（市政工程专业论文）倒置A2O工艺污水生物脱氮效果研究.pdf

摘要 随着工农业的迅速发展，水体污染现象目益严重。加强污水处理，控制氮、 磷等营养性物质进入水体是防止水体污染的主要途径。生物脱氮技术因其特有 的技术经济优势，受到了人们的普遍重视，而开发一种经济有效的污水脱氮处 理技术己成为水污染控制工程领域的重点与热点。 本论文对倒置a 2 ，o 工艺生物脱氮的相关机理进行了探讨，并对影响系统脱 氮效果的各种因素( 诸如温度、水力停留时间、溶解氧浓度、污泥回流比、c n 比、进水水质等) 以及反应器各部分在脱氮过程中的作用、功能及主要的运行 机理进行了较详细的分析研究，并在试验中得出了系统运行的最佳工艺参数为： 好氧区水力停留时间为6 h ，好氧区前端溶解氧浓度为3 m 叽，中后段为2 m 以， 污泥回流比为2 0 0 。系统在此条件下能够达到较佳的硝化和反硝化效果，并能 保证较好的有机物的去除效果。 在倒置a 2 ，o 工艺参数沿程变化研究中发现，当好氧区溶解氧浓度存在梯度 变化时，其中发生了好氧反硝化反应，其对出水硝态氮的浓度有着明显的影响。 在本文的最后通过倒置a 2 o 工艺与常规a 2 ，o 工艺的对比实验，从技术和经济 两方面说明了倒置a 2 ，o 工艺的优越性：并对倒置a 2 ，o 和传统a 2 o 两种工艺 中相关工艺参数沿程变化的差异进行了比较分析研究。 关键词：污水：生物脱氮；倒置a 2 0 工艺；常规a 2 ，o 工艺 a b s t r c t a b s t r a c t w i t ht 1 1 er a p i dd e v e l o p m e n to fi n d l l s t r ya n da g r i c u l t i l r e ，w a t e rb o d yh a sb e e n i n c r e 髂i n gp o l l u t e d s 仃c n g 山e n i n gs e 、a g ed i s p o s a l ，c o n 仃o l l 访gi l i 仰g e n ，p h o s p h o r u s n 懈t i o nm a t c r i a le m e rw a t e rb o d yt op r e v 鼬tm a i l lw a yo fw a t e rp o l l u t i o n 丘d m t h e b i o l o g i c a lna n dpr e m o v 址t e c h n d o g yh 觞b e 肌u s e ds u c c e s s f u l l yt 0 廿e a tav a r i e t y o fp o l l u 眦t s ，p a r t i 叫a r l ye 舵c t i v ci nn i 仰g 吼r o v a l 舶mw a s t e w a t c r s oo p c nu p a 1 1c c o n o m i c a le 疏c n l a lt e c h n o l o g yo f m 们g r e m o v a li si m p o n a 眦t ou s t h ep a p e rd i s c u s sm e c h a l l i s mo fi l i g e n 蝌n o v a lb yi n v e 玳d ，op r o c e s s 姐ds t u d yt h ev 撕o u sk i n d so fi n n 咖c ef ；l n o r s ( s u c h 硒t e m p e r a n 聪，h r t d o r ， g ，n ，w a 士e rq u a l i t y e t c ) ，a n dt l l er o l e so f v a r i e t yr e s p e c t i v e l yo f r e a c t o rp l a y e di nt l l e n i n d g e r lr c m o v a lp r o c e s si nd “l ，觚do 洳a lo i 煳觚i l gp 咖悯a r e a c l l i e v c di i l 吐呛r e 椭r ：瑚订娟l l d o = 3 ，2 m g ，l ，r _ 2 0 0 u n d e r 吐l i sc o n d i t i o 玑m es y g t e mc 蛆 a c h i e v e 也eb e s tn i 订a t i o n 柚dd e i l i t r i i c 砒i o ne 珏缸，如da l s oc 姐g u a 删呲e em eb e t t e r r e m o v ee 羝c to fo r g a i l i cm 舭l a e r o b i cd e i i i 仃i f i c a t i o np r o c e s si sd i s c o v e r e dw h e nt l l ed oc o n c e n 仕a t i o ne x i s t s 群a d i e n tc h g e 洫t 圭l ei n v e r t e d 印，op p o c 豁s ，姐di th 豁o b v i o u si n f l u e n c et ot l l e l l i t r i c 面h o g e nc o n c e n t m t i o o f m ee f n u e m f i n a 】l y e x p e r i m e n t st e s t i 匆m a ti n v e n e d op r o c c s si sm o r ee c o n 删c a l 纽de 丘托删f 醅m a i l yr e 弱o mi 1 1c o m p a r i s o n 、i 血 t r a d i t i o n a l ，op r o c e s s ，趾d 龇p a p 盯a l a i i a l y z e dm ed i 仃e m c eo ft h er o l e so f v a r i e t y 豫s p e c t i v c l yo fr e 村t o rp l a y e di n 砖n j 们g e nr c m o v a lp r o c e s sb c 懈e e n 山e i 愀da o o p r o c e s sa n d 幢n 甜i t i o n a la 2 0p m c e s s k e yw o r d s ：w a s t e w a t e r 骶咖e n t b i o l o g i c a ld 咖砸f i c a t i o n ；i n v e r t e da 2 0p r o c e s s ； 订a d i t i o n a la 2 ，op r o c c s s u 独创性声明 本人声明所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研 究成果。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其 他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得北京工业大学或其它教育 机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何 贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。 关于论文使用授权的说明 本人完全了解北京工业大学有关保留、使用学位论文的规定，即；学校有 权保留送交论文的复印件，允许论文被查阅和借阅；学校可以公布论文的全部 或部分内容，可以采用影印、缩印或其他复制手段保存论文。 ( 保密的论文在解密后应遵守此规定) 签名：埕堡 导师签名： p 4 j a 日期：丝塑矽 第l 章绪论 1 1 水体中氮素主要来源、危害及其控制 随着人类活动的不断增加，环境资源的不断改变，含氮污水排放急剧增加， 废水中氮营养物质对环境所造成的影响也逐渐引起人们的注意【l j 。根据美国环 保局对旧金山海湾盆地的调查 2 】，城市污水、工业废水和农业( 养殖) 污水是 水体氮素污染物的主要来源。分别占总量的4 9 0 、3 0 0 和1 1l 。据统计， 我国主要湖泊因氮、磷污染而导致富营养化的占统计湖泊的5 6 之多。过多的 含氯化合物排入水体，特别是流动较缓慢的湖泊、海湾，容易引起水中藻类及 其他微生物大量繁殖，形成富营养化污染，除了会使自来水处理厂运行困难 造成饮用水的异味外，严重时会使水中溶解氧下降，鱼类大量死亡，甚至会导 致湖泊的干涸死亡【3 l 。另外还会给水消毒和工业循环水杀菌处理过程中增大用 氧量，对某些金属特别是对铜具有腐蚀性。当污水回用时，再生水中的氨氮 可以促进输出管道和用水设备中微生物的繁殖，形成生物污垢，堵塞管道和用 水设备并影响换熟效率【4 l 。 含氮有机物的污染来源较多，排放置较大。除大量的生活污水、动物排泄 物外，大量的工业废水，如炼油废水，某些制药废水和食品工业废水，以及垃 圾填埋场渗漏水等，都含有大量的氨态氮。因此，经济有效地控制水体中的氮 污染已成为当今环境工作者所面临的一个重大课题。 水环境污染和水质富营养化问题的尖锐化迫使越来越多的国家和地区制定 严格的氨氮排放标准。近年来，欧洲各国对废水的脱氮要求越来越严格。如奥 地利于1 9 9 0 年颁布了“污水排放法，其中要求人口当量大于5 0 0 0 0 的污水处理 厂出水2 4 h 混台水样的8 0 达到：氨氨不大于5 m 虮总氮去除率不小于6 0 。 我国新颁布实施的污水综合排放标准( g b 8 9 7 8 1 9 9 6 ) 也明确规定了适用于 所有捧放单位的较严格的氨氨排放标准i ”。这就意味着今后大多数城市污水和 工业废水处理要考虑氨氮的硝化处理或脱氮处理。因此，研究开发经济、有效 的脱氮污水处理技术已成为水污染控制工程领域的重点与热点。 的脱氮污水处理技术已成为水污染控制工程领域的重点与热点。 北京工业大学工学碗士学位论文 1 2 生物脱氮及技术现状 近年来的环境质量公报看，水体中主要的污染物为氨氮和有机物。这些污 染物进一步加剧了水资源短缺的矛盾。对可持续发展战略的实施带来了严重的 负面影响。目前含氨氮污水的处理技术可分为物理法、化学法、物理化学法和 生物脱氮法，其中物理法主要指吹脱法，由于该法应用受限制，一般只用作高 浓度氨氮废水的预处理，故不能被广泛使用；而化学法与物理化学法( 如离子 交换法、加氯氧化法、吸附法、合成消化法等) 由于运行成本高，对环境易造 成二次污染，故实际运用中也受到一定的限制n 污水生物脱氮技术是7 0 年代 在美国和南非等国的水处理专家们在化学、催化和生物方法研究的基础上提出 的一种经济有效的处理技术，该技术由于处理过程可靠处理成本低，操作管 理方便等优点而被广泛使用。 微生物脱氮技术按微生物在系统中的不同状态，可分为活性污泥法和生物 膜法，通过设立好氧区、厌氧区来实现硝化、反硝化以达到脱氮目的。具体的 生物脱氮工艺如下所述。 1 2 1b a r d e n p h o 工艺 b a r d c n p h 0 脱氮工艺最早是在传统活性污泥基础上开创的三级活性污泥脱 氮流程，三级分别实现氨化、硝化、反硝化功能，其优点是有机物降解菌、硝 化菌、反硝化菌分别在各自的反应器各自适应的环境中增殖，有利于优势菌群 的培养，但是，该工艺流程长、设备多、造价高，管理不便；且脱氮需加碳源， 投加量不易控制：另外为保证沉淀池效果，还需添加后曝气反应器。该工艺后 经过改进变为二级流程，除碳和硝化在一个反应器内进行，即所谓的后置反硝 化工艺。 b a r d e r l p o h o 脱氮工艺是一种由硝化手段和反硝化手段相互交替组成的工 艺。该工艺中的硝化和反硝化可以分别在各个反应器中进行，也可以将它们组 合在一个传统推流式曝气池中不同区域内。其中第二种情况则是实际工程中较 多采用的运行方式。此工艺对于城市污水般脱氮率可达7 0 8 0 ，但有时由 于进水中b o d 不足等原因，脱氮效率可能仅有5 0 6 0 吼 2 第1 章绪论 1 2 2a o 工艺系列 ( 1 ) w 1 1 1 1 珊锄工艺 最早的脱氦工艺是3 0 年代开发的w 1 出啪a n n 工艺，流程遵循硝化、反硝 化的顺序设置。主反应区按功能分成两段：好氧区和缺氧区，好氧反应器主要 进行含碳有机物的氧化，氨氮的硝化；缺氧反应器的作用是反硝化脱氮由于反 硝化脱氮过程需要碳源，而这种后置反硝化工艺是以微生物的内源代谢质作为 碳源，所以反硝化速率低；如原废水的含氮量较高，则导致缺氧池容积大，而 且污水进入系统的第一级就进行好氧反应，能耗太高，因此该工艺在工程上实 用，但它为以后脱氮除磷工艺的发展奠定了基础。 ( 2 ) l u d z a c k - e t t i n g e r 脱氮工艺 6 0 年代，i l d z a c k 和e m n g e r 等首次提出了前置反硝化工艺，将缺氧段置 于工艺的第一级，直接利用污水中的有机物作为反硝化的碳源，解决了碳源不 足的问题，但好氧池的硝酸氮也会被携带至沉淀池，影响沉淀池水质。它可以 认为是0 工艺的前身。 ( 3 ) b 工艺 7 0 年代，b 跏a r d 又提出改良型l u d z a c k - e t t i n g c r 脱氮工艺，即广泛应用的 o 工艺，0 工艺中，好氧池的混合液和沉淀后的污泥同时回流到缺氧池， 这样，回流液中的大量硝酸盐回流到缺氧池后，可以从原污水得到充足的有机 物，使反硝化脱氮得以充分进行。刖o 法不能同时脱氮除磷。目前，它多用于 废水脱氮领域，只要控制一定的回流比和泥龄，系统便可达到较好的脱氮效果。 o 法的特点之一是高负荷运行、泥龄短、水力停留时间短、污泥量多。 ( 4 ) a 2 o 工艺 a 2 ，o 法是目前普遍采用的脱氮除磷的工艺，它是在传统活性污泥法( 刖o ) 的基础上增加一缺氧段和一个厌氧段。可用于仅要求硝化的情况，也可用于要 求硝化，反硝化的情况。该工艺工艺流程较为简单，基建费用和运行费用均较低， 且具有同步脱氮除磷的功效，使其成为目前研究和应用较多的一种工艺。 ( 5 ) 倒置a 2 o 工艺 倒置a 2 ，o 工艺是在传统a 2 o 工艺基础上的一种改良工艺。不少学者对 a 2 o 工艺进行了环境倒置效应实验研究。认为缺氧厌氧，好氧的布置形式脱氮 北京工业大学工学碗士学位论文 除磷效果更好，其原因在于：聚磷菌厌氧释磷后直接进入效率较高的好氧环境， 在厌氧条件下形成的吸磷动力可充分利用；所有参与回流的污泥都经历了完整 的释磷、吸磷过程，故在除磷方面具有群体效应优势：缺氧池位于厌氧池前， 允许反硝化菌优先获得碳源，因而加强了系统的脱氮能力。 ( 6 ) u c t 工艺【8 】 该工艺中，沉淀池的回流污泥和好氧区的污泥混合液分别回流至缺氧区 其中携带的硝酸盐在缺氧区中经反硝化而去除。为了补偿厌氧区中污泥的流失， 增设了缺氧区至厌氧区的混合液回流。在废水t k n c o d 适当的情况下，缺氧 区中反硝化作用完全，可以使接受缺氧区出水中的硝酸盐浓度接近于零，从而 使接受缺氧区混合液回流的厌氧区硝酸盐亦接近于零，保持较为严格的厌氧环 境。由于增加了缺氧区至厌氧区的混合液回流，运行费用略有增加。 ( 7 ) v i p 工艺 v i p 工艺与u c t 工艺非常类似，两者的差别在于池型的构造和运行参数方 面。v 口工艺采用分格方式，将一系列体积较小的完全混合式反应格串连在一 起。混合液中活性微生物所占的比例较高，且泥龄较短，因而运行速率高，脱 氮除磷效果均较好。 1 2 3s b r 工艺系列 ( 1 ) s b r 工艺 s b r 工艺又称序批式间歇活性污泥法反应器，该工艺最大特点是按一定时 间顺序间歇操作运行。s b r 工艺的一个完整的操作过程包括：进水期、反应期、 沉淀期、排水排泥期和闲置期五个阶段。该工艺具有良好的脱氮除磷处理效果、 污泥沉淀性能良好、工艺简单不用设置调节池和沉淀池等特点，但是该工艺对 自动控制要求较高，且仅适合水量较小的情况。 ( 2 ) i c e a s 工艺 i c e a s 工艺全称为间歇循环延时曝气活性污泥工艺，该工艺是在s b r 工艺 的基础上由澳大利亚和美国合作开发的，按照“曝气、闲置、沉淀和滗水”的程 序周期性地运行，使污水在交替的好氧、厌氧的条件下完成脱氮和除磷的目的。 ( 3 ) c a s s 工艺 4 第t 章绪论 c a s s 工艺是一种循环式活性污泥法，整个工艺为一间歇式反应器，在此 反应器中进行交替的曝气、不曝气过程的不断重复，将生物反应过程及泥水的 分离过程结合在一个池子中完成。因此，它是s b r 工艺和i c e a s 工艺的一种 更新变形。此工艺组成简单、可靠性好，尤其适合于含较多工业废水的城市污 水及要求脱氦除磷的处理，应用前景很好。 1 2 4 生物膜脱氮工艺系列 常见的生物膜脱氮工艺包括生物转盘脱氮工艺、移动床生物膜脱氮工艺、 复合式膜生物反应器等。同悬浮系统一样，承担反硝化的缺氧滤池可以在好氧 滤池前面，也可以在后面。在前反硝化系统中，经好氧滤池后的出水需回流至 缺氧滤池，当回流比为4 0 0 时，脱氮率可达9 0 ；在后反硝化系统中，原水 部分旁路进入反硝化滤池，对运行管理较高，否则脱氮效果不好。目前所研究 的膜法反硝化几乎都是利用将硝化与反硝化分隔开来的系统，亦即反硝化段的 滤池始终保持缺氧，以进行反硝化脱氮。 1 2 5 生物脱氮新技术 近年来，生物脱氮技术取得了快速发展，涌现了一批具有创新意义的生物 脱氮工艺，如短程硝化反硝化( s h a r o n ) 工艺【9 1 、短程硝化厌氧氨氧化 ( s l m m n a n a m m o x ) 工艺【加l 、好氧脱氨工艺【1 1 1 、基于亚硝酸盐的全自养型氮去 除( c 趾0 n ) 工艺、氧限制自养型硝化一反硝化( o l a n d ) 工艺【1 2 】。其中短程硝 化- 反硝化工艺和短程硝化一厌氧氨氧化工艺已投入生产应用，前景喜人。 ( 1 ) 短程硝化反硝化工艺 在传统硝化工艺中，一直把氨彻底氧化成硝酸盐( n h 4 + 一n 0 2 n 0 3 ，全 程硝化) ，主要目的是根除氮素的耗氧能力并避免亚硝酸盐对生物的毒害作用。 但是，在废水脱氮中，全程硝化并非必要，把氮氧化成亚硝酸盐( n h 4 + 一n 0 2 ) 也能取得相同的效果。就生物脱氮而言，硝化过程中的n 0 2 一n 0 3 ，与反硝化 过程中n 0 3 一n 0 2 ”的是一段多走的路程，完全可以从硝化反硝化工艺中省 去。这种把氮氧化控制在亚硝酸盐阶段的硝化作用，称短程硝化【1 31 4 1 ( s h o r t c u t n i t r i f i c a t i o n ) 。2 0 世纪9 0 年代末，人们机智地利用亚硝酸细菌和硝酸细菌在生 5 北京工业大学工学硕士学位论文 理学和生长动力学上的差异，通过有效的工程手段和操作措施，成功地实现了 短程硝化。短程硝化反硝化工艺的开发，不仅降低了硝化所需的充氧能耗，也 减少了外加碳源所致的运行费用，还免去了中和硝化产酸带来的药剂消耗。该 工艺流程短，操作简单，剩余污泥产量低。一经问世就受到了人们的青睐。特 别值得称奇的是，这个工艺未经中间试验，便由一个1 5 l 的实验室装景直接放 大成了一个1 8 0 0 i n 3 的生产性系统【1 5 】。迄今为止，已有两个城市污水处理厂应 用短程硝化反硝化工艺，脱氮效果令人满意【l “。 ( 2 ) 短程硝化厌氧氨氧化工艺 短程硝化厌氧氨氧化工艺是由短程硝化工艺和厌氧氨氧化工艺集成的新 型生物脱氮工艺【m 。在短程硝化阶段，吸收了短程硝化反硝化工艺的指导思想 和操作技术，将短程硝化进行到一定程度，使出水中的氨和亚硝酸盐之比满足 厌氧氨氧化的需要。在厌氧氨氧化阶段，以厌氧氨氧化代替短程硝化反硝化工 艺中的反硝化作用，彻底摆脱了生物脱氦对有机质的依赖。在瑞士，短程硝化 厌氧氨氧化工艺已进行5 1 3 ( 硝化反应器和厌氧氨氧化反应器各2 5 m 3 ) 规模的 中间试验【1 8 l 。经过为期半年多的试验，该工艺处理厌氧消化污泥离心液的效果 良好。在荷兰，一个1 8 9 8 m 3 的短程硝化- 厌氧氨氧化系统( 硝化反应器1 8 0 0 m 3 ： 厌氧氮氧化反应器9 8 m 3 ) 己付诸应用。 1 3 倒置a 2 0 工艺概况 倒置a 2 o 工艺是根据a 2 o 工艺改进而来的，同济大学高廷耀课题组进行 了系统的试验和理论研究，由张波博士首先提出了缺氧区，厌氧区，好氧区形式布 置倒置a 2 ，o 工艺【1 92 0 1 。其工艺流程如图1 所示。 污泥回流剩余污泥 倒置a 2 ，o 工艺流程 f 讲f l o w c h a no f j n v e 删a 2 op r o c e s s 倒置a 2 0 工艺经过多人多年系统的试验研究和生产规模的运行结果表明 6 第1 覃绪论 【1 92 12 2 1 ，倒置a 2 o 工艺不仅脱氮除磷效果优于常规a 2 o 工艺，而且其流程也 更为简洁；运行的动力消耗也有很大降低，管理难度降低；优先满足反硝化碳 源需求，强化了系统的脱氮功能；所有的回流污泥全部经历了完整的厌氧释磷 和好氧释磷过程。同时，聚磷菌经过厌氧释磷后直接进入生化效率高的好氧环 境，其在厌氧环境下形成的释磷能力得到充分利用，提高了处理系统的除磷能 力：将常规a 2 o 工艺的污泥回流系统与混合液回流系统合成了唯一的污泥回流 系统，工艺流程简捷，运行管理方便。 但倒置定o 工艺还存在以下不足：首先存在活性污泥法的一些通病，如低 温条件下系统硝化功能将大幅度降低、c n 与c p 值过低时除磷脱氮效果将受 到影响、有毒有去废水会大大影响工艺的处理效果等；其次，有关脱氮除磷泥 龄矛盾、好氧段同步硝化反硝化作用及其对系统除磷脱氮的影响f 2 3 1 、污泥回流 比的选择对实际污水厂改造的影响以及改造前后系统能耗变化等方而的研究都 还有待深入【2 钔。 目前倒置a 2 0 工艺已在实际工程中应用，例如常州市城北、青谭、丽华三 座污水厂，青岛李村河和团岛污水厂，北京清河污水处理厂等都先后采用倒置 a 2 o 处理工艺，均取得较好的处理效果。 1 4 本论文的研究内容、目的及意义 众所周知，传统a 2 o 工艺有其本身固有的不合理性，其中既包括对脱氮 不利的因素，也包括对除磷的不利因素，以及对运行管理和运行成本的负面影 响。由于本试验主要研究脱氮影响因素，故暂不讨论该工艺对除磷等其他因素 的不利影响。就脱氮之一点来说，传统a 2 o 工艺存在的不合理性主要有以下几 个方面： ( 1 ) 厌氧段设置在工艺的前部，缺氧段置后，这种做法在碳源的分配上总 是优先照顾释磷的需要，但它是以牺牲系统的反硝化速率为代价的【2 5 】； ( 2 ) 碳源不足时会导致氮的去除率不高。这是由于当进水有机物特别是能 快速生物降解的有机物浓度低时，碳氮比小，反硝化所需碳源不足，反硝化不 彻底，影响脱氮效果【2 3 2 6 1 。 而倒置a 2 0 工艺与常规a 2 o 工艺相比，不仅脱氮除磷效果优于常规a 2 o 工艺，而且其流程也更为简洁，使管理难度得到了降低。因此，对它的研究具 7 北京工业大学工学硕士学位论文 有很大的实际应用意义。 本论文实验研究的主要内容和目的是： ( 1 ) 先期进行传统a 2 0 工艺的运行试验作为对比参照，以对倒置a 2 o 工 艺和a 2 o 工艺在处理效果和系统内工艺参数沿程变化规律方面进行比较分析， 进一步验证倒置a 2 ，0 工艺的优势。 ( 2 ) 取消原a 2 o 工艺的混台液回流，并适当增大污泥回流，将a 2 0 工艺 改为倒置a 2 o 工艺进行倒置a 2 o 工艺的试验运行。 ( 3 ) 对倒置a 2 ，o 工艺在不同工况条件下的处理效果，探讨各种因素对处 理效果的影响并获得该工艺的较佳工况条件和污染物在系统内的沿程变化规 律。 ( 4 ) 对倒置a z 0 工艺中工艺参数在系统中的沿程变化进行分析研究，探 讨分析其沿程变化规律。 第2 章污水生物脱氮原理 第2 章污水生物脱氮原理 污水的生物脱氮处理过程实际上是将氮在自然界中循环的基本原理应用 于废水生物处理，并借助于不同微生物的共同协调作用以及合理的人为运行控 制，而将生物去碳过程中转化而产生以及原污水中存在的氨氮转化为氮气而从 污水中脱除的过程；通常包括氨氮的硝化和亚硝酸盐氮以及硝酸盐氮的反硝化 两个阶段。 2 1 生物硝化原理 通常，把氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐的生物反应称为生物硝化作用，简称硝 化作用：把能够进行硝化作用的细菌称为硝化细菌2 7 2 8 矧。系统深入地研究硝化 细菌的种类与特性，探明其生长所需的营养物质和环境条件，将有助于废水硝化 工艺的设计、操作和优化。 2 1 1 硝化细菌及其生物学特性 硝化作用是一个序列反应，先由一类细菌把氦氧化成亚硝酸盐，再由另一类 细菌把亚硝酸盐氧化成硝酸盐。一般把参与硝化作用的细菌统称为硝化细菌；根 据基质，硝化细菌分为氮氧化细菌( a 眦n o i l i a h a x i d i z i l l g b a c t e r i a ) 和亚硝酸盐氧 化细菌( r l i 硒t e - o x i d i z i n gb a c t e r i a ) 。 2 1 1 1 氨氧化细菌 氨氧化细菌( 亚硝酸细菌) 有自养型与异养型之分，一般认为自养型氨氧化 细菌是硝化作用的主要菌群口o 3 1 3 2 1 。所有自养型氨氧化细菌都是革兰氏阴性细 菌，自养生长时，以氨为惟一能源，以c 0 2 与为惟一碳源；混合营养生长时，可 同化有机物质。适合大多数氨氧化细菌生长的条件为：温度2 5 3 0 ，p h 7 5 8 0 ，氨浓度2 l o m m o l l 。倍增时间8 小时至数天。 北京工业大学工学硕士学位论文 2 1 1 2 亚硝酸盐氧化细菌 与氨氧化细菌一样，所有亚硝酸盐氧化细菌( 硝酸细菌) 都是革兰氏染色阴 性细菌。自养生长时，以贬硝酸盐为惟一能源，以c 0 2 为惟一碳源；混养生长时， 可同化有机物质。适合大多数亚硝酸盐氧化细菌生长的条件为：温度2 5 3 0 ， p h 范围7 5 8 0 ，皿硝态氮浓度2 3 0 r n m o 扎。倍增时间1 0 小时至数天。 2 1 2 生物硝化过程的生化反应 从细胞水平上看，硝化作用只是一个亚硝酸细菌把氨氧化成亚硝酸盐，接 着硝酸细菌把亚硝酸盐进一步氧化成硝酸盐的序列过程。但从生化水平上看， 硝化作用远非如此简单口3 蚓，它涉及多种酶催化的代谢途径( n h 3 苎兰竺苎 n h ：o h 竺! 竺二n o 兰! ! ! 墨n o ：亚竺竺兰孥n o 。) ，并伴随着复杂的物质和 能量转化【3 5 】。 2 1 2 1 氨氯化为羟氨 h o 丘n 趾l 等人发现，在氨氧化细菌n e u d o p a 氧化氨的过程中，可产生羟胺； 羟胺可被该菌进一步转化为亚硝酸盐。h o l l o c h 盯等人用1 8 0 2 取代正常0 2 ，在培 养液中检出了n h 2 1 8 0 h 。试验证明，羟胺是氨氧化的中间产物，羟胺分子中的 氧原子来自氧分子。 氨转化为羟胺的生化反应可表示为： ：乩+ 0 5 d 2 斗h 2 0 旧 g 。= + 1 7 耵，m o z( 2 1 a ) 0 5 d 2 + 2 h + + 2 e 一寸日2 d g 8 = 一1 3 7 u 研o ，( 2 1 b ) 将两式合并得到下式： 栅3 + 0 2 + 2 【刎竺h 2 凹+ 2 0 g 9 ：_ 1 2 0 材，卅0 ，( 2 - 1 ) 2 1 2 2 羟氨氧化为亚硝酸盐 羟胺氧化成亚硝酸盐被认为是一个分两步进行的反应，中间产物可能是与酶 第2 章污水生物脱氮原理 结合的h n o ，也可能是n o 。在1 5 n h 2 0 h 标记试验中检出了”n o ，并证明后 者来自1 5 n h 2 0 的氧化，不是来自1 4 n 0 2 的还原。n o 是怎么产生的? n o 与 h n 0 有什么关系? 尚有待深入研究。 a n d e r s o n 等人研究证明，羟胺氧化所需的氧是由水提供的【3 n ，即 w 2 0 h + 5 h 2 d 斗删d 2 + 4 h + + 4 p 一 g 9 = + 2 3 u m d ，( 2 - 2 a ) 0 5 0 2 + 2 日+ + 2 e 。 2 d g e = 一1 3 7 丘，行o ，( 2 - 2 b ) 将两式合并得到下式： 删2 叫+ 0 1 5 d 2 竺肼0 2 + 2 日+ 忆一g 。= _ 1 1 4 u 伽f ( 2 2 ) 2 1 2 3 亚硝酸盐氧化为硝酸盐 在亚硝酸盐氧化为硝酸盐的过程中，未检出中间产物，一般认为它是一步完成 的。硝酸盐中的氧原子来自水即 呸+ 日2 0 q 一+ 2 + + 2 e 一 g e = + 8 3 七，刀，d ，( 2 3 a ) o 5 0 2 + 2 日+ + 2 e 一斗日2 0 将两式合并得到下式： 崛”+ o 5 0 2 竺0 3 一 a g e = 一1 3 7 屯，l o f( 2 3 b ) g 。= 一5 4 七，啪，( 2 3 ) 从化学反应的自由能变化看，在标准状态下，亚硝酸盐氧化是整个硝化过程 中最难进行的式( 2 3 a ) ；但在氧还原反应的拉动下式( 2 3 b ) ，亚硝酸盐可被进 一步氧化为硝酸盐式( 2 3 ) 。 整个硝化过程总氧化反应式为： w 4 + + 2 0 2 _ 1 9 3 一+ 2 日+ + 2 d ( 2 4 ) 2 1 3 影响生物硝化过程的环境因素 除了底物( 氨氮) 浓度对硝化速率的影响外，还有一些环境因素亦影响着硝 化速率。主要有以下几方面。 北京工业大学工学硕士学位论文 ( 1 ) 溶解氧 氧( 0 2 ) 是生物硝化作用中的电子受体，反应器中溶解氧浓度的大小必将影 响着硝化反应的速率。纳格尔和哈沃斯( n a g e l h o n h ) 于1 9 6 9 年已发现当反应 器中溶解氧( d 0 ) 浓度超过l m g ，l 时，随着溶解浓度增加，相应氨氮的氧化速率 亦增加( 见图2 1 ) 。同样，据华尔特等( 晰1 de ta 1 ) 1 9 7 1 年研究表明，当反应器 中溶解氧浓度大于1 m 啦时，则对硝化过程无不良影响。 一o 1 5 篓 丑 舞o 0 5 麻 蛹 o l j j 一， 、 00 5l1 522 53 溶解氧浓度( m g l ) 图2 1 溶解氧对硝化速度的影响 f i g u r e 2 - 1d i s s o l v e 唧g e n c o n c e “心乱i o ne 髓c t o n 也es p e e d o f n i m 旬i n g 一般地，在活性污泥法曝气池中，溶解氧浓度至少保持不低于2 m g ，i 。的水平。 在这种情况下，若在曝气池中考虑进行硝化过程，则溶解氧浓度对硝化过程的影 响可不必再加以考虑圳。 ( 2 ) 温度 硝化反应的最适宜温度范围是3 0 3 5 ，温度不但影响硝化菌的比增长速 率，而且影响硝化菌的活性。亚硝酸菌的最大比增长速率值与温度的关系服从 蛐e i l i u s 方程，即温度每升高1 0 ，值增加一倍。在5 3 5 的范围内，硝化 反应速率随温度的升高而加快。但到3 0 时增加幅度减少，这是因为当温度超过 3 0 时，蛋白质的变性降低了硝化菌的活性。当温度低于5 时，硝化细菌的生 命活动几乎停止。对于同时去除有机物和进行硝化反应的系统，温度低于1 5 即 发现硝化速率迅速降低。低温对硝化菌的抑制作用更为强烈，因此在低温1 2 1 4 时常出现亚硝酸盐的积累【3 9 1 。 ( 3 ) p h 值 在硝化作用中，反应器中溶液的p h 值对硝化菌的生长繁殖有很大影响。对 2 第2 章污承生物脱氮原理 亚硝酸菌来说，在一定的温度下，为了达到最大的比生长速率，有最佳的p h 值。在最佳p h 值的环境下，硝化速度可达最大值。最佳p h 值一般为8 o 8 4 。当 p h 值不在此范围内时，硝化速率将明显降低。低于6 和高于9 6 时，硝化反应将停 止进行。根据氨氮氧化的反应式可知，硝化反应中每消耗l g 氮氮要消耗碱度7 1 4 9 ， 如果污水氨氮浓度为2 0 m 叽，则需消耗碱度1 4 3 m 叽。一般污水对于硝化反应来 说，碱度往往是不够的，因此应投加必要的碱量以维持适宜的p h 值，保证硝化 反应的正常进行。 ( 4 ) 污泥龄 为保证连续流反应器中存活并维持一定数量和性能稳定的硝化菌，微生物在 反应器的停留时间即污泥龄应大于硝化菌的最小世代期，硝化菌的最小世代期即 其最大比增长速率的倒数。由硝化反应动力学可知，脱氮工艺的污泥龄主要由亚 硝酸菌的世代期控制，因此污泥龄应根据亚硝酸菌的世代期来确定。实际运行中， 一般应取系统的污泥龄为硝化前最小世代期的两倍以上，并不得小于3 5 d ，为 保证一年四季都有充分的硝化反应，污泥龄应大于1 0 d 。较长的泥龄可增强硝化 反应的能力，并可减轻有毒物质的抑制作用。若有条件的话，可采用固着生长体 系( 生物膜) ，例如流化床或生物转盘等，以防止硝化菌的流失【1 2 l 。 ( 5 ) c n 比 在活性污泥系统中，硝化菌只占活性污泥微生物的5 左右，这是因为与异 养型细菌相比，硝化菌的产率低、比增长速率小。而b o d 5 厂r k n 值的不同，将 会影响到活性污泥系统中异养菌与硝化菌竞争底物和溶解氧，从而影响脱氮效 果。一般认为处理系统的b o d 负荷低于o 1 5 b o d s ( g m l s s d ) 时，处理系统的 硝化反应才能正常进行，即b o d 5 厂n 比值越高硝化细菌所占的比率越低3 9 1 。 2 2 生物反硝化原理 将硝酸盐和亚硝酸盐还原成氦气的生物反应，称为反硝化作用( d e l l i t r i f i c a t i o n ) ：能够进行反硝化作用的细菌，称为反硝化细菌( d e i l i t r i f 3 ，i n g b a c t e r i a ) 。 反硝化细菌是反硝化作用的持有者，探明反硝化细菌的种类与特性。搞清它们 的营养条件和环境条件，将有助于废水生物脱氮工艺的研究、开发和应用。 北京工业大学工学硕士学位论文 2 2 1 反硝化细菌及其生物学特性 反硝化作用实质上是一个硝酸盐的生物还原过程。硝酸盐还原可区分为同 化性硝酸盐还原和异化性硝酸盐还原m 4 “。在同化性硝酸盐还原中。产物( 氨) 被用于合成细胞物质：而在异化性硝酸盐还原中，产物( 氨或氮气) 不被用于 合成细胞物质。异化性硝酸盐还原有两条途径：其一是把硝酸盐还原成氨；其 二是把硝酸盐还原成气态氮化物( 主要是氮气) 。第一条途径正好与硝化作用 相反，因此是“名副其实”的反硝化作用。但由于历史原因，人们并没有把第一 条途径称为反硝化作用，反而把第二条途径冠名为反硝化作用。在第二条途径 中，非气态氮化物被转化为气态氮化物而逸至大气，因此这条途径又被称为生 物脱氮。 反硝化作用包括多步反应( n 0 3 。一n 0 2 。一n o n 2 0 一n 2 ) ，涉及的气态 氮化物有n o 、n 2 0 和n 2 。通常把能够还原硝酸盐或亚硝酸盐，产生n 2 0 或n 2 的细 菌，称为反硝化细菌。 反硝细菌属兼性菌，在自然环境中几乎无处不在，在污水处理系统中许多 常见的微生物都是反硝化细菌。如变形杆菌、微球菌属、假单胞菌属、芽胞杆 菌属、产碱杆菌属、黄杆菌属等，它们多数是兼性细菌。有分子态溶解氧存在 时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧 情况下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的n + 5 和卜r 3 作为能量代谢的电子 受体( 被还原) 【4 24 3 1 。 2 2 2 。生物反硝化过程的生化反应 同硝化反应一样，反硝化作用也涉及多种酶催化的代谢途径( n o ，! 兰! ! 原酶n o z 竺! ! ! ! 兰兰n o 兰= n z o 兰竺n ：) ，并伴随着复杂的物质和能量 转化【3 5 l 。 2 2 2 1 硝酸盐还原成亚硝酸盐 硝酸盐至亚硝酸盐( n 0 3 。一n 0 2 ) 的还原反应是反硝化过程的第一步反应。 1 4 第2 章污水生物脱氮原理 该反应由硝酸盐还原酶催化。硝酸盐还原酶有两种存在形态，种游离于细胞 膜外周质中，称为膜外硝酸盐还原酶；另一种镶嵌于细胞膜内，称为膜内硝酸 盐还原酶。对于后者，只有在基质( 电子受体) 进入细胞后才能被酶转化。 2 2 2 2 亚硝酸盐还原成n o 亚硝酸盐至n o ( n 0 2 n o ) 的还原反应是反硝化作用区别于其他硝酸盐 代谢的标志性反应。该反应由亚硝酸盐还原酶催化。亚硝酸盐还原酶分布于细 胞膜外周质中，有两种类型：一种为二聚体，含c 和d l 型血红素，称为c y t c d i 型亚硝酸盐还原酶；另一种为三聚体，含c u 催化中心，称为c u 型亚硝酸盐还 原酶。两种亚硝酸盐还原酶不能共存于同种细菌中。 2 2 2 3n o 还原成n 2 0 n o 是反硝化过程的第一个气态中间产物，催化n o 还原的n o 还原酶则是 该过程中最后一个被分离的酶。该酶结合于细胞膜上。n o 剧毒，可抑制n 2 0 还原反应，将有限的电子集中用于n o 还原，这是反硝化细菌保护自身免遭n 0 毒害的机制之一。另一种机制是，n o 还原酶对n o 具有很高的亲和力，可使 n o 浓度维持在极低的水平。n o 反应活性很高，可与许多化合物反应，产生多 种氮氧化物。其中，一些衍生物的毒性甚至强于n 0 。而反硝化细菌具有消除 这些毒性化合物的能力。 2 2 2 4n 2 0 还原成n 2 n 2 0 至n 2 ( n 2 0 0 n 2 ) 的还原反应由n 2 0 还原酶催化。n 2 0 还原酶位于膜 外周质中。 生物反硝化总的过程可以用式( 2 1 4 ) 、( 2 1 5 ) 表示： q 一十3 日( 电子供体有机物) 呻1 2 2 + 打2 d + 0 日一 ( 2 1 4 ) q 一+ 6 h ( 电子供体有机物) 斗l ，2 2 + h 2 0 + 0 日一 ( 2 1 5 ) 污水中的含碳有机物可以作为反硝化过程的电子供体，由式( 2 1 4 ) 、( 2 1 5 ) 可知，转化l g n 0 2 - n 为n 2 时，需要有机物( b o d 5 计) 1 7 1 9 ，转化1 9 n 0 3 n 北京工业大学工学硕士学位论文 为n 2 时，需要有机物2 8 6 9 ，与此同时产生3 5 7 9 碱度( 以c a c 0 3 计) 。 2 2 3 影响生物反硝化过程的环境因素 与生物反硝化有关的环境因素，主要有以下几种。 ( 1 ) 碳源( 有机碳) 能为反硝化菌所利用的碳源较多，但从废水生物处理的生物脱氮工艺来看， 主要可分为如下两大类。 废水中所含的有机碳源当废水中含有足够的有机碳源( b o d 5 计) 可供 生物脱氮需用时，就不必另外投加碳源。当废水中b o d 洲大于3 5 时， 即可认为碳源充足而满足废水生物脱氮的要求。 外加碳源 当废水中所含的碳、氮比过低，即b o d 5 厂值小于3 5 时， 在废水生物脱氮过程中需要另外投加有机碳源【枷。外加碳源大多采用甲醇 ( c h 3 0 h ) ，因它被氧化分解后的产物为c 0 2 和h 2 0 ，且能获得最大的反硝化 速率( 一般来说，该速率约为无外加碳源的4 倍) 。 ( 2 ) 温度 温度对反硝化作用的影响比其他的废水生物处理过程要大些。对反硝化作 用来说，最适宜的运行温度是2 0 4 0 。低于1 5 时，反硝化速率将明显下降， 而在5 以下时，反硝化过程虽能进行，但速率极低娜矧。温度对反硝化作用 的影响是由于低温时，反硝化菌的生长速率较低，同时菌体的代谢速度也较低， 从而降低了反硝化速率。为了保证在低温下有良好的反硝化效果，故在冬季低 温季节，可适当增大反硝化系统进行的泥龄，或减少负荷率和增加废水停留时 间。另外温度对生物膜法反硝化作用的影响，较悬浮污泥法小些f 1 2 l 。 ( 3 ) p h 值 在反硝化作用下，反应器中的p h 值也是一个重要的环境因素。对反硝化 菌的生长来说，最佳p h 值范围为6 5 7 5 。在此p h 值范围内，反硝化速率为 最大，如图2 2 中所示。 6 第2 章污水生物脱氮原理 10 0 9 0 8 0 6 0 7 o 8 0 p h 值 崮2 2 反硝化速翠和p h 值的关系 f i g u r e2 - 2 岫m l 鲥o nb c t 、v e e nd e n i 喇聊n gs p e e d 粕dp h 当p h 值不在最佳范围内，反硝化速率降低。不适宜的p h 值会影 响反硝化菌的生长速率和反硝化酶的活性。当p h 值低于6 0 或高于8 o ，反硝 化反应将受到强烈抑制。另外，反硝化反应会产生碱度，这有助于将p h 值保 持在所需范围内，并补充在硝化过程中消耗的一部分碱度。 ( 4 ) 溶解氧 反硝化菌是一类异养型兼性厌氧菌，它需要在缺氧条件下生活。如果反应 器的溶解氧过多，将会对反硝化菌的异化作用产生抑制。通过抑制硝酸盐还原 酶的形成，或充当电子受体，从而竞争性地阻碍了硝酸氮的还原。 虽然氧对反硝化脱氮有抑制作用，但它对反硝化菌本身并非如此。因为反 硝化菌属兼性厌氧菌，故菌体内某些酶系统组成在有氧情况下才能合成。为此， 在工艺流程中，总是使这些反硝化菌交替处于厌氧、好氧的环境下生长。一般 来说，在悬浮污泥法反硝化系统中，缺氧段( 反硝化反应器) 的溶解氧应控制 在o 5 m 虮。以下，否则会影响反硝化的正常进行。 第3 章试验装置及试验方法 3 1 试验装置 本倒置a o 工艺试验反应装置是通过取消传统小，o 工艺中曝气