两段SBR法高效去除有油及脱氮的湘研究

彭永臻，曾薇

　　摘　要：本文介绍了采用两段 SBR法处理有机物和氨氮含量较高的化工废水的试验研究。一段反应器（SBR1）的反应过程处于好氧状态．主要去除大部分有机物。二段反应器（SBR2）先好氧，去除剩余有机物和硝化反应，并且控制硝化反应进程至亚硝酸型硝化结束；然后缺氧反硝化，反硝化以原水作为碳源。试验结果表明：采用两段SBR法处理有机物和氨氮浓度较高的工业废水，增加了二段污泥中硝化菌的含量，使具有不同作用的两大类微生物群体分别在各自的反应器内生存。在进一步降低出水COD的同时，避免高有机负荷对硝化反应的冲击，使碳氮比（C/N）不再成为脱氮系统的影响因素。因此，与单一的SBR法相比，两段SBR法不仅提高处理效率，还能节约能耗及外加碳源的费用。
　　关键词：两段SBR法，亚硝酸型硝化，反硝化

　　SBR艺己广泛应用于工业废水的处理[1]。近年来，以SBR艺为基础，陆续开发和应用了几种新型的SBR工艺。例如，膜法或SBR[2]，二级SBR系统[3]，厌氧SBR[4][5]，三级SBR系统[6]等等。SBR的一个显著特点就是可以在时间上灵活地控制好氧、缺氧和厌氧的环境条件，达到脱氮除磷的目的。因此，对于处理氮、磷浓度较高的废水。SBR已成为理想的工艺[7，8]。本研究将两个普通SBR反应器串联起来，处理有机物与氨氮浓度均较高的工业废水，即能去除有机污染物又能达到脱氮的目的。因此，控制不同的试验条件，研究两段SBR法的特性，为高效处理有机物和氨氮浓度较高的废水提供一定的理论依据。

1．材料和方法

　　试验采用石油化工废水，原废水主要含有乙酸、偏苯三酸及苯酥等多种有机化合物，呈强酸性，处理前调节pH值为6～7。加适量的自来水稀释到不同的COD浓度，并根据试验要求投加NH₄Cl和KH₂PO₄，两段SBR工艺系统由两套相同的SBR串联构成，分别命名为SBR1和SBR2。SBR1处于好氧状态，去除大部分有机物。SBR2以脱氮为主，先好氧硝化，并控制硝化反应至亚硝酸型硝化结束，同时也去除少部分剩余的有机物，进一步降低出水COD浓度。然后缺氧反硝化，反硝化通入原水作为碳源。每套反应器装置如图1所示。反应器高70cm，直径30cm，有效容积38L。采用鼓风曝气，转子流量计调节曝气量控制DO浓度；温控仪和加热器控制水温；在线检测DO、ORP和pH，并根据这些参数的变化情况在一定的时间间隔内取样测定COD、NH₄⁺-N、NO₂^-－W、NO₃^--H和MLSS等指标。

2．试验结果与分析

　　两段SBR系统启动和污泥培养驯化阶段，始终将水温维持在30～32℃，SBR2硝化段的pH值控制在7.0-7.7，此温度与pH值均是亚硝化菌的最佳范围。原水的氨氮在50-100mg/L，COD在500～1000mg／L范围内变化，在线检测DO、ORP和pH。每一周期的硝化反应过程中曝气量恒定，由于在固定氧供给模式下，SBR内的亚硝酸化和硝酸化具有顺序发生的特点，当NH₄⁺-N全部转化为NO₂^--N和部分NO₃⁺-N时，pH值大幅度升高^[9]。根据在线检测的pH值的这一变化特点，及时结束SBR2的硝化过程，进入缺氧反硝化。因此，SBR2的硝化反应并不是设定固定的水力停留时间（HRT），而是根据原水氨氮浓度的变化在线控制反应时间。采取这种控制方法和上述的运行条件，经过一个月的培养，亚硝化菌占绝对优势，SBR2硝化反应结束时NO₃^--N/NOx--N在5％以下，成功的将硝化反应控制在亚硝酸型硝化结束。在后续试验结果的讨论中，由于NO₃^--N的最大浓度只有1-2mg／L，图中没有出示，主要讨论NO₂^-－N变化。
　　试验考察了温度对两段SBR反应器内污泥活性的影响情况，从而找出各自反应器内微生物最适宜的温度条件。在此基础上，变化不同的进水NH₄⁺—N浓度和COD浓度，比较两个反应器内污染物降解情况。
2.1 温度的影响
　　试验配制原水COD浓度为1270mg/L，进入SBR1混合后初始COD浓度为1050mg/L，氨氮浓度为85mg／L，MLSS控制在2000mg/L左右。一般认为微生物降解COD的适宜温度为20℃，因此，SBR1在20℃运行的基础上突然将温度变化到15℃、27℃，COD的降解情况如图2（a）所示。SBR1主要是去除大部分COD，SBR1出水没有检测出亚硝态氮，说明SBR1没有发生硝化反应。在SBR1的反应过程中，氨氮浓度随COD的降低而减少，由于没有发生硝化反应，氨氛浓度的减少主要是用于微生物的同化作用。SBR1的出水进入SBR2，反应初始的氨氮浓度为34mg/L。SBR2的主要作用是硝化、反硝化。一般认为硝化反硝化的适宜温度是30℃，因此，SBR2在30℃运行的基础上，将温度突然变化到20℃、25℃、34℃，MLSS控制在1800mg／L左右，DO充足，氨氮及亚硝态氮的变化情况如图2（b）所示。
从图2(a）中可以看出，当SBR1的温度由20℃进一步提高到27℃时，对COD的降解过程几乎没有影响，反应并没有因为温度的提高而加快。但是，当温度由20℃突然降至15℃时，反应速度明显变慢，COD的比降解速率由8.4kg／（kg.d）降到6.3kg／（kg.d），反应时间延长30min。由此可见，对于去除COD的微生物而言，当温度超过20℃后，微生物的活性已充分发挥，在污泥浓度和进水COD一定的条件下，温度的影响已不明显。在温度低于20℃的范围内，温度成为污泥活性的限制因素，对反应速度的影响较大。因此，SBR1的适宜温度确定为20～25℃。从图2（b）中可以看出，在30℃时，硝化和反硝化所用的时间最短，当温度进一步提高到34℃时，对反应过程几乎没有影响。随着温度从30℃降至25℃、20℃，硝化反硝化的速度也随着逐步降低。由此可见，30℃时硝化菌和反硝化菌的活性最强，SBR2的适宜温度在30℃左右。试验结果表明：两种微生物存在于不同的反应器内并在各自最佳的温度范围内发挥最大作用，因此提高了处理效率。避兔在单一反应器内，温度过高而增加运行费用或温度过低而降低微生物的活性。更重要的是，控制SBR2在30℃左右的条件下运行，可将硝化反应控制在亚硝酸型硝化反应结束。

2.2 进水COD浓度的影响
　　试验中SBR1初始氨氮浓度不变，均为85mg／L，改变初始COD浓度（s）分别为1250mg/L、850mg/L和600mg／L，SBR1和SBR2的污泥浓度分别控制在2000～2300mg／L和3000mg／L左右，DO充足。两个反应器内COD、氨氮和亚硝态氮浓度的变化情况如图3a）、 （b）所示。
　　从图3（a）中可以看出，当初始COD浓度由600mg／L增加到1250mg/L，经SBR1处理后出水的COD浓度仅由120mg/L增加到190mg/L，大约80％的COD都已在SBR1去除。也就是说，SBR1初始COD浓度增加了700mg／L，SBR2进水COD浓度仅增加了70mg／L，对SBR2的硝化反应不会带来冲击和影响。对于硝化反应而言，硝化菌要求的污泥龄较长，大约30天以上。而单一的SBR系统长期在较高的COD浓度下运行，降解COD的异养菌就会快速增殖，抑制硝化菌的生长。与此同时，为保持反应器内一定的污泥浓度，硝化菌会随着剩余污泥排放量的增大而流失，缩短污泥龄，降低硝化反应速度。两段SBR法可有效的避免高COD浓度对硝化反应的冲击，因为大部分COD在SBR1中已被去除。SBR2由于COD浓度低，相对于SBR1而言，污泥增长非常缓慢，污泥龄长，保证了硝化菌较长生长周期的要求。例如，在试验中，当SBRI初始COD为1250mg/L，SBR1反应结束后COD仅剩190mg／L，SBR1的MLSS则由2000mg／L增至2300mg/L。而SBR2的MLSS在这个反应周期结束后仅增长了30mg／L。另有研究指出：当BOD5/TKN=9时，硝化菌仅占污泥的2.9％，当BOD5/TKN＝1时，硝化菌的比例可以提高到21％。由此可见，较低的COD浓度有利于提高污泥中硝化菌的比例，提高硝化反应速度，两段SBR的比硝化反应速度可达到0.2～0.25kg／（kg.d）。
　　图3(b）的试验结果验证了上述分析。

　　图3(b）反映的是SBR2反应过程中COD的变化情况。从图中看出，SBR2可以去除少部分剩余的COD，进一步降低出水COD浓度。这是由于SBR2虽然以脱氮为主，但污泥中占大部分的仍是可以降解COD的异养菌，包括反硝化的异养菌，因此仍能去除少部分COD。结合图3（b）中SBR2的氨氮与亚硝态氮变化情况，发现硝化反应与去除COD同时发生。这是由于SBR2进水的COD浓度较低，硝化菌只有在低COD浓度的条件下，才能在与异养菌的竞争中发挥作用。SBR1初始的COD浓度越低，SBR2进水的氨氮浓度越高，所需的硝化反应
时间越长，反硝化所需碳源也越多。例如，图3(b）中所示，SBK1的初始COD浓度为600mg/L时，SBR2的硝化时间最长，达到140min。三个COD的突增是反硝化开始时注入原水作为碳源，引起COD的增高，但随着反硝化的快速进行，COD也快速下降。对应于SBR1初始COD为600mg／L的曲线，COD的突增出现得最晚，COD增长的幅度也最大，正说明了这个反应过程的硝化时间最长，所需碳源最多。各个反应过程的反硝化都是以原水作为碳源，这样可以节省另投碳源的费用。
　　综合上述分析，在SBR1进水氨氮浓度不变的条件下，COD浓度的增加只会相应的延长SBR1的反应时间，SBR2内的硝化反应时间反而随COD的增加而减少，这是由于在SBR1内，随着进水COD浓度的增加，微生物同化作用消耗的氨氮也增加，使SBR2的进水氨氮浓度降低。
2.3 进水氨氮浓度的影响
　　试验中SBR1初始的COD浓度不变，每个周期都是800～850mg/L，改变初始的氨氮浓度(N）分别为103mg／L、87mg/L、70mg/L。SBR1的污泥浓度控制在2000～2200mg／L左右，SBR2的污泥浓度控制在3000～3100mg／L，DO充足，两个反应器内COD、氨氮、亚硝态氮随时间的变化情况如图4（a）、(b）所示。

　　从图4(a）中可以看出，对于SBR1，在氮充足的情况下，COD的降解速度不受氨氮浓度的影响，三组不同氨氮浓度的进水，COD的降解时间基本相同。由于COD浓度不变，三组试验中SBR1内微生物同化作用消耗的氨氮是相同的，因此SBR1出水的氨氮浓度随进水氨氮浓度的增加而增加。从图4(b）可以看出，SBR2硝化、反硝化的时间随进水氨氛浓度的增加而延长。COD变化在SBR2反应前期基本相同，COD降解与硝化反应同时进行。SBR1进水氨氮浓度越高，SBR2反硝化需要的碳源越多，即COD的峰值越高。由于反硝化需要的时间较短，图4(b）也反映出在碳源充足的条件下，进水氨氮浓度的变化对反硝化时间的影响不是很显著。因此，在原水COD浓度不变，氨氮浓度变化的条件下，对SBR1内的COD降解没有影响，只是相应的改变SBR2硝化反应时间。在进水氨氮浓度较高的情况下，两段SBR可有效的提高硝化反应效率和总反应效率，减少总反应时间。
2.4 进水氨氮与COD冲击负荷的影响
　　将原水氨氮55mg／L，COD550mg／L突然增大到氨氮85mg／L，COD1250mg／L。SBR1和SBR2的污泥浓度分别控制在2000～2100mg／L，3000mg／L左右。
　　图5（a）表明了随进水COD浓度的增加，SBR1的反应时间延长。尽管SBR1进水的COD浓度由550mg/L增加到1250mg／L，氨氮浓度也相应的由55mg／L增加到85mg／L，但是大部分COD在SBR1去除，而且COD浓度越高，SBR1内的异养菌同化作用消耗的氨氮越多，使得SBR1出水的COD和氨氮只在很小的范围内变化。SBR2的COD变化情况如图5(b)所示，两组试验没有明显的差别，因为大部分COD在SBR1内去除，SBR2进水COD几十mg／L的变化不足以对反应过程产生影响。图5(b）也出示了SBR2内的氨氮和亚硝态氮的变化过程，两组试验也没有明显的差别。而单——SBR法在同样的条件下，由于污泥的快速增长而降低硝化菌的比例，总反应时间延长20%。因此，对于两段SBR法，在氨氮与COD浓度同时增大的冲击负荷下，由于大部分COD和部分氨氮在SBR1中去除，可有效的抵制冲击负荷对SBR2硝化反应的干扰。

　　2.2、2.3和2.4均是从不同角度改变原水的碳氮比（C/N：7－15），考察 C／N对两段SBR脱氮系统的影响，因为C/N是影响活性污泥法脱氮系统的主要因素。C/N过高，则降低硝化反应速率，通常要求BOD₅在15－20mg／L以下；C/N过低，则硝化反应时间过长并抑制反硝化做。而两段SBR系统去除COD和脱氮发生在不同的反应器内，C／N不再是硝化反应的制约因素。在任何C/N条件下，氨氮的污泥负荷均可达到0.25kg／（kg·d）。反硝化引入污水作为碳源，原水的C/N也不再是反硝化的制约因素。

3．结论

　　(1）采用两段SBR法处理有机物和氮含量较高的工业废水，可以使两大类具有不同作用的微生物群体存在于不同的反应器内，并在各自最佳的环境条件下生存，可有效的提高处理效率。
　　（2）在SBR1去除大部分COD的基础上，SBR2可以进一步去除剩余的少部分COD，使出水的COD浓度更低。。
　　（3）SBR1去除大部分COD，防止高有机负荷对SBR2内硝化反应的冲击，使C/N不再硝化反应的制约因素。同时，SBR2内较低的COD浓度有利于硝化菌的生长，增加污泥中硝化菌的比例，提高硝化反应速率，减少总反应时间，节省运行费用。
　　（4）控制SBR2内的硝化反应进程至亚硝酸型硝化反应结束，节约能耗。而且反硝化投加原废水作为碳源，提高硝化反应速率并节省另投碳源的费用，降低处理成本。

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