水体微生物脱氮技术

水体微生物脱氮技术（共9篇）

水体微生物脱氮技术 篇1

近年来, 随着工业化和城市化程度的不断提高, 合成洗涤剂、化肥和农药被广泛使用, 大量氮元素进入水体, 使水体富营养化日益严重, 因此, 越来越多的国家和地区开始制定日趋严格的污水排放标准, 这就意味着对新建及已建污水处理厂提出了更高的要求。生物脱氮技术相对其他方法的脱氮技术有着很强的优势[1], 但传统的生物脱氮工艺存在着一些不可避免的缺陷, 随着研究的不断深入, 新的脱氮技术越来越多的引起人们的注意, 研究和开发经济、高效的生物脱氮技术也成为当前研究的热点。

1 生物脱氮机理

生物脱氮包括氨化、硝化、反硝化三个过程, 即水体中的有机氮首先在氨化菌的作用下转化为氨态氮, 这也就是所谓的氨化阶段;之后是硝化阶段, 氨态氮在好氧的条件下通过亚硝化菌和硝化菌转化为NO-3-N;最后是反硝化阶段, 该阶段在缺氧的条件下, 通过反硝化菌将亚硝酸盐氮和硝酸盐氮转化为N2。

而近年来的一些研究发现, 在好氧的条件下发生了同时硝化和反硝化作用;在厌氧的条件下氨态氮减少;这些现象都无法用传统生物脱氮理论来解释, 表明除了传统的生物脱氮理论外, 还存在其他的生物脱氮原理[2]。

2 生物脱氮新技术

2.1 同步硝化反硝化

同步硝化反硝化 (Simultaneous Nitrification and Denitrification, SND) 是指在一定条件下, 硝化与反硝化反应发生在同一处理条件及同一处理空间内的显现[4]。关于同步硝化反硝化的机理目前认为有三种理论, 即宏观环境理论、微环境理论及微生物理论。宏观环境理论认为, 在生物反应器内, 由于氧气充入反应器的不均匀性和反应器本身的构造, 使得其内部出现氧气分布不均的现象, 从而形成好氧段、缺氧段和厌氧段, 分别为硝化菌和反硝化菌创造了条件。微环境理论认为, 由于氧气扩散作用的限制, 使生物絮体内部产生DO浓度梯度, 从而导致了微环境的同步硝化反硝化。而微生物理论认为由于异养硝化菌和好氧反硝化菌的存在, 使硝化和反硝化有了同时发生的可能[5]。已知的好氧反硝化菌有PseudomonasSpp, Alcaligenes faecalis, ThiosphareaPantotropha, 这些好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌, 并因此能够直接地把NH+4转化为最终气态产物而逸出。正是由于好氧反硝化菌、低DO下的硝化菌、异养硝化菌及自养反硝化菌等的存在, 使得SND能够进行。

与传统生物脱氮工艺相比, 同时硝化反硝化工艺具有明显的优越性, 主要表现在:1) 缩短反应时间;2) 无需酸碱中和;3) 节省反应器体积。同时硝化反硝化工艺的产生为今后污水处理降低了投资, 并为简化生物脱氮过程提供了可能性, 在荷兰、德国等国家已有污水厂在利用同时硝化反硝化脱氮工艺运行。

2.2 短程硝化反硝化

早在1975年Vote就发现在硝化过程中HNO2的积累现象并首次提出了短程硝化反硝化理论[10]。短程硝化反硝化也可称为亚硝酸型生物脱氮, 它是在同一个反应器内, 通过控制特殊的环境条件下抑制硝化菌的成长, 使系统中的亚硝化菌成为优势菌种, 先在有氧的条件下, 利用亚硝酸菌将氨氧化成NO-2 (氨氧化过程) ;然后在缺氧的条件下, 以有机物为电子供体, 将亚硝酸盐反硝化, 生成氮气。即:将硝化控制在形成亚硝酸阶段, 然后直接进行反硝化, 形成NH+4→HNO2→N2↑的脱氮过程。

实验证明, 实现亚硝酸盐积累的pH值最好在8.0左右。游离氨对硝酸菌和亚硝酸菌的抑制质量浓度分别为0.1 mg/L～1.0 mg/L和10 mg/L～150 mg/L。Anthonisen[14]的选择抑制性学说认为硝化菌对游离氨的敏感性要高于亚硝化菌, 当游离氨浓度 (FA) 超过硝化菌的抑制浓度阈值而低于亚硝化菌的抑制浓度阈值时, 就会使反应器中的亚硝化菌占优势, 实现亚硝酸盐的积累。但是硝化菌对游离氨具有适应性, 即游离氨浓度对硝化菌的抑制浓度随反应时间变化可以不断提高, 因此, 由此实现的短程硝化在长时间内是不稳定的。

VanKempen等[15]根据Sharon工艺生产性应用的经验, 推荐将污泥控制在1 d～2.5 d。硝化菌对环境比较敏感, 相对于亚硝化菌, 硝化菌对环境适应性慢, 因而在接触有害物质的初期会受抑制, 出现亚硝酸积累。另外, 氧化剂也会对硝化反应产生影响。

SHARON工艺和CANON工艺是短程硝化反硝化原理的具体应用, 两者均是荷兰Delft工业大学开发的脱氮新工艺。SHARON工艺的核心是, 应用硝酸菌和亚硝酸菌的不同生长速率, 即在操作温度30 ℃～35 ℃的条件下, 亚硝酸菌的生长速率明显高于硝酸菌的生长速率, 亚硝酸菌的最小停留时间小于硝酸菌这一特性, 通过控制系统的水力停留时间使其介于硝酸菌和亚硝酸菌最小停留时间之间, 从而使亚硝酸菌具有较高的浓度而硝酸菌被自然淘汰, 维持稳定的亚硝酸积累[16]。而CANON工艺是通过控制生物膜内溶解氧的浓度实现短程硝化反硝化, 使生物膜内聚集的亚硝酸菌和厌氧氨氧化菌能同时生长, 满足生物膜内一体化完全自养脱氮工艺实现的条件。

短程硝化反硝化具有以下技术优势:

1) 在硝化阶段减少了NO-2→NO-3的过程, 耗氧量至少降低25%, 产泥量减少24%～33%, 降低了能耗。

2) 在反硝化阶段, 减少了NO-3→NO-2的过程, 有机碳源的用量一般能减少40%, 在C/N一定的情况下还能提高TN的去除率, 降低了运行费用。并且亚硝酸盐反硝化反应可以以硝酸盐反应速率的1.5倍～2倍进行[4], 提高了反应速率。在反硝化阶段, 产泥量可减少50%。

3) 由于亚硝化菌的世代周期比硝化菌短, 将反应控制在亚硝化反应阶段, 可以提高反应速率和微生物的浓度, 缩短反应时间, 提高脱氮效率;由于水力停留时间较短, 可以使反应池的容积减少30%～40%, 节省基建投资。

4) 硝化与反硝化在同一容器中进行, 硝化产生的酸度和反硝化产生的碱度相互抵消, 可以节约大量用来调节pH的酸和碱[17]。

2.3 厌氧氨氧化

1995年Mulder等[18]在研究脱氮流化反应器时发现, 氨确实可以直接作为电子供体进行硝化反应, 并称之为厌氧氨氧化 (Anammox) 。其机理是厌氧氨氧化菌在严格厌氧的条件下, 以NH+4-N为电子供体, NO-2-N为电子受体, 将NH+4-N和NO-2-N转化为N2, 厌氧氨氧化菌为自养菌, 以CO2为碳源, 无需有机物, 因此, 厌氧氨氧化工艺适合于处理C/N值较低的含氮废水。

影响厌氧氨氧化的因素主要有DO, pH, 温度, SRT等。Strous等[19]研究发现, 氧能够抑制厌氧氨氧化活性, 但除氧后氧化活性可以恢复。在厌氧氨氧化过程中, pH值是很重要的环境条件。郑平等[20]研究发现, pH从6.0升至7.5时, 厌氧氨氧化速率提高, 当pH值继续由8.0升至9.5时, 厌氧氨氧化速率下降。Antoniou等认为pH值对厌氧氨氧化的影响并非是由于溶液中高浓度自由氨和自由亚硝酸的抑制作用导致, 而是由于pH值的变化直接或间接改变厌氧氨氧化菌的生理活动, 从而影响厌氧氨氧化反应。在废水生物处理中, 厌氧氨氧化属于对温度变化比较敏感的反应类型, 理论上提高温度有利于加速反应, 但有报道认为, 能够进行厌氧氨氧化的温度范围为6 ℃～43 ℃, 适宜厌氧氨氧化的温度范围为30 ℃～40 ℃;低于15 ℃, 厌氧氨氧化速率较低;超过40 ℃, 厌氧氨氧化活性剧降。另外, 由于厌氧氨氧化菌的倍增时间长达11 d～29 d, 故适当延长SRT有利于反应的进行。

与传统硝化—反硝化工艺相比较, 厌氧氨氧化具有以下优势:

1) 不需要外加有机碳源作为电子供体, 节省40%运行费用, 防止二次污染;

2) 由于前置反应只需将一半NH+4-N氧化为NO-2-N, 节省供氧量;

3) Anammox菌生长缓慢, 污泥产量少, 节省污泥处理费用。但由于厌氧氨氧化菌生长缓慢, 细胞产率低, 厌氧氨氧化工艺的启动与运行较为困难, 限制了其在全球的推广应用。

目前, 我国对该技术的研究主要处于实验室小试阶段, 缺少中试及以上规模厌氧氨氧化工程的实际应用。

3 结语

同步硝化反硝化、短程硝化反硝化及厌氧氨氧化等生物脱氮技术都是在突破传统生物脱氮原理的基础上发展起来的新技术, 都是朝着经济、高效、低耗的可持续发展方向的生物脱氮除磷新技术[22]。研究者们对这些新技术已进行了较为深入的研究。但这些新技术的原理、工艺还不够成熟, 其原理、工艺及其影响因素还有待于进一步的研究。由于水体富营养化是一个严重的长期问题, 而我国对生物脱氮的研究起步较晚。因此, 开发经济有效、节能、简便且能脱氮的适合中国国情的工艺尤为重要。

水体微生物脱氮技术 篇2

摘要：结合近年来国内外的研究成果,介绍了同时硝化/反硝化生物脱氮技术的机理,并对影响SND的.控制因素及其研究现状进行了简单的综述.作 者：孙志伟    王庆年  作者单位：孙志伟(中国海洋大学,山东,青岛,266000)

王庆年(天津大学,天津,300072)

期 刊：甘肃科技   Journal：GANSU SCIENCE AND TECHNOLOGY 年，卷(期)：, 26(2) 分类号：X11 关键词：环境科学技术    同时硝化反硝化(SND)    脱氮    硝化    反硝化   

水体微生物脱氮技术 篇3

1 材料与方法

1.1 实验材料

1.1.1 菌种来源

实验用菌种取自南京某化肥厂SBR污水处理设施, 并经过驯化、富集培养得到。

1.1.2 实验废水

实验废水采用模拟合成氨废水, 水质成分包括:1.1 g/L NH4Cl, 0.5 g/L葡萄糖, 2.5 g/L Na HCO3, 0.5 g/L K2HPO4, 并加入适量的Fe、Mg、Ca等微量元素。

1.1.3 实验材料

聚乙烯醇 (PVA) 1 750±50, 国药集团化学试剂有限公司;海藻酸钠 (SA) (化学纯) , 上海化学试剂采购供应站分装厂;二氧化硅, 宜兴市第二化学试剂厂;实验所用其它试剂均为国产分析纯。

1.2 实验方法

1.2.1 固定化微生物小球制备方法

将一定质量的PVA在100℃左右的温度下完全溶解于清水中, 向其中加入一定质量的SA以及Si O2并混合均匀, 待混合胶体冷却至30℃左右时与实验菌种按照一定的包菌量 (离心污泥与聚乙烯醇溶液的质量比) 混合均匀后, 将其滴加至含有一定浓度硫酸铝的饱和硼酸溶液中, 并在4℃条件下交联固定24 h。交联固定过程中PVA与硼酸发生如下反应:

SA与铝盐的反应是通过Al3+取代SA中的Na+来形成凝胶网络, 其中Al3+是通过离子键与海藻酸盐高分子聚合物中的R-COO-相结合。

交联固定完成后取出固定化微生物小球体并洗涤2~3次, 再将其放入烘箱去除一部分水分后备用。

1.2.2 固定化微生物相对活性

相对活性计算公式如下:

式中:rˊ (NH4+-N) ———固定化后氨氧化速率, mg/ (L·h)

r° (NH+4-N) ———固定化前氨氧化速率, m g/ (L·h)

1.2.3 分析方法

氨氮浓度测定采用纳氏试剂分光光度法[19];NO2-N浓度测定采用N- (1-萘基) -乙二胺光度法[19];NO3-N浓度测定采用紫外分光光度法 (B) [19]。

2 实验结果及分析

2.1 正交试验

包埋剂中PVA、SA的浓度、固定液中硫酸铝浓度及包菌量对载体的强度及传质性能均有较大影响。同时考虑到干燥后的固定化小球具有体积缩小、传质性能降低、强度增大等特征, 实验在正交试验的设计过程中采用低浓度包埋胶体和固定液。实验采用4因子3水平正交试验表, 如表1所示。

对表1数据进行分析可得到正交试验结果, 如表2所示。

通过表2比较多因素的级差R, 确定其主次关系为:硫酸铝浓度>PVA浓度>SA浓度>包菌量 (离心污泥与聚乙烯醇溶液的质量比) 。最佳的固定化配比是A2B2C1D2, 即在PVA质量分数为6%, SA质量分数为0.5%, 硫酸铝质量分数为0.3%, 包菌量为1.5∶5, 固定化微生物凝胶球具有较好的氨氮去除性能。除了处理效果, 载体寿命和制备难易度也一个重要因素。PVA质量分数为5.0%时, 凝胶球强度很小, PVA质量分数为6.0%时, 凝胶球强度好, 当PVA质量分数为7.0%时, 凝胶球强度最好, 但溶液的粘稠度增大, 制备难度增加。

2.2 胶体浓度对小球成球性及强度的影响

为了对载体包埋胶体浓度进一步优化, 实验在PVA质量分数在4.5%~5.5%, SA质量分数在0.4%~5.5%的条件下, 对载体的成球性及强度进行考察, 结果如表3所示。

由表3可知, 当PVA质量分数为5.5%, SA质量分数为0.45%时, 载体成球性及强度均较好。相比于PVA质量分数为6%, SA质量分数为0.5%的载体, 该浓度条件下载体的制备成本更省。

2.3 包菌量对固定化微生物处理效果的影响

包菌量是固定化微生物的一个重要参数。包菌量过低将导致载体内微生物偏少而影响处理效果;而包菌量过高会降低载体强度。实验将活性污泥在3 000 r/min的离心机中离心15 min后加入到包埋剂中, 并对不同包菌量条件下固定化微生物小球体的强度及对废水中氨氮的去除效率进行比较。试验结果如图1所示。

由图1可以看出:随着包菌量的增加, 固定化微生物对氨氮的去除效率随之提高。当包菌量达到1∶2.5 (40 g/100 m L包埋剂) 时, 12 h停留时间的氨氮去除率达到91.6%。之后随着包菌量的进一步提高, 固定化微生物对氨氮去除效率的提高并不明显, 且小球抗拉性降低。当包菌量等于或大于1∶2 (50g/100m L包埋剂) 时, 经过短时间曝气后小球便开始出现破损现象。

2.4 硫酸铝浓度对固定化微生物处理效果的影响

固定液中硫酸铝浓度影响着固定化微生物小球体的成球性、传质性能及微生物活性。实验在饱和硼酸固定液中加入不同质量的硫酸铝, 考察不同硫酸铝浓度时固定化微生物载体对废水中氨氮的去除情况。试验结果如图2所示。

由图2可以看出, 当硫酸铝质量分数为0.3%时, 氨氮去除率为42.4%, 但载体在制备过程会发生粘连现象;随着固定液中硫酸铝浓度的不断提高, 固定化微生物小球对氨氮的去除效率不断降低。当硫酸铝质量分数为0.6%时, 氨氮去除率为38%, 同时固定化微生物载体成球性得到改善。

2.5 不同程度的干燥条件对固定化微生物处理效果的影响

实验对固定化微生物小球采用鼓风干燥处理是为了提高其机械强度。干燥程度越高, 载体强度越好。但干燥过程也会造成部分微生物因失水而丧失活性。实验将四份相同配比的固定化载体放入30℃鼓风干燥箱内进行不同程度的干燥处理, 并考察不同程度的干燥条件对固定化微生物处理效果的影响。试验结果如图3所示。

通过图3看出:干燥1 h时, 氨氮去除率为68%, 此时固定化微生物小球体强度较差, 曝气2h后小球发生粘连现象;随着干燥时间的增加, 载体对氨氮的去除率先缓慢降低, 直至干燥时间达到3.5h时, 氨氮去除率降至58%, 在此条件下, 小球曝气3个月也未发生粘连和破损现象;当干燥时间达到5h以上时, 微生物活性受到较大程度的影响, 氨氮去除率迅速降至39%以下。

2.6 固定化微生物相对活性的评估

实验将固定化前后的微生物进行比较, 考察两者在12 h停留时间内对氨氮废水的处理过程, 如图4所示。

通过图4可以看出:活性污泥对氨氮废水的处理效果要好于固定化微生物。这是因为:在固定化载体的制备过程中微生物难免会有损伤, 同时包埋载体也会影响到氧气的传质, 限制微生物对氧气的利用。由图4计算可得:8 h停留时间内活性污泥的氨氧化速率为31.2 mg/ (L·h) , 固定化微生物的氨氧化速率为24.3 mg/ (L·h) , 固定化微生物相对活性为77.7%。

3 结论

(1) 通过正交试验发现, 固定化微生物处理效果的影响因素主次关系为:包菌量>PVA浓度>SA浓度>硫酸铝浓度。

(2) 实验确定改良型聚乙烯醇铝盐法固定化微生物方法为:在5.5%PVA、0.45%SA的包埋剂中, 以40 g/100 m L包埋剂的包菌量加入离心污泥并搅匀后, 将其滴加到饱和硼酸与0.6%的硫酸铝固定液中, 在4℃环境中交联固定24 h并洗净, 最后将其放入30℃鼓风干燥箱中干燥3.5 h。

水体微生物脱氮技术 篇4

强化生物膜技术处理城市河道污染水体研究

摘要：利用自行设计的生物接触氧化装置,以城市河道污染水体为研究对象,通过水体中土著微生物的.富集过程,进行动态挂膜试验研究.讨论了挂膜过程系统对污染物去除效果、生物膜及其生物相的变化;分析了影响填料挂膜的各种因素,提出了判断生物膜成熟的依据.同时在挂膜成功后,投加特效菌种构建复合的生物净化法来处理水体污染物,并对污染物去除进行分析讨论,正常运行后,对COD、BOD5去除率可达70.45%、85.57%.作 者：邢海 曹蓉 XING Hai CAO Rong 作者单位：河北工程大学,城建学院,河北,邯郸,056038期 刊：河北工程大学学报(自然科学版) ISTIC Journal：JOURNAL OF HEBEI UNIVERSITY OF ENGINEERING(NATURAL SCIENCE EDITION)年，卷(期)：2008,25(1)分类号：X505关键词：土著微生物 接触氧化 富集 生物膜

生物慢滤技术脱氮性能试验研究 篇5

目前,我国地表水中氨氮已远远超出受纳水体环境容量,“十二五”环保规划中增加了两个限制因子,氨氮即为二者之一,其排放总量控制目标比2010年减少10%[1]。由此可见,氨氮废水对环境的影响已引起国家高度重视。我国广大农村地区一些水源与沼气池、厕所、圈养场所距离较近,雨水会将其中的氮素带入水体。农村未经处理的饮用水中,氨氮和亚硝酸盐氮是常见的超标污染物。在氧气充足的情况下,水体中的氨氮可被氧化为亚硝酸盐氮,进而为硝酸盐氮。亚硝酸盐氮可使人体正常的血红蛋白氧化成高铁血红蛋白,失去输送氧能力,亚硝酸盐氮还会与仲胺类反应生成致癌性的亚硝胺类物质。硝酸盐氮含量过高,可使血液中变性血红蛋白增加,还可经肠道微生物作用转变为亚硝酸盐而出现毒性作用。我国农村地区由于居住相对分散,受到社会经济和地理条件的限制,常规集中水厂还不能够在大多数农村地区普及。近年来,生物慢滤水处理技术由于其具有运行维护简单,制水成本低廉,处理出水不需要化学消毒即可达标等特点,已在我国甘肃、贵州、湖北、福建、四川等地农村地区试点应用。

根据传统脱氮理论,硝化与反硝化反应不能同时发生,因为硝化反应在好氧条件下进行,而反硝化反应在缺氧条件下完成,此过程称为顺序硝化与反硝化。最近几年不少实验和报道证明存在同步硝化反硝化现象,硝化反硝化的理论有了新的重要发现[2,3,4]。本研究通过对生物慢滤反应器中NH3-N、NO-3-N、NO-2-N、pH、DO等值的变化规律及相互之间的变化关系,探讨了生物慢滤反应器的脱氮效应,以及反应器中发生同步硝化反硝化反应的空间分布与过程机理。

1 实验部分

1.1 实验用水

国家地表水环境质量标准(GB3838-2002)中Ⅰ类水、Ⅱ类水和Ⅲ类水氨氮限值分别为0.15,0.5和1.0 mg/L。如果以地表水作为饮用水源,最高含量应低于国家地表水环境质量标准限值。本次试验用水为微污染地表水,常规水质指标见表1。

1.2 实验装置

本次试验设计试验装置如图1所示。试验装置包括进水箱、蠕动泵、生物慢滤反应器3个重要组成部分。生物慢滤反应器为本试验的核心部分,由有机玻璃制成,内径0.2 m,总高度1.5 m。为了方便反应器装填滤料和堵塞后清洗,用法兰将反应器分成上下两部分。法兰以下高1 m,装填承托层和滤料;法兰以上高0.5 m,用于进水和保持上层水位,上层水位保持为0.35 m。

生物慢滤反应器底部装填承托层,总设计高度为130 mm,承托层上部装填石英砂滤料(粒径为0.3～0.9 mm),装填高度为1 m。用计量蠕动泵将原水泵入反应器上部,水从上向下流过石英砂滤料。

1.3 检测方法

在生物慢滤反应器运行过程中对进、出水取样,分析测定氨氮、总氮、重金属参数,分析方法按照《水和废水标准分析方法》[5]。具体方法为:氨氮采用纳氏试剂分光光度法;总氮采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法;重金属离子采用美国Thermo Elemental公司生产的原子吸收分光光度计,采用直接火焰法。

1.4 试验方法

试验共分为3个部分:①保持滤速在0.3 m/h,持续运行3个月,分析测试生物慢滤反应器对氨氮的持续去除效果。②上述试验结束后将生物慢滤反应器滤速由0.3 m/h提高到0.8 m/h,分析测试生物慢滤反应器在高滤速下对氨氮去除效果。③上述试验结束后向进水箱投加4种重金属盐,分析测试生物慢滤反应器在不同重金属盐存在下对氨氮去除效果。

2 结果和讨论

2.1 生物慢滤对氨氮去除效果及影响因素研究

2.1.1 生物慢滤对氨氮去除效果

为防止光线射入后导致藻类滋生,将慢滤反应器用黑布裹住,滤速设定为0.3 m/h。对反应器进、出水氨氮浓度进行了连续3个月取样监测,室温保持在10～15 ℃,试验结果如图2所示。

由图2可知,生物慢滤反应器开始运行前两周是滤料表面微生物黏膜形成期[6],对氨氮去除效果随时间增加逐渐变好,当生物慢滤反应器滤料表面形成成熟稳定的生物黏膜后,改变进水氨氮浓度,出水氨氮浓度始终低于0.1 mg/L,满足国家《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)中氨氮浓度0.5 mg/L的限值要求,在连续3个月的持续运行过程中,氨氮去除率稳定在92%～98%之间。

2.1.2 滤速对氨氮去除效果影响研究

氨氮去除效果达到稳定时,标志着滤器中硝化与反硝化作用达到了动态平衡,为了研究这种平衡状态对水力负荷的承受能力,将生物慢滤反应器滤速由0.3 m/h提高到0.8 m/h。图3是氨氮浓度随进水滤速的变化关系,从图3可以看出,当滤速大于0.6 m/h时,出水氨氮浓度随着滤速增加而增加,氨氮去除率随滤速增加而降低。由此可见,为了保证最高的氨氮去除效果,生物慢滤反应器滤速最好不要超过0.6 m/h, 换算成水力负荷为14 m3/(m2·d)。

2.1.3 重金属存在对氨氮去除效果影响研究

结合我国农村水质特点,按照农村饮用水源超标重金属含量和国家地表水Ⅴ类水标准,通过投加Fe2(SO4)3、MnSO4 、Pb(NO3)2 、CdSO4 4种农村水质中常见的超标重金属盐,以模拟重金属污染情况下,生物慢滤反应器对氨氮的脱除效果。供实验水质如表2所示。

当生物慢滤反应器中氨氮去除效果达到稳定时,对不同重金属及不同浓度下氨氮的去除效果进行测定,实验结果如表3所示。添加重金属离子对氨氮的去除效果产生较大影响,重金属种类和浓度不同,对氨氮去除效果影响不同。重金属锰离子和铁离子含量达国家地表水Ⅴ类标准时,氨氮去除率由原来的95%～98%下降至78%～81%;将这两种重金属离子浓度提高为原来的3倍时,氨氮去除率下降至72%～75%。重金属铅和镉浓度达到国家地表水Ⅴ类标准,氨氮去除率降低为73%～76%。继续增加浓度,氨氮去除率下降至48%～52%。

从上述研究结果可以看出,重金属Pb和Cd浓度增加对硝化细菌活性影响最大,影响氨氮的去除效果。

2.2 生物慢滤反应器中的硝化反硝化过程研究

对给水水源而言,如果水中有机物浓度不高,且存在一定量的无机碳酸盐(碱度),这种水质条件有利于自养型细菌生长。此时,如水中溶解氧充分,自养型细菌如亚硝化单细胞菌属(nitrosomonas)和硝化螺菌或杆菌(nitrobacter)等将很容易培养成优势菌种,促进氨氮硝化过程形成。在好氧条件下,水中氨氮的去除通过硝化过程实现,即氨氮先由亚硝化细菌氧化成亚硝酸氮,再由硝化细菌将亚硝酸氮氧化成硝酸氮,如式(1)、式(2)所示[7,8,9]。

NH+4+3/2O2亚硝化单细胞菌属NO-2+H2O+2H+ (1)

NO-2+1/2O2硝化菌螺菌或杆菌NO-3 (2)

反硝化是一个异化过程,通常涉及反硝化假单胞菌等异养生物,在此过程中,硝酸盐在厌氧呼吸中作为氧化剂,反硝化过程主要产物是氮气和一氧化二氮,NO-3经过反硝化过程被去除,如式(3)所示。

NO-3反硝化菌N2 (3)

当慢滤反应器运行稳定后,对反应器不同高度出水中NH3-N、NO-2-N、NO-3-N浓度进行测定。取样高度分别为距滤料上表面0.5、0.75、1.0 m处,测定结果如表4所示。

从表4和图4可以看出,在滤料深度为0.5 m处,NH3-N浓度已经很低,即氨氮去除率已达高值,硝化过程在生物慢滤反应器上部0.5 m内基本完成。NO-3-N浓度在深度0.5 m处已达最大值,随着深度增加,NO-3-N浓度逐渐减小,存在明显的反硝化过程。NO-2-N浓度在滤器中自上至下为降低趋势,在滤器下部没有积累,说明滤器下部已不存在硝化过程。

本次试验对生物慢滤反应器进、出水三种形形态氮浓度进行测定的同时,对反应器进、出水pH值、DO浓度进行了测定,测定结果见表5。

由表5可见,生物慢滤反应器由上至下溶解氧浓度明显减小,反应器上部高浓度溶解氧有利于硝化过程发生,与反应器中氨氮在0.5 m处已达到较好去除效果的结论一致。硝化反应过程释放氢离子,使得pH减小,因此出水pH低于进水。从表4可以看出,硝酸盐氮浓度从反应器表面至0.5 m处为增高趋势,随后为下降趋势,说明反硝化反应主要发生在反应器下部。

2.3 生物慢滤反应器中总氮去除效果研究

当滤料表面形成稳定成熟的生物黏膜后,对生物慢滤反应器进出水NH3-N 、NO-3-N、NO-2-N浓度进行了测定,单项指标NH3-N、NO-3-N、NO-2-N均可达国家《生活饮用水卫生标准》(GB5749-2006)要求。反应器总无机氮去除效果如图5所示,总氮最大去除率为51.1%,平均值为26.6% 。

3 结 语

本文针对微污染水源中存在的氨氮和亚硝酸盐氮超标问题,研究了生物慢滤技术对其去除效果,实验结果表明。

(1)硝化过程发生在滤器上部0.5m内;反硝化过程主要是在滤器下部完成。当生物慢滤反应器运行稳定后,氨氮去除率可达98%,总氮去除率最高可达51.1%。

(2)当生物慢滤反应器滤速在0.3～0.6m/h时,滤速变化对氨氮去除效果影响不显著;当滤速大于0.6 m/h时,氨氮去除率下降。继续增大滤速,反应器运行阻力增大,并很快发生堵塞。

(3)不同重金属对氨氮去除效果影响程度不同。当进水中铅、镉离子浓度超过国家地表水环境质量标准(GB3838-2002)Ⅴ类水标准时,对氨氮去除效果影响显著,氨氮去除率下降50%。

参考文献

[1]国务院关于印发国家环境保护“十二五”规划的通知,国发[2011]42号.

[2]万金保,王敬斌.同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究.江西科学[J],2008,26(2):345-350.

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[5]国家环保总局.水和废水标准分析方法[M].北京:中国环境科学出版社,1998.

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[7]Sukru Aslan,Hatice Cakici.Biological denitrification of drinking water in a slow sand filter s[J].Journal of Hazardous Materials,2007,148,253-258.

[8]Sukru Aslan,Aysen Turkman.Nitrate and pesticides removal from contaminated water using biodenitrification reactors[J].2006,41:882-886.

生物脱氮除磷机理及技术研究进展 篇6

1 生物脱氮除磷机理

1.1 生物脱氮机理

生物脱氮是由生物硝化与生物反硝化两个过程来共同完成的。其作用是在污水的处理过程中, 通过将污水中的氮同化为微生物细胞的组成部分, 使污水中的微生物得到增长。生物硝化作用:由自养型好氧微生物产生硝化反应, 氨态氮在硝化细菌的作用下被逐渐的氧化和分解, 从而转化为亚硝酸盐。亚硝酸盐在硝酸菌的作用下逐渐转化为硝酸盐, 但在转变的过程必须具备大量的氧。生物反硝化作用:由异养兼性微生物产生反硝化反应, 反硝化菌在分子氧存在的基础上进行有机物的分解, 并将分子氧当作最终电子受体。如果在没有分子氧存在的情况下, 只能将亚硝酸根以及硝酸根当作电子受体。OH-碱和H20是由受氢体生成, 有机物由电子供体和碳源组成, 其作用是可以有效地提供能量, 从而实现氧化稳定。亚硝酸根和硝酸根在反硝化过程中的转化是在反硝化菌的同化作用和异化作用的情况下完成的。亚硝酸根和硝酸根被还原成NH3并于新细胞组合的过程被称为同化作用。亚硝酸根和硝酸根被还原成NO、H2O以及N2等气态物的过程被称为异化作用。用异化作用除氮的效果明显, 占氮总量的70%左右。

1.2 生物除磷机理

生物除磷技术是根据微生物超量吸磷的现象研究产生的。兼性菌在厌氧区内通过发酵, 可以将溶解性BOD转化成乙酸盐, 成为低分子挥发性有机物的一种。聚磷菌可以在厌氧压抑的情况下大量吸收污水中的低分子挥发性有机物, 并输送至细胞内, 进行同化过程使其变成碳能源储存物。其过程所需的能量是由细胞内糖的酵解以及聚磷的水解所提供, 在过程中会造成磷酸盐的释放。当专性好氧的聚磷菌进入好氧状态后, 其活力会得到复原。并可以通过聚磷的方式对超过生产要求的磷进行捕捉。碳能源储存物在氧化分解的过程中产生的能量, 对于聚磷的组成以及磷的吸收有着极其重要的作用。通过聚磷酸高能键的形式完成能量的储存。随着磷酸盐的排出, 其产生的富磷污泥在排放过程中能将大量的磷进行排出。

2 生物脱氮除磷技术的进展

2.1 五箱一体化活性污泥工艺

五箱一体化活性污泥工艺属于一项智能化中小型脱氮除磷工艺, 由一个矩形反应池作为主体, 其中矩形反应池被分为五个单元池。五个单元池之间是互相流通的, 并都设置了搅拌以及曝气系统。由于两边分别设置排污口和出水口, 因此可以同时作为沉淀池以及曝气、搅拌池。除了中间的单元池以外, 污水可以随意进入任何单元池, 通过连续进水, 完成交替运行。只有选择正确的运行方式, 使好氧、厌氧条件达到一定的标准, 才能实现脱氮除磷的目的。此项脱氮除磷工艺对脱氮除磷的效果较为明显, 并且存在操作简单、占用面积相对较少以及自动化程度较高等特点。

2.2 A2/O工艺

在A2/O工艺中, 要先将污水放入厌氧池, 然后通过兼性厌氧发酵菌将污水中的易降解有机物转化为低分子挥发性有机物。回流污泥中聚磷菌可以将储存在体内的聚磷进行分解, 在分解过程中所产生的能力是好氧聚磷菌在厌氧环境下生存的条件, 同时也是聚磷菌主动吸收低分子挥发性有机物的能量。硝化菌在缺氧区内通过混合液倒流带进的有机物和硝酸盐进行反硝化脱氮。聚磷菌在好氧区内不但可以吸收污水中的易降解BOD, 而且可以通过分解自身储存的碳能源储存物所产生的能量来满足自身的成长繁殖所需的能量, 并能有效地吸收溶解磷, 运用聚磷的形式将其储存在体内。通过反硝化菌和聚磷菌的反复利用, 污水中的有机物浓度已经明显减少, 这样的环境对于自养的硝化菌的成长繁殖相当有利。在对A2/O工艺进行改良的过程中, 必须设置缺氧调节池和厌氧池, 其目的是为了避免回流污泥中存在的硝酸盐对厌氧释磷的影响。倒置A2/O工艺 (见图1) 通过取消A2/O工艺的内循环, 从而形成好氧、厌氧以及缺氧工艺。反硝化对碳源的需要是通过将缺氧段提前来满足的, 并有效加强了系统的脱氮功能。倒置A2/O工艺可以有效地减少回流污泥中溶解氧以及硝酸盐带来的影响, 使回流污泥充分发挥释磷和摄磷的作用, 由此可见, 与传统的A2/O工艺相比, 倒置A2/O工艺除磷效果更好。

3 结论

综上所述, 由于我国水体营养化问题日益严重, 因此, 研发经济、简便且节能的生物脱氮除磷工艺已经成为社会各界关注的首要问题。生物脱氮除磷技术在我国起步较晚, 目前正处于发展阶段。由于生物法运行具备成本低、处理能力较强以及效果稳定等特点, 因此, 我国必须充分利用现有的工艺基础, 加大力度研发出符合国情以及经济高效的脱氮除磷技术。

摘要：随着我国工业化水平的不断提高, 工业污水中的氮、磷含量也在不断地增长, 使水体营养化问题日益显现。近年来, 生物脱氮除磷技术已经得到世界各国的重视, 并加强对其的研究, 使其在污水处理领域得到广泛的发展。本文重点介绍了生物脱氮机理和生物除磷机理, 并详细介绍了几种生物脱氮除磷工艺以及研究进展。

关键词：脱氮除磷,机理,工艺,污水处理

参考文献

[1]汪大擎.雷乐成水处理新技术及工程设计.北京:化学工业出版社, 2001.

[2]郝晓地, 汪慧贞.可持续除磷脱氨BCFS工艺.给水排水, 2002, 28 (9) :7-10.

水体微生物脱氮技术 篇7

1 材料

1.1 试验装置

试验所用装置, 见图1。反应器曝气区长30 cm, 宽20 cm, 有效高度为23 cm, 有效容积为12.4 L。空气由装置底部的布气系统进入并均匀分布, 采用高水箱连续进水, 3片PVA生物膜片垂直于进水方向放置。

1.曝气区;2.沉淀区;3.生物膜;4.气泵;5.筛板。

1.2 活性污泥及生活污水

试验所用活性污泥, 取自城市污水处理厂二沉池出口;生活污水, 取自居民区生活污水, 化学需氧量 (COD) 为332~514 mg/L, NH3-N为23.2~30.4 mg/L, 总磷 (TP) 为8.3~11.6 mg/L, 浊度 (NTU) 为49.2~51.6, p H值为6.4~8.0。

1.3 试剂及仪器

PVA, 平均聚合度为 (1 799±50) , 由天津市四通化工厂生产;氯化铵 (优级纯) 、邻菲哕啉、硫酸亚铁铵、浓硫酸、硫酸银、硫酸汞、氢氧化钠、硼酸、二氯化汞、碘化钾、碘化汞、酒石酸钾纳等, 均为分析纯。

高速台式离心机 (型号为TGL-16C) , 上海安亭科学仪器厂生产;数显p H计 (型号为p HS-25) , 上海精密科学仪器有限公司生产;可见分光光度计 (型号为VIS-723G) , 北京瑞利分析仪器公司生产;电热鼓风干燥箱 (型号为101-0AS) 、调温电炉 (型号为220V-AC) , 北京市光明医疗仪器厂生产;手提式压力蒸汽灭菌器 (型号为YXQ-SG41-280) , 上海华线医用核子仪器有限公司生产;光照培养箱 (型号为LRH-250-G) , 广东省医疗器械厂生产;恒温水浴锅 (型号为HH-6) , 常州国华电器有限公司生产;电子分析天平 (型号为BS100S) , 北京赛多利斯仪器系统有限公司生产;无油气体压缩机 (型号为WM-6) , 天津医疗器械二厂生产。

2 方法

2.1 试验过程

以PVA为包埋材料, 以含2%Ca Cl2的饱和硼酸为交联剂, 采用包埋和交联联合应用的固定化微生物方法固定驯化后的活性污泥, 以网格塑料片为支撑体, 制备PVA生物膜。PVA作为载体材料的最适宜包埋条件:PVA溶液浓度为10%, 污泥与PVA溶液的质量比为1∶1, 交联时间为24 h, 在此操作条件下制成的PVA生物膜能保持较高的微生物活性[5]。

完成PVA生物膜的制备后, 将其放在培养基中, 在适宜的温度下进行活化, 尽量促进细胞活性的恢复。在反应器内加入生活污水并曝气, 曝气速率为12 L/min, 调节温度控制器维持反应器内废水温度为30℃左右, 10 h后取样测重镉酸钾测定化学需氧量 (CODcr) 。经过1周后, CODcr的去除率稳定在75%以上可认为细胞活性稳定。

生物膜活性恢复后, 组装PVA生物膜反应器, 对生活污水进行处理。考察水力停留时间 (HRT) 、温度、p H值、进水浓度等因素对生活污水脱氮的影响, 在优选条件下连续运行1个月, 考察其对有机负荷冲击的抵抗能力。

2.2 指标测定

采用玻璃电极法测定p H值, 采用重铬酸钾法测定CODcr, 采用微生物传感器快速测定法测定生化需氧量 (BOD) , 采用纳氏试剂分光光度法测定NH3-N, 采用钼锑抗分光光度法测定TP, 采用浊度仪测定NTU[6]。

3 结果与分析

3.1 HRT对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响

在进水水质一定的情况下, 曝气速率为12 L/min, 温度为27℃, p H值不变, 调节流速以控制HRT, 考察HRT对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响, 见图2。

由图2可知, 随着HRT的延长, NH3-N去除率呈增大趋势, 但去除率不高, 只能达到60%左右。NH3-N去除率不高的原因主要有以下两个方面:1) 活性污泥是取自主要处理生活污水的城市污水处理厂二沉池, 污泥包埋后是由生活污水活化的, 因此污泥中优势菌种并非硝化菌和反硝化菌, 存在异氧菌和硝化菌及反硝化菌的竞争。2) 细胞在固定化过程中, 经过包埋、交联, 部分微生物失活, 其中包括硝化菌和反硝化菌。由出水NH3-N质量浓度小于20 mg/L, 出水NH3-N可达到《污水综合排放标准》 (GB 8978—1996) 中的一级标准。综合考虑经济等因素, 最佳HRT为10 h。

3.2 温度对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响

在进水水质一定的情况下, 曝气速率为12 L/min, p H值不变, HRT为10 h, 考察温度对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响, 见图3。

由图3可知, 硝化反应的适宜温度为20~30℃, 低于15℃硝化速度下降, 5℃时完全停止。而反硝化反应的适宜温度为20~40℃, 低于15℃时反硝化菌的增殖速率降低, 代谢速率也降低, 从而降低了反硝化速率[7]。温度约为27℃时, NH3-N去除率达到最高, NH3-N去除率在整个试验温度范围内变化幅度不大于5%, 说明污泥固定化后增强了硝化菌和反硝化菌对温度的适应能力。

3.3 p H值对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响

在进水水质一定的情况下, 曝气速率为12 L/min, 温度为27℃, HRT为10 h, 考察p H值对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响, 见图4。

由图4可知, 去除NH3-N的适宜p H值为6~9。

活性污泥被包埋后, 微生物被包裹在凝胶的微小空格内或埋于半透膜聚合物的超滤膜内, 受外界的影响比较小。因此, 包埋之后的微生物对p H值的适应范围变宽, 也就是说包埋后增强了微生物对p H值的适应性。

3.4 进水NH3-N质量浓度对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响

在进水水质一定的情况下, 曝气速率为12 L/min, 温度为27℃, p H值不变, HRT为10 h, 考察进水浓度对出水NH3-N质量浓度和去除率的影响, 见图5。

由图5可知, 进水NH3-N质量浓度对去除率的影响不大, 去除率均能保持在20%左右, 当进水浓度超过40 mg/L时, 出水NH3-N质量浓度较大, 但仍能达到《污水综合排放标准》 (GB 8978—1996) 中的二级标准。

3.5 优选条件下的NH3-N连续试验

在进水水质一定的情况下, 曝气速率为12 L/min, 温度为27℃, p H值不变, HRT为10 h, 通过高位水箱进水, 反应器连续运行1个月, 每4 d测1次NH3-N, 出水NH3-N质量浓度和去除率, 见图6。

由图6可知, 出水NH3-N质量浓度随着进水NH3-N质量浓度的变化而变化, 在平均进水浓度为34 mg/L时, 平均去除率达55.2%, 最高达64.86%, 出水能达到《污水综合排放标准》 (GB 8978—1996) 中的二级标准。异氧菌的生长速率比硝化菌快得多, 在常规活性污泥及生物膜法脱氮系统中, 进水过高的CODcr会使异氧菌迅速繁殖, 硝化菌受到抑制, 从而增加了硝化时间, 要求较高的污泥龄。因此, 在普通活性污泥工艺中, 通常要设污泥回流装置。研究中, 包埋后的污泥不会流失, 也就不存在污泥龄的问题。在不经过纯培养, 硝化菌不是优势菌的情况下, 能达到这种处理效果还是值得推广的。王磊等[8]研究表明, 将污泥经过NH3-N废水的纯培养, 使硝化菌在生物量上占有优势, 即使进水中CODcr较高, 硝化作用仍会保持较高的速率;另外由于固定化硝化菌颗粒具有多孔结构, 其内部微观环境在较长时间内能够保持相对稳定, 因此受外界环境变化影响也比较小, 处理效果稳定。这证明PVA是一种比较好的固定化细胞包埋载体, 固定化细胞能较长时间保持降解活性, 并且PVA生物膜能够保持较好的机械强度。

4 结论

采用包埋和交联联用的固定化微生物方法制成PVA生物膜, 并考察了PVA生物膜对生活污水的脱氮效果。NH3-N去除率随着HRT的延长呈增大趋势, 但去除率不高, 只能达到60%左右。但出水NH3-N质量浓度仍可达到《污水综合排放标准》 (GB 8978—1996) 中的一级标准。温度约为27℃时, NH3-N去除率达到最高, 污泥固定化后增强了硝化菌和反硝化菌对温度的适应能力。去除NH3-N的适宜p H值为6~9。活性污泥被包埋, 微生物被包裹在凝胶的微小空格内或埋于半透膜聚合物的超滤膜内, 受外界的影响比较小。包埋后增强了微生物对p H值的适应性。PVA是一种比较好的固定化细胞包埋载体, PVA生物膜能较长时间保持降解活性, 并且能够保持较好的机械强度。

摘要：为了探讨聚乙烯醇 (PVA) 固定化微生物技术对生活污水脱氮的条件和效果, 试验以PVA为包埋材料, 以含2%CaCl2的饱和硼酸为交联剂, 采用包埋和交联联用的固定化微生物方法制成固定化生物膜 (PVA生物膜) 并用于处理生活污水中的NH3-N, 考察水力停留时间 (HRT) 、温度、pH值、进水浓度等因素对生活污水脱氮效果的影响, 在优选条件下连续运行1个月, 考察其对有机负荷冲击的抵抗能力。结果表明:随着HRT的延长, NH3-N去除率呈增大趋势, 出水NH3-N质量浓度仍可以达到《污水综合排放标准》 (GB 8978—1996) 中的一级标准。温度约为27℃时, NH3-N去除率达到最高, 污泥固定化后增强了硝化菌和反硝化菌对温度的适应能力;去除NH3-N的适宜pH值为69, 固定化后, 微生物对pH值的适应范围变宽。PVA是一种比较好的固定化细胞包埋载体, PVA生物膜能较长时间保持降解活性, 并且PVA生物膜有较强的抗冲击负荷能力。

关键词：包埋,固定化微生物,生活污水,聚乙烯醇 (PVA) ,脱氮

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水体微生物脱氮技术 篇8

关键词：生物脱氮,脱氮除磷,进展研究

随着时代的进步经济的发展, 城市发展也加快了步伐, 城市污水也成了目前城市发展需要解决的问题。大多数城市污水在处理的时候往往会忽视对氮和磷成分的处理, 随意的排放影响地表水至的健康问题, 导致水体的富营养化。针对解决这一问题的传统生物除磷脱氮方法, 在众多研究学者的不停探索下, 也在不断进步发展成为高效、低耗和工艺简单的脱氮除磷工艺。

1 废水脱氮除磷

1.1 生物脱氮

在传统的生物脱氮理论中普遍认为生物脱氮是在设置厌氧区或是通过过程为背景的情况下, 产生硝化和反硝化作用, 实现生物脱氮。随着现在社会的发展、科技的进步, 发现了不同于传统脱氮理论的现象, 在硝化过程中异养菌也能参与其中, 在厌氧反应器之中的NH3-N也在不断减少, 并且硝化反硝化可以在好氧的条件下同时作用。站在微环境理论的角度分析, 是由于微生物体内的溶解氧梯度, 也就是絮体表层有着较高浓度的溶解氧如:硝化菌、好氧菌, 在溶解氧受阻的过程中以及絮体外层微生物的消耗过程中失去大部分溶解氧, 逐渐形成对反硝化菌繁殖有利的兼氧和厌氧环境。并且在曝气的过程中不断搅动控制微环境不断发生变化, 有利于硝化反硝化作用发生。站在生物学的角度看, 微生物学家发现了在完全厌氧的环境下, 对于好氧反硝化菌和异养硝化菌来说, 也可以产生硝化作用。并且研究者表明, 当亚硝化菌产生作用的情况下, 将NO2当做电子受体, 可以把氨转化。这些以生物学理论和微环境理论为基础铺垫得出的新研究成果, 成为了生物脱氮的新机理。

1.2 生物除磷

生物除磷的技巧, 主要是利用活性污泥法处理污泥, 让聚磷菌在厌氧的条件下释放部分磷, 然后通过在有氧条件下提取, 从而达到除去富磷污泥的除磷效果。生物除磷的主要过程都是有统称为聚磷菌的一类微生物完成, 聚磷菌在厌氧环境中利用细胞中的聚磷水解获取所需能量, 同时通过如:挥发性脂肪酸 (VFA) 等等在污水中容易讲解的有机物, 从而合成贮能物质聚β羟基丁酸 (PHB) , PHB在氧化细胞中储藏, 并且发生反应产生能量和污水中提取的磷酸盐合成高能物质ATP, 另一部分能量转化成聚磷, 在细胞中作为能量物质而贮存。经过专家研究发现, 聚磷菌厌氧释放磷是在废水生物除磷工艺中好氧吸收并除磷的前提, 但是水中有机物类型与NO3含量才是聚磷菌是否可以有效释放磷的决定要素。近年来随着生物脱磷工艺方面展开的探讨, 人们逐渐发现了“兼性厌氧反硝化除磷细菌”, 一种在缺氧的条件也能利用NO3作为在电子受体氧气胞中贮存PHA的细菌, 是现除磷工艺发展的新道路。

2 生物脱氮除磷工艺研究

2.1 厌氧-好氧活性污泥工艺 (A/O工艺)

目前脱氮工艺中采用较为普遍的就是活性污泥脱氮, A/O工艺与一般活性污泥法不同之处在于, 不在曝气池前端部分的1/3区域中充入氧气, 让那部分的氨氮和DO都小于0.2mg/L, 形成厌氧释磷区域。同时将磷放入混合液之中, 让活性污泥大量吸收混合液中的磷, 降低污水之中的含磷量, 通过二次固液分离之后排除其余含磷成分的污泥, 从而完成除磷以及去除BOD的任务。A/O整个工艺流程都比较简单并且需要空间设施较小, 对于污泥的膨胀也容易控制, 但也有着脱氮效率不高, 耐冲击的负荷能力较弱的不足之处。

2.2 生物膜脱氮工艺

目前生物膜脱氮还处于试验阶段, 利用生物流化床、生物转盘和生物滤池等等反应器, 设计开发了三角生物滤池脱单系统、浮动床生物脱氮系统和浸没式生物膜反应器脱氮系统。生物膜脱氮工艺相比于传统脱氮工艺, 有着产泥量小, 稳定性强以及污泥浓度高的特点, 不足之处在于生物膜脱氮需要的能耗较大。处于研究阶段的生物膜脱氮工艺仍旧面对许多问题, 是否能应用在城市的污水工程之中仍需要更加深入开发考察。

2.3 生物除磷工艺

20世纪60年代科学家因为在生产过程中发现超量的吸磷现象从而展开大量基础性实验研究和工程运行中的实践, 从而发展了污水生物除磷技术。目前在工程中被投入广泛运用的技术有:A/O工艺、SBR工艺、A2/O工艺、氧化沟工艺、Phostrip工艺和改良后的UCT工艺。这些改良后的生物除磷工艺都具有两个相同的特点:提供真正的厌氧环境给聚磷菌从而进行高效释磷;使聚磷菌与其他微生物竞争的过程中具有有力的位置, 达到有效除磷的目的。不过目前发展生物除磷工艺, 仍需要重视聚磷菌特性方面和生物除磷机理方面的研究, 实现高效低耗除磷。

3 结语

针对生物脱氮除磷这一工艺我国开始于1970~1980年代, 发展起步较晚所以目前更应该结合我国的实际国情注重研究开发高技术、高经济效益、低能耗的脱氮除磷工艺, 解决关于水体富营养化的问题。有利于保障水源不被污染, 维护生态环境, 保护人体安全健康, 推动经济健康可持续发展, 促进我国发展和谐社会的进步。

参考文献

[1]黄利彬, 刘永亮, 惠灵灵.分段进SBR工艺脱氮除磷特性试验研究[J].山西建筑, 2007 (25) .

水体微生物脱氮技术 篇9

1 生物脱氮技术的基本原理

海水循环是养殖系统中存在着大量的废水, 且其中包含着许多的氮废物, 如有机氮、硝态氮等, 其中占据庞大比例的要数氨氮和有机氮。在利用生物技术处理废水的过程中, 主要通过异养微生物对有机氮进行生物氧化分解, 将氮废物转化为气体的形式, 通过氨化作用转化成氨氮, 在经过处理后转化成硝酸氮和亚硝酸氮, 经过反硝化技术成为氨气释放到大气中。因此生物脱氮技术实现了氨化、硝化和反硝化的3个步骤之间的转换, 其关键技术在于硝化和反硝化。

2 海水循环水养殖系统脱氮工艺

2.1 常用海水循环水生物脱氮工艺

由于海水中含盐量度与养殖废水的贫营养化, 增加了养殖废水脱氮技术的处理难度。因此海水循环养殖脱氮工艺的选择需要考虑多方面的因素。图1为海水循环水处理的工艺流程。

由于贫营养的海水养殖废水多采用生物膜法进行处理, 其中最为常见的就是生物滤池、生物转盘等, 而A/O、SBR等活性污泥法的应用比较少。海水循环水生物脱氮技术的速率为1.4~100.0 mg/ (h·L) , 其速率与反应器的结构、填料类型等相关。因此在具体的处理中可以通过优化反应器的结构, 填料等方式来减少反应器的有效容积, 保障填料均匀分布, 提高脱氮的效率[1]。

2.2 同步硝化/反硝化脱氮

传统生物脱氮要经过硝化后在进行反硝化, 因此在此过程中需要在两个隔离的反应器中进行, 或者时间和空间上形成交替循环的缺氧和好氧环境。传统的生物脱氮工艺主要是有前置反硝化和后置反硝化两个过程。前置反硝化主要利用废水中易降解的有机物作为碳源而实现反硝化。虽然这样可以节约反硝化阶段外加碳源的费用, 但是目前前置反硝化工艺取出氮不彻底, 因此在实际的工艺过程中需要进行大循环比, 相应的增加了能耗。后置反硝化主要依赖于外加快速易降解有机碳源的投入, 这样会产生大量的污泥, 能够将水中的COD和低水平的DO, 从而提高水质。因此传统生物脱氮工艺的流程较长, 且投资较高, 需要外加碱度来维持系统的酸碱平衡[2]。近年来随着同步硝化/反硝化工艺的逐渐发展, 生物脱氮技术在海水循环水养殖中发挥着巨大的作用和价值。

近年来, 随着好氧反硝化菌和异养消化菌的发现, 国内外的不少实验中逐渐应用硝化和反硝化, 并且存在于不同的生物处理系统中, 如流化床反应器、生物转盘等, 可以在同一反应器内进行硝化和反硝化反应, 并且具有曝气量减少、降低能耗以及缩短反应时间等诸多优良的特点。

2.3 影响生物脱氮的因素

硝化作用是影响生物脱氮的一个重要的影响因素。其影响因素主要有温度、酸碱度、溶解氧等。在生物硝化系统中, 硝化菌对温度感应十分强烈, 硝化菌的正常生理代谢温度为5~35 ℃范围内, 如果超过或者低于这个温度, 硝化菌就失去正常的代谢活动。硝化菌对酸碱度也十分的敏感, 最佳的酸碱度为8.0~8.4.在最佳的酸碱度下, 硝化的速度以及硝化菌能够达到最理想的状态。硝化反应中电子受体为氧, 反应器内的硝化进程受溶解氧高低的影响十分大。溶解氧在活性污泥法系统中的用量一般为1.5~2.0 mg/L, 铜梁过高或者过低都发挥不到良好的硝化作用。为了促进硝化菌群能够在连续性在反应器中实现长期的存活, 一般微生物在反应器中停留的时间要比自养型硝化菌的最小时代时间低, 否则消化菌的流失率将会大大增加。为了使消化菌从系统中消失, 除了重金属外, 高浓度氨氮、高浓度硝酸盐等对硝化反应也起着抑制的作用。

反硝化作用主要受温度、溶解氧以及酸碱度等因素的影响。反硝化细菌虽然对温度的敏感性低于硝化菌, 但随着温度的变化, 反硝化菌也会呈现与之相对应的多样性。温度的高低影响着反硝化菌的反应速率。在35℃的温度下, 反硝化的速率会逐渐增大, 当温度降低时, 反硝化的速率也会明显的降低。酸碱度对反硝化也具有一定的影响。反硝化最佳的酸碱度为6.5~7.5, 在这样的酸碱度下。反硝化的速率最高, 如果超出或者低于这个范围内, 反硝化的速率就会大大下降。反硝化菌在厌氧的条件下, 电子受体为NOx-N, 电子供体为有机物。因此碳源是反硝化过程中必备的物质, 进水的C/N对生物脱氮除氮的效果有直接的作用。一般BOD/TKN=3-4有机物越充分, 反应的速度越快, 如果低于这个范围, 则需要增加碳源, 这样才能够提高脱氮的效率。因此在生物脱氮技术中, 碳源作为重要的物质, 对反硝化作用起着重要的影响。研究表明乙醇是生物脱氮技术的有效外加碳源, 近年来利用内源性碳源的方法也逐渐广泛, 也就是利用海洋循环水养殖系统中的含碳物质, 如粪便、水解产物作为电子供体。

3 结语

生物脱氮技术在海循环水养殖系统中具有广阔的应用前景, 在实际的运用过程中要不断地进行升级和改造, 发挥生物脱氮技术在海水循环水养殖系统中的重要作用, 为水产养殖提供一个健康良好的环境。

参考文献

[1]志斐, 王广军, 陈鹏飞, 等.生物浮床技术在水产养殖中的应用概况[J].广东农业科学, 2013 (3) :106-108, 114.