為了控制污水中氮磷過量排放引起的水體富營養(yǎng)化, 我國近年來新建或升級了大量城市污水處理廠, 用于脫除城市污水中的氮磷, 從而使得污水中氮磷濃度達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn).隨著我國經(jīng)濟(jì)生活水平的不斷提高, 對環(huán)境質(zhì)量要求不斷提升, 使得城市污水總氮排放標(biāo)準(zhǔn)不斷提高, 因此城市污水深度脫氮技術(shù)研究具有重要的現(xiàn)實(shí)意義.

　　城市污水處理廠二沉池出水總氮濃度一般為15~30 mg ·L-1, 需要進(jìn)一步深度處理以滿足國家城鎮(zhèn)污水處理廠排放標(biāo)準(zhǔn)(15 mg ·L-1, GB18918-2002), 或地方排放標(biāo)準(zhǔn)(如北京地方標(biāo)準(zhǔn)10 mg ·L-1, DB11/890-2012)等.二沉池出水中總氮主要是NO3--N, 因此一般采用反硝化生物濾池技術(shù)進(jìn)行脫氮.在反硝化濾池中反硝化菌利用有機(jī)物作為電子供體, 將NO3--N還原為NO2--N, 再進(jìn)一步還原為N2.因?yàn)槎�沉池出水中可被反硝化菌利用的有機(jī)物非常有限, 所以需要投加外碳源, 使得碳源投加費(fèi)用成為主要的反硝化濾池運(yùn)營成本.

　　厭氧氨氧化菌利用NH4+-N作為電子供體, 以CO2作為碳源, 將NO2--N還原為N2, 這就為污水生物脫氮提供了新思路.若城市污水處理廠二沉池出水中NO3--N先被反硝化菌還原為NO2--N(短程反硝化), 產(chǎn)生的NO2--N再被厭氧氨氧化菌還原為N2(厭氧氨氧化反應(yīng), 無需有機(jī)碳源), 則可節(jié)省深度脫氮過程的外碳源需求量, 從而降低運(yùn)行成本.在城市污水處理廠可將部分初沉池出水(含有機(jī)物和NH4+-N)與二沉池出水(含NO3--N)混合, 然后進(jìn)行短程反硝化厭氧氨氧化處理, 則可實(shí)現(xiàn)二沉池出水低碳源深度脫氮的目的.

　　為了研究短程反硝化厭氧氨氧化深度脫氮, 本研究接種厭氧氨氧化污泥, 處理含有機(jī)物、NH4+-N和NO3--N的模擬初沉池出水與二沉池的混合污水, 考察啟動(dòng)階段脫氮性能, 包括氮去除效果和去除速率; 隨后提高進(jìn)水負(fù)荷, 考察反應(yīng)器氮去除速率; 同時(shí)為了理解反應(yīng)器內(nèi)氮轉(zhuǎn)化途徑, 對典型周期內(nèi)氮轉(zhuǎn)化情況進(jìn)行了研究; 此外還考察了運(yùn)行過程中污泥粒徑與沉降性的變化; 基于上述研究結(jié)果對實(shí)現(xiàn)短程反硝化機(jī)理與關(guān)鍵因素進(jìn)行了討論, 并對城市污水處理廠二沉池出水應(yīng)用短程反硝化厭氧氨氧化實(shí)現(xiàn)深度脫氮的工藝路線及優(yōu)勢進(jìn)行了分析.

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行

　　采用序批式反應(yīng)器(SBR)作為短程反硝化厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)器(圖 1).該反應(yīng)器主體為有機(jī)玻璃材質(zhì), 內(nèi)徑15 cm, 高30 cm, 有效容積為4.8 L.反應(yīng)器外部包裹鋁箔紙避光, 反應(yīng)器壁設(shè)有進(jìn)水口、出水口和取樣口.設(shè)有進(jìn)水水箱, 原水通過進(jìn)水泵進(jìn)入反應(yīng)器底部.反應(yīng)器設(shè)有在線檢測DO、pH和溫度的傳感器; 設(shè)有電動(dòng)閥控制反應(yīng)器排水.

1.進(jìn)水桶; 2.進(jìn)水泵; 3.SBR反應(yīng)器; 4.攪拌器; 5.DO/pH探頭; 6.DO/pH儀; 7.電控閥門; 8.出水桶; 9.PLC控制系統(tǒng); 10.計(jì)算機(jī)

圖 1 SBR反應(yīng)器示意

　　本實(shí)驗(yàn)共運(yùn)行138個(gè)實(shí)驗(yàn)周期, 1~65個(gè)周期為實(shí)驗(yàn)啟動(dòng)階段(階段一), 66~138個(gè)周期為負(fù)荷提高階段(階段二).每個(gè)周期運(yùn)行時(shí)間如表 1所示.

表 2 模擬污水水質(zhì)指標(biāo)

　　1.3 分析方法

　　COD采用快速消解分光光度儀[連華5B-3(C)]測定; NH4+-N、NO2--N和NO3--N分別采用納氏試劑光度法、N-(1-萘基)-乙二胺比色法和麝香草酚法測定; pH和溫度采用德國WTW pH/oxi340i進(jìn)行測定.MLSS采用濾紙稱重法測定.顆粒污泥粒徑篩分采用濕式篩分法.采用的篩子孔徑分別為0.1、0.2、0.5和0.9 mm.將顆粒污泥篩分為0~0.1、0.1~0.2、0.2~0.5、0.5~0.9和>0.9 mm粒徑范圍.

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 短程反硝化厭氧氨氧化深度脫氮系統(tǒng)啟動(dòng)階段脫氮性能

　　在未接種短程反硝化污泥, 只接種厭氧氨氧化污泥的情況下, 可以快速啟動(dòng)短程反硝化厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)器.在啟動(dòng)的第1 d, 進(jìn)水COD/TN為1.62的條件下, COD去除量為47.14mg ·L-1, NH4+-N和NOx--N去除量分別為13.36mg ·L-1和11.51mg ·L-1(圖 2), 這就表明反應(yīng)器發(fā)生了短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng).這可能主要?dú)w因于厭氧氨氧化污泥中可能含有反硝化菌, 從而可將反應(yīng)器內(nèi)NO3--N還原為NO2--N, 隨后厭氧氨氧化菌再將產(chǎn)生的NO2--N和原水中NH4+-N轉(zhuǎn)化為氮?dú)?隨后啟動(dòng)階段脫氮效果逐漸穩(wěn)定, 最后20個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)進(jìn)水TN濃度和COD/TN分別為(42.63±1.22)mg ·L-1和1.74±0.11, 出水TN濃度為(10.19±3.35)mg ·L-1.此階段出水NO2--N濃度均低于0.09mg ·L-1, 說明短程反硝化厭氧氨氧化過程沒有NO2--N積累, 從而避免了NO2--N對環(huán)境產(chǎn)生毒害作用.出水中氮主要為NH4+-N和NO3--N, 二者濃度分別為(3.42±1.97) mg ·L-1和(6.73±1.57) mg ·L-1, 這些氮未被繼續(xù)去除主要?dú)w因于原水中COD不足, 導(dǎo)致NO3--N無法被還原為NO2--N, 從而無法進(jìn)行厭氧氨氧化脫氮.

圖 2 短程反硝化厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)器進(jìn)出水TN、NO3--N、NO2--N和NH4+-N濃度及去除率及反應(yīng)器進(jìn)水氮負(fù)荷率(NLR)和容積氮去除速率(NRR)

　　為了理解短程反硝化厭氧氨氧化脫氮途徑, 對啟動(dòng)階段典型周期內(nèi)氮轉(zhuǎn)化情況進(jìn)行了考察. 10 min進(jìn)水期間, 原水中含有機(jī)物、NH4+-N和NO3--N, 所以進(jìn)水使得反應(yīng)器內(nèi)COD、NH4+-N和NO3--N濃度逐漸增加[圖 3(a)].同時(shí)注意到10 min進(jìn)水期間和缺氧攪拌的前20 min內(nèi)(即10~30 min期間), NO2--N濃度也是逐漸增加, 這歸因于反硝化菌產(chǎn)NO2--N的速率大于反硝化菌和厭氧氨氧化菌消耗NO2--N的速率.隨后30~180 min期間, 反應(yīng)器內(nèi)NO2--N濃度由5.82mg ·L-1降為0.14mg ·L-1, 與此同時(shí)NOx--N和NH4+-N去除量分別為13.61 mg ·L-1和11.55 mg ·L-1, 二者之比為1.18, 與厭氧氨氧化反應(yīng)中的NO2--N/NH4+-N=1.32接近, 這表明30~180 min缺氧攪拌期間發(fā)生了厭氧氨氧化反應(yīng), 同時(shí)也表明此階段去除的NO3--N主要被轉(zhuǎn)化為NO2--N.剩余的缺氧攪拌段(180~420 min)內(nèi), NO3--N和NH4+-N雖仍然在逐漸降低, 但二者去除速率已降至30~180 min期間對應(yīng)速率值的11%.這主要是因?yàn)榇穗A段水中COD濃度基本沒變化, 缺少反硝化碳源而無法將NO3--N還原為NO2--N, 導(dǎo)致短程反硝化和厭氧氨氧化速率很低.

圖 3 短程反硝化厭氧氨氧化脫氮反應(yīng)器典型周期氮轉(zhuǎn)化情況

　　2.2 短程反硝化厭氧氨氧化深度脫氮系統(tǒng)負(fù)荷提高階段脫氮性能

　　為了提高短程反硝化厭氧氨氧化脫氮效率, 考慮到周期內(nèi)后期反應(yīng)已經(jīng)很慢, 所以將SBR一個(gè)周期內(nèi)的反應(yīng)時(shí)間由420 min降為240 min.與此同時(shí)逐步提高進(jìn)水氮濃度, 使得進(jìn)水氮負(fù)荷(NLR)由60 mg ·(L ·d)-1提高到160 mg ·(L ·d)-1, 結(jié)果表明容積氮去除速率(NRR)也逐步提高, 由50 mg ·(L ·d)-1提高到150 mg ·(L ·d)-1 [圖 2(d)].同時(shí)考慮到反應(yīng)器啟動(dòng)階段因進(jìn)水有機(jī)物不足導(dǎo)致出水中仍存在NH4+-N和NO3--N, 為了進(jìn)一步提高脫氮效果, 而將進(jìn)水氮負(fù)荷提高階段進(jìn)水COD/TN由啟動(dòng)階段后期1.74±0.11提高到2.19±0.08.結(jié)果表明反應(yīng)器負(fù)荷提高階段脫氮效果進(jìn)一步得到提高, 出水TN濃度由啟動(dòng)階段后期(10.19±3.35) mg ·L-1降為(4.82±1.84) mg ·L-1[圖 2(a)], 遠(yuǎn)低于城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB 18918-2002)中的一級A標(biāo)準(zhǔn)15.00mg ·L-1.最后一個(gè)周期(第138個(gè)周期), 進(jìn)水TN濃度和COD/TN分別為63.45 mg ·L-1和2.28的條件下, 出水TN濃度為4.67 mg ·L-1.這些結(jié)果表明反應(yīng)器負(fù)荷提高階段, 脫氮速率提高了3倍, 同時(shí)在進(jìn)水氮濃度逐步提高的條件下出水TN濃度得到進(jìn)一步降低.

　　負(fù)荷提高階段典型周期內(nèi)氮轉(zhuǎn)化情況與啟動(dòng)階段類似.在0~30 min(包括進(jìn)水10 min和20 min攪拌)內(nèi)NO2--N濃度逐漸升高至5.50 mg ·L-1, 隨后在30~150 min逐漸降低至0.27 mg ·L-1, 剩余反應(yīng)時(shí)間(150~240 min)基本無變化[圖 3(b)].實(shí)現(xiàn)短程反硝化厭氧氨氧化的關(guān)鍵之一就是將NO3--N還原為NO2--N, 同時(shí)控制反硝化菌繼續(xù)將NO2--N還原為N2.研究表明通過限制反硝化過程中碳源量, 使反硝化過程碳源不足, 有利于控制NO2--N還原為N2.本研究反應(yīng)器進(jìn)水10 min后COD濃度達(dá)到最大, 而后20 min COD濃度迅速降低, 這說明此階段反應(yīng)器中的有機(jī)物濃度相對充足.雖然原水中的COD/TN僅為1.78, 但由于進(jìn)水時(shí)間較短, 使得進(jìn)水過程中COD投加速率大于反硝化消耗COD的速率, 從而使得0~30 min內(nèi)反硝化碳源不受限, 這就為NO2--N還原為N2提供了有利條件.若能將進(jìn)水時(shí)間延長, 即可降低進(jìn)水過程中COD投加速率, 可使其等于或小于反硝化COD消耗速率, 使得反硝化過程碳源受限, 控制NO2--N還原為N2, 因此本研究考察進(jìn)水時(shí)間延長至90 min時(shí)周期內(nèi)氮轉(zhuǎn)化情況[圖 3(c)].結(jié)果表明, 進(jìn)水90 min內(nèi)NO2--N濃度最高為1.39 mg ·L-1, 遠(yuǎn)低于進(jìn)水時(shí)間為10 min的反應(yīng)器內(nèi)NO2--N最高濃度為5.50 mg ·L-1.進(jìn)水90 min內(nèi)NOx--N和NH4+-N去除量分別為8.44mg ·L-1和5.16 mg ·L-1, 二者之比為1.64, 低于進(jìn)水為10 min條件下前90 min此比例值2.00.反應(yīng)過程中消耗的NOx--N與NH4+-N比例越低, 說明反硝化還原NO2--N產(chǎn)生的氮?dú)饩驮缴?上述結(jié)果表明延長進(jìn)水時(shí)間的確可以控制NO2--N還原為N2, 從而可提供更多的NO2--N作為厭氧氨氧化菌底物, 促進(jìn)厭氧氨氧化脫氮.具體聯(lián)系污水寶或參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　2.3 短程反硝化厭氧氨氧化深度脫氮系統(tǒng)污泥沉降性與粒徑變化

　　要實(shí)現(xiàn)城市污水短程反硝化厭氧氨氧化, 在實(shí)現(xiàn)短程反硝化的同時(shí), 還要實(shí)現(xiàn)厭氧氨氧化菌在系統(tǒng)內(nèi)富集.而厭氧氨氧化菌生長較慢, 因此本研究通過逐步縮短沉淀時(shí)間強(qiáng)化顆�；�, 提高污泥粒徑, 提高沉降性的同時(shí), 使得厭氧氨氧化菌存在于顆粒中, 從而達(dá)到在SBR反應(yīng)器內(nèi)富集厭氧氨氧化菌的目的.本研究接種的厭氧氨氧化污泥粒徑小于0.5 mm的占95%.反應(yīng)器運(yùn)行1~48周期內(nèi)沉淀時(shí)間為30 min, 此階段內(nèi)第21個(gè)周期沉淀過程中泥面高度變化如圖 4所示.在49~60周期內(nèi)沉淀時(shí)間降至10 min, 從第56個(gè)周期沉淀過程泥面高度隨時(shí)間變化情況可以看出, 在沉淀1 min時(shí)泥面高度降低了4.3cm, 而第21個(gè)周期1 min的泥面降低高度1.4 cm, 說明污泥沉降速率得到提高.在第61個(gè)周期開始反應(yīng)器沉淀時(shí)間降為5 min, 第67個(gè)周期沉淀時(shí)間降為4 min.在第60個(gè)周期和第102個(gè)周期內(nèi)沉淀過程中泥面高度變化基本與第56個(gè)周期內(nèi)的趨勢相同, 這說明污泥的沉降速度基本保持不變了.在第138個(gè)周期時(shí), 污泥粒徑檢測結(jié)果表明, 此時(shí)0.2~0.5 mm范圍的污泥最多, 占總污泥重量的45.55%, 粒徑大于0.2 mm的污泥占86.16%, 可以看出污泥粒徑比接種污泥粒徑有了明顯提高(圖 5).以上結(jié)果表明短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng)器通過逐漸降低沉淀時(shí)間, 對污泥進(jìn)行篩選使得反應(yīng)器內(nèi)污泥粒徑得到了提高, 有助于污泥顆�；�, 為系統(tǒng)內(nèi)有效持留厭氧氨氧化菌提供了條件.另外Pijuan等的研究發(fā)現(xiàn)采用破碎的顆粒污泥啟動(dòng)好氧顆粒污泥反應(yīng)器, 可以提高污泥顆�；�進(jìn)程.接種了50%破碎顆粒污泥+50%普通絮體污泥, 18d實(shí)現(xiàn)了好氧污泥顆�；�, 而接種5%的破碎顆粒污泥+95%普通絮體污泥, 133 d才實(shí)現(xiàn)顆粒化.考慮到顆粒污泥本質(zhì)上是未投加填料載體下形成的生物膜, 采用破碎的生物膜作為接種污泥也應(yīng)該是有利于污泥顆�；�, 而且本研究中接種100%來自于破碎生物膜應(yīng)更有利于顆�；�.

 圖 4 短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng)器在第20、56、60和102周期內(nèi)泥面高度隨沉淀時(shí)間的變化

  圖 5 接種污泥和實(shí)驗(yàn)結(jié)束反應(yīng)器內(nèi)污泥粒徑分布

　　2.4 短程反硝化實(shí)現(xiàn)的關(guān)鍵因素探討

　　典型周期內(nèi)氮轉(zhuǎn)化情況表明, 前30 min(包括進(jìn)水10 min和缺氧攪拌20 min)內(nèi)反硝化菌產(chǎn)NO2--N的速率大于反硝化菌和厭氧氨氧化菌消耗NO2--N的速率, 使得反應(yīng)器內(nèi)NO2--N濃度不斷積累[圖 3(a)和3(b)].進(jìn)一步說明污泥中反硝化菌產(chǎn)NO2--N的速率大于反硝化菌消耗NO2--N的速率, 即可實(shí)現(xiàn)短程反硝化作用.

　　Glass等研究pH對反硝化過程亞硝酸鹽積累的短期影響發(fā)現(xiàn), pH為7.5、8.5和9.0條件下亞硝酸鹽氮積累率隨著pH的升高而升高.同時(shí)Qian等長期實(shí)驗(yàn)(運(yùn)行420d)也發(fā)現(xiàn)進(jìn)水pH在5.0~9.0范圍內(nèi)隨著pH的升高亞硝積累率越高.本研究整個(gè)實(shí)驗(yàn)過程中, 反應(yīng)器內(nèi)pH處于7.4~8.6范圍內(nèi), 因此相對較高的pH利于實(shí)現(xiàn)短程反硝化.反硝化過程中NO3--N還原為NO2--N不產(chǎn)生堿度, 而在NO2--N還原為N2時(shí)會(huì)消耗水中H+產(chǎn)生堿度, 使得系統(tǒng)pH升高.在較高pH條件下, 水中H+濃度較低, 不利于NO2--N還原, 使得系統(tǒng)中NO2--N出現(xiàn)積累, 這是高pH短期影響反硝化過程N(yùn)O2--N積累的原因.系統(tǒng)長期在進(jìn)水pH=9.0的條件下運(yùn)行, 發(fā)現(xiàn)Thauera菌屬(17.04%)是反硝化優(yōu)勢菌, 而在進(jìn)水pH為5.0和7.0的系統(tǒng)中Thauera菌屬的相對豐度均僅為2.2%, 而Thauera菌屬的富集與反硝化過程N(yùn)O2--N積累成正相關(guān).而且發(fā)現(xiàn)直到NO3--N被完全還原為NO2--N, Thauera aminoaromaticaa、Thauera phenylaceticaa、Thauera sp. DNT-1和Thauera terpenicaa中編碼NO2--N還原酶的nirS才開始轉(zhuǎn)錄, 使得NO3--N還原和NO2--N還原分步進(jìn)行, 從而導(dǎo)致反硝化過程N(yùn)O2--N積累.而Thauera phenylacetica是進(jìn)水pH=9.0的反硝化系統(tǒng)的主要反硝化菌.因此高pH對反硝化過程N(yùn)O2--N積累的長期影響可能與富集Thauera菌屬有關(guān).

　　反硝化過程中當(dāng)NO3--N還原作用完成, NO2--N積累最高時(shí), 若仍存在有機(jī)碳源, 則積累的NO2--N會(huì)被還繼續(xù)原為氮?dú)? 因此合適的COD/NO3--N是實(shí)現(xiàn)短程反硝化的另一關(guān)鍵因素.以乙酸鈉等易生物利用的有機(jī)物配水時(shí), COD/NO3--N在2.4~3.0范圍內(nèi)實(shí)現(xiàn)短程反硝化.而Shi等在處理小區(qū)實(shí)際生活污水的反硝化研究中, 發(fā)現(xiàn)COD/NO3--N為6.2時(shí)NO2--N積累率最高, 這歸因于實(shí)際生活污水中COD包括難生物利用COD, 而此時(shí)對應(yīng)的易生物利用COD與NO3--N比值為3.5.本研究啟動(dòng)階段COD/NO3--N平均為3.55, 接近上述研究中易于實(shí)現(xiàn)短程反硝化的COD/NO3--N值.綜上, 相對較高的pH和低COD/NO3--N是本研究實(shí)現(xiàn)短程反硝化的關(guān)鍵因素.

　　2.5 基于短程反硝化厭氧氨氧化的城市污水深度脫氮技術(shù)應(yīng)用分析

　　本研究表明短程反硝化厭氧氨氧化可以實(shí)現(xiàn)城市污水深度脫氮.若將該技術(shù)應(yīng)用于傳統(tǒng)缺氧/好氧(A/O)生物脫氮工藝的污水處理廠, 則可將部分初沉池出水進(jìn)入A/O池, 剩余初沉池出水與二沉池出水一起進(jìn)入短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng)池.因?yàn)檫M(jìn)入A/O池的水量降低, 所需反應(yīng)池容積減少, 而將多余的生物池后部用作短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng)池[圖 6(b)].與A/O生物脫氮結(jié)合反硝化生物濾池[圖 6(a)]實(shí)現(xiàn)深度脫氮相比, 基于短程反硝化厭氧氨氧化實(shí)現(xiàn)二沉池出水深度脫氮的工藝[圖 6(b)], 利用原水中有機(jī)物作為反硝化碳源, 同時(shí)只需將硝態(tài)氮還原為亞硝酸鹽氮使得碳源需求量降低, 最終可節(jié)省外碳源投加量; 同時(shí)因部分初沉池出水直接進(jìn)入短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng)池, 使得A/O池中耗氧量降低.

(a)A/O脫氮系統(tǒng)與反硝化生物濾池聯(lián)用; (b)A/O脫氮系統(tǒng)與短程反硝化厭氧氨氧化反應(yīng)器聯(lián)用

圖 6 城市污水二沉池出水深度脫氮工藝

　　以北京某城市污水處理廠為例, 量化理解基于短程反硝化厭氧氨氧化實(shí)現(xiàn)二沉池出水深度脫氮的工藝[圖 6(b)]的優(yōu)勢.該廠初沉池出水COD和NH4+-N平均濃度分別為250 mg ·L-1和50 mg ·L-1, 二沉池出水COD和NO3--N平均濃度分別35 mg ·L-1和25 mg ·L-1.二沉池出水中COD一般為難生物利用COD, 因此認(rèn)為初沉池出水中可生物利用COD為215 mg ·L-1, 這些COD可被用作反硝化碳源.以短程反硝化厭氧氨氧化和普通反硝化反應(yīng)計(jì)量式[式(1)、(2)]為依據(jù)進(jìn)行物料衡算.

　　設(shè)初沉池出水流量為Q, 進(jìn)入短程反硝化厭氧氨氧化段的流量為rQ, 則正常進(jìn)入A/O池的流量為(1-r)Q; 初沉池出水NH4+-N濃度和可生物利用COD計(jì)為PE. COD和PE. NH4+-N; 二沉池出水NO3--N濃度計(jì)為SE. NO3--N; 通過短程反硝化厭氧氨氧化途徑去除NO3--N的質(zhì)量計(jì)為R1, 通過普通完全反硝化途徑去除NO3--N的質(zhì)量計(jì)為R2, CH3COOH與COD折算按1.07(mg :mg), 可得NH4+-N、NO3--N和COD物料守恒式[式(3)~(5)].由短程硝化厭氧氨氧化產(chǎn)生的氮?dú)鉃?.924R1, 由普通完全反硝化產(chǎn)生的氮?dú)鉃?.000R2, 從而得出通過厭氧氨氧化產(chǎn)生氮?dú)獾陌俜直葹?.924R1/(1.000R2+1.924 R1)×100%.

　　計(jì)算可得73%的初沉池出水經(jīng)A/O處理后, 經(jīng)二沉池沉淀后出水與剩余27%的初沉池出水混合, 再采用短程反硝化厭氧氨氧化處理, 二沉池出水中NO3--N可以完全去除, 在短程反硝化厭氧氨氧化段, 其中80%的氮?dú)庥蓞捬醢毖趸�產(chǎn)生.上述過程反硝化所需碳源完全來自于初沉池出水中所含的有機(jī)物, 無需投加外碳源.由于27%的初沉池出水無需好氧硝化, 因此可節(jié)省27%的曝氣量.

　　3 結(jié)論

　　(1) 接種厭氧氨氧化絮體污泥可以快速啟動(dòng)短程反硝化厭氧氨氧化系統(tǒng), 在啟動(dòng)階段后期進(jìn)水COD/TN為1.74±0.11的條件下, 出水TN濃度為(10.19±3.35) mg ·L-1; 在負(fù)荷提高階段進(jìn)水COD/TN增加至2.19±0.08, 出水TN濃度降至(4.82±1.84) mg ·L-1, 達(dá)到深度脫氮目的.

　　(2) 短程反硝化厭氧氨氧化深度脫氮系統(tǒng), 污泥粒徑大于0.2mm的顆粒污泥占86.16%, 污泥實(shí)現(xiàn)了顆�；�, 有助于厭氧氨氧化菌在系統(tǒng)內(nèi)的有效持留.

　　(3) 將短程反硝化厭氧氨氧化深度脫氮應(yīng)用于城市污水處理廠二沉池出水深度脫氮, 可降低外碳源投加量, 同時(shí)可降低污水廠硝化池耗氧量.(來源：北京工業(yè)大學(xué)北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心 作者：馬斌)