（环境工程专业论文）ogo反应器反硝化除磷试验研究.pdf

中文摘要 摘要 o g o 工艺是本课题组在o c o 工艺基础上进行试验分析及改进，形成的种 简易、高效、经济的污水脱氮除磷新工艺。该工艺目前己获得国家实用新型专利 ( z l 2 0 0 520 0 1 0 5 4 5 7 ) 。本论文结合o g o 工艺特点，对该反应系统中的反硝化除 磷现象进行了深入的探讨和试验分析。 研究的具体内容如下： 研究了o g o 系统中的反硝化除磷现象，并对其效果及原理进行了分析； 研究了n 0 3 - n 、c o d 、n 0 2 - - n 等因素对反硝化除磷过程的影响； 研究了o g o 系统的反硝化除磷机理，并确定相应的参数，推到了反硝化除 磷动力学方程。 通过以上试验研究发现：1 ) 聚磷颗粒染色和p h b 染色清晰地显示了在反应器 的各区聚磷酸盐和p h b 的聚集和消失的过程，说明系统中发生了明显的反硝化除 磷现象。在进水t p 浓度为2 8 3 - 6 7 6 m g l 时，系统对t p 的平均去除率为8 4 左 右，其中4 0 左右是由缺氧段去除的；2 ) 当厌氧段存在硝氮时，会对厌氧释磷造 成负面影响，通过控制厌氧段硝氮起始浓度5m g l 、3 0 m g l 和5 5 m g l 三个水平 的对比试验发现，硝氮浓度越高，聚磷菌厌氧释磷所受的抑制作用越大。3 ) 厌氧 段c o d 浓度越高( 从1 5 0m g l 提高到5 0 0 m g l ) ，聚磷菌释磷越充分。4 ) 缺氧段 存在外碳源浓度越高( 从0m g l 提高到1 0 0 m g l ) ，反硝化速率越大，而吸磷速率 反而越小。主要原因是外碳源可优先支持反硝化脱氮而不进行吸磷；5 ) 缺氧段硝 氮起始浓度对反应过程影响很大，较低浓度的硝氮会引起先吸磷后又释磷的现象。 即当硝氮耗尽后，系统的磷变化曲线出现一个由吸磷转为释磷的转折点，且随着 起始硝氮浓度的增加，这个转折点出现的时间向后延迟。试验中硝氮起始浓度为 5 0 0 4m g l 时吸磷量和吸磷速率都比较高。低于该值时，吸磷量和吸磷速率随着硝 氮浓度的提高而增加。硝酸盐浓度充足的情况下( n o 3 - n ，5 0 0 4m g l ) ，缺氧吸磷 速率基本不受硝酸盐浓度的影响。6 ) 缺氧段亚硝氮起始浓度对反应过程影响很大， 较低浓度的亚硝氮会引起先吸磷后又释磷的现象。当亚硝氮耗尽后，系统的磷变 化曲线出现一个由吸磷转为释磷的转折点，且随着起始亚硝氮浓度的增加，这个 转折点出现的时间向后延迟。试验中亚硝氮起始浓度为3 0 0 7m g l 时吸磷量和吸 磷速率都比较高。低于该值时，吸磷量和吸磷速率随着亚硝氮浓度的提高而增加。 当亚硝氮浓度高于5 5 7 2m g l 时，将会对反硝化吸磷产生严重的抑制作用；7 ) 通 过对o g o 系统厌氧段、缺氧段的动力学研究和长期的试验数据结果，最终得出厌 氧段c o d 吸收速率常数和磷释放速率常数，缺氧段吸磷速率常数和反硝化速率常 重庆人学硕+ 学位论文 数，推导出了c o d 、t p 和硝氮的相关去除动力学方程。 本研究受“国际科技合作项目( 2 0 0 7 d f a 9 0 6 6 0 ) ”和“重庆市科技攻关计划项 目( c s t c ，2 0 0 6 a a 7 0 0 3 1 ) 资助，是国家自然科学基金课题“基于理想流态的 城市污水生物处理反应技术研究”( 5 0 3 7 8 0 9 5 ) 的部分内容。本文的研究内容可以 为o g o 工艺的理论和工程应用提供一定的依据。 关键词：o g o 反应系统，生物除磷，反硝化除磷，反硝化除磷原理 英文摘要 a b s t r a c t o g op r o c e s sh a sb e e nf o r m e da sam o d i f i c a t i o no fo c op r o c e s st h r o u g ht e s t r e s e a r c h a saa d v a n c e dt e c h n o l o g y , i th a st h ef u n c t i o n so fp h o s p h o r u sr e m o v a la n d d e n i t r i f i c a t i o nw i t hf a c i l i t a t i o n ，e f f e c t i v e n e s sa n de c o n o m i c o g ot e c h n o l o g yh a s a l r e a d yb e e na p p r o v e da su t i l i t ym o d e lp a t e n t ( z l 2 0 0 520 0 1 0 5 4 5 7 ) a c c o r d i n gt ot h e c h a r a c t e r i s t i co fo g os y s t e m ，t h ed i s s e r t a t i o nc a r r i e do u tt e s ta n da n a l y s i so nt h e d e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u sr e m o v a l t h ef o l l o w i n g sw e r es t u d i e d ： t h en i t r o g e na n dp h o s p h o m sr e m o v a le f f e c ta n dm e c h a n i s mo fd e n i t r i f y i n g p h o s p h o r u sr e m o v a l i nt h eo g o s y s t e mw e r ea n a l y z e d ； t h ee f f e c to ft h ec o n c e n t r a t i o no fn i t r a t e ，c o da n dn i t r i t eo nt h ed e n i t r i f y i n g p h o s p h o r u sr e m o v a l w e r es t u d i e d ； t h ek i n e t i cm o d e lo fd e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u sr e m o v a li nt h eo g os y s t e mw e r e e s t a b l i s h e da n de v a l u a t e d a c c o r d i n gt ot h ea b o v es t u d y , i ti sc o n c l u d e dt h a t ：1 ) t h eo g os y s t e mo c c u r o b v i o u s p h e n o m e n a o f d e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u sr e m o v a l ；w h e n i n f l u e n tt o t a l p h o s p h o m s ( t p ) c o n c e n t r a t i o ni s2 8 3 - - 6 7 6 m g l ，t h ea v e r a g er e m o v a le f f i c i e n c i e so f t pa c h i e v e8 4 ，a n d4 0 o ft h ep h o s p h o r u sr e m o v a la m o u n ti sa c h i e v e db y d e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u sr e m o v a li nt h eo g os y s t e m 2 ) i na n a e r o b i cp h a s e ，w i t ht h e i n c r e a s ec o n c e n t r a t i o no fc o d ，t h ea m o u n ta n dr a t eo fa n a e r o b i cp h o s p h o r u sr e l e a s e i n c r e a s e ；b u tt h ea n a e r o b i cp h o s p h o r o u sr e l e a s ei si n h i b i t e dw h e nt h e r ei sn i t r a t ei n a n a e r o b i cp h a s e 3 ) a n o x i cp h o s p h o r u su p t a k ei sp r o m o t e dw h e nt h e r ei sn i t r a t eo r n i t r i t ei na n o x i cp h a s e b u ta n o x i cp h o s p h o r u su p t a k ei si n h i b i t e dw h e nt h e r ei sc o di n a n o x i cp h a s e 4 ) t h ea n o x i cp h o s p h o r u su p t a k ei sr a r e l yi n f l u e n c e db yt h ec o n c e n t r a t i o n o fn i t r a t ew i t ht h ea d e q u a t en i t r a t ea se l e c t r o na c c e p t o r s ，w h i l ei ti se n t i r e l yi n h i b i t e d w h e nt h ec o n c e n t r a t i o no fn i t r i t ei sh i g h e rt h a n5 5 7 2m g l 5 ) e s t a b l i s ha n de v a l u a t e k i n e t i cm o d e lo fd e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u sr e m o v a li nt h eo g o s y s t e m t h es t u d yi sap a r to ft h ep r o j e c t “t r e a t m e n tt e c h n i q u er e s e a r c ho fm u n i c i p a l s e w a g eb a s e do ni d e a lf l o wp a t t e r n ”，w h i c hi s f u n d e db ys t a t e sn a t u r a ls c i e n c e f o u n d a t i o n t h i sr e s e a r c ha c q u i r e dt h ev a l u e so fi m p o r t a n tp a r a m e t e r st h a tc o u l db e u s e di n a c t u a ld e s i g na n dc o n t r o la sw e l la sp r o v i d e s u p p o r tf o rt h ee n g i n e e r i n g l 重庆大学硕十学位论文 u t i l i z a t i o no fo g oi nm u n i c i p a lw a s t e w a t e rt r e a t m e n t k e y w o r d s ：o g op r o c e s s ，b i o l o g i c a lp h o s p h o r u sr e m o v a l ，d e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u s r e m o v a l ，d e n i t r i f y i n gp h o s p h o r u sr e m o v a lm e c h a n i s m i v 学位论文使用授权书 本人完全同意中国博士学位论文全文数据库、中国优秀硕士学位论文全 文数据库出版章程( 以下简称“章程 ) ，愿意将本人的亟学位论文( o g o 反 应器反硝化除磷试验研究提交中国学术期刊( 光盘版) 电子杂志社( c n k i ) 在 中国博士学位论文全文数据库、中国优秀硕士学位论文全文数据库以及重 庆大学博硕学位论文全文数据库中全文发表。中国博士学位论文全文数据库、 中国优秀硕士学位论文全文数据库可以以电子、网络及其他数字媒体形式公 开出版，并同意编入c n k i 中国知识资源总库，在中国博硕士学位论文评价 数据库中使用和在互联网上传播，同意按“章程 规定享受相关权益和承担相 应义务。 作者签名： 臣盘查 导师签名： 如7 年上月斟日 论文题目：o g o 反应器反硝化除磷试验研究 论文级别：博士口硕士矿所属学院：城市建设与环境工程学院 毕业院校：重庆大学毕业年月： 2 0 0 9年0 6 月 作者联系电话： 1 3 6 5 8 3 6 1 9 1 5 作者通信地址( 邮编) ：重庆大学b 区5 舍5 0 7 室4 0 0 0 4 5 作者e _ m a i i ： s u n s h i n e 5 8 7 3 1 6 3 t o m 研究生学号：2 0 0 6 1 7 0 2 11 9 备注：本人承诺该学位论文不涉密，否则后果自负。 说明：本授权书皇亟一式三份，由学校研究生管理部门、中国学术期刊( 光盘版) 电子杂志社和作者本人各保存一份。 c n k i 联系电话：0 1 0 - 6 2 7 9 1 9 5 1 、6 2 7 9 3 1 7 6 、6 2 7 9 4 9 9 4 传真：0 1 0 - 6 2 7 9 1 8 1 4 网址：蚋旦堑。n e t ，嗍c h i n a j o u r n a l n e t c l l 通信地址：北京清华大学邮局8 4 4 8 信箱采编中心邮编：1 0 0 0 8 4 学位论文独创性声明 茜窿缸墅龌捌是然在士师螽畏篇研妻 。? 、一 工作及取得的研究成果。尽我所知，除了文中特另, t l ；b n 以标注和致谢的地方外，论 文中不包含其他人己经发表或撰写过的研究成果。与我一同工作的同志对本研究 所做的任何贡献均己在论文中作了明确的说明并表示了谢意。 学位论文作者签名：p e f 虢 导师签名： 签字日期：加罗s 坪 签字日期：力哆占珥 学位论文使用授权书 本人完全了解重庆大学有关保留、使用学位论文的规定。本人完全同意中 然兹 专，淼交震荡鬻蔷鼷躺霞涔聊移下简称“章程) ，愿意将本人懒士学位论文丛也区4 嵫醴臼蛳饕潮7 i 钟】1 劫矽 提交中国学术期刊( 光盘版) 电子杂志社( c n k i ) 在中国博士学位论文全文数 据库、中国优秀硕士学位论文全文数据库以及重庆大学博硕学位论文全文 数据库中全文发表。中国博士学位论文全文数据库、中国优秀硕士学位论 文全文数据库可以以电子、网络及其他数字媒体形式公开出版，并同意编入c n k i 中国知识资源总库，在中国博硕士学位论文评价数据库中使用和在互联 网上传播，同意按“章程 规定享受相关权益和承担相应义务。本人授权重庆大 学可以采用影印、缩印或其他复制手段保存论文，可以公开论文的全部或部分内 容。 作者签名：降整叁 导师签名： 2 备注：审核通过的涉密论文不得签署“授权书一，须填写以下内容： 该论文属于涉密论文，其密级是，涉密期限至年一月一日。 说明：本声明及授权书些逐装订在提交的学位论文最后一页。 1 绪论 1 绪论 1 1 水环境问题与水体富营养化 目前，无论是发达国家还是发展中国家，湖泊、河口、港湾等水体的富营养 化，已成为全球性的水环境问题。尽管发达国家在水污染治理方面已经取得了显 著成效，但现阶段仍然面临着水体富营养化防治的艰巨任务。统计资料表明1 1 - 3 1 ， 美国境内尚有数十个的湖泊处于富营养化状态，在整个欧洲范围内，湖泊面临的 最大问题仍然是湖泊富营养化，在统计的9 6 个湖泊中，有8 0 的湖泊不同程度地 受到氮、磷的污染，呈现出富营养化状态。亚洲湖泊水质的主要特点是水中氮、 磷含量偏高，亚洲南部大部分湖泊富营养化问题突出。非洲水污染状况更令人担 忧，在西非几内亚海湾流域，由于污水处理设施很不完善，海湾有机物、氮、磷、 石油多重污染极为严重，近海水域富营养化问题形势严峻。 我国在9 0 年代开始逐渐重视湖泊水体富营养化的防治。监测资料表明1 4 1 ，2 0 0 6 年，2 7 个国控重点湖( 库) 的水质类别详表1 1 ，其中满足i i 类水质的湖( 库) 2 个( 占7 ) ，i i i 类水质的湖( 库) 6 个( 占2 2 ) ，i v 类水质的湖( 库) 1 个( 占 4 ) ，v 类水质的湖( 库) 5 个( 占1 9 ) ，劣v 类水质的湖( 库) 1 3 个( 占4 8 ) 。 其中，巢湖水质为v 类，太湖和滇池为劣v 类。主要污染指标为总氮和总磷。城 市内湖富营养化趋势明显，大型水库氮污染相对较为严重，水环境质量令人担忧。 表1 12 0 0 6 年重点湖库水质类别 t a b l e1 1w a t e rq u a l i t ys o r to fk e yl a k e s & r e s e r v o i r si n2 0 0 6 三湖 大型淡水湖 城市内湖 大型水库 总计 3 9 5 1 0 2 7 2 0 0 6 年比例( ) 2 0 0 5 年比例( ) 水体富营养化实质上是一个水体中的生物演变过程，其演变的控制因素在于 氮( n ) 、磷( p ) 植物营养素( 尤其是p ) 与碳素( c ) 的合成。最大限度地控制 2 4 4 3 b 铝 躬 2 0 2 5 侈 掩 0 1 0 o 1 4 n 0 4 6 勉 舶 0 l 0 1 2 7 7 o o o 0 0 0 0 重庆人学硕士学位论文 排放进入水环境中的氮和磷，尤其是磷，是防止水体富营养化的关键。为更好地 防止水体污染和富营养化，污水治理应满足同趋严格的污水排放标准，要求城市 污水处理厂不仅要有效去除污水中的有机物，而且要求去除污水中的氮、磷营养 素。我国先后颁布了污水综合排放标准( g b 8 9 7 8 1 9 9 6 ) 、城镇污水处理厂污 染物排放标准( g b l 8 9 1 8 - - 2 0 0 2 ) 等，对污水厂出水中氮、磷含量作了严格限制。 但目前，城市污水厂处理出水中氮、磷等营养物的超标排放引起的水体富营养化， 仍然是我国众多水体污染严重的主要原因之一，进行污水脱氮除磷处理是我国现 阶段污水治理领域的重要内容。 1 2 污水生物脱氮除磷理论基础及研究进展 1 2 1 污水生物脱氮基础理论及研究进展 污水中的氮组成如式( 1 1 ) 所示【5 】， c r u = s n q x + s n h 4 + s l 。n + x s j n + x l 。n ( 、1 、) 式中，g r 总氮； 瓢协亚硝酸盐氮与硝酸盐氮之和； 瓯懈铵盐与氨氮之和； 函r 可溶性惰性有机氮； 凰r 悬浮性可降解有机氮； x ，r 悬浮性惰性( 有机) 氮； 传统的污水生物脱氮分三步进行 6 , 7 1 ，即氨化作用，硝化作用和反硝化作用。 氨化作用是指微生物利用细胞外相应的水解酶把大分子的有机氮( 主要是蛋白质， 氨酸和尿素等) 水解为可被微生物利用的小分子物质以备吸收利用的过程；硝化作 用即氨氮被氧化为硝酸盐氮的过程；反硝化作用则为在缺氧并确保有机碳源的条 件下，硝酸盐氮还原成气态氮从水中去除的过程。硝化、反硝化过程或者分别独 立于两个反应单元，或者在一个单元中时间序列进行。近年来，些研究者在试 验研究和工程实践中陆续观察到一些有别于传统生物脱氮原理的新理论，即在一 定的条件下，硝化、反硝化两个相对独立的生化反应过程不仅可以在同一反应器 内协同进行，而且能够通过非传统的生物脱氮途径实现氮的去除。就前者而言， 往往借助于同一个反应器内的宏观分区( 曝气区、非曝气区等) ，或者在活性污泥 絮体内部实现微观缺氧环境，实现传统意义脱氮途径的硝化与反硝化；而后者则 是基于污水生物处理工艺中一些特殊功能的微生物菌群( 异养硝化菌、好氧反硝 化菌等) 而实现。 同时硝化反硝化( 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 ，s n d ) 传统理论认为，硝化与反硝化由于对环境条件的要求不同，为两个相对独立 2 1 绪论 的生化过程。而近年来的新发现却突破了这一认识，认为生物硝化和反硝化过程 可以在一个反应器内同时完成。较之传统的生物脱氮工艺，s n d 的工艺在如下方 面优势明显：节省反应器体积；缩短脱氮历程，节省反应时间；节省碳 源，降低氧气的供给从而降低能耗；反硝化产生的o h 一可中和硝化产生的h + ， 减少了p h 值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高反应效率等。s n d 技术的关键在于硝化与反硝化的反应动力学平衡控制。 目前关于s n d 己基本形成了三种解释：即宏观分区环境理论、微观环境理论 和生物学解释【8 9 j 。 1 ) 反应器内宏观环境分区理论 与传统生物脱氮工艺技术中具有相对独立的硝化、反硝化工艺单元不同，单 一生物反应器内宏观分区即好氧环境与缺氧环境在一个反应器中同时存在。通过 选择曝气方式或反应器构型，利用反应器内不同分区的溶解氧浓度差异，形成宏 观好氧区和缺氧区，在循环交替的好、缺氧环境中实现类似于传统途径的氮的生 物去除。研究表明，对于生物脱氮而言，氧化沟系列工艺、生物转盘、复合s b r 系统、膜生物反应器等工艺中生物脱氮的s n d 现象，均不同程度的与宏观分区环 境理论关联【1 0 1 5 】。 对于大多数包括硝化菌和反硝化菌在内的微生物种群而言，其具有的生化脱 氮反应的功能特性、实现生化反应途径以及可能进行的反应程度等，均取决于迥 然不同的生存繁殖环境和代谢条件。由于活性污泥微生物交替循环于单一反应器 中的宏观好氧、缺氧环境，因此，在实际操作过程中，不仅对单一反应器内好、 缺氧环境的动态分区优化和工艺参数控制提出了更高的要求，而且，由于微生物 生存环境的相对不稳定，营养物质的去除率和稳定性会不可避免地受到一定影响。 2 ) 活性污泥絮体微环境理论【1 5 _ 2 l 】 由于微生物种群结构、污泥菌胶团的结构特征、基质分布和生物代谢反应的 不均匀性，以及物质传递特性变化等因素的相互作用，在活性污泥菌胶团内部可 以形成微观缺氧环境，而在絮体内部缺氧微环境中发生的生物脱氮现象，称为同 时硝化反硝化脱氮的微环境理论。微环境理论中所指的微环境体积非常微小，大 多数属于微米级，微环境直接决定了微生物个体的活动状态。污水处理工艺操作 运行表现出来的“宏观环境”变化往往会导致“微观环境”的剧烈变化和非均态分布， 进而在活性菌胶团内部产生丰富的、多变的微环境类型。根据微环境理论，好氧 状态下菌胶团内存在着一定比例的缺氧微环境，生物絮体从外部到微团核心具有 一定的氧浓度梯度，微生物菌群在不同氧供给、基质条件等不同微观环境状态下， 不同程度地进行硝化或反硝化作用，实现宏观好氧状态下的生物脱氮。微环境的 形成依赖子水中溶解氧浓度的大小和生物絮体的结构。因此，反应器内溶解氧浓 重庆人学硕十学位论文 度的控制及微生物的絮体结构特征，对能否进行同步硝化反硝化及其发生的程度 至关重要。 在生物传统硝化一反硝化途径脱氮过程中，有机碳源既是异养反硝化的电子 供体，又是硝化过程的抑制物质。目前，对于作为电子供体和电子受体的有机物 和硝态氮如何进入菌胶团中心部分的缺氧区都没有令人满意的解释。根据活性污 泥絮体微环境理论，污水中的有机碳源在穿过好氧层时，首先被好氧氧化，处于 缺氧区的反硝化菌由于得不到电子供体，反硝化速率就降低，因此，理论上就存 在微环境同步脱氮程度难以进一步提高的等问题。有学者提出非平衡增长理论来 解释实践中出现的相反结果这一现象，该理论认为：如果控制适当的条件，污水 中的有机碳源可在很短的时间内大部分储存于细胞中，既可消除有机碳源对硝化 过程的抑制，又可用于反硝化的电子供体。 3 ) s n d 的生物学解释 该解释认为，s n d 脱氮现象是由于特定生化途径的微生物引起的。研究成果 表明，在污水生物处理过程中，微生物种群的生态特征、微生物个体的特性功能 等会随着环境条件的变化而发生变异，并可能形成新的优势菌群。目前，随着微 生物学的发展，研究发现，活性污泥工艺中硝化细菌和反硝化细菌的生理多样性 非常复杂，除了普遍存在的自养硝化菌和异养反硝化菌外，还存在异养硝化菌、 自养反硝化菌、好氧反硝化，以及自养氨氧化菌等1 1 5 2 2 ，甚至在在一些生态系统 中，异养硝化菌还比自养菌占有优势1 2 3 , 2 4 1 。近年来已经陆续报导的好氧反硝化菌 以及好氧反硝化酶系的存在为同步硝化反硝化机理奠定了微生物学的基础【2 5 1 。 好氧反硝化的机理有别于传统生物脱氮理论，是由于好氧反硝化菌诱导而产 生的生物脱氮过程。近年来，r o b e r t s o n ，s c h o l t e n ，n i e l ，k u e n e n ，n i c h o l l s ，m e i b e r g 等人相继发现，许多异养硝化菌能进行好氧反硝化反应，在产生n 0 3 - 和n 0 2 - 的 过程中将这些产物还原，即直接将n h 4 + 一n 转化为最终气态产物而去刚撕2 引。 异养硝化以有机物作为能源，在缺氧的条件下，氧化氨态氮为亚硝态氮，并 同时进行反硝化。r o b e r t s o n 等认为，微生物并没有从氧化氨态氮为亚硝态氮的反 应中获得能量，只是它的氧化产物亚硝态氮作为反硝化的电子受体，可能解除了 反应过程中氧对电子的竞争。目前，已经发现荧光假单胞菌( p s e u d o m o n a s f l u r e s c e n s ) 、粪产碱菌( a l c a l i g e n e sf a c e a l i s ) 、铜绿假单胞菌( p s e u d o m o n a s a e r u g i n o s ) 、恶臭假单胞菌( p s e u d o m o n a sp u t i d a ) 、脱氮副球菌( p a r a c o c c u sd e n i t r i f i a n s ) 等都可以对有机或无机氮化合物进行异养硝化 2 9 - 3 1 1 。用代表性异养型硝化细菌 ( t p a n t o t r o p h a ) 和代表性自养型硝化细菌( n e u r o p a e a ) 所进行的竞争试验研究结 果表明，尽管在一定范围的氧浓度和c n 比例下，这两种硝化细菌可以稳定地共 存于同一系统中，但低氧浓度和高c n 比例都有利于异氧型硝化细菌的生长，因 4 1 绪论 此，通过操作控制，使异氧型硝化细菌在系统中占据优势是完全可能的。对异氧 型硝化细菌，其反硝化速率可达每m g 蛋白5 0 2 0 n m o l m i n 。 r o b e r t s o n 等提出好氧反硝化菌或异养硝化菌能良好适应单一反应器内厌氧 缺氧好氧周期变化的环境。好氧反硝化的初始基质可能是亚硝酸盐或硝酸盐，研 究比较电子转移平衡可以确定初始基质是硝酸盐还是亚硝酸盐。因此，反硝化不 仅可以经“n 0 3 - 途径”( 全程硝化反硝化) 实现，也可经“n 0 2 - 途径”( 短程硝化反 硝化) 实现。显然，经历“n 0 2 - 途径”的硝化反硝化有许多优点，它为实现单一反 应器中的s n d 脱氮更进一步的创造了条件 2 9 , 3 0 1 。 在好氧反硝化过程中，协同呼吸是一个很重要的机理，其作用过程可以用式 ( 1 2 ) 表示1 2 7 3 1 。 n h 3 - - ( 1 1 7 4 - 0 8 3 a ) 0 2 _ ( 0 3 3 + o 6 7 a ) n o s 一0 3 3 ( 1 一n ) n 2 + ( 0 3 3 - - - 0 6 7 a ) 矿4 - ( 1 3 3 川，3 3 n ) h 2 0n 式中，a 是流向最终细胞色素氧化酶的电子占氨氧化净放电子的比例，( 1 - - a ) 即为用于亚硝酸盐还原的电子比例。协同呼吸意味着分子氧和硝酸盐被同时作为 电子受体。在细胞色素c 和细胞色素a a 3 之间的电子传输链中的“瓶颈”现象就可以被 克服，因而也就允许电子流能同时传输到反硝化酶以及分子氧中，反硝化反应就 可能在好氧环境中发生。 另外，也有研究从反硝化酶系角度阐释好氧反硝化现象1 3 2 ，认为在t h i o s p h a e r a p a n t o t r o p h a 里，存在着两种不同的硝酸盐还原酶，即膜内硝酸盐还原酶和周质硝 酸盐还原酶。在缺氧条件下，膜内硝酸盐还原酶被表达，而这种酶在好氧条件下 完整的细胞里是不起作用的。在好氧条件下，周质硝酸盐还原酶被表达，这种酶 即使在很高的氧浓度下仍然可以起作用。这两种酶的催化特征明显不同。周质硝 酸盐还原酶不能使用氯酸盐作为可选择的电子受体，而且对叠氮化物也不敏感。 仅仅只有膜内硝酸盐还原酶能够同n a d h 脱氢酶相结合。t h i o s p h a e r ap a n t o t r o p h a 的周质硝酸盐还原酶的好氧表达不会依赖于是否存在硝酸盐，但是会极大的被所 使用的碳源种类所影响。周质硝酸盐还原酶很有可能参与了好氧反硝化反应，因 为在周质硝酸盐的还原反应中，对于透过细胞质膜进行硝酸盐转运时的氧气的抑 制不是很敏感。而细胞质膜可以通过膜内硝酸盐还原酶来阻止这种还原反应。 好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现，打破了传统理论认为的硝化反应只 能由自养细菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点。 厌氧氨氧化( a n a e r o b i ca m m o n i u mo x i d a t i o n ，a n a m m o x ) 2 1 , 3 3 - 4 0 厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，微生物直接以n h 4 + 作为电子供体，以硝酸盐 作为电子受体，将n h 4 + 转变成n 2 的生物过程。从化学反应的热力学角度，以硝 酸或亚硝酸盐作为电子受体时，氨氧化所释放的自由能与氧作为电子受体相当。 5 重庆人学硕十学位论文 化学反应如下： n h 4 + + 2 一_ 2 + 2 h 2 0 厶g o = - - 3 6 1 k j m o l n h 4 + ( 1 3 ) n h 4 + + 0 6 n 0 2 一一d 8 2 + j 8 h 2 0 + o 4 h + 厶g o = - 2 9 7 k j m o l n h 4 + ( 1 4 ) n h 4 + + 0 7 5 0 2 - - - , 0 5 n 2 + 1 5 h 2 0 + h +厶g o = - - 3 1 5 k j m o i n h 4 + ( 1 5 ) 1 9 9 4 年k u e n e n 等发现某些细菌在硝化反硝化过程中能利用n 0 2 - 或n 0 3 - 作电 子受体，将n h 4 + 直接氧化成气态氮化物，实现了厌氧氨氧化。v a nd e rg r a a f 等在 1 9 9 6 年证实厌氧氨氧化是由厌氧氨氧化细菌诱导发生的生物化学转化过程，也是 一个微生物反应过程。研究表明，厌氧氨氧化细菌是一种自养菌，可以利用氨替 代有机碳源作为电子供体，还原硝酸盐或亚硝酸盐，或可以利用亚硝酸盐作为电 子受体氧化氨。目i j j e t t e n 等人从a n a m m o x 工艺的反硝化流化床中成功地分离 并培养分离出了多株a n a m m o x 细菌。g r a a f 的研究表明，氨氧化细菌生长缓慢， 宜选用具有较长污泥龄的反应器进行研究。目前厌氧氨氧化的反应机理、参与菌 种和各项操作参数还不尽明确。关于厌氧氨氧化反应机理的模型假设有三种途径， 见图1 1 。 n ， n 0 2 一i _ 一n o ，一 羟氨和弧硝酸盐生成n 2 0 的反应，而 n 2 0 可以进一步转化为氮气，氨被氧化为 羟氨； 氨和羟氨反应生成联氨，联氨被转化 成氮气并生成4 个还原性【h 】，还原性【h 】 被传递到哑硝酸还原系统形成羟氨： 亚硝酸被还原为n o ，n o 被还原为 n 2 0 ，n 2 0 再被还原为n 2 ； n 2 图1 1 厌氧氨氧化反应机理模型 f i g 1 1 r e a c t i o nm e c h a n i s mm o d e lo fa n a e r o b i ca m m o n i u mo x i d a t i o n 短程反硝化( s 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 i c m i o n ) 【4 卜删 所谓短程反硝化是将生物脱氮的硝化过程控制在n 0 2 - 阶段，利用有机碳源作 为供电子体进行反硝化作用。该过程关键是控制氨态氮的氧化在亚硝酸盐阶段， 阻止亚硝态氮的氧化，从而实现短程硝化。短程硝化反硝化可以通过控制硝化系 统中的溶解氧浓度来实现。其反应式如( 1 6 ) 和( 1 7 ) 所示： n h 。+ + 三n 一d 一十h ，o + 2 h + 厶g u = 一j 妇0 4 k j m o l( 1 6 ) 6 nl一 o k i b 一 太 1 绪论 n 0 2 一+ h + + c h 。o hj 芝n ，+ 羔h ，o + c o ， g o = - - 4 3 4 5 2 k j n o t( 、- ) z2 z 。 z 荷兰d e l f t 技术大学开发的s h a r o n ( s i n g l er e a c t o rf o rh i g h ta c t i v i t y a m m o n i ar e m o v a lo v e rn i t r i t e ) 工艺即为一种典型的短程硝化一反硝化技术。利 用在较高温度条件下( 3 5 ) ，两类硝化菌不同的生长速率，采用较短的泥龄( 1 d ) ， 使得反应器内亚硝酸细菌成为为主体，从而实现硝化出水中n 0 2 - 的高比例。 与传统的生物脱氮工艺相比，利用短程反硝化工艺原理进行脱氮可以提高反 应速率、节省反硝化过程所需要的外加碳源，并减少供气量与污泥产量，降低能 耗及运行成本。影响短程硝化一反硝化过程亚硝酸积累的因素主要有温度，d o 浓 度，p h 值，游离氨浓度，泥龄及有毒物质等。发生短程硝化的标志是稳定且较高 的亚硝酸盐的积累即亚硝化率较高( 至少大于5 0 ) 。 j e t t e n 等人将a n a m m o x 工艺和s h a r o n 工艺结合，即以s h a r o n 反应器 为氨氮的硝化反应器，以a n a m m o x 反应器为反硝化反应器，组合成一种新型的 s h a r o n a n a m m o x 脱氮工艺。联合的s h a r o n a n 剐m o x 工艺具有低 能耗、低产泥量、不需要添加外碳源等优点。该工艺进行污泥消化出水的研究结 果表明，氨态氮的去除率达到8 3 ，氧气的需求量也低于传统生物脱氮工艺。尽 管联合工艺完全突破了传统生物脱氮工艺的基本概念，但目前还没有成功地运行 于实际工程。 综上，生物脱氮理论的进展主要体现在：缩短了氮的转化历程，降低了硝 化过程的能量消耗，并提高了了反应效率；降低脱氮过程对碳源的需求，缓解 生物同时脱氮与除磷过程对碳源的需求竞争矛盾。随着污水生物脱氮理论的不断 丰富发展，也进一步促进了可持续性的水处理技术的研发。 1 2 2 污水生物除磷基础理论及研究进展 污水中磷的组成如式( 1 8 ) 所利5 】： c t e = s i , 0 4 + s t , p + & 嘴尸+ 啊p ( 1 8 ) 式中 c 弦一一总磷； s p 们可溶性无机正磷； 昂r 可溶性无机聚磷； 品憎p 一可溶性有机磷； 堙r 悬浮性有机磷： 污水强化生物除磷( e n h a n c e db i o l o g i c a lp h o s p h o r u sr e m o v a l ，e b p r ) 一般在 厌氧、好氧交替的环境中进行。利用聚磷微生物( p h o s p h o r u sa c c u m u l a t i o n o r g a n i s m s ，p a o s ) 具有厌氧释磷及好氧超量吸磷的特性，通过排放含有高磷污泥 而使磷从污水中得以去除。从s r i n a t h t 删于1 9 5 9 年首次报导了活性污泥能摄取超出 正常生理代谢所需磷量至今，不管是生物除磷工艺原理的理论研究，还是相应工 7 重庆人学硕+ 学位论文 艺技术的应用研究，均取得了一系列重大突破【4 7 一矧。常在生物除磷系统中出现的 细菌主要有假单胞菌( p s e u d o m o n a s ) 、气单胞菌( a e r o m o n a s ) 、放线菌属 ( m i c r o t h r i x ) 和诺卡氏菌属( n o c a r d i a ) 等1 7 1 。 根据生物强化除磷理论，当细菌细胞处于极为不利的生活环境，例如好氧细 菌处于厌氧状态时，细菌处于“压抑”状态( b a c t e r i a ls t r e s s ) ，积累在胞内的多聚磷 酸盐分解，并把磷元素释放到环境中去；而在此过程中同时释放能量以供细菌在 不利环境中维持其生存所需。聚磷菌p a o s 在厌氧环境下释放细胞内以p o l y p 形 式聚积的磷酸盐，消耗合成的糖原( g l y c o g e n ) 产生能量，除了供给它在厌氧条件下 生存所需外，还可供其摄取环境中的有机碳源( 挥发性脂肪酸v f a 或短链脂肪酸 s c f a ) ，并使之在细胞内以p h a ( 聚p 烃基一链烷酸脂) 形式储存，为好氧环境下 的摄磷作能量储备。p h a 在细胞内的储存是聚磷菌摄磷的关键；p h a 通常由p h b ( 聚b 一烃基丁酸脂) 和p h v ( 聚p 烃基戊酸脂) 两部分组成，且以p h b 为主。在 随后的好氧区，聚磷菌利用它分解时释放的能量进行超量吸磷。 厌氧代谢机理模型 厌氧阶段，含碳基质v f a s 被主动吸收合成p h b ，磷酸盐穿越细胞质膜释放 到胞外。根据提供能量和产生还原性物质n a d h 的途径的差异，厌氧段的代谢机 理模型分为o c o m e a u w e n t z e l 模型、( 喜) m i n o 模型，改进的m i n o 三类，三种模 型中在吸收相同h a c 的前提下，磷释放量不同【5 卜5 3 】，见表1 2 。 表1 2 厌氧代谢机理模型比较 t a b l e1 2 c o m p a r i s o no fm o d e lf o ra n a e r o b i cm e t a b o l i s mm e c h a n i s m s m o l d e r s 等通过测试厌氧段糖原和p h b 含量变化等研究成果表明5 4 1 ，m i n o 1 绪论 模型能很好的解释实验中所观察到的h a c 的厌氧吸收、p h b 合成、糖原的利用及 c 0 2 的产生等过程，且大部分实验结论都相对倾向于m i n o 模型。 超量吸磷理论基础 聚磷菌在好氧段氧化分解p h b 释放出远远大于厌氧期间聚磷分解产生的能 量，获得了超量吸磷动力，被细胞用于主动吸收磷酸盐合成聚磷和用于同化产生 新的细胞。对聚磷菌好氧超量吸磷动力源的分析研究主要存在以下观点【2 l l ：好 氧、厌氧条件下最终电子接受体细胞色素差异；聚磷酸盐激活酶活性的差 异；化学渗透耦联假说( c h e m i o s m o t i cc o u p l i n gh y p o t h e s i s ) 。 根据生物除磷基本原理，生物除磷工艺在技术上的控制关键为： 1 ) 污泥龄的控制。仅以除磷为目的的污水处理系统宜控制较短的污泥龄，一 般为3 5 7 天。 2 ) 有机基质类型与系统有机物负荷。g e r b e r 等人认为磷的厌氧释放基本上取 决于进水的性质而不是厌氧状念本身【5 5 1 。研究表明，处理出水若需达到磷含量低 于1 0 m g l ，则进水中的b o d 5 t p 应至少控制在2 0 , - - - 3 0 。 3 ) 硝酸盐的控制：在强化生物除磷系统中，厌氧环境对n 0 3 - 的控制是确保 磷良好释放、确保生物除磷的先决条件。硝酸盐影响的程度与进水有机基质浓度 及类型相关，e k e m a 等人认为1 5 5 , 5 6 1 ，当c o d t k n 的比值小于9 左右时，生物除磷 系统很难获得好的效果。 聚磷微生物体内的内聚物 1 ) p h b 当有机碳源主要为h a c 时，厌氧储存的大分子内聚物p h a 中的p h b 的含量 约占9 0 ，p h v 约占1 0 左右1 5 4 , 5 7 1 。在生物除磷系统中，聚磷菌体内p h b 的含量 处于不断的动态变化之中，并主要与如下两个因素有关【5 2 】：厌氧一好氧( 或缺 氧) 等环境特性的周期性变化，反应器内污泥浓度与污泥负荷。p h b 的合成是 聚磷分解释放磷的动力，可以把聚磷的分解理解为一种被动释放，与外界环境对 能量需要