隨著我國水體富營養化問題的日趨嚴重以及污水排放標準的提升，氮的去除成為水處理領域關注的重點問題之一。工業生產中含高濃度硝酸鹽廢水的排放，進一步導致氮自然循環的嚴重破壞。硝酸鹽可被還原為亞硝酸鹽，亞硝酸鹽會造成高鐵血紅蛋白癥，甚至會誘發癌癥，對人體造成危害。水中過高濃度的硝酸鹽還可導致溫室氣體N2O的產生。

　　目前去除水中硝酸鹽的方法主要有化學還原、反滲透、電滲析、離子交換、生物反硝化等。化學還原法可分為活潑金屬還原法和催化還原法。前者以鐵、鋁、鋅等金屬單質為還原劑，處理效果較差，且有亞硝酸鹽生成;后者以氫氣及甲酸、甲醇等為還原劑，一般需有催化劑存在，成本較高，且氫氣應用過程中存在保障危險。反滲透、電滲析、離子交換等方法雖可有效去除水中的硝酸鹽，但成本較高，且會產生大量廢水。生物反硝化方法是目前已投入實用的較好方法，具有高效低耗的特點。但傳統的反硝化技術受廢水濃度和負荷的限制難以處理高濃度硝酸鹽廢水。

　　缺氧膨脹床(AEB)反應器是一種新型的強化生物反硝化技術，是固體顆粒流態化技術在廢水處理中的應用，其載體粒徑小，比表面積大，具有較高的生物濃度。當載體粒子流化時，廢水與微生物接觸面積大，且二者相對運動速度大，減少了液膜傳質阻力，故生物膜活性高，從而可在確保硝酸鹽及總氮去除效果的同時，提高反應器處理負荷并有效降低運行維護費用。

　　本研究采用AEB反應器處理高濃度硝酸鹽廢水，研究了反應器的快速啟動和掛膜特性，以及在反硝化連續流運行條件下對硝酸鹽廢水的處理效果。

　　1、實驗部分

　　1.1 材料、試劑和儀器

　　實驗用水為模擬廢水，采用人工配水，由甲醇、硝酸鈉、KH2PO4、尿素按一定比例配制，甲醇作為反硝化碳源，進水COD約為6000mg/L，ρ(NO₃^--N)約為1500mg/L，用NaOH調節pH為6左右。

　　填料采用果殼填料(河南某凈水材料公司)，粒徑2.5~3.0mm，堆密度0.850g/cm3，空隙率47%，密度1.604g/cm3。

　　實驗用試劑均為分析純。

　　METTLERSG-98型實驗室pH計;OlympusBX-53型顯微鏡;UV-265型紫外-可見分光光度計。

　　1.2 實驗裝置

　　實驗裝置如圖1所示。AEB：自制，主體部分為有機玻璃材質，有效容積5.6L，反應區內徑6cm、高95cm，上部三相分離區內徑15cm、高20cm，填料填充率為反應區的60%。反應器出水區頂部周邊設置集水槽，集水槽側壁安裝溢流堰;在出水區上部側壁設置與集水槽聯通的出水口，出水區設置出水濾網，防止填料流失;在出水區下部側壁設置排泥口，正常情況下，污泥隨出水排出系統;通過夾套內熱水循環調控反應區溫度，以使其保持在適合反硝化反應的溫度范圍內。

　　1.3 實驗方法

　　廢水通過進水泵由底部進入AEB，處理后出水從AEB上端出水口排出，部分出水通過循環泵回流至AEB使填料床層膨脹，其余出水排出系統。廢水進入AEB運行1d后即有產氣現象，隨著廢水進水量的逐漸增加(由5L/d增至10L/d)，運行7d左右AEB內填料掛膜，同時填料床層內產生較多氣泡，說明填料層較易掛膜。AEB在8d內完成快速啟動，第9d進入穩定運行期。兩天取1次進出水水樣進行分析。

　　1.4 分析方法

　　采用重鉻酸鉀法測定COD211-213;采用過硫酸鉀氧化紫外分光光度法測定TN255-257;采用酚二磺酸光度法測定ρ(NO₃^--N)259-261;采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定ρ(NO₂^--N)271-274。

　　2、結果與討論

　　2.1 填料層的掛膜特性

　　研究發現，當填料層膨脹率較低時易形成溝流，它的產生使生物膜受到的剪切力增加;同時反應器床層中出現“流動死區”，該區域內載體生物膜上產生的氣泡快速上升，氣泡尾流引起膜與流體之間的相對速率增大，即摩擦力增大，存在傳質阻力，導致混合性能不好，影響微生物生長。因此，將反應器初始膨脹率設為30%，反應區水流上升速率約70m/h。采用自然掛膜方式，反應器通入配水后，在有機物和營養鹽的條件下填料表面逐漸掛膜。一周后，填料表面附著黃棕色生物膜。填料掛膜前后的顯微鏡照片如圖2所示，圖2a為未附著生物膜的裸露填料，圖2b為包裹一層生物膜的填料顆粒。由于載體尺寸的不均勻或膜厚不同，導致反應器不同高度處顆粒的尺寸不同，這種現象稱為“分級”。AEB內載體上附著的生物膜厚度由下向上逐漸增厚(由44μm增至240μm)，微生物量逐漸增多，這是由于局部能量分散速率影響了附著生物膜載體顆粒與裸露載體顆粒之間的碰撞。在反應器內：頂部的能量分散速率低，導致生物膜厚度增加;而底部較高的局部能量分散速率阻礙了微生物在裸露載體表面的黏附。反應器底部生物膜較慢的黏附速率和較快的磨損速率減小了生物膜厚度，而反應器頂部生物膜的較高生長速率和較慢的磨損速率則導致了生物膜厚度較大。

　　2.2 COD的去除效果

　　COD的去除效果見圖3。由圖3可見：AEB啟動期(1~8d)，進水COD在4928~5508mg/L范圍內，出水COD由2776mg/L逐漸降至394mg/L，COD去除率快速上升，由44.9%升至92.3%;穩定運行階段，進水COD在4628~5548mg/L范圍內，COD去除率穩定在95%左右。啟動初期(1~2d)，AEB對COD去除率為44.9~51.1%，一方面是生物膜異養菌所貢獻，另一方面歸功于填料的物理吸附作用。由于異養菌的繁殖速率較快，能快速形成生物膜，AEB中生物量較大，故COD的去除效果更穩定，去除率在啟動階段呈現出逐漸上升的趨勢。

　　2.3 NO₃^--N的去除效果

　　NO₃^--N的去除效果見圖4。由圖4可見：啟動階段，進水ρ(NO₃^--N)在1365~1504mg/L范圍內，出水ρ(NO₃^--N)由806mg/L逐漸降至22.3mg/L，NO₃^--N去除率快速上升，由39.8%升至98.4%;穩定運行階段，進水ρ(NO₃^--N)在1339~1505mg/L范圍內，NO₃^--N去除率穩定在98~99%。啟動初期出現了NO₂^--N含量升高的現象，可能是由于適應期反硝化菌的數量較少或NO₂^--N還原酶的數量不足，使得硝酸鹽的反硝化部分停留在NO₂^--N階段，反硝化不完全所致;8d后，NO₂^--N的積累現象消失。

　　由圖3和圖4可以看出，反硝化細菌的生長包括適應過程和快速繁殖過程：開始1~2d是反硝化菌的適應過程，反硝化作用主要由水中懸浮微生物和少量生物膜完成，反硝化細菌增長速率較慢，對NO₃^--N有少量去除;從第3d起，NO₃^--N的去除率快速增加，這歸因于反硝化菌的大量繁殖，使得反硝化作用逐漸增強。

　　2.4 TN的去除效果

　　TN的去除效果見圖5。由圖5可見：進出水TN的變化趨勢和NO₃^--N的變化趨勢相近;穩定運行階段，進水TN在1349~1517mg/L范圍內，出水TN小于50mg/L，TN去除率穩定在96%以上。

　　2.5 容積負荷的去除效果

　　容積負荷的去除效果見圖6。由圖6可見：在運行時間內，COD容積負荷的去除量最高可達27.8kg/(m3·d);NO₃^--N容積負荷的去除量最高可達7.3kg/(m3·d)。

　　2.6 溫度對AEB反硝化處理效果的影響

　　溫度對AEB反硝化處理效果的影響見表1。由表1可見：溫度為25~37℃時，COD、NO₃^--N及TNd的去除率均變化不大，說明溫度在一定范圍內波動對AEB反硝化處理效果的影響不大;當溫度超過37℃時，COD、NO₃^--N及TN的去除率開始出現下降;當溫度升至42℃后，反硝化降解性能下降明顯。在適宜的溫度范圍內，隨著溫度的升高，反硝化細菌細胞內的化學反應和酶反應加快，其生長較為迅速，同時代謝活力增強，使得反硝化效果加強。綜上，AEB反硝化的適宜溫度范圍為25~40℃。

　　3、結論

　　a)采用自然掛膜方式，填料層從下至上生物膜厚度逐漸增加。

　　b)AEB的快速啟動8d可完成，COD去除率由44.9%升至92.3%，NO₃^--N去除率由39.8%升至98.4%。

　　c)采用AEB反應器處理高濃度硝酸鹽廢水，反硝化效果穩定高效。穩定運行階段，COD去除率穩定在95%左右，NO₃^--N去除率穩定在98%~99%，COD和NO₃^--N的容積負荷去除量最高可達27.8kg/(m3·d)和7.3kg/(m3·d)。

　　d)AEB反硝化的適宜溫度范圍為25~40℃。(來源：中國石化 北京化工研究院環保所)