常温下A/O工艺的短程硝化反硝化
1 试验装置与设备
1.1 试验流程及设备
A/O工艺模型主要由合建式缺氧—好氧反应器和竖流沉淀池组成，如下图所示。
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合建式反应器分为3个廊道，总有效容积为85L；沿池长方向设置若干成对的竖向插槽，配以相应大小的插板，可
以将整个反应器沿池长方向分成若干个小格，在每个插板上开一个25mm的圆孔，安放时使相邻圆孔上下交错以防
止发生短流；在反应器顶部布置环状曝气干管，并设置若干个小阀门，由橡胶管连接烧结砂头作为微孔曝气器，
气量由转子流量计测量；根据缺氧段所占比例，选择安放若干搅拌器用于保持泥水混合均匀；在距池底20cm的高
度上设置若干取样口。进水、污泥回流和内循环流量分别用3台蠕动泵控制。沉淀池的沉淀区呈圆柱形，直径为
30cm；污泥斗为截头倒锥体，倾角为60°；采用中心管进水、周边三角堰出水方式。
1.2 原水
采用由黄豆粉、葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3与自来水配制的模拟生活污水。
1.3 分析项目与方法
COD：重铬酸钾法；MLSS：滤纸称重法；DO、温度：WTWDO测定仪及探头；pH值：WTWi nolab pH level2和NTC30电
极；NO2--N,：N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO3--N,：麝香草酚分光光度法；NH3-N：纳氏试剂分光光度法。
2 结果及分析
2.1 对NH3-N的去除率和NO2--N的积累率
试验期间测得进水平均NH3-N浓度为40.21mg/L，对NH3-N的平均去除率为90.78%，出水中NO2--N,占TN的比例平均
为75.29%。
在前51天，出水中NO2--N,含量占TN的50%以上(平均为87.36%)，维持了稳定的NO2--N积累。第50～53天配制原水
时以Na2CO3代替NaHCO3来提供碱度，使硝化类型发生显著变化，转化为全程硝化反硝化。从第54天开始配制原水
时仍然以NaHCO3提供碱度，又出现了NO2--N,积累现象，但是在其后的试验中NO2--N,积累率不稳定。
2.2 温度的影响
试验启动后未进行温度控制，水温随室温的日变化为(±0.5)℃。在温度为18～25℃的变化区间内反应器NO2--N的
积累比较稳定，说明A/O工艺可实现常温硝化反硝化。
Balmelle等认为在10～20℃时硝化菌属很活跃，无论游离氨(FA)浓度多大，NO2--N的积累率都很低，此条件下温
度对硝化菌活性的影响比FA对其抑制作用大。当温度为20～25℃时硝化反应速率降低而亚硝化反应速率增大。当
温度＞25℃时FA对硝化菌的 抑制作用大于温度的作用，可能因FA的抑制造成NO2--N的积累［1］。此外，由
SHARON工艺机理可知，亚硝化菌在数量上可能形成优势的温度范围为30～36℃［2］，而笔者试验中在18～25℃实
现了短程硝化反硝化并不符合上述文献中的观点。试验 结果表明，即使温度＜25℃，FA、HRT、碱度类型以及反
硝化是否充分等因素也会对硝化菌活性产生影响。
2.3 pH值和FA的影响
在试验前期配制原水时没有补充碱度，原水pH值一般在7.1左右。第23～28天由于室温升高和原水在配水箱内的停
留时间较长，水解酸化比较严重，pH值降到6.48。为了不影响硝化效率，同时更真实地模拟生活污水，配制原水
时投加了NaHCO3，将pH值调至7.00～7.29。在第50～53天改投Na2CO3提供碱度。虽然pH值提高至7.62～8.44，但
是NO2--N积累率锐减，硝化菌的活性迅速恢复、数量增加，造成了硝化类型的转变。第54天后重新投加NaHCO3提
供碱度，在第55天NO2--N积累率上升，但是在其后的试验中NO2--N积累率不稳定，从而实现了向全程硝化类型的
转变。试验结果表明，在较低的pH值下也可能发生短程硝化反硝化，而碱度类型对硝化类型也有影响。
据文献介绍，FA是对NO2--N积累有重要影响的因素之一。一般认为硝化杆菌属比亚硝化单胞菌 属更易受FA的抑制
，而关于FA的抑制浓度的说法不尽相同，一种是FA对硝化菌 的选 择性抑制发生在0.1～10mg/L［3］。试验中短
程硝化反硝化呈比较稳定时期的原水中FA为0.06～1.02mg/L，平均为0.25mg/L。在投加Na2CO3后原水中FA增至
1.31～3.22mg/L，反而没能抑制硝化菌的活性。原水进入反应器后被内循环流量稀释，同时伴随着NH3-N的降解，
反应器中的FA降低。试验结果表明，硝化菌属对外界环境很敏感，即使FA浓度很低(0.06mg/L)也会对其产生抑制
作用，此外FA浓度不会单独成为NO2--N积累的主要影响因素。
2.4DO的影响
Celcen和Gonenc［4］认为在硝化反应阶段当(DO∶FA)＜5时会产生NO2--N的大量积累，因而抑制了NO2--N的生成
，当(DO∶FA)＞5时则不会出现NO2--N。本试验为保证好氧段的泥水混合均匀而采用较大的曝气量，反应器内DO浓
度较高(在好氧段始端DO＞1.5 mg/L)，同时原水的平均FA为0.25mg/L，DO∶FA值较高，故可认为DO不是发生短程
硝化的主要原因。
2.5 反硝化的程度
在试验的第6、11、13、24、28天，在缺氧段末端检测到一定浓度的NO2--N，说明反硝化不彻底。同期监测发现原
水在配水箱中停留时间过长，水解严重而造成COD下降，影响了反硝化效果，造成缺氧段末端和好氧段始端积累较
多的NO2--N，抑制了亚硝化反应，并为硝化菌提供大量的底物。一般在其后第2天出水中NO2--N的积累率下降，说
明这种响是滞后的，而且短期内可以恢复。
此外，反硝化不彻底会造成出水中残余NO2--N浓度较高，这会影响后续消毒效果和消毒剂用量。因此，对于A/O工
艺有必要监测原水的水质、水量变化以判断有机碳源是否充分，并及时调整内循环比来实现比较彻底的反硝化。
2.6HRT的影响
在试验的第23天和35天，出水中NO2--N含量仅占TN的40%左右，这是由于HRT增至12h造成的，说明NO2--N的积累与
HRT相关。因硝化反应存在滞后现象，故控制较短的HRT有助于NO2--N的积累。同时，延时曝气可以减少NO2--N的
积累。试验中A/O工艺的HRT为6～8h，这既可保证NH3-N的充分硝化，又能促进NO2--N的积累。
设计传统脱氮工艺时通常不考虑HRT对硝化类型的影响，认为亚硝化菌在常温下的数量和活性在硝化系统中都不占
优势。如果仅控制HRT且使其值较小，则可能存在NO2--N的积累，但NO2--N的积累率很难达到50%以上。
2.7 污泥浓度和泥龄的影响
试验启动后测得初期反应器内MLSS约为1287mg/L(不排泥)，到第17天的MLSS达到2122mg/L，但随后由于蠕动泵故
障又导致MLSS迅速下降到1014mg/L，之后仍然不排泥，到MLSS浓度达3412g/L时泥龄已达35d以上。由于长期不排
泥，泥龄远远大于常温下亚硝化菌和硝化菌的世代时间，二者在反应器内都可能形成优势菌种。试验阶 段曾出现
过NO2--N积累率的波动，也说明反应器内硝化菌和亚硝化菌长期共存，而发生短程硝化反硝化主要是因为硝化菌
的活性受到抑制，使得硝化反应滞后于亚硝化反应的时间更长，同时控制HRT可使A/O工艺通过短程硝化反硝化途
径实现脱氮。
3 结论
①A/O工艺在常温(18～25℃)下可以发生比较稳定的短程硝化反硝化。
②在pH＜7.5时也可能发生短程硝化反硝化，这对生活污水的处理具有重要意义。
③硝化菌属对外界环境很敏感，即使FA很低(0.06mg/L)也会产生抑制作用，但FA浓度不会单独成为影响亚硝酸盐
积累的主要因素。
④反硝化是否彻底将影响硝化类型。反硝化不完全时硝化类型向全程硝化转化，一旦反硝化比较彻底则可以在短
时间内恢复短程硝化反硝化。
⑤因硝化反应存在滞后现象，故控制较短的HRT有助于NO2--N的积累。同时，延时曝气可以减少NO2--N的积累。
⑥反应器内的泥龄≥35d时硝化菌和亚硝化菌长期共存。发生短程硝化反硝化主要因为硝化菌的活性受到抑制而不
是数量少。
参考文献：
［1］Balmelle B,Nguyen M,Capdeville B,et al.Study of factors controlling nitrite build-up in
biological processes for water nitrification［J］.Wat Sci Tech，1992，26(5-6)：1017-1025.
［2］Hellinga C,Schellen A A J C,Mulder JW,et al.The SHARON process:an innovative method for
nitrogen removal from ammonium-rich waste water［J］.Water Sci Tech，1998,37(9):135-142.
［3］Villaverde S,Garcia P A,Fdz-Polanco F.Influence of pH over nitrifying biofilm activity in
sumerged biofilers［J］.Wat Res，1997,31:1180-1186.
［4］Cecen F，Gonenc I E.Nitrogen removal characteristics of nitrification and denit rification
filters［J］.Wat Sci Tech，1994,29(10-11)：409-416.
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