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(chǎng)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(duì)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(duì)硝化反應(yīng)類型的影響主要是通過對(duì)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(duì)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(duì)NOB的抑制質(zhì)量濃度為0.1~1.0mg/L，對(duì)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(duì)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(chǎng)，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(duì)原液中相對(duì)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(cè)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(duì)亞硝態(tài)氮積累的影響

　　試驗(yàn)考察了初始氨氮對(duì)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(duì)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(duì)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(duì)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(cè)，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(duì)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(duì)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(cè)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(duì)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(shì)，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(duì)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(duì)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(duì)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(cè)，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(duì)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(duì)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(cè)定pH為7.20，F(xiàn)A降低到約0.5mg/L，對(duì)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?？梢娡ㄟ^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(duì)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(duì)好氧SBR硝化效果的影響

　　對(duì)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(duì)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(duì)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。

　　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(duì)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

　?。?）初始氨氮濃度對(duì)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(duì)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。

　?。?）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）或較小（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。