（环境工程专业论文）好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮研究.pdf

硕士论文 好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 ab s t r a c t at p r es e ni 血 a d i 石 o n altechnol ogyof hi ol o gi c 目ni t r o g en 比 m o v aliswiths o m e di sa d v an l a g e s intr e at i n g hi gh con c e n t r a1 e dammoma . t r o g e n w as t e w a t e rsothe new tech n 0 1 o gy of bi ul o gicaini t r o g e n ova becom e sthe coreof s tu d y i n g . a e ro hi c 明u lat i o nisl n ll n o b i l i 跳 dbi o l o gi c aite c hoo l o gy b asedon ana e r o b i cgr anu 1 ati叽 i f 苗 t r o s ifi c at i o n . d e n i tri fi c a t i onc anbe爬 allz e d b y c o n t r o 1 ll ngsomeconditi ons in而s pr 以 笼 55， ti m e ofre acti 0 n c anbes h o rt e n e d and ene rgy al soc anbesav e d . b a se d皿 山 。 l atestr e s e ar c h e s of币 t r o s i fi c a t i on- d e 苗 t ri fication andaer o b icgran川 ar 加由inan dab r o ad. inth j s p al 姆 r，留 t i v esl udge 胡 dana e ro b icgr an u l arwereus 七 das fe e dings 】 u d getocult 切 reand d o m e stic ate 朗 t i v e sl u d g e ofn itr o s ifi c atio n -d e n itrifi c at l on 胡 d bic 孚 an u l ar.p h y s i c oc h e m i c alp r o 沐rt i e s d u ri nggr an u 1 ationan d ni trog enr e m o v a 】 伴 面rmanceof the s l u d gewere引 泊 d l ed a 刀 d t h e n a r o hi c gr an u 】 arsl u d g e was l 以d to 七 c 以hi ghc o n ce n t r a t eda n n n o ni a . 苗 trog e d w as t e w at e l f a c t o r s a ffec t in g the performance ofni t r o g e n 代 m o v a l bya 。 旧 bic w e 比s to d i ed. t 七 e re s u l t s b o w edt b a t th e a n ” 刀 u c u l ationofn 0 2 几 n卜 沈 o m e s st e ady aftert w o m o ni h s soth e 正 tr o s ific atio n . d e 苗 州fication isre al i zed .胡a 。 曲i cgr anu l arw a s 坛 却s fe rr ed l n t o a e r o hi c gr anu l ar as fe edl n g s 】 u d g e d u ri nggranu l a t i o n 油e p h y s i c ochem l c ai p ro pe rt i es (p ro d 以 t l onn 劝 e ofml v s s 万 p s)offe e d in g s ludgea l t e 耐 rc 酗arly. 从 飞g o t the 0 p t l m alp a n 肛 n e t e r of the con tr o u ing ni tr 0 si ficatio ” . d e ni tr i fi c a t i on 妙 仃 叼访 g hi ghc o n c e n t ratedanuno 垃 a- 苗 trog e n w as t e w at e r ph= 8. 0 ， t 匕 3 0 ， d o 旬一1 ，伽留 工 ，the 别 沁 umu la t i o nratioofn 0 2 - -n isover9()% ， 留 t iv esl u d g e and 别 山 址 阳 b icgr 胡u l arwere理 弧 das 云 兄 d i d gsl ud罗 to c u l t 以 e助dd o m e stica 宜 ea e r o b i c 9 阳u lar， hi c gr a n u l arc u l to 代 d was l l 女 月tot re athi ghcon c e n tr a1 edamm o n i a- n i t r 0 g e n w 翻 st e wal e r，th er e 刃 。 。 val 戏 eof a n ” 刀 o ni a . 1 五 trog e nc an stayat90% ， 也 eo p t i m alrun p ar 翻e t e r ofre 朗 t o r con t o ll ing bic gr anu l arisp h = 8 刀 ， t=30d o = 0 .5 一 1 . 伽倒 1 ， hr t = 1 0h . k e ywo r d:ni tros i fi c atio n-d enitrifi c at i on，韶c tunu l at i on a n u l at i o 氏 h i gh conc e n t r a t e d n i t r o g enr e r n o v al . o fn 0 2 - n ， wa s t e wa t er， b i o l o g i c al 声明 本学 位论文是我在导师的 指导下取得的研究成果，尽我所知，在本 学位论文中，除了加以 标注和致谢的部分外，不包含其他人已 经发表或 公布 过的 研究成果， 也不包含我为获得任何教育机构的学位或学历而使 用过的材料。与我一同工作的同事对本学位论文做出的贡献均己在论文 中作了明确的说明。 研 究 生 签 名 : 工丛一 冲 刁年 夕 月 了 日 学位论文使用授权声明 南京理工大学有权保存本学位论文的电子和纸质文档，可以 借阅或 上网 公布本学位论文的全部或部分内容，可以向有关部门或机构送交并 授权其保存、借阅或上网公布本学位论文的全部或部分内容。对于保密 论文，按保密的有关规定和程序处理 。 二签 名 : 1 丝一呵年 ， 月 知 硕士论文 好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 1绪论 l l 高浓度氨氮废水的 来源及危害 l l i高浓度氨氮废水的来源 随着我国社会经济的高速发展， 各种污染物的排放量急剧增加， 对环境尤其是水 环境造成了严重的污染， 水资源的短缺已成为制约我国可持续发展的重要因素。 高浓度氨氮废水一般来源于炼油、 无机化工、 铁合金、 玻璃制造、肉类加工、 饲 料生产、 畜牧业、 化肥以 及垃圾填埋等生产过程。 其中。 某些工业将氨氮作为化学原 料， 如用氨等配成消光液以 制造磨砂玻璃。 而某些工业自 身会生产氨氮污染物， 如钢 铁工业、肉类加工业以及合成氨工业等. 其中， 合成氨企业水污染的 特点是排水量大， 氨氮排放浓度高， 其废水排放量占 化工行业废水排放量的60%左右。 减少合成氨企业的废水排放量是我们今后必须解决 的 主要问 题。 而不同 种类的工业废水中氨氮浓度千变万化， 即使同 类工业不同工厂的 废水其浓度也各不相同。 氨氮废水的处理技术主要取决于水质、水量的 特点。 . 1 . 1 .2水体中氮污染的危害 大量未经处理或未经适当处理的含氮的各种废水 ( 包括生活污水及某些工业废 水) 排入江 河， 会给 环境造成 严重危害， 主要 表现为以 下几 个方面111: ( 1) 造成水体的富营养化现象 氮是植物生长必不可少的营养元素， 但当 水体水流滞缓、 滞留时间相对较长时， 十分适于氮、 磷等营养素的积累和水生植物的生长繁殖。 而生活污水及某些工农业污 水都含有一定量的氮，大量的氮排入水体后易造成藻类的大量繁殖，引 起水体发臭， 出现富营养化现象。 ( 2 )增加给水处理的困难 被氮素严重污染的水体， 会给水的净化处理带来许多困难， 进而严重影响饮用水 水质。主要表现在: 由于水体的富营养化，大量藻类和水生微生物的 繁殖使滤池堵塞，破坏其正常运 行。而且， 微生物还会穿透滤池在配水系统中繁殖， 造成配水系统水流不畅或阻 塞。 藻类分泌出的有机物会妨碍絮凝作用，导致出 水混浊， 并影响 加氯消毒过程。 藻类分泌出的有机物经分解生成难以降解的腐殖质，使水质恶化。 在水厂加氯消毒时， 水体中 少量氨会使加氯量成倍增加， 此外，脱色、除臭、除 味的化学药剂投加量亦会增加。 (3) 消耗水体中的 氧气 藻类大量过度繁殖， 死亡后藻类有机体被异养微生物分解， 消耗了水中的大量溶 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 解氧， 使水中 溶解氧含量急 剧下降。 此外， 还原态氮排入水体会因硝化作用而耗去水 体中大量的 氧。 ( 4 ) 对人及生物具有毒害作用 游离氨对鱼类有毒害作用。 由 于鱼类对游离氨非常敏感， 即使水体中 游离氮的 含 量很低， 也会影响鱼鳃中氧的传递。 浓度较高时， 甚至使鱼类死亡。 氮可转化为亚硝 酸盐和硝酸盐， 硝酸盐和亚硝酸盐有可能进一步转化为亚硝胺， 而亚硝胺是致癌、 致 畸物质，对人体有潜在的威胁。 i j高氨氮废水主要的处理方法及其面临的问 题 从脱氮技术来看， 脱氮的方法主要有物理法、 化学法和生物法。 生物脱氮由于使 用范围广、 运行操作简单、 投资和运行费用低、 无二次污染、 废水达标排放可靠性强， 而被认为是一种最佳的处理方法。 l 2. 1高氨氮废水主要的处理方 法 到目 前为止， 人们开发了许多有效的废水脱氮法， 但真正能应用于实际废水工程 中氮的脱除的主要有: 化学中和法、 化学沉淀法、 氨吹脱法、 蒸汽汽提法、 选择性离 子交换法、 折点加氯法及生化法。 其中最常用的是吹脱法、 折点加氯法、 选择离子交 换法和生化法。 1 么l l 吹脱法 吹脱法是利用废水中 所含的 氨氮等挥发性物质的实际浓度与平衡浓度之间的差 异、 在碱性条件下用空 气吹脱或蒸汽汽提使废水中的氨氮等挥发性的 物质由 液相转移 到气相中， 从而达到从 废水中去除氮氮的目 的。 优点: ( 1) 经济且操作方便; ( 2) 容易控制， 脱氮效果稳定。 该法去除氨氮工艺的主要问 题如下: ( 1) 水温降低时， 水中氨的溶解度会增加，从而减少氨吹脱的推动力。当 环境温度 低于0 时， 氨吹脱塔无法运行。 (2) 进入吹 脱塔的污水 ph 值高而不稳定，极易在填料表面生成碳酸钙沉淀， 从而 降低了吹脱效率。 (3)不能处理硝态氮。 (4) 容易 产生p h 值二次 污染及增 加排水中的 溶 解性固 体含量。 l 2. i j折点 加氯法 折点加氯法除氮是将足量的氯气或次氯酸钠投入到废水中， 当投入量达到某一点 时， 废水中 所含的氯含量较低， 而氨氮含量趋于零。 当氯气通入量超过此点时 水中的 2 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 游离氯含量上升， 此点称为 折点， 在此状态的氯化称为 折点氯化， 废水中的氨氮常被 氧化成氮气被脱去。 优点: 反应迅速， 设备费 用低. 在脱氮的同时还可以 起到杀菌作用和使一部分有 机物无机化。 缺点: 处理后出 水中 残留 有氯， 直接排入水体对鱼类会有影响， 必须附设去除余 氯的 工艺设施， 如活性碳过滤等. 对液氯的安全使用和贮存要求高， 运行中加氯量大， 从而运行管理成本高. l 2. 1 3选择离子交换法 离子交换树脂是一类具有离子交换 特性的有机高分子聚合电 解质， 是一种疏松的 具有多孔结构的固体球形颗粒。 选择性离子交换法脱氮工艺是在离 子交换柱内 借助于 离子交换剂上的离子和废水中的 氨离子 进行交换反应，从而达到废水脱氮的目 的。 优点:氨离子的去除效率高，所用设备简单，操作易于控制。 缺点:离子交换剂的用量较大，交换剂需要再生且再生频繁。 i j l 4 化学沉淀法 某些高浓度氨氮废水因为含有大量对微生物有害的物质， 不宜采用生物法处理， 所以 人们考虑用化学法去除高浓度氨氮，其中化学沉淀法研究得比 较多。 化 学 沉 淀 法 的 基 本 原 理 : 通 过 投 加m 砂和p 仇 卜 ， 使 之 与 废 水 中 的 氨 氮 生 成 难 溶 的复盐m gnh 月 p o 4 6 珑0( 简 称m p a ) 沉 淀， 从而达到 净 化废水中 氨氮的目 的。 化 学沉淀法可以 处理各种浓度的氨氮废水，尤其适合处理高浓度氨氮废水。 该处理方法优点是脱氮效率高、 工艺也比 较简单， 但是沉淀剂的加药量较大， 运 行成本相对较高。 1 2 . l s 生物脱氮法 废水生物脱氮的基本原理即先将废水中的有机氮转化为氨氮， 然后通过硝化反应 将氨氮转化为硝态氮， 再通过反硝化反应将硝态氮转化为气态氮从水中 逸出， 从而达 到从废水中 脱氮的目 的。 硝化反应是将氨氮转化为硝态氮的过程。 它包括两个基本反 应步骤:一是由氨氧化菌 ( n i tr o so m o n a s ) 参与的将氨氮转化为亚硝酸盐 ( n 伪es )的 反应;一是由 亚硝酸盐氧化菌 ( nitl o b 朗 te r ) 参与的将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐 ( n 伪一 ) 的反应。 而反硝化反应是在无氧或低氧的条件下， 利用反硝化细菌将硝化 反应产生的硝酸盐或亚硝酸盐还原成凡过程。 常规生物脱氮技术处理高 浓度氮氮废水有很大的困 难， 主要是由 于废水中高浓度 氨氮对微生物活性有抑制作用， 硝化过程需要大量氧气， 反硝化需要大量的碳源。 因 此， 研究高效生物脱氮工艺有重要的 现实意义。 3 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 近年来， 经过大量的 研究， 人们研究发现新的氮元素转化途径，如好氧反硝化、 厌氧氨氧化或者由自 养硝化细菌引起的反硝化等。由此产生的新的脱氮技术有 s h a r o n 阴 、 o l a n d i31 、 a n a m m o x i 、 s nd is 等. ( l) s h a r o n工艺的原理和特点 s h a r o n ( 5 1 叼e r c a c totfor higha c t i v itya m m 0 nia r e m 0 v a l c 冲 e r nitri te)工艺是 荷 兰d d f 技 术 大学 开 发的 一 种 新 型的 生 物脱 氮 技 术 2 。 其 基 本 原 理 是 在同 一 个反 应 器 内， 先在有氧条件下， 利用氨氧化细菌将氨氮氧化生成n o z es ， 然后在缺氧条件下， 以 有机物为电子供体， 将亚硝酸盐反硝化， 生成氮气。 该工艺的核心是应用了 亚硝酸 盐氧化菌和氨氧化菌的不同生长速率，即在高温 (3 0 3 5 ) 下， 氨氧化菌的生长速 率明显高于亚硝酸盐氧化菌的 生长速率， 氨氧化菌的 最小停留时间间于亚硝酸盐氧化 菌和氨氧化菌最小停留时间 之间， 从而使氨氧化菌具有较高的 浓度而亚硝酸盐氧化菌 被自 然淘汰，从而维持稳定的亚硝酸积累。 据报道， 第一个生产规模的s h a r o n已 于19 98年初在荷兰鹿特丹的d 心 比a v en 废水处理场建成并投入运行。 ( 2 )o l a n d工艺的原理 o l a n d ( o x y g 叨 li 而l e da u t o tr o p h icn i 州 fication 。 浦t ri ficatio n) 工艺由比 利时 g 即 t 微生 物生 态实 验室开 发3l 。 该 工艺的 技术关 键是 控制 溶 解氧 浓度， 使硝化过程进 行到n 场十 氧化为n 0 2 es 阶段。 溶解氧是硝化与反硝化过程的重要因素， 研究表明低溶 解氧下氨氧化菌增殖速度加快， 补偿了由 于低氧所造成的代谢活动下降， 使得整个硝 化阶段中氨氧化未受到明显影响. ( 3 )a n a mmo x工艺的原理 a n a m m o x ( ana e r o b l o a m m o 山 恤 c 哟d a l i o n) 即厌氧氨氧化工艺也是荷兰 d e l ft 大学1 9 90年提出的 一 种新型 脱 氮工艺 141 。 该 工艺的 特征 是 在厌氧 条件下，以 硝酸盐 或亚硝酸盐为电 子受体，将氮氮氧化成氮气。 s t r a o us 等研究发现a n a m m o x工艺可将 ll oo ln 目 飞氨氮的消化液处理到 560tn叭。 此类菌是自 养菌， 故节能 节 碳， 而且污泥 产 量少， 在1 000m留 1的 氨氮 或 硝态 氮的 条 件下不会受到 抑制， 但是 在1 o o m 留 飞亚 硝态氮的 条件下， 厌氧氨氧 化过 程即 受到限 制. 不过可以 通过添加痕量厌氧氨氧化中间 产物 ( 联氨或轻氨) 来克服， 但此方法要投入实际应用面临菌种产量少、 污泥驯化时间长 ( 约1 00d)、接种可用的 污泥少等困难。 ( 4 )同步硝化反硝化 ( s n d ) s n d(s 油u l 枉 口 eo usn itrifica t io n an d de t ri fication) 工艺即当 好氧环境与 缺氧 环 境在一个反 应器中同时 存在时， 硝化和反硝化在同一反应器中同时 进行时则称为同步 硝化反硝化 ( s n d ) 。同 步硝化反硝化不仅可以 发生在生物膜反 应器中，如流化床、 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 曝气生物滤池、生物转盘:也可以发生在活性污泥系统中，如曝气池、氧化沟。 同 步硝化反硝化的活性污泥系统为今后简化生物脱氮技术并降低投资提供了 可 能。但目 前对s n d现象的机理还没有一致的解释，一般认为三个主要机理是混合 形态。 由 于充氧装置的 充氧不均和反应器的构造原因， 造成生物反应器形态不均， 在 反应器内形成缺氧2 厌氧段。 此种情况称为生物反应的宏观环境。 菌胶团或生物膜。 缺氧/ 厌氧段可在活性污泥菌胶团或生物膜内部形成，即微观环境。 生物化学作用。 在过去几年中， 许多新的氮生物化学菌族被鉴定出 来， 其中包括部分菌种以团组形式 对s n d起作用，包括起反硝化作用的自 养硝化菌及起硝化作用的异养菌。 在生产规模的生物反应器中， 完全均匀的混合状态并不存在. 菌胶团内 部的溶解 氧梯度目 前也己 被广泛的 认同， 使实现s n d的 缺氧峡氧段环境可在菌胶团内 部形成。 由 于生物化学作用而产生的s n d更具实质意义， 它能使异养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。 i j短程硝化反硝化脱氮的 研究 1 3 .l短程硝化反硝化的 研究背景 长期以来， 无论是在废水生物脱氮理论上还是在工程实践中， 都一直认为要实现 废水生物脱氮就必须使n h4十 . n经历典型的 完全硝化反硝化过程( 即传统硝化反硝化 过程 才能被去除。 在该过程中， n 伪- 书 的生成不仅延长了脱氮反应历程，而且亦 造成能源和外加碳源的浪费。 因此， 能否和如何有效的缩短控制脱氮历程成为近年来 国内外学者的研究重点和热点，具有重要的应用价值。 从氮的微生物转化过程来看， 氨氮被氧化成硝酸盐氮是由两类独立的细菌( 氨氧 化菌和亚硝酸盐氧化菌) 催化完成的两个不同反应， 应该可以分开. 这两类细菌的特 征也有明 显的差异。 对于反硝化菌， 无论是n oz 创还是n 0 3 we -n均可以 作为最终受 氢体， 因 而整个生 物 脱氮过 程可以 通过n h4+ . n -+ n o f -n叶 n z 的 途 径完 成， 人 们把经 此途径进行脱氮的 技术定义为亚硝酸型硝化反 硝化 ( ni trdsi ficatio n -d e 苗 tr i fi c ation， 也 称短程硝化反硝化、 亚硝化反硝化、 半硝化反硝化、 简捷硝化反硝化) 生物脱氮技术。 1 97 5 年， m ” ts 等 16 进 行了 经n 0 2- .途径 处 理 高 浓 度氨 氮 废 水的 研究 ， 发 现了 硝 化 过程中n o f 的累积现象， 并首次提出了短程硝化反硝化生物脱氮的 概念。 19 肠年， s uthe rson 等 门 经小 试 研究证 实了 经n o z ee 途 径 进行生 物 脱 氮的 可 行 性， 同 时t 山 惫和m a v in ie lg 对 推 流式 前 置反 硝 化 活 性 污 泥 脱 氮 系 统 也 进 行了 经n 0 2 一 途 径 生物脱氮的 研究并 取得了 成功。 19 98年， 周 少 奇等19 根 据生 化反 应电 子流 平衡 原理， 从 计量学 角 度研究了以n o z es 作为电 子受体的反硝化过程， 并在垃圾渗滤液处 理过程中 证实了 短程硝化反硝化过程 的存在。 5 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 19 97年， m ul de 产 1 提出了 用s h 再 r o n工艺来处理 城市污水二级处理系统中 污泥 消化上清液和垃圾滤出液等高浓度氨氮废水，可使硝化系统中 1 王 n 仇 的积累达到 1 00%。 但是s h a r o n工艺在实际应用中 仍存在诸多不 足， 因 此， 国内 外众多 研究者 针对亚硝酸型硝化反硝化的工艺做了许多的研究。 一直以 来， 将硝化过程控制在亚硝化阶段的 成功报道并不多。 这是因为， 在硝化 过程中，由于亚硝酸盐氧化菌维持稳态生长所需的最小基质浓度较低， 而基质利用速 率相对较大， 从而自 然界中很难观察到亚硝酸盐显著稳定的积累。 因此， 如何将硝化 反应稳定地控制在亚硝化阶段己 成为近年来废水生物脱氮的一个重要研究方向。 1 蕊2短程硝化反硝化的机理 废水生 物 脱氮 一 般由 硝 化和反硝化两个过程完成. 硝化过程可 分为 两个阶 段【 1 飞 分别由 氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌完成: 第一步是由 氨氧化菌将氨氮转化为亚硝酸盐 氮; 第二步是由 亚硝酸氧化菌将亚硝酸盐氮转化为硝酸盐氮。 这两类菌利用无机碳化 物如c 伪2- 、 h c 0 3 we 和c 仇作碳源， 从n h 3 、 洲犷 或n 0 2 . 的 氧 化反 应中 获得能 量， 两步反 应均需 在 有 氧条 件下 进行， 反应式可表示为 1 1 叹 n 场十+l.5 仇 叶n o f + 场。 十 z h+ n o 歹 十 0. 5 仇 衬n o ， ee ( 1 . 3 . 2 . 1 ) ( 1 . 3 . 2 2 ) 总反应式为: n 氏十+ 2 .0 o 2-， n o ， + hzo + z h+( 1 3 么 3 ) 反硝化是反硝化菌在厌氧条件下， 以n 仇几 刊或n 氏，-n 为电子受体， 以有机碳为 电子供体， 最终转化成蝇或有机氮化物。 反硝化反应式可表示为: 2n0 -+l0 h+ *姚+ 5 姚00 .3.1 4) 对于反 硝化菌， 无论 是n 仇还是 n 伪一 均可作为 最终受 氢体。当 反硝化以n 伪- 作为电 子受体时， 生物脱氮过程称为全程硝化反硝化过程;而当反硝化以n o z 甲 作为 电子受体时， 生物脱氮过程称为短程硝化反硝化过程。 因 此， 短程硝化反硝化的机本 原理就是将硝化过程控制在h n 仇 阶段而终止，阻 止n 仇一 的 进一步硝化，随后直接 进行反硝化，其脱氮途径见以下反应式: n h4+ + 1 ，5 02 衬 n 0 2- + hzo + z h+一 g ( 2 7 8 .4 2 kj)( 1 .3 .2 .5 ) 州。 f + 6 h+、 姚+ 3 h z o( 1 3 2 .6) 因此， 要实现亚硝酸型反硝化脱氮， 就必须设法使废水中的氨氮和有机氮尽可能 只转化为亚硝酸盐氮，避免硝酸盐氮的生成。 1 3 3短程硝化反硝化的影响因素 控制硝化停止在n 0 2 书 阶段是实现亚硝酸型生物脱氮技术的关键，实现亚硝酸 硕士论文 好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 型 硝化的 关 键 在于将n h4干 氧化控制在n 0 2 一 阶段，阻 止n o 厂 的 进一 步 氧化。 因 此， 如何持久地维持较高浓度n 0 2 ee 的积累及影响n 0 2 es 积累的因素也 便成为研究的重点 和 热点所在。 亚硝酸型硝化反应的控制一定程度上取决于对两种硝化菌的控制。 1 3 3 .l溶解氧 溶解氧 ( d o ) 浓度是人们在亚硝酸型硝化工艺中 最为关注的 指标之一。一是研 究亚硝酸型硝化反硝化生物脱氮的目 的本身就是为了 节约能耗， 如果能 在较低的溶解 氧条件下， 获得较高的氨氮去除率， 就意味着可以 节约供氧量; 二是许多 研究已 经表 明， 在较低的溶解氧条件下，可以 获得较高的亚硝酸盐积累。 kei s uk e 等 111 】 的 研 究 结 果 表 明 ， 当 溶 解 氧的 浓 度 低 于0. 5 m 叭 时 ， 反 应 器中 氨 氧 化菌的亚硝化速率并未受到影响。 k e i s uke 根据测出的氨氧化菌的 底物利 用速率指出: 在低溶解氧的情况下， 氨氧化菌产率的成倍提高抵消了 低溶解氧对氨氧化速率降低的 影响， 在此环境下， 亚硝酸盐氧化菌的 产率和氧化亚硝态氮的 速率并未因 溶解氧的降 低而提高， 综合作用的结果导致了反应器中亚硝酸盐氮的积累; 而提高溶解氧的浓度， 将导致亚硝酸氧化菌氧化亚硝酸盐氮的速率提高， 反应器中亦不再出现亚硝酸盐氮的 积累。 王志盈 等l 2 在高 氨浓度下 对生 物流化床内 亚硝化过程的 选择特性 研究过程中 发 现， 在d 。 为0. ，1 0mg 几时， 亚硝酸盐氧 化菌的 硝 化速率 大幅 度降 低， 相对氨 氧化 菌硝化速率的平稳下降， 两者差异较大， 导致系统中亚硝酸盐氮的大量积累。 同时认 为: 由 于溶解氧降 低， 一方面使亚硝酸盐氧化菌因受基质的限 制而速率降 低; 另一方 面表明 氨氧化菌对有限 溶解氧的 竞争力强于亚硝酸盐 氧化菌， 使氨氧化菌增殖和氧化 速率比亚硝酸盐氧化菌高。 因此全程硝化中两类细菌的平衡被打破， 氨氧化菌的活性 远大于亚硝酸盐氧化菌，从而获得了持久稳定的亚硝酸盐氮积累。 l a a n b r o e tll31 的 研究 也 表明 低 溶 解 氧下 亚 硝酸 大量 积累 是由 于 氨 氧 化菌 对 溶解 氧 的亲和力较亚硝酸盐氧化菌强， 亚硝酸盐氧化菌和氨氧化菌与溶解氧之间的关系符合 m o n od增长动力学模式。 与此相反， 有些研究者认为硝化过程是一个好氧的过程， 必须在有氧的条件下才 能进行。 一般认为，要达到完全硝化， 硝化系统中 溶解氧的 浓度应大于 z m 叭 。 b al mellell4i 和h n 梦 1，1 的 研 究中 都 证 实， 溶 解 氧 浓 度的 高 低 对 硝 化 系 统中 亚 硝 态 氮的 积累 没 有决 定 性的 作 用。 丫 娜 9 等 人 根据其实 验研究指出 ， f h( 丘 留h y d r o x y l 田 n i ne， 氨氧化成亚硝态氮时的中间 产物) 才是系统中亚硝态氮积累的主要原因， 在低溶解氧 浓度的情况下，系统中阳 的浓度较高，即使fa 的浓度很低，系统中 亚 硝态氮的浓 度也能 达到 很高的 程度。 b a 】 m e l lel l41 认为， 在其他抑制因 子存在的 前提下， 溶 解氧的 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 浓度对亚硝化过程没有太大的影响。 1 3 ) .2游离氨 废 水中 氨随ph 值不同 分别以 分 子态和离 子态形 式存在。 分子态 游离氨 ( fa) 对 硝化作用有明显的 抑制作用， 硝化杆菌属比 亚硝化单胞菌属更易受到fa 的抑制， fa 会抑制亚硝酸盐氧化为硝酸盐。 一般， 抑制性有机基质对细菌生长速率的影响可以用 andr e w s 方程来描述。 国内 外 报道的 关 于 fa 对硝化、 亚硝化的 抑制浓度范围 很宽。 根据 a 玩 l ing 和 s e 到 断 ed 阴的 报 道， 当fa浓 度 为1 .。 5 .om妙， 对 硝 化 产 生 抑 制 作 用， 而 对 亚 硝 化 反 应不产生影响。为了 得到高的 亚硝化率， 应防止游离氨对氨氧化菌属产生抑制作用， 游离氨浓度应保持足够低， 从而对亚硝酸盐氧化菌起抑制作用而对氨氧化菌不起抑制 作用， 在p h = 5. 5 、 t = 2 0 时， 最 佳游离 氨浓 度为5 .o m 目 毛 ， 当 游离氨浓 度为7- 腼gi l 时，会对亚硝化反应产生抑制作用。 t u r k 和m av i n ie l且 刀 研 究 表 明 ， 间 接 接 触高 含 量fa(5 m 留 l ) 会 造 成 亚 硝 酸 盐 的 积 累， 然而， 亚硝酸盐积累不恒定， 因为硝化菌属对游离氨产生了 适应性. m o 飞c h o n g 发现， 硝化菌属能 适用fa为4 0m留 1的 情况， 而fa在3 万 m 留 毛时， 却产生了 抑制作 用。 f o r d l lsl 的 研究 表明 ， 当fa水 平达 到24 n l 目 1时 ， 硝 化反 应 会 被 完 全 抑 制， 而当 fa 达 到56 m g l时， 系统也 可能 恢复， a a t h o 苗 se nllg 发现，在实验所用反应器中，亚硝酸化被抑制的游离氨限度为 1 份1 5 o m g 毛 。 综 上 所 述， 尽 管 众多国 外 学 者在 游离 氨 对亚 硝酸 化的 抑制 浓度上 得出 的结论不一致， 但有一点是达成共识的， 即亚硝酸盐氧化菌对游离氨的敏感性要高于 氨氧化菌。 要完成亚硝酸型硝化反硝化就是要把游离氨的浓度控制在对亚硝酸盐氧化 菌起到抑制作用， 而对氨氧化菌没 有影响的范围内。 所以，当废水中n h 3 浓度较高、 州 值偏于 碱性时， 易 形成亚硝 酸型 硝化， 在相反的 条 件下， 则 形成硝酸型 硝化的 倾 向很大。 另外氨氮负荷过高时， 在系统进行初期有利于繁殖较快的氨氧化菌增长， 使 亚硝酸产生量大于消耗量而出 现积累。 1 3 3 3p h值 氨 氧 化 菌 对ph值 特 别 敏 感 ， ph值 是 亚 硝 酸 硝 化 的 一 个 决 定 因 素 . 伽访 l an i201研 究了州 值对 氨氧化菌最 大活 性的 影响， 得出 在p h值 约为8 时， 氨氧化菌生长 速率 达 到 最 大 值 ， ph 较 低 时 ， 氨 氧 化 菌 生 长 速 率 急 剧 下 降 。 已 经 报 道 的 最 适州 值 范围 相当 宽: 一般 认为 氨 氧化菌 的 最适p h值为7. 份7. 5 ， 而亚 硝酸盐 氧化菌 在班 值为 7. 补8 . 1 时 活 性最强卿 . 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 但 是 也有 人 122 1认为 氨 氧 化 菌的 最 适ph值 为7. 小8 .5 ， 亚 硝 酸盐 氧 化 菌为6. 0 7 .5 。 还 有 人 网认 为 氨 氧 化 菌 的 最 适四值 为7. 时石 ， 亚 硝 酸 盐 氧 化 菌 的 最 适州值为 7 . 0 83 。 b a lm e l lel l4 、 groeneweg 23 和s h aj 划 m as l24等 人 认 为 ， 硝 化反 应的 适宜ph 值 在 7 5 刁.0之间， 硝 化活 性最高 的ph值在8. 小8. 5 ， ph9名 硝化速率将下降 5 0%，当ph 值低于5. 5 时， 硝化反 应完全停止1251。 最 近 研究 表明 ， 当声值 为7. 4-8. 3 时， 亚 硝 酸 盐 积 累 速 率 达到 很高; n 0 2 洲生 成 速 度 在p h= 8. 0 附 近 达 到 最 大; 而n o j w 生 成 速度 在ph = 7. 0 附 近达到 最 大。 所 以 在混合体系中 氨氧化菌 和亚 硝酸 盐 氧化菌的 最适p h 值分别 在8 和7 附 近。 利 用氨 氧化菌和亚 硝酸盐 氧化菌的 最适声 值的 不同， 控 制混合液中ph 值就能 控制硝化类 型及硝化 产物. 实 验表明， p h7. 4 时 亚 硝酸盐 氮所占 比 率高 于卯% ， 亚硝酸型硝化 要求ph 值必须 控制 在7. 4 诩3 之间， 大多 数学者都认为声值 会影响 溶液中 游离 氨 和游离 亚硝 酸的 浓度， 进而影响亚 硝酸型 硝化的反应 过程. 对于 游离 氨 和游离 亚硝酸的 浓 度与 溶液的ph 值关系分析 通 常 采 用乃 刀 山 。 苗 肥 n 。 ” 和jo anna l2 61 等 学 者 给出 的 平 衡方 程。 1 3 沃4温度 关 于 温度 对亚 硝 化、 硝 化的 影响 的 说 法 很不 一 致。 袁 林 江 等 12n认为 生 物 硝 化反 应 在4 4 5 内均可进行， 适宜温度为2 华3 0 ， 一般低于巧硝化速率降低。1 2-14 活性污泥中亚硝酸盐氧化菌活性受到严重的 抑制， 出 现1 刃 闰 伍积累。 1 5 刁0 范围内， 硝化过程形成的 亚硝酸 可完全 被 氧化成硝酸。 温度超过30 后 又出 现h n o z 积累。 因 此， 控制硝化阶段温度在低温度 (l2-14以 下) 或较高 温度 (30 以 上) 时， 硝 化产物主要是亚硝酸。 国 外一些学者在该方面也 有 一 些研究: b al m e 】 1 。 等1141表明当 温度在1 0 2 0 之间 硝化菌属活性大， 在此条件下， 亚硝酸盐积累很低， 温度对硝化菌属的影响比fa 的 抑制作用大。相反，如果当温度超过 25，硝化反应速率降低，而亚硝化反应速率 增大。 i j 3 .5有机质 活性污泥系统中可生 物降解的 含碳有机物与含氮物质浓度之比， 是影响生物硝化 速率和过程的重要因素。 kei s uke 等人认为 网有机 物对 硝化菌活性的 作 用是 通过影响 活 性污泥系统中 异养 菌的活性来间接地影响硝化菌。 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 1 3 ) .6泥龄 泥龄是表示活性污泥在曝气池内 平均停留 时间， 也反映了 曝气池中 污泥全部更新 一次 需 要的 时间.由 于n 场+- n的 硝 化速率比n 0 2 ee 创的 氧化 速率 快， 所以 氨氧化菌 的世代周期比 亚硝酸盐氧化菌世代周期短。 1 3 ) .7有害物质 亚硝酸盐氧化菌对环境较为敏感， 废水中的酚、 氰及重金属离子等有害物质对亚 硝酸盐氧化过程有明 显的 抑制作用。 相对于氨氧化菌， 亚硝酸盐氧化菌对环境适应性 慢，因而在接触有害物质的初期会受抑制，出 现亚硝酸积累。 硝化反 应控制在亚硝酸化阶段是亚硝酸型脱氮的关键步骤， 虽然很对因素会导致 硝化过程中亚硝酸积累， 但目 前对此现象的理论的 解释还不充分。 各种控制因素之间 都是相互关联的， 如温度、 ph 值、 d o 、 氨浓度等的 变化都会引起氨氧化菌和亚硝酸 盐氧化菌增长速度的 变化。 因此， 应根据废水的 水质特点寻找其主要控制因素， 或者 如何综合考虑各种控制因素， 综合控制硝化过程， 使亚硝酸的积累能长久稳定的维持。 1 34短程硝化反硝化的 优势 短程硝化反硝化脱氮技术与传统的硝化反硝化脱氮技术相比 有很多的优点: ( 1 ) l m o l n 出 + 氧化到n o 2- 需要1 .s mol q， 而 氧 化到n 0 3 - 则需要2. 肠 m o l 仇， 所以 n 叮 只 氧化到n o 厂 就 进 行反硝化脱氮比阳 犷氧化到n o 犷 再 脱氮 要节省氧供应量 2 5 %. (2) 由 于 反硝 化lgn oz几 n需要有机 物( c o d ) 1 .7 29， 而 反 硝化lgn o j 几 n则需要 有 机物 ( c 0 d ) 2. 8 69，因 此短程硝化反 硝化可 节省 所需 碳源约4 0%。 (3) 反应速率的 快慢直接影响废水在反应器内 的 停留时间，是设计反应器容积的重 要参数。 短程硝化反硝化的 速率快于传统的全程硝化反硝化的 速率， 因此， 反应器的 容积可减少，节省了 反应器的占 地面积。 ( 4 ) 短程硝化反硝化的 产泥量少于传统的全程硝化反硝化的产泥量。 1 .4好氧颗粒污泥的 脱氮研究 l 4. 1 好氧颗粒污泥的 研究背景 好氧颗粒污泥技术是在厌氧颗粒污泥技术基础上发展起来的一种新的 微生物自 凝聚固 定化技 术， 过程涉及细胞与 细胞间 的 相互作 用 1291. 这种相 互作 用包 括 物理作用、 化学 作 用及生 物 作用等 13 刃 。 从上个 世纪九 十 年代 初， 研究者开 始了 好 氧颗粒 污泥技术 的 研究工作。 而对好氧颗粒污泥形成机理的 研究始于加世纪90年代末期。 l 0 硕士论文好氧颖粒污泥短程硝化反硝化脱氮 1 991 年s hi nh-s等 131 1和m i s ll im a 等脚 在连 续 好 氧 上 流 污 泥 床 式反 应器中 的 培 养 形成了好氧颗粒污泥。其直径为2 侣iyun ，具有良 好的沉淀性能。 脚 等 人 133 刁 61 对 悬 浮 污 泥 层s b r反 应 器内 好 氧 颗 粒 污 泥 的 产 生 及 其 颗 粒 化 过 程 的机理进行了 探讨， 并对好氧颗粒污泥吸附重金属的生物吸附 模型及吸附动力学进行 了研究。 19 97年， mo卿nr o th 等 人 t3 刀 采 用 污 水 处 理 厂的 活 性 污 泥 为 接 种 污 泥 ， 在s b r 反 应器内 培养出了 好氧颗粒污泥， 污泥颗粒的平均粒径在2. 35imn 左右， 最大可达7 n u 刀 ， 沉速为3 0 月 4 0 m 击。 p eng 等 哪 1在s b r 反 应 器中 ， 以 醋 酸 钠为 碳 源 ， 在 低 溶 解 氧( 0. 私1 0m叭) 情 况 下 形 成具 有良 好生 物 活 性的 好 氧 颗 粒污 泥. b etln 等 国证 实 在sbr 反 应 器中 较短的 水 力停留时间和较大的水流剪切作用有助于形成好氧颗粒污泥， 沉淀时间的选择是影响 好氧颗粒污泥菌群的主要因素，并认为在特定情况下采用s b r反应器进行好氧颗粒 污泥的研究具有独特的优势。 王荣昌 等 阅在 连续流 悬浮载体 生物膜反应器内 发 现了 好氧颗 粒 污泥的 形成， 并 且 描 述了 该 颗 粒 污 泥 的 形 态 和 理 化 特 性 ， 发 现 与 竺 建 荣 141 及m o 铭 t h l3 刀 等 人的 研 究 结果比 较接近。 该颗粒污泥在不同的运行参数下， 对c o d和氨氮有较好的去除效果。 目 前， 研究人员在好氧颗粒污泥培养驯化条件及其污泥理化性状等方面作了 大量 的 研究。 但至今， 有关好氧颗粒污泥的形成过程、 形成条 件、 颗粒化机理以 及好氧颗 粒污泥理化性状等方面的描述差异较大， 尚未能确立统一有效的好养颗粒污泥培养途 径. 此外， 还没有在工业化反应器中培养好氧颗粒污泥的相关报道。因此， 好养颗粒 污泥技术有待进一步深入研究，以早日 实现工业化应用。 l 4 )好氧颗粒污泥的形成机理 迄今为止， 还没有比较全面的理论能够清楚地阐明颗粒污泥的形成机理。 各研究 者根据在颗粒污泥培养过程中观察到的现象提出一些假说， 试图 对颗粒形成过程进行 解释。主要包括以下一些有代表性的假说: l 4 :2 晶核假说 晶核假说认为污泥颗粒化类似于结晶过程， 在晶核基础上微生 物不断富集， 最后 形成颗粒污泥。晶核一般来源于反应器运行过程中产生的无机盐沉淀或者惰性有机 物。 ( 1) 二次核说:有些研究者从宏观角度提出 污泥颗粒化过程: 在适宜的条件下， 会 出现部分颗粒污泥， 随着颗粒的生长， 粒径增大，内部的微生物会因为营养物质供应 不足而逐渐死亡， 导致颗粒破裂。 破裂后的污泥碎片可作为形成颗粒污泥的新的二次 硕士论文好氧颗粒污泥短程硝化反硝化脱氮 核。二次核的产生保证了颗粒污泥的增加。 晶核假说可以 合理地理解为: 在接种污泥中 加入少量的 颗粒污泥可加速颗粒化 进程; 颗粒污泥在不同的生长阶段， 其内部菌体的分布是不一样的。 后一点也可能 是不同研究者 对颗粒污泥内 部菌体观察结果不一致的原因。 晶核假说在描述颗粒污泥的生长周期方面有较大的突破， 但用来说明颗粒污泥的 形成机制还有许多工作要做， 如:晶核的形成条件; 颗粒破碎产生晶核的影响因素; 颗粒在不同阶段的演变特征等。 (2) 分段形成说: 这种学说认为颗粒污泥的形成主要分两个阶段，首先是内 核的形 成， 然后是在内 核的基础上实际 颗粒的生长。 丝