厭氧氨氧化工藝在處理氨氮廢水上具有傳統(tǒng)生物脫氮技術(shù)無法比擬的優(yōu)點，如運行成本低，處理效率高，污泥產(chǎn)量少等。但對于許多中低濃度氨氮廢水，如電鍍廢水，稀土采礦廢水，生活污水目前仍未有穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化工程的報道，中低濃度氨氮廢水實現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化處理的研究，將是推動厭氧氨氧化技術(shù)在相關(guān)行業(yè)應(yīng)用的關(guān)鍵因素。

近年來，許多學(xué)者針對中低氨氮濃度廢水亞硝化開展了大量的研究，采用低溶解氧的運行條件在SBR反應(yīng)器中實現(xiàn)了穩(wěn)定亞硝化。利用沸石吸附—加溫—再生的技術(shù)手段實現(xiàn)了中低濃度氨氮廢水的穩(wěn)定亞硝化。但以上技術(shù)手段存在穩(wěn)定性不足或者操作過于繁瑣難以實現(xiàn)工程應(yīng)用。因此，本研究利用調(diào)節(jié)pH調(diào)控FA為主，輔以臨時升溫的方法成功啟動了中濃度模擬氨氮廢水亞硝化反應(yīng)器，以期推動中低濃度氨氮廢水亞硝化-厭氧氨氧化技術(shù)的工程應(yīng)用。

Unisense微電極的應(yīng)用

應(yīng)用了Unisense的克拉克型氧化亞氮電極測試了序批式反應(yīng)器中的溶液內(nèi)的氧化亞氮測試，其中氧化亞氮微電極的校準(zhǔn)是使用自來水和飽和氧化亞氮氣水中進行兩點校正。使用微電極系統(tǒng)直接測試了反應(yīng)器的氧化亞氮，其檢測到的最小濃度可達0.0132mg/L，該氧化亞氮電極在0.132mg/L-44mg/L濃度范圍內(nèi)是線性的。

實驗結(jié)果

（1）反應(yīng)器啟動。亞硝化反應(yīng)器接種了實驗室培養(yǎng)成熟的硝化污泥后，向反應(yīng)器內(nèi)配置了50mg/L氨氮內(nèi)循環(huán)悶曝3天時間，出水硝氮迅速升高，表現(xiàn)出了良好的硝化活性（圖1），第4天開啟連續(xù)流進水，通過提高進水濃度與縮短停留時間的方法提高硝化負荷。第10天后，進水固定為100mg/L，停留時間固定6h，系統(tǒng)的氨氮去除率也達到了90%，但NAR依然保持30%的范圍浮動，這也說明了，中低氨氮濃度進水情況下普通的硝化反應(yīng)器無法實現(xiàn)亞硝化。

表1高效亞硝化反應(yīng)器不同階段下運行參數(shù)

圖1亞硝化反應(yīng)器啟動階段運行情況

圖2亞硝化反應(yīng)器第二階段運行濃度變化

圖3亞硝化反應(yīng)器第二階段pH與FA濃度變化

（2）pH調(diào)控。已有大量的研究表明，F(xiàn)A在一定濃度下可以實現(xiàn)對于NOB的選擇性抑制，這一方法也被廣泛地應(yīng)用于高濃度氨氮廢水的亞硝化。從FA的計算公式中可以看出，pH與溫度與FA濃度是成正相關(guān)的。第13天起將亞硝化反應(yīng)器的進水pH提高，隨著進水pH從8.20提高至9.60后，NAR逐漸從15%逐漸提高至67%，平均出水亞硝氮濃度為33.6mg/L，平均出水硝氮從65.4mg/L降低至14.1mg/L。第34天進水pH進一步提高至9.90，出水亞硝氮和硝氮幾乎無法檢測出。這一現(xiàn)象的主要原因在于進水pH達到9.90后對于AOB的抑制較大。這也表明，單獨依靠調(diào)控進水pH的手段，雖然能實現(xiàn)對NOB的抑制，但pH超過一定限值后對于AOB的影響過大，使得亞硝化反應(yīng)器難以維持運行。第35天降低進水氨氮濃度與進水pH運行亞硝化反應(yīng)器，經(jīng)過兩周后亞硝化反應(yīng)器的活性基本恢復(fù)，出水氨氮降低至24.8mg/L，但NAR依然只有14%。從抑制期與恢復(fù)期的運行情況可以看出，亞硝化反應(yīng)器在經(jīng)歷嚴重的FA與pH抑制后，NOB的活性與AOB出現(xiàn)了同步抑制與同步恢復(fù)的情況，要想實現(xiàn)亞硝化的前提是實現(xiàn)對NOB的選擇性抑制。

（3）溫度調(diào)控。在高溫條件下更容易實現(xiàn)亞硝化，其主要原因在于高溫條件下AOB與NOB的比生長速率不同。而升溫也能提高系統(tǒng)中游離氨濃度，因此本研究的第三階段將進水pH提高至9.00～9.30后，通過加熱棒使反應(yīng)器水溫維持38℃。

從圖4、圖5可以看出，反應(yīng)器進水pH在9.00～9.50的范圍內(nèi)時，升高反應(yīng)器的溫度在38℃后，反應(yīng)器的NAR開始迅速升高，升溫運行后的第8天NAR就超過了94%實現(xiàn)了亞硝化，出水硝氮也從28.8mg/L降低至2.5mg/L。從FA濃度圖可以看出，由于升高了反應(yīng)器水溫，因此即使pH低于9.50時，進水FA也大于65.0mg/L，平均進水FA濃度為92.6mg/L。對比階段二的運行情況，當(dāng)pH大于9.0時FA濃度才大于90mg/L，因此通過升溫能夠在更低的進水pH條件獲得更高的FA濃度加強對NOB的抑制，既能避免出現(xiàn)AOB抑制情況又可加強NOB抑制作用。

圖4升溫后亞硝化反應(yīng)器運行情況

圖5升溫后亞硝化反應(yīng)器pH與FA濃度變化

整個升溫運行階段，平均出水FA濃度為19.4mg/L也起到了對NOB持續(xù)抑制的作用，加上升溫使AOB比生長速率的提高，在兩周內(nèi)亞硝化反應(yīng)器實現(xiàn)了對NOB淘洗?？紤]到絕大部分的中濃度氨氮廢水水溫都與室溫一致，因此本研究的第四階段取消了加熱。整個第四階段運行超過30天，平均NAR能夠穩(wěn)定在95.6%，反應(yīng)器平均出水硝氮僅為1.5mg/L，平均出水氨氮為48mg/L，平均出水亞硝氮為46mg/L，出水亞硝氮/氨氮約等于1。在第四階段，即使不再升高反應(yīng)器溫度也能實現(xiàn)穩(wěn)定的部分亞硝化，其原因在于升溫運行階段已將NOB完全淘洗出反應(yīng)器，反應(yīng)器中的NOB活性已經(jīng)極其微弱，進出水FA濃度不需要再維持較高的水平，在常溫運行時的進出水FA濃度（52.16mg/L和9.04mg/L）已經(jīng)足夠?qū)⒎磻?yīng)器中殘留的極少數(shù)且活性極弱的NOB實現(xiàn)持續(xù)性地抑制，避免出現(xiàn)常溫運行后NOB處于低FA環(huán)境下活性開始恢復(fù)。本研究通過臨時的升溫與長期的提高進水pH獲得了較穩(wěn)定的部分亞硝化出水，實現(xiàn)了將中濃度氨氮廢水厭氧氨氧化處理的前置條件。本研究實現(xiàn)亞硝化的基礎(chǔ)在于較高的FA濃度，控制氨氮去除率在40%～50%之間時有利于維持出水FA濃度，由于NAR較高，此時出水氨氮與亞硝氮的比例依然能夠維持在1.0～1.3左右，符合厭氧氨氧化反應(yīng)器的進水要求。

結(jié)論

本研究通過升溫與調(diào)節(jié)進水pH的手段實現(xiàn)了中濃度氨氮廢水穩(wěn)定亞硝化處理，在反應(yīng)器水溫調(diào)節(jié)至38℃，進水pH為9.0～9.3的條件下一周內(nèi)啟動了亞硝化（NAR超過90%），升溫狀態(tài)下運行兩周后恢復(fù)常溫，運行30天以上依然能夠?qū)崿F(xiàn)穩(wěn)定亞硝化。本研究實現(xiàn)穩(wěn)定亞硝化的關(guān)鍵在于將反應(yīng)器內(nèi)的FA濃度盡可能地提高，提高進水pH與水溫的策略使得進水FA濃度升高實現(xiàn)了對NOB的抑制，氨氮去除率控制50%左右也提高了反應(yīng)器內(nèi)的FA濃度加強了對生物膜內(nèi)NOB的持續(xù)抑制。在升溫運行的兩周內(nèi)通過FA的抑制成功將NOB淘洗出反應(yīng)器，因此解除高溫條件后依然能夠維持穩(wěn)定亞硝化。