隨著我國水體富營養化問題的日趨嚴重以及污水排放規范的提升，氮的去除成為水處置范疇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，進一步造成氮自然循環的嚴重毀壞。硝酸鹽可被復原為亞硝酸鹽，亞硝酸鹽會形成高鐵血紅蛋白癥，以至會誘發癌癥，對人體形成危害。水中過高濃度的硝酸鹽還可造成溫室氣體N2O的產生。

　　目前去除水中硝酸鹽的辦法主要有化學復原、反滲透、電滲析、離子交換、生物反硝化等。化學復原法可分為生動金屬復原法和催化復原法。前者以鐵、鋁、鋅等金屬單質為復原劑，處置效果較差，且有亞硝酸鹽生成;后者以氫氣及甲酸、甲醇等為復原劑，通常需有催化劑存在，本錢較高，且氫氣應用過程中存在保證風險。反滲透、電滲析、離子交換等辦法雖可有效去除水中的硝酸鹽，但本錢較高，且會產生大量廢水。生物反硝化辦法是目前已投入適用的較好辦法，具有高效低耗的特性。但傳統的反硝化技術受廢水濃度和負荷的限制難以進行高濃度硝酸鹽工業廢水處理。

　　缺氧膨脹床(AEB)反響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置中的應用，其載體粒徑小，比外表積大，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，提升反響器處置負荷并有效降低運轉維護費用。

　　本研討采用AEB反響器處置高濃度硝酸鹽廢水，研討了反響器的快速啟動和掛膜特性，以及在反硝化連續流運轉條件下對硝酸鹽廢水的處置效果。

　　1、實驗局部

　　1.1 資料、試劑和儀器

　　實驗用水為模仿廢水，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調理pH為6左右。

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

　　實驗用試劑均為剖析純。

　　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 實驗設備

　　實驗設備如圖1所示。AEB：自制，主體局部為有機玻璃材質，有效容積5.6L，反響區內徑6cm、高95cm，上部三相別離區內徑15cm、高20cm，填料填充率為反響區的60%。反響器出水區頂部周邊設置集水槽，集水槽側壁裝置溢流堰;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，避免填料流失;在出水區下部側壁設置排泥口，正常狀況下，污泥隨出水排出系統;經過夾套內熱水循環調控反響區溫度，以使其堅持在合適反硝化反響的溫度范圍內。

　　1.3 實驗辦法

　　廢水經過進水泵由底部進入AEB，處置后出水從AEB上端出水口排出，局部出水經過循環泵回流至AEB使填料床層膨脹，其他出水排出系統。廢水進入AEB運轉1d后即有產氣現象，隨著廢水進水量的逐步增加(由5L/d增至10L/d)，運轉7d左右AEB內填料掛膜，同時填料床層內產生較多氣泡，闡明填料層較易掛膜。AEB在8d內完成快速啟動，第9d進入穩定運轉期。兩天取1次進出水水樣實施剖析。

　　1.4 剖析辦法

　　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

　　研討發現，當填料層膨脹率較低時易構成溝流，它的產生使生物膜遭到的剪切力增加;同時反響器床層中呈現“活動死區”，該區域內載體生物膜上產生的氣泡快速上升，氣泡尾流惹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，造成混合性能不好，影響微生物生長。因而，將反響器初始膨脹率設為30%，反響區水流上升速率約70m/h。采用自然掛膜方式，反響器通入配水后，在有機物和營養鹽的條件下填料外表逐步掛膜。一周后，填料外表附著黃棕色生物膜。填料掛膜前后的顯微鏡照片如圖2所示，圖2a為未附著生物膜的暴露填料，圖2b為包裹一層生物膜的填料顆粒。由于載體尺寸的不平均或膜厚不同，造成反響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步增厚(由44μm增至240μm)，微生物量逐步增加，這是由于部分能量分散速率影響了附著生物膜載體顆粒與暴露載體顆粒之間的碰撞。在反響器內：頂部的能量分散速率低，造成生物膜厚度增加;而底部較高的部分能量分散速率障礙了微生物在暴露載體外表的黏附。反響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，而反響器頂部生物膜的較高生長速率和較慢的磨損速率則造成了生物膜厚度較大。

　　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逐步降至394mg/L，COD去除率快速上升，由44.9%升至92.3%;穩定運轉階段，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奉獻，另一方面歸功于填料的物理吸附作用。由于異養菌的繁衍速率較快，能快速構成生物膜，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步上升的趨向。

　　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逐步降至22.3mg/L，NO3--N去除率快速上升，由39.8%升至98.4%;穩定運轉階段，進水ρ(NO3--N)在1339~1505mg/L范圍內，NO3--N去除率穩定在98~99%。啟動初期呈現了NO2--N含量升高的現象，可能是由于順應期反硝化菌的數量較少或NO2--N復原酶的數量缺乏，使得硝酸鹽的反硝化局部停留在NO2--N階段，反硝化不完整所致;8d后，NO2--N的積聚現象消逝。

　　由圖3和圖4能夠看出，反硝化細菌的生長包括順應過程和快速繁衍過程：開端1~2d是反硝化菌的順應過程，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衍，使得反硝化作用逐步加強。

　　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的變化趨向和NO3--N的變化趨向相近;穩定運轉階段，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：在運轉時間內，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反硝化處置效果的影響

　　溫度對AEB反硝化處置效果的影響見表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，闡明溫度在一定范圍內動搖對AEB反硝化處置效果的影響不大;當溫度超越37℃時，COD、NO3--N及TN的去除率開端呈現降落;當溫度升至42℃后，反硝化降解性能降落明顯。在適合的溫度范圍內，隨著溫度的升高，反硝化細菌細胞內的化學反響和酶反響加快，其生長較為疾速，同時期謝生機加強，使得反硝化效果增強。綜上，AEB反硝化的適合溫度范圍為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步增加。

　　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反響器處置高濃度硝酸鹽廢水，反硝化效果穩定高效。穩定運轉階段，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反硝化的適合溫度范圍為25~40℃。