李鋒 朱南文 李樹平 周增炎
(同濟大學環境科學與工程學院)

　　一般的污水處理廠都是利用生物方法脫氮。通常認為，生物法脫氮是一個兩階段過程：硝化和反硝化。在硝化階段化學自養型硝化細菌在好氧條件下將NH4⁺-N轉化為NO₂--N和NO₃^--N而在反硝化階段，兼性異養細菌在缺氧條件下進行NO₂--和NO₃--的轉化，從而達到脫氮的目的。由于硝化細菌和反硝化細菌生長條件不同，在生物法處理工藝中，硝化和反硝化往往在兩個不同的反應器內進行，系統復雜，能耗較大，并且管理不便。在同一個反應器內同時硝化/反硝化能夠克服傳統工藝的缺點，節省基建和運行費用，且容易滿足處理過程對碳源和堿度等條件的要求。
　　同時硝化/反硝化的機理可以從生物學和反應器兩方面來討論。從生物學角度看，由于異養硝化菌和好氧反硝化菌的存在，使硝化和反硝化有了同時發生的可能。通常硝化細菌是自養型好氧微生物，依靠 NH4⁺-N和NO₂--N的氧化獲得能量生長，需要O₂作為呼吸的最終電子受體；反硝化細菌大都是異養型兼性厭氧微生物，在缺氧和低溶解氧條件下利用有機物的氧化作為能量來源，而將NO₃^--N和NO₂--N 作為無氧呼吸時的電子受體。對于反硝化菌來說，氧氣的存在對反硝化過程有抑制作用，主要表現在電子受體(O₂、NO₂--N和NO₃^--N)之間爭奪電子的能力差異上，通常O₂接受電子的能力遠遠高于NO₂--N和NO₃^--N，但氧的存在對大部分反硝化細菌本身卻并不抑制，而且這些細菌呼吸鏈的某些成分甚至需要在有氧的情況下才能合成。從反應器角度看，可以在反應器內同時創造適合硝化和反硝化的環境，使同時硝化/反硝化成為可能。例如生物膜內可以存在缺氧區域，硝化在有氧的膜上發生，反硝化同時在缺氧的膜上發生?；钚晕勰喾ǚ磻鲝奈⒂^上看是多相反應器，活性污泥絮體作為存在于廢水中的固相，絮體表面和絮體內部由于氧氣擴散的原因完全可能形成好氧區和缺氧區，分別進行硝化和反硝化反應?；谶@樣的分析推導了同時硝化/反硝化的動力學模型。

1 反應動力學模式的推導

　　反應器內進行同時硝化/反硝化的必要條件是好氧和缺氧環境同時存在，此時控制溶解氧的水平至關重要，既要滿足碳化和硝化反應的需要，又要為保證局部缺氧環境的形成使DO控制在較低的水平。不同的反應器類型和反應條件，DO的控制范圍亦不同，一般為0.5～1.5 mg/L。進行同時硝化/反硝化的其他條件有：污泥負荷［＜0.1～0.15kgBOD/(kgMLSS·d)，以滿足硝化的要求］、C/N比(滿足反硝化過程對碳源的要求)以及堿度等。
　　同濟大學的祝經綸(1996)研究了低氧曝氣在SBR工藝中脫氮的效果，使用的SBR反應裝置有效容積為25 L，排水容積17.5 L，試驗原水取自上海某城市污水處理廠沉砂池出水，采用小型氣泵進行穿孔管曝氣，通過控制曝氣量使SBR反應器內的DO控制在0.5～1 mg/L，在反應器內形成厭氧(缺氧)和好氧并存的環境，實現了同時硝化/反硝化的過程。其試驗參數：污水間歇進水，運行周期12 h，反應(曝氣)時間8h，MLSS7589 mg/L，泥齡25d，水溫21℃。試驗結果見圖1～3，在此基礎上進行了反應動力學模式的推導。

　　　　

　　模型假設條件：
　?。?）污泥中硝化菌和反硝化菌穩定，不隨時間變化，即有
　　X硝化/X=m,X反硝化/X=n；
　　式中 X——微生物濃度，mg/L
　　X硝化——硝化微生物濃度，mg/L
　　X反硝化-反硝化微生物濃度，mg/L
　　（2）硝化反應和反硝化反應互不干擾，并且都符合Monod模型。
　　推導如下：
　　對SBR反應器NO3^--N作物衡算，有
　　dC_NO3-/dt=(d_CNO3-/dt)_r　　　　(1)
　　考察同時硝化／反硝化過程，有
　　(dC_NO3-/dt)r=(d_CNO3-/dt)硝化+(d_CNO3-/dt)反硝化＋(d_CNO3-/dt)衰減＋(d_CNO3-/dt)同化 　　　　(2)
　　硝化過程的總反應方程式如下：
　　
　　Coronszy(1997)認為NO₂-的積累濃度不是氮平衡的決定因素，祝經綸的試驗結果也表明整個反應期間NO₂-的濃度都相當低，可以認為硝化反應過程中，有
　　（dCNO₃-/dt）_硝化=-(dCNH₄+/dt） （4）
　　(dCNH₄⁺/dt)=-1/Y₁·(dX/dt)_硝化=-u/Y₁·mX=-mX/Y₁·u_1max·CNH₄⁺/(K₁+CNH₄⁺)·DO/(K₀+DO)　　　　　(5)
　　式（5）中，（dX/dt)硝化嚴格來說是指NH₄+氧化成NO2^-過程中污泥的變化率，但由于NO₂-沒有積累，NO₂-氧化成NO₃-過程中的污泥產率也被結合到式中。

　　(dCNO₃^-/dt)=-1/Y₂·(dX/dt)_反硝化=-u_２/Y_２·nX=-nU_2max·X/Y₁·C/(K_c+C)·C_NO3^-/(K₂+C_NO3^-)　　　(6)　
　?。╠C_NO3^-/dt）_衰減=-pqX/Yp　　　　　　　(7)

　?。╠CNO₃-/dt）_衰減是指NO₃^--N由于接受微生物衰減時釋放的電子而還原。反硝化時，比衰減率p在某種意義上將受到NO3^--N濃度的影響，然而，因為某些衰減可以在沒有氮的情況下，所以這種關系的本質尚不清楚，而且p和N之間的函數關系將使模型復雜，所以假定p為常數，且與N無關。反硝化中的p和好氧系統中的完全一樣，約為0.002/h^[1]。
同化NO₃-的還原作用只有當NO3^--N是氮的唯一可被利用形式時才進行，在同時硝化/反硝化過程中，NH4⁺-N始終存在，所以有

　　(dCNO3-/dt)同化=0　　　　(8)
　　將式(2)、(4)、(5)、(6)、(7)、(8)代入式(1)得：
　　dC_NO3^-/dt=mu_1maxX/Y1·C_NH4⁺/(K₁+C_NH4⁺)·DO/(K₀+DO)-nu_2maxX/Y₂·C/(K_c+C)·C_NO3^-/(K₂+C_NO3^-)-pqX/Y_p　(9)
　　式中　C、C_NO3^-、C_NH4⁺——碳源、NO₃^--N和NH₄⁺-N濃度，mg/L
　　　　　K1、K2、K0、Kc——飽和常數
　　　　　Y1、Y2——硝化和反硝化微生物產率，mgMLSS/mgNH4⁺-N和mgMLSS/mgNO3^--N
　　　　　m、n——硝化微生物和反硝化微生物濃度占微生物總量的比例，%
　　　　　u1、u2——硝化微生物和反硝化微生物的比生長速率，h^-1
　　　　　DO——溶解氧濃度，mg/L
　　　　　q——衰減時利用NO3^--N為電子受體的微生物占總微生物的比例
　　　　　p——比衰減率，h^-1
　　　　　Yp——衰減時微生物釋放電子而還原NO3^--N的系數，mgMLSS/mgNO3^--N

　　式（9）左邊第一項中，由于DO濃度基本穩定，CNH4⁺＞K1，所以（g-dCNH₄+/dt)硝化可以看作常數，由圖3也可以看出，NH4+-N的變化隨時間近似呈線性關系。右邊第二項中碳源濃度遠遠大于Kc，雖然圖2顯示CODcr在很短時間內下降很多，但這主要是由于高濃度污泥吸附的結果，所以認為整個反應期間，C/N值滿足反硝化的要求。

　　令A=mu_1maxX/Y1·C_NH4⁺/(K₁+C_NH4⁺)·DO/(K₀+DO)-pqX/Y_{p　　　　　　　　(10)
　　　B=nu2maxX/Y2·C/(Kc+C)　　　　　　　　　　　　　　　(11)
　　代入式(9)得：
　　dCNO3^-/dt=A-B·CNO3^-/(K2+CNO3^-)　　　　　　　　　　　　(12)
　　根據試驗數據代入計算的結果，方程(9)解的形式是：
　　y/6.026+2.121ln(6.026y+0.856)=t　　　　　　　　　　　　(13)
　　可得：A=0.07,B=-6.0,K=12.7
　　所以式(12)變為
　　dCNO3^-/dt=0.07+6.0CNO3^-/(12.7+CNO3^-)≈6.0CNO3^-/(12.7+CNO3^-)　　　　　(14)}

2 討論

　　 ①提出的動力學模型同實際符合得相當好(r＝0.997)，說明式(12)能很好地模擬SBR法和推流式反應器中同時硝化/反硝化的結果。?
　　 ②由式(14)可知，反硝化過程是控制過程。值得注意的是模型中反硝化過程的飽和常數值高達12.7mg/L，遠遠超過通常情況下的飽和常數(0.06～0.2mg/L)，也高于反應期間測得的NO₃^--N值，說明反硝化反應沒有達到最大反應速度。較高飽和常數的原因是：a.模型采用的數據是主體混合液的NO₃^--N濃度，由于擴散阻力的存在，與真正的缺氧區NO₃^--N有差別；b.為同存在的氧爭奪電子以增加反硝化反應的速度，有必要提高NO₃^--N 濃度。?
　　 ③ 可以通過提高反應器內NO₃^--N的濃度來提高同時硝化/反硝化反應的速度。本試驗最終出水NO₃^--N 濃度為4.66mg/L，大大高于進水濃度，說明NO₃^--N積累，反硝化過程是控制階段。如果反應時間適當延長，NO₃^--N濃度將繼續增加，反硝化速度也增加，即增加同時硝化/反硝化的反應速度。可以推知，在完全混合式反應器中同樣可以通過提高NO₃^--N濃度來提高同時硝化/反硝化速度，當然，應同時考慮到出水對NO₃^--N的要求。
　?、芤驗榉磻昂笪勰酀舛茸兓淮螅f明同化所需要NH4⁺-N的量可忽略不計，所以NH4⁺-N的變化可以認為完全是硝化反應造成的。NH4+-N的變化可以視作零級反應，dCNH4+/dt=-3.9mg/(L.h)。
　?、萦墒剑?0）得：q=-Yp/(p.X).(dCNH₄+/dt)。將p=0.002/h、X=7539mg/L、Yp=2.3mgNO3^--N/mgMLSS代入得：q=0.59。說明衰減時有59%的微生物體接受NO3^--N作為電子受體。假定有機物降解時接受電子的比例相同，可知反硝利用了59%的總有機物量。

參考文獻

　　1　格雷迪?廢水生物處理理論與應用?北京：中國建筑工業出版社，1989?

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　　作者通訊處：200092 上海市四平路1239號同濟大學環境工程學院?
　　電　話：(021)65984526(朱南文)?
　　(收稿日期 1998-12-29)