反硝化除磷菌

反硝化除磷菌（精选6篇）

反硝化除磷菌 篇1

摘要：介绍了近年来国外对反硝化除磷系统的研究水平,对影响反硝化除磷的因素进行了分析,同时研究了反硝化除磷作用在运行过程中的影响,从而达到优化反硝化除磷工艺的目的。

关键词：反硝化除磷,反硝化聚磷菌(DPB),影响因素

在污水处理工艺中,生物除磷通常与脱氮同时发生。近几年的研究发现存在着反硝化除磷现象,应用反硝化除磷工艺处理城市污水时不仅可节省曝气量,而且还可减少剩余污泥量,即可节省投资和运行费用。因此科技工作者推断生物除磷至少由两部分组成,即两类菌学说[1]:一部分除磷菌可以同时利用氧气和硝酸盐作为电子受体,即反硝化聚磷菌(简称DPB),另一部分除磷菌仅能利用氧气作为电子受体(称好氧聚磷菌)。由于利用硝酸盐产生的能量要比利用氧气来得低,因此厌氧/缺氧工艺较厌氧/好氧工艺产生的污泥量要少。虽然利用硝酸盐产生的能量低,但富集DPB的工艺系统却能取得相当好的磷去除效果。

1 影响因素的研究

1.1 污泥系统的影响

1.1.1 单污泥系统对反硝化除磷的影响

利用单污泥系统同步脱氮除磷时,需要提供一个好氧段发生硝化反应,以生成的硝酸盐作为DPB的电子受体,因而单污泥系统中的污泥龄设计通常以满足硝化菌的增长,这不利于进行反硝化除磷,尤其是在后置反硝化中。然而,单污泥系统不可避免地会导致有机物过度地被好氧消耗及反硝化活性的降低,并且大量的混合液需从好氧段回流到缺氧段以减少出水中的硝酸盐浓度,因此,最好将硝化系统从总系统中分离出去。

1.1.2 双污泥系统对反硝化除磷的影响

双污泥系统的工艺流程可以实现同步脱氮除磷,且效果相当稳定,而且克服了单污泥系统中硝化菌生长和DPB生长的矛盾,使硝化步骤得到最优控制,并且出水中的硝酸盐浓度很低。但双污泥系统需增设额外的处理构筑物,如沉淀池和硝化池,同时最大的缺点是在DPB污泥回流中含有大量的氨氮。在双污泥系统中氨氮的去除主要受体积交换比的影响,此比值越大,去除效果越好。因而可以看出,在单、双污泥系统中DPB都可利用硝化产生的硝酸盐作为电子受体在缺氧环境中实现反硝化除磷,但双污泥系统运行更为稳定、处理效果也更好,其主要原因是该系统中为硝化菌和反硝化除磷菌创造了最佳的生长环境,且硝化和反硝化除磷各系统的SRT可根据实际运行要求来选定。

1.2 NO2和NO3的影响

理论上DPB也能利用亚硝酸盐作为电子受体进行反硝化除磷。但到目前为止还没有这方面情况的明确报道。1996年Kuba等在利用厌氧/好氧/缺氧SBR即(AOA)SBR工艺中,在研究溶解氧对反硝化除磷菌活性的影响时,发现亚硝酸盐对反硝化除磷有严重的抑制作用,但他们并没有得出硝酸盐抑制缺氧吸磷的具体原因,根据Cech等[2]在1993年发表的报道,他们认为可能是因为污泥中G-细菌突然大量累积,第二个可能的原因是在厌氧段残留了大量的硝酸盐,从而影响磷的厌氧释放。Dae Sung Lee等[3]在2001年利用厌氧/好氧/缺氧/好氧SBR即(AO)2SBR工艺中,在研究加强磷吸收的试验过程中,发现在缺氧阶段出现了亚硝酸盐浓度下降的现象,因此他们推断亚硝酸盐也有可能作为电子受体进行磷吸收。他们从(AO)2SBR池中取出污泥并分别加入10 mg/L NO-3-N,10 mg/L NO-2-N以及5 mg/L NO-3-N和5 mg/L NO-2-N的混合溶液。根据试验他们认为:只要存在亚硝酸盐、硝酸盐或者二者都有时,就会出现磷的缺氧吸收;只要亚硝酸盐浓度低于10 mg/L NO-2-N都不会对磷的缺氧吸收产生不良影响。与Kuba的试验结果不同的是,Dae Sung Lee在试验过程中使(A/O)SBR中的污泥经常处于有亚硝酸盐存在的环境中。

1.3 污泥停留时间(SRT)的影响

反硝化除磷工艺的单、双污泥系统由于硝化段设置方式的不同,其对SRT的要求也不同。在UCT工艺中最小泥龄须优先考虑硝化菌,但如果出现在温度较低的情况时,由于DPB对低温很敏感,故它们的最小泥龄大于硝化菌的最小泥龄;而A2N工艺就不用考虑硝化菌的SRT,只需注意DPB的SRT。HAO(2001年)对UCT和A2N工艺的模拟试验结果表明:当温度较低时(如T=5 ℃)DPB需要较长的SRT才能在系统中存活,并且A2N工艺的反硝化速度受温度影响较大,而DPB的泥龄变化对反硝化速度没有大的影响;当SRT≥15 d,T≥10 ℃时,UCT工艺的脱氮最高。Merzouki(2001年)等[4]报道SRT反硝化除磷系统的SRT=15 d时对除磷更为有利,SRT过长会出现磷的“自溶”现象。

1.4 pH的影响

Kuba等[5]在1997年进行了pH对DPB厌氧释磷影响的研究,试验发现pH对HAC消耗速率的影响很小。相反,对厌氧释磷有很大影响,这导致了P/C值(释放的P/吸收的HAC)随pH值的增大而增大的结果,并当pH=7.5时P/C值达到高峰,然后随着pH继续增大P/C值又开始下降。Kuba等人进行试验,研究表明在pH=8的情况下,HAC全部消耗完P后,取样测定污泥中发现确实出现了磷的沉淀现象,实际的P/C值比理论值少20%。他的发现和Smolders研究pH值对(A/O)SBR工艺运行影响的结果一致;在pH=7的情况下,没有发现磷的沉淀物。

以上试验结果表明,研究生物反硝化除磷时必须严格控制pH值,另一方面也表明在生产实践中,一些磷酸盐会以沉淀物的形式存在。

2 结语

反硝化除磷工艺具有节省能源和COD,剩余污泥产量低等许多好氧除磷法无法比拟的优势。目前,国外对反硝化除磷技术的研究非常活跃,已从基础性研究发展到了工程应用阶段,人们对反硝化除磷机理有了更清楚的认识,同时研究其数学模型来优化反硝化除磷工艺,可进一步提高它的可控性。

参考文献

[1]Kuba T,Van Loosdrecht M C M.Phosphorus removal fromwastewater by anaerobic-anoxic sequencing batch reater[J].Wat Sci Tech,1993,27(5):241-252.

[2]Cech J S,Wanner J,Kos M.New process design for biologicalnutrient removal[J].Wat Sci Tech,1993(25):445-448.

[3]Dae Sung Lee,Che Ok Jeon,Jong Moon Park.Biological nitro-gen removal with enhanced phosphate uptake in a sequencingbatch resctor using single sludge system[J].Wat Res,2001,35(6):3968-3976.

[4]Merzouki M,Bernet N.Biological denitrifying phosphorus re-moval in SBR:effect of added nitrate concentration and sludgeretention time[J].Wat Sci Tech,2001,43(3):191-194.

[5]Kuba T,Van Loosdrecht M C M,Heijnen J J.Biological de-phosphatation by activated shudge under denitrifying condi-tions:pH influence and occurrence of denitrifying dephosphata-tion in a full-scale wastewater treatment plant[J].Wat SciTech,1997,36(12):75-82.

反硝化除磷菌 篇2

摘要：阐述了目前生物除磷机理的研究进展情况,介绍了目前反硝化除磷的原理、作用菌群.并对目前在反硝化基础之上发展起来的几种反硝化除磷工艺进行比较说明.作 者：闻人银峰 李祥 Wenren Yinfeng LI Xiang 作者单位：闻人银峰,Wenren Yinfeng(淅江省余姚市环境保护局,浙江,余姚,315400)

李祥,LI Xiang(苏州科技学院,环境科学与工程学院,江苏,苏州,215011)

反硝化除磷菌 篇3

根据报道,强化反硝化吸磷过程,COD节省量可达30%左右,同时,磷以硝态氮为电子受体被吸收降低了好氧区耗氧量。 研究称, 耗氧量可降低20%左右［1］。 由于利用硝酸盐作为电子受体产生的能量比用氧做电子受体低,所以与好氧吸磷过程相比,反硝化吸磷过程的细胞产率较低,系统剩余污泥产量可减少30%［2－3］。 因此,在同步脱氮除磷工艺中稳定维持并促进反硝化吸磷过程既可减少能量消耗、实现剩余污泥的减量化又可缓解聚磷菌和反硝化菌竞争碳源的矛盾。

反硝化吸磷可被视为一种可持续的污水处理过程, 是未来更高水平污水处理技术的科学依据。但是,同步脱氮除磷系统中的活性污泥反硝化吸磷性能不稳定,对进水水质、运行参数、生态因子的变化反应灵敏,其有效控制理论与技术至今不明。 因此明晰反硝化中间产物NO2--N对反应过程的抑制效果,分析反硝化聚磷菌硝酸盐呼吸代谢过程的关键酶,阐明微生物种群动态演替,对开发DPAOs功能调控策略具有举足轻重的作用。

1 反硝化中间代谢产物对反硝化聚磷菌硝酸盐呼吸代谢过程的抑制

根据研究报道, 反硝化中间产物NO2--N的积累,将对除磷产生抑制作用。 周康群［4］在研究固定生物膜反应器厌氧/缺氧交替运行条件下释磷、吸磷效能时发现,当缺氧段硝酸盐负荷增高时,出现亚硝酸盐积累。 同时,随着硝酸盐量的减少,吸磷量也相应减少。 一旦系统中硝酸盐消耗殆尽,即使系统中还存在大量的亚硝酸盐, 吸磷也随之停止,取而代之的是释磷的开始。 然而,相当部分的资料同时也报道,只要亚硝酸盐的浓度控制得当,亚硝酸盐是可以作为反硝化吸磷的电子受体的。

研究者［5］利用生物除磷系统的污泥,展开了一系列的批量试验研究, 结果表明, 当亚硝酸盐浓度≤4~5 mg/L时,不会破坏反硝化吸磷,相反还可以作为吸磷的电子受体; 但当亚硝酸盐浓度≥8mg/L时,将对反硝化吸磷产生完全的抑制作用。 研究者［6］利用厌氧/缺氧工艺中的聚磷污泥开展了亚硝酸盐对吸磷过程影响的批量试验研究, 结果发现, 亚硝酸盐可以替代氧和硝酸盐作为电子受体,只要亚硝酸盐浓度不大于上限值(115 mg/L),将不会抑制吸磷过程。 但研究人员同时提出用亚硝酸盐来代替氧不如硝酸盐有效。 随后,有研究者［7］对(AO)2SBR系统反硝化聚磷污泥的试验研究发现,NO2--N浓度在低于10 mg/L条件下,同样可以作为DPAOs的电子受体,且其吸磷效率和以NO3--N作为电子受体的效率相当。

综上所述,NO2--N对反硝化吸磷过程有促进或抑制作用,但目前的研究大多集中在宏观环境上从分子水平(基因/酶)上阐明作用机制至今不明。

2反硝化聚磷菌硝酸盐呼吸代谢过程的关键酶

DPAOs硝酸盐呼吸代谢过程包括硝酸盐还原、poly-p合成、 PHA氧化等多个生化反应。 而每个生化反应均由多种酶催化完成,其中,硝酸盐还原酶、 多聚磷酸盐激酶、PHA降解酶为代谢关键酶。 20 世纪50 年代,Evans和Nason在Neurospir crass和植物中首先证实了硝酸盐还原酶的存在［8］由此,硝酸盐还原酶以及硝酸盐代谢的研究进入了一个新的时期。 近年来,硝酸盐还原酶基因已经充分利用分子克隆技术从一系列物种分离得到［9-11］大多数微生物胞内多聚磷酸盐的合成是由多聚磷酸盐激酶(该酶由ppk基因编码)催化的。 该酶能催化磷酸盐残基的可逆转化(从高能供体向多聚磷酸盐链)。

研究者对大肠杆菌中的多聚磷酸盐激酶进行了克隆表达,结果发现,在大肠杆菌中,多聚磷酸盐激酶最终由一个可逆反应将ATP中的磷转化为多聚磷酸盐中的磷,磷酸盐也能在多聚磷酸盐激酶作用下从多聚磷酸盐中释放出来。 ppk编码所编码的多聚磷酸盐激酶在大肠杆菌和其他一些细菌中负责大部分poly-P合成。 在缺失了ppk基因的突变菌株PAOIM5 中,其聚磷能力下降小于5%,且其运动性、群体感应、毒力、胁迫响应上都发生了明显的缺失。 在其超微结构上,核质体发生显著的压缩,细胞包膜扭曲变形,生物膜和外聚合体的形成也发生明显的变化。 菌体由于多聚磷酸盐激酶活性的丧失而使细胞内poly-P水平降低, 导致其超结构改变从而引发细胞功能缺失［12-14］。 PHA氧化是聚磷菌硝酸盐氮呼吸代谢过程中的另一个主要的生化反应由PHA降解酶催化完成［15-17］。

综上所述,目前国内外对聚磷菌中关键酶的研究多集中在硝酸盐还原酶、 多聚磷酸盐激酶、PHA降解酶的基因表达等方面,而关于硝酸盐对关键酶的诱导及阻遏作用、生态因子对关键酶数量及活性的抑制或激活作用则未见研究报道。

3 反硝化吸磷工艺的种群动态变化

为了解同步脱氮除磷工艺的微生物和分子机理,国内外研究者对污水同步脱氮除磷工艺的微生物生态学和遗传学进行了大量的研究。 有研究者［18应用PCR-DGGE技术分析了以乙酸盐作为唯一碳源的A/OSBR反应器启动期污泥的微生物种群结构,结果发现,在富集阶段主要条带的数量出现了下降,表明微生物群落结构趋向简单,其中的聚磷菌与Rhodocyclus(β-Proteobacteria)类似。有研究者［19］应用PCR-DGGE技术研究了SBR反应器在3种不同电子受体(氧、硝酸盐、氧和硝酸盐)条件下运行的DPAOs的特征和微生物多样性, 发现在不同类型的电子受体下微生物群落结构发生改变。 研究者利用PCR-DGGE技术研究了以A/O、A/A/O、A/A方式运行的SBR反应器的生物群落, 结果表明,微生物群落结构大不相同。 于水利等［37］应用PCR-DGGE技术考查了在不同碳源(污水、葡萄糖和乙酸钠)下,3 个SBR反应器中的微生物群落,鉴定结果表明,β-protebacteria,Actinomycessp和 γ-protebacteria只存在于以污水为碳源的反应器内,该反应器内的微生物多样性超过另外两个反应器。

总之, 从微生物生理学和微生物生态学的角度,解析反应系统中的菌群变化,研究系统中菌群间的生态学关系及动态变化规律,可将反应器运行优化、 群落结构及生态环境有机结合, 充分促进DPAOs功能。

4 结论

(1)当浓度在一定范围内时,亚硝酸盐可作为吸磷过程的电子受体。

(2)反硝化聚磷菌硝酸盐呼吸代谢关键酶包括硝酸盐还原酶、多聚磷酸盐激酶、PHA降解酶等3 种。

反硝化除磷菌 篇4

传统生物除磷脱氮工艺和反硝化除磷工艺对比

介绍了传统生物除磷脱氮和反硝化除磷的机理,比较了几个有代表性的传统除磷脱氮工艺和反硝化除磷工艺.通过分析认为反硝化除磷菌(DPB)能够以硝态氮为电子受体,从而大大节省耗氧量,缓解常规工艺对外加碳源的`需求.如何在不增加工艺流程复杂性的同时,在工艺中充分富集DPB是反硝化除磷的关键.

作 者：刘洪波 李卓 缪强强 肖苏林 夏四清 LIU Hong-bo LI Zhuo MIAO Qiang-qiang XIAO Su-lin XIA Si-qing 作者单位：同济大学,污染控制与资源化国家重点实验室,上海,92刊 名：工业用水与废水 ISTIC英文刊名：INDUSTRIAL WATER & WASTEWATER年，卷(期)：200637(6)分类号：X703.1关键词：生物除磷脱氮 反硝化除磷 反硝化除磷菌

反硝化除磷工艺及影响因素研究 篇5

随着反硝化除磷现象的发现, 研究者开始了对反硝化除磷菌的大量研究。该细菌可以在缺氧条件下以硝酸盐为电子受体进行吸磷, 且研究表明反硝化聚磷菌具有与好氧聚磷菌极为相似的代谢特征和同样高的生物除磷效能。由于反硝化聚磷菌的反硝化吸磷能力, 使得除磷和脱氮在同一种环境下, 借助同一种微生物的代谢作用完成, 因此, 能够节约碳源, 降低曝气能耗, 且产生的剩余污泥量大大降低。

笔者通过查阅国内外相关文献, 对反硝化除磷机理、工艺及工艺影响因素进行综述, 并指出了现有研究中存在的问题以及未来的发展方向, 以期为相关行业技术人员提供一定的理论参考。

2 反硝化除磷机理

反硝化除磷菌是在厌氧-缺氧条件下富集的, 兼有反硝化作用和除磷作用的兼性厌氧微生物。

在厌氧阶段, 反硝化聚磷菌吸收水中低分子挥发性有机酸, 并以PHB (聚β-羟基丁酸酯) 形式储存于体内, 与此同时, 细胞内的多聚磷酸盐被水解, 无机磷酸盐被释放到水中。在缺氧阶段, 反硝化聚磷菌以NO-3-N为电子受体, 氧化体内PHB, 利用PHB降解所产生的能量超量吸收水中的无机磷酸盐, 以多聚磷酸盐的形式储存在细胞体内, 从而实现反硝化除磷。通过排放剩余污泥, 实现磷的去除。

3 反硝化除磷工艺

根据硝化菌与反硝化除磷菌在系统中所处的位置, 反硝化除磷工艺可以分为单污泥系统和双污泥系统。

单污泥系统中, DPB、硝化菌及其他菌存在于同一污泥相中, 共同经历厌氧、缺氧和好氧环境。主要工艺形式有UCT、MUCT、BCFS、SBR等。单污泥系统通过硝化、反硝化及强化生物除磷等过程实现氮磷去除, 但是DPB细菌、硝化细菌及其他异养菌同时存在于悬浮增长的混合液中, 硝化菌需要较长的好氧段来实现对氨氮的彻底硝化, 而好氧时间较长则抑制DPB的生长和活性。因此, 单污泥系统运行的关键在于保证DPB适宜的生长条件。

在双污泥系统中, 将硝化细菌与DPB细菌分开于两个不同的反应器中, 可以分别控制硝化细菌和反硝化除磷细菌的环境条件, 形成适宜的生长环境, 能够有效解决除磷和脱氮的矛盾。主要工艺形式有Dephanox、A2N、A2NSBR、PASF、BICT等。

4 反硝化除磷工艺影响因素研究

反硝化除磷工艺不断开发和更新, 研究者致力于工艺运行的研究, 开展了各种运行参数的影响研究。

4.1 碳源种类

在脱氮除磷系统中, 碳源主要用于释磷、反硝化和异养菌正常代谢等方面。一般认为, 反硝化聚磷菌只能利用水中VFA进行厌氧释磷, 因此, 污水中不同形式的碳源只有水解酸化成VFA后, 才能用于厌氧释磷, 而不同形式的有机碳源, 其水解酸化过程不同导致厌氧释磷效果存在差异。初沉池污泥水解产物为碳源时, 反硝化速率为29.58mg/g·h, 甲醇为碳源时反硝化速率为12.38mg/g·h, 生活污水中有机物为碳源时反硝化速率为9.04mg/g·h, 而以内碳源脱氮效率最低, 约为5.4mg/L·h。

最近的研究表明在除磷系统中存在一种与PAO类似的细菌, 聚糖菌GAO在厌氧环境中吸收VFA但不释放磷。因此, 此类细菌与PAO或DPB竞争有限的有机基质。在特定的情况下使PAO/DPB处于不利地位而影响反硝化除磷系统的正常运行。

4.2 碳源浓度

反硝化菌反硝化过程需要碳源, 聚磷菌利用碳源合成PHB, 为后续摄取磷提供能量。研究表明, 在厌氧释磷阶段随着碳源浓度在一定范围内升高, 释磷最大速率增大, 黄建等实验发现COD由200mg/L提高至800mg/L, 最大释磷量由5mg/L提升至50mg/L。而在缺氧阶段聚磷菌摄磷速率随碳源浓度的增大而降低。张红等研究发现COD在80～240mg/L范围内, 缺氧吸磷速率随COD浓度增加而降低。王亚宜等实验表明, 初始COD浓度在100～200mg/L范围内, 缺氧阶段后期水中磷的浓度基本为0mg/L, 且磷的摄取速率随COD浓度的增大而升高。当COD浓度达到300mg/L时, 出水磷浓度增大。可见, 多余的碳源进入缺氧段消耗了电子受体, 进而影响到DPBs的吸磷效率。

4.3 C/N/P比值

资料表明:缺氧条件下反硝化吸磷速率与厌氧段合成的PHB有关。丁彩娟研究表明:在缺氧条件下以硝酸盐作为电子受体的反硝化除磷中PHB的消耗量与吸磷量及脱氮量之间呈典型的指数关系;C/N为9～30, C/P为23～58时反硝化除磷效果最佳。郭海娟等研究表明:当进水中C/N/P约为250∶60∶8时, 水中COD, N, P基本上完全去除。赵庆等发现在A/ASBR系统中, 进水C/P>23, C/N>5的条件下, SBR对磷氮去除率保持在90%以上。一般认为, 若要使处理出水中的磷质量浓度控制在1.0mg/L以下, 进水中的C/P应控制在20～30。由上可知C/N/P的比值对反硝化除磷工艺各不相同, 需进一步研究。

4.4 电子受体

在生物除磷工艺中, 进水中的NO-3或NO-2影响厌氧释磷进而影响缺氧吸磷。而缺氧吸磷效果与硝酸盐量有关, 较高的NO-3浓度有利于反硝化除磷效率的提高, NO-2对反硝化除磷的影响则不尽相同。

4.4.1 硝酸盐

王晓莲等研究了A2/O工艺中曝气浓度对啤酒废水的去除效果, 研究发现A2/O工艺中反硝化吸磷量明显高于好氧吸磷量, 提供充足的NO-3有利于提高缺氧段的吸磷量。刘慧等对 (A/A) SBR反应器研究发现, 进水硝氮浓度大于1.5mg/L时, 释磷量与释磷速率均随着硝氮浓度的升高而降低, 反应器的出水硝氮质量浓度控制在4mg/L以下最佳, 超过7mg/L时系统除磷效果迅速下降。

缺氧池NO-3-N负荷与DPAOs生长之间有重要关系, 通过对反硝化除磷进行数学模拟, 有助于建立它们之间的数学关系。

4.4.2 亚硝酸盐

亚硝酸盐对缺氧吸磷的影响研究是当今反硝化除磷的焦点, NO-2能否作为DPBs缺氧吸磷的电子受体, 国内外的研究结果不一致。J. Y. Hu等研究发现:NO-3能够作为DPBs反硝化摄磷的电子受体, 而且以NO-2为电子受体时加入足量的NO-3有利于缺氧吸磷效果。Tsuneda等在研究AOA同步脱氮除磷工艺时发现, AOA系统中同时存在DNPAOs和PAOs的情况下, NO-2-N可作为电子受体用于反硝化除磷。

此外, 人们对合适的NO-2-N浓度开展了大量的研究。JENS MEINHOLD等发现NO-2影响吸磷的浓度在5～8mg/L, 而王亚宜等认为NO-2浓度在5.5～9.5mg/L, 反硝化除磷污泥能够以NO-2作为电子受体进行吸磷, 超过15mg/L时则会一直反硝化吸磷。黄荣新等究发现, NO-2浓度低于25mg/L时, 随着亚硝态氮浓度的升高, 缺氧段的最大吸磷速率也逐步升高, 超过30mg/L时则会产生较严重的抑制作用。

DPB对NO-2的承受范围与污泥本身的性质、实验条件以及NO-2负荷增加的方式相关。在厌氧缺氧交替环境驯化的时间越长, 培养的DPBs越多;在含NO-2的系统驯化, 能够富集利用NO-2作电子受体的DPBs。

4.5 pH

研究表明pH值对反硝化除磷具有重要影响:在一定pH值范围内, 厌氧段的释磷量随pH值的升高而升高, 当pH值达到8.0以上时释磷量反而下降, 这主要是磷酸盐沉淀引起的。侯红勋等试验发现, 在较低pH下NO-2对反硝化吸磷存在严重抑制, pH较高时抑制微弱, 最适pH范围在7.5～8.0。

4.6 污泥停留时间

反硝化脱氮除磷工艺的单污泥系统和双污泥系统对SRT的要求不同。研究表明, SBR工艺中SRT为15d时更有利除磷, 较短的SRT可淘汰反应器中的聚磷菌。A2N工艺不需要考虑硝化菌的SRT, 只需保证DPB的SRT, 最佳SRT应根据进水水质工艺组合方式和工艺运行要求等由试验获得。

5 结语

反硝化除磷工艺将反硝化脱氮和生物除磷有机结合, 节约了碳源和曝气能耗, 减少了污泥产量, 是一种可持续生物脱氮除磷工艺。

现阶段对反硝化除磷的研究还处于实验室研究阶段, 主要开展了常规工艺运行参数的研究, 对其进行工程应用是未来发展需要解决的问题。另外, 对反硝化除磷机理研究不够深入。随着微生物分析技术的发展, 充分认识反硝化除磷菌的菌群结构、生理生化特性, 建立菌群特征与运行条件的相互关系, 有利于加深对反硝化除磷机理的认识, 实现高效稳定运行和技术的应用推广。

摘要：对近年来国内外关于反硝化除磷原理、工艺及其运行的影响因素进行了综述。工艺影响因素主要包括碳源种类及浓度、C/N/P比值、电子受体、污泥停留时间、容积交换比与内循环比、以及后续好氧曝气的作用, 并指出了反硝化除磷研究的发展方向。

反硝化除磷菌 篇6

关键词：SRT,短程反硝化除磷,TP浓度

低碳浓度生活污水同步脱氮除磷一直是水处理行业的一大难题,因为碳源不足,要想获得理想的脱氮除磷效果,就必须外加碳源,造成水处理的成本和工艺运行难度增加。寻找一种不需外加碳源就能有效降解低碳生活污水氮磷含量的新工艺是该领域长期悬而未解的问题。近年来,文献[1-2]报道了反硝化除磷现象,反硝化除磷是指存在一类反硝化聚磷菌( DPB) ,能在缺氧的条件下利用硝酸盐或亚硝酸盐作为吸磷的电子受体,同时分解体内贮能物质聚羟基烷酸PHA ( poly - hy -droxyalkanoates) 提供碳源作为电子供体进行缺氧吸磷的过程,这样可利用反硝化除磷技术从根本上解决传统工艺中脱氮除磷2 个过程争夺碳源的矛盾。

短程反硝化指通过控制溶解氧将氨氮的氧化控制在亚硝酸盐阶段,然后利用反硝化菌直接将亚硝酸盐还原为氮气的过程。目前,对于缺氧条件下利用硝态氮作为电子受体的反硝化除磷工艺研究已有定论,而对于短程反硝化除磷技术的应用研究还处于探索阶段,许多工艺影响因素尚无统一结论,基于此,本文考察了利用短程反硝化除磷技术降解低碳生活污水氮磷的有效性,着重研究SRT对短程反硝化除磷效果的影响。

1 材料与方法

1. 1 污泥驯化试验装置与方法

接种污泥取自茂名市第一污水处理厂贮泥池污泥,具有良好的脱氮除磷效果,将其装入SBR反应器内,采用厌氧/沉淀排水/缺氧/沉淀排水方式驯化并富集短程反硝化除磷菌,淘汰常规的反硝化菌,驯化时每天运行2 ~ 3 个周期,每周期溶解氧浓度控制在0. 2 ~ 1. 0 mg·L-1的范围,运行方式为厌氧段1 h,沉淀排水0. 5 h,好氧段4 h,沉淀排水0. 5 h,通过60 天的驯化和富集,污泥颜色由深褐色转为黑褐色致密絮体,COD去除率达到72% ,PO43--P去除率达到85% ,NH4+-N去除率达到80% ,表明短程反硝化除磷污泥驯化成功。

1. 2 试验用水

采用人工模拟生活污水,配水成分为( 1 L) : 270 mg Na Ac,100 mg Mg SO4·7H2O,10 mg Ca Cl2· H2O,30 mg P含量的KH2PO4,30 mg N含量的NH4Cl及0. 5 m L微量元素,微量元素成分为: Fe Cl31. 5 g · L-1,H3BO30. 15 g · L-1,Co Cl2·7H2O 0. 15 g·L-1,Cu SO4·5H2O 0. 03 g·L-1,Mn Cl2·4H2O0. 06 g · L-1,Na2Mo O4· 2H2O 0. 06 g · L-1,Zn SO4· 7H2O0. 12 g·L-1,KI 0. 18 g·L-1,EDTA 10 g·L-1。

水质成分见表1。

1. 3 分析方法

TP采用钼锑抗分光光度法测定,COD采用美国HACH COD测定仪( DRB200 反应器与DR890 光度计,美国HACH公司) 测定,NH4+-N采用氨气敏电极法,NO2-- N采用硝酸银电极法; DO采用美国HACH便携式溶氧仪( HQ30d,美国HACH公司) ,混合液悬浮固体( MVSS) 采用重量法测定,p H采用p H复合电极法测定。

1. 4 试验过程

取静沉浓污泥2. 5 L分装至5 个2000 m L烧杯内,置于磁力搅拌器下,运行工况为: 厌氧1 h,好氧4 h,沉淀排水0. 5 h。每个烧杯内加入1 L试验用水,混合液MLSS为2500 ~3000 mg / L,p H值为7. 5 左右,SRT分别在5 d,10 d,15 d,20 d,30 d条件下运行30 个周期,对不同SRT条件下系统的除磷脱氮效果进行观察比较,寻找合适的污泥龄。

2 结果和讨论

2. 1 不同SRT下各成分浓度变化情况

不同SRT下TP质量浓度的变化如图1 所示,从图1 可见,当SRT从5 上升到15 时,厌氧60 min内的释磷量由24 mg/L上升到39 mg/L,而当SRT继续升至20 d、30 d时,释磷量基本维持38 mg/L的水平,这说明在厌氧释磷阶段,SRT在15 ~30 d这个范围释磷效果良好。这可以从反硝化释磷菌的生长速率来解释,由于短程反硝化除磷菌的生长速率缓慢,世代周期长,SRT过短会导致DPB污泥从反应系统中流失,使污泥浓度大幅减少,故此时除磷效果将逐渐变差,直至恶化。当SRT在5 ~ 30 之间变化时,缺氧吸磷能力也发生变化。当SRT为5 时,污泥的吸磷能力较低,在240 min缺氧吸磷反应过程中,反应器内吸磷量为18 mg/L,这是因为SRT过低,聚磷菌的生长速度跟不上排泥速度,导致反应器内释磷菌数量不断减少,从而影响厌氧阶段PHA的合成量,这样在缺氧释磷阶段分解PHB所释放的能量也减少,最终导致吸磷量降低。随着SRT升高,反应器中释磷菌数量也在不断增加,缺氧吸磷量也随之增大,当溶液中SRT为15 时,释磷量达到最大值46. 4 mg·L-1,此后随着SRT进一步升高,吸磷量降低至45 mg·L-1( 20 d时) 和39. 4 mg·L-1( 30 d时) ,这说明SRT过高会导致吸磷量减少,分析原因,可能由于缺氧段电子受体的产能氧化效率较高,即吸收等量磷酸盐所需消耗的亚硝酸盐量增大,分解较少的PHA,就能得到很好的反硝化效果,但PHA分解少,用于吸磷的能量就减少,使得除磷效果变差; 而且SRT过高,污泥易发生 “自溶”释磷现象,导致出水PO43--P浓度上升。

不同SRT下COD、NH4+-N、NO2--N质量浓度的变化如图2所示,从图2 可看出,在厌氧阶段,出水中NH4+- N浓度有轻微降低,这是同化作用所致; 而在好氧阶段,出水中的NH4+-N浓度随SRT的降低而升高,分别为0. 26,2. 2,5. 2,9,19 mg·L-1,负荷的增加同时也引起出水COD含量的上升,分别是24,23,25,25,52 mg·L-1,另外,SRT变化对NH4+氧化影响显然大于对COD去除影响,出水NH4+含量最高值为最低值的73倍,而COD仅为2. 3 倍,表明系统中COD的存在加剧了SRT变化对NH4+氧化的影响。有研究表明[3,4]: 污泥中自养菌和异养菌数量的比例随着SRT减少而降低,液相中不断上升的COD浓度和絮体中逐渐增加的异养菌比例,阻止了絮体内自养菌对DO的获得,从而消弱了它和DO的亲和力,最终导致亚硝化细菌的增长速率急剧降低,出水中NH4+-N急剧增加。若不发生反硝化聚磷反应,SRT的降低也会导致系统中生成的NO2-- N大幅减少,但实际上系统中的NO2-- N却随着SRT的减少而增加,这说明系统在好氧段发生了短程反硝化吸磷现象。从图2中还可看出,虽然SRT变化对NH4+- N含量的影响为73 倍之差,但对NO2--N含量的影响却只是3 倍变化,表明SRT对反硝化除磷菌有显著影响,使得反硝化除磷菌的生长速率随SRT增大而成倍增加,从而抵消了氨氮氧化量差异大的影响。

2. 2 SRT的比较和选择

从以上试验结果可知,SRT在15 ~ 30 d这个范围释磷效果良好,但由于厌氧段希望NO2--N值趋于0,从而可避免在新周期厌氧段反硝化菌和反硝化聚磷菌争夺碳源,这对低碳污水的高效除磷至关重要,而SRT在30 时出水NO2--N的残留是小于1 mg·L-1的,所以SRT选30 较为合适。

在选定SRT下,典型周期内COD、NH4+- N、NO2-- N、与TP质量浓度的变化如图3 所示。从图3 可知: 厌氧段TP浓度呈下降趋势,这是由于厌氧时,聚磷菌分解体内的聚磷生成正磷酸盐所致,分解产生的能量用于吸收污水中挥发性脂肪酸,并以聚 β 羟基烷酸PHA的形式储存在体内。因此,在厌氧过程中,随着聚磷的分解,溶液中COD质量浓度逐渐降低,PHA和TP质量浓度逐渐升高,厌氧末TP质量浓度达到46 mg/L。在缺氧阶段,聚磷菌大量吸收水中的正磷酸盐,反应结束时,出水TP浓度为0. 81 mg/L,NO2--N质量浓度为0. 78 mg / L,说明在选定的SRT条件下,可以达到良好的脱氮除磷效果。此外,在整个反应过程中,COD质量浓度均呈下降趋势,但主要在厌氧段被去除,厌氧结束时COD去除率达到70. 4% ,厌氧段出水COD质量浓度为42 mg/L,这与周康群等[5]提出的厌氧结束后,反应器内COD质量浓度尽量在50 mg·L-1之下一致,这样可避免厌氧后过多的乙酸进入缺氧段,使传统反硝化菌在缺氧段发生反硝化反应,从而与反硝化聚磷菌形成对电子受体NO2--N的竞争,导致缺氧吸磷受到抑制[6]。

3 结论

( 1) 为解决低碳浓度生活污水同步脱氮除磷时碳源不足这一大难题,本研究利用在厌氧/缺氧环境中驯化成功的反硝化聚磷污泥,考察了不同SRT条件下对短程反硝化除磷的影响,比较不同SRT下厌氧和缺氧过程的TP浓度变化,探讨产生不同除磷效果的原因。

( 2) 在比较不同SRT下出水中CON、NO2-- N浓度变化的基础上,参考出水NO2--N浓度确定最佳SRT为30,以此考察典型周期内系统的运行效果。

( 3) 结果表明: 在原水TP浓度不超过8 mg·L-1,TN浓度不超过36 mg·L-1时,典型周期内的出水TP、NO2-N、NH4+-N浓度均小于1 mg·L-1,实现了短程反硝化除磷的要求。

参考文献

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