玉米淀粉廢水短程硝化快速啟動(dòng)及其穩定性

　　玉米淀粉廢水具有碳、氮、磷和固體懸浮物等污染物濃度高、無(wú)毒且生化性很好的特點(diǎn), 目前共識的做法是采用以“厭氧+好氧”為主體的生物處理技術(shù), 并結合物理和化學(xué)處理的組合技術(shù)實(shí)現處理目標.在該處理技術(shù)中, “厭氧工藝段”的出水基本屬于高氨氮、低C/N的水, 因此基于傳統生物脫氮原理運行的“好氧工藝段”普遍存在氧化氨氮的能耗高、堿耗高(因缺少反硝化對堿度的補充作用, 高濃度氨氮的氧化過(guò)程需向水中補充大量的堿)的問(wèn)題, 而且隨著(zhù)行業(yè)標準(GB 25461-2010)的實(shí)施, 出水TN嚴重超標的問(wèn)題更顯得尤為突出.

　　厭氧氨氧化(ANAMMOX)是目前已知的最經(jīng)濟和簡(jiǎn)潔的生物脫氮途徑, 其對于處理高氨廢水, 特別是低C/N廢水, 具有重大的潛在實(shí)用價(jià)值.參與ANAMMOX的反應基質(zhì)是NH4+-N、NO2--N, 兩者質(zhì)量比的理論值為1:1.32, 然而實(shí)際生活污水和工業(yè)廢水中的氮素, 主要以氨氮的形式存在, 硝態(tài)氮的含量幾乎為零.因此, 實(shí)現ANAMMOX的前提是能夠為ANAMMOX過(guò)程提供足量的亞硝酸鹽.另一方面與傳統的生物脫氮工藝相比較, 將氨氧化至亞硝酸鹽階段直接進(jìn)行反硝化的短程硝化反硝化工藝, 也能夠獲得很好的節能降耗效果, 它可減少25%的供氧量和40%的反硝化碳源, 還能夠大幅度提高反硝化速率和減少污泥產(chǎn)量等.可見(jiàn), 如何獲得長(cháng)期穩定的短程硝化是實(shí)現上述脫氮新技術(shù)在實(shí)際中應用的關(guān)鍵.

　　近些年來(lái), 許多學(xué)者對于如何通過(guò)系統運行條件的控制來(lái)實(shí)現短程硝化進(jìn)行了大量的研究, 結果表明, 高pH值、高游離氨(FA)濃度、高溫和低溶解氧(DO)等能抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB)增殖或活性, 從而使氨氧化菌(AOB)在系統中占據優(yōu)勢而實(shí)現短程硝化.玉米淀粉廢水同時(shí)具有高氨氮和高溫的特點(diǎn), 而氨氮與FA濃度具有正相關(guān)性, 因此對于玉米淀粉廢水實(shí)現短程硝化非常有利.但實(shí)踐表明, 若不加以馴化及控制其短程硝化也很難實(shí)現.本文采用SBR反應器, 以某大型玉米淀粉企業(yè)廢水處理站厭氧段出水為研究對象, 利用高溫、高pH和低DO等多重抑制因素, 快速啟動(dòng)短程硝化, 然后在此基礎上, 進(jìn)一步研究在逐漸取消高pH、高溫抑制因素后, 系統短程硝化的穩定性及其控制策略, 以期為玉米淀粉廢水處理新工藝的研發(fā)提供技術(shù)支撐.

　　1 材料與方法1.1 試驗裝置

　　SBR反應器由有機玻璃制成, 上部為圓柱形, 高55 cm, 內徑19 cm, 底部為圓臺形, 總有效容積為12 L.反應器以小型黏砂頭作為微孔曝氣頭, 采用小型充氧泵曝氣充氧; 反應器側壁上設有排水口, 底部設有排泥放空管; 反應器中設有攪拌裝置, 根據需要在非曝氣條件下, 啟動(dòng)攪拌裝置進(jìn)行缺氧反硝化反應; 在反應器中可以根據需要投放pH和DO傳感器, 在線(xiàn)監測反應過(guò)程中pH和DO的變化; 在DO傳感器上同時(shí)設有溫度傳感器, 可通過(guò)DO儀反應系統內的溫度; 反應器中還同時(shí)設有溫控裝置, 可根據需要調節反應器溫度.

　　1.2 試驗用水及接種污泥

　　試驗用水取自某大型玉米淀粉企業(yè)廢水處理站厭氧段出水, 其水質(zhì)為COD 250~550 mg·L-1, NH4+-N 270~360 mg·L-1, NOx--N < 0.5 mg·L-1, PO43--P 50~70 mg·L-1, pH 7.1~7.4.

　　試驗用污泥取自長(cháng)春市某城市污水處理廠(chǎng)曝氣池.

　　1.3 運行方式及檢測方法

　　為了使反硝化過(guò)程產(chǎn)生的堿度能夠有效地補充到硝化段和充分利用進(jìn)水中的有機物為反硝化服務(wù), SBR反應器按照一次進(jìn)水曝氣硝化→二次進(jìn)水投加碳源攪拌反硝化→曝氣硝化→投加碳源攪拌反硝化→短時(shí)曝氣吹脫→沉淀/排水的方式周期式運行.采用瞬時(shí)進(jìn)水, 根據進(jìn)水的NH4+-N濃度, 在第一次進(jìn)水后一次性投加適量NaHCO3溶液調整堿度, 保證硝化過(guò)程堿度充足; 一周期兩次的進(jìn)水量相同, 即進(jìn)水氮負荷相同, 只因稀釋作用, 第二次進(jìn)水和第二次硝化結束時(shí)混合液的氮濃度相對第一次要低一些; 采用pH和DO參數的變化控制硝化與反硝化過(guò)程, 反硝化碳源充足, 因此在系統運行穩定階段, 每次硝化和反硝化結束時(shí), 系統中相應的NH4+-N和NOx--N濃度都很低(< 2 mg·L-1); 系統的總充水比約為0.6, 每天運行1周期.在本實(shí)驗中, 不論是在短程硝化快速啟動(dòng)階段, 還是在后面的穩定性試驗階段, SBR反應器均按照上述方式周期式運行.

　　檢測方法：NH4+-N采用納氏試劑分光光度法; NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N采用麝香草酚分光光度法; COD采用快速消解法; 污泥濃度采用重量法.文中的各種水質(zhì)參數, 均為經(jīng)過(guò)濾或經(jīng)高速離心去除固體成分后的檢測結果.

　　本試驗結果表明, 一周期中兩次硝化過(guò)程的亞硝酸鹽氮積累率基本一致, 本文僅以第一次進(jìn)水后曝氣硝化過(guò)程的試驗數據為例, 討論短程硝化的快速啟動(dòng)及其穩定性問(wèn)題.

　　2 結果與討論2.1 短程硝化快速啟動(dòng)

　　將取來(lái)的污泥, 先加入自來(lái)水悶曝24 h, 然后按照上述運行方式, 控制反應器充滿(mǎn)時(shí)系統內的污泥濃度為8 000~10 000 mg·L-1, 采用高溫、高pH和低DO等多重抑制因素, 啟動(dòng)短程硝化馴化過(guò)程.具體運行條件為, 投加NaOH溶液控制pH為7.8~8.2, 控制反應溫度為(30±1)℃、正常硝化段的DO為0.7~1.0 mg·L-1, 進(jìn)水NH4+-N濃度根據需要調整, 在硝化后期以pH參數由下降轉為上升, 同時(shí)結合DO參數的快速上升控制結束曝氣進(jìn)程. 圖 1是馴化過(guò)程中連續17個(gè)周期的試驗結果.

　　圖 1

圖 1 NH4+-N、NO3--N、NO2--N及NO2--N積累率隨馴化周期的變化過(guò)程

　　在前兩個(gè)周期, 將淀粉廢水稀釋使進(jìn)混液的NH4+-N濃度為36 mg·L-1左右, 由圖 1可見(jiàn), 取來(lái)的接種污泥具有良好的硝化性, 但曝氣結束時(shí)混合液的NO2--N濃度幾乎為0 mg·L-1, 說(shuō)明接種的污泥為全程硝化污泥.

　　調整廢水的稀釋比, 將進(jìn)混液的NH4+-N濃度增至54~67 mg·L-1(平均61 mg·L-1), 繼續運行了10個(gè)周期(3~12周期, 圖 1).在新的進(jìn)水條件下, 硝化菌的活性受到了影響, 在前幾個(gè)周期, 曝氣結束時(shí)仍有剩余的NH4+-N未被氧化.隨著(zhù)硝化菌對環(huán)境的逐漸適應, 經(jīng)過(guò)3、4個(gè)周期運行后, 曝氣結束時(shí)混合液的NH4+-N濃度很快降低至2 mg·L-1以下并趨于穩定.從圖 1可見(jiàn), 進(jìn)水NH4+-N濃度增加后, 曝氣結束時(shí)NO2--N的積累率持續上升, 運行到馴化的第12周期時(shí), 混合液NO2--N濃度達到36 mg·L-1, 積累率已接近62%.從第13周期開(kāi)始, 進(jìn)水改為不經(jīng)稀釋的原水(進(jìn)混液NH4+-N濃度為78~100 mg·L-1, 平均為85 mg·L-1), 圖 1中給出了5個(gè)周期(13~17周期)的試驗數據.可見(jiàn), 提高NH4+-N濃度后的頭一個(gè)周期, 即馴化的第13周期, NO2--N的積累率略有降低(由62%降至60%), 這可能是AOB的活性受到了高NH4+-N的沖擊影響, 從第14周期開(kāi)始NO2--N的積累率恢復呈快速上升狀態(tài), 直到馴化的第17周期, NO2--N的積累率上升至83.4%, 并且此時(shí)NO2--N的積累率仍處在快速上升階段(圖 1).

　　結果表明, 控制SBR硝化過(guò)程具有較高的溫度(30℃±1℃)、較高的pH(7.8~8.2)和較低的DO(正常硝化段為0.7~1.0 mg·L-1), 同時(shí)結合pH和DO參數對硝化過(guò)程的在線(xiàn)控制, 對于本試驗中的淀粉廢水, 可以經(jīng)過(guò)17個(gè)周期的馴化培養, 快速啟動(dòng)短程硝化(NO2--N積累率超過(guò)80%).

　　2.2 pH對短程硝化穩定性的影響

　　將上述培養的短程硝化污泥一分為二, 分別投加在兩個(gè)相同的1號和2號SBR反應器內.在運行過(guò)程中, 兩反應器進(jìn)水水質(zhì)相同, 1號系統在曝氣過(guò)程中, 仍投加NaOH溶液維持系統pH在7.8以上, 2號系統不控制pH.由于生物硝化的產(chǎn)酸特性, 2號系統在曝氣過(guò)程中pH可降至7.0左右.兩反應器的其他運行條件與馴化階段相同, 只是由于稀釋作用, 兩反應器充滿(mǎn)時(shí)系統的污泥濃度均降至4 000~5 000 mg·L-1.

　　取自企業(yè)的生產(chǎn)廢水水質(zhì)具有波動(dòng)性, 本試驗階段進(jìn)混液NH4+-N的平均濃度為91 mg·L-1(略高于上一階段), 13個(gè)周期的試驗結果見(jiàn)圖 2.從中可見(jiàn), 降低污泥濃度后, 兩個(gè)反應器同樣都能夠獲得良好的硝化效果, 但pH的變化, 對NO2--N的積累率有一定影響.控制pH的1號系統, 曝氣結束時(shí)繼續延續了NO2--N積累率持續上升的趨勢, 并在第7周期積累率達到95%以上, 之后積累率在緩慢上升過(guò)程中漸近穩定, 曝氣結束時(shí)相應的NO3--N濃度也在緩慢下降過(guò)程中趨于2~3 mg·L-1.取消對pH限制的2號系統, 第1周期NO2--N的積累率由83.4%降至74.6%, 曝氣結束時(shí)NO3--N濃度超過(guò)17 mg·L-1, 在之后的6個(gè)周期中NO2--N積累率具有波動(dòng)性, 從第7周期開(kāi)始NO2--N的積累率恢復上升趨勢, 最后運行到第13周期, 積累率上升至94%, 曝氣結束時(shí)NO3--N濃度降至5.3 mg·L-1.可見(jiàn), 在曝氣過(guò)程中取消對系統pH的限制, 對于已經(jīng)啟動(dòng)短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統, 維持較高的溫度和較低的DO, 并結合對硝化過(guò)程的在線(xiàn)控制, 同樣可獲得穩定的短程硝化效果.

　　圖 2

圖 2 pH對短程硝化穩定性的影響

　　2.3 溫度對短程硝化穩定性的影響

　　維持1號系統溫度(30±1)℃不變, 將2號系統溫度從(30±1)℃降至23~24℃.兩系統進(jìn)水水質(zhì)相同, 曝氣過(guò)程中均不控制pH, 其他運行條件與馴化階段相同, 進(jìn)混液NH4+-N的平均濃度為98 mg·L-1.在該條件下運行13個(gè)周期的試驗結果見(jiàn)圖 3.

　　圖 3

圖 3 溫度對短程硝化穩定性的影響

　　從圖 3可見(jiàn), 1號系統NO2--N的積累率繼續延續了上一階段的上升趨勢, 其積累率最終穩定在98%左右; 同時(shí)取消高pH及高溫限制的2號系統, 經(jīng)過(guò)3個(gè)周期的適應后, 從第4周期開(kāi)始, 曝氣結束時(shí)NO2--N的積累率仍然由94%逐漸上升至98%后趨于穩定, NO3--N也相應地由5.2 mg·L-1逐漸降低到1.5 mg·L-1后趨于穩定.可見(jiàn), 對于已經(jīng)實(shí)現短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統, 在曝氣過(guò)程中, 同時(shí)取消高pH及高溫的限制, 在常溫和較低DO的條件下, 結合對硝化過(guò)程的在線(xiàn)控制, 仍然可以獲得短程硝化的穩定運行.

　　2.4 氨氮濃度對短程硝化穩定性的影響

　　前兩個(gè)試驗階段, 進(jìn)混液NH4+-N的平均濃度為91~98 mg·L-1, NH4+-N與FA濃度具有正相關(guān)性, 較高FA濃度有利于A(yíng)OB的富集.本階段進(jìn)一步探查較低的NH4+-N濃度對短程硝化穩定性的影響.

　　在試驗過(guò)程中, 保證進(jìn)水堿度充足, 兩系統均不控制pH, 控制溫度均為23~24℃, 1號系統進(jìn)混液的NH4+-N濃度降為35~65 mg·L-1(前8周期55~65 mg·L-1, 后5周期35 mg·L-1), 2號系統仍然進(jìn)原水, 進(jìn)混液NH4+-N平均濃度為95 mg·L-1, 其他運行條件與馴化階段相同.

　　試驗結果見(jiàn)圖 4, 在本階段13個(gè)試驗周期中, 降低進(jìn)水NH4+-N濃度的1號系統與正常進(jìn)原水的2號系統, 曝氣結束時(shí)NO3--N濃度都很低(< 2 mg·L-1), NO2--N的積累率基本一致, 都能穩定在98%左右.這表明, 至少在試驗的13個(gè)周期中, 短程硝化的特性并不存在有向全程硝化轉變的跡象.由于降低進(jìn)水的氨氮濃度對高氨氮的玉米淀粉廢水短程硝化研究意義不大, 因此關(guān)于低氨氮對短程硝化穩定性的影響沒(méi)有作長(cháng)期運行觀(guān)察.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　圖 4

圖 4 NH4+-N對短程硝化穩定性的影響

　　2.5 短程硝化的長(cháng)期穩定運行與分析

　　不計馴化階段的運行周期數, 后面3個(gè)階段1號和2號系統都運行了39個(gè)周期, 其中在溫度為23~24℃和不限制曝氣過(guò)程pH的條件下, 1號系統連續運行了13個(gè)周期, 2號系統連續運行了26個(gè)周期.在這39個(gè)周期中, 兩系統都獲得了短程硝化的穩定運行, 并且NO2--N的積累率總體上都能夠逐漸提高至98%左右后趨于穩定.為了進(jìn)一步考證在常溫(23~24℃)和不限制pH的條件下, 短程硝化的長(cháng)期穩定性, 對于2號系統, 采用自動(dòng)控制裝置, 以原水為進(jìn)水, 仍然按照分兩次進(jìn)水的運行方式周期式自動(dòng)運行, 控制正常硝化段DO為0.7~1.0 mg·L-1, 每天運行1周期, 一共運行了40個(gè)周期, 試驗結果見(jiàn)圖 5.

　　圖 5

圖 5 2號系統短程硝化長(cháng)期穩定運行試驗結果

　　根據圖 5并結合前兩個(gè)階段2號系統, 在常溫及不限制pH條件下運行的26個(gè)周期的試驗結果可知, 2號系統在相同運行條件下獲得了連續66個(gè)周期的短程硝化穩定運行, 并且最終NO2--N的積累率可穩定在98%以上.可見(jiàn), 對于已經(jīng)實(shí)現短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統, 在堿度充足、溫度為23~24℃、正常硝化段DO為0.7~1.0 mg·L-1的條件下, 結合對硝化過(guò)程的在線(xiàn)控制, 可以獲得短程硝化的長(cháng)期穩定運行.分析其原因, 首先是在馴化階段采用多重抑制因素, 有效地抑制了NOB活性, 使AOB快速成為系統中的優(yōu)勢菌, 這是保證后續短程硝化穩定運行的前提; 其次, 在后續分階段的試驗過(guò)程中, 雖然逐漸取消了有利于短程硝化的pH和溫度限制因素, 但在曝氣過(guò)程中, 適宜的環(huán)境條件及實(shí)施的在線(xiàn)控制策略, 仍然可以鞏固AOB優(yōu)勢菌的地位.現分析如下.

　　2.5.1 曝氣過(guò)程中較高的pH環(huán)境

　　目前, 適合于硝化菌(AOB和NOB)生長(cháng)的最佳pH尚無(wú)定論, 一般認為適宜AOB生長(cháng)的pH為7.0~8.5, 適宜NOB生長(cháng)的pH為6.0~7.5. Balmelle等認為, 適合于A(yíng)OB生長(cháng)的最佳pH為8.5左右; 徐冬梅等[17]的試驗表明, 短程硝化要求的pH最好控制在7.4~8.3之間; 郭海娟等認為, 在進(jìn)水氨氮濃度為200 mg·L-1的條件下, pH>6.8時(shí)也不會(huì )影響NO2--N積累的穩定性.

　　本試驗在短程硝化運行穩定階段, 在常溫和取消對pH限制的條件下, pH和NH4+-N隨曝氣時(shí)間變化的典型周期見(jiàn)圖 6.從中可見(jiàn), 在176 min的曝氣過(guò)程中, pH的變化范圍是7.1~8.0.按照上述觀(guān)點(diǎn), 這一pH范圍均適宜AOB生長(cháng).

　　圖 6

圖 6 在常溫和不控制pH條件下pH和NH4+-N隨曝氣時(shí)間的典型變化過(guò)程

　　2.5.2 曝氣過(guò)程中較高的FA濃度

　　由NH3+H2O⇌NH4++OH-可知, 進(jìn)水中的NH4+-N濃度與pH耦合可直接影響系統中的FA濃度. FA對NOB和AOB均會(huì )產(chǎn)生抑制作用, 但對NOB的抑制作用更為明顯.目前, 關(guān)于FA對NOB和AOB的抑制濃度尚無(wú)定論, Anthonisen等認為, FA對NOB的抑制濃度為0.1~1.0 mg·L-1, 對AOB的抑制濃度為10~150 mg·L-1; 徐冬梅等的試驗結果為, 當FA達到0.6 mg·L-1時(shí)幾乎可以完全抑制NOB的生長(cháng), 劉牡等也得到了類(lèi)似的試驗結果.在本試驗條件下, 以圖 6為例(反應溫度為24℃、進(jìn)混液NH4+-N濃度為91 mg·L-1、pH的變化范圍為7.1~8.0), 由FA的計算公式得, 在176 min的曝氣過(guò)程中, FA≥0.6 mg·L-1的歷時(shí)約為124 min, 0.6 mg·L-1>FA≥0.1 mg·L-1的歷時(shí)為36 min.這表明, 在曝氣過(guò)程中, 對NOB完全抑制的時(shí)間占70.5%, 對NOB有抑制作用的時(shí)間占20.5%, 兩者合計達91%.

　　2.5.3 硝化過(guò)程較低的DO濃度

　　AOB和NOB均為專(zhuān)性好氧菌, AOB的氧飽和常數為0.2~0.4 mg·L-1, 而NOB的氧飽和常數為1.2~1.5 mg·L-1, AOB相對NOB具有更強的對氧的親和力, 因此可以通過(guò)控制DO在較低的水平來(lái)抑制NOB生長(cháng), 實(shí)現亞硝酸鹽的積累. Ruiz等的研究認為, 實(shí)現亞硝酸鹽積累的DO為0.7~1.4 mg·L-1, 最佳DO為0.7 mg·L-1; Tokutomi的研究發(fā)現, 硝化菌群在DO為1 mg·L-1的條件下, AOB的比增長(cháng)速率是NOB的2.6倍.本試驗在曝氣的正常硝化段, DO控制在0.7~1.0 mg·L-1, 有利于亞硝酸鹽的積累.

　　在曝氣過(guò)程中, 上述pH和FA兩個(gè)因素, 雖然都存在有適合NOB生長(cháng)的條件, 但對于已經(jīng)實(shí)現短程硝化的系統, 占有絕對優(yōu)勢的AOB會(huì )強烈地爭奪DO來(lái)氧化氨氮, 再結合較低DO濃度的控制策略, 使占劣勢的NOB因得不到足夠的DO而在一周期有限的曝氣時(shí)間內被逐漸淘汰.因此, 曝氣過(guò)程中較高的pH環(huán)境、較高的進(jìn)水氨氮濃度和較低DO濃度的控制策略是短程硝化長(cháng)期穩定運行的有利條件.

　　2.5.4 在線(xiàn)控制策略

　　盡管硝化過(guò)程是一個(gè)序列反應, 先由AOB把氨氧化成亞硝酸鹽, 再由NOB把亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽, 而且氨和亞硝酸鹽分別為AOB和NOB的唯一能源.但在A(yíng)OB和NOB均為優(yōu)勢菌的全程硝化污泥中, 對硝化過(guò)程實(shí)施在線(xiàn)控制卻很難獲得亞硝酸鹽積累.這是由于A(yíng)OB的酶系統十分復雜, 氨被氧化成亞硝酸鹽要經(jīng)歷3個(gè)步驟(NH3或NH4+→NH2OH→NOH→NO2-) 6個(gè)電子變化, 而亞硝酸鹽被氧化成硝酸鹽只需經(jīng)歷1個(gè)步驟(NO2-→NO3-) 2個(gè)電子變化, 相對簡(jiǎn)單; 另一方面, 由于A(yíng)OB和NOB兩種菌適應的生長(cháng)環(huán)境十分接近, 在常規的曝氣過(guò)程中很難獲得AOB的單獨優(yōu)勢生長(cháng).因此在全程硝化污泥中曝氣時(shí), 氨被AOB氧化為亞硝酸鹽的同時(shí), 又會(huì )被NOB迅速氧化為硝酸鹽, 即硝化的兩個(gè)反應過(guò)程在時(shí)間上雖然有先后, 但在空間上卻同時(shí)進(jìn)行.然而, 在以AOB為優(yōu)勢菌的短程硝化污泥中, 實(shí)施對硝化過(guò)程的在線(xiàn)控制, 則可以在A(yíng)OB將氨完全氧化為亞硝酸鹽的同時(shí), 實(shí)時(shí)停止曝氣進(jìn)程, 從而可有效地抑制在繼續曝氣過(guò)程中NOB的增殖, 進(jìn)而可避免亞硝酸鹽被繼續氧化為硝酸鹽.因此, 本試驗中采用pH和DO參數在線(xiàn)控制硝化過(guò)程的策略, 是對已實(shí)現短程硝化的系統長(cháng)期穩定運行的保證.

　　3 結論

　　(1) 控制系統溫度為(30±1)℃、pH為7.8~8.2、正常硝化段DO為0.7~1.0 mg·L-1, 再結合pH和DO參數對硝化過(guò)程實(shí)施在線(xiàn)控制, 可以經(jīng)過(guò)17個(gè)周期的馴化培養, 快速啟動(dòng)短程硝化(NO2--N積累率超過(guò)80%).

　　(2) 對于已啟動(dòng)短程硝化的玉米淀粉廢水SBR處理系統, 逐漸取消對系統高溫及高pH的限制, 在堿度充足、常溫(23~24℃)和較低DO(正常硝化段為0.7~1.0 mg·L-1)條件下, 結合對硝化過(guò)程的在線(xiàn)控制, 最終可以獲得NO2--N積累率超過(guò)98%的短程硝化長(cháng)期穩定運行.

　　(3) 先采用高溫、高pH和低DO, 并結合對硝化過(guò)程在線(xiàn)控制快速啟動(dòng)短程硝化, 然后再逐漸取消對系統高pH及高溫限制的控制策略, 對于具備較高氨氮濃度和較高溫度的現場(chǎng)玉米淀粉廢水實(shí)現長(cháng)期穩定的短程硝化具有現實(shí)意義.(來(lái)源：環(huán)境科學(xué) 作者：龍北生)