（环境科学专业论文）sbr法好氧颗粒污泥脱氮过程中n2o的产生研究.pdf

a b s t r a c t ! 竺= = = = = = = = = = = = = = = = = = = = = 暑竺皇= = = = = = = = = = = = = = = = = = ：! = = = = = = = = = = = 皇m i i = = = a bs t r a c t s i n c et h e2 0 t hc e n t u r y , w i t hi n d u s t r i a ld e v e l o p m e n ta n dl i v i n gs t a n d a r d si m p r o v e m e n t ，t h e p r o b l e mo fe u t r o p h i c a t i o ni sb e c o m i n gah o ts p o t n i t r o g e nw a sn o tt h eo n l yg a sp r o d u c e d a l o n gw i t ht h en i t r o g e nr e m o v a lp r o c e s s e s ，b u ta l s on 2 0 n 2 0 ，a sak i n do ft h eg r e e n h o u s eg a s c a na b s o r bi n f r a r e dr a d i a t i o nt h a th a sa m a j o ri m p a c t o nt h e g l o b a l c l i m a t ea n d e n v i r o n m e n t ，i t sw a r m i n gp o t e n t i a lw a s2 0 0 3 0 0t i m e so fc 0 2 ，a n d5 1 2t i m e so fc 1 4 4 ，a n dc a l l p e r s i s ti nt h ea t m o s p h e r ef o r114y e a r s t h ee a r t hh u m a n sa n do t h e rb i o l o g i c a la c t i v i t i e sa r et h e m a i np r o d u c t i o ns o u r c eo fn 2 0a n dm i c r o o r g a n i s m si st h e b i o l o g i c a ls o g r c eo fn 2 0 g r a s s l a n d s ，f o r e s t s ，w e t l a n d s ， a n db i o l o g i c a lw a s t e w a t e rt r e a t m e n t s y s t e m sc a nr e l e a s e n 2 0 ，a n dt h ep r o c e s so fn 2 0p r o d u c t i o ni nt h eb i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a lw a s t e w a t e r t r e a t m e n tp r o c e s si sv e r yc o m p l i c a t e d r e c e n ts t u d i e ss h o w e dt h a tn 2 0w e r ep r o d u c e df r o m b o t hn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o np r o c e s s e s ，m a i n l yi nt h ea e r o b i cn i t r i f i c a t i o np h a s e p e o p l e h a v er e s e a r c h e di n t oad e p t ho nt h ea m o u to fn 2 0 p r o d u c t i o nf o rt h en i t r i f i c a t i o nd e n i t r i f i c t i o n p r o c e s s ，b u tt oh a v ed e n i t r i f i c a t i o nf u n c t i o no fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e ，t h er e l e v a n ts y s t e mi n t h el o w e rt e m p e r a t u r ea n dc a r b o ns o u r c e so nc h a n g ep l u sn 2 0c a r g o e si m p a c ts t u d yd o e sn o t s e e m o r e 。 s t a b l es h o r t c u tn i t r i f i c a t i o n d e n i t r i f y i n go fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g es y s t e mi ss t u d y n i t r o g e ng a si n t h ep r o c e s so fn 2 0g e n e r a t e di m p o r t a n tp r e m i s e t h e r e f o r ea d o p tg o o d o x y g e n o p e r a t i o nm o d eo fo x y g e nt os i m u l a t es b rr e a c t o rf o rp r o c e s s i n go b j e c t ，s e w a g e s l u d g ef l o ef o r w i l lo fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g ed o m e s t i c a t i o no fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e d e n i t r i f i c a f i o ns y s t e mo fe a c hr e s p o n s ep h a s e ”t h r e en i t r o g e n ”c o n c e n t r a t i o n s , t oe n s u r e p e r i o d i c a l l yd e n i t r i f i c a t i o ns h o r t c u tn i t r i f i c a t i o no fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g es y s t e mh a sl o n ga n d s t a b l eo p e r a t i o n a n do fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g es y s t e md e n i t r i f i c a t i o ne f f i c i e n c ya n d s t a b i l i t y w e r es t u d i e d m e a n w h i l ei na e r o b i cg r a n u l a rs l u d g es y s t e ma n ds t a b l eo p e r a t i o no nt h eb a s i so fr e s e a r c h w i l lf r o m31 t e m p e r a t u r er e d u c e dt o2 5 。ca n d19 c ，s y s t e mo fn 2 0a n ds o l u b i l i t yn 2 0 p r o d u c es i t u a t i o n n er e s u l ts h o w e dt h a tt or e d u c et h et e m p e r a t u r ec a nm a k eg o o do x y g e n s y s t e mo fn 2 0q u a n t i t yo fn i t r i f i c a t i o ns t a g ed e c r e a s e dw i t ht h ed e c r e a s i n go ff r e e z i n gs t o r a g e t e m p e r a t u r e n 2 0r e l e a s eq u a n t i t ya n ds l u d g eo fn 2 0c o n t e n tb e t w e e ns o l u b i l i t yt h ec h a n g e t r e n do ft h es a m e b u ti na n o x i ad e n i t r i f y i n gs t a g e ，t h et e m p e r a t m ec h a n g eo ft h eq u a n t i t yo f n 2 0w i l lc a u s eo b v i o u se f f e c to fa e r o b i cp h a s e ，t h ec o n c e n t r a t i o no fd i f f e r e n tp r o d u c tn i t r i t e n 2 0c a u s e dd e n i t r i 研n gs t a g ei st h em a i nc a u s e sf o rt h ed i f f e r e n c ei np r o d u c t i o n t h ep a p e r a l s od o s e dd i f f e r e n tc a r b o ns o u r c eo fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g eo fn 2 0p r o d u c t i o np r o c e s so f n i t r o g e ni nd e n i t r i f y i n gp r o c e s st os y s t e m ，s t u d i e ds h o wt h ee f f e c to fa d d i t i v et ot h es y s t e ma s 1 1 a b s t r a c t a l le x t e r n a ls o u r c eo fc a r b o no fm e t h a n o la n de t h a n o li np l e n t yo fc a s e s ，a l lc a l li na e r o b i c g r a n u l a rs l u d g ed e n i t r i f y i n gp r o c e s sd e t e c t e dn 2 0g e n e r a t i o n ，b u tar e l i c i ss m a l l ，c a nb e n e g l e c t e d e x p l a i nd o s i n gd i f f e r e n tc a r b o ns 0 1 i c e so nt h eg r o w t ho fa e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e d e n i t r i f y i n gp r o c e s si sl i u l ea f f e c t e dn 2 0g e n e r a t i o n k e y w o r d sn 2 0 ；a e r o b i cg r a n u l a rs l u d g e ；s h o r t c u tn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o n ； t e m p e r a t u r e ；d i f f e r e n tc a r b o ns o u r c e 1 绪论 1 绪论 1 1 研究目的和意义 在工业和农业的快速发展的今天，水体富营养化成为人们高度重视的问题，因而如 何能够在节能的前提下更好的实现废水生物脱氮也日渐成为亟待解决的热点。传统污水 生物脱氮理论认为硝化和反硝化过程的最终产物为n 2 【l 。2 1 ，但随着人们对生物脱氮过程 微生物机理进行不断的探索，逐渐发现硝化过程中会产生n 2 0 气体副产物；在反硝化过 程中在反硝化细菌的作用下会产生n 2 0 、n 2 或n 2 0 和n 2 的混合物【1 。 n 2 0 与c 0 2 、c h 4 同样都是可以破坏臭氧层的温室气体，但它的温室效应却是 c n 4 的5 1 2 倍和c 0 2 的2 0 0 3 0 0 倍，并且在大气中可以存留1 1 4 年【5 1 。n 2 0 能够大量吸 收红外辐射，这种吸收能力是c 0 2 的2 5 0 倍【6 】。目前大气中n 2 0 浓度为6 1 9 3 6 u g l ，并 且正在以每年0 2 5 0 3 1 速度增长，也就是说n 2 0 的浓度在大气中每增加一倍会导致全 球升温o 3o c 【7 】。n 2 0 一般在对流层中会很稳定，不会下沉。但进入平流层就会产生光 解作用，成为平流层中n o 和n 0 2 的重要来源，破坏平流层中的0 3 【8 1 。n 2 0 是由水体、 土壤等堆积过程中微生物作用的产物。研究发现污水生物脱氮过程是n 2 0 的重要产生 源，因此人们对于不同脱氮途径和控制参数对n 2 0 产生的影响做了大量的研究分析， 但是对于具有脱氮功能的好氧颗粒污泥系统而言，在脱氮过程中是否有n 2 0 的生成， 以及n ：o 的生成量是否会因温度或者投加的外部碳源的变化而改变，这方面的研究报 道不多见。 鉴于在生物脱氮过程中n 2 0 的产生量和控制问题的研究少，n 2 0 的生成机理尚未 有一个国际公认的理论体系的现状，深入的研究温度和碳源种类的不同对好氧颗粒污泥 系统产生的影响以及生物脱氮过程中n 2 0 的生成机理，对于优化污水生物脱氮工艺， 采取有效手段控制污水生物处理过程中产生的n 2 0 逸出，减少实际工程中污水处理费 用有着极为重要现实意义。 1 2 污水生物脱氮理论与技术 1 2 1 传统生物脱氮理论 由于废水中存在以有机氮和氨态氮为主要形式的氮，因此传统生物除氮的基本原理 就是指有机氮在异氧反硝化菌作用下氧化分解，也就是先通过氨氧化作用转化为氨氮， 再经硝化过程将氨氮转化为硝态氮、亚硝态氮，然后通过反硝化过程将废水中的硝态 氮、亚硝态氮还原成氮气，以气体形式从废水中逸出，最终达到脱氮的目的【9 1 。生物脱 氮分氢化、硝化和反硝化三个反应步骤，但是由于氨化反应快速，因此在生物脱氮过程 中最重要的是硝化反应和反硝化反应。 东北林、i k 人学硕上学化论文 1 2 1 1 硝化反应 硝化反应是指在自养型好氧微生物作用下将氨氮转化为硝酸盐氮的过程。参与这一过程 的氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌均为自养型好氧微生物，它们利用c 0 2 、c 0 3 2 - 和h c 0 3 等 作为碳源，并且在有氧的情况下从n h 4 + 、n 0 2 - 或n h 3 的氧化还原反应中获得能量。首 先是氨氧化阶段，由氨氧化菌将氨氮氧化为亚硝酸盐氮；然后是亚硝酸盐氧化阶段，由 亚硝酸盐氧化菌将亚硝酸盐氮进一步氧化为硝酸盐氮。硝化反应方程式可表示为： n h ：+ 妄0 2 立墨马h 2 0 + n o + 2 h + ( 1 一1 ) 二 n o ；+ 去0 2 里鲤丝基马n o i( 1 2 ) 二 n h ：+ 2 0 2 型监j n o ；+ 2 h + + 2h 2 0( 1 3 ) 1 2 1 2 反硝化反应 反硝化反应是指在缺氧或厌氧条件下由异氧型兼性厌氧微生物完成，将亚硝酸盐氮 或硝酸盐氮还原为氮气或其他氮氧化物。反硝化茵包含变形杆菌属、微球菌属、芽胞杆 菌属、黄杆菌属、假单胞菌属和产碱杆菌属等自然界普遍存在的兼性细菌，它们可以在 溶解氧浓度极低的环境中，利用硝酸盐中的氧做电子受体，有机物( 如h 2 、h 2 s ) 做为 碳源及电子供体提供能量，如果分子氧存在则氧化有机物进行呼吸，如果无机氧分子存 在时则利用n o x 。- n 进行呼吸，最终将亚硝态氮或硝态氮或还原成氮气。反硝化方程式 表示为： 5 c ( 有机碳) + 2 h 2 0 卜卜4 h 0 ；垦璺鲨堕_ 2 h 2 + 4 0 h 一+ 5 c 0 2 ( 1 - 4 ) 当反硝化反应缺乏碳源及电子供体时，微生物消耗自身细胞进行内源反硝化，反应 方程式为： c s h 7 n 0 2 + 4 n o ；5 c 0 2 + n h3 + 2 n 2 + 4 0 h 一( 1 - 5 ) 目前公认的反硝化过程为： n o ；专n o ；专n o 专n 2 0 专n 2( 1 6 ) 人们基于传统生物脱氮理论进行了大量实验研究，发现反硝化细菌在p h 为6 5 7 5 条件下最高，而在p h 值高于8 低于6 时，反硝化速率则会急速下降；同时在温度越高 的情况下硝化速率也提高；c n 是生物脱氮的重要影响因素，因此反硝化过程中的碳源 是不可缺少的，它们主要分为三种：一是来源于废水本身组成，如淀粉和碳水化合物 等，二是外部投加碳源如甲醇、乙醇、乙酸钠等。三是内源碳，即活性污泥自身死亡释 放的碳源。这些研究都充分表明温度、p h 值、j l - d n 碳源等都是对生物脱氮过程有影响 l 绪论 的重要因素。但如果在实际污水处理工程中利用上述影响因素会增加投资费用，因此人 们对污水生物脱氮新技术展开了进一步的研究。 1 2 2 生物脱氮的新理论与新技术 传统生物脱氮理论下发展的工艺存在很多问题，如为维持较高的生物浓度及良好的 脱氮效果，系统需要将污泥回流和硝化液回流这二个同时进行，从而增加了运行该系统 的费用【l o 】。硝化菌群增殖速度缓慢并且很难维持较高的生物浓度，这样会直接造成系统 有机负荷较低和总水力停留时间较长的问题，同样也增加了运行费用，另外抗冲击能力 弱的高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌生长，为中和硝化过程产生的酸度，需加 碱中和，这些都会增加处理费用l l 。 基于传统生物脱氮理论，许多学者进行了进一步的研究。微生物研究者发现硝化细 菌与反硝化细菌的生理多样性十分复杂，r o b e x t o n 证明了硝化过程不仅只可以由自养菌 完成，异养硝化菌也可以参与硝化作用，同时许多反硝化细菌在好氧条件下也能进行反 硝化。这些好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，它们把n h 4 + 氧化成n 0 2 后直接进行反 硝化反应，也就是实现了同步硝化反硝化【l 。现如今发展起来的生物脱氮新工艺主要 有：短程硝化反硝化、厌氧氨氧化、同步硝化反硝化、好氧反硝化和限氧自养硝化反硝 化等。 1 2 2 1 短程硝化反硝化 。 短程硝化反硝化的说法最早是由v o e t s 1 2 】在1 9 7 5 发现了硝化过程中存在n 0 2 的积 累现象后提出的。此后s u t h e r s o n 等证实了短程硝化反硝化的可行性，m a v i n i c 和t u r k 对前置反硝化活性污泥脱氮系统进行了短程硝化反硝化的研究，取得了成功；国内耿艳 楼等研究了焦化废水的短程硝化反硝化，并获得了较高的氮去除率，周少奇等从计量学 角度研究了以n 0 2 作为电子受体的反硝化过程，并在研究高氨氮垃圾填埋场渗滤水的同 时硝化反硝化过程中发现，部分氨氮的去除是通过了短程硝化反硝化途径【l3 1 。荷兰 d e l f t 理工大学开发的s h a r o n 工艺在实际运行中将硝化反应有效控制在亚硝化阶 段，并且通过控制温度和污泥停留时间实现的短程硝化反硝化生物脱氮【1 4 1 。 短程硝化反硝化生物脱氮的基本原理就是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段，阻止 n 0 2 。的进一步硝化，然后直接进行反硝化。实现短程硝化反硝化的关键在于将n h 4 + 氧化 控制在n 0 2 。阶段。短程硝化反硝化方程式表示为图1 1 ： n h ：叫n o ；叫n2 l 丽瓦丽夏_ 专l 夏雨砑一l 图1 1 短程硝化反硝化生物脱氮途径 与传统的硝化反硝化脱氮工艺相比，短程硝化反硝化具有以下优点：( 1 ) 硝化阶 段需氧量减少2 5 ，降低能耗；( 2 ) 反硝化阶段所需碳源减少4 0 ，反硝化率提高6 3 ， 东北林q k 人学硕上学位论文 而且在c n 较低的情况下，也可以实现反硝化脱氮；( 3 ) 厌氧反硝化阶段剩余污泥量减 少3 0 0 ：( 4 ) 缩短了反应历程，增加了脱氮效率；( 5 ) 减少投碱量；( 6 ) 硝化过程可少产 污泥的产量3 3 - 3 5 左右，反硝化阶段少产生污泥5 5 ；( 7 ) 水力停留时间较短，反应 器可减少3 0 5 0 的容积。 1 - 2 - 2 2 同步硝化反硝化 同步硝化和反硝化( s i m u l t a n e o u sn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o n ，简称s n d ) 是指硝 化反应与反硝化反应同时在相同操作条件下和同一反应器中实现。这个工艺技术的开发 利用了反应器供氧不均匀的特点，同步硝化反硝化活性污泥系统为简化生物脱氮技术并 且降低投资提供了可参考的例子。在同步硝化反硝化中，硝化过程的产物是反硝化的反 应物；硝化使系统的p h 下降，反硝化则使系统p h 上升，产生可供硝化所需的碱【l 5 1 。 同时硝化反硝化过程具有以下优点【l6 】：( 1 ) 完全脱氮，降低曝气量，节省能耗并增加设 备处理负荷；( 2 ) 减少碱度的消耗：( 3 ) 简化系统的设计和操作：( 4 ) 它能使厌氧硝化 和好氧反硝化同时进行，从而实现低碳源条件下的高效脱氮。同步硝化反硝化工艺的缺 点就是影响因素较多，整个实施的过程难以控制，如何在有氧条件下实现反硝化反应是 实现同步硝化反硝化的难点。 近几年国内外对同步硝化反硝化进行了大量的研究，g u p t a 等研究了生物转盘中的 同步硝化反硝化现象，证实了有好氧反硝化菌的存在。3 ( 0 0 等研究了间歇式曝气反应器 中的同步硝化反硝化现象，并且在最佳条件下确定了控制参数，使得氨氮去除率高达 9 0 以上，c o d 的去除率为9 5 以上【1 7 】。k l a n g d u e n 等运用s b r 反应器实现了同步硝 化反硝化生物脱氮工艺，并通过对同步硝化反硝化的影响因素研究，得出有机碳源、 d o 浓度和菌胶团的大小是形成同步硝化反硝化的主要因素的结论【堪】。 1 2 2 3 厌氧氨氧化 厌氧氨氧化( a n a e r o b i ca m m o n i ao x i d a t i o n ，简称a n a m m o x ) 指在厌氧条件下或缺氧 条件下，厌氧氨氧化细菌直接以n h 4 + 为电子供体，以n 0 2 或n o r 为电子受体，将 n h 4 + 转变成n 2 的生物过程【l 引。厌氧氨氧化是一个全新的生物反应，因为整个过程中 n h 4 + 的氧化无需分子态的氧参与，并且 n 0 2 - 的还原过程也无需有机物的参与。 早在1 9 9 0 年荷兰d e l f t 大学就提出了这种新型的脱氮工艺，1 9 9 4 年m u l d e r 等发现荷 兰d e l f t 大学一个污水脱氮流化床反应器存在n h 4 + 消失现象，同时随n h 4 + 和n 0 2 的 消耗，有少量的n 2 生成。另外j e t t e m 提出厌氧氨氧化工艺在p h 在6 7 8 3 ，温度在2 5 4 5 c 范围运行得最好。z h e n gg o n g 1 9 等利用曝气膜生物反应器基于厌氧氨氧化工艺研究 了自养脱氮。在国内哈尔滨工业大学的李捷【2 0 】等采用缺氧下向流生物膜滤池针对城市生 活污水深度处理进行了研究，运用了厌氧氨氧化工艺。 厌氧氨氧化与传统的硝化反硝化技术相比，优点为由于氨可直接用作反硝化的电子 供体，以亚硝酸盐取代氧改变了末端电子受体，因此不再需要外加有机碳源作电子供 体，这样可以有效的缩短了传统的氮循环过程，而反应后产生的污泥量也非常的少。由 于厌氧氨氧化是经济有效的的利用氧直接一步完成，因此整个过程产酸量可大幅度下 l 绪论 降，产碱量可忽略为零，同时节省中和试剂，防止二次污染。 1 2 2 4o l a n d 工艺 o l a n d 工艺即两阶段限氧自养硝化反硝化生物脱氮系统，利用普通硝化污泥在有 限氧的条件下，无需外加碳源，利用自养氨氧化菌一步生化去除富氮废水中氮的过程。 o l a n d 工艺最早是由比利时g e n t 微生物生态实验室开发。o l a n d 工艺是o l a n d 生 物脱氮系统吸取了短程硝化反硝化和厌氧氨氧化等生物脱氮新工艺的优点，实现了生物 脱氮在较低温度( 2 2 3 0 ) 下的稳定运行。目前主要采用一体化生物膜( r b c ) 反应系统和 两阶段悬浮式膜生物反应系统( m b r ) 这两种反应器形式来研究o l a n d 系统。其中采 用两阶段限氧自养硝化反硝化生物脱氮系统，在第一阶段通过控制溶解氧的浓度，实现 了亚硝酸盐的稳定积累，与传统的硝化反硝化过程相比可节省1 0 0 有机碳源，为第二 阶段的厌氧氨氧化提供了理想的进水，又避免了反硝化作用过程中有机碳源的；0 n t 2 1 1 。 1 2 2 - 5c a n o n 工艺 一体化完全自养脱氮系统( c o m p l e t e l ya u t o t r o p h i cn i t r o g e n r e m o v a lo v e rn i t r i t e ，简 称c a n o n ) 且i j 生物膜内自养脱氮工艺，是一种新型生物脱氮工艺，该工艺是指在单个反 应器或者生物膜内通过控制溶解氧实现亚硝化和厌氧氨氧化，从而达到脱氮的目的。 c a n o n 工艺是由d i j k m a n 等利用好氧和厌氧氨氧化菌的共生系统开发的一步除氮工 艺，c a n o n 工艺( 生物膜内自养脱氮工艺) 实质上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化菌和厌氧氨氧化微生物能同时生长，满足生 物膜内一体化完全自养脱氮工艺实现的条件【2 2 1 。决定c a n o n 工艺的两个因素是环境 中的溶解氧和氨剩2 3 1 。短程硝化反硝化工艺和c a n o n 工艺都是经亚硝酸在微氧条件 下，亚硝酸菌将氨氮部分氧化成亚硝酸，消耗氧化创造厌氧氨氧化过程所需的厌氧环境， 最后反应产生的亚硝酸与部分剩余的氨氮发生厌氧氨氧化反应生成氮气，c a n o n 过程 的化学计量方程式【2 4 】如下： 亚硝化： l n h 4 + + 1 5 0 2 - i n 0 2 + h + + h 2 0 ( 1 7 ) a n a m m o x ：1 n h 3 + 1 3 2 n 0 2 - + i - i + - - - 1 0 2 n 2 + o 2 6 n 0 3 + 2 h 2 0 ( 1 8 ) c a n o n ：n h 4 + + o 8 5 0 2 - - 0 4 3 5 n 2 + 0 1 3 n 0 3 + 0 1 4 h + + 1 3 h 2 0 ( 1 9 ) c a n o n 工艺是短程硝化反硝化工艺和厌氧氨氧化工艺的结合。c a n o n 工艺过程 控制必须要让好氧氨氧化和厌氧氨氧化间达到动态平衡，因为厌氧氨氧化菌生长环境一 旦遭到破坏，生长速率慢并且倍增时间长，这会需要花费很长的时间才能恢复；同时应 该避免0 2 和n 0 2 - n 的浓度过耐2 5 1 ，用来保持污泥的稳定性，目前可以利用控制氧化还 原电位和溶解氧浓度来实现。c a n o n 工艺目前还处于研究阶段，没有真正应用到工程 实践中，因此还需要对c a n o n 工艺进行更深入的研究。 东北林、f p 人学硕上学化论文 1 3 好氧颗粒污泥脱氮工艺 1 3 1 好氧颗粒污泥的优点 好氧颗粒污泥是近几年研究的热点问题之一，它是一种在较低水力剪切力下不会凝 聚，沉降速度远快于絮状活性污泥的微生物颗粒状聚合体。由于受其内部菌群结构影 响，颗粒污泥颜色一般为橙黄色。成熟的好氧颗粒污泥，表面光滑呈规则的圆形或椭圆 形并且结构密实。 与絮状活性污泥相比，好氧颗粒污泥由于具有优越的沉降性能，因此可以有效提高 反应器的污泥浓度，从而在实际工程运行中可减小污泥沉淀池体积，缩小工艺占地面 积，减少工程投资成本；同时好氧颗粒污泥比表面积与颗粒表面孔隙密度大，并且微生 物可分泌大量的胞外聚合物，使得好氧颗粒污泥具有吸附重金属与有毒有害物质的能 力，从而颗粒污泥的吸附性能得到了提高；好氧颗粒污泥同时存在好氧区和厌氧区，这 使多种生物降解过程在颗粒污泥内部可以同时实现，也就是具有同步脱氮除磷的能力， 这有效的提高了反应器的脱氮除磷能力；好氧颗粒污泥在水处理方面与传统的活性污泥 法和生物膜处理工艺相比，具有硝化速率快、沉降性能良好、污泥代谢活性高、承受有 机负荷高、运行连续强、较高的生物量和生物活性等特质。并且好氧颗粒污泥凭借良好 的沉淀性能、耐冲击负荷等优点可以简化出水的分离和净化过程。 好氧颗粒污泥可以存留较高的生物量，适合多种微生物生存，这是因为溶解氧和基 质由于扩散能力的限制在颗粒污泥表面进入内部形成浓度梯度，最后在颗粒的不同位置 形成好氧缺氧或缺氧的微环境，从而使自身具备处理高浓度的废水，抵抗有毒物质的优 点。 1 3 2 好氧颗粒污泥的形成机理 好氧污泥颗粒的形成是微生物在静电斥力和水力作用下的自凝聚过程。t a y 等认为 细胞内部、细胞之间的相互作用以及多种属的细菌之间与蛋白质之间的吸附作用，使得 微生物相互聚集形成紧密的结构，好氧颗粒污泥的每个颗粒污泥包含上百万个不同种类 的细菌，细菌间的相互黏着促进了好氧污泥的颗粒化，形成了高密度的细菌团体【2 6 1 。 当接种污泥为絮状污泥时，如果具备充足的氧气同时污泥停留时间短，水力剪切力 高，那么沉降性能较差的细菌会大量流失，由于菌团通过菌丝缠绕、相互粘合等方式会 逐渐在混合液中形成絮凝体，因此繁殖的真菌类较易形成菌丝缠绕的密实菌团在污泥中 占主体地位。这时当大量细菌吸附于絮凝体上，由于溶解氧由外向内逐步降低，菌团逐 渐解体重新自我繁殖，取代真菌成为主体菌群逐渐颗粒化，形成具有椭圆形态、边缘清 晰整齐且沉降性能良好的生物膜，也就是最终形成好氧颗粒污泥【2 7 】。 l i u 2 8 等人通过实验也证实了水力剪切力的在颗粒化中的重要作用。并且提出细菌 通过物理运动相互接触在细胞外力作用下逐渐形成稳定的聚集体，并且通过菌群生长方 式逐渐形成高度复杂的微生物结构，在水力剪切力的作用下微生物结构不断调整，能够 形成一个具有三维微观结构稳定的颗粒污泥系统【2 9 】。m o r g e n r o t h 3 0 1 和p e n g 3 1 1 等人经过 l 绪论 实验证明好氧颗粒污泥的形成的时间分别需要2 0 d 和4 0 d 左右。 1 3 3 好氧颗粒污泥颗粒化过程的影响因素 影响好氧污泥颗粒化的因素主要可以分为接种污泥、进水和反应器操作条件三类。 ( 1 ) 从接种污泥方面来看，有直接采用厌氧颗粒污泥进行驯化和以普通的絮状活性 污泥为接种污泥以及用于去除c o d 为主的悬浮的不沉降的特种微生物细胞为接种污泥 这三种方式。相比普通活性污泥，以厌氧颗粒污泥为接种污泥，好氧微生物颗粒化生长 可被看作是一种特殊的生物膜生长形式，启动时间短，控制难度小，在反应器运行和营 养充足的条件下，这些附着细菌的进一步生长和发展，但是逐渐形成的好氧颗粒污泥由 于原有厌氧颗粒污泥中专性厌氧菌的死亡会直接影响到颗粒状污泥的各方面性能。一般 活性污泥絮体内含有大量对好氧颗粒化过程非常重要的疏水性细菌。研究表明接种污泥 内疏水性细菌越多，形成的好氧颗粒污泥沉降性能越好，好氧颗粒化就越快【3 到。而用于 去除c o d 为主的悬浮的不沉降的接种污泥虽然启动时间相对较长，但是培养出的颗粒 污泥往往有一些特性。 ( 2 ) 从进水方面来看，进水所采用的底物种类、底物负荷率、水流剪切力等对好氧 颗粒污泥有一定的影响。不同碳源培养下的好氧颗粒污泥，其内部微生物群落和结构也 有着明显的差异。国内外例多数试验用水均为人工配制的模拟废水，主要成分均为易降 解的葡萄糖、乙酸钠、醋酸钠或无机混合底物等。这些物质有助于细菌之间的相互聚 合，提高细胞表面的疏水性，促进污泥之间的团聚，从而形成好氧颗粒污泥。水流剪切 力对颗粒污泥的形成过程和结构有显著的影响，较高的水流剪切力有利于颗粒污泥的形 成。水流剪切力主要通过诱导微生物产生更多的胞外多聚物，使微生物相互之间更好地 发生生化反应，微生物表面疏水性随水流剪切力增强而升高，促进污泥颗粒化过程。有 机负荷的变化对好氧颗粒污泥的形成有一定作用。当c o d 升高，反应器中污泥量增加 且高浓度的基质渗透到较深的微生物中，因此污泥颗粒粒径增大，但是过高的有机负荷 会导致颗粒瓦解。 ( 3 ) 从操作条件方面来看，反应器类型、沉降时间、水力剪切力、溶解氧等都可以 影响好氧污泥的颗粒化。比如反应器类型的影响：几乎所有的好氧颗粒污泥和厌氧颗粒 污泥都是在柱状反应器中形成，并且高径比( h d 比) 比较大的序批式反应器有利于实现 污泥的颗粒化；沉降时间是影响形成好氧颗粒污泥的主要因素之一。在较短沉降时间下 可以将沉降性能较差的絮状污泥排出反应器，而沉降速率高的污泥则成功地截留于反应 器内积累，生成的好氧颗粒污泥；好氧颗粒化过程中，通过调控水力停留时间使比重轻 且分散的污泥被冲刷，而得以保留相对重的颗粒，可在较短的循环时间抵制悬浮固体的 生长。选择合适的水力停留时间可以提高实现污泥颗粒化的效率。从溶解氧方面来讲， 较低和较高溶解氧浓度下，都能成功培养出好氧颗粒污泥。实验发现在较高溶解氧浓度 下形成的好氧颗粒污泥粒径较大；而当溶解氧浓度较低时，由于传质限制，好氧颗粒污泥 的粒径相对较小( o 3 - 0 5m m ) 1 3 引。 东北林、i k 人学硕上学位论文 1 3 4 好氧颗粒污泥的同步硝化反硝化 目前对于好氧颗粒污泥的同步硝化反硝化仍然有待于进一步的了解和认识，可以从 物理学和生物学2 个方面来解释。从物理学方面来看，好氧颗粒污泥在去除有机物的同 时，以污水中的氨态氮为氮源，合成为新陈代谢提供能量同时也是生命活动所需要的蛋 白质，但是由于蛋白质等营养物进入颗粒污泥内部需要克服传质阻力，因此溶解氧会从 好氧颗粒外部经表面空隙传递到好氧颗粒内部，形成溶解氧浓度的梯度，在颗粒内部造 成厌氧区，同时在颗粒中部造成缺氧区，形成了在好氧的条件下有利于同步硝化反硝化 的微观环境劓，导致好氧颗粒污泥的同步硝化反硝化的产生。从生物学方面来看，在颗 粒污泥的外表面以好氧硝化菌及氨化菌为主，污水中的氨态氮被外侧的硝化细菌氧化成 硝酸盐氮和亚硝酸盐氮。异养硝化菌、好氧反氨化菌和好氧反硝化菌( 如p s e u d o m o n a s s p 和a 1 i c a l i g e n e sf a c a l i s 等) 在颗粒污泥的中间层以溶解氧条件下进行反硝化。需 要强调的是打破了以往传统的脱氮理论中认为硝化反应只有自养菌完成，同时也打破了 只能在厌氧的条件下进行的认识。因此可以认为当外碳源存在时，反硝化菌将硝酸盐氮 和亚硝酸盐氮转变为氮气释放。反过来当当缺乏有机碳源时，厌氧氨氧化菌又能以n h + 4 为电子供体将n 0 。一n 和n 0 2 - n 还原成各种价态氮的气态产物，所有这些生物反应共同 实现着好氧颗粒污泥的脱氮作用和硝化作用。 1 4 污水生物脱氮过程中n 2 0 的产生问题 2 0 世纪7 0 年代以来，大量的工业活动造成的水体富营养化问题越来越引起人们的 普遍关注。许多生物脱氮新工艺也随着研究的不断深入而产生，但是人们也同时发现在 生物脱氮的过程中会产生氧化亚氮这种温室气体，由此氧化亚氮这种痕量气体的产生也 逐渐成为人们关注的焦点。从微生物方面来看，地球上人类和其他生物的活动是氧化亚 氮气体的主要产生源，同时微生物则是最为重要的生物源。草原、农田、森林、湿地和 其他污水处理系统也都可以释放出氧化亚氮气体。其中n 2 0 的主要释放源为硝化过 程、反硝化过程以及同步n o 3 还原这三个过程。 1 4 1n 2 0 的逸出机理 1 4 1 1 硝化过程中n 2 0 的逸出 完成硝化作用的微生物大多数为自养微生物，通常人们以欧洲亚硝化单胞菌 ( n e u r o p a e a ) 作为代表菌种。自养微生物完成的硝化作用分别由氨氧化菌和亚硝酸盐 氧化菌来完成硝化作用的2 个阶段。在这一过程，n 2 0 被认为是由氨氧化过程中生成的 中间体经过各种反应生成的。由于溶解氧的增加会促进这些中间体的累积与形成，因此 n 2 0 的逸出量受溶解氧的影响大，但是在硝化过程反应十分复杂，因此究竟是那些中间 体生成了n 2 0 一直存在着争议，而n 2 0 的生成反应式各个物质的数量关系也一直没有 公认的配比。 第一阶段，氨氧化菌将氨氮转化为亚硝酸盐，氨单加氧酶和羟氧化还原酶作为催化 1 绪沦 酶，其中氨单加氧酶在细胞膜上，而羟氧化还原酶则在周质中。第二阶段，亚硝酸氧化 还原酶作为催化酶，使亚硝酸盐氧化菌将亚硝酸氮转化硝酸盐氮。亚硝酸氧化还原酶在 细胞膜上固定。由于酶量和有关酶的活性在硝化过程中会受到许多因素的影响，直接也 影响了反应中n 2 0 的产生。目前能够被认同的几种能产生n 2 0 的方式如下： ( 1 ) 在好氧条件下，亚硝化过程的第二个中间体硝酰基( n o h ) 的非生物反应， n o h 通过双分子聚合反应生成次亚硝酸盐，然后通过水解生成n 2 0 逸出。 ( 2 ) 硝化菌的反硝化过程。n 0 2 的进一步氧化受到抑制是因为系统中分子氧作为限制 性因素存在使得硝化过程无法彻底进行，进而会造成系统中n 0 2 的累积。氨氧化菌此时 会会产生异构亚硝酸盐还原酶，利用n 0 2 - 作为电子受体产生n 2 0 。 ( 3 ) 好氧反硝化菌的存在。硝化菌的反硝化和好氧反硝化菌在在硝化过程中都可能造 成能好氧条件下的n 0 2 - 还原成n 2 0 气体的现象。a n d e r s o n 和g u p t a 等人 3 4 - 3 5 】研究证实 至少有四种菌能在好氧条件下将n 0 3 - 或n 0 2 还原成n 2 0 和n 2 。 ( 4 ) 羟胺m h 2 0 h ) 的氧化过程。在好氧条件下亚硝化过程的第一个中间体n h 2 0 h 在系 统中n h 3 n h 4 + 时浓度过高或p h 过高时，发生累积，然在轻胺氧化还原酶的作用下氧化 生成n 2 0 。 ( 5 ) 异养菌的硝化作用。异养硝化菌也可能存在废水的生物脱氮过程中的某些条件 下，当异养硝化菌在硝化过程中产生的量超过了自养硝化菌。异养硝化释放的n 2 0 量 要比自养硝化高几个数量级。 1 4 1 2 反硝化过程中n 2 0 的逸出 反硝化反应是在无氧或低氧的条件下由一群异养型兼性厌氧微生物( 反硝化菌) 利用 有机物作为碳源和电子供体，将n 0 2 或n 0 3 - 作为电子受体，0 2 。作为受氢体进行产能代 谢同时使有机物得到氧化稳定，将硝酸盐氮和亚硝酸盐氮还原为氮氧化物或氮气的的生 物化学过程。 在反硝化过程中，n 0 3 通过反硝化菌的代谢活动有同化反硝化和异化反硝化二种， 当有机物缺乏时，微生物通过消耗自身的原生质进行内源反硝化，这个过程的最终产物 可能为n 2 0 、n 2 、及n o ，并且在细胞生物学研究中得知：硝酸还原酶、一氧化氮还原 酶、氧化亚氮还原酶及亚硝酸还原氮这四种酶参与了反硝化过程的还原。与硝化过程不 同，n 2 0 是反硝化过程的中间产物。对于反硝化过程中n 2 0 的逸出有以下解释1 3 6 】： ( 1 ) 在缺氧条件下。一些反硝化细菌没有氧化亚氮还原酶系统，在反硝化进行初期，系 统中的最终产物为n 2 0 ，由于n 2 0 还原酶缺乏，导致生成的n 2 0 不能被及时还原成 n 2 ，而释放到大气中。 ( 2 ) 在反硝化过程中，氧化亚氮还原酶在各种还原酶之间对电子的竞争能力最弱，所 以当环境中电子供体不足时，各还原酶间开始竞争电子，从而使氧化亚氮还原酶的活性 丧失，n 2 0 不能进一步还原，最后累积导致n 2 0 从体系逸出。c u 、h g 等金属离子的含 量、溶解氧浓度等都可以成为污水系统中影响氧化亚氮还原酶的因素。而当电子供体充 足时，恢复氧化亚氮还原酶的活性而生成的n 2 0 转化成n 2 ，抑制了n 2 0 的逸出。n o d a 东北林、人学硕：l 学化论文 从a o 工艺中得到大约有2 2 种含有氧化亚氮还原酶的基因序列，这些反硝化细菌在污 水处理系统中成为主体菌群后会减少反硝化过程中的n 2 0 释放量【3 7 】。 1 4 2 影响污水生物脱氮过程中n 2 0 产生量的因素 污水处理过程中硝化过程和反硝化过程都会有n 2 0 的释放，并且硝化过程是n 2 0 的主要产生源。影响硝化过程和反硝化过程中n 2 0 产生量的主要因素有：d o 浓度、 p h 、c n 、温度、s r t 、盐度以及其他因素等【3 8 】。 1 4 2 1d o 溶解氧( d o ) 的高低会影响硝化过程与反硝化过程中n 2 0 产生量。z h e n g 等【3 9 】学者 研究发现，当硝化过程中的d o 较低时，两分子n o h 聚合脱水后生成n 2 0 ，使n 2 0 产 生量增大，d o