硝化与反硝化JFY2014003

聚福源环保聚福源环保 JFY2014003硝化与反硝化 1、生物脱氮与同步硝化反硝化 在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为 NO-X，然后 NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为 N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如 Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如 SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification 简称 SND)，则活性 污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，反硝化过程的产碱会导致 OH-积累而引起 PH 值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对 SND 工艺而言，反硝化产生的 OH-可就地中和硝化产生的 H+，减少了 PH 值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。2、实现同步硝化反硝化的途径 聚福源环保聚福源环保 JFY2014003由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现 SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在 10%20%左右)，对 SND 的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效率。 利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND。研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonas nautica、Comamonossp.等微生物在好氧条件下可利用 NOX-N 进行反硝化。如果将硝化菌和反硝化菌置于同一反应器(曝气池)内混合培养，则可达到单个反应器的同步硝化反硝化。尽管这些微生物的纯培养结果令人满意，但目前普遍认为离实际应用尚有距离，主要原因是实际污泥中这些菌群所占份额太小。 利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现 SND。通常曝气池中的DO 维持在 12mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由于扩散梯度的存在，在污泥颗粒的内部可能存在着一个缺氧区，从而形成有利于反硝化的微环境。以往对曝气池中氮的损失主要以此解释，并被广泛接受。如果污泥颗粒内部厌氧区增大，反硝化效率就相应提高。大量研究结果表明，活性污泥的 SND 主要是由污泥絮体内部缺氧产生。要实现高效率的 SND，关键是如何在曝气条件下(不影响硝化效果)增大活性污泥颗粒内部的缺氧区以实现反硝化。要达到这一目的，聚福源环保聚福源环保 JFY2014003有两种途径可供选择，即减小曝气池内混合液的 DO 浓度和提高活性污泥颗粒的尺度。降低曝气池的 DO 浓度，即减小了 O2 的扩散推动力，可在不改变污泥颗粒尺度的条件下在其内部形成较大的缺氧区。丹麦 BioBalance 公司发明的 SymBio 工艺即建立在此理论基础之上(曝气池 DO 维持在 1 mg/L 以下)，但在低 DO 浓度下硝化菌的活性将会降低，且极易形成诸如 Sphaeroticule natans/1701 和H.Hydrossis 之类的丝状菌膨胀。因此，提高 SND 活性污泥颗粒的尺度，在不影响硝化效率的前提下达到高效的 SND 可能是最佳选择。然而，由于曝气池中气泡的剧烈扰动作用，活性污泥颗粒在曝气条件下很难长大，因此限制了活性污泥法 SND 效率的提高。 实现活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必须在曝气状态下满足以下两个条件： 入流中的碳源应尽可能少地被好氧氧化； 曝气池内应维持较大尺度的活性污泥。 在连续流好氧条件下硝化发生在碳氧化之后，入流中的碳源被碳氧化或合成为细胞物质，只有当 BOD 浓度处于较低水平时硝化过程才开始。此时，即使污泥尺度较大也能形成有利于反硝化的微环境，但外源碳已消耗殆尽，只能利用内源碳进行反硝化，而内源水平反硝化的反应速率小，因此 SND 效率就低。在非连续条件下微生物的代谢模式则截然不同，入流中的碳源可在很短的时间内被微生物大量吸收，并以聚合物或原始基质的形态储藏于体内，从而使曝气池中的碳源浓度迅速降低，为硝化创造良好条件。如果颗粒污泥较大，聚福源环保聚福源环保 JFY2014003形成有利于反硝化的微环境，则微生物可利用预先储存的基质进行反硝化。由于反硝化处在基质水平，反硝化的速度快，SND 效率就高。 3、好氧颗粒污泥的培养活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。最新研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的 SND 颗粒污泥，其颗粒尺度在500m 左右，具有良好的沉淀性能和较高的 SND 速率。根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小(约为 100m )可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成 SND 颗粒污泥。另有研究结果表明，在反硝化条件下活性污泥絮体能形成性能优良的颗粒污泥。以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到 100m 后就很难增大了。采用微氧电极对 DO 在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO 为 12 mg/L 时，O2 在污泥颗粒内的扩散深度约为 100m，因此在单纯的碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近 Morgenroth 采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在 USB 反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达13 mm，具有优良的沉淀性能。但由于曝气池中 O2 的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高(内部大量污泥处于厌氧状态)，且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。 在 SBR 系统中采用缩短沉降时间可截留住那些具有较高沉速的生物颗粒，培养出的颗粒污泥可达 3.3 mm(也有仅为 0.30.5 mm 的)，其中几乎不含聚福源环保聚福源环保 JFY2014003丝状菌，全部由细菌组成。颗粒化不是由微生物种类决定的，而是与操作条件有关，曝气池中的搅动强度或混合程度及曝气产生的剪切力对颗粒污泥的形成都有较大影响。好氧颗粒污泥的形成机制目前还不完全清楚。在 SBR 反应器中，DO 保持在 0.71.0 mg/L 时运行一个月可基本完成颗粒化，且 COD、NH3-N、TN 去除率高达95%、95%、60%，颗粒中无丝状菌，SVI 为 80100 mL/ g，SS 为44.5 g/L。好氧颗粒污泥在显微镜和曝气状态下都可观察到，其活性即使在 DO1mg/L 时也很高，有机物和氨氮负荷可达1.5kgCOD/(