Influence of pH and Alkaline Substances on Shortcut Nitrification
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摘要:
为了探究污水生物处理短程硝化过程中最佳pH值范围及适宜的碱性物质，采用序批式活性污泥法（SBR）研究模拟污水不同pH值及碱性物质对短程硝化的影响.结果表明，短程硝化反应的最适pH值为8.0，当pH值低于6.6时，短程硝化反应几乎停止.调节反应器初始pH值为8.0时，添加氢氧化物和碳酸类物质的反应器因pH值下降速度快而先后停止反应.KHCO3的酸碱缓冲能力最强，pH值降低最慢，短程硝化速率最快，平均亚硝积累速率达0.155 g/（g·d）（以可挥发性固体计算）.通过添加不同碱性物质维持反应过程恒定pH=8.0时，KHCO3调节的反应器反应速率最快，最适合短程硝化反应.因此，在工程应用中，从可行高效等方面考虑，建议选择用KHCO3调节至pH=8.0促进短程硝化反应的进行.
Abstract:The effect of pH on shortcut nitrification is not uniform and the effect of different alkaline substances on shortcut nitrification has not been reported so far. The influence of pH and alkaline substances on shortcut nitrification was studied in sequencing batch reactors (SBR) fed with artificial wastewater. The test showed that the best pH for shortcut nitrification was 8.0 and shortcut nitrification almost stopped when the pH was less than 6.6. When the initial pH was 8.0 regulated by adding different alkaline substances, the reactor regulated by hydroxide and Na2CO3 stopped reacting due to pH reducing. The acid buffer action of KHCO3 was the strongest among them. Therefore, the pH of the reactor regulated by KHCO3 reduced most slowly, thus the rate of shortcut nitrification reaction increased. The average of nitrate accumulation rate was 0.155 g/(g·d). When the pH was 8.0 in the whole process of reactions regulated by adding different alkaline substances appropriately, the KHCO3 was the most suitable substrates. The results indicate that it is necessary to maintain the pH greater than 6.6 by adding KHCO3 both in the engineering application feasibility and efficiency considered.
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Keywords:
- shortcut nitrification /
- pH /
- alkaline substances /
- NO2--N accumulation rate
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由于污水中氮引起的水体富营养化日趋严重，我国对污水处理厂出水中氮的排放浓度做了严格限制[1].近年来国内外学者提出的短程硝化-反硝化生物脱氮技术作为一种新的方法颇受人们的重视[2].该工艺在硝化阶段将氨氮(NH4+-N)氧化为亚硝态氮(NO2--N)，可以节省约25%的曝气量，且在反硝化阶段可以节省40%的有机碳源，解决传统硝化反硝化过程运行费用高、剩余污泥量大的问题[3]，且节约占地面积[4-7].同时亚硝态氮的反硝化速率通常比硝态氮的高，反应历程较快[8].
短程硝化反硝化工艺受多种因素的影响，其中pH值在启动及运行时起到关键性作用[9-11].但是，氨氧化细菌(AOB)最适pH值尚无定论，且调节pH值所用的碱性物质也存有差异：闫立龙等[12]使用体积比1:1的H2SO4和浓度为0.5mol/L的NaOH溶液调节进水pH，考察pH值对各形态氮转化及短程硝化效果的影响；陈建伟等[13]、孙晓杰等[14]则通过Na2CO3控制短程硝化反应过程；李凌云等[15]投加NaHCO3溶液，实现了短程硝化颗粒污泥的培养.由此可见，不同的碱性物质，如NaOH、Na2CO3、NaHCO3等，均可以用来调节短程硝化过程中的pH值，但不同碱性物质对AOB的影响至今尚未见研究.
因此，本试验首先研究了短程硝化稳定运行的生物脱氮污泥最佳pH值，然后采用不同的碱性物质调节pH值至最佳，探究不同碱性物质对短程硝化的影响，使得试验结果对工程应用有参考价值.
1. 试验材料和方法
1.1 试验用水与接种污泥
本试验采用人工模拟废水进行批次试验，进水NH4+-N质量浓度100mg/L，微量元素质量浓度0.575mg/L(微量元素配方[16]为FeCl3·6H2O，1500mg/L; H3BO3, 150mg/L; CuSO4·5H2O, 30mg/L; KI, 180mg/L; MnCl2·4H2O, 120mg/L).接种污泥取自本试验室中试已稳定运行60d以上的短程硝化反硝化SBR反应器排放的剩余污泥，反应器有效体积6.28m3，排水比40%，污泥龄78.5d，运行方式为：进水、厌氧搅拌(3h)、曝气(3~4h)、投加外碳源、缺氧搅拌(1.5h)、沉淀(0.5h)、排水，曝气后亚硝积累率在90%以上.在试验开始前，对接种污泥进行清洗，确保污泥初始状态的一致性.
1.2 试验装置与运行
批次试验装置为如图 1所示的SBR反应器.该反应器由有机玻璃制成，有效容积为1L.反应器启动时，通过添加接种污泥和人工模拟污水，使反应器内的污泥质量浓度为(3000±50) mg/L.反应器的运行方式为：瞬间进水，添加碱性物质调节pH值，开启磁力搅拌器及曝气泵进行短程硝化，关闭磁力搅拌器及曝气泵，反应结束.试验中，每隔30min取1次样.整套装置以曝气砂头作为微孔曝气器，并以转子流量计控制曝气量为300mL/min；以磁力搅拌器进行搅拌，通过搅拌调节按钮控制搅拌子转速为400r/min.
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图 1 SBR示意图1—曝气泵；2—流量计；2.1—曝气头；3—磁力搅拌器；3.1—转子；4—反应器；4.1—排水阀；5—pH/DO测定仪；5.1—pH探头；5.2—DO探头.Figure 1. Schematic diagram of SBR试验设计具体见表 1.批次1用于测定短程污泥的最适pH值，总设6个反应器，反应开始前用NaHCO3调节各反应器的初始pH值.通过对批次1试验的分析，选定pH=8.0进行批次2、3试验.批次2、3试验用于探究不同碱性物质对短程硝化的影响，区别在于：批次2的初始pH值为8.0，反应过程中不再添加碱性物质；批次3不断添加碱性物质，维持反应过程中pH恒定为8.0.
表 1 批次试验条件Table 1. Experimental conditions applied in batch tests批次 反应器编号 pH条件 碱性物质 1 1-1# 初始9.0 NaHCO3 1-2# 初始8.5 NaHCO3 1-3# 初始8.0 NaHCO3 1-4# 初始7.5 NaHCO3 1-5# 初始7.0 NaHCO3 1-6# 空白 2 2-1# 初始8.0 NaOH 2-2# 初始8.0 KOH 2-3# 初始8.0 Na2CO3 2-4# 初始8.0 NaHCO3 2-5# 初始8.0 KHCO3 2-6# 空白 3 3-1# 恒定8.0 NaOH 3-2# 恒定8.0 KOH 3-3# 恒定8.0 Na2CO3 3-4# 恒定8.0 NaHCO3 3-5# 恒定8.0 KHCO3 3-6# 空白 1.3 分析方法
COD、MLSS、MLVSS等指标采用标准方法[17]测定，水样采用0.45μm中速滤纸过滤，NH4+-N、NO2--N、NO3--N采用美国LACHAT公司QuikChem8500 Series 2流动注射全自动分析仪测定；pH采用德国便携式多功能pH/DO测定仪监测(WTW，Multi 340i).
2. 试验结果与分析
2.1 不同pH条件对短程硝化的影响
2.1.1 短程硝化反应停止时pH值
如图 2所示，在反应开始的0.1h之内，1-1#~1-6#反应器NH4+-N质量浓度均发生明显下降，且初始pH值越大，下降幅度越大.这主要有3方面原因：1) 在用NaHCO3溶液调节反应器初始pH值时，NaHCO3溶液对原始NH4+-N造成稀释，因此pH值越大时，稀释作用越大，NH4+-N质量浓度下降幅度越大. 2) 微生物的吸附作用.空白试验没有添加NaHCO3溶液，但是pH值也发生了下降.这是因为调节反应器初始pH时进行了厌氧搅拌，活性污泥对NH4+-N形成短时吸附，在后续的反应过程中不断释放出来. 3) 游离氨(FA)的少部分吹脱.空白反应器1-6#在6.5h内NH4+-N质量浓度为(98±2) mg/L，基本维持不变，短程硝化反应无法进行，说明空白反应器无碱性物质残留.
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图 2 不同初始pH条件下，NH4+-N质量浓度随时间变化Figure 2. Variation of NH4+-N concentration in different initial conditions由图 2、3可以看出，当初始pH值不同时，NH4+-N降解情况不同. pH=7.5时，NH4+-N质量浓度在前3h内有所下降，由100mg/L下降至67mg/L，NO2--N质量浓度也呈现上升趋势，在3h内积累质量浓度达到24mg/L，但随后不再进行短程硝化；pH=7.0时，NH4+-N降解的趋势同pH=7.5保持一致，但有效降解时间则更短，只持续了2h，终出水NH4+-N质量浓度为84mg/L，NO2--N质量浓度为9mg/L.
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图 3 不同pH条件下，NO2--N质量浓度随时间变化Figure 3. Variation of NO2--N concentration in different initial conditions分析原因，短程硝化反应受到多种因素的影响，如底物浓度、NO2--N积累浓度、FA浓度、pH值等.使用公式[18]
$$ \rho \left( \text{FA} \right)=\frac{\rho (\text{NH}_{4}^{+}-\text{N})\times {{10}^{\text{pH}}}}{\text{exp}[6334/(237+\theta )]+{{10}^{\text{pH}}}} $$ 计算反应器的FA质量浓度，反应器1-4#、1-5#的FA质量浓度、pH值分别如图 4(a)(b)所示.一般认为FA对AOB的抑制质量浓度为10~150mg/L[18-19].由图 4可以看出，在整个反应过程中，FA质量浓度均低于2.5mg/L，远低于抑制AOB的最小质量浓度，因此可以排除FA的影响.所以，反应器1-4#、1-5#前后出现NH4+-N降解停止的现象，可以认为随着反应进行，短程硝化耗碱产酸，pH值不断下降，使得AOB的活性完全受到抑制.反应器1-4#、1-5#停止反应时，pH值分别为6.50、6.45，空白试验反应器1-6#的pH值始终低于6.60.这说明，当pH≤6.60后，NH4+-N质量浓度基本维持不变，短程反应几乎停止. Hankison等[20]研究表明，AOB生长和活性随pH值的减少而降低，如果pH值降到6以下，可能对硝化细菌造成直接的伤害[21].本文之所以结论与其他研究者不同，可能是采用的短程硝化细菌存在差异.因此，无论是在试验还是在工程中，维持短程硝化的必要条件是使pH>6.60.
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图 4 pH为7.5和7.0时，反应器FA质量浓度及pH值的变化Figure 4. Variation of FA concentration and pH when initial pH is 7.5 and 7.02.1.2 短程硝化最适pH值
对pH=8.0, 8.5, 9.0情况下NH4+-N、NO2--N质量浓度随时间变化进行线性拟合，结果如表 2所示(由于N2O的生成[18, 22]、测量误差等，使得氨氮浓度降解速率与亚硝酸盐、硝酸盐生成速率之和不相等).分析表 2，在pH=9.0、8.5、8.0的条件下，NH4+-N降解速率为pH=8.5>pH=8.0>pH= 9.0，NO2--N积累速率为pH=8.0>pH=8.5>pH=9.0，三者中pH=9.0时短程速率最慢，平均NO2--N积累速率(NO2--N accumulation rate，NAR，为取样点前后0.5h NO2--N质量浓度之差)为5.56mg/(L·h).从图 5可知，初始pH=9.0的反应器1-1#在反应过程中pH值基本不变，FA质量浓度最高时为t=0.5h的30mg/L，反应结束时FA质量浓度最低，为15.4mg/L，反应过程始终处于FA对AOB的抑制浓度，因此NH4+-N降解速率、NO2--N积累速率都较低；反应器1-2#、1-3# AOB活性较高，平均NO2--N积累速率分别为10.70mg/(L·h)和9.47mg/(L·h)，主要原因是在较低pH值下，反应器1-2#从2h开始，FA < 10mg/L，反应器1-3#则始终低于最低抑制浓度，AOB在适宜的环境下生长更快[23].因此，从反应速率来看，过高的pH值(9.0) 不仅浪费碱性物质，还会导致FA浓度达到AOB的抑制范围，从而使得短程硝化反应速率降低.
表 2 pH=9.0，8.5，8.0时，反应器NH4+-N、NO2--N质量浓度与时间的线性拟合情况Table 2. Linear fitting for the NH4+-N and NO2--N concentration over time物质 pH=9.0 pH=8.5 pH=8.0 NH4+-N 公式 y = -2.5611x + 68.631 y = -5.3398x + 80.265 y = -4.9213x + 85.812 R2 0.9708 0.9944 0.9903 NO2--N 公式 y= 2.7810x -2.5361 y= 5.4167x -7.2188 y = 5.5608x -6.1839 R2 0.9957 0.9980 0.9956 ![]()
图 5 pH为9.0、8.5、8.0时反应器pH、FA质量浓度随时间变化Figure 5. Variation of FA concentration and pH when initial pH is 9.0, 8.5 and 8.0如图 2所示，反应器1-2#的NH4+-N降解率(已经降解的NH4+-N质量浓度与初始NH4+-N质量浓度的比值)(88%)>反应器1-3#的NH4+-N降解率(70%)，但NO2--N积累速率却相反.原因在于，虽然本次试验选用的是已经驯化的短程污泥，但不可避免会有硝化细菌(NOB)的存在，图 6中，反应器1-2#的NO3--N质量浓度值始终大于1-3#.因此出现这种现象的可能原因是，在反应器1-2#中，由于曝气量、pH、FA等的综合影响，NOB的活性有所恢复，使得短程积累的NO2--N向NO3--N转变.
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图 6 pH为8.0和8.5时，反应器NO3--N质量浓度随时间的变化Figure 6. Variation of NO3--N concentration when initial pH is 8.0 and 8.5从反应速率、反应进度两方面综合分析，本次试验的最适合pH值为8.0.遇光禄等[24]采用垃圾渗滤液作为进水，在pH为7.0时得到最大亚硝积累率；闫立龙等[12]用养猪废水进行短程硝化试验，结果表明进水pH值控制在9.0~9.5时氨氮去除率可达90. 95%~94. 92%；高大文等[25]研究豆腐加工场排放的黄泔水时发现，短程硝化反应器内混合液初始pH提高至7.8时，结合排泥能有效地获得短程硝化反硝化脱氮过程；史舟[26]认为养猪场发酵液稀释废水实现半亚硝化出水最适进水值范围为8.3~8.5；Tokutomi[27]认为pH值大于8.0是实现亚硝态氮积累的关键参数；傅金祥等[28]、Capdeville等[29]认为，适合于亚硝化菌生长的最佳pH为8.5左右，本文结论与其不同，可能原因是不同的研究者所用的进水、短程污泥的培养驯化方式、试验运行条件等存在差异.
2.2 不同碱性物质对短程硝化的影响
2.2.1 初始pH=8.0时碱性物质对短程硝化的影响
试验开始前，各反应器用相应碱性物质调节初始pH=8.0，过程中不再添加任何物质.图 7为5种物质对短程的影响.从中可以看出，反应器2-1#、2-2#、2-3#在反应开始2.5h后便停止反应，结合图 8可知，三者pH变化相近，在时间t=2.5h时，pH已经接近6.6.在进行短程的2.5h内，整体上前3种物质的反应速率(v)为：v(NaOH)=v(KOH) < v(Na2CO3)，这说明Na2CO3比NaOH、KOH更加适合AOB，在pH变化相同时，Na2CO3的反应速率较高，这可能是因为CO32-、OH-均是AOB的间接利用底物，但CO32-更接近于直接利用底物；而反应器2-4#、2-5#的pH值下降缓慢，反应器2-5# pH值在t=5.5h时仍然大于7.0，这说明，3类物质中，氢氧化物和碳酸类物质的酸碱缓冲作用最弱，pH值下降速度最快；碳酸氢根类物质较其他2类物质具有更好的酸碱缓冲作用，能维持较长的反应时间.
碳酸氢根类物质在反应过程中表现出不同的状态，当t=5.0h时，反应器2-5# NH4+-N质量浓度(16.22mg/L)低于2-4#(35.33mg/L)，而NO2--N质量浓度高出20.00mg/L.结合图 7、8可知，在反应开始2h前，二者NH4+-N、NO2--N质量浓度及NO2--N积累速率都基本相等，但反应器2-5#的pH值一直大于2-4#.从2h后，反应器2-5#的NH4+-N降解速率、NO2--N的积累速率均大于2-4#，尤其在2~3h，二者之间的差距越来越大，NO2--N积累速率差值从1mg/(L·h)迅速增大到7mg/(L·h).当t>3h后，二者NO2--N积累速率的差值稳定在(6±0.7) mg/(L·h).分析原因，从图 8可以看出，KHCO3比NaHCO3更具有酸碱中和性，在前2h内，降解相同质量浓度的NH4+-N，但反应器2-5#的pH值更高，在2h时积累的pH差值直接导致AOB活性出现差异，因此在2~5h内KHCO3的反应速率较快，这导致了反应器2-5#的平均亚硝积累速率[0.155g/(g·d)]大于2-4# [0.109g/(g·d)].
当用不同碱性物质调节反应器初始pH值时，整体上的5种物质的反应速率为v(NaOH)=v(KOH) < v(Na2CO3) < v(NaHCO3) < v(KHCO3)，其原因有3点: 1) NaOH、KOH、Na2CO3三者pH值一直较低且不断下降至6.6；2) Na2CO3比NaOH、KOH更加适合AOB；3) KHCO3酸碱缓冲作用最强，能保证在6.5h内反应器pH值高于7.0.因此在选择碱性物质进行初始pH值调控时，KHCO3因其最强的缓冲作用而成为首要选择.
2.2.2 恒定pH=8.0时碱性物质对短程硝化的影响
为了考察相同pH条件下3类物质对短程硝化的影响，试验在(25±0.5)℃条件下不断添加碱性物质以维持pH值为8.0，反应器内各物质质量浓度变化具体如图 9所示.当维持pH=8.0后，3类物质的反应速率存在差别，对各物质质量浓度随时间变化进行线性拟合，结果如表 3所示.结合图 9和表 3可知：K+、Na+存在对短程造成了不同的影响：反应器3-1#的NH4+-N降解、NO2--N积累速率均低于3-2#，反应器3-4#均低于3-5#.这说明，Na+、K+是短程硝化的影响因素，这可能与微生物细胞内外的钠钾盐平衡有关，外界K+质量浓度持续较高时有利于AOB的生长，而Na+相反，因此NaOH、NaHCO3的NO2--N积累速率低于KOH和KHCO3.
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图 9 5种碱类调节恒定pH为8.0时的三氮变化Figure 9. Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration when different alkaline matter maintains constant pH表 3 不同碱性物质维持恒定pH=8.0时，三氮质量浓度与时间的线性拟合情况Table 3. Linear fitting for the NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration over time when different alkaline matter maintains a constant pH碱性物质 NH4+-N质量浓度与时间拟合 NO2--N质量浓度与时间拟合 NO3--N质量浓度与时间拟合 公式 R2 公式 R2 公式 R2 NaOH y=-4.3015x+107.78 0.9692 y=3.7159x+1.6984 0.9960 y=0.6419x+0.5896 0.9822 KOH y=-4.9615x+103.24 0.9875 y=3.7913x+2.6247 0.9947 y=0.8478x+0.0093 0.9798 Na2CO3 y=-5.7122x+103.19 0.9680 y=5.5264x+0.8952 0.9947 y=0.7798x+1.3945 0.9297 KHCO3 y=-6.0098x+107.43 0.9815 y=5.6873x+1.0612 0.9935 y=0.5212x+2.0231 0.9272 NaHCO3 y=-5.1137x+103.24 0.9492 y=5.1404x+1.5681 0.9951 y=0.6337x+1.3077 0.9048 整体而言，不断添加3类物质可以促进短程硝化的反应进程，在0~6.5h内，各反应器均没有停止反应.但从反应速率来看，NH4+-N降解速率、NO2--N的积累速率平均为v(KHCO3)>v(Na2CO3)>v(NaHCO3)>v(KOH)>v(NaOH), 而NO3--N的积累速率为：v(Na2CO3)>v(KOH)>v(NaOH)>v(NaHCO3)>v(KHCO3). 5种物质中，Na2CO3虽然短程硝化速率较快，但其向全程硝化转化的可能性较大，且由反应器2-3#看出，用Na2CO3调节pH值时pH值下降快，维持pH=8.0时Na2CO3不仅用量大，经济性不高，且操作频繁，可行性不高；KHCO3调控的反应器短程硝化速率最快，且其对NOB的生长为最不利因素.因此，为了长时间稳定运行短程硝化，KHCO3为最适合的pH调节物质；氢氧化物质调控的反应器短程速率最慢且最容易发生全程硝化.
分析原因，5个反应器pH值相同，结果却存在差异，说明3类物质对AOB的作用不同.氢氧化物质短程速率最慢，碳酸氢根类最快，可能的原因是OH-无法直接被AOB利用，而HCO3-是短程硝化细菌的直接利用底物[30-31].空气中的CO2在NaOH溶液中既存在气液相平衡，又参与化学反应，存在化学平衡
$$ \text{C}{{\text{O}}_{\text{2}}}\text{+O}{{\text{H}}^{-}}\Leftrightarrow \text{HCO}_{3}^{-} $$ (1) 在常温常压下，反应式(1) 的平衡常数保持不变，因此反应器中存在质量浓度不变的HCO3-，这也保证了3-1#和3-2#反应器能持续反应.可以推断出结论：添加NaOH、KOH的作用一方面是维持最佳pH值，另一方面是为了与空气中的CO2发生化学反应生成HCO3-以供AOB利用.这也解释了为什么在批次2中，反应器2-3#比2-1#、2-2#速率更快，因为CO32-比OH-更接近AOB的直接利用底物，在水中会发生水解
$$ \text{CO}_{3}^{2-}\text{+}{{\text{H}}_{\text{2}}}\text{O}\Leftrightarrow \text{HCO}_{3}^{-}\text{+O}{{\text{H}}^{-}} $$ (2) 在pH不断降低的条件下CO32-水解速率比OH-的化学反应速率快，导致反应器2-3#的NH4+-N降解速率、NO2--N的积累速率均大于2-1#、2-2#.
短程硝化反应过程耗碱产酸，因此需要添加碱性物质.从本试验的结果可以看出，添加碱性物质的作用是双重的：1) 维持pH> 6.6，此时AOB的活性较高；2) 为AOB提供HCO3-, 不同的碱性物质生成HCO3-的途径不同，碳酸类物质通过水解产生，而氢氧化类物质则通过与空气中的CO2发生化学反应生成.
3. 结论
1) 短程硝化的最适宜pH为8.0；当pH值低于6.6时，短程反应几乎停止，无法将NH4+-N转化为NO2--N.
2) 用不同碱性物质调节初始pH=8.0时，KHCO3的酸碱缓冲作用最强，pH值下降最慢，其短程硝化速率最快，平均亚硝积累速率达0.155g/(g·d)；Na2CO3与NaOH、KOH的pH值变化相似，但Na2CO3更适合AOB的生长.
3) 用不同碱性物质调节反应器pH值恒定为8.0时，Na+、K+对AOB存在不同的影响，K+更适合于短程硝化；同时，KHCO3为最适宜的选择，其短程硝化速率最快，且向全程转化的可能性最小；氢氧化物质短程反应速率最慢.
4) 无论是调节初始pH值还是维持恒定pH值，KHCO3均为最佳碱性物质.因此，在工程应用中，可以用KHCO3调节短程硝化生物脱氮过程的pH值，且在反应过程中保证pH>6.6.
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图 1 SBR示意图
1—曝气泵；2—流量计；2.1—曝气头；3—磁力搅拌器；3.1—转子；4—反应器；4.1—排水阀；5—pH/DO测定仪；5.1—pH探头；5.2—DO探头.
Figure 1. Schematic diagram of SBR
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图 2 不同初始pH条件下，NH4+-N质量浓度随时间变化
Figure 2. Variation of NH4+-N concentration in different initial conditions
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图 3 不同pH条件下，NO2--N质量浓度随时间变化
Figure 3. Variation of NO2--N concentration in different initial conditions
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图 4 pH为7.5和7.0时，反应器FA质量浓度及pH值的变化
Figure 4. Variation of FA concentration and pH when initial pH is 7.5 and 7.0
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图 5 pH为9.0、8.5、8.0时反应器pH、FA质量浓度随时间变化
Figure 5. Variation of FA concentration and pH when initial pH is 9.0, 8.5 and 8.0
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图 6 pH为8.0和8.5时，反应器NO3--N质量浓度随时间的变化
Figure 6. Variation of NO3--N concentration when initial pH is 8.0 and 8.5
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图 9 5种碱类调节恒定pH为8.0时的三氮变化
Figure 9. Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration when different alkaline matter maintains constant pH
表 1 批次试验条件
Table 1 Experimental conditions applied in batch tests
批次 反应器编号 pH条件 碱性物质 1 1-1# 初始9.0 NaHCO3 1-2# 初始8.5 NaHCO3 1-3# 初始8.0 NaHCO3 1-4# 初始7.5 NaHCO3 1-5# 初始7.0 NaHCO3 1-6# 空白 2 2-1# 初始8.0 NaOH 2-2# 初始8.0 KOH 2-3# 初始8.0 Na2CO3 2-4# 初始8.0 NaHCO3 2-5# 初始8.0 KHCO3 2-6# 空白 3 3-1# 恒定8.0 NaOH 3-2# 恒定8.0 KOH 3-3# 恒定8.0 Na2CO3 3-4# 恒定8.0 NaHCO3 3-5# 恒定8.0 KHCO3 3-6# 空白 
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表 2 pH=9.0，8.5，8.0时，反应器NH4+-N、NO2--N质量浓度与时间的线性拟合情况
Table 2 Linear fitting for the NH4+-N and NO2--N concentration over time
物质 pH=9.0 pH=8.5 pH=8.0 NH4+-N 公式 y = -2.5611x + 68.631 y = -5.3398x + 80.265 y = -4.9213x + 85.812 R2 0.9708 0.9944 0.9903 NO2--N 公式 y= 2.7810x -2.5361 y= 5.4167x -7.2188 y = 5.5608x -6.1839 R2 0.9957 0.9980 0.9956
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表 3 不同碱性物质维持恒定pH=8.0时，三氮质量浓度与时间的线性拟合情况
Table 3 Linear fitting for the NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration over time when different alkaline matter maintains a constant pH
碱性物质 NH4+-N质量浓度与时间拟合 NO2--N质量浓度与时间拟合 NO3--N质量浓度与时间拟合 公式 R2 公式 R2 公式 R2 NaOH y=-4.3015x+107.78 0.9692 y=3.7159x+1.6984 0.9960 y=0.6419x+0.5896 0.9822 KOH y=-4.9615x+103.24 0.9875 y=3.7913x+2.6247 0.9947 y=0.8478x+0.0093 0.9798 Na2CO3 y=-5.7122x+103.19 0.9680 y=5.5264x+0.8952 0.9947 y=0.7798x+1.3945 0.9297 KHCO3 y=-6.0098x+107.43 0.9815 y=5.6873x+1.0612 0.9935 y=0.5212x+2.0231 0.9272 NaHCO3 y=-5.1137x+103.24 0.9492 y=5.1404x+1.5681 0.9951 y=0.6337x+1.3077 0.9048
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[1] 马斌, 委燕, 王淑莹, 等.基于FNA处理污泥实现城市污水部分短程硝化[J].化工学报, 2015 (12): 5054-5059. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HGSZ201512044.htm MA B, WEI Y, WANG S Y, et al. Achieving partial nitritation in sewage treatment system based on treating activated sludge by FNA[J]. Journal of Chemical Industry and Engineering(China), 2015(12): 5054-5059. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HGSZ201512044.htm
[2] 刘秀红, 王淑莹, 高大文, 等.短程硝化的实现、维持与过程控制的研究现状[J].环境污染治理技术与设备, 2004, 5(12): 7-10. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HJJZ200412001.htm LIU X H, WANG S Y, GAO D W, et al. On-line monitoring of DO, ORP and pH to achieve and maintain shortcut nitrification and denitrification[J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2004, 5(12): 7-10. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HJJZ200412001.htm
[3] BERNAT N. Nitrification at low oxygen concentration in biofilm reactor[J]. Journal of Environmental Engineering, 2001, 127(3): 266-271. doi: 10.1061/(ASCE)0733-9372(2001)127:3(266)
[4] POLLICE A, TANDOIV, LESTINGI C. Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation to nitrite and nitrate[J]. Water Research, 2002, 36(10): 2541-2546. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00468-7
[5] RUIZ G, JEISON D, CHAMY R. Nitrification with high nitrite accumulation for the treatment of wastewater with high ammonia concentration[J]. Water Research, 2003, 37(6): 1371-1377. doi: 10.1016/S0043-1354(02)00475-X
[6] CARTA F, BEUN J J, LOOSDRECHT M C M V, et al. Simultaneous storage and degradation of phb and glycogen in activated sludge cultures[J]. Water Research, 2001, 35(11): 2693-2701. doi: 10.1016/S0043-1354(00)00563-7
[7] KIM D J, KIM S H. Effect of nitrite concentration on the distribution and competition of nitrite-oxidizing bacteria in nitratation reactor systems and their kinetic characteristics. Water Res[J]. Water Research, 2006, 40(5): 887-894. doi: 10.1016/j.watres.2005.12.023
[8] CHUNG J, BAE W. Nitrite reduction by a mixed culture under conditions relevant to shortcut biological nitrogen removal[J]. Biodegradation, 2002, 13(3): 163-170. doi: 10.1023/A:1020896412365
[9] 高景峰, 彭永臻, 王淑莹.温度对亚硝酸型硝化/反硝化的影响[J].高技术通讯, 2002, 12(12): 88-93. doi: 10.3321/j.issn:1002-0470.2002.12.019 GAO J F, PENG Y Z, WANG S Y. Effect of temperature on shortcut nitrification and denitrification [J]. High Technology Letters, 2002, 12(12): 88-93. (in Chinese) doi: 10.3321/j.issn:1002-0470.2002.12.019
[10] 王淑莹, 李论, 李凌云, 等.快速启动短程硝化过程起始pH值对亚硝酸盐积累的影响[J].北京工业大学学报, 2011(7): 1067-1072. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-BJGD201107018.htm WANG S Y, LI L, LI L Y, et al. Effect of initial pH on nitrite accumulation when start nitrification process quick[J]. Journal of Beijing University of Technology, 2011(7): 1067-1072. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-BJGD201107018.htm
[11] 谢新立, 王欣.短程硝化反硝化生物脱氮的影响因素分析[J].工业用水与废水, 2011, 42(2): 11-13, 50. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HGGS201102004.htm XIE X L, WANG X. Analysis of influencing factors of shortcut nitrification-denitrification biological nitrogen removal technique[J]. Industrial Water & Wastewater, 2011, 42(2): 11-13, 50. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HGGS201102004.htm
[12] 闫立龙, 张颖, 李传举, 等. pH值对猪场养殖废水常温短程硝化特性的影响[J].农业机械学报, 2011, 42(10): 181-185, 66. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-NYJX201110037.htm YAN L L, ZHANG Y, LI C J, et al. Effect of pH value on characteristics of shortcut nitrification for swine wastewater treatment under normal temperature[J]. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2011, 42(10): 181-185, 66. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-NYJX201110037.htm
[13] 陈建伟, 郑平, 陈小光, 等.短程硝化过程碱度变化规律与控制对策研究[J].中国给水排水, 2011, 27(21): 105-108. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-GSPS201121032.htm CHEN J W, ZHENG P, CHEN X G, et al. Study on change and control of alkalinity in SHARON process[J]. China Water & Wastewater, 2011, 27(21): 105-108. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-GSPS201121032.htm
[14] 孙晓杰, 唐国斌, 陈伟胜, 等. pH值对城市生活污水短程硝化的影响[J].华北水利水电学院学报, 2009, 30(6): 95-98. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HBSL200906027.htm SUN X J, TANG G B, CHEN W S, et al. Effect of pH value on short-cut nitrification of municipal wastewater[J]. Journal of North China Institute of Water Conservancy, 2009, 30(6): 95-98. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HBSL200906027.htm
[15] 李凌云, 彭永臻, 吴蕾, 等.短程硝化颗粒污泥的培养与特性分析[J].土木建筑与环境工程, 2010, 32(3): 119-123. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JIAN201003021.htm LI L Y, PENG Y Z, WU L, et al. Cultivation and characteristics analysis of nitrifying granules in sequencing batch reactor[J]. Journal of Civil, Architectural & Environmental Engineering, 2010, 32(3): 119-123. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-JIAN201003021.htm
[16] WEI Y, WANG S Y, MA B, et al. The effect of poly-β-hydroxyalkanoates degradation rate on nitrous oxide production in a denitrifying phosphorus removal system[J]. Bioresource Technology, 2014, 170(3): 175-182.
[17] RICE E W. Standard methods for the examination of water and wastewater 2012[M]. [S.l.]: Amer Public Health Assn, 2012.
[18] ANTHONISEN A C, SRINATH E G. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous-acid[J]. Journal of Water Pollution Control Federation, 1976, 48(5): 835-852.
[19] CHANTAL F, DOMINIQUE T, JEROME Y, et al. Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant[J]. Journal of Biotechnology, 2002, 99(3): 295-306. doi: 10.1016/S0168-1656(02)00220-1
[20] HANKINSON T R, SCHMIDT E L. An acidophilic and a neutrophilic nitrobacter strain isolated from the numerically predominant nitrite-oxidizing population of an acid forest soil[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1988, 54(6): 1536-1540.
[21] ALLEMAN J E, KERAMIDA V, PANTEA-KISER L. Light inducednitrosomonas inhibition[J]. Water Research, 1987, 21(4): 499-501. doi: 10.1016/0043-1354(87)90199-0
[22] 李鹏章, 王淑莹, 彭永臻, 等. COD/N与pH值对短程硝化反硝化过程中N2O产生的影响[J].中国环境科学, 2014, 34(8): 2003-2009. LI P Z, WANG S Y, PENG Y Z, et al. Effect of COD/N ratios and pH on N2O production during nitrite denitrification process[J]. China Environmental Science, 2014, 34(8): 2003-2009. (in Chinese)
[23] ÇEÇ EN F, ORAK E, GOKÇIN P. Nitrification studies on fertilizer wastewaters in activated sludge and biofilm reactors[J]. Water Science & Technology, 1995, 32(12): 141-148. [24] 遇光禄, 陈胜, 孙德智.移动床生物膜反应器SHARON工艺半亚硝化特性[J].化工学报, 2008, 59(1): 201-208. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HGSZ200801033.htm YU G L, CHEN S, SUN D Z. Half-nitrosofication in SHARON process using moving bed biofilm reactor[J]. Journal of Chemical Industry and Engineering(China), 2008, 59(1): 201-208. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-HGSZ200801033.htm
[25] 高大文, 彭永臻, 王淑莹.控制pH实现短程硝化反硝化生物脱氮技术[J].哈尔滨工业大学学报, 2005, 37(12): 1664-1666. doi: 10.3321/j.issn:0367-6234.2005.12.021 GAO D W, PENG Y Z, WANG S Y. Nitrogen removal from wastewater via shortcut nitrification-denitrification achieved by controlling pH[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2005, 37(12): 1664-1666. (in Chinese) doi: 10.3321/j.issn:0367-6234.2005.12.021
[26] 史舟. 高氨氮低碳氮比废水的短程硝化处理试验研究[D]. 上海: 复旦大学, 2012. SHI Z. Short-cut nitrification treatment of wastewater with high ammonia nitrogen and low C/N Ratio[D]. Shanghai: Fudan University, 2012. (in Chinese)
[27] TOKUTOMI T. Operation of a nitrite-type airlift reactor at low DO concentration[J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2004, 49(5/6): 81-88.
[28] 傅金祥, 韩晋英, 齐建华, 等.常温下pH对短程硝化反硝化的影响[J].沈阳建筑大学学报(自然科学版), 2010, 26(2): 316-320. http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-SYJZ201002024.htm FU J X, HAN J Y, QI J H, et al. Effects of pH on short-cut nitrification and denitrification at room temperature[J]. Journal of Shenyang Jianzhu University (Natural Science), 2010, 26(2): 316-320. (in Chinese) http://www.cnki.com.cn/Article/CJFDTOTAL-SYJZ201002024.htm
[29] CAPDEVILLE B, CORNIER J C, DEGUIN A A D, et al. Study of factors controlling nitrite build-up in biological processes for water nitrification[J]. Water Science & Technology, 1992, 26(5/6): 1017-1025.
[30] WETT B, RAUCH W. The role of inorganic carbon limitation in biological nitrogen removal of extremely ammonia concentrated wastewater[J]. Water Research, 2003, 37(5): 1100-1110. doi: 10.1016/S0043-1354(02)00440-2
[31] 梁越敢, 张之源, 周元祥.短程硝化生物脱氮技术[J].合肥工业大学学报(自然科学版), 2004, 27(10): 1292-1296. doi: 10.3969/j.issn.1003-5060.2004.10.046 LIANG Y G, ZHANG Z Y, ZHOU Y X. Shortened nitrification process for biological nitrogen removal[J]. Journal of Hefei University of Technology (Natural Science), 2004, 27(10): 1292-1296. (in Chinese) doi: 10.3969/j.issn.1003-5060.2004.10.046
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