反硝化反应

反硝化反应（共9篇）

反硝化反应 篇1

某企业生产废水中含有高浓度的甲酸、苯胺、环己酮、NO3-等污染物,同时还含有一定量的酚类和苯类有机物,具有高色度、高COD、高盐、高p H等特点,很难被直接生化处理[1]。有些相似的企业采用了一些运行成本较高的物理法和化学法[2,3,4,5,6,7,8,9,10,11],但处理效果不佳。对甲酸类废水的处理大多采用化学法,但所针对的多为单一或低浓度的酸类废水,而对成分复杂且含较高浓度的甲酸废水的处理研究较少。

升流式厌氧污泥床(UASB)反应器具有占地小、能耗低、产泥量少、二次污染小等优点,作为预处理单元可以显著降低后续好氧处理的投资和运行费用。为了成功启动UASB反应器,种污泥的选择至关重要,最佳种污泥是来自相同水质的UASB反应器内现成的颗粒污泥,这可使反应启动时间大大缩短,该启动方式在UASB技术较为发达的西欧、加拿大和美国较为常见[12]。由于很难获得足够的颗粒污泥来启动大规模的反应装置,而絮状污泥不但易获得,且经济合理,因此采用絮状污泥启动UASB反应器成为研究热点。目前对采用缺氧颗粒污泥启动UASB反应器的研究较多,对采用絮状污泥启动UASB反应器进行反硝化处理工业废水的研究较少,且实验大多采用成分单一的自配水,缺乏实际参考价值。

本工作利用絮状污泥启动UASB反应器反硝化处理含甲酸、苯胺、环已酮、NO3-等污染物的工业废水,考查UASB反应器的运行情况及对COD,TOC,NO3-的去除效果。

1 实验部分

1.1 废水水质及污泥来源

废水取自某化工企业,主要污染物为甲酸、苯胺、环己酮、NO3-、酚类、苯、氯苯等。进水COD为1 360~2 140 mg/L,TOC为960~1 093 mg/L,ρ(NO3-)为878~1 574 mg/L。

接种污泥为某废水处理厂的好氧絮状污泥,灰黄色。

1.2 试剂和仪器

实验所用试剂均为分析纯。

N/C 3000型T O C分析仪:德国耶拿公司;2695-2424型高效液相色谱仪:美国Waters公司。

1.3 实验装置

UASB反应器主体部分为玻璃材质,总容积10.6 L,反应区内径17 cm,高100 cm;上部三相分离器区内径20 cm,高30 cm。反应器上部为沉淀区,通过三相分离器进行固、液、气的分离。反应器设有取样口,底部进水排泥,顶部加盖,设置出气口。通过夹套内热水循环维持反应器内温度,待处理废水通过计量泵由底部进入反应器,处理后的水从反应器上端出水口排出。产生的气体通过气体计量罐收集、计量,最终排入大气。UASB反硝化工艺流程见图1。

1.4 实验方法

取一定量的好氧絮状污泥从顶部倒入UASB反应器中,静置2天后测定底部污泥浓度为28 g/L。用自来水将废水稀释一定倍数,用36%(w)盐酸将稀释后废水p H调至4.4~5.5,加入尿素和KH2PO4作为氮源和磷源,使n(C)∶n(N)∶n(P)=200∶5∶1,待配水完成后用进料泵将废水从底部泵入UASB反应器。反应温度控制在25~30℃。

1.5 分析方法

采用重铬酸钾法测定COD[13]211-213;采用酚二磺酸光度法测定ρ(NO3-)[13]259-261;采用TOC分析仪测定TOC。

2 结果与讨论

2.1 UASB反应器的启动效果

废水进入UASB反应器运行1天后反应器内有许多微小的气泡产生,2天后部分絮状污泥与气泡黏附而上浮。反应初期由于产气量较少,反应器内底部污泥床出现断层,且污泥床外部沟流现象较多,这是因为污泥反硝化活性还很低,产气量小,不足以搅动污泥,沟流使泥水混合效果变差。在这一阶段絮状污泥在产气和水力剪切力的作用下进一步分离,数天后反应器内污泥上浮现象逐渐减弱,污泥颜色由灰黄色变为浅黄色,反应器内液相由混浊液变为澄清液。随着废水进水量的逐渐增加,9天左右在污泥床层内产生较多的气泡,产气的搅拌作用使污泥床不断运动从而很好地与废水混合,说明利用絮状污泥启动UASB反应器反硝化污泥的驯化过程已经完成。

2.2 UASB反应器对污染物的去除效果

2.2.1 COD

UASB反应器对废水COD的去除效果见图2。由图2可见:运行前10天,进水COD为1 380~2 140mg/L,出水COD不稳定,在390~1 350 mg/L之间波动,这是因为前期反应器内反硝化现象较弱,产气较少,泥水分布不均;运行10天后,在进水COD由1 360 mg/L逐渐提高至1 880 mg/L的过程中,出水COD基本保持在710~770 mg/L,COD去除率为40%~60%,说明UASB反应器在经过前期反硝化污泥驯化后,运行稳定性逐渐提高,对COD有较好的去除效果。

2.2.2 TOC

UASB反应器对废水TOC的去除效果见图3。由图3可见:运行前10天,进水TOC为960~1 093mg/L,出水TOC为275~600 mg/L,TOC去除率为37.5%~74.8%;运行10天后反硝化菌增多,对污泥逐渐适应,在进水TOC有一定波动的情况下,出水TOC保持在115~314 mg/L,TOC去除率由60.3%逐渐升高至87.2%,最终维持在81%左右。

2.2.3 ρ(NO3-)

UASB反应器对废水中ρ(NO3-)的去除效果见图4。由图4可见:运行前10天,进水中ρ(NO3-)由878 mg/L逐渐提高至1 205 mg/L,出水中ρ(NO3-)一直稳定在5 mg/L以下;运行10天后,将进水中ρ(NO3-)提高至1 574 mg/L,出水中ρ(NO3-)维持在134~176 mg/L,NO3-去除率为90%左右;运行20天后,出水中ρ(NO3-)降至100 mg/L以下;增加进水中ρ(NO3-)至1 992 mg/L,出水中ρ(NO3-)一直保持在较低水平,系统稳定后NO3-去除率几乎为100%。

2.3 运行负荷的确定

装置运行的进水容积负荷和实际容积负荷见图5。

由图5可见,启动初期由于污泥上浮现象较为严重,容易与反硝化产生的气泡黏附,故采用较低的负荷运行。随后逐渐提高UASB反应器的进水负荷,最高进水COD容积负荷达5.18 kg/(m3·d)。在进水COD容积负荷不超过5.00 kg/(m3·d)的条件下,实际COD容积负荷稳定在2.00 kg/(m3·d)左右,实际TOC容积负荷稳定在1.00 kg/(m3·d)以上。

2.4 进水COD容积负荷对UASB反应器反硝化处理效果的影响

进水COD容积负荷对UASB反应器反硝化处理效果的影响见图6。由图6可见:随着UASB反应器进水COD容积负荷的增加,COD去除率、TOC去除率及NO3-去除率逐渐下降;当进水COD容积负荷不大于4.48 kg/(m3·d)时,COD去除率为55%~74%,TOC去除率为63%~87%,NO3-去除率大于95%。

3 结论

a)UASB反应器以低负荷启动,启动初期进水COD在1 360~2 140mg/L之间波动,出水有较大波动,10天后逐渐提高进水COD,出水COD保持在710~770 mg/L,COD去除率为40%~60%。

b)UASB反应器启动初期,TOC去除率波动较大,10天后,出水TOC保持在115~314 mg/L,TOC去除率由60.3%逐渐升高至87.2%,最终维持在81%左右。

c)UASB反应器运行10天后,出水中ρ(NO3-)维持在134~176 mg/L,NO3-去除率为90%左右;系统稳定后NO3-去除率几乎为100%。

d)在进水C O D容积负荷不超过5.00 k g/(m3·d)的条件下,实际COD容积负荷稳定在2.00kg/(m3·d)左右,实际TOC容积负荷稳定在1.00kg/(m3·d)以上。当进水COD容积负荷不大于4.48kg/(m3·d)时,COD去除率为55%~74%,TOC去除率为63%~87%,NO3-去除率大于95%。

反硝化反应 篇2

常温下SBBR反应器中短程同步硝化反硝化的实现

摘要：采用自主设计的序批式生物膜反应器(SBBR)处理城市污水,在常温(25～27℃),pH值7.2～7.6条件下,通过恒定低曝气量实现了稳定的短程同步硝化反硝化.试验还考察了碳氮比对SBBR系统短程同步硝化反硝化的`影响.结果表明:在SBBR中处理城市污水实现短程同步硝化反硝化较为适合的碳氮质量比在5～8之间.亚硝酸盐氮积累率在85%以上,TN去除率可以达到80%以上.作 者：张立秋    韦朝海    张可方    张朝升    方茜    李淑更    ZHANG Li-qiu    WEI Chao-hai    ZHANG Ke-fang    ZHANG Chao-sheng    FANG Qian    LI Shu-geng  作者单位：张立秋,ZHANG Li-qiu(广州大学,土木工程学院,广州510006;华南理工大学,环境科学与工程学院,广州,510006)

韦朝海,李淑更,WEI Chao-hai,LI Shu-geng(华南理工大学,环境科学与工程学院,广州,510006)

张可方,张朝升,方茜,ZHANG Ke-fang,ZHANG Chao-sheng,FANG Qian(广州大学,土木工程学院,广州,510006)

期 刊：工业用水与废水  ISTIC  Journal：INDUSTRIAL WATER & WASTEWATER 年，卷(期)：, 39(4) 分类号：X703.3 关键词：短程同步硝化反硝化    SBBR    亚硝酸盐氮积累率   

反硝化反应 篇3

关键词：厌氧氨氧化,反硝化,耦合脱氮

近年来, 在氮素污染日趋严重以及治污费用居高不下的双重压力下, 全球加大了对生物脱氮技术的研究力度, 一批新型生物脱氮工艺[1,2,3]应运而生, 如短程硝化反硝化工艺、好氧脱氨工艺及厌氧氨氧化工艺等。国内外学者在大量的实验基础上又发现了一种新的理论[4]———反硝化与厌氧氨氧化的耦合作用。它具有节省曝气、不需要碳源、污泥产量少和能有效去除废水中有机物等优点。

1 厌氧氨氧化和反硝化的机理

1.1 厌氧氨氧化

厌氧氨氧化 (ANAMMOX) 是在厌氧条件下, 厌氧氨氧化菌 (AAOB) 以亚硝酸盐 (NO2--N) 为电子受体氧化氨 (NH4+-N) 生成氮气。

1.2 反硝化

反硝化作用是指硝酸盐 (亚硝酸盐) 进入细胞后, 被用作电子受体还原为氮气的生物过程。有机物是许多异养型反硝化菌的主要能源, 它们以有机物为碳源, 利用硝酸盐为最终电子受体, 进行无氧呼吸。

2 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应机理

2.1 化学计量学理论

从厌氧氨氧化与反硝化的反应方程式来看, 反硝化反应消耗有机物并产生CO2, 为厌氧氨氧化反应消除了有机碳源的抑制作用并提供无机碳源, 反硝化菌在电子供体不足的条件下将NO3--N还原为NO2--N, 为厌氧氨氧化反应提供底物NO2--N;而厌氧氨氧化反应产生一定量的NO3--N能为反硝化提供电子受体, 因此, 两者共存, 可以在一定程度上弥补反硝化和厌氧氨氧化反应的缺陷, 实现两者的相互耦合。然而, 厌氧氨氧化和反硝化反应均消耗H+, 导致反应体系p H升高。而过高的p H值会影响反应功能微生物种群的活性。从反应的吉布斯自由能来看, 反硝化反应具有更低的自由能, 当存在有机物时, 反硝化菌比厌氧氨氧化菌更容易利用NO2--N。因此, 如何控制条件使两类功能性微生物对反应底物合理竞争和优势共存, 是目前首要解决的难题。

2.2 微生物学理论

厌氧氨氧化菌属于自养菌, 能够在完全无机环境中生长, 增殖速率慢, 倍增时间长达11d, 对环境条件敏感。厌氧氨氧化菌的最佳生长p H范围为6.7~8.3, 最佳生长温度范围为20~43℃。厌氧氨氧化菌基质一般只限于氨及其代谢中间产物 (羟胺和联氨) , 可利用的基质范围窄。

反硝化菌是能将硝酸盐和亚硝酸盐还原为氮气的微生物。大部分反硝化细菌是异养菌, 它们以有机物为碳源和能源, 进行无氧呼吸。其生长适宜p H为6~9, 适宜温度为20~35℃, 与厌氧氨氧化菌的适宜生长环境类似。

卢俊平等[5]发现, 难降解有机物对厌氧氨氧化菌活性没有太大影响.Güven等[6]研究发现, 葡萄糖甲酸盐丙胺酸对厌氧氨氧化菌没有明显的影响;醋酸盐对厌氧氨氧化菌有一定促进作用。Güven等研究显示, 丙酸盐在纯化的厌氧氨氧化菌细胞中能以0.8nmolmin-1mg-1速率被消耗, 第一次明确给出了厌氧氨氧化菌能代谢有机物的证据;刘金苓等[7]以葡萄糖为有机碳源培养厌氧氨氧化菌的研究结果进一步证实了Güven等的研究结论, 即厌氧氨氧化菌不仅具有厌氧氨氧化的代谢特性, 同时还具有反硝化的代谢特性。

3 研究建议

首先, 应该合理投加亚硝态氮或硝态氮浓度:较高的亚硝态氮或硝态氮浓度虽然有利于反硝化菌的生长, 但是却产生了较高毒性作用;较低的亚硝态氮或硝态氮浓度可以避免较高亚硝态氮或硝态氮浓度时产生的抑制作用, 但是却导致亚硝态氮或硝态氮浓度的迅速降低, 不利于厌氧氨氧化菌的生长。

其次, 应该投加适宜的碳源种类及其浓度:COD对厌氧氨氧化与反硝化耦合反应的影响包括两方面:一是作为反硝化反应的底物;二是作为厌氧氨氧化反应的抑制物。所以合理选择碳源及其浓度都是极其重要的。

最后, 选择特殊的反应器技术:选择如UASB或生物膜等反应器技术将厌氧氨氧化菌与反硝化菌复合在同一个微生态环境中, 才可能充分发挥它们之间的耦合作用。

参考文献

[1]Y.-H.Ahn.Sustainable nitrogen elimination biotechnologies:a review[J].Process Biochem, 2006 (41) :1709-1721.

[2]S.Sri Shalini, Kurian Joseph.Nitrogen management in landfill leachate:Application of SHARON, ANAMMOX and combined SHARON-ANAMMOX process[J].Waste Management, 2012 (38) :2385-2400.

[3]T.Khin, A.P.Annachhatre.Research review paper:novel microbial nitrogen removal process[J].Biotechnol.Adv, 2004 (22) :519-532.

[4]Toh S.K, Ashbolt N.J.Adaptation of anaerobic ammonium oxidising consortium to synthetic coke-ovens wastewater[J].Appl.Microbial.Biotechnol., 2002, 59:344-352.

[5]Lu J-P, Du B, Zhang Z, et al.Effect of organics on biological nitrogen removal by anaerobic ammonium oxidation[J].Industrial Water&Wastewater, 2008, 39 (4) :6-9.

[6]Güven D, Dapena A, Kartal B, et al.Propionate oxida-tion by and methanol inhibition of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria[J].Applied and Environmental Microbiology, 2005, 71:1066-1071.

反硝化反应 篇4

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   

反硝化反应 篇5

1材料和方法

1.1试验装置

试验所用装置如图1所示,主要由UASBB反应器主体结构、进水箱、回流系统、PLC加热保温系统等组成。反应器直径150mm,反应器总高900mm,有效高度650mm,有效容积11L,反应器主体为不锈钢材料,有避光效果,外部设有保温层,通过PLC温控装置控制反应区内温度在33℃~37℃。UASBB内设置组合式填料,填料规格(填料直径×片距)为150mm×60mm,理论成膜后的安装重量为60~80kg/m3,安装距离150mm。

1.2试验用水

UASBB反应器启动阶段及同步厌氧氨氧化甲烷化反硝化阶段均采用模拟废水,其主要成分为:葡萄糖COD,磷酸二氢钾KH2PO4,碳酸氢钠Na HCO3,氯化铵NH4Cl,亚硝酸钠Na NO2(ND),微量元素(1m L/L)。COD、NH4Cl、Na NO2浓度随着反应时间的推移而变化。

1.3分析项目与方法

COD、NH4+-N、NO2-N、NO3-N、TN等项目采用《水和废水监测分析方法》中规定的方法进行测定[13];温度采用温度计测定;p H值采用酸度计(PB-10型)测定;DO采用溶解氧仪测定。

2试验结果与分析

2.1 UASBB的启动

在中温条件下(31℃-35℃)下,采用葡萄糖配水对微生物进行驯化,污泥经过培养驯化,COD的去除率达到85%以上,出水浓度降至50mg/L左右,见图2。

如图2,反应器在启动初期进水COD浓度控制为200mg/L,有机容积负荷为0.182kg/(m3·d),去除率已达到80%,并能收集到部分气体。经过43d后,反应器进水达到设计负荷(COD浓度为800mg/L,有机容积负荷为0.727kg/(m3·d)),COD去除率稳定在85%以上,表明污泥性能稳定,未出现反应器出泥、跑泥现象。因此,认为UASBB启动成功。

2.2 UASBB同步厌氧氨氧化甲烷化反硝化

在启动好的UASBB进水加入NH4Cl和Na NO2逐步实现同步厌氧氨氧化甲烷化反硝化。2.2.1 COD的去除。如图3所示,UASBB反应器开始的进水COD浓度为800 mg/L,出水浓度小于80 mg/L,去除率稳定在90%以上;系统稳定运行30d后,将进水COD浓度降至500 mg/L,此时去除率有所降低,在85%上下波动;为了进一步降低过高的COD浓度对厌氧氨氧化菌的抑制作用,运行至85d时,将进水COD浓度降低至100mg/L,此时COD去除率仅有23%左右。COD主要通过甲烷化过程和反硝化过程被去除。影响系统COD去除的因素主要有基质竞争和NO2--N的毒性。此外,由于有机负荷率的降低导致系统产沼气量下降,沼气所产生的搅拌污泥作用随之减弱,使污泥不能更有效地与有机物充分接触。

2.2.2亚硝酸盐氮的去除。将UASBB反应器的进水NO2--N浓度从第1天的20 mg/L逐步提高至第95天的120 mg/L。初期(1-85d),NO2--N的去除率非常高,接近100%,出水几乎未检出NO2--N,如图4所示。这主要因为接种污泥中含有接近50%的反硝化污泥。此阶段NO2--N的去除主要通过短程反硝化反应式(1)完成,另一小部分则通过厌氧氨氧化式(2)完成,且反硝化过程在系统内占主导反应。后期(95-150d),将进水NO2--N浓度增大至120 mg/L,其去除率迅速下降至25%左右。同时在这一阶段,进水中的COD浓度已降低至100 mg/L,由于系统中没有足够的有机碳源,使反硝化作用减弱,由反硝化所消耗的NO2--N比例下降,但厌氧氨氧化反应得到了进一步驯化,系统内氮素主要被其脱除。

2.2.3氨氮的去除。如图5所示,UASBB反应器初期进水NH4+-N浓度维持在60 mg/L,可以看出去除率较高,将近在40%左右,在这一阶段,由于反应器中混入了空气,通过硝化细菌的作用发生了硝化过程,使得系统内的NH4+-N被去除。为了使反应器中的厌氧氨氧化菌得到充分的驯化,第50天开始,将反应器中NH4+-N的进水浓度提高至100 mg/L,由图5可看出,直到第80天结束,NH4+-N的去除率仅维持在10%左右,没有达到预期的去除效果。分析认为在此过程中NO2--N不够,不能配合NH4+-N进行厌氧氨氧化反应,因此,只增加进水NH4+-N浓度并不能有效的将厌氧氨氧化菌富集起来。另一方面,由于反应器内,有机物浓度比较高,为反硝化细菌提供了充足的碳源,反硝化作用占主导,其代谢过程旺盛消耗了大量的NO2--N,造成厌氧氨氧化菌不能获得足够的NO2--N基质。为此,从第81d开始将进水NH4+-N浓度降至68mg/L,且逐步提高NO2--N的浓度,NH4+-N去除率逐渐提高,稳定在20%左右,尤其是在系统运行的后期,将进水COD浓度降至100 mg/L,NO2--N浓度增大至120mg/L,NH4+-N的去除率逐步提高并稳定在33%左右,最高可达35%。可认为,此阶段NH4+-N的去除主要是由于发生了厌氧氨氧化反应。低有机物负荷率限制了反硝化作用,适当的NH4+-N与NO2--N比例同时也是促使厌氧氨氧化菌富集起来的原因。且系统中NH4+-N的浓度较低,p H值基本为中性,满足厌氧氨氧化菌生长对p H值的要求。

2.2.4总氮的去除

UASBB反应器TN的去除情况如图6所示,本研究的TN包括NH4+-N和NO2--N,。

TN的去除主要通过反硝化作用去除NO2--N以及厌氧氨氧化作用去除NH4+-N和NO2--N,如前所述,初期,反硝化作用占主导,另外再加上硝化作用,TN去除率为50~60%。中期,由于进水NH4+-N和NO2--N浓度的改变,主导TN去除反应逐渐由反硝化作用向厌氧氨氧化作用转变。后期,由于反硝化菌受到限制,主导脱氮反应为厌氧氨氧化,此时TN去除率为30%左右。

3讨论

3.1 UASBB的快速启动

传统的UASB反应器具有启动周期长的缺点,本实验新型的UASBB反应器大大缩短了启动所需时间,并且处理效果良好。原因可概括为以下五点:①p H值调节,为了防止系统酸化,在进水中添加1.0 g/L的Na H-CO3,并对出水的p H值进行实时的监测,经测定,进水的p H为6.9~7.2,出水p H值为7.1~7.7,适宜厌氧微生物的生长;②温度控制,在反应器外部设置了保温层,采用PLC系统进行控制,将UASBB内温度保持在35±2℃,确保了反应器稳定启动;③接种污泥,厌氧接种污泥采用的是某猪场废水处理厂厌氧反应器的污泥,呈现一定的颗粒状,且其厌氧功能和沉降性能显著;④有效的生物截留措施,为了缩短厌氧颗粒污泥的形成时间,启动阶段上升流速控制在设计流速,而在反应器内添加生物填料有效的截留了反应器启动初期的厌氧微生物,有效的防止了厌氧颗粒污泥形成初期易跑泥的问题;⑤外回流比调节,将反应器的外回流比控制在300%,适宜的外回流比保证了反应器具有一定的上升流速,加速污泥的颗粒化,从而缩短了反应器启动时间。

3.2亚硝酸盐对系统的影响

NO2--N会对系统中产甲烷菌和厌氧氨氧化菌的代谢生长产生一定的影响。

将UASBB反应器中的NO2--N浓度在开始第一天的20mg/L逐渐上升至120mg/L,在初期(1-85d)内(见图3、图4),进水COD和NO2--N浓度适宜,反应器中的反硝化细菌在充足的碳源下,大量地去除NO2--N,NO2--N去除率达到了95%以上,使反应器内的亚硝酸盐浓度不抑制产甲烷菌的活性。第85天后,提高了进水NO2--N浓度并且降低了COD浓度,由于反硝化过程没有足够的营养基质,反硝化菌的代谢生长受到限制,其去除NO2--N的速率明显降低,导致反应器内NO2--N浓度升高,过高的NO2--N浓度阻碍了产甲烷菌的生长,COD的去除率随之降低。厌氧氨氧化反应需要消耗NO2--N,但是,过高的NO2--N浓度则会抑制厌氧氨氧化菌的正常生长,本研究将NO2--N浓度控制在120mg/L以下,在此浓度范围内NO2--N对厌氧氨氧化菌抑制作用不明显,其毒性作用可以忽略[22,23]。

3.3有机物对系统的影响

厌氧氨氧化菌是自养型细菌,有机物会抑制其生长,产甲烷菌和反硝化菌为异养型细菌,因此厌氧氨氧化菌比产甲烷菌和反硝化菌更难富集起来。在反应器同步驯化前期(1-85天)由图3和图4可以看出,COD去除率较稳定,维持在80%以上,反应器内反硝化反应和甲烷化反应占主导,厌氧氨氧化反应被抑制。第85d开始,降低进水的COD浓度,限制了反硝化和甲烷化反应,COD去除率随之降低,COD去除率只有25%左右。另外,从图5和图6可看出,后期(110-145天)系统中,反硝化反应消耗的NO2--N开始降低,反应器中出水NO2--N浓度开始增大,达到了80mg/L,NH4+-N的去除效率逐步提高,除效率稳定在33%左右,NH4+-N与NO2--N开始按一定比例被去除,系统内的厌氧氨氧化反应明显占主导地位。

4结论

短程硝化反硝化工艺简析 篇6

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]。

反硝化反应 篇7

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

[1]周少奇, 周吉林, 范家明.同时硝化反硝化生物脱氮技术研究进展[J].环境技术, 2002, 21 (3) , 38～44

[2]高廷耀, 周增炎, 朱晓君.生物脱氮工艺中的同步硝化反硝化现象[J].给水排水, 1998, (12) .

[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.

反硝化反应 篇8

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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[3]Bruce E R,Wayne E L.Simultaneous denitrification with nitrifi-cation in single-channel oxidation ditches[J].WPCF,1985,57(4):179~182.

[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.

反硝化反应 篇9

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