作者：宋英豪 王敏 熊娅 杜理智 林秀军 梁康强 单位：北京化工大学工程技术研究院 北京市环境保护科学研究院 华中科技大学环境科学与工程学院
1试验材料与方法
1.1中试试验装置及试验方法
本试验采用水解反硝化脱氮工艺，工艺主体为水解池—曝气氧化沟—沉淀池，工艺流程如图1。该试验装置具体参数为：水解池体积为8.48m3，氧化沟内沟体积为2.31m3，外沟为31.79m3，沉淀池体积为9.81m3。内沟为厌氧区，内部安装调速搅拌器；外沟为好氧区，内部安装调速推进器和微孔曝气头。溶解氧控制在2~3mgL-1之间，二沉池出水部分回流至水解池，为水解池提供硝化液，水解池在有机物水解的同时进行反硝化，从而达到更好的脱氮效果。工艺运行参数为：总进水流量为2m3h-1，整个运行阶段保持污泥龄为25d，氧化沟污泥浓度为2000-3500mgL-1，外沟流速为0.3-0.5ms-1，污泥回流比为100%，硝化液回流比为200%。试验运行中后期，取水解池内污泥以及污水厂内缺氧池污泥进行不同碳氮比条件下的反硝化脱氮实验，测定污泥的比反硝化速率，并考察反硝化过程中碳源的消耗。
1.2试验水质
该试验进水取自无锡某污水处理厂曝气沉砂池，COD平均进水浓度为192.4mgL-1，TN平均进水浓度为20.7mgL-1，进水B/C约0.4左右，具体水质见表1。
1.3检测方法
本实验监测指标均采用国标法。COD采用重铬酸钾滴定法，BOD5采用五日培养法，TN采用碱性过硫酸钾消解分光光度法，NH4+-N采用纳式试剂比色法，TP采用钼酸铵分光光度法，NO3--N采用分紫外分光光度法。
2实验结果分析
2.1水解反硝化脱氮工艺对NH4+-N的去除效果
本试验所在污水处理厂进水NH4+-N基本在12.0-25.0mgL-1，经水解反硝化工艺后，出水NH4+-N浓度一直保持较低水平，平均浓度仅为0.3mgL-1，见图2，出水NH4+-N都远远低于一级A排放标准，去除率高达98.0%。在本试验中，水解池对NH4+-N几乎没有去除效果，有时反而增加。外沟是去除氨氮的主要场所，无论进入外沟的NH4+-N浓度高或低，外沟都可以保持很高的去除效果。由上述实验结果可得出：在本工艺中，污水进入水解池，部分含氮有机物被水解酸化，产生氨氮；NH4+-N的去除主要是靠外沟中硝化细菌将NH4+-N转化成了NO3--N，并且转化程度较彻底，为后续的硝化液回流进行水解反硝化脱氮提供了很好的基础；同时由于前端水解反硝化作用消耗大量碳源，进入好氧区的污水含碳量较低，外沟中的异养菌活性受阻，使得硝化菌占优势，利于硝化作用[17,18]。低的NH4+-N浓度是出水TN达标排放的保障，该工艺对NH4+-N的高效去除表现出了高效的脱氮能力。
2.2水解反硝化脱氮工艺对TN的去除效果
碳源供应量是污水脱氮过程的关键控制因子。在水解反硝化脱氮工艺中，取消了传统AAO工艺中的缺氧池，将硝化液回流至水解池，水解池同时承担着水解和反硝化两个功能，水解池先将进水中的大分子有机物进行水解，转化成小分子有机物，提高污水的可生化性能，即使在进水易降解碳源缺乏的情况下，水解池也可以为反硝化细菌提供更多可利用的有机碳源，满足反硝化细菌的基本需求。试验结果如图3，在试验运行近40d内，进水TN在17.0-25.0mgL-1之间波动，BOD5/TN平均为4.0，此时出水COD约为32.8mgL-1，出水TN在5.0~10.0mgL-1，平均为6.9mgL-1。在同一时期内，污水处理厂内AAO工艺的二沉池出水TN在8.5~13.0mgL-1，平均为10.6mgL-1。由上述实验结果可看出：水解反硝化脱氮工艺在碳源缺乏的情况下仍可以保持较高的TN去除率，比同期AAO工艺出水TN平均减少3.7mgL-1，水解反硝化在一定程度上增加了水解池的碳源供给，使得系统的脱氮效果逐渐改善。表2.中显示：水解池出水NH4+-N、TN和COD都保持在一个比较低的状态，其原因是由于200%的回流硝化液对水解池的进水浓度起到了一定的稀释作用。本试验中水解池出水硝氮浓度基本保持在0.2~2.0mgL-1，出水硝氮浓度即回流硝化液浓度平均值为6.63mgL-1，经过水解池后硝氮平均浓度降低至0.67mgL-1，硝氮的去除率达到91.2%，水解池对TN的去除率达到56.5%，占系统总氮去除的83.5%，可见，本工艺中污水的脱氮过程主要在水解池中完成。水解池对COD的去除率为39.9%，占整个系统COD去除率的48.3%，说明了水解池对COD具有一定的去除效果，并且水解池出水COD平均浓度仅为43.07mgL-1，减少了后续有机物对硝化菌的抑制作用。
2.3水解池污泥与缺氧池污泥反硝化脱氮效率的对比研究
为了更确切的证明水解反硝化脱氮工艺的高效脱氮效果，以及研究脱氮效果好的原因，本试验中以具有水解反硝化能力的水解池污泥为研究对象，考察不同碳氮比条件下水解池污泥的反硝化脱氮速率，并与厂内AAO工艺中的缺氧池污泥处理效果进行对比。此试验采用易降解的乙酸钠作为碳源，采用硝酸钾作为氮源，为削减污泥混合液中原有有机物和硝氮对试验的影响，试验中所用污泥均用蒸馏水进行过多次洗涤。试验中COD即是BOD5，NO3--N即为TN，COD/NO3--N即为BOD5/TN。比反硝化速率t0-=CCtMLVSS（，10-3gNO3--N/gMLVSS•min），本研究中以0-90min内的反应过程为计算依据。一般情况下反硝化反应速率与硝酸盐、亚硝酸盐浓度基本无关，而与碳源量、反硝化细菌的浓度密切相关[19]。为了研究碳源含量对反硝化作用的影响情况，进行了不同碳源投加量的试验。由图4、图5、表2可知，不论水解池污泥还是缺氧池污泥，随着碳氮比的增加其比反硝化速率都会显著增加。相同BOD5/TN条件下，水解池中污泥的比反硝化速率为缺氧池污泥的1.2~1.7倍，并且在BOD5/TN比较低的情况下效果越显著，水解池污泥在BOD5/TN为3时的比反硝化速率0.0970min-1*10-3要高于缺氧池BOD5/TN为4时的比反硝化速率0.0841min-1*10-3。水解池在本试验中的各碳氮比下，150min内可将NO3--N基本消耗完全，而缺氧池只有在BOD5/TN为5的时候才能达到此效果。由实验结果分析可得出：碳氮比对反硝化速率的影响很大，碳源不足时就会影响反硝化菌的活性，继而影响到整个系统的脱氮能力；并且，与传统AAO工艺相比，水解池中的反硝化细菌具有更高的浓度和更强的反硝化能力，并且在碳源相对缺乏的时候更能体现出更好的脱氮优越性。由图6可见，水解池的COD在30min时已经基本达到稳定，保持在40~55mgL-1之间，图7则看出缺氧池的COD要降解到60min才能达到稳定，保持在20~30mgL-1之间。反硝化过程中COD有三种去除机理：合成、反硝化及被氧氧化[20]，60min前主要为外源反硝化、合成和被氧氧化，60min之后外碳源基本消耗完，主要进行内源反硝化。在没有外加基质的条件下，反硝化细菌能够利用自身储存的聚-ρ羟基丁酸（PHB）作为碳源和能源以维持生命活动[21,22]。理论上还原1g硝酸盐氮需有机碳源(BOD5)2.86g[23]，但是由于污泥中存在其他异养微生物以及微生物的生长作用，使60min内两池消耗有机碳源的计算量偏大[24]。比较60min内水解池和缺氧池去除单位NO3--N所需要的COD，结果显示在相同BOD5/TN的情况下，水解池要远远低于缺氧池，并且随着BOD5/TN的降低差值越大。经过60min的反应，水解池中的BOD5/TN要比起始时的高，并且增加幅度随着BOD5/TN的增加而升高，而缺氧池的BOD5/TN比则是比起始时的要低。这些试验结果说明了水解池在反硝化的过程中，反硝化菌对COD的利用效率要远远高于缺氧池，并且碳氮比越低优越性越明显，BOD5/TN为3、3.5、4和5时去除单位N水解池可分别节省59.5%、52.2%、19.9%和23.1%的COD。水解池利用少量的碳源就可以达到很好的脱氮效果，这就验证了水解反硝化脱氮工艺在碳源不足时仍能具有较高的脱氮能力。水解池在脱氮时有机物利用速率要低于脱氮速率，这样会使相对碳源逐渐增加，碳源越充足越有利于反硝化细菌的脱氮功能。缺氧池则是有机物利用速率要高于脱氮速率，这样就使得碳源越来越缺乏，如果得不到及时地补充则会影响到反硝化菌的活性，脱氮能力下降。#p#分页标题#e#
3结论
针对我国南方低碳氮比废水，可采用水解反硝化脱氮工艺实现强化脱氮功能。当进水TN为17-25mgL-1，BOD5/TN平均为4.0，硝化液回流比200%，污泥回流100%，污泥龄25d的条件下，出水TN为6.9mgL-1左右，系统TN去除率达到69.4%，其中水解池对TN的去除占系统总去除量的87.8%。
与传统AAO工艺的缺氧反硝化脱氮相比，水解反硝化工艺具有较高的脱氮能力，碳氮比越低越能体现出该工艺的脱氮优越性。在BOD5/TN为3~5的条件下，水解反硝化脱氮速率为缺氧反硝化脱氮速率的1.2~1.7倍。
在相同碳氮比的条件下，水解池反硝化过程对COD的利用率都远要高于AAO工艺的缺氧池。与AAO工艺相比，BOD5/TN为3、3.5、4和5时去除单位N水解池可分别节省59.5%、52.2%、19.9%和23.1%的COD。水解池中的反硝化细菌具有更高的浓度和更强的反硝化功能，确保高效脱氮能力的条件下，水解池可减少对有机物的需求量，能有效解决脱氮过程中碳源不足问题。