反硝化细菌

反硝化细菌（精选10篇）

反硝化细菌 篇1

摘要：指出短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点,通过介绍短程硝化反硝化工艺原理,分析了不同工艺稳定亚硝态氮积累实现短程硝化的工艺控制措施,对短程硝化反硝化工艺今后的研究和应用进行了展望。

关键词：短程硝化反硝化,氨氧化细菌,亚硝酸盐氧化细菌,硝化,反硝化

短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点。在生物脱氮硝化过程中,氨氧化细菌(Ammonia Oxidation Bacteria,AOB)将氨氮氧化为亚硝态氮,亚硝酸盐氧化细菌(Nitrite Oxidation Bacteria,NOB)将亚硝态氮氧化为硝态氮。控制硝化反应条件,使硝化反应只进行到亚硝态氮阶段并实现稳定的亚硝态氮积累,是各种短程硝化反硝化工艺稳定运行的关键。短程硝化反硝化工艺主要包括SHARON,OLAND和CANON工艺,同时国内外专家学者也对SBR,A/O,MBR,曝气生物滤池等工艺的短程硝化反硝化进行了深入研究。

SHARON工艺是1997年由荷兰Delft技术大学Mulder等研发的新型脱氮工艺,用来处理城市污水二级处理系统中污泥硝化上清液和垃圾滤出液等高氨氮废水[2]。该工艺的核心是利用高温30 ℃～35 ℃下,AOB的生长速率明显高于NOB的生长速率,AOB的HRT小于NOB的HRT等特性来控制工艺污泥龄,使其介于AOB和NOB的HRT之间,从而使AOB得到积累而NOB被自然淘汰,从而维持稳定的NO-2-N积累,然后进行反硝化。

OLAND工艺是1998年由比利时Gent大学开发的一种限制性自养型亚硝化工艺[3],在限制供氧的条件下,自养型的亚硝酸细菌将以氧为电子受体,把部分氨氧化成亚硝酸盐,然后,再以氨作为电子供体,把亚硝酸盐还原为N2。该工艺的技术核心是控制DO浓度,由AOB和NOB的氧饱和常数分别为0.3 mg/L和1.1 mg/L[4],在低DO浓度下NOB的活性会显著减弱,使AOB生长速率大于NOB,从而逐步淘汰NOB,使NO-2-N大量积累。

CANON工艺是2002年首先由荷兰Delft工业大学提出的在限氧条件下通过利用好氧和厌氧氨氧化菌的共生系统实现一体化完全自养脱氮的新工艺[5]。该工艺是在单个反应器或生物膜内通过控制溶解氧同时实现短程硝化和厌氧氨氧化的脱氮过程。首先在限氧条件下(<0.5%空气饱和度),得到了好氧和厌氧氨氧化菌的混培物,好氧氨氧化菌先将氨氮氧化为亚硝酸盐,然后厌氧氨氧化菌再将亚硝酸盐转化为氮气。CANON工艺中,NH+4-N与DO浓度是两个关键性因素[6]。

SBR工艺的短程硝化成为国内学者的研究焦点。当温度为21 ℃～35 ℃、进水氨氮浓度为300 mg/L左右,控制曝气量使DO浓度为0 mg/L～1.0 mg/L的条件下可实现SBR工艺的短程硝化,亚硝态氮稳定积累且积累率大于90%的关键是控制高、低DO浓度交替进行[7]。在pH值变化不大的情况下,增加进水氨氮浓度会提高亚硝态氮的积累率,但将导致反应时间延长,而采用pH值实时控制短程硝化反硝化过程不仅可以合理分配曝气和搅拌时间,且可提高硝化速率,缩短反应时间[8]。

A/O工艺是生物脱氮常规工艺。主要应用于生活污水的处理,由于生活污水自身低氨氮(<100 mg/L)的特点,一般不会出现高FA浓度和高pH值情况,且平均水温在20 ℃左右,因此,在处理生活污水时DO浓度是A/O工艺实现短程硝化反硝化的主要控制因子,控制好氧区DO浓度在0.5 mg/L,则亚硝酸氮平均积累率可达85%或更高[9]。在UASB-A/O工艺处理垃圾渗滤液短程生物脱氮的研究中,FA和FNA协同作用是实现并维持A/O工艺稳定短程硝化的决定因素[10]。此外,以pH值和DO浓度作为A/O硝化反应进行的过程控制参数,可准确把握亚硝化终点,避免过度曝气破坏短程硝化,为AOB的生长创造有利条件,尽可能使“氨谷”或“DO突跃点”出现在好氧区后段,可以有效抑制NOB的生长并逐渐从系统中淘洗出去,实现了硝化菌种群的优化[11]。

膜生物反应器(MBR)是一种新型、高效的污水处理技术,MLSS和DO是MBR实现短程硝化反硝化的重要影响因素。研究表明,当MLSS=20 g/L～25 g/L,控制DO=0.5 mg/L～1.0 mg/L,C/N=4～6时,膜生物反应器能形成良好的短程硝化反硝化[12]。MBR实现短程硝化反硝化的另一条件是污泥絮体中能形成缺氧微环境,缺氧微环境的形成与水中DO浓度的高低、污泥负荷、污泥的絮体结构及反应中的水力状态等有关;根据MBR的自身特点,通过控制DO浓度,在絮体表面形成AOB为主的优势菌群,而在内部缺氧部分为反硝化菌创造条件[13]。

曝气生物滤池能够实现短程硝化反硝化取决于其独特的结构特征和运行方式[14]。填料为异养菌、自养菌和反硝化细菌分别占据不同生态位,形成合理微环境体系提供有效的载体,较低的曝气量和定期反冲洗又使得竞争能力较弱的NOB不能在反应器内成为优势群体而被自然淘汰,因而氨氧化产生的NO-2-N可直接被反硝化去除。低氨氮负荷时,影响NO-2-N积累的主要因素是DO(1.0 mg/L～1.5 mg/L);高氨氮负荷时,影响NO-2-N积累的主要因素是FA。低氨氮负荷时,沿滤层高度NO-2-N的积累速度相对慢些,积累率却比较高;高氨负荷时,沿滤层高度NO-2-N的积累速度增快,但积累率并不是最高;pH值在8～8.5时反应器内有较高NO-2-N积累率,达到70%左右,同时NH+4-N的去除率也有70%;pH=9时,虽然NO-2-N也有积累,但NH+4-N的去除率却很低[15]。

短程硝化反硝化工艺具有降低能耗、节约碳源、减少污泥产量和占地面积少等优点,是公认的高效生物脱氮途径。但大多短程硝化反硝化工艺目前还处于研究阶段,实际应用工程较少。由于短程硝化阶段温度、pH值等因素的控制难度较大,需要研发更加完善的在线检测和模糊控制技术,以实现稳定的短程硝化反硝化,从而不断扩大短程硝化反硝化工艺的应用。

反硝化细菌 篇2

侧向流曝气生物滤池的同步硝化反硝化研究

摘要：利用自行研制的`侧向流曝气生物滤池处理城市生活污水,考察了同步硝化反硝化现象.试验结果表明,在水力负荷分别为0.43、0.61 m3/(m2・h)以及气水比为10:1、进水COD负荷为0.395～2.523 kg/(m3・d)、NH3-N负荷为0.082～0.486 kg/(m3・d)、TN负荷为0.047～0.587 kg/(m3・d)的条件下,对氨氮的去除率分别为78.91%和53.33%,对总氮的去除率分别为52.58%和36.85%.对滤池内含氮化合物的空间分布、氧摄取速率以及底物转化速率和微生物数量的监测结果表明,滤池内发生了同步硝化反硝化.作 者：张红晶    龙腾锐    何强    曹艳晓    ZHANG Hong-jing    LONG Teng-rui    HE Qiang    CAO Yan-xiao  作者单位：张红晶,ZHANG Hong-jing(重庆大学,化学化工学院,重庆,400044)

龙腾锐,何强,曹艳晓,LONG Teng-rui,HE Qiang,CAO Yan-xiao(重庆大学,城市建设与环境工程学院,重庆,400045)

期 刊：中国给水排水  ISTICPKU  Journal：CHINA WATER & WASTEWATER 年，卷(期)：, 22(9) 分类号：X703.1 关键词：侧向流曝气生物滤池    同步硝化反硝化    氧摄取速率    氮化合物空间分布   

反硝化细菌 篇3

但是，一些霸权主义、军国主义者为了侵略扩张而不惜冒天下之大不韪，恶意使用细菌武器，对被侵略国家人民进行野蛮的屠杀和残害。中国人民即是深受“细菌战”祸害的国家之一。早在1935年至抗日战争期间，日本帝国主义侵略者曾先后在我国东北、广州及南京等地建立制造细菌武器的专门机构，组建731细菌武器部队，并于1940年至1942年在我国浙江、湖南及江西等地撒布过鼠疫和霍乱等病菌，攻击重点在赣东北玉山机场周围地区和浙赣铁路沿线城乡，以致造成这些疾病的发生和流行，数十万人死于疫病。1943年8月，侵华日军又在山东西部与河北南部交界处的卫河两岸，实施“十八秋”细菌战，使该地区发生了一场来势突然、迅猛的霍乱病疫，在极短的时间内横扫几十个县域，仅两个多月时间里，因霍乱病致死的人就达几十万之多。日军细菌战制造了一个严重的细菌污染区，给当地居民带来了巨大的肉体和精神伤害，也给中日关系留下了百年伤痕。据目前资料统计，中国人民在抗日战争时期死于疫病者不少于300万人，细菌武器对人类的残害由此可见一斑。对此，我们要有深刻的历史认识和现实认识。

“二战”后，国际上通常把生物武器、化学武器和核武器统称为“大规模杀伤性武器”而被禁止使用，但这却被霸权主义者所漠视，屡屡用于各种野蛮的侵略战争。譬如美国，在朝鲜战争中就使用细菌武器、越南战争中使用“橙剂”、在科索沃使用“贫铀炸弹”，在以伊拉克“拥有大规模杀伤性武器”为借口发动对伊战争，萨达姆被处死了，伊拉克被“民主”了，伊“拥有大规模杀伤性武器”的有力证据至今却没有找到。极具讽刺的是美国自己已在两次伊拉克战争中，使用了会给平民造成大规模伤害的“贫铀炸弹”和“集束炸弹”，这是对国际公约的严重践踏和破坏。

反硝化细菌 篇4

关键词：海水反硝化细菌,富集培养,反硝化性能

近年来,我国近海海域的污染程度日益恶化,严重影响了海洋生态平衡,阻碍了海水养殖业的快速发展,对我国环境、经济和人体健康造成较大影响[1]。据调查,氮素污染是造成这些危害的主要因素之一。常用的脱氮方法是生物法,主要通过硝化作用和反硝化作用两个过程完成,其中反硝化作用是由反硝化细菌在缺氧条件下将硝酸盐氮转化为氮气[2],从根本上解决海水氮污染。

目前关于淡水中氮素的去除已有大量文献报道并取得较大成就,海水的生物脱氮研究也将成为一个重要课题,在减轻及消除海水氮素污染方面拥有广阔前景[3]。本课题选取污水处理厂缺氧池活性污泥,利用人工海水富集培养反硝化细菌,并考察碳源、pH、温度对反硝化性能的影响,为其实际应用奠定基础。

1 材料和方法

1.1 材料

1.1.1 实验材料

活性污泥:取自某污水处理厂缺氧池,用纱布过滤,去除其中的杂质颗粒,静置24h,弃去上清液。

海水反硝化细菌:将富集培养的反硝化细菌2500r/min离心20min,弃去上清液,用生理盐水重复洗涤2～3次,稀释2倍,制成菌悬液备用。

1.1.2 试剂

人工海水(盐度为35‰)、柠檬酸钠(AR)、乳糖(AR)、甲醇(GR)、乙醇(GR)、葡萄糖(AR)、可溶性淀粉(AR)、硝酸钠(AR)、磷酸二氢钾(AR)、磷酸氢二钾(AR)、盐酸(GR)、氢氧化钠(AR)等,均购自天津药品研究所和青岛圆润化工有限公司。

1.1.3 仪器

紫外分光光度计、磁力振荡器、HZS-H水浴振荡器、pHS-3C型酸度计、Orion835A型溶解氧测定仪、Master-S28M型盐度计等。

1.1.4 培养基

基础培养基:NaNO3 2g,葡萄糖 1.2g,KH2PO4 0.5g,1 000mL人工海水。调节pH在7.0～7.5,温度25℃。

1.2 方法

1.2.1 分析方法

①硝酸盐氮的测定:采用紫外分光光度法;②溶解氧的测定:采用Orion835A型溶解氧测定仪测定;③pH的测定:采用pHS-3C型酸度计;④MLSS的测定:采用滤纸法;⑤盐度的测定:采用Master-S28M型盐度计;⑥反硝化强度定义为每小时每升菌液去除硝酸盐氮的能力,单位是mg/(L·h);⑦反硝化速率定义为每小时每克污泥干重去除硝酸盐氮的能力,单位是mg/(gMLSS·h)。

1.2.2 海水反硝化细菌的富集培养

取1L活性污泥和1L新鲜海水加入到2.5L培养容器中(装置如图1),分别加入葡萄糖和硝酸钠作为碳源和氮源(按C/N=5∶1[4,5]计算)。将培养容器放置于磁力搅拌器上,在厌氧条件下,控制温度25℃,pH在7.0～7.5范围内,转速500r/min,进行培养。每2d将活性污泥静置12h后弃去0.5L上清液,换入0.5L新鲜海水,并补加葡萄糖和硝酸钠。富集培养初期,硝酸盐氮初始值设定为250mg/L,并随着富集培养的进行,培养物反硝化能力提高,逐步将硝酸盐氮初始值升高至2 500mg/L。当系统中硝酸盐氮被消耗降至较低浓度时,重新补加葡萄糖和硝酸钠至初始值。定期监测盐度、MLSS、反硝化速率及反硝化强度。

1.2.3 碳源对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响

用人工海水配制浓度为350mg/L硝酸盐氮溶液。取10mL富集培养后的海水反硝化菌培养物加至200mL水样中,分别加入柠檬酸钠、葡萄糖、乳糖、甲醇、乙醇、可溶性淀粉作为唯一碳源(按COD为2 000mg/L计算),调节pH7.0～7.5,在25℃、130r/min条件下摇床培养。每12h测定硝酸盐氮浓度。做3组平行。

1.2.4 pH对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响

用人工海水配制不同pH(5.0、6.0、7.0、7.5、8.0、8.5)的硝酸盐氮溶液,硝酸盐氮初始浓度为350mg/L。以葡萄糖为碳源(按COD为1 750mg/L计算)。取不同pH值的硝酸盐氮溶液200mL,分别加入10mL菌液,在25℃、130r/min条件下摇床培养,每12h测定硝酸盐氮浓度。做3组平行。

1.2.5 温度对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响

用人工海水配制浓度为350mg/L硝酸盐氮溶液,以葡萄糖为碳源(按COD为1750mg/L计算)。取10mL菌液分别加至200mL硝酸盐氮溶液中,保持温度分别在10℃、15℃、20℃、25℃、30℃、35℃、40℃,130r/min条件下摇床培养,每12h测定硝酸盐氮浓度。做3组平行。

2 结果与分析

2.1 海水反硝化细菌的富集培养

在海水反硝化细菌培养过程中,每48h测定反硝化强度和反硝化速率变化情况,结果见图2。从中看出,培养初期,反硝化强度和反硝化速率均略有下降,菌体生长经历了7d的生长延滞期。这主要是因为在高盐度环境下,反硝化细菌细胞外渗透压远高于细胞内渗透压,造成细胞大量脱水而发生质壁分离,表现为活性降低甚至大量死亡。此阶段污泥颜色为灰黑色,絮体较小,沉降性差。从第7d起反硝化强度和反硝化速率开始缓慢增长,部分适应高盐度环境的反硝化细菌开始表现出活性。富集培养进行到第17d时,反硝化强度和反硝化速率迅速升高,被筛选出的细菌进入了对数生长期。4d后增长趋势变得平缓,在第23d达到最高值。此阶段污泥颜色由培养中期的灰褐色变为乳黄色,絮体饱满,沉降性较好。在整个富集培养过程中,反硝化强度由最初的2.84mg/(L·h)增长到第23d的110mg/(L·h),反硝化速率则从第1d的0.47mg/(gMLSS·h)升高到第23d的4.83mg/(gMLSS·h)。

2.2 碳源对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响

图3是60h内,不同碳源对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响情况。从图中可以看出,海水反硝化细菌可较好地利用除乳糖外的其它5种碳源进行反硝化作用。其中,利用柠檬酸钠和乙醇作为惟一碳源时,对硝酸盐氮去除效果相似(两条曲线重合),在较短时间内硝酸盐氮即可全部去除;当以葡萄糖作为碳源时,反硝化效果较柠檬酸钠和乙醇低,但前期明显高于可溶性淀粉和甲醇,60h后去除率达到100%;当以可溶性淀粉作为惟一碳源时,虽然在前期反硝化效果不及葡萄糖,但后期去除效果有明显增加,去除率最终也可达到100%。当以甲醇作为碳源时,经过60h,海水反硝化细菌对硝酸盐氮的去除率为75%。以乳糖作为惟一碳源时,反硝化速率最慢,经过60h的反硝化作用,去除率仅有20%。

2.3 pH对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响

图4是48h内,不同pH对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响情况。从图中可以看出,48h之后,pH在7.0、7.5、8.0时的硝酸盐氮去除率分别为98.7%、100%、97.2%。在这3种pH条件下,硝酸盐氮去除效果比较接近,说明在7.0～8.0范围内,改变pH值对海水反硝化细菌的影响不大。当pH为8.5或6.0时,硝去除效果受到一定影响,与前3种pH条件相比有所降低,pH8.5降低幅度略小于pH 6.0,经过48h,去除率分别为85.8%、75.7%,这说明海水反硝化细菌在碱性条件下的反硝化作用强于酸性条件;当pH降至5.0时,对海水反硝化细菌脱氮效果有明显影响,48h后去除率仅有55.0%。试验中还发现,在pH5.0时,24h之后反硝化速率加快,这主要是因为反硝化过程中会产碱,虽然在调节pH时用的是缓冲溶液,但溶液中pH还是略有改变,使原本不适宜的酸性环境向适宜的环境转变,从而反硝化作用得以正常进行。

2.4 温度对海水反硝化细菌去除硝酸盐氮效果的影响

图5是48h内、不同温度条件下海水反硝化细菌硝酸盐氮去除效果。从图中可以看出,经过48h,温度为35℃时,硝酸盐氮去除效率最高,去除率达到99.0%;当温度为40℃时,硝酸盐氮去除率略低,为90.0%。温度在30～40℃范围内,反硝化作用强弱变化不大。随着温度降低,海水反硝化细菌的脱氮能力也逐渐下降,硝酸盐氮去除率依次降低。当温度降至10℃时,反硝化作用受到抑制,硝酸盐氮去除率仅为20%。

3 讨论

3.1 海水反硝化细菌的富集培养

利用城市污水处理厂缺氧池活性污泥进行海水反硝化细菌富集培养,在海水高盐度(35‰)环境下,经过一段时间的适应过程,培养物活性得到逐渐恢复,并最终具备海水反硝化细菌的高耐盐性和高硝酸盐氮去除率。富集培养过程分为两个阶段:一是对不能适应高盐度环境细菌的淘汰过程,二是经过高盐度筛选后的细菌在提供了充足碳源、氮源等的有利条件下不断繁殖、代谢并逐渐表现出活性的过程。通过本实验也可以看出,在高盐度环境下富集培养海水反硝化细菌是可行的。

3.2 碳源对反硝化效果的影响

生物法反硝化脱氮的过程中,碳源的种类与浓度对反硝化速率起关键的作用,为海水反硝化细菌寻找合适的外加碳源尤为重要[2,6]。利用甲醇为碳源时反硝化活性不高。甲醇虽为简单有机物,却不能被反硝化细菌直接利用,需经过一系列氧化反应后,才能为反硝化过程提供能量,这可能是以甲醇为碳源时反硝化速率不高的原因[7,8]。在高盐度环境下海水反硝化细菌对碳源的利用情况与张云[9]、谭佑铭[7]等研究的淡水反硝化细菌结果类似。张云等测试了甲醇、乙醇、蔗糖、淀粉等四种碳源对地下水反硝化促进作用的研究。结果表明乙醇是所选碳源中效果最好的,硝氮去除率可达到99.5%。谭佑铭等利用葡萄糖、蔗糖、甲醇、乙酸作为外加碳源,研究它们对反硝化作用的影响。他们认为采用葡萄糖、蔗糖和乙酸的反硝化速率较快,在HRT为6h时,脱氮率达到96%以上。李慧颖等人[10]所得出的结论与此相差较大,他们在实验中发现乙醇作为碳源时反应缓慢,认为试验菌种的适合碳源为糖类和有机酸类,醇类不能被微生物直接利用,必须转化为有机酸才能被吸收,故乙醇作为碳源,反应缓慢。

3.3 pH对反硝化效果的影响

一般认为在中性偏碱性条件下适合微生物进行反硝化作用[11]。图4可以看出,pH适宜范围是7.0～8.0。在这个范围内为海水反硝化细菌进行反硝化作用提供了较好的酸碱环境。当pH超出这个范围时,会影响反硝化细菌的生长速率和反硝化酶的活性,使脱氮效率有所下降。这与一些研究结果相差不大。王敏[12]认为硝酸菌生长的最佳pH为7.4～8.3。陈徉[13]认为反硝化微生物生长的最适宜pH为7.0-8.5,当pH值大于8.5或小于6时,将会较大地影响海水反硝化细菌的处理效果,使反硝化速率大大降低。

3.4 温度对反硝化效果的影响

根据公式:lnK=-Ea/RT+lnA (1)

K—速率系数;R—气体常数8.31J·mol-1K-1;T—绝对温度 K;

推出不同温度下,lnK2/K1=-Ea/R(1/T2-1/T1) (2)

又反应速率 v=K·[M]m ·[N]n

M、N指相应参与反应的底物;

因此,lnv2/v1=-Ea/R(1/T2-1/T1) (3)

反硝化细菌 篇5

MBR中DO对同步硝化反硝化的影响

膜生物反应器(MBR)中，在DO为1 mg/L左右，MLSS为8 000～9 000 mg/L，温度为24 ℃，进水pH值为7.2，COD、NH3-N分别为523～700 mg/L和17.24～24 mg/L的相对稳定条件下，对COD、NH3-N、TN的去除率分别为96%、95%、92%。详细分析了在控制DO的条件下，MBR发生同步硝化、反硝化的`原因，并提出了在单级好氧反应器中控制DO可发生短程硝化―反硝化生物脱氮的机制。

作 者：邹联沛 张立秋 王宝贞 王琳 Zou Lian-pei ZHANG Li-qiu WANG Bao-zhen WANG Lin 作者单位：哈尔滨工业大学市政环境工程学院,刊 名：中国给水排水 ISTIC PKU英文刊名：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：17(6)分类号：X703关键词：膜生物反应器 同步硝化反硝化 短程硝化―反硝化生物脱氮

反硝化细菌 篇6

关键词：同步硝化反硝化 (SND) ,氨氮废水,工艺参数

引言

传统生物脱氮方法包括硝化和反硝化两个阶段, 由于两个阶段反应需要的环境不同, 这就使硝化反应和反硝化反应或者在两个独立的具有不同DO浓度的反应器中进行, 如A/O工艺;或者是在时间或空间上造成交替缺氧和好氧的同一个反应器中进行, 如SBR、氧化沟工艺。一个过程分成两个系统, 条件控制复杂, 两者难以在时间和空间上统一, 脱氮效果差, 设备庞大, 投资高[1]。近年来, 好氧反硝化菌和异氧硝化菌等的发现打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识, 对于好氧反硝化, 低DO下的硝化, 异氧硝化, 自养反硝化等现象, 近年来生物学上的发现和进展已经可以给出令人满意的答案。许多好氧反硝化菌如Thiosphaera pantotropha, , Pseudomonas Spp, Alcaligenes faccahs等同时也是异氧硝化菌, 并因此能够直接的把NH4+转化为最终产物而逸出[2]。正是由于好氧反硝化菌、低DO下的硝化菌、异氧硝化菌及自养反硝化菌等的存在, 使得SND能顺利进行。国内外许多学者发现硝化反应和反硝化反应可以在同一操作条件下于同一反应器内进行, 即同步硝化反硝化 (SND) 。与传统生物脱氮技术相比, SND具有不可比拟的优越性:可以减少反应设备的数量和尺寸;降低氧气的供给, 从而节约能耗;减少碳源的投加等[3]-[7]。本实验通过控制影响SND的各因素, 找出了最佳工艺参数, 证实SND是一种极具有潜力的氨氮废水处理方法。

1 实验材料和方法

1.1 实验材料

活性污泥取自南京某污水处理厂, 淘洗过滤后加水稀释, 放入SND反应器中, 控制一定的DO、进水COD、进水p H, 以6小时为一个运行周期, 逐步提高进水的NH3-N浓度, 经过25天的驯化, 脱氮率已达85%以上, 系统基本稳定, 认为驯化完成。

实验所用模拟氨氮废水自行配制。其组分如下:NH4Cl, 葡萄糖, Na HCO3, 及少量微量元素如Fe, K, P等, 并用Na HCO3调节p H。

1.2 实验项目与分析方法

COD测定采用重铬酸钾消解法;p H值采用酸度计测定;DO采用CY-2型测氧仪监测;NH3-N, NO2-N, NO3-N分别采用纳氏试剂比色法, N-1萘-乙二胺比色法, 麝香草酚法。

1.3 实验方法

对影响SND的各因素分别进行单因素实验, 确定各个影响因素的最佳范围;在最佳的实验条件下, 连续运行一周期, 每隔一小时记录一次NH3-N, NO2-N, NO3-N浓度及COD值, 观察其运行情况。

1.4 实验装置

2 结果与讨论

2.1 DO对SND效果的影响

将进水NH3-N浓度控制在50mg/L~60mg/L左右, COD控制在600mg/L~800mg/L左右, p H值调到8左右, 通过调节DO范围, 连续运行6h, 沉淀1小时后检测系统中NH3-N、NO2-N, NO3-N及总氮的变化。实验结果图2:

由上述图表可知, 当DO在0.5~1.0mg/L时, 出水中NO2-N, NO3-N很少, NH3-N和总氮的去除率均较高, 表明氨氮已转化为氮气, 实现了同步硝化反硝化。而当DO达到2.0mg/L以上时, NH3-N去除率有所上升, 但总氮去除率却明显的下降。分析原因可能是由于活性污泥絮体已保持良好的好氧状态, 不能形成很好的DO梯度及缺氧的微环境, 使反硝化反应很微弱, 大部分NH3-N被氧化为NO3-N。当DO低于0.5mg/L时已是缺氧环境, 不满足系统中硝化细菌和亚硝化细菌的生长条件, 硝化反应被抑制, 从而也影响反硝化反应的进行。故氨氮和总氮的去除率均较低。

2.2 进水COD对SND效果的影响

将DO控制在0.5mg/L~1mg/L范围内, 并使进水NH3-N浓度保持在50mg/L~60mg/L左右, 控制其它条件 (MLSS, p H) 不变, 逐步增加进水COD, 观察其对SND的影响。

图3对比了不同进水COD状态下的氨氮去除率。可以看出, 当初始COD低于400mg/L时, 氨氮去除效果较差。这一现象表明, 在系统进水COD较低时, 无法为微生物的生长和反硝化过程提供足够的碳源, 从而阻碍了氨氮的去除。而当进水COD超过800mg/L后, 氨氮去除率有下降的趋势, 这可能是因为过高的碳浓度会使系统中异养细菌大量繁殖, 从而抑制了硝化菌的生长, 影响了氨氮的去除率。进水COD在600~800mg/L之间时, 氨氮去除率很高, 经过6小时可以达到85%以上。在这种情况下, 系统中的碳源除满足了微生物生长需要, 也满足了反硝化过程的需要。本研究结果表明, 进水COD/NH3很大程度的影响了SND的效果, 将进水COD/NH3控制在12左右为反应的最佳条件。

2.3 MLSS对SND效果的影响

本实验将通过改变污泥浓度来讨论其对SND的影响。将进水NH3-N浓度控制在50mg/L~60mg/L左右, 初始COD保持在600mg/L~800mg/L, 污泥浓度由低逐渐增大。实验结果如表1:

单位:mg/L

由表1数据知:当活性污泥浓度很低时, 如MLSS在1mg/L~3mg/L时, 去除率不高。而当MLSS升到4mg/L~6mg/L时, 去除率明显增大。当MLSS较低时, 由于曝气的搅动, 使得活性污泥絮体表面更新速率较快, 难以形成缺氧微环境, 因而难以产生反硝化作用, 从而影响硝化反应的化学平衡, 影响了脱氮率。而当MLSS大于4mg/L时, 污泥的粒径较大, 故可在絮体内部形成较大的缺氧区, 有利于反硝化进行, 提高了脱氮率。但MLSS过大 (如>7mg/L) 时, 由于粒径过大, 絮体过密, 使絮体内物质的传质受阻, 进而影响了絮体内微生物的代谢活动。故利于SND实现, 有较高脱氮率的MLSS宜在4mg/L~6mg/L之间。

2.4 进水p H对SND效果的影响

将实验条件如下控制:进水NH3-N浓度为50mg/L~60mg/L, COD为600mg/L~800mg/L, DO仍然保持在0.5mg/L~1mg/L, 通过调节初始p H值来讨论其对SND的影响。实验结果如表2:

单位:mg/L

由上述实验数据可得, 当进水p H值保持在7.5~8.5时, 脱氮率较好, 与硝化过程的最适p H值基本相同, 比反硝化的最适p H值略高。当p H值过高或过低时, 不利于硝化菌的增长, 使硝化反应受到抑制, 从而也影响了反硝化的进行, 最终使脱氮率下降。因此, SND顺利运行的最适p H值在7.5~8.5范围内。

2.5 实现SND的最佳工艺参数

本实验将在最佳条件下连续运行6h, 观察NH3-N、NO2-N, NO3-N浓度及COD一周期内的变化, 进水NH3-N浓度为57.32mg/L, COD为736.5mg/L, DO控制在0.5mg/L~1mg/L, p H值调到8, MLSS控制在5425mg/L。实验结果见图4、图5:

由上述两图可见:在最佳的工艺条件下, 氨氮及COD的去除率都较高, 系统中的NO2-N, NO3-N均很少, 绝大多数氨氮转化为氮气逸出。

3 结论

本实验详细研究了影响SND实现的各种因素, 得出控制溶解氧DO在0.5mg/L~1.0mg/L, 进水COD/NH3在12左右, MLSS在5g/L左右, 进水p H在8.0~8.5, 通过6个小时的连续反应, 氨氮去除率可以达到85%以上, 总氮去除率达到66%。说明同步硝化反硝化技术 (SND) 是一种有潜力的氨氮废水处理方法。

参考文献

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[3]Klangduen Pochana and Jurg Keller.Study of factors affecting simultaneous nitrification and denitrification (SND) [J].Wat.Sci.Tech.1999, 39 (6) , 61～68.

[4]Y.Wataeabe, S.Masuda and M.Ishiguro Simulaaneous nitrification and denitrification Wat.Sci.Tech.1999, 26 (3～4) , 511～522.

[5]张鹏, 周琪, 屈计宁, 顾国维.同时硝化反硝化研究进展[J].重庆环境科学, 2001, 23 (6) , 19～23.

[6]Klangduen Pochana and Jurg Keller.Model development for simultaneous nitrification and denitrification[J].Wat.Sci.Tech.1999, 39 (1) , 235～243.

反硝化细菌 篇7

关键词：同步硝化反硝化,宏观环境,微环境,生物学,影响因素

1 引言

SND工艺即同时硝化反硝化工艺,是指在一个反应器中同时存在好氧环境和缺氧环境,硝化和反硝化在同一反应器中进行的现象。

根据传统的脱氮理论,不可能同时进行硝化反硝化。然而,近10余年来国外有文献报道了同步硝化反硝化现象,尤其是有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统中,如生物转盘[1]、SBR[2]、氧化沟[3]、CAST[4]工艺等。

2 同步硝化反硝化的优点

2.1 无需酸碱中和

硝化过程中碱度被消耗,而同时的反硝化过程中产生了碱度,SND能有效地保持反应器中pH值稳定,考虑到硝化菌最适pH值范围很窄,仅为7.5～8.6,因此这一点是很重要的。

2.2 节省反应器容积

SND意味着在同一反应器内,相同的操作条件下,硝化、反硝化应能同时进行,如果能够保证在好氧池中一定效率的反硝化与硝化反应同时进行,那么对于连续运行的SND工艺污水处理厂,可以省去缺氧池的费用,或减少其容积。

2.3 缩短反应时间

对于仅由一个反应池组成的序批式反应器来讲,SND能够降低实现完全硝化、反硝化所需的时间,同时无需外加碳源。

2.4 N2O的逸出量少

N2O是温室效应气体,它造成温室效应的能力是CO2的200～300倍。东南大学吕锡武等对同步硝化、反硝化工艺(SND)与顺序式硝化、反硝化工艺(SQND)脱氮效果的研究中得出,SND工艺N2O逸出量明显低于SQND工艺的N2O逸出量。

3 同步硝化反硝化机理

3.1 宏观环境理论

在反应器内部,由于充氧不均衡,混合不均匀,形成反应器内部不同区域缺氧和好氧段,分别为反硝化菌和硝化菌作用提供了优势环境,此为生物反应大环境,即宏观环境。事实上,生产规模的生物反应器中,完全均匀的混合状态并不存在,即使在曝气阶段出现某种程度的反硝化即同步硝化、反硝化的现象也是完全可能的。除了反应器不同空间上的溶氧不均外,反应器在不同时间点上的溶氧变化也可以导致同步硝化、反硝化现象的发生。Hyungseok Yoo[5]研究了SBR反应器在曝气反应阶段,反应器内溶解氧(DO)浓度历经减小后逐渐升高,并伴随的同步硝化/反硝化现象。

3.2 微环境理论

微环境理论是从物理学角度对同步硝化反硝化现象进行解释,该理论考虑活性污泥和生物膜的微环境中各种生态因子(如溶解氧、有机物及其它营养物质)的传递与变化(图1),各类微生物的代谢活动及其相互关系,以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的变化。

微环境理论认为,由于氧扩散的限制,在微生物絮体或者生物膜内产生溶解氧梯度,即微生物絮体或生物膜的外表面溶解氧浓度高,以好氧硝化菌及氨化菌为主,深入絮体内部,氧传递受阻及外部氧的大量消耗,产生缺氧区,反硝化菌占优,从而形成有利于实现同步硝化反硝化的微环境。目前利用此种理论解释同步生物脱氮现象已被广泛接受。

3.3 微生物学理论

过去反硝化被认为是一个严格的缺氧过程。经过,一些学者研究发现,如荧光假单胞菌(Pseudomonas aeruginos)、粪产碱菌(Alcaligenes facealis)、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos)、致金色假单胞菌(Pseudemonas aureofaciena)等都可以对有机或无机氮化合物进行异养硝化。它们是具有好氧反硝化能力的异氧型硝化菌,也就是说,这些异氧型硝化菌同时也是好氧反硝化菌,它们能够直接把NH4+转化为最终气态产物而逸出。好氧反硝化是这一种属微生物的内在功能。与自氧菌相比,异氧硝化菌通常倾向于快速增长且有较高的产率,可容忍低一些的溶解氧(DO)浓度和酸性环境,喜欢较高的C/N比。

事实上,同步硝化、反硝化现象往往是以上几种机理共同作用的结果,实际过程中有可能由一种或几种作用占优势,在对发生的现象进行考察的时候,单独以某种假设来解释往往会得到矛盾的结果,因此对此应综合考虑。

4 同步硝化反硝化的影响因素

4.1 活性污泥浓度(MLSS)

生产性实验表明,将活性污泥浓度控制在5g/L左右,溶解氧控制在0.5～1.0mg/L,可以形成较好的缺氧环境,促进同步硝化反硝化。颗粒内部或生物滤池的扩散局限性和混合不完善的反应器提供了缺氧状态,反硝化反应就会发生。在传统活性污泥法中,颗粒粒径约为0.15mm时对基本的反硝化作用已经足够了,类似于生物滤池中污泥厚度大约0.1mm。

4.2 DO浓度

溶解氧是直接影响到系统硝化和反硝化程度的最重要的工艺参数之一。系统中的DO首先应足以满足有机物的氧化及硝化反应的需要,使硝化反应充分;其次DO浓度又不能太高,以便能在微生物絮体内产生DO浓度梯度,促进缺氧微环境的形成,同时使系统中有机底物不致于过度消耗而影响了反硝化碳源的需求。

由于原水水质、污泥浓度、污泥密实程度、微生物存在状态以及好氧微生物的活动差异等原因,各种处理工艺的溶解氧要求是不同的,文献中DO的范围变化也相当大。资料显示,四槽氧化沟为0.3～0.8mg/L,生物曝气工艺为1～2mg/L。因此,采取试验方法确定最佳的SND操作条件是非常必要的。

4.3 温度

温度过高,活性污泥中微生物可能会被杀死,影响处理效果。江苏工业学院王晋等在pH值为6.5,DO浓度为8mg/L时,选择20℃、25℃、30℃3个温度来研究温度对SND中总氮去除率的影响,结果表明:温度为30℃时反应效果最佳。

4.4 pH值

保持温度为30℃,DO为5.5mg/L,王晋等通过实验考察pH值对总氮去除率的影响,结果表明pH值为7时在整个处理过程中反硝化性能很好,总氮去除率最高,这也是综合考虑硝化菌和反硝化菌最适pH值得到的结果。

4.5 碳源

反硝化过程需要有足够的碳源。静态试验可以看出有无碳源对同步硝化反硝化的影响。影响好氧同步硝化反硝化的因素包括曝气量和污泥有机负荷,在控制曝气量的前提下,污泥有机负荷将直接影响同步硝化反硝化的效果。污泥有机负荷过高,异养菌活动旺盛,势必抑制硝化反应,硝化不充分必然会影响反硝化;污泥有机负荷过低,有机物大量消耗,必然影响反硝化的碳源需求。高廷耀等在生产性实验中将污泥有机负荷控制在0.10～0.15kg BOD5/(kgMiss·d)范围内,在保证BOD5去除的同时,预留了同步反硝化的碳源,保证反硝化顺利进行[6]。

4.6 有机物污泥负荷

一般认为,系统的有机物污泥负荷应当低于0.1～0.15kg BOD/(kgMLSS·d)。

5 结语

同步硝化反硝化因为具有诸多优点大大降低了运行费用,具有很大的发展前途。目前,在荷兰、丹麦、意大利、德国等已有污水厂在利用同时硝化和反硝化工艺运行,国内对同步硝化反硝化的研究尚处于实验室阶段,对其作用机理及动力学模型正在做进一步的研究工作。

参考文献

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[4]Mervyn C Goronszy,Gunnar Demouiin,Mark Newland.Aeratednitrification in full-scale activated sludge facilities[J].Wat SciTech,1997,35(10):103~110.

[5]Hyungseok Yoo,Kyu-Hong Ahn,Hyung-Jib Lee.Nitrogen re-moval from synthetic waste-water by simultaneous nitrifection(SND)via nitrite in an intermittently-aerated reaction[J].Wat.Res.,1999,33(1):145~154.

反硝化细菌 篇8

一、短程硝化反硝化的脱氮机理及优势

生物脱氮包括硝化和反硝化2个阶段, 主要涉及亚硝化菌、硝化菌和反硝化菌3类微生物。传统生物脱氮途径如图1所示。

短程硝化反硝化是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段, 然后进行反硝化, 省去了传统生物脱氮中由亚硝酸盐氧化成硝酸盐, 再还原成亚硝酸盐两个环节。该技术具有很大的优势:1.节省25%氧供应量, 降低能耗;2.减少40%的碳源, 在C/N较低的情况下实现反硝化脱氮;3.缩短反应历程, 节省50%的反硝化池容积;4.降低污泥产量, 硝化过程可少产污泥33%～35%左右, 反硝化阶段少产污泥55%左右。

二、短程硝化反硝化技术的研究进展

亚硝酸盐很不稳定, 硝化菌的作用下很快氧化成硝酸盐, 一般条件下实现短程硝化反硝化是比较困难的。短程硝化反硝化技术的关键是将硝化控制在亚硝化阶段, 也即是对亚硝化菌和硝化菌的控制。因此, 如何实现短程硝化成为国内外学者对短程硝化反硝化技术的研究重点, 研究方向可概括为2方面:一方面, 从微生物学角度, 筛选培养出高效亚硝化菌和硝化菌, 研究其生化特征;另一方面, 从脱氮工艺的运行效果来研究运行参数对短程硝化的影响。

1. 微生物种类及特性研究进展。

参与短程硝化反硝化的微生物主要有亚硝化菌、硝化菌及反硝化菌, 明确亚硝化菌、硝化菌和反硝化的生理特性, 筛选培养高效的亚硝化菌和以亚硝酸盐为电子受体的反硝化菌对有效控制短程硝化反硝化的脱氮效果有重要作用。

目前的研究发现, 亚硝化菌为硝化杆菌科的5个属:亚硝化单胞菌属 (Nitrosomonas) , 亚硝化螺菌属 (Nitrosospira) , 亚硝化球菌属 (Nitrosococcus) , 亚硝化弧菌属 (Nitrosovibrio) , 亚硝化叶状菌属 (Nitrosolobus) , 总共有15种亚硝化细菌。廖雪义等从土壤中分离到一株亚硝化速率较高的菌株, 鉴定为亚硝化单胞菌属 (Nitrosomonas sp) , 发现该菌株能同时进行硝化和反硝化作用。

硝化菌主要由硝化杆菌属 (Nitrobacter) 、硝化球菌属 (Nitrococcus) 、硝化螺菌属 (Nitrospira) 和硝化刺菌属 (Nitrospina) 4个属组成。近年来, 通过对硝化菌16SrRNA的核酸探针测试表明:完成亚硝态氮氧化的优势菌种为硝化螺菌属而非硝化杆菌属。亚硝化菌和硝化菌生化特性比较见表1。

反硝化菌大多数为兼性异养菌, 最适pH范围为6.5～7.5, 适宜温度20℃～40℃。到目前为止, 已分离出60多种反硝化菌, 主要分布于3个属:假单胞菌属 (Pseudomonas) 、产碱菌属 (Alcaligenes) 和芽孢杆菌 (Bacillus) 。有研究发现部分异养反硝化菌由于酶系统的缺乏, 只能将NO3--N还原成NO2--N;也有人通过定向筛选法驯化得到了以亚硝酸盐为电子受体的反硝化菌。

2. 短程硝化运行参数的研究进展。

在短程硝化过程中, 亚硝化菌和硝化菌的生长速率均受基质、温度、pH值、氧浓度控制、游离氨FA等的影响, 基于此, 许多学者对短程硝化反应器的运行参数进行了大量研究。

(1) 温度。亚硝酸菌和硝酸菌对温度变化的敏感性不同, 由不同温度下两种菌群的增长速率 (见图2) 可知, 高温条件下, 硝化菌的生长速度明显低于亚硝化菌, 利用该动力学特征可实现短程硝化。但目前, 对于影响短程硝化的具体温度说法不一致:

郑平等认为, 温度高于20℃, 亚硝化菌的最大比生长速率就会超过硝化菌, 而且温度越高, 相差越大。因此, 将温度控制在20℃以上, 就会出现亚硝酸盐的积累。

袁林江等认为, 12℃～14℃下活性污泥中的亚硝酸盐氧化菌活性受到严重抑制, 出现HNO2的积累;15℃～30℃内, 亚硝酸盐可完全被氧化为硝酸盐;温度超过30℃时又出现HNO2的积累。

高大文等认为, 28℃是控制温度实现短程硝化反硝化生物脱氮工艺的临界温度, 即如果反应器温度低于此临界温度, 则短程硝化会逐渐转变为全程硝化。

(2) p H值。pH值对短程硝化的影响主要表现在两方面:一方面亚硝化菌对于pH值有一个最佳生长环境;另一方面pH值对游离氨浓度有很大影响, 高pH值下, 废水中游离氨所占比例增加, 而分子态游离氨氮对硝化菌的抑制要强于亚硝化菌。

于德爽等在中温 (20～30℃) 条件下, 通过控制进水的PH值为7.5～8.8来实现亚硝态氮的积累, 且平均亚硝化率达到95%以上。

很多研究者发现虽然调节pH值能够在一定程度上抑制硝化菌以实现短程硝化, 但对于长期运行的短程硝化反应器, 把pH值作为关键参数可能无法达到稳定的亚硝酸盐积累。

(3) 溶解氧DO。Bernet认为亚硝化菌和硝化菌对氧的亲和力不同, 在低DO (<1.0mg/L) 时, 亚硝化菌和硝化菌的增长速率都会由于溶解氧的下降而下降, 但是硝化菌的下降要比亚硝化菌快 (当DO为0.5mg/L时, 亚硝化菌增值速率为正常值的60%, 而硝化菌不超过正常值的30%) , 使亚硝化菌成为主体, 实现亚硝态氮的累积。为了证明DO作为短程硝化控制因素的可行性, Bernet利用生物膜反应器进行试验, 结果表明, 在DO<0.5mg/L的条件下可以实现短程硝化, 出水NO2-N累积率90%以上。

低溶解氧的情况下, 有利于亚硝化反应的进行, 也有利于反硝化的进行。张朝升等采用SBR处理模拟城市污水, 在常温 (20℃～25℃) , DO=0.5～1mg/L条件下, 实现了短程同步硝化反硝化, 氨氮的去除率达到95%～97%, 总氮的去除率达到82%～85%。OLAND工艺就是先在限氧条件下 (0.1～0.3mg/L) , 实现氨氮的部分亚硝化并实现亚硝酸盐氮的浓度积累, 接着进行厌氧氨氧化反应, 从而达到去除含氮污染物的目的。该工艺的关键是控制溶解氧浓度。

低溶解氧虽能实现亚硝酸盐的积累, 但易引起活性污泥易发生解体和丝状菌膨胀, 其对氨氧化细菌和亚硝化细菌活性减低的影响还需进一步研究。

(4) 泥龄。控制泥龄实现短程硝化的前提是亚硝化菌的生长速率明显高于硝化菌的生长速率, 亚硝化菌的最小停留时间小于硝化菌的最小停留时间。通过控制系统的泥龄处于亚硝化菌和硝化菌最小停留时间之间, 使亚硝化菌具有较高的浓度而硝化菌被自然淘汰, 维持稳定的亚硝酸氮的积累。荷兰Delft技术大学开发的SHARON工艺就是利用高温 (30～35℃) 高pH值下, 亚硝化菌的增长速率高于硝化菌, 控制短泥龄 (1～1.5d) 使硝化菌逐渐被“淘洗”掉, 实现亚硝酸积累。

(5) 有机物浓度。有机物对短程硝化的影响主要表现在异养菌与硝化菌对DO的争夺。当温度和pH适合, DO和氨供给充足, 有机物浓度对硝化作用不造成影响;但当DO不足, 有机物浓度高时, 由于异养菌对水中DO的争夺强于硝化菌, 硝化菌的生长繁殖会受到抑制, 硝化作用受到影响。傅金祥等研究发现C/N=6.1时, 可实现较高的亚硝酸盐积累。

(6) 投加抑制剂。抑制剂是一种对敏感的细菌产生选择性抑制的化学物质, 在短程硝化影响因素中研究较多是游离氨FA、高浓度盐、氧化剂。Anthonisen等研究认为游离氨浓度在0.1～1.0mg/L时就会抑制硝化菌活性, 而当浓度达到10～150mg/L时才会抑制亚硝化菌活性。于德爽等在采用SBR工艺处理城市污水中发现, 增加水中盐度对硝化菌的增殖有明显的抑制而对亚硝化菌没有影响。Hynens等发现, 在废水中加入5mmol/L的氯酸钠可抑制硝化菌的活性, 而对亚硝化菌无影响。

但也有学者认为, 硝化菌对抑制剂有一定的适应能力, 仅依靠投加抑制剂不能实现短程硝化的持久稳定运行。

三、结语

反硝化细菌 篇9

关键词：废碱液,氨氮,短程硝化,反硝化,序列间歇式反应器

在石油炼制过程中,液态烃等石油产品一般需用质量分数为5%～20%的NaOH溶液进行碱洗以脱除其中的酸性物质,碱洗后排出的废水俗称废碱液[1]。据统计,中国石油化工股份有限公司和中国石油天然气股份有限公司两大公司的炼化企业每年可产生废碱液2.0～2.5 Mt。目前,常规的废碱液治理方法有湿式氧化法、中和法、萃取法和沉淀法等[2,3,4,5,6]。

氮素污染成为当今世界面临的最主要的水体污染问题之一,其危害主要表现为水体的富营养化[7,8,9]。在实际应用过程中,全程硝化-反硝化已开发出了A2O、SBR和氧化沟等多种生物脱氮工艺。而短程硝化-反硝化作为一种新的氨氮处理技术,在氨氮处理时可以节省25%的曝气量、40%的外加有机碳源,并提高反应速率。

在短程硝化-反硝化过程中,硝化过程主要进行NH3-N和-N的转化,反硝化过程中-N在反硝化菌的作用下转化为N2[10]。-N降解转变成N2需要有机碳源的参与,可以认为TN的降解和有机碳源有直接的关系[11,12,13]。但是对于低碳的高氨氮废水,外加有机碳源的来源成为制约过程实现的经济因素。

本工作采用废碱液作为碳源,通过短程硝化-反硝化法处理高氨氮废水。既实现了对废碱液的综合利用,又节省了反硝化过程外加有机碳源所需的费用,开拓了短程硝化-反硝化过程处理高氨氮废水的新领域。

1 实验部分

1.1 材料和仪器

实验中碳源来自某炼油厂汽油精制中产生的废碱液,氮源来自自制质量浓度为300 mg/L的碳酸氢铵溶液。废碱液水质见表1。

DELTA320型台式pH计、AL204-IC型电子天平:梅特勒-托利多仪器公司;CLARUS500型气相色谱-质谱联用仪:美国PerKin Elmer公司;HQ40d型手持式溶解氧测定仪:美国HACH公司。

1.2 实验流程

SBR反应器为圆柱形,直径28 cm,高32 cm,体积20 L。采用鼓风曝气,以转子流量计调节曝气量。实验流程主要由进水、反应和沉淀排水3个工序组成。其中反应工序由多个曝气单元组成,由定时器控制曝气单元时间为6 h,其中曝气时间4 h,缺氧时间2h。反应温度控制在(25±1)℃,进水pH为7.7～8.3,MLSS为3.17 g/L,反应器内通过调节曝气量控制DO小于0.5 mg/L。采取分批进水的方式,氮源在反应初期一次性加入,碳源分4次加入,每次加入的COD分别为400,200,200,400 mg/L。

1.3 分析方法

按照GB/T 7478—1987《水质铵的测定蒸馏和滴定法》测定废水中的ρ(NH3-N);按照GB 7491—1987《水质挥发酚的测定蒸馏后溴化容量法》测定挥发酚质量浓度;按照GB11914—89《水质化学需氧量的测定重铬酸盐法》测定COD,计算COD去除率;采用离子色谱法测定ρ(-N)和;采用pH计测定pH。

2 结果与讨论

2.1 氨氮去除效果

氨氮去除效果见图1。由图1可见:随反应时间的延长,ρ(NH3-N)逐渐下降,第2天和第3天ρ(NH3-N)分别下降了120 mg/L和70 mg/L,之后下降幅度均为每天40 mg/L左右;第7天出水ρ(NH3-N)约为0.2 mg/L,TN约为1.69 mg/L。

2.2 COD去除效果

COD去除效果见图2。由图2可见,随反应时间的延长,COD去除率逐渐增加,第2天COD去除率约为25.0%,第7天COD去除率达87.5%,出水COD降至156 mg/L。由此可见,作为有机碳源的废碱液也得到了同步的降解。

●

●COD;■COD去除率

2.3 曝气单元内反应液pH的变化

曝气单元内反应液pH的变化见图3。由图3可见:在曝气阶段的4 h,反应液pH从初始的7.94降至7.87;在缺氧阶段,反应液pH从7.87提高至7.92,但未能恢复至反应液的初始pH。这是由于曝气期间主要进行的是硝化反应,硝化阶段是一个消耗碱度的阶段;而缺氧期间进行的是反硝化反应,反硝化过程会产生一定的碱度,表现为pH的上升。由曝气阶段和缺氧阶段的反应液pH变化可以看出,反硝化过程产生的碱度不足以弥补硝化阶段碱度的消耗。

2.4 曝气单元内的氨氮转化

曝气单元内的氨氮转化见图4。由图4可见:在前4 h的曝气阶段,NH3-N转化为,ρ(NH1-N)由85.2mg/L降至72.8mg/L,ρ(-N)和ρ()共增加了12.2 mg/L;在随后2 h的缺氧阶段,ρ()和共减少了11.6 mg/L,转化率达95.1%。由此可见,在缺氧阶段主要进行的是反硝化反应。在一个曝气单元内,采用4 h曝气、2 h缺氧的运转方式可满足短程硝化-反硝化要求。

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3 结论

反硝化细菌 篇10

生物脱氮的基本原理通过微生物氧化作用, 将污水中含氮化合物转化为氮气的过程, 整个过程分为两个阶段, 分别为硝化反应和反硝化反应。

硝化反应是指硝化细菌在有氧的条件下将含氮化合物转化成硝态氮的过程, 硝化反应分为两个阶段。第一阶段为亚硝化反应由亚硝化细菌将含氮化合物转化为亚硝态氮过程;亚硝化细菌包括亚硝酸盐螺旋杆菌属、亚硝酸盐球菌属、亚硝酸盐单胞菌属等;第二阶段为硝化反应由硝化细菌将亚硝态氮进一步转化为硝态氮的过程。硝化细菌包括、螺旋菌属、球菌属等。亚硝化细菌和硝化细菌统称为硝化菌, 硝化细菌采用CO2、CO32-、HCO3-等无机化合物作为碳源, 通过对无机物的氧化, 获得能量进行硝化反应。反应式如下:

反硝化反应是在缺氧或无氧条件下由微生物将亚硝态氮和硝态氮转化为氮气的过程。反硝化菌包括螺旋菌属、反硝化杆菌属等, 反硝化细菌可以利用污水中的分子氧、硝态氮、亚硝态氮以作为电子受体, 利用有机物作为碳源及电子供体提供能力。具体反应式如下:

当反应体系中H2, H2S等有机物不足时, 反硝化细菌通过消耗自身细胞进行内源反硝化, 反应式如下:

硝酸盐转为化为氮气的反应式如下:

生物脱氮过程中硝化反应中的硝化细菌是好氧细菌, 而且反硝化反应中反硝化细菌又要求在缺氧或者是兼性厌氧的条件下进行反应, 这本身就存在一定矛盾;同时, 硝化细菌和反硝化细菌对有机物的存在也是矛盾的, 两种细菌对有机物的竞争不同, 硝化细菌对营养物的竞争要强于反硝化细菌。因此, 硝化菌和反硝化菌性质的差异导致了生物脱氮反应器的不同组合, 如SCND工艺由同一污泥完成单一污泥工艺和由不同污泥完成的双污泥工艺。前者通过交替的好氧区和厌氧区来实现, 后者则通过使用分离的硝化和反硝化反应器来完成。如果硝化在后, 需要将硝化废水进行回流;如果硝化在前, 反硝化时需要外加碳源作为电子供体, 这就给传统生物脱氮工艺在实际运行时带来许多问题[1]。

2 生物脱氮理论的突破

在以往的研究过程中, 认为亚硝化和硝化细菌的属性相似, 在分类科目上, 将他们统一划分为硝化细菌科[2]。随之科学技术的进步及设备仪器的更新换代, 通过对硝化细菌的谱系分析研究。发现硝化细菌和亚硝化细菌属性相差很大;因此, 对硝化细菌和亚硝化细菌进行了重新分类, 为接下来的生物脱氮理论的突破提供了很好的基础。

亚硝酸细菌氧化反应中, 通过氧分子对含氮化合物进行氧化。但最近研究表明, 将氨直接氧化的是N2O4[2]而不是氧分子, 前者与氨反应形成羟胺并释放NO, 氧参与了NO到NO2的转化。如果含氧量过高, 会影响氨的进一步氧化。同时, 还有研究表明, 亚硝酸细菌在存在NO2时即可以进行好氧或厌氧氨氧化反应。

在传统生物脱氮理论的基础上, 基于上述生物脱氮理论的重大突破, 目前涌现出了一批新型的生物脱氮工艺, 如短程硝化反硝化工艺 (Shortcut nitrification-denitrification简称:SCND) 、短程硝化-厌氧氨氧化工艺 (Sharon-Anammox) 、同步硝化反硝化工艺 (Simultaneous nitrification-denitrification) 。进而污水生物脱氮技术也取得了快速发展, 其中, SCND工艺已经有国、内外的相关学者对其做了相关实验研究。

3 短程硝化反硝化生物脱氮工艺的研究现状

目前, 对SCND工艺的研究, 主要体现在控制温度、溶解氧、PH值三方面影响因素, 三个影响因素的影响研究现状如下:

3.1 控制温度

硝化过程的适宜温度为23℃~32℃, 在5℃~42℃内均也可以进行, 通常情况下低于15℃时硝化反应速率会下降, 同时温度低对两类硝化细菌活性及硝化产物的影响也不同。在13℃~16℃下污水中硝化细菌活性受到抑制, 能够出现亚硝酸盐氮积累的现象。16℃~32℃时, 硝化反应的产物主要为硝酸盐氮, 亚硝酸盐氮较少, 基本上没有发现亚硝酸盐氮的积累。而温度继续升高, 当超过32℃时, 又发现亚硝酸盐氮积累的现象[6]。

国内学者王淑莹等[4,5]通过控制水温在30℃~32℃成功实现了SCND工艺, 较系统的分析了温度变化对SCND的影响。研究结果发现, 水温保持在30℃时得到的短程硝化, 当在20.5℃~24.5℃时, 硝化类型发生转向, 由短程硝化完全转化为全程硝化。而后, 逐渐升温, 硝化类型又逐渐转变为短程硝化。当温度达到29℃~30℃时, 硝化反应为稳定的亚硝酸型硝化, 硝化反应结束时亚硝酸盐氮积累率 (NO2--N/NOX--N) 平均维持在83.2%~83.8%, 并且得出SCND工艺的适宜温度为30℃~32℃。

3.2 控制溶解氧浓度

硝化反应的另一个重要的因素是溶解氧, 很多研究表明:溶解氧较低的情况下, 更容易发生亚硝酸盐积累。亚硝化细菌的K值为0.21mg/~0.42mg/L, 而硝化菌的K值为1.22mg/~1.52mg/L。因此, 溶解氧较低的情况实现亚硝酸盐氮大量积累的主要原因是由于亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的K值 (溶解氧饱和常数) 不同, 在较低的含氧条件下硝酸盐氮的反应速度较快, 弥补了微生物自身氧化反应的降低, 硝化全过程未收到较大的影响。

彭党聪等[3]在SBR反应中发现, 在0.6~1.1mg/L氧浓度下, 当进水含氮化合物浓度为260mg/L时, 氨氮出水浓度在5mg/L以下, 且反应产物主要为亚硝酸盐氮, 持续反应110d, 仍然维持较高的反应速率, 表明低溶解氧下能够发生较好的亚硝化反应。

3.3 控制p H值

p H值也是硝化反应的重要因素之一:本身硝化细菌对PH值就有一个要求, 同时p H值对游离氨浓度又很大影响, 因为废水中的氨氮随p H值不同分别以分子态和离子态形式存在, 分子态游离氨对硝酸菌的抑制要强于亚硝酸菌。因此, 控制p H值在适当的范围内将有利于实现SCND工艺。

任勇翔等采用短程硝化反硝化A/O工艺对污水处理进行了中试研究。试验结果发现, 此工艺对污水具有良好效果, 废水中游离氨浓度的高低对硝化和亚硝化细菌产生不同程度的影响, 但对硝化细菌的抑制作用强于对亚硝化细菌, 同时硝化细菌对高浓度游离氨具有适应性。在研究中海发现, 即使在硝化反应中硝化细菌同时接触到多重抑制物, 硝化细菌仍有很强的适应性, 亚硝化率由86%以上逐渐降低。进水水质的波动对硝化细菌的反应速率影响较大。因此单纯依靠提高FA浓度等抑制作用来实现短程硝化反应的稳定是不可能的。

4 结论

SCND工艺由于具有节省碳源、能耗低、污泥产量小、反应器容积小及占地面积省等优点, 越来越受到人们普遍关注。SCND工艺的核心是将硝化反应控制在亚硝化阶段, 随后进行反硝化。通常利用亚硝化细菌和硝化细菌的动力学特性的不同, 采用控制温度、溶解氧浓度、p H值、氨负荷及泥龄等对两类菌生长产生不同影响的微生物生命影响因素来实现。从上述研究分析来看, 实现SCND工艺是可行的。但是由于污水中污染物复杂性和多样性, 以及各个控制因素之间的相互关联等原因, 目前对此现象的理论解释还不充分, 认识有所不同, 长久稳定地实现亚硝酸盐氮的积累还有待于进一步探索。

摘要：简述了传统的生物脱氮原理及生物脱氮理论的突破, 研究了国内外短程硝化反硝化的技术进展, 对短程硝化反硝化生物脱氮工艺的影响因素进行了分析, 为在更普遍、更广泛的条件下实现短程硝化生物脱氮技术提供参考和支持。

关键词：短程硝化反硝化,控制温度,溶解氧,pH值

参考文献

[1]赵宗升, 刘鸿亮, 李炳伟, 袁光任, 高浓度氨氮废水的高效生物脱氮途径[J].中国给水排水, 2001, 17 (5) :24-28.[1]赵宗升, 刘鸿亮, 李炳伟, 袁光任, 高浓度氨氮废水的高效生物脱氮途径[J].中国给水排水, 2001, 17 (5) :24-28.

[2]郑平, 徐向阳, 胡宝兰.新型生物脱氮理论与技术[M].北京:科学出版社.[2]郑平, 徐向阳, 胡宝兰.新型生物脱氮理论与技术[M].北京:科学出版社.

[3]袁林江, 彭党聪, 王志盈.短程硝化一反硝化生物脱氮[J].中国给水排水, 2000, 16 (2) :29-31.[3]袁林江, 彭党聪, 王志盈.短程硝化一反硝化生物脱氮[J].中国给水排水, 2000, 16 (2) :29-31.

[4]王淑莹, 曾薇, 董文艺, 杜红, 陈韬.SBR法短程硝化及过程控制研究[J].中国给水排水, 2002, 18 (10) :1-5.[4]王淑莹, 曾薇, 董文艺, 杜红, 陈韬.SBR法短程硝化及过程控制研究[J].中国给水排水, 2002, 18 (10) :1-5.

[5]高景峰, 彭永臻, 王淑莹.温度对亚硝酸型硝化/反硝化的影响[J].高技术通讯, 2002, 12 (12) :88-93.[5]高景峰, 彭永臻, 王淑莹.温度对亚硝酸型硝化/反硝化的影响[J].高技术通讯, 2002, 12 (12) :88-93.