提高短程反硝化过程中亚硝酸盐积累的方法与流程

1.本发明涉及废水处理技术领域，特别涉及一种提高短程反硝化过程中亚硝酸盐积累的方法。


背景技术：

2.随着经济快速发展和生活水平不断提高，城市污水排放量日益增大，氮素化合物被过量的排放到水体中，使得藻类及其它微生物过度繁殖，造成了水体的富营养化，富营养化已经成为我国水体的一种普遍现象且有进一步发展的趋势。水体的富营养化严重地破坏了水生态，危害了人类健康。因此，去除水中氮素污染已经成为当今水污染防治领域的一个热点问题。
3.目前，生物脱氮是最为经济、高效且稳定的氮素污染处理方法，主要包括硝化
‑
反硝化技术、短程硝化
‑
厌氧氨氧化技术和短程反硝化
‑
厌氧氨氧化技术。硝化
‑
反硝化技术，即利用好氧硝化将污水中的氨氮转变为亚硝酸盐，继而转变成硝酸盐，之后再利用缺氧反硝化作用，将硝酸盐通过一系列中间产物(no2‑
、no、n2o)还原为氮气以及其他的含氮气体，最终这些含氮气体逸出污水从而达到脱氮的目的。硝化反硝化脱氮是当前成熟的脱氮工艺，但存在流程长、占地面积大、需要大量曝气、额外投加有机碳源等问题，使得能耗、投资和运行费用较高。短程硝化
‑
厌氧氨氧化技术是先利用硝化细菌将氨氮氧化成亚硝酸盐，然后在厌氧或缺氧条件下，厌氧氨氧化菌以氨氮为电子供体，以亚硝酸盐为电子受体，将氨氮和亚硝酸盐转化为氮气的技术。相比于硝化
‑
反硝化技术，厌氧氨氧化过程无需氧气参与，节省了曝气能耗，且亚硝酸盐的还原也无需外加碳源，因此，在能耗和物耗方面具有显著优势。但是，其在短程硝化过程无法完全抑制亚硝酸盐氧化菌的生长，会使得大量的亚硝酸盐被进一步氧化为硝酸盐，并且厌氧氨氧化过程也有硝酸盐的产生，进而限制了总氮的高效去除。因此，如何保证亚硝酸盐的积累是提高厌氧氨氧化技术高效脱氮的关键。基于此，短程反硝化
‑
厌氧氨氧化技术应运而生。通过控制短程反硝化过程获得亚硝酸盐的高效累积，为厌氧氨氧化反应提供电子受体，解决了短程硝化
‑
厌氧氨氧化技术目前存在的问题，且短程反硝化和厌氧氨氧化反应均在缺氧或厌氧条件下发生，便于控制反应条件，操作更简便。
4.影响短程反硝化的因素包括碳源种类、c/n比、ph以及微生物种类等。其中，微生物种类的调控是实现短程反硝化最为有效的方法。研究发现，thauera菌属是短程反硝化过程中的优势菌属。现有技术中，对控制短程反硝化进程的研究主要聚焦于thauera菌属的富集培养方法的改进等。然而，thauera菌属的富集效率通常较低且不稳定，难以快速、简便及高效地实现短程反硝化，限制了短程反硝化
‑
厌氧氨氧化脱氮的适用。也有通过精确控制反应器污泥浓度、碳源、c/n比和ph等外部条件来实现反硝化中亚硝酸盐积累，然而通过控制多个外部条件的变化来指示反应过程，存在管理困难、效率低下等问题，且积累效能往往不稳定，这对厌氧氨氧化应用的推广有着极大的制约。


技术实现要素：

5.针对以上现有技术中的问题，本发明提供了一种提高短程反硝化过程中亚硝酸盐积累的方法。
6.为实现上述目的，本发明具体通过以下技术方案实现：
7.一种提高短程反硝化过程中亚硝酸盐积累的方法，包括以下步骤：
8.s1、向厌氧反应器中接种反硝化活性污泥，并按每克所述反硝化活性污泥加入0.05
‑
15mmol的氧化剂；
9.s2、向所述厌氧反应器内进水形成反应混合液，启动所述厌氧反应器进行反硝化反应。
10.进一步地，步骤s1中，按每克所述反硝化活性污泥加入1
‑
10.5mmol的氧化剂，更进一步地，按每克所述反硝化活性污泥加入4.5
‑
10.5mmol的氧化剂。
11.进一步地，所述氧化剂包括过硫酸盐、过氧化氢、过碳酸盐、次氯酸盐中的一种或多种。
12.进一步地，所述氧化剂包括过硫酸盐，所述过硫酸盐包括过一硫酸盐和过二硫酸盐中的一种或多种。
13.进一步地，所述过一硫酸盐包括过一硫酸铵、过一硫酸钾、过一硫酸钠中的一种或多种；所述过二硫酸盐包括过硫酸铵、过硫酸钾、过硫酸钠中的一种或多种。
14.进一步地，步骤s2中，在所述反应混合液的温度为30
±
5℃、ph为7.5
±
0.5、水力停留时间为1
‑
96h的条件下启动所述厌氧反应器进行反硝化反应。更进一步地，所述水力停留时间为8
‑
48h。
15.进一步地，步骤s2中，所述反应混合液的碳氮比为0.3
‑
4.0，更进一步地，所述反应混合液的碳氮比为0.5
‑
3。
16.进一步地，所述碳氮比通过外加碳源和硝酸盐来调节。
17.进一步地，所述碳源包括葡萄糖、乙酸钠和甲醇中的一种或多种。
18.进一步地，步骤s2中，所述反应混合液中初始硝酸盐氮含量为50
‑
300mg/l。
19.进一步地，步骤s2中，所述反应混合液中所述反硝化活性污泥的污泥浓度为500
‑
3000mg/l。
20.相对于现有技术，本发明具有以下优势：
21.1、本发明通过添加特定的氧化剂，选择性促进硝酸盐的还原，同时能够抑制亚硝酸盐的进一步还原，通过提升亚硝酸盐生成量同时降低其消耗量来加快亚硝酸盐的累积，即可实现亚硝酸盐的高效、稳定的累积。
22.2、本发明仅通过添加适量氧化剂即可控制短程反硝化以no2‑
为目标产物，具有运行简单、易控等诸多优势。
附图说明
23.为了更清楚地说明本发明实施例中的技术方案，下面将对实施例描述中所需要使用的附图作简单的介绍，显而易见地，下面描述中的附图仅仅是本发明的一些实施例，对于本领域普通技术人员来讲，在不付出创造性劳动的前提下，还可以根据这些附图获得其他的附图。
24.图1为本发明实施例1的氧化剂过硫酸盐(pds)对亚硝酸盐生物还原的影响结果，其中，图(a)为过硫酸盐化学氧化亚硝酸盐动力学曲线，图(b)为过硫酸盐对亚硝酸盐生物还原抑制动力学曲线，图(c)为so
42
‑
浓度和过硫酸盐分解率随反应时间的变化曲线；
25.图2为本发明实施例1的氧化剂过硫酸盐(pds)对硝酸盐生物还原的影响结果，其中，图(a)为对照组的no2‑
‑
n、no3‑
‑
n浓度和no2‑
‑
n积累率随反应时间的变化曲线，图(b)为实验组的no2‑
‑
n、no3‑
‑
n浓度和no2‑
‑
n积累率随反应时间的变化曲线，图(c)为实验组的so
42
‑
浓度和过硫酸盐分解率随反应时间的变化；
26.图3为本发明实施例2的不同浓度过硫酸盐对反硝化反应的影响结果，其中，图(a)为不同浓度过硫酸盐的条件下no2‑
‑
n、no3‑
‑
n浓度和no2‑
‑
n积累率，图(b)为不同浓度过硫酸盐的条件下so
42
‑
浓度和pds分解率。
具体实施方式
27.需要说明的是，在不冲突的情况下，本发明中的实施例及实施例中的特征可以相互组合。另外，术语“包括”、“含有”、“具有”的含义是非限制性的，即可加入不影响结果的其它步骤和其它成分。如无特殊说明的，材料、设备、试剂均为市售。
28.为了更好地理解本发明而不是限制本发明的范围，在本发明中所用的表示用量、比例的所有数字、以及其他数值，在所有情况下都应理解为以词语“大约”所修饰。因此，除非特别说明，否则在说明书和权利要求书中所列出的数字参数都是近似值，其可能会根据试图获得的理想性质的不同而加以改变。各个数字参数至少应被看作是根据所报告的有效数字和通过常规的四舍五入方法而获得的。
29.为使本发明的上述目的、特征和优点能够更为明显易懂，下面结合附图对本发明的具体实施例做详细说明。
30.为了解决短程反硝化过程中亚硝酸盐积累效率低、积累量不稳定的问题，本发明实施例提供了一种提高短程反硝化过程中亚硝酸盐积累的方法，包括以下步骤：
31.s1、向厌氧反应器中接种反硝化活性污泥，并按每克所述反硝化活性污泥加入0.05
‑
15mmol的氧化剂，即所述氧化剂与所述反硝化活性污泥的比例为0.05
‑
15mmol：1g，换言之，当所述反硝化活性污泥的污泥浓度为1000mg/l时，对应所述氧化剂的摩尔浓度为0.05
‑
15mm；
32.s2、向所述厌氧反应器内进水形成反应混合液，启动所述厌氧反应器进行反硝化反应。
33.常规的反硝化过程中，反硝化菌以有机碳源为电子供体，经过多步反应将硝酸盐还原为氮气，具体而言：第一步，硝酸还原酶将硝酸盐(no3‑
)还原为亚硝酸盐(no2‑
)；第二步，亚硝酸还原酶(nirs)将亚硝酸盐(no2‑
)还原为一氧化氮(no)、一氧化二氮(n2o)等；第三步，no、n2o被还原为氮气；因此，可以通过将反硝化控制no3‑
→
no2‑
阶段或降低亚硝酸盐还原的速度，实现亚硝酸盐的积累。
34.本发明中，添加氧化剂能够选择性促地促进硝酸盐的还原，使硝酸盐的还原速率大于亚硝酸盐的还原速率，另一方面，添加氧化剂能够抑制亚硝酸盐的进一步还原，进而减少其消耗，即，通过提升亚硝酸盐生成量同时降低其消耗量，进而加快亚硝酸盐(no2‑
)的累积，得到大量的亚硝酸盐(no2‑
)，实现no2‑
的短时、高效、稳定的累积。而且，仅通过添加适量
氧化剂即可控制短程反硝化以no2‑
为目标产物，具有运行简单、易控等诸多优势。
35.需要注意的是，本发明虽然添加了的氧化剂如过硫酸盐，尽管过硫酸盐等氧化剂相比于氧气具有更高的氧化还原电位，但是其无法作为电子受体被反硝化微生物利用，不具备关闭反硝化过程的特性。
36.利用本发明短程反硝化过程产生的大量亚硝酸盐(no2‑
)，作为厌氧氨氧化的电子受体，可实现废水中硝酸盐氮(no3‑
)和氨盐(nh
4
)的高效稳定地去除，大大提高脱氮速率和效率，实现废水低碳脱氮，具有广泛的应用前景。
37.维持厌氧氨氧化高效脱氮工艺的关键在于维持短程反硝化中亚硝酸盐的累积，优选地，所述氧化剂与所述反硝化活性污泥的比例为1
‑
10.5mmol：1g。低于该比例关系，氧化剂对于亚硝酸盐累积率的提升效果不明显，而高于该质量比，会延长硝酸盐的还原时间，进而降低亚硝酸盐的累积率，且氧化剂含量进一步升高，会导致氧化还原电位的显著提升，进而影响反硝化活性污泥中微生物的活性，削弱整体的脱氮效果。更优选地，所述氧化剂与所述反硝化活性污泥的比例为4.5
‑
10.5mmol：1g，进一步优选为7.5mmol：1g。
38.上述所述的氧化剂包括过硫酸盐、过氧化氢、过碳酸盐、次氯酸盐中的一种或多种。所述过硫酸盐包括过一硫酸盐和过二硫酸盐一种或多种，所述过二硫酸盐包括过硫酸铵、过硫酸钾、过硫酸钠中的一种或多种，所述过一硫酸盐包括过一硫酸铵、过一硫酸钾、过一硫酸钠中的一种或多种。
39.需要注意的是，步骤s1和步骤s2中虽然对氧化剂和进水的先后顺序进行了限定，但是本领域技术人员应当知道，也可以先进水，再加入氧化剂，或者氧化剂和进水同时进行，而不局限于先加氧化剂、后进水的模式。
40.步骤s1中，接种的反硝化活性污泥优选为稳定成熟的颗粒污泥，常通过驯化得到，如取普通的活性污泥，然后投加充足的碳源和硝酸盐，在缺氧或厌氧环境中进行梯度驯化，筛选出反硝化菌并使其成为优势菌，当观测到硝酸盐和化学需氧量(cod)的去除量比值趋于稳定时，即可认定反硝化活性污泥培养成功。驯化方法为本领域的常规技术手段，在此不再赘述。当然，本发明也可以直接取用污水厂中稳定运行的反硝化活性污泥。
41.可选地，步骤s2中，在温度为30
±
5℃、ph为7.5
±
0.5、水力停留时间(hrt)为1
‑
96h的条件下启动所述厌氧反应器进行反硝化反应。
42.需要注意的是，水力停留时间依据反硝化活性污泥浓度的高低和进水中硝酸盐氮的浓度而有所变动，如反硝化活性污泥浓度高和/或进水中硝酸盐氮含量低，则可以适当缩短水力停留时间，如为30min、45min或1h，相反，若反硝化活性污泥浓度低和/或进水中硝酸盐氮含量高，则需适当延长水力停留时间，此为本领域的公知常识，在此不再赘述。水力停留时间是指厌氧反应器内待处理废水的平均停留时间，也就是进水水源与厌氧反应器内微生物作用的平均反应时间。
43.在本发明中，当反硝化活性污泥浓度较低时，由于随着反应时间的延长，亚硝酸盐会继续还原，进而引起亚硝酸盐的消耗，因此，优选地，所述水力停留时间为8
‑
48h，更优选为16
‑
24h，以保证亚硝酸盐积累后维持稳定存在。
44.适当的碳氮比例，有助于反硝化菌的反硝化活性，提高亚硝酸盐的积累量，由于反硝化过程中仅仅进行了no3‑
→
no2‑
这一步，需要的碳源可适当减少；c/n比如果过高，则不容易出现亚硝酸盐氮(no2‑
‑
n)的积累，因为反硝化菌会利用过量的碳源将no2‑
‑
n进一步还原
成含氮气体。可选地，步骤s2中，所述反应混合液的碳氮比(c/n比)为0.3
‑
4.0，更优选c/n比为0.5
‑
3，进一步优选为1
‑
2.5。c/n比为cod与硝酸盐中氮含量(即硝酸盐氮，no3‑
‑
n)的质量比。
45.化学需氧量(cod)可通过进水水源如市政污水、工业废水中本身含有的有机污染物或者外加碳源如葡萄糖、乙酸钠或甲醇来调节。当市政污水、工业废水等有机废水即能满足cod的需求，此时不需要投加碳源，只有当待处理的有机废水中有机污染物含量较低，无法提供足够的电子供体时，此时才需要投加碳源调节c/n比，以满足反硝化过程对碳源的消耗。
46.优选地，上述所述的碳源为葡萄糖。经大量实验发现，葡萄糖为最优碳源，对亚硝酸盐的积累效率提升最为显著。
47.可选地，步骤s2中，所述反应混合液中初始硝酸盐氮含量为50
‑
300mg/l，即以no3‑
‑
n计，氮含量为50
‑
300mg/l。
48.可选地，步骤s2中，所述反应混合液中反硝化活性污泥的污泥浓度为500
‑
3000mg/l，更优选污泥浓度为500
‑
2500mg/l，进一步优选为1000
‑
2000mg/l。
49.需要注意的是，为了加快反应进行，可在反硝化反应进行过程中，适时地对反应混合液进行搅拌，以加快传质和反应速率。
50.本发明对厌氧反应器的种类不作特殊的限定，能够有效地形成厌氧环境以及形成搅拌反应环境即可，在一些实施例中，优选地，所述厌氧反应器包括但不限于序批式活性污泥(sbr)反应器、升流式厌氧污泥床(uasb)反应器、厌氧生物流化床反应器。
51.下面结合具体实施例，进一步阐述本发明。应理解，这些实施例仅用于说明本发明而不用于限制本发明的范围。下列实施例中未注明具体条件的实验方法，通常按照制造厂商所建议的条件。
52.本发明下述实施例中反硝化活性污泥选自市政污水厂二沉池污泥，具体为：接种东莞某市政污水处理厂二沉池污泥到实验室的驯化罐中进行反硝化污泥驯化与培养，驯化培养液的c/n比为4.0，no3‑
‑
n浓度从100mg/l逐步提高到600mg/l，每24h更换50％的上清液。运行30d后，获得污泥活性4.17mg no3‑
‑
n/g mlss
·
h。mlss为混合液悬浮固体浓度。
53.实施例1
54.本实施例主要研究了氧化剂过硫酸钾(pds)对反硝化反应体系中亚硝酸盐氮积累效率的影响。
55.1、氧化剂过硫酸钾(pds)对亚硝酸盐生物还原的影响
56.1)、过硫酸盐化学氧化亚硝酸盐动力学：向100ml磷酸盐缓冲溶液(ph7.5)中加入终浓度为1.2mm的过硫酸钾和100mg/l的no2‑
‑
n，充n
2 2min驱除厌氧瓶中的氧气，置于空气浴摇床中，在30℃和180rpm的条件下进行反应，采集不同反应时间的样品，测定样品中的no2‑
‑
n、no3‑
‑
n和so
42
‑
浓度的浓度，结果见图1(a)。
57.2)、过硫酸盐对亚硝酸盐生物还原抑制动力学：以厌氧反应瓶模拟厌氧反应器，向100ml泥水混合液(相当于步骤s2中反应混合液，污泥浓度为1000mg/l)中加入终浓度为1.2mm的过硫酸钾和100mg/l的no2‑
‑
n，外加葡萄糖作为碳源调节c/n比为2，即葡萄糖(cod)终浓度为200mg/l，充n
2 2min驱除厌氧瓶中的氧气，置于空气浴摇床中，在30℃和180rpm的条件下进行反应，以不加入pds为对照组，采集不同反应时间的水样，测定水样中的no2‑
‑
n、
no3‑
‑
n和so
42
‑
的浓度，结果见图1中(b)
‑
(c)，图1中(b)示出了no2‑
‑
n浓度随反应时间的变化，图1中(c)示出了实验组的so
42
‑
浓度和pds分解率随反应时间的变化。
58.其中，各成分测定方法如下：
59.1)no3‑
n和so
42
‑
：采用离子色谱法进行测定，离子色谱法的色谱柱为as11
‑
hc(thermofisher scientific)，淋洗液为30mm氢氧化钠；
60.2)no2‑
‑
n：采用n
‑
(1
‑
萘基)
‑
乙二胺分光光度法进行测定；
61.3)污泥浓度mlss采用重量法测定。
62.采用下述公式分别计算no2‑
‑
n氮累积率和过硫酸盐分解率：
63.1)亚硝酸盐氮累积率：nae(％)＝no2‑
‑
n
t
/(no3‑
‑
n
in
‑
no3‑
‑
n
t
)
×
100％；
64.上式中，no3‑
‑
n
in
和no3‑
‑
n
t
分别指no3‑
‑
n初始和反应时间为t时的浓度，no2‑
‑
n
in
和no2‑
‑
n
t
分别指no2‑
‑
n初始和反应时间为t时的浓度。
65.2)过硫酸盐分解率：
66.上式中，c
in
(s2o
82
‑
)为初始pds的浓度(mm)，c
t
(so
42
‑
)为反应t时的硫酸盐浓度(mg/l)。
67.由图1中(a)可知，在无反硝化活性污泥存在的情况下，随着反应时间的进行，亚硝酸盐氮的浓度仅有微量降低，在反应48h内，亚硝酸盐氮浓度介于95
‑
100mg/l，变化幅度低于5mg/l；同时，硝酸盐氮生成量浓度低于1mg/l，此外没有硫酸盐的产生，由此说明过硫酸盐对亚硝酸不产生化学氧化效应。由图1中(b)可知，随着反应的进行，空白组(0mm pds)和实验组(1.2mm pds)亚硝酸盐氮残留浓度差值在增大，在反应进行到48h时，相比于空白组，1.2mm pds反应体系中，污泥还原亚硝酸盐的活性降低了58％，说明过硫酸盐对于亚硝酸盐生物还原具有显著的抑制效应。由图1中(c)可知，在有反硝化活性污泥存在的情况下，随着反应时间的增加，硫酸盐浓度逐渐增加，至48h，硫酸盐浓度达到33.2mg/l，过硫酸盐的分解率为14％，说明在本发明的反硝化体系中，过硫酸盐自身仅会产生少量的分解，因而能起到稳定抑制亚硝酸盐的微生物还原作用。
68.2、氧化剂过硫酸钾(psd)对硝酸盐生物还原的影响
69.1)、过硫酸盐对硝酸盐生物还原促进动力学：以厌氧反应瓶模拟厌氧反应器，向100ml泥水混合液(步骤s2中反应混合液，污泥浓度为1500mg/l)中加入终浓度为1.2mm的过硫酸钾和250mg/l的no3‑
‑
n，外加葡萄糖作为碳源调节c/n比为2，即葡萄糖终浓度为500mg/l cod，充n
2 2min驱除厌氧瓶中的氧气，置于空气浴摇床中，在30℃和180rpm的条件下进行反应，以不加入pds为对照组，采集不同反应时间的水样，测定水样中的no2‑
‑
n、no3‑
‑
n和so
42
‑
的浓度，结果见图2，图2中(a)示出了对照组的no2‑
‑
n、no3‑
‑
n浓度和no2‑
‑
n积累率(nitrite accumulation efficiency)随反应时间的变化，图2中(b)示出了实验组的no2‑
‑
n、no3‑
‑
n浓度和no2‑
‑
n积累率(nitrite accumulation efficiency)随反应时间的变化，图2中(c)示出了实验组的so
42
‑
浓度和pds分解率(pds decomposition efficiency)随反应时间的变化。
70.由图2中(a)和(b)可知，随着反应时间的延长，硝酸盐氮浓度持续降低，96h后，对照组残留的硝酸盐氮浓度为107.8mg/l，而添加了pds的反硝化反应体系中硝酸盐氮浓度降低至40.3mg/l，硝酸盐还原活性提高了47％，由此证实pds对于硝酸盐的还原具有显著的促进作用。对于亚硝酸盐，随着反应时间的延长，亚硝酸盐氮浓度持续升高，对照组的亚硝酸
盐氮累积率范围为13％
‑
25％，亚硝酸盐氮浓度在96h时为22.0mg/l，而添加了pds的反硝化反应体系中亚硝酸盐氮浓度在96h时为157.9mg/l，并且亚硝酸盐氮累积率维持在74％
‑
85％，进一步表明pds对亚硝酸盐还原具有抑制作用。由图2中(c)可知，对于过硫酸盐，随着反应的进行，硫酸盐浓度持续增加，反应96h时达到158.7mg/l，硫酸盐的产生是由于过硫酸盐分解的结果，通过物质衡算，反应96h过硫酸盐浓度为1.22mm，其分解率为39％。
71.以上结果说明，本发明通过添加过硫酸盐，该过硫酸盐不会氧化亚硝酸盐，不具备关闭反硝化过程的特性，反而氧化剂一方面加速了硝酸盐的生物还原，使得硝酸盐氮含量快速降低，另一方面抑制了亚硝酸盐的生物还原，减少了其消耗，两方面共同作用致使硝酸盐还原与亚硝酸盐还原速率之间存在较大差异，进而实现了亚硝酸盐的瞬时高效累积，这也指示了反硝化反应中，可以采用较短的水力停留时间，优选厌氧反应器的水力停留时间为8
‑
48h，更优选为16
‑
24h。
72.本实施例进一步研究了过一硫酸钾(pms)对反硝化反应体系的影响，其结果与过硫酸钾相似，同样能够增加亚硝酸盐的生成同时减小亚硝酸盐的消耗，在此不重复展示。
73.实施例2
74.本实施例主要研究了不同浓度过硫酸盐对反硝化反应的影响。
75.一种提高短程反硝化过程中亚硝酸盐积累的方法，包括以下步骤：
76.s1、向厌氧反应器中接种反硝化活性污泥，使污泥浓度为1000mg/l，之后投加氧化剂
‑
过硫酸钾，过硫酸钾浓度依次为0、0.05、0.1、0.7、1.2、1.5、2、2.5、4.5、7.5、10.5mm，以研究不同浓度过硫酸盐对反硝化反应的影响；
77.s2、向所述厌氧反应器内进水形成反应混合液，控制反应混合液的初始no3‑
‑
n为100mg/l，外加葡萄糖作为碳源调节c/n比为2，之后在温度为30
±
5℃、转速为180rpm、ph为7.5
±
0.5、水力停留时间(hrt)为48h的条件下启动所述厌氧反应器进行反硝化反应。在hrt为48h，取样测定硝酸盐氮(no3‑
‑
n)、亚硝酸盐氮(no2‑
‑
n)，并计算亚硝酸盐氮累积率nae。以不加氧化剂、但采用相同处理为对照组。实验结果见图3，图3(a)示出了不同浓度过硫酸盐的条件下no2‑
‑
n、no3‑
‑
n浓度和no2‑
‑
n积累率(nitrite accumulation efficiency)，图3中(b)示出了不同浓度过硫酸盐的条件下so
42
‑
浓度和pds分解率(pds decomposition efficiency)。
78.由图3中(a)可知，硝酸盐氮浓度随着过硫酸盐浓度(0mm
‑
7.5mm)的增加持续降低，在7.5mm时达到最低值(2.5mg/l)，之后继续增加到10.5mm时硝酸盐氮浓度开始上升。亚硝酸盐氮浓度表现出与硝酸盐氮浓度相反的趋势，其随着过硫酸盐浓度(0mm
‑
7.5mm)的增加持续升高，在7.5mm时达到最大值(90.4mg/l)，之后继续增加到10.5mm时亚硝酸盐氮浓度降低到11.4mg/l。总氮去除量随着过硫酸盐的浓度(0mm
‑
7.5mm)增加而降低，在7.5mm时达到最低值7.1mg/l，这也说明过硫酸盐一定程度上抑制了亚硝酸盐的进一步还原，之后继续增加到10.5mm时总氮浓度增加到9.0mg/l；其中，总氮为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮之和。亚硝酸盐氮累积率随着过硫酸盐浓度(0mm
‑
7.5mm)的增加而持续增加，在7.5mm时达到93％，之后随着过硫酸盐浓度增加而有所降低，当过硫酸盐浓度为10.5mm时亚硝酸盐氮累积率降低到90％。因此，优选所述过硫酸盐浓度为1
‑
10.5mm，更优选为4.5
‑
10.5mm，进一步优选为7.5mm。
79.由图3中(b)可知，随着过硫酸浓度的增加，硫酸盐的生成量持续增加，但过硫酸盐
的分解率持续下降。在过硫酸盐浓度低于0.1mm，过硫酸盐的分解率高于75％，这也导致了低浓度氧化剂对硝酸盐氮的去除和亚硝酸盐的累积率提升不明显；在过硫酸盐浓度高于0.1mm时，过硫酸盐的分解率低于30％。因此，过硫酸盐浓度适当提高有助于反硝化反应体系中硝酸盐氮的去除和亚硝酸盐的累积。
80.实施例3
81.本实施例主要研究了不同c/n比对反硝化反应的影响。
82.实施例3与实施例2基本相同，其区别在于：步骤s1中，过硫酸钾浓度为1.2mm；步骤s2中，外加葡萄糖作为碳源调节c/n比分别为0.7、1、2、3和4，即，葡萄糖的浓度分别为70、100、200、300、400mg/l。实验结果见表1。
83.表1不同c/n比对反硝化反应的影响
[0084][0085]
由表1可知，硝酸盐氮浓度随着c/n比升高持续降低，亚硝酸盐氮随着c/n比增加持续升高，但亚硝酸盐氮累积率随着c/n比增加持续减少，这是因为c/n比会影响总氮的去除，当碳源增多时，生成的亚硝酸盐氮会被多余的碳源还原为含氮气体(n2o
x
)，在c/n比等于3时，总氮去除量达到最大值，为31.2mg/l，进而导致亚硝酸盐氮的增加量少于硝酸盐氮浓度的降低量，使得亚硝酸盐氮积累率降低。这也表明在含过硫酸盐的反硝化反应体系中，c/n比对于硝酸盐和总氮的去除具有正相关性，而对于亚硝酸盐氮累积率有一定的负面作用。因此，优选c/n比为0.5
‑
3，更优选为1
‑
2.5。另外，随着c/n比升高，硫酸盐的生成量和过硫酸盐分解率有小幅度的上升，过硫酸盐分解率上升幅度7％，但由于过硫酸盐为过量添加，该分解量并不会影响其促进亚硝酸盐氮的累积。
[0086]
实施例4
[0087]
本实施例主要研究了固定c/n比下不同硝酸盐氮浓度和碳源浓度对反硝化反应的影响。
[0088]
实施例4与实施例2基本相同，其区别在于：步骤s1中，过硫酸钾浓度为1.2mm；步骤s2中，固定c/n比为2.0，改变硝酸盐氮浓度和葡萄糖浓度，硝酸盐氮的浓度分别为30、50、100、200、300mg/l，葡萄糖
‑
cod浓度分别为60、100、200、400、600mg/l。实验结果见表2。
[0089]
表2固定c/n比下不同硝酸盐氮浓度和碳源浓度对反硝化反应的影响
[0090][0091]
由表2可知，随着硝酸盐氮浓度的增加，亚硝酸盐氮浓度随之增加，说明提高硝酸盐氮浓度有利于亚硝酸盐氮的累积，但同时反应体系中剩余的硝酸盐氮随之增加，在硝酸盐氮浓度为100mg/l时，亚硝酸盐氮累积率为73％，n2ox的产生量达到最大值21.5mg/l，这是因为含氮气体的生成以及亚硝酸盐的累积，在体系中受到两个关键因素影响，第一，硝酸盐氮与污泥的比例，硝酸盐氮浓度越高，污泥的硝酸盐氮负荷也对应提高，相同时间内累积的亚硝酸盐也更高，再加上过硫酸盐的强化作用，导致高硝酸盐氮的亚硝酸盐累积率增高；第二，过硫酸盐与硝酸盐氮的比例，硝酸盐氮越低，这个比值越大，过硫酸盐对于这个过程起到主导作用，亚硝酸盐累积率也可能增大。因此，100mg/l的初始硝酸盐氮可能处在硝酸盐氮污泥负荷与过硫酸盐/硝酸盐氮比值所构成的推动力的交汇点(薄弱)附近，导致了总氮的去除最高，而亚硝酸盐氮的累积率最低。由此可以看出，本发明特别适用于高含氮废水的处理。当硝酸盐氮浓度范围为50
‑
300mg/l，硫酸盐产生量随之增加，过硫酸盐分解率随之增加，但在100
‑
300mg/l范围内，过硫酸盐分解率的增加幅度较小。
[0092]
实施例5
[0093]
本实施例主要研究了不同污泥浓度对反硝化反应的影响。
[0094]
实施例5与实施例2基本相同，其区别在于：步骤s1中，过硫酸钾浓度为1.2mm；步骤s2中，使污泥浓度分别为500、1000、1500、2000、2500、3000mg/l，之后外加葡萄糖作为碳源调节c/n比为2.0。实验结果见表3。
[0095]
表3不同污泥浓度对反硝化反应的影响
[0096][0097]
由表3可以看出，硝酸盐氮随着污泥浓度的增加而持续减少，当污泥浓度在500
‑
2000mg/l时，亚硝酸盐氮浓度随着污泥浓度的增加而增加，当污泥浓度在2000
‑
3000mg/l时，亚硝酸盐氮浓度随着污泥浓度的增加而减少，即，污泥浓度为2000mg/l亚硝酸盐氮浓度达到最大值，亚硝酸盐氮积累率随着污泥浓度的增加而下降；因此，提高污泥浓度可以促进硝酸盐氮的去除，适当的污泥浓度有利于亚硝酸盐氮的累积，优选污泥浓度为500
‑
2500mg/l，更优选为1000
‑
2000mg/l。
[0098]
虽然本发明公开披露如上，但本发明公开的保护范围并非仅限于此。本领域技术人员在不脱离本发明公开的精神和范围的前提下，可进行各种变更与修改，这些变更与修改均将落入本发明的保护范围。