L−1，其中占比最大的是1~2 mg·L−1，为26.48%。TN质量浓度在2.44~164.30 mg·L−1，88.04%的TN质量浓度小于60 mg·L−1，其中占比最大的是20~40 mg·L−1，为39.64%。

    图2为3种设计规模污水处理站进水水质与进水量的变化规律。可以看出DS1进水量主要为0~60 m3·d−1，DS2为0~160 m3·d−1，DS3为0~180 m3·d−1。3种设计规模存在部分用水量较长时期承载力不足的情况，但大部分情况基本满足该地区农村生活污水的排放需求。对比4种常规进水污染物指标发现其均呈现出随进水量增大质量浓度降低的变化趋势，以污水处理站数量较多的DS1和DS2为例，COD主要在0~200 mg·L−1，受进水量影响，当DS1进水量小于40 m3·d−1，DS2进水量小于120 m3·d−1时，COD主要在0~300 mg·L−1，部分情况下COD甚至可超过500 mg·L−1。NH3-N和TN在3种设计规模污水处理站中的变化规律基本一致，质量浓度主要在0~50 mg·L−1。TP的变化规律受进水量影响较大，在DS1和DS2中的质量浓度主要在0~4 mg·L−1，在DS3中则集中在0~3 mg·L−1。

    图 2  不同规模污水处理站进水水质与水量的变化规律
    Figure 2.  The variation of influent water quality and quantity in different sizes wastewater treatment stations
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    进水水质质量浓度变化除了受进水量的影响，还受季节和地区居民用水习惯等因素的影响。图3为3种不同设计规模污水处理站2022年9月—2024年2月进水水质质量浓度变化。可见，在DS1和DS2中4种污染物在2022年12月、2023年6月和2023年12月质量浓度最低，在2023年1月—2023年5月质量浓度有所升高，结合图1中进水量的变化可知，在DS1和DS2地区居民用水量开始减少，污染物质量浓度开始升高。在2023年7月—2023年11月，DS2污染物质量浓度逐渐上升，但DS1保持为一条直线，结合图1可知，DS1的进水量相对稳定，而DS2的进水量逐渐增加。发生这一现象的原因可能是DS2地区可能流入了新的污染源，根据走访可知，这一时期该地区村民有大规模洗红薯粉的行为，并且有部分村庄内工厂的排水混入到生活污水管道中。在DS3中4种污染物在2022年12月和2023年12月质量浓度最低，而在2023年6月最高，结合图1可知DS3地区居民在夏季用水量较少，导致进水污染物质量浓度升高。

    图 3  不同规模污水处理站各月进水水质变化规律
    Figure 3.  Monthly variation of influent water quality in different sizes wastewater treatment stations
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    3种设计规模污水处理站污染物基本表现为冬季质量浓度高，夏季质量浓度低的变化规律。污水处理站进水水质质量浓度受进水量直接影响，而人口流动可能是影响进水量的主要原因，该农村地区村民外出打工为常态，春节务工人员返乡是引起农村生活污水水量变化的典型特征[36]。村镇内大部分人口为老人和儿童，用水量较少，导致了夏季用水量较少，冬季用水量较多。除此之外，用水习惯也是影响进水量的主要原因，该农村地区位于我国华北平原，属于温带大陆性气候，冬季气温较低，为了避免污水收集管道冻结堵塞甚至爆裂的现象，该地区农村居民有在冬季会保持下水管道内常有水流通过的用水习惯，因此，该地区冬季用水量大于其他月份。

    结合图2和图3可见，NH3-N与TN的变化趋势和浓度基本一致。将氨氮与总氮进行线性拟合，结果见图4。发现大部分点聚集在拟合线上，其中x轴为NH3-N质量浓度，y轴为TN质量浓度，说明农村生活污水中氮的形态主要为氨氮。

    图 4  进水氨氮与总氮的特征规律
    Figure 4.  Characteristics of influent water ammonia nitrogen and total nitrogen
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    2.3   A3O+MBBR处理效果分析

    该农村地区75座污水处理站采用A3O+MBBR污水处理工艺，是对传统A2O工艺的全面提升。由图5可见，主要工艺单元包括预脱硝池(缺氧)、厌氧池、缺氧池、好氧池(MBBR)、沉淀池和消毒池。农村生活污水通过格栅去除颗粒较大的悬浮物，进入调节池，均质后提升至A3O+MBBR一体化设备。经过预脱硝池(缺氧)反硝化作用，进入厌氧区进行生物释磷反应。在缺氧池继续反硝化后，进入好氧池利用MBBR膜的硝化菌在溶解氧的作用下使氨氮彻底硝化，同时聚磷菌完成摄磷。好氧池主要实现了剩余有机物的降解、氨氮的硝化和磷的去除。经过好氧池的含污泥混合液，进入沉淀池分离出上清液，上清液再经过投药消毒处理后达标排放。污水处理站2022年9月—2024年2月4个常规指标进出水质量浓度变化情况如图6所示。

    图 5  A3O+MBBR工艺流程
    Figure 5.  A3O+MBBR process flow
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    图 6  不同规模污水处理站各月去除效果变化规律
    Figure 6.  Monthly variation of the removal effect of different sizes wastewater treatment stations
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    1) DS1的进水COD为121.35~234.32 mg·L−1(均值为159.43 mg·L−1)，出水COD为16.31~27.21 mg·L−1(均值为22.23 mg·L−1)，去除率为72.22%~87.49%(均值为78.76%)。DS2的进水COD为94.78~178.33 mg·L−1(均值为141.31 mg·L−1)，出水COD为18.00~27.47 mg·L−1(均值为21.88 mg·L−1)，去除率为72.44%~85.32%(均值为77.88%)。DS3的进水COD为77.00~154.91 mg·L−1(均值为114.09 mg·L−1)，出水COD为15.75~28.91 mg·L−1(均值为22.04 mg·L−1)，去除率为62.30%~84.29%(均值为71.55%)。结果表明，受进水质量浓度和水温影响，A3O+MBBR污水处理工艺在冬季COD的去除率较低，由于该农村地区因长期保持管道内常流水状态，进水量较大进水质量浓度较低。较低的进水质量浓度导致系统内碳源等营养物质不足，需要额外投加碳源，但是由于冬季水温较低，微生物活性降低，去除率相较于其他月份仍是比较低的水平。

    2) DS1的进水NH3-N质量浓度为30.06~61.36 mg·L−1(均值为40.12 mg·L−1)，出水质量浓度为0.49~2.00 mg·L−1(均值为1.23 mg·L−1)，去除率为88.22%~98.32%(均值为94.73%)。DS2的进水NH3-N质量浓度为24.32~43.40 mg·L−1(均值为32.94 mg·L−1)，出水质量浓度为0.51~1.86 mg·L−1(均值为1.31 mg·L−1)，去除率为88.20%~98.04%(均值为94.29%)。DS3的进水NH3-N质量浓度为19.30~36.81 mg·L−1(均值为26.80 mg·L−1)，出水质量浓度为0.40~2.04 mg·L−1(均值为1.21 mg·L−1)，去除率为88.94%~97.57%(均值为93.34%)。相较于进水质量浓度变化同样较大的COD，NH3-N的去除率基本保持在90%以上，虽然冬季略有降低，但整体去除效果相对稳定。经分析，好氧池(MBBR)中悬浮填料比表面积大，在水中自由流动可切割曝气产生的气泡，氧气充分利用，满足硝化细菌硝化所需的DO质量浓度，并且避免发生缺氧发生硝态氮转化为氨氮的过程，因此氨氮去除效果较好。

    3) DS1的进水TP质量浓度为1.97~6.76 mg·L−1(均值为3.17 mg·L−1)，出水质量浓度为0.12~0.29 mg·L−1(均值为0.19 mg·L−1)，去除率为77.94%~93.69%(均值为87.99%)。DS2的进水TP质量浓度为1.71~3.60 mg·L−1(均值为2.65 mg·L−1)，出水质量浓度为0.16~0.26 mg·L−1(均值为0.19 mg·L−1)，去除率为84.53%~93.46%(均值为88.92%)。DS3的进水TP质量浓度为1.55~3.84 mg·L−1(均值为2.54 mg·L−1)，出水质量浓度为0.14~0.26 mg·L−1(均值为0.19 mg·L−1)，去除率为77.86%~92.61%(均值为88.32%)。A3O+MBBR污水处理工艺的预脱硝池可以减少污水中的硝态氮，确保厌氧池中聚磷菌可以充分释磷，并在好氧区最大程度地摄磷。除此之外，由于冬季低温影响污水处理站按水质质量浓度配置除磷剂，以保证冬季出水水质达标排放。

    4) DS1的进水TN质量浓度为32.40~61.90 mg·L−1(均值为42.09 mg·L−1)，出水质量浓度为6.09~11.33 mg·L−1(均值为9.06 mg·L−1)，去除率为64.31%~78.92%(均值为71.38%)。DS2的进水TN质量浓度为27.71~44.81 mg·L−1(均值为35.36 mg·L−1)，出水质量浓度为5.79~11.44 mg·L−1(均值为9.12 mg·L−1)，去除率为55.10%~80.57%(均值为66.67%)。DS3的进水TN质量浓度为18.97~38.98 mg·L−1(均值为29.58 mg·L−1)，出水质量浓度为6.05~11.53 mg·L−1(均值为8.83 mg·L−1)，去除率为51.25%~78.19%(均值为61.69%)。结合图4可知水中氮类污染物主要为氨氮，氨氮去除率较高而总氮去除率较低，说明氨氮经硝化作用转化为硝态氮，而硝态氮经反硝化转化为氮气的过程受到影响。对比COD可知，由于进水量较大COD进水质量浓度较低，碳氮比较小，水中缺少碳源，最终导致反硝化过程不充分，最终导致TN去除率较低。

    综上所述，4个常规指标均稳定在该地区《农村生活污水排放标准》一级标准限值(COD≤50 mg·L−1，NH3-N≤5 mg·L−1，TP≤0.5 mg·L−1，TN≤15 mg·L−1)以内，说明A3O+MBBR污水处理工艺可满足我国北方在冬季低温情况下，对农村生活污水中4个常规污染物的去除，且其具有较好的脱氮除磷能力。

    3.   结论

    1) 该农村地区居民为了避免下水管道冻结，有保持管道内常有流水通过的用水习惯，导致污水进水量在冬季(12月至2月)较大。受疫情封控、工厂复工和外出打工等原因，人口流动因素对污水处理站进水量及进水质量浓度影响占比较大。除此之外，农村地区管网收集的完善程度和工厂用水混排造成污染物质量浓度剧增和骤降的现象明显。

    2) 本研究分析了水质与水量、月份和各站之间的关系，发现该农村地区进水质量浓度直接受进水水量的影响，进水量越大进水质量浓度越低，进水质量浓度最低值出现在冬季12月至1月。不同站点之间污染物质量浓度存在差异，设计规模越小进水量越小进水质量浓度越大。

    3) A3O+MBBR污水处理工艺可满足我国北方农村生活污水污染物去除要求，但受进水量和低温影响COD和TN的去除效果仍有改进的空间。

  • 图 1  ASBR反应器

    Figure 1.  Schematic diagram of ASBR reactor

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    图 2  氮素的变化特征

    Figure 2.  Nitrogen variations

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    图 3  氮负荷变化特征和COD去除特征

    Figure 3.  Total nitrogen loading variation and COD removal

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    图 4  厌氧氨氧化反应化学计量比变化特征

    Figure 4.  Stoichiometric ratio relationship of anammox system under different COD/NH+4-N ratios

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    图 5  典型周期内污染物降解特性

    Figure 5.  Degradation characteristics of pollutants during typical cycles

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    图 6  不同COD/NH+4-N比下各反应的脱氮贡献率

    Figure 6.  Contribution of each system at different COD/NH+4-N ratios

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    图 7  高斯拟合

    Figure 7.  Gaussian fitting

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    表 1  厌氧氨氧化进水水质

    Table 1.  Quality of influent of amammox

    COD/NH+4-NCOD/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)NO−2-N/(mg·L−1)NO−3-N/(mg·L−1)
    2~392.87~117.0639.40~46.9939.85~47.751.55~3.06
    3~5160.11~219.6342.07~47.5439.40~46.601.55~3.06
    5~7224.78~269.7537.40~47.6039.40~45.601.55~3.06
    7~9306.05~357.4938.40~45.6039.40~47.201.55~3.06
    COD/NH+4-NCOD/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)NO−2-N/(mg·L−1)NO−3-N/(mg·L−1)
    2~392.87~117.0639.40~46.9939.85~47.751.55~3.06
    3~5160.11~219.6342.07~47.5439.40~46.601.55~3.06
    5~7224.78~269.7537.40~47.6039.40~45.601.55~3.06
    7~9306.05~357.4938.40~45.6039.40~47.201.55~3.06
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    表 2  不同COD/NH+4-N结果对比

    Table 2.  Results at different COD/NH+4-N ratios

    反应器处理对象COD/NH+4-N去除率/%脱氮贡献率/%来源
    NH+4-NNO−2-NAPD-APN-AD
    ASBR人工配水0.679295−−−−[17]
    EGSB人工配水1.769997−−−−[18]
    ASBR人工配水5.7>95>95−−−−[19]
    UASB人工配水1.569496−−−−[24]
    ASBR生活污水4969868−−32[27]
    ASBR人工配水4.25~5.25949450−−50[28]
    ASBR生活污水2~3789994−1.54.5本研究
    ASBR生活污水3~594987919−−本研究
    ASBR生活污水5~754987110−17本研究
    ASBR生活污水7~9619951−−49本研究
    　　注：A为厌氧氨氧化对系统的脱氮贡献率；PD-A为部分反硝化-厌氧氨氧化对系统的脱氮贡献率；PN-A为短程硝化-厌氧氨氧化对系统的脱氮贡献率；D为反硝化对系统的脱氮贡献率。
    反应器处理对象COD/NH+4-N去除率/%脱氮贡献率/%来源
    NH+4-NNO−2-NAPD-APN-AD
    ASBR人工配水0.679295−−−−[17]
    EGSB人工配水1.769997−−−−[18]
    ASBR人工配水5.7>95>95−−−−[19]
    UASB人工配水1.569496−−−−[24]
    ASBR生活污水4969868−−32[27]
    ASBR人工配水4.25~5.25949450−−50[28]
    ASBR生活污水2~3789994−1.54.5本研究
    ASBR生活污水3~594987919−−本研究
    ASBR生活污水5~754987110−17本研究
    ASBR生活污水7~9619951−−49本研究
    　　注：A为厌氧氨氧化对系统的脱氮贡献率；PD-A为部分反硝化-厌氧氨氧化对系统的脱氮贡献率；PN-A为短程硝化-厌氧氨氧化对系统的脱氮贡献率；D为反硝化对系统的脱氮贡献率。
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-10-16
  • 录用日期:  2021-01-22
  • 刊出日期:  2021-04-10
毛佩玥, 付雪, 赵鑫磊, 邢嘉伟, 安芳娇, 陈永志. COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
引用本文: 毛佩玥, 付雪, 赵鑫磊, 邢嘉伟, 安芳娇, 陈永志. COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响[J]. 环境工程学报, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
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MAO Peiyue, FU Xue, ZHAO Xinlei, XING Jiawei, AN Fangjiao, CHEN Yongzhi. Effect of COD/NH+4-N ratio on nitrogen removal by a coupling system of anaerobic ammonium oxidation and denitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
Citation: MAO Peiyue, FU Xue, ZHAO Xinlei, XING Jiawei, AN Fangjiao, CHEN Yongzhi. Effect of COD/NH+4-N ratio on nitrogen removal by a coupling system of anaerobic ammonium oxidation and denitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(4): 1209-1218. doi: 10.12030/j.cjee.202010080
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COD/NH+4-N比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响

    通讯作者: 陈永志(1968—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：476411589@qq.com
    作者简介: 毛佩玥(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：水污染控制理论与技术。E-mail：573933623@qq.com
  • 1. 兰州交通大学环境与市政工程学院，兰州 730070
  • 2. 甘肃省污水处理行业技术中心，兰州 730070
  • 3. 甘肃省黄河水环境重点实验室，兰州 730070
  • 收稿日期:  2020-10-16
  • 录用日期:  2021-01-22
  • 网络出版日期:  2021-04-23
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51668033)；甘肃省自然科学基金资助项目(18JR3RA126)；甘肃省高等学校特色专业-环境工程项目(101004)

摘要: 将实现半亚硝化的生活污水通入厌氧氨氧化反应器(ASBR)，在室温下同步添加乙酸钠调控COD/NH+4-N比分别为2~3、3~5、5~7和7~9，在此条件下考察了系统的脱氮性能。结果表明：在COD/NH+4-N比为3~5时，系统出水NH+4-N、NO−2-N、NO−3-N和COD值分别为2.30、0.65、5.56和35.20 mg·L−1；总氮容积负荷(TNLR)和去除负荷(TNRR)分别为0.071 kg·(m3·d)−1和0.062 kg·(m3·d)−1；在典型周期内NH+4-N和COD的比反应速率分别为0.809 mg·(g·h)−1和2.098 mg·(g·h)−1；厌氧氨氧化和部分反硝化-厌氧氨氧化对脱氮的贡献率分别为78%和20%。

English Abstract

    全文HTML

  • 厌氧氨氧化(anammox)技术的发明为生物脱氮提供了新路径[1-3]，该技术主要应用于高温高氨氮工业废水处理[4-6]。生活污水排放量大耗能高，用厌氧氨氧化处理生活污水，将极大节约能源，减少剩余污泥的排放。然而多数生活污水有机物含量较高，有机物的存在会影响厌氧氨氧化菌的活性[7-8]。TANG等[9]研究发现，在进水COD/NO−2-N比值为2.92时，反硝化菌群可显著抑制厌氧氨氧化细菌的生长。CHEN等[10]的研究表明，在COD值为284 mg·L−1时，厌氧氨氧化几乎受到完全抑制。ZHANG等[11]的研究表明，当COD/TN为1.7时厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能较好。然而，上述研究均是以人工配水为研究对象，且NO−2-N和COD均为反硝化反应底物，COD/NO−2-N无法表征厌氧氨氧化和反硝化的耦合作用，而NH+4-N为厌氧氨氧化的反应底物。故本研究采取COD/NH+4-N表征厌氧氨氧化耦合反硝化程度，以实现半亚硝化的实际生活污水为厌氧氨氧化反应器(anaerobic sequencing batch reactor，ASBR)进水，在常温下考察了不同COD/NH+4-N比值对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮性能的影响，并采用高斯模型对总氮去除率进行了曲面计算，分析了厌氧氨氧化和部分反硝化-厌氧氨氧化对脱氮的贡献率，以期为该工艺用以实际生活污水的处理提供参考。

1.   材料与方法

    1.1.   实验装置与运行条件

  • 本实验采用ASBR(图1)。该反应器由有机玻璃制成，直径为14 cm，高为48 cm，有效容积为5 L。其通气孔安装于反应器上部，气体能够通过水封瓶排出，其侧壁设置取样口，底部安装有排泥口。反应器外部盖有遮光布，在整个实验过程中，采用温控仪来控制温度为25 ℃，采用人工进水及排水，排水比为80%，设定HRT为33 h。

    • 1.2.   进水水质与接种污泥

  • ASBR进水采用已实现半亚硝化的序批式反应器 (sequencing batch reactor，SBR)的出水，NH+4-N/NO−2-N约为1。其水质参数见表1。种泥取自本实验室已成功启动的厌氧氨氧化反应器中的活性污泥，脱氮性能良好，其中MLSS为3 380 mg·L−1，VSS为2 530 mg·L−1。

    • 1.3.   分析方法

  • 所有水样均采用0.45 µm定性滤纸过滤后根据国家标准方法测定。NH+4-N采用纳氏试剂分光光度法；NO−2-N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法；NO−3-N采用麝香草酚分光光度法；COD采用快速密闭催化消解法；MLSS、MLVSS采用重量法测定。

    • 1.4.   计算方法

  • 反应器中的脱氮微生物主要有厌氧氨氧化菌、反硝化菌、氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)。厌氧氨氧化菌属于自养厌氧菌，反硝化菌属于兼性厌氧菌[12]，而AOB和NOB 属于好氧菌。本研究未设置脱氧装备，进入ASBR反应器的水中DO约为0.5 mg·L−1，AOB 在DO浓度为0.2~1.5 mg·L−1时活性高于NOB[12]，可能存在少量的短程硝化作用[13]。本研究考虑厌氧氨氧化、短程硝化-厌氧氨氧化、部分反硝化-厌氧氨氧化和反硝化反应对系统的脱氮贡献率。计算方法参照曹雁[14]的研究。

    TNLR及TNRR的计算式[15]如式(5)和式(6)所示。NH+4-N和NO−2-N的比降解速率公式参考尤永军[16]的研究。

    式中：CTNLR为总氮容积负荷，kg·(m3·d)−1；CTNRR为总氮去除负荷，kg·(m3·d)−1；Cinf为进水总氮浓度，mg·L−1；Ceff为出水总氮浓度，mg·L−1；t为水力停留时间，h。

2.   结果与讨论

    2.1.   COD/NH+4-N比对系统脱氮性能的影响

  • 图2为在不同COD/NH+4-N比下耦合系统内氮素的去除特征。可以看出，NO−2-N出水浓度小于1 mg·L−1，去除率高达98%以上，这是因为厌氧氨氧化与反硝化反应均需要消耗NO−2-N。在阶段Ⅰ(COD/NH+4-N比为2~3)，反应初期NH+4-N出水浓度波动较大，这可能是厌氧氨氧化菌对生活污水还未能适应。随着周期数的增加，NH+4-N的出水浓度在第27周期降至9.36 mg·L−1，NH+4-N去除率增至80.07%。此时NO−3-N出水浓度为10.51 mg·L−1，NO−3-N浓度变化很小，较低的COD/NH+4-N比不利于反硝化菌对NO−3-N的去除。在阶段Ⅱ(COD/NH+4-N比为3~5)，反应前期出水NH+4-N浓度为8.16 mg·L−1，NH+4-N去除率为81.80%，出水NO−3-N浓度为10.56 mg·L−1。在第55周期时出水NH+4-N浓度降为3.12 mg·L−1，其去除率增至93.40%，出水NO−3-N浓度降为3.55 mg·L−1。这是因为随COD/NH+4-N增大，反硝化作用增强，NO−3-N被还原，解除了有机物对厌氧氨氧化的竞争抑制作用[17]，即厌氧氨氧化菌与反硝化菌协同脱氮。在阶段Ⅲ(COD/NH+4-N比为5~7)，出水NH+4-N浓度在本阶段末期增大至11.99 mg·L−1，其去除率为69.04%，出水NO−3-N浓度为4.69 mg·L−1。这是因为系统中较高的COD/NH+4-N比促进反硝化作用，厌氧氨氧化作用被抑制，但该阶段仍然呈现较好的脱氮性能。在阶段Ⅳ(COD/NH+4-N比为7~9)，NH+4-N出水浓度从第125周期的18.51 mg·L−1逐渐增加至第138周期的25.51 mg·L−1，去除率降至38.79%，出水NO−3-N的浓度稳定至3.23 mg·L−1，系统整体脱氮性能变差。这是因为增大COD/NH+4-N比使得反硝化菌活性增强，与厌氧氨氧化菌竞争生存空间，厌氧氨氧化菌活性减弱[17]，反硝化菌在与厌氧氨氧化菌争夺电子受体NO−2-N的过程中处于优势地位，导致脱氮过程仅能通过反硝化作用把NO−2-N转换成N2，而以NH+4-N和NO−2-N为基质的厌氧氨氧化反应不能正常进行[18]。

    有研究[18]表明，通过减少有机物的投加量可以抑制NO−2-N被反硝化。朱泽沅等[17]采用ASBR处理人工配水，当COD/NH+4-N比为0. 67时，NH+4-N和NO−2-N的去除率分别为92%和95%。SHENG等[18]采用EGSB反应器处理人工配水，在COD/NH+4-N比为1.76时，NH+4-N和NO−2-N去除率分别达到99%和97%。本研究中的COD/NH+4-N比值高于上述研究中的COD/NH+4-N比值，可实现良好的脱氮效果。操沈彬等[19]采用ASBR处理人工配水，在COD/NH+4-N比为5.7时，NH+4-N和NO−2-N的去除率均达到95%以上，与本研究结果基本一致。这是因为本研究采用成熟的厌氧氨氧化活性污泥，含有的异养脱氮菌较少。而在有机物存在下逐渐繁殖的反硝化菌通过消耗有机物，将厌氧氨氧化生成的硝氮还原，实现了厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮。

    • 2.2.   COD/NH+4-N比对氮负荷、COD变化及反应化学计量比的影响

  • 图3(a)和图3(b)分别是不同COD/NH+4-N比下氮负荷及COD的变化特征。在阶段Ⅰ：TNLR和TNRR平均值分别为0.067 kg·(m3·d)−1和0.049 kg·(m3·d)−1，反应初期TNRR与TNLR相差较大；进水和出水COD值分别为126.93 mg·L−1和63.21 mg·L−1，COD去除率仅为41.67%，随着反应进行，COD出水值呈逐渐降低的趋势，在第19周期降至40.64 mg·L−1，此时COD去除率增至57.14%，这是因为在生活污水中含有不可降解的有机物。在阶段Ⅱ：TNLR平均值为0.067 kg·(m3·d)−1，随着周期数的增加，TNRR逐渐接近TNLR，第62周期TNRR上升至0.062 kg·(m3·d)−1；进水和出水COD值分别为182.35 mg·L−1和72.24 mg·L−1，COD去除率为57.89%，在第62周期时其出水值为31.61 mg·L−1，去除率增大至83.92%。这说明COD/NH+4-N比为3~5时厌氧氨氧化反应协同反硝化系统中的脱氮除碳效果良好，比厌氧氨氧化工艺理论总氮去除率高11%。在阶段Ⅲ：TNLR和TNRR的平均值分别为0.069 kg·(m3·d)−1和0.057 kg·(m3·d)−1，这一阶段TNLR与TNRR的差值比上一阶段略有增大，COD/NH+4-N比增大使得氮负荷去除能力下降。COD进水和出水值分别为258.72 mg·L−1和52.33 mg·L−1，去除率为76.65%。这一阶段COD去除率虽然没有明显增大，但COD去除总量增大，表明此阶段的反硝化作用增强。在阶段Ⅳ，TNLR平均值为0. 067 kg·(m3·d)−1，TNRR平均值为0.049 kg·(m3·d)−1，系统脱氮性能逐渐恶化。当COD进水和出水值分别为330.61 mg·L−1和66.27 mg·L−1时，COD去除率为75.20%，去除率有所下降。这是因为进水的氮浓度有限，使反硝化作用的电子受体不足，系统对有机物的去除效率降低。

    XU等[20]的研究表明，随着进水COD的增加，反硝化作用进一步提高。当进水COD增加到120 mg·L−1时，厌氧氨氧化菌的活性受到抑制，脱氮性能恶化，而COD去除率变化较小。LEAL等[21]发现在COD为300 mg·L−1且COD/TN为5时，总氮和COD去除率分别为92.3%和80%。DING等[22]采用SBR处理C/N为3.5的实际生活污水，总氮和COD去除率分别为86.1%和77%，与本研究结果一致。在本研究中，COD去除率均稳定在较高值，而TNRR与TNLR的差值在阶段Ⅲ和阶段Ⅳ逐渐增大。可见增大COD/NH+4-N比对脱氮性能影响较大，而对除碳影响较小，这可能是因为投加的碳源是乙酸钠，易于生物降解利用。这与MACHAT等[23]的结论一致。

    图4反映了厌氧氨氧化反应化学计量比变化特征。ΔNO−3-N/ΔNH+4-N表示反应中NO−3-N的生成量与NH+4-N的降解量之比，ΔNO−2-N/ΔNH+4-N表示反应中NO−2-N的讲解量与NH+4-N的降解量之比。整个实验阶段进水NO−2-N/NH+4-N值约等于1。在阶段Ⅰ，反应开始时ΔNO−3-N/ΔNH+4-N为0.24，ΔNO−2-N/ΔNH+4-N为1.27。这可能是在反应初期存在少量的AOB，系统内发生了短程硝化作用，NH+4-N消耗量增大。在阶段Ⅱ，ΔNO−3-N/ΔNH+4-N与ΔNO−2-N/ΔNH+4-N均呈下降趋势，分别在第62周期降到0.044和1.06。在这一阶段由于反硝化作用，厌氧氨氧化过程生成的NO−3-N被还原成NO−2-N。在阶段Ⅲ，ΔNO−3-N/ΔNH+4-N稳定在0.03，ΔNO−2-N/ΔNH+4-N比前一阶段增加至1.36。这是因为反硝化消耗NO−3-N和少量的NO−2-N。阶段Ⅳ，ΔNO−3-N/ΔNH+4-N比上一阶段增加至0.06，ΔNO−2-N/ΔNH+4-N平均为2.48，远大于理论值1.32。这主要是大部分NO−2-N都通过反硝化作用还原。

    前3个阶段厌氧氨氧化占优势，这是因为在较低的有机物浓度下NO−3-N只能通过反硝化菌转化为NO−2-N，产生的NO−2-N可以被厌氧氨氧化反应用以给NH+4-N提供电子。故ΔNO−2-N/ΔNH+4-N值在阶段Ⅱ小于理论值，但大于进水NO−2-N/NH+4-N比值。而在高COD/NH+4-N比时，反硝化优先利用NO−2-N，表明反硝化作用在高COD/NH+4-N比时在脱氮过程中起主导作用。张美雪等[24]在选用自来水配水研究低浓度乙酸盐诱导下厌氧氨氧化与异养反硝化耦合反应时得出，在COD/NH+4-N比为1.56时，ΔNO−2-N/ΔNH+4-N比值为1.31，ΔNO−3-N/ΔNH+4-N的比值为0.05。与以上研究结果相差较大，本研究结果表明，在COD/NH+4-N比值为7~9时，ΔNO−2-N/ΔNH+4-N和ΔNO−3-N/ΔNH+4-N的值分别为2.84和0.06。这说明在较高COD下，NO−2-N被反硝化还原为N2。HE等[25]认为，此现象可归因于异养反硝化菌具有更高增长速率，他们需要比厌氧氨氧化菌低的吉布斯自由能，这使得反硝化在高COD下更易以NO−2-N作为电子受体。

    • 2.3.   典型周期内污染物的降解特征

  • 图5为不同COD/NH+4-N比下典型周期内污染物降解特征，以氨氮降解速率评价厌氧氨氧化活性。可以看出，厌氧氨氧化中NO−2-N与NH+4-N的降解过程均属于零级反应。COD/NH+4-N比为2~3时，NO−2-N与NH+4-N出水浓度分别为0.135 mg·L−1和8.44 mg·L−1，比降解速率分别为0.791 mg·(g·h)−1和0.756 mg·(g·h)−1，两者呈良好线性关系。NO−3-N浓度呈增加趋势，在18 h时达到最大值11.09 mg·L−1，随后降为9.95 mg·L−1，这表明系统内存在较弱的反硝化现象。当COD/NH+4-N比为3~5时，出水NO−2-N和NH+4-N浓度分别为0.115 mg·L−1和2.40 mg·L−1，比降解速率分别为0.896 mg·(g·h)−1和0.809 mg·(g·h)−1。NO−3-N浓度在15 h时达到最大值7.55 mg·L−1，30 h时降为2.36 mg·L−1。与阶段I相比，系统内反硝化和厌氧氨氧化作用均增强。当COD/NH+4-N比为5~7时，NO−2-N与NH+4-N出水浓度分别为0.091 mg·L−1和11.65 mg·L−1，对应的比降解速率分别为1.286 mg·(g·h)−1和0.807 mg·(g·h)−1。NO−3-N浓度在0~18 h内增加到6.53 mg·L−1，之后逐渐降低，在30 h降至4.04 mg·L−1，反硝化作用进一步增强。当COD/NH+4-N比为7~9时，NO−2-N与NH+4-N出水浓度分别为0.06 mg·L−1和22.56 mg·L−1，对应的比降解速率为分别为1.276 mg·(g·h)−1和0.477 mg·(g·h)−1。NO−3-N浓度始终小于3 mg·L−1，这表明系统内存在较强的反硝化作用，而厌氧氨氧化作用较弱。COD比反应速率可表征反硝化作用的强弱。由图5可知，在COD/NH+4-N比分别为2~3、3~5、5~7和7~9时，COD比反应速率分别为1.51、2.09、2.77和2.68 mg·(g·h)−1。

    在本研究中，当COD/NH+4-N比为2~3时，系统体现出较高的NH+4-N比降解速率和较低的COD比反应速率；在COD/NH+4-N比为3~5和5~7时，NH+4-N和COD比降解速率均比COD/NH+4-N比为2~3时的高；在COD/NH+4-N比为7~9时，系统表现出较低的NH+4-N比降解速率和较高的COD比反应速率。可见，在相对较低的COD/NH+4-N比下，厌氧氨氧化作用较强。而在较高的COD/NH+4-N比条件下，反硝化作用得到增强，厌氧氨氧化的竞争力减弱。这与LYU等[26]的研究结论相似。故本研究中最适宜的COD/NH+4-N比应为3~5。

    • 2.4.   COD/NH+4-N比对脱氮贡献率的影响及总氮去除率拟合

  • 图6是不同COD/NH+4-N比下各反应对脱氮的贡献率。在阶段Ⅰ~阶段Ⅲ，随着COD/NH+4-N比逐渐增大，厌氧氨氧化对脱氮的贡献率逐渐减少，分别为90%、78%和73%。这表明厌氧氨氧化在一定程度上被抑制，但仍占据主导地位。在阶段Ⅳ中厌氧氨氧化对脱氮的贡献率逐渐降低至50%以下，已受到较强的抑制。短程硝化-厌氧氨氧化对脱氮的贡献率在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ分别为10%和3%，在阶段Ⅲ和Ⅳ已基本没有。这是因为：在阶段Ⅰ和Ⅱ的进水中含有少量的溶解氧，而短程硝化过程逐渐把其中的溶解氧消耗殆尽，直至短程硝化停止。部分反硝化-厌氧氨氧化对脱氮的贡献率从阶段Ⅰ的4%升高至阶段Ⅱ的20%，又逐渐降低至阶段Ⅲ的2%。部分反硝化将NO−3-N还原为NO−2-N，NO−2-N继续和NH+4-N发生厌氧氨氧化作用，可以促进协同脱氮。当COD/NH+4-N比逐渐增大时，厌氧氨氧化耦合部分反硝化工艺被破坏，转换成全程反硝化工艺。在阶段Ⅰ和Ⅱ全程反硝化几乎不存在，由阶段Ⅲ的3%逐渐增加到阶段Ⅳ的50%以上，异养反硝化菌在系统中的竞争力逐渐增强。

    安芳娇等[27]在处理实际生活污水时发现，当COD/NH+4-N比为4时，厌氧氨氧化和反硝化对脱氮的贡献率分别为68%和32%。魏思佳等[28]采用ASBR处理人工配水时，发现当COD/NH+4-N比分别为1~3.25、4.25~5.25和6.5~12.5时，厌氧氨氧化对脱氮的贡献率分别为73%、50%和21%。WANG等[29]在研究中发现，当COD/NH+4-N比逐渐增大时，厌氧氨氧化对脱氮的贡献率逐渐减小，而相应的反硝化贡献率逐渐增大。但上述研究只考虑了厌氧氨氧化和反硝化对脱氮的贡献率，而未探究反硝化中的短程和全程对厌氧氨氧化脱氮的影响。本研究结果表明，当系统内部分反硝化-厌氧氨氧化对脱氮贡献率超过20%时，系统脱氮效果最好，这与曹雁[14]的研究结果一致。可见，COD/NH+4-N比能决定厌氧氨氧化各级脱氮作用的方向和程度。

    表2是在不同COD/NH+4-N比下的氮素去除结果。由表2可知，在处理生活污水时，系统能承受更高的COD/NH+4-N。

    图7(a)为COD/NH+4-N比和厌氧氨氧化贡献率对总氮去除率的曲面拟合结果。以二维高斯函数进行计算，Z为总氮去除率，X为COD/NH+4-N比，Y为厌氧氨氧化贡献率，Z0、A、Xc、W1、Yc和W2均为方程修正参数，Z值分别符合X与Y变化的钟形曲线。可以看出，总氮去除率随着COD/NH+4-N比和厌氧氨氧化脱氮贡献率的变化均呈现先增大后减小的趋势，而厌氧氨氧化对脱氮的贡献率随着COD/NH+4-N比的增大持续减小。曲面模拟的总氮去除率峰值对应的COD/NH+4-N比为3~5，相应厌氧氨氧化贡献率为80%左右，拟合结果与实验结果基本符合。图7(b)和图7(c)分别是总氮去除率模拟结果回归图与常规化残差正态概率分布。可见预测值与实际值差值较小，且残差符合正态分布，以上结果进一步说明模型的可用性。

    WANG等[30]采用指数函数对COD/NH+4-N比进行拟合，发现厌氧氨氧化对脱氮的贡献率随着COD/NH+4-N增大而减小，但他忽略了总氮去除率的变化并不是单调递增或递减的。而本研究中的二维模型从COD/NH+4-N比和厌氧氨氧化对脱氮的贡献率2个方面进行模拟，其R2为0.91，P<0.05。LI等[31]使用二维等高线对总氮去除率进行拟合，当COD/NH+4-N比为0~8时，总氮去除率先增大后减小，在COD/NH+4-N比为4时达到最大值，与本研究的结果一致。俞津津[32]探究了基质浓度对厌氧氨氧化的冲击作用时，发现总氮去除率呈现正态分布，与本研究结果相似。由此可见，采用高斯函数可以描述COD/NH+4-N比对氮素的去除规律，对处理实际生活污水具有重要的理论意义。

3.   结论

  • 1)在室温下将实现半亚硝化的生活污水通入ASBR，调控COD/NH+4-N比为2~3、3~5、5~7、7~9时，此时NH+4-N去除率分别为79.1、95.5、57.7、33.8%，COD去除率分别为57.2、83.3、82.1、75.5%，NO−2-N去除率均达98%以上。

    2)当COD/NH+4-N比为3~5时，系统脱氮性能最佳，TN去除率为91.2%，厌氧氨氧化和部分反硝化-厌氧氨氧化对脱氮的贡献率分别为78%和20%，部分反硝化将NO−3-N还原为NO−2-N，NO−2-N继续和NH+4-N发生厌氧氨氧化作用，可以促进协同脱氮；当COD/NH+4-N比5~7和7~9时，厌氧氨氧化耦合反硝化工艺被破坏，转换成反硝化工艺。

    3)采用二维高斯函数对总氮去除率进行拟合，结果表明，总氮去除率随着COD/NH+4-N比和厌氧氨氧化对脱氮的贡献率的变化均呈现先增大后减小的趋势，符合高斯函数的钟形曲线分布，R2为0.91，P<0.05。

参考文献 (32)

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