合建式反應(yīng)器分為3個廊道，總有效容積為85L；沿池長方向設(shè)置若干成對的豎向插槽，配以相應(yīng)大小的插板，可以將整個反應(yīng)器沿池長方向分成若干個小格，在每個插板上開一個25mm的圓孔，安放時使相鄰圓孔上下交錯以防止發(fā)生短流；在反應(yīng)器頂部布置環(huán)狀曝氣干管，并設(shè)置若干個小閥門，由橡膠管連接燒結(jié)砂頭作為微孔曝氣器，氣量由轉(zhuǎn)子流量計測量；根據(jù)缺氧段所占比例，選擇安放若干攪拌器用于保持泥水混合均勻；在距池底20cm的高度上設(shè)置若干取樣口。進水、污泥回流和內(nèi)循環(huán)流量分別用3臺蠕動泵控制。沉淀池的沉淀區(qū)呈圓柱形，直徑為30cm；污泥斗為截頭倒錐體，傾角為60°；采用中心管進水、周邊三角堰出水方式。
1.2　原水
　　采用由黃豆粉、葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3與自來水配制的模擬生活污水。 
1.3　分析項目與方法
　　COD：重鉻酸鉀法；MLSS：濾紙稱重法；DO、溫度：WTWDO測定儀及探頭；pH值：WTWi nolab pH level2和NTC30電極；NO2--N,：N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO3--N,：麝香草酚分光光度法；NH3-N：納氏試劑分光光度法。 

2　結(jié)果及分析 

2.1　對NH3-N的去除率和NO2--N的積累率
　　試驗期間測得進水平均NH3-N濃度為40.21mg/L，對NH3-N的平均去除率為90.78%，出水中NO2--N,占TN的比例平均為75.29%。
　　在前51天，出水中NO2--N,含量占TN的50%以上(平均為87.36%)，維持了穩(wěn)定的NO2--N積累。第50～53天配制原水時以Na2CO3代替NaHCO3來提供堿度，使硝化類型發(fā)生顯著變化，轉(zhuǎn)化為全程硝化反硝化。從第54天開始配制原水時仍然以NaHCO3提供堿度，又出現(xiàn)了NO2--N,積累現(xiàn)象，但是在其后的試驗中NO2--N,積累率不穩(wěn)定。
2.2　溫度的影響
　　試驗啟動后未進行溫度控制，水溫隨室溫的日變化為(±0.5)℃。在溫度為18～25℃的變化區(qū)間內(nèi)反應(yīng)器NO2--N的積累比較穩(wěn)定，說明A/O工藝可實現(xiàn)常溫硝化反硝化。
　　Balmelle等認(rèn)為在10～20℃時硝化菌屬很活躍，無論游離氨(FA)濃度多大，NO2--N的積累率都很低，此條件下溫度對硝化菌活性的影響比FA對其抑制作用大。當(dāng)溫度為20～25℃時硝化反應(yīng)速率降低而亞硝化反應(yīng)速率增大。當(dāng)溫度＞25℃時FA對硝化菌的 抑制作用大于溫度的作用，可能因FA的抑制造成NO2--N的積累［1］。此外，由SHARON工藝機理可知，亞硝化菌在數(shù)量上可能形成優(yōu)勢的溫度范圍為30～36℃［2］，而筆者試驗中在18～25℃實現(xiàn)了短程硝化反硝化并不符合上述文獻中的觀點。試驗 結(jié)果表明，即使溫度＜25℃，F(xiàn)A、HRT、堿度類型以及反硝化是否充分等因素也會對硝化菌活性產(chǎn)生影響。
2.3　pH值和FA的影響
　　在試驗前期配制原水時沒有補充堿度，原水pH值一般在7.1左右。第23～28天由于室溫升高和原水在配水箱內(nèi)的停留時間較長，水解酸化比較嚴(yán)重，pH值降到6.48。為了不影響硝化效率，同時更真實地模擬生活污水，配制原水時投加了NaHCO3，將pH值調(diào)至7.00～7.29。在第50～53天改投Na2CO3提供堿度。雖然pH值提高至7.62～8.44，但是NO2--N積累率銳減，硝化菌的活性迅速恢復(fù)、數(shù)量增加，造成了硝化類型的轉(zhuǎn)變。第54天后重新投加NaHCO3提供堿度，在第55天NO2--N積累率上升，但是在其后的試驗中NO2--N積累率不穩(wěn)定，從而實現(xiàn)了向全程硝化類型的轉(zhuǎn)變。試驗結(jié)果表明，在較低的pH值下也可能發(fā)生短程硝化反硝化，而堿度類型對硝化類型也有影響。
　　據(jù)文獻介紹，F(xiàn)A是對NO2--N積累有重要影響的因素。一般認(rèn)為硝化桿菌屬比亞硝化單胞菌 屬更易受FA的抑制，而關(guān)于FA的抑制濃度的說法不盡相同，一種是FA對硝化菌 的選 擇性抑制發(fā)生在0.1～10mg/L［3］。試驗中短程硝化反硝化呈比較穩(wěn)定時期的原水中FA為0.06～1.02mg/L，平均為0.25mg/L。在投加Na2CO3后原水中FA增至1.31～3.22mg/L，反而沒能抑制硝化菌的活性。原水進入反應(yīng)器后被內(nèi)循環(huán)流量稀釋，同時伴隨著NH3-N的降解，反應(yīng)器中的FA降低。試驗結(jié)果表明，硝化菌屬對外界環(huán)境很敏感，即使FA濃度很低(0.06mg/L)也會對其產(chǎn)生抑制作用，此外FA濃度不會單獨成為NO2--N積累的主要影響因素。
2.4DO的影響
　　Celcen和Gonenc［4］認(rèn)為在硝化反應(yīng)階段當(dāng)(DO∶FA)＜5時會產(chǎn)生NO2--N的大量積累，因而抑制了NO2--N的生成，當(dāng)(DO∶FA)＞5時則不會出現(xiàn)NO2--N。本試驗為保證好氧段的泥水混合均勻而采用較大的曝氣量，反應(yīng)器內(nèi)DO濃度較高(在好氧段始端DO＞1.5 mg/L)，同時原水的平均FA為0.25mg/L，DO∶FA值較高，故可認(rèn)為DO不是發(fā)生短程硝化的主要原因。
2.5　反硝化的程度
　　在試驗的第6、11、13、24、28天，在缺氧段末端檢測到一定濃度的NO2--N，說明反硝化不*。同期監(jiān)測發(fā)現(xiàn)原水在配水箱中停留時間過長，水解嚴(yán)重而造成COD下降，影響了反硝化效果，造成缺氧段末端和好氧段始端積累較多的NO2--N，抑制了亞硝化反應(yīng)，并為硝化菌提供大量的底物。一般在其后第2天出水中NO2--N的積累率下降，說明這種響是滯后的，而且短期內(nèi)可以恢復(fù)。
　　此外，反硝化不*會造成出水中殘余NO2--N濃度較高，這會影響后續(xù)消毒效果和消毒劑用量。因此，對于A/O工藝有必要監(jiān)測原水的水質(zhì)、水量變化以判斷有機碳源是否充分，并及時調(diào)整內(nèi)循環(huán)比來實現(xiàn)比較*的反硝化。
2.6HRT的影響
　　在試驗的第23天和35天，出水中NO2--N含量僅占TN的40%左右，這是由于HRT增至12h造成的，說明NO2--N的積累與HRT相關(guān)。因硝化反應(yīng)存在滯后現(xiàn)象，故控制較短的HRT有助于NO2--N的積累。同時，延時曝氣可以減少NO2--N的積累。試驗中A/O工藝的HRT為6～8h，這既可保證NH3-N的充分硝化，又能促進NO2--N的積累。
　　設(shè)計傳統(tǒng)脫氮工藝時通常不考慮HRT對硝化類型的影響，認(rèn)為亞硝化菌在常溫下的數(shù)量和活性在硝化系統(tǒng)中都不占優(yōu)勢。如果僅控制HRT且使其值較小，則可能存在NO2--N的積累，但NO2--N的積累率很難達到50%以上。
2.7　污泥濃度和泥齡的影響
　　試驗啟動后測得初期反應(yīng)器內(nèi)MLSS約為1287mg/L(不排泥)，到第17天的MLSS達到2122mg/L，但隨后由于蠕動泵故障又導(dǎo)致MLSS迅速下降到1014mg/L，之后仍然不排泥，到MLSS濃度達3412g/L時泥齡已達35d以上。由于長期不排泥，泥齡遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于常溫下亞硝化菌和硝化菌的世代時間，二者在反應(yīng)器內(nèi)都可能形成優(yōu)勢菌種。試驗階 段曾出現(xiàn)過NO2--N積累率的波動，也說明反應(yīng)器內(nèi)硝化菌和亞硝化菌長期共存，而發(fā)生短程硝化反硝化主要是因為硝化菌的活性受到抑制，使得硝化反應(yīng)滯后于亞硝化反應(yīng)的時間更長，同時控制HRT可使A/O工藝通過短程硝化反硝化途徑實現(xiàn)脫氮。 

3　結(jié)論 

　?、貯/O工藝在常溫(18～25℃)下可以發(fā)生比較穩(wěn)定的短程硝化反硝化。
　?、谠趐H＜7.5時也可能發(fā)生短程硝化反硝化，這對生活污水的處理具有重要意義。
　?、巯趸鷮賹ν饨绛h(huán)境很敏感，即使FA很低(0.06mg/L)也會產(chǎn)生抑制作用，但FA濃度不會單獨成為影響亞硝酸鹽積累的主要因素。
　?、芊聪趸欠?將影響硝化類型。反硝化不*時硝化類型向全程硝化轉(zhuǎn)化，一旦反硝化比較*則可以在短時間內(nèi)恢復(fù)短程硝化反硝化。
　?、菀蛳趸磻?yīng)存在滯后現(xiàn)象，故控制較短的HRT有助于NO2--N的積累。同時，延時曝氣可以減少NO2--N的積累。
　?、薹磻?yīng)器內(nèi)的泥齡≥35d時硝化菌和亞硝化菌長期共存。發(fā)生短程硝化反硝化主要因為硝化菌的活性受到抑制而不是數(shù)量少。