（环境工程专业论文）低碳氮比污水曝气生物滤池短程生物脱氮的试验研究.pdf

摘要 传统硝化反硝化生物脱氮借助于硝化细菌和反硝化细菌将水中的氨氮由 n 山+ 一n 0 2 。一n 0 3 寸n 0 2 。一n 2 途径转化为氮气而去除。短程硝化反硝化生物脱氮是 指将硝化控制在亚硝酸盐阶段，然后直接进入至反硝化阶段，其途径为 n 山+ j n 0 2 。一n 2 。实现短程硝化反硝化的重点是实现亚硝酸盐氮的积累，阻止亚硝酸 盐氮进一步向硝酸盐氮转化。 本课题针对低c n 比污水进行了以曝气生物滤池为反应器实现短程硝化反硝化效 果的试验研究，并考察了影响短程硝化反硝化的各种因素。试验分别考察了曝气生物滤 池在中温和常温条件下系统的启动运行以及短程硝化的实现情况，探讨了温度、运行方 式、溶解氧( d o ) 、游离氨( f a ) 等因素对短程硝化的影响；比较了上向流和下向流 这两种不同流向的一体化曝气生物滤池在氨氮去除、亚硝酸盐氮积累及总氮脱除等方面 的区别并分析原因；研究了单独的浸没式生物滤池实现短程反硝化效果的工艺流程、运 行条件、系统参数等，并寻找到一种经济适当的碳源一一红薯浸泡液，考察了其稳定运 行的方法。 ( 1 ) 较高的温度有利于实现短程硝化，在系统为连续进水，进水氨氮浓度范围为 5 3 1 0 1 m g l ，温度3 3 ，水力停留时间8 h ，好氧缺氧交替分配比例为5 ：3 ，气水比 为2 2 7 时可实现稳定的短程硝化，该运行条件下氨氮去除率大于7 0 ，亚硝酸盐氮积 累率大于9 5 ，系统出现同时硝化反硝化现象，总氮脱除率为6 0 以上。 ( 2 ) 常温条件下通过控制d o 、f a 等因素来实现短程硝化是可行的。在常温条件 下， 订为4 h ，气水比为1 5 ( 此时d o 为3 4 m g l ) ，进水氨氮浓度为5 0 m g l 6 0 m g l 之间时，出现了短程现象，亚硝酸盐氮积累率最高为7 0 0 2 ，此时氨氮去除率为9 0 6 3 。 亚硝酸盐氮积累的出现原因是在d o 、f a 等因素共同作用下导致亚硝酸细菌赢得生长或 和活性上的竞争优势，而硝酸细菌处于劣势。运行一段时间后硝酸细菌能逐渐适应亚 硝化条件，恢复活性，从而使污泥产生适应性，短程现象消失。 ( 3 ) 上向流系统在各方面的表现优于下向流系统，但这与下向流系统运行不稳定 有关。上向流系统在h i 玎为8 h ，气水比为3 ，连续曝气，回流比为1 时可以出现短程 现象，此时氨氮去除率为5 0 左右，亚硝酸盐氮积累率为5 0 以上，但仅维持了6 天 的时间。上向流系统的短程现象也是低气水比以及间歇曝气多种因素共同作用的结果。 下向流系统氨氮去除平均值在6 0 以上，亚硝酸盐氮积累率较低，仅为1 0 3 7 。系统 的反硝化功能没有发挥，总氮去除率较低，上向流系统平均总氮脱除率为3 3 9 7 ，下 向流系统仅为1 3 5 9 。 ( 4 ) 通过静态试验得出红薯浸泡液是一种经济且适合的碳源物质，其释放的c o d 平均浓度能达到2 0 0 0 m g l 以上。连续实验结果表明，采用红薯浸泡液作为反硝化反应 的碳源是可行的，但要调整浸泡的方式与投配的方法。通过这种方式，进水中的总氮、 硝酸盐氮、亚硝酸盐氮及氨氮都得到了有效的去除，其平均去除率分别为8 6 0 6 ， 8 8 2 4 ，8 6 8 3 ，6 2 8 0 ，出水c o d 也能保证在5 0 m g l 以下。在碳源浓度一定的情 况下，t n 中亚硝酸盐氮所占比例的多少会直接影响t n 的脱除效率。 研究得出，曝气生物滤池通过控制温度、d o 、f a 及运行方式等方法可以实现一定 时期的n 0 2 - n 积累，但要建立长期稳定的短程硝化系统还需要进一步的研究。 关键词：低碳氮比污水，曝气生物滤池，短程生物脱氮，亚硝酸盐氮积累，运行方式， 碳源 学位论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下进行的研究工作 所取得的成果。尽我所知，除文中已经特别注明引用的内容和致谢的地方外，本 论文不包含任何其他个人或集体已经发表或撰写过的研究成果。对本文的研究做 出重要贡献的个人和集体，均已在文中以明确方式注明并表示感谢。本人完全意 识到本声明的法律结果由本人承担。 学位论文作者( 本人签名) ：占翱 埘7 月7 日 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解南京林业犬学有关保留、使用学位论文的规定，同 意学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版( 中国科学技术 信息研究所；国家图书馆等) ，允许论文被查阅和借阅本人授权南京林业大学 可以将本学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以汇编和综合 为学校的科技成果，可以采用影印，缩印或扫描等复制手段保存和汇编本学位论 文全部或部分内容。 保密口，在年解密后适用本授权书。本学位论文属于不保密彩 ( 请在以上方框内打名 ”) 学位论文作者( 本人签名) ：占自加占年7 月7 日 指一州l 攀稻舛晰7 月印 致谢 本论文的研究工作和写作是在导师梅翔副教授的悉心指导下完成的，四年来我的每个 足迹都凝结着导师的心血。导师对我思想上、学习工作上的循循善诱和淳淳教诲，以及生 活上对我无微不至的关怀和照顾，使我终生受益。导师丰富的专业知识，严谨的治学态度， 敏锐的思维，对科学孜孜不倦的追求精神，高尚的人格和乐观的人生哲学使我受益无穷， 终身难忘! 他的品格将伴随我的整个人生，成为催我前进、促我自新的动力。三年来，我 每一次实验的成功、每篇论文的发表都倾注了他大量的心血和辛勤的汗水。在此再次向梅 老师致以最崇高的敬意和最诚挚的感谢。 在论文研究期间，得到了许多同学和朋友的无私帮助，使我克服了试验过程中的许多 困难。感谢在试验过程中和我一起共甘苦的谢碉、陈翔、陈德等，还有沙昊、张世峰、蒋 飞、王磊、陈林等师弟、师妹，以及对我的试验提供过帮助的宋建、周富强、孙庆尧、邹 胜男等，谢谢他们曾给予的关心和帮助，能与你们在一起学习共事，我感到非常荣幸和高 兴。 同时，我要把这篇论文特别献给我的父母和我的亲人们。他们对我的包容和支持是我 人生最重要的力量，感谢他们这么多年来默默无尽的付出与支持。也感谢我的好友黄丽君 和夏海霞，在最困难的时候你们一直陪在我身边，给我支持和鼓励。无论是过去、现在还 是将来，你们都是我人生路上最坚强的后盾，你们无私的爱是我永远的温暖。 占晶 2 0 0 8 年七月于南林大 1 绪论 1 1 我国的水污染状况 我国最主要的水污染源是工业和城市污水加上化肥和有机肥的流失【1 1 。根据国家环 保总局公布的“2 0 0 6 年中国环境状况”【2 】，中国河流有机污染普遍，面源污染日渐突出。 主要湖泊富营养化严重。2 0 0 6 年，我国七大水系和国家环境监测网实际监测的7 4 5 个 地表水监测断面中，符合地面水环境质量标准i i i 类，类，、v 类，劣v 类 水质的断面比例分别为2 1 、1 9 、3 2 和2 8 。主要呈现为有机污染，主要污染指标为 高锰酸盐指数、氨氮、石油类、生化需氧量和挥发酚等。我国湖泊和大型水库也普遍受 到氮磷的污染。巢湖、滇池、太湖、洪泽湖己发生了严重富营养化，水体变色发臭，引 起湖泊生态系统的改变。 主要由有机物和氮、磷污染物引起的水体富营养化在水污染中的地位越来越突出， 也越来越多的引起人们的重视【3 。5 1 。 1 2 水体中氮磷的来源及其危害 1 2 1 水体中氮磷的污染源分析 排入水体的氮、磷营养物的来源是多方面的，人类活动导致的水体中氮、磷元素的 迅速增加是水体富营养化的主要原因。主要有以下几个方面： 1 ) 工业和生活污水未经处理直接进入河道或水体。工业废水如食品加工业废水、氮肥 厂合成氨废水、石油炼油工业的焦化废水和炼油废水以及制药废水等，其氮磷的含量非 常高，是重要的氮磷污染源； 2 ) 常规二级污水处理厂出水； 3 ) 面源性的农业污染物( 肥料、农药、动物粪便等) ； 4 ) 城市来源。除了上面己提到的人的粪便工业污水外，目前仍然在大量使用的高磷洗 涤剂是城市社会进入天然水体磷素的重要来源，虽然现在已经提出要尽快发展低磷或无 磷洗涤剂，但在我国太湖地区，最主要的磷污染源之一就是洗涤剂；此外，城市垃圾的 渗滤液、污水处理厂的污泥消化液等高c o d 、n h 。+ - n 、重金属和低可生化性的废水也 是主要的氮磷污染源之一。 1 2 2 氮素对水环境的危害 许多研究证明，除了分子态氮以外，所有氮素循环中间产物积累均会对人类和环 境产生不良影响，详见表卜1 。其中，以氨氮、硝态氮和亚硝态氮的危害最为严重。水 体氮素污染的危害主要有： 生物脱氮具有处理效果好，不存在一次污染，运行稳定、操作简单，经济等优点。因此， 废水脱氮技术在近几年取得了飞速发展，并己在生产实践中运用。 1 3 1 传统生物脱氮原理 传统的生物脱氮方法是指通过微生物的硝化( n i t r i f l c a t i o n ) 和反硝化( d e 砷矗n c a t i o n ) 作用来脱除水体中的氮素污染【8 1 1 】。 硝化作用是指将氨氮氧化为亚硝态氮和硝态氮离子的生物学反应，在好氧条件下， 由亚硝酸细菌( 包括n i t r o s o m o n a s ， n i t r o s o s p i m ，n i t r o s o c o c c u s ，n 证o s o l o b u s ， n i 们s o v i b r i o ) 将n h 4 + - n 氧化为n 0 2 - n ，再由硝酸细菌( 包括n i t r o b a c t e r ，n i t r o s p i n a ， n i t r o s p i m ，n i 仃o c o c c u s 【1 2 】) 将n 0 2 。n 氧化为n 0 3 n ，至今还没有发现能够把氨直接氧 化为硝酸的微生物【13 1 。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，其生理特征如表1 2 【1 4 】，该反 应历程为【1 5 1 7 】 n l l 4 + + 2 0 2 堕丝! 里重专n 0 3 + h 2 0 + 2 h + + ( 3 0 5 4 4 0 k j )( 1 1 ) 其中亚硝酸细菌将氨氮氧化为亚硝酸盐氮，这一过程称为短程硝化，反应式为： m + + 罢0 2 马n 。2 - + h 2 0 + 2 h + + ( 2 4 。3 5 。 ( 1 - 2 ) 硝酸菌将亚硝酸盐氮进一步氧化为硝酸盐氮，这一过程称为硝化反应式为： n 0 2 。+ 0 2 韭马n 0 3 6 5 9 0 k j )( 1 3 ) 表卜2 亚硝酸细菌和硝酸细菌的特征 比较公式( 1 1 ) 和( 1 2 ) 及表1 2 可以得到以下结论： ( 1 ) 短程硝化过程产生的能量( 2 4 0 3 5 0 k j ) 比硝化过程产生的能量( 6 5 9 0 k j ) 多【1 8 】因而前者反应速率较后者快； ( 2 ) 短程硝化过程中产生大量h + ，使系统p h 降低，而硝化过程对系统p h 值无影响； ( 3 ) 短程硝化过程和硝化过程耗氧比为：3 ：1 ； ( 4 ) 亚硝酸菌和硝酸菌的生理特性大致相似，但前者的世代周期短，生长较快，因 此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制后，将出现n 0 2 积累现象。 反硝化作用是指硝态氮( 盐) 、亚硝态氮( 盐) 及其它氮氧化物被用作电子受体而还 原为氮气或氮的其它气态氧化物的生物学反应。这个过程由反硝化细菌( d e n i t r 坶i n g b a c t e r i a ) 完成。该反应历程为l ”。 n 0 3 。+ 5 h ( 有机电子供体) j 丢n 2 + 2 h 2 。+ o h ( 1 3 ) n 0 2 + 3 h ( 有机电子供体) 专三n 2 + h 2 0 + 。h 。 ( 1 4 ) 反硝化菌多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，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 n + 5 和n + 3 作为能量代谢中的电子受体( 被还原) ，o 之作为受氢体生成h 2 0 和o h 。碱度， 有机物作为碳源及电子供体提供能量并得到氧化稳定。 由式( 卜3 ) ，( 卜4 ) 计算，转化1 9 n 0 2 一一n 为n 2 时，需要有机物( 以b o d 表示) 1 7 1 9 ，转化1 9 n 0 3 一一n 为n 2 时，需要有机物( 以b o d 表示) 2 8 6 9 。与此同时产生 3 5 7 9 碱度( 以c a c 0 3 计) 。 上述可知，亚硝酸细菌与硝酸细菌是化能自养菌，硝化反应需在好氧条件下进行； 反硝化细菌是化能异养菌，反硝化反应需在无氧条件下进行。 传统的硝化一反硝化工艺存在以下缺陷： 1 ) 硝化菌群生长较慢，反应器内难以维持较高的生物浓度，造成系统水力停留时间 长，容积负荷率低，基建投资大； 2 ) 硝化过程产酸，反硝化过程产碱，均需酸碱中和，易造成二次污染，这在高氨氮 废水脱氮时表现得更为明显； 3 ) 反硝化反应需要电子供体，特别是对于低c n 比废水，则常需加额外碳源物质， 外加有机碳源会增加运行费用。 4 1 3 2 新型生物脱氮原理及技术 最近，一些新的研究表明自然界中存在着多种新的氮素转化途径。对这些新的氮素 转化途径的研究又导致了多种新型生物脱氮工艺的出现【1 9 】，这些研究有望解决传统生物 脱氮工艺中存在的诸多问题。 1 3 2 1 短程硝化反硝化 传统的硝化一反硝化过程中，氨氮的转化历程为： 4 + 主专n 。2 立竺专n 。，与n o ：与三n 2 很显然，在传统的硝化一反硝化脱氮过程中，在反硝化菌的作用下，反硝化过程既 可以从n 0 3 。开始，也可以从亚硝酸盐n 0 2 。开始。而由n 0 2 。转化为n 0 3 。，然后n 0 3 。再 转化为n 0 2 。的重复转化过程中要消耗更多的溶解氧，在反硝化过程中要消耗的有机碳 源。如果在实际过程中，控制这一转化过程，使全部或大部分n 0 2 。不转化成n 0 3 。，由 n 0 2 。直接反硝化，称此过程为短程硝化一反硝化过程。此过程如得以实现，其意义将是 非常深远的，其转化历程为： m + 与n o ：j 与丢n 2 与传统脱氮过程相比，短程硝化体现出以下优势： 节能：硝化阶段，供氧量2 5 左右，可降低能耗。 节约外加碳源：从n 0 2 。专n 2 要比从n 0 3 一n 2 的反硝化过程中，减少4 0 的有机 碳源。 可以缩短水力停留时间：在高氨环境，n h 4 + 的硝化速率和n 0 2 。的反硝化速率均 比n 0 2 的氧化速率和n 0 3 的反硝化速率快，因此水力停留时间可以缩短，反应器的容 积也相应减小。 可减少剩余污泥排放量：亚硝酸菌表观产率系数为0 0 4 o 1 3 9 v s s g n ，硝酸菌 的表观产率系数o 0 2 0 0 7 9 v s s g n ，n 0 2 。反硝化菌和n 0 3 。反硝化茵的表观产率系数分 别为0 3 4 5 9 v s s g n 和o 7 6 5 9 v s s 僧n ，因此短程硝化反硝化过程在硝化过程中可减少产 泥2 4 3 3 ，在反硝化过程中可少产泥5 0 。 减少投碱量。 以上这些对于焦化、石化、化肥以及垃圾渗滤液等高氨低碳废水的生物脱氮处理具 有重要的意义。 1 3 2 2 同步硝化反硝化 随着检测技术的发展和对微生物生理过程研究的不断深入，研究人员在自然界和污 水处理设施中陆续发现好氧反硝化菌和异养硝化菌的存在【2 0 。2 6 1 。好氧反硝化菌和异养硝 化菌的发现促进了人们对好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化过程的研究。当硝化和反 硝化在同一反应器中同时进行时则称为同时硝化反硝化( s i m u l t a n e o u sn i t r i f i c a t i o n d e n i t r i f i c a t i o n 简称s n d 【2 2 1 ) 。对s n d 工艺而言，由于硝化和反硝化在同一反应器中同 时进行，反硝化产生的o h 。就地中和硝化产生的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，可提高反应效率【2 7 】。 对同时硝化反硝化现象的解释可以分为两大类【2 8 1 ，一类是从微生物的生理学角度来 解释，可称之为生物论；一类是从微生物所处环境的角度来解释，可称之为生境论，其 中生境论还可分为宏观生境论和微观生境论。 生物论的解释源于近年来微生物学家发现好氧反硝化菌和异养硝化菌的存在，如 t k o s p h a e r ap a n t o t r o p h a ，p s e u d o m o n a ss p p 、a 1 c a l i g e n e sf a e c a l i s 等好氧反硝化菌同时也 是异养硝化菌2 9 ，30 1 。r o b e i r t s o n 【3 1 】等人在研究中发现，分子氧和硝态氮都可作为异养硝 化菌的电子受体，异养硝化菌的生长速率在分子氧与硝态氮共存的环境中要高于在这两 种电子受体单一存在的环境。r o b e n s o n 和k u e n e n 【3 2 j 在后续研究中指出，“异养硝化菌 与好氧反硝化反应之间存在着某种联系，而不是为了在这个过程中获得能量。”异养硝 化菌把氨氮氧化成亚硝态氮后又通过反亚硝化作用把亚硝态氮还原成氮气。硝化细菌的 某些种类可以在没有溶解氧的环境中生存，它们可以利用氨作为电子供体，亚硝态氮作 为电子受体进行厌氧反应。b o c k l 3 3 ，3 4 】等还发现，在低溶解氧的环境中，n i t r o s o m o n a s e u r o p a e a 和n i t r o s o m o n a se u t r o p h a 可以同时利用氨氮和分子氧作为电子供体进行硝化和 反硝化反应，随着溶解氧浓度的进一步降低，被利用的亚硝态氮将会增多。 宏观生境论的解释源于反应器中溶解氧浓度分布的不均匀性，而同时存在缺氧区 和好氧区。微观生境论则考虑活性污泥和生物膜的微环境中各种物质( 如d o 、有机物 等) 的传递与变化，各类微生物的代谢活动及其相互作用，以及微环境的物理、化学和 生物条件或状态的改变等。微环境理论认为：由于氧扩散的限制，使得在微生物絮体内 产生d o 梯度，即从外向内，溶解氧浓度逐渐下降( 如图卜1 ) 。在微生物絮体的外表面， 溶解氧浓度较高，等于反应器内混合液的溶解氧浓度；外表面主要以好氧硝化菌为主， 在此发生硝化反应。进入絮体内部，氧传递受阻，并且由于絮体外部氧的大量消耗，使 得在微生物絮体内产生缺氧区，此区内反硝化菌占优势，并进行反硝化反应。因此，微 生物絮体内的缺氧环境是形成同步硝化反硝化的主要原因，而缺氧环境的形成又依赖于 水中溶解氧浓度的大小及生物絮体的结构。因此，控制反应器内溶解氧浓度及微生物的 絮体结构对能否进行同步硝化反硝化及其发生的程度至关重要。 6 主 体 区 皿 m f 加 n 昕 图卜1 生物絮体内d o 和基质分布示意图 y o oh 等研究了s b r 反应器中的s n d 现象，并确定了关键的控制参数，研究了 c o d n 比为5 ：l 和1 0 ：1 两种废水，在最佳条件下，氮的去除率高达9 0 以上，同时 还可以去除9 5 以上的c o d 。高廷耀【3 5 1 对几种不同的生物脱氮工艺中的s n d 现象进行 了试验分析，试验结果表明，影响s n d 的因素有d o 浓度、污泥絮体结构及污泥有机 负荷等。 1 3 2 3o l a n d 工艺 o l a n d ( o x y g e n l i m i t e da u t o 仃o p h i cn i t r i f i c a t i o nd e n i t r i f i c a t i o n ) 工艺是利用普通硝 化污泥在有限氧的条件下，无需外加碳源，利用自养氨氧化细菌一步生化催化、去除富 含氮废水中氨氮的过程。其关键特性是控制溶解氧，保证系统中有微氧的状态和严格缺 氧的环境。利用硝酸菌和氨氧化菌对溶解氧亲和系数的不同，把溶解氧控制到比较低的 状态，使硝化过程仅进行到产生亚硝酸盐的阶段，并使产生的n 0 2 。- n 和剩余的n h 4 + n 对半。在无其它电子供体的情况下，剩余的氨与亚硝酸盐起作用产生氮气。它的主要特 点是半亚硝化与厌氧氨氧化过程在同一个反应器中完成【3 6 ，3 7 1 。 o l 甜。工艺是基于氨氧化菌与a n 锄m o x 细菌能在有限氧的条件下共存和协同工 作。氨氧化菌把氨氧化为n 0 2 。n ，使得d o 很低，而a n a m m o x 细菌则在无氧条件下把 n 0 2 。n 和氨转化为n 2 。实际上这种系统己经在有a n 锄m o x 过程的s b r 反应器中得以 实现，在系统中氧缓慢地通入反应器，实现o l a n d 工艺。 o l 舢岫工艺能在各种反应器中获得成功。旋转生物转盘【3 8 ，3 9 1 、滴滤池【4 0 1 、固定床 【4 1 1 ，s b r 都可实现0 l a n d 运行。 1 9 9 8 年，在k 0 1 l i k o n 的危险废物处置场的处理填埋场渗滤液的处理设施中，采用 旋转生物转盘工艺【3 引，在无碳源的情况下，应用了o l a n d 工艺。原水的氨氮浓度为 1 0 0 4 0 0 m g n l ，水力停留时间为6 2 0 h ，p h 在7 7 3 ，磷投加剂为2 9 m 3 。冬天温度在1 5 7 ，夏天温度2 0 。生物转盘的负荷为3 7 9 n ，m 2 d ，其最大脱氮速率为2 6 9 n ，m 2 d 。 1 3 2 4a n a m m o x 工艺 厌氧氨氧化现象由m u l d e r 等人在1 9 9 5 年首次报导【4 2 1 。他们在一中试厂运行中发现 了一有趣现象：大量氨氮转化为氮气，同时又有相当量的n 0 3 。- n 不知去向。他们认为 反应器中存在如下反应( 式1 5 ) ，并称之为厌氧氨氧化反应。g r a f r 等人( 1 9 9 5 ) 通过同位 素1 5 n 示踪研究表明a n a m m o x 过程中，n 0 2 。n 才是关键的电子受体，厌氧氨氧化的 反应是按式( 1 6 ) 进行的。 3 n 0 3 + 5 m 4 + 一4 n 2 + 9 h 2 0 + 2 旷 n h 4 + 斗n 0 2 。一n 2 + 2 h 2 0 ( 1 - 5 ) ( 1 6 ) 生物学上，式( 1 6 ) 所述反应能为微生物生长提供所需能量，为电子受体，n h 4 + 为电子供体，不需外源有机质的参与。 a n a m m o x 工艺( a n a e r o b i o 触m o n i u mo x i d a t i o n ) 即厌氧氨氧化工艺，是荷兰 d e l f t 大学提出的一种新型生物脱氮工艺，是厌氧氨氧化反应开发的。该工艺的特征是 在严格的厌氧条件( 绝氧) 下，以n 0 2 。为电子受体，将n h 4 + 氧化生成氮气，从而达到完 全脱氮的效果。 厌氧氨氧化菌适宜的温度为中温：p h 值大致在7 8 5 之间( 各种报道的差异较大) ： 反应要求完全隔绝氧气；a n a m m o x 微生物对光敏感，反应器要遮光。a n a m m o x 工艺 的优点：不需消耗有机碳源而达到较好的脱氮效果；a n a m m o x 菌生长速率很慢，泥 龄很长，因此启动耗时长；但剩余污泥量也少。 s t r o u s 【4 3 】在一个颗粒污泥s b r 反应器中，用山+ 、n 0 2 、h c 0 3 。富集了a n a m m o x 细菌。用s b r 反应器可以保留全部的污泥，长的启动时可增长足够的生物团，而采用 颗粒污泥则可以增加反应器中的生物量和有效的污泥停留。实验中得出a n a m m o x 细菌 的倍增时间为l l d ( 一般为3 周) ，产率o 1 1 9 v s s m + n 。最大的比氮消耗速率为 o 8 2 9 n 绝v s s d ，对n h 4 + 和n 0 2 。的亲和度低( k s 5 0 0 m g l ) 。 耿艳楼、钱易掣4 8 】利用短程硝化反硝化工艺处理焦化废水，获得了较高的氮去除率， 9 证明短程硝化反硝化过程处理焦化废水是可行的，且具有去除负荷高，节省反硝化碳源、 反硝化效果好等优点，在好氧反应器中亚硝酸菌为优势菌，并且亚硝酸菌可以在较长的 时间内保持优势。 潘桂珉等人【4 9 】对煤气生产废水的亚硝酸型硝化进行了研究，提出采用亚硝化，可以 满足脱氮对碳源的要求，获得很好的脱氮效果。并提出控制曝气池内p h 值在7 8 之 间，f a 在5 m g l 左右是完全可能的，可获得稳定的亚硝酸型硝化。 王志盈、彭党聪等人【5 0 】采用下向流内循环生物流化床反应器，在高浓度氨条件下， 探讨了亚硝化过程的稳定性，提出保持低浓度溶解氧是可以实现稳定的亚硝酸积累，并 可获得9 0 的氨氮去除率。他们的实验结果还表明，通过高浓度游离氨对硝化菌选择 性抑制所获得的亚硝酸盐积累是不稳定的。 李春杰、顾国维等人【5 1 】采用一体化膜序批式生物反应器( s m s b r ) 处理焦化废水 的过程中获得了稳定、高效的短程硝化作用，并提出短程硝化现象并非由p h 值和氨浓 度或氨负荷所引起，而是由于泥龄太长所产生的微生物代谢产物抑制了硝化反应过程中 的硝酸盐细菌的结果，但是至于何为微生物代谢产物中起决定性作用的物质组分还需进 一步研究确定。 虽然很多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解释还不充 分，认识有所不同，长久稳定地维持n 0 2 积累的途径还有待探索。国内外学者对短程 硝化的研究主要集中在三个方面【5 2 j ： 游离氨抑制造成的n 0 2 。积累； 通过巧妙控制反应器温度和泥龄，淘汰硝酸菌实现n 0 2 。积累( s h a r o n 工艺) ； 降低反应器内的溶解氧浓度实现n 0 2 。积累。 ( 1 ) 选择抑制理论 1 9 8 4 普度大学的a 1 1 e m a n 根据a n t h o n i s e n 的间歇试验结果提出了选择抑制理论 口3 ”】，其核心是根据硝化菌对游离氨的敏感度不同( 硝酸菌的抑制浓度为o 1 1 0 m g l ； 亚硝酸菌的抑制浓度为1 0 1 5 0 m g l ) ，控制混合菌群对游离氨的接触浓度，使其高于 硝酸菌的抑制浓度，低于亚硝酸菌的抑制浓度，则硝酸菌被抑制，亚硝酸菌正常增殖和 氧化，从而获得n 0 2 的积累。为了证明选择抑制，加拿大不列颠大学的m a v i n i c 等【5 5 】 利用4 个完全混合式反应器串联，组成推流式连续活性污泥系统，在第一个反应器中维 持游离氨浓度1 1 0 m g l ，当混合菌群通过第一个反应器时，硝酸菌被抑制，而亚硝酸 菌在其后的反应器中正常工作，证明了选择性抑制在短期内可维持出水 n 0 2 - n 洲0 2 。n + n 0 3 。在5 0 7 0 ，但长期接触( 5 0 天后) ，硝化菌逐渐适应。出水 n 0 2 。n 州0 2 。n + n 0 3 邶在逐渐下降，而且硝酸菌对高浓度游离氨的适应性是不可逆转 的，即使提高游离氨浓度，n 0 2 。n 比率也不增加。其后又采用缩短污泥龄( 从3 3 天缩 1 0 短到6 天) ，效果并不明显。j o a i m a 【5 6 】在试验中通过控制反应器p h 值为8 ，使混合液中 游离氨浓度保持在1 6 m g n h 3 l 同时游离亚硝酸浓度不超过0 0 4 m g h n 0 2 l 的条件下， 实现了短程硝化，并且积累了3 0 0 m g n 0 2 - n l 以上的亚硝酸盐氮，硝化速率大约为 o 0 6 9 n ( g m l s s d ) 。因此，较高的进水氨氮浓度和p h 值是造成游离氨存在的主要原因， 其中p h 值是引起硝酸菌活性抑制的决定因素。f z d p o l a n c o 等【5 7 j 应用上向流生物曝气滤 池研究了亚硝酸盐积累现象，尤其是在没有游离氨抑制条件下，开展了温度、p h 值和 氨氮浓度对亚硝酸盐积累的影响。试验结果表明游离氨抑制效果极大的依赖于反应体系 内的p h 值、温度和氨氮浓度。在相同的比游离氨浓度下，不同的温度、p h 值和氨氮浓 度产生不同的亚硝酸盐积累量。当不存在游离氨抑制、p h 值和温度较低时，高氨浓度 对亚硝酸菌的活性有促进作用，使得系统内产生亚硝酸盐积累。 大量试验结果证明：控制反应器内的游离氨浓度在一定范围( 高于硝酸菌的抑制浓 度，低于亚硝酸菌的抑制浓度) ，可获得亚硝酸积累；硝酸菌对高游离氨浓度具有不可 逆转的适应性造成了亚硝酸积累的不稳定性。游离氨浓度与反应体系内的p h 值、温度 和氨氮浓度有关，其中p h 变化对游离氨浓度的影响最为显著。所以当考虑采用游离氨 抑制实现短程硝化时，在方法上应注意控制反应器内的p h 保持在较高的水平，在工艺 运行时应注意硝酸菌对高游离氨的适应性，采取换泥或其它措施，以维持亚硝酸稳定的 积累。 ( 2 ) s h a r o n 工艺 进入九十年代后，欧洲对氮的排放要求更为严格，特别是许多研究者建议对城市污 水二级处理系统中污泥消化上清液单独处理( 其氮负荷占城市污水总氮负荷的2 0 3 0 ) 。该废水的特点是高氨氮、低碳源，短程硝化一反硝化的研究再次进入高潮，其 中最具代表性的是法国应用科学研究所的c a p d i v i l 、荷兰拉德尔夫特大学的l o o d r i t c h 等【5 7 - 5 9 】在欧共体环境科学技术的支持下分别对n 0 2 在活性污泥、固定床以及三相流化 床的积累途径和可行性进行了研究，特别是m u l d e r 发明s h a r o n 工艺【6 0 】使硝化系统中 n 0 2 的积累可接近1 0 0 ，并且已经应用于荷兰r o t t e r d 锄和u t r e c h 两座城市污水二级 处理厂的消化液单独生物脱氮处理，s h a r o n 工艺【6 1 】的核心是利用高温下( 3 0 3 5 ) ， 亚硝酸菌的最小停留时间小于硝酸菌这一固有特性，控制系统的污泥龄介于硝酸菌和亚 硝酸菌最小停留时间之间，则硝酸菌被自然淘汰，从而维持稳定的亚硝酸积累，证明了 短程硝化一反硝化的可能性。实际上，f d z p o l a n c o 【5 7 】和c 印d i v i l 【5 8 】都曾经就温度对亚硝 酸积累的影响进行过研究，发现升温有利于n 0 2 的积累。 国内对利用高温下硝酸菌和亚硝酸菌的生长速率不同结合排泥实现短程硝化也展 开了一些研究。王淑莹等【6 厶叫通过控制反应器内水温在3 0 3 2 成功实现了短程硝化 反硝化生物脱氮工艺，并在试验中系统考察了温度变化对短程硝化反硝化的影响。结果 表明，温度维持在3 0 得到的短程硝化，当在常温下( 1 9 5 2 3 5 ) 运行5 0 个周期时， 硝化类型发生逆转，由短程硝化完全转化为全程硝化。而后，逐渐升温，硝化类型又逐 渐转变为短程硝化。当温度达到2 8 2 9 时，硝化类型为稳定的亚硝酸型硝化，硝化 反应结束时n 0 2 。n n o x n 平均维持在8 2 2 8 3 5 ，并且得出短程硝化的临界温度 为2 8 2 9 。 蒙爱红等1 6 5 】以自行配制的高氨氮废水为进水，以普通活性污泥为种泥，在温度为 3 5 、c s t r 反应器平均d o 浓度为o 5 2 5m g l 和p h 值为7 0 7 8 的条件下连续运 行，在无污泥回流的情况下从第2 6 天开始出现n 0 2 。n 浓度超过浓度n 0 3 n ，成功实 现短程硝化。从工艺运行第7 3 天开始，出水中检测不出硝酸盐氮浓度，在增加了连续 污泥回流的情况下，反应器出水中仍一直检测不到硝酸盐氮，当进水氨氮容积负荷达 1 2 k 舢+ n ( m 3 d ) 时，氨氮去除率仍保持在9 5 以上。 试验证明，升温有利于亚硝酸盐的积累，只是一般认为对于实际工程并无意义，这 是因为对于水量较大的城市污水和绝大多数工业废水无法达到并维持3 0 3 5 的水温， 升温会加大能耗，提高成本。而m u l d e r 是利用消化池上清液本身温度较高这种特性而 获得试验的成功。但s h a r o n 工艺的n h 4 + n 出水不能达到完全氧化( 主要是污泥龄太 小) ，在冬季仍需加温。另外，对于短程硝化的适宜温度又是众说纷纭，准确的温度范 围还有待进一步探讨。此外，如何在较高的温度下保持长久稳定的亚硝酸盐积累仍是一 个值得研究的问题。 ( 3 ) 溶解氧控制理论 溶解氧是影响硝化过程的重要因素之一，不少研究者对此影响进行了研究，包括混 合菌群( 活性污泥、生物膜) 和纯种菌群，但其出发点大多是考察溶解氧对整个硝化进程 的影响，以及如何提高硝化效率。比利时g e n t 微生物生态实验室研究开发的g l a n d 工艺( 0 x y g e nl i m i t e da u t o t r o p h i cn i 仃i f i c a t i o nd e n i t r i f i c a t i o n ) 的技术关键就是控制溶解 氧浓度，使硝化过程仅进行到氨氧化为亚硝酸盐阶段【1 】。研究表明，g l a n d 工艺就是 利用了硝酸菌和亚硝酸菌动力学特性上的差异，实现了淘汰硝酸菌，使亚硝酸盐大量积 累。h a n a k i 【6 6 】利用恒化器对低浓度溶解氧( 0 5 m g l ) 下亚硝酸菌和硝酸菌的相互作用关系 进行研究，发现出水n 0 2 大量积累，并认为低溶解氧抑制了硝化进程( 抑制了硝酸菌) 。 l a n n b r o e k 等【6 7 j 研究纯种的n i t r o s o m o n a s 和n i t r o b a c t e r 混合菌群( 两者都是污水处理中硝 化污泥中最常见的属) 在低浓度溶解氧下的增殖及氧化规律，发现n 0 2 。大量积累，其原 因主要是1 1 i t r o s o m o n a s 对溶解氧的亲和力优于n i t r o b a c t e r 。但由于低浓度溶解氧下，活 性污泥易解体，因此这一研究结果并未引起重视。r u i z 掣郇j 以人工配制高氨氮废水作 为处理对象进行了溶解氧浓度对短程硝化的影响试验。试验结果表明，当溶解氧浓度从 5 7 m g l 降低到1 7 m g 几时，没有发生短程硝化现象，硝化类型仍属于全程硝化。但是， 当溶解氧浓度降低到1 4 m g l 时，反应系统内开始出现亚硝酸盐积累，并且随着溶解氧 浓度的继续降低，亚硝酸盐积累量逐渐增加，当溶解氧浓度降低至o 7 m g l 时，亚硝酸 1 2 到8 0 、9 1 3 、7 8 。邱立平与杜茂安等开发研制的二段曝气生物滤池试验研究中， 生物反应器对c o d 和s s 的去除率分别达到9 0 和8 5 以上【7 4 1 。 ( 2 ) 氨的硝化去除。通过合理的运行调控，曝气生物滤池可以取得很好的除氨效果， 其硝化效能可以接近1 0 0 。m o n e s s e n 【7 z j 污水厂在去除几乎全部酚、氰化合物的同时也 去除了7 8 的氨。c r o m p h o u t 利用上向流曝气生物滤池处理含氨的富营养化水源水【73 1 ， 在气水比l ：1 ，滤速5 1 8 m l l ，温度1 0 以上的条件下，硝化效率可达1 0 0 ，随着温度 的下降，硝化速率降低。温度为6 5 时，仍可将1 5 m g l 的氨氮在o 4 h 内完全硝化， 并发现滤速对硝化效率没有影响。李汝琪1 7 4 j 在研究中发现用曝气生物滤池处理生活污水 同步硝化效率可达9 1 5 。p u j 0 1 【_ 7 5 】的近期中试结果表明，在温度为2 2 ，n 山+ n 负荷 2 5 k g m 3 d 条件下，曝气生物滤池对氨氮的去除率可达9 0 以上，同时出水中b o d 5 和 s s 分别降至1 0 m g l 和1 6 m g l 以下。p u j o l 认为提高滤速会对硝化有积极的促进作用。 f d z p o l a i l c o 【”】等研究了硝化曝气生物滤池中异养菌和硝化菌的空间分布情况，发现进水 c o d 低于2 0 0 m g l 时不影响硝化效能；当进水c o d 2 0 0 m g l 时，硝化效能将下降： 当c o d n h 4 + n 4 时，生物膜内将出现不同的功能分区；通过测定耗氧速率发现硝化 菌、氨氧化菌及异养菌在反应器中的空间分布与c o d 浓度有关，呈明显的分区分布。 ( 3 ) 反硝化脱氮。在生物膜反应系统中，由于存在着厌氧区，可实现一定程度的反硝 化脱氮。脱氮效率的高低取决于底物条件、传质条件及反硝化细菌的代谢特点。在曝气 生物滤池系统中，反硝化以两种方式进行，即在滤池设置缺氧区或单独设一个不曝气的 反硝化生物滤池，并根据底物供应情况决定是否投加碳源物质。研究表明【7 6 1 ，曝气生物 滤池系统的反硝化效能在较高滤速和负荷下可以接近。p u i 0 1 认为，反硝化最好采用外 加碳源的办法，最佳滤速为1 0 1 5 汕。c h e n l 7 7 j 等研究生物过滤反应器与活性污泥反应 器、流化床的反硝化特性时，发现在不同水力条件下，反应器内微生物种群会发生一定 的变化，但优势种群一杆菌属基本稳定。曝气生物滤池的反硝化功能研究也是热点领域， 在饮用水处理和污水的三级处理中将会发挥巨大的作用。 ( 4 ) 磷的去除。曝气生物滤池对磷的去除主要是通过加入化学除磷剂，再通过反冲洗 排除富磷污泥：或是在一级强化过程中通过化学混凝除磷。由于生物的同化作用、吸附 作用及生物积累作用也会对除磷有所贡献，在脱氮过程中同步除磷机理的研究成果也不 断出现。g o n c a l v e s 【7 8 】等进行曝气生物滤池同步脱氮除磷的研究时发现，进水方式对磷 去除效果没有差异性影响。德国k o l n 【7 9 】的同步硝化除磷曝气生物滤池除磷可达7 0 ， 总磷可降至o 5 m g l 。 总的来说，曝气生物滤池是一种发展较快的新型生物处理技术，具有占地面积小、 出水水质高、投资省、运行灵活方便、易于管理、抗冲击能力强等特点，可用于受污染 水源水预处理、污水的一级和三级处理等。曝气生物滤池技术将污水生物处理与深层过 滤集于一身，充分体现了现代水处理工艺的特点。应用曝气生物滤池技术进行有机物去 除、硝化反硝化、微污染水源水预处理等方面的研究进展较快，但生物膜处理机理、除 磷和反应动力学的研究尚待深入，有关反应器处理机理的理论体系还不完善。曝气生物 滤池是符合我国国情的水处理技术，有很大的应用潜力，应加大力量进行深入研究，推 动该技术的国产化并在水处理中推广应用。 1 - 5 研究的目的与内容 短程硝化反硝化生物脱氮由于其在生物脱氮上独特的优势而受到了广泛的关注。 目前有关短程硝化反硝化的研究主要集中于高浓度含氮废水的处理，并产生了 s h a r o n 工艺，s h a r o n a n a m m o x 联合工艺，o l a n d 工艺等，这些工艺基本都是 先控制氨氧化至亚硝化阶段，然后再由亚硝酸盐直接反硝化，或在厌氧及低氧条件下由 n 0 2 。为电子受体，将氨转化为n 2 。硝化过程中亚硝酸盐积累及其形成条件的控制研究 是该领域的热点。 然而短程硝化反硝化目前还存在许多问题有待于解决【5 2 】： 短程硝化的标志是稳定且较高的亚硝酸积累( 大于5 0 ) ，影响亚硝酸积累的因素 很多，主要有温度、p h 值、氨浓度、d 0 、有害物质及泥龄，但目前对此现象的理论解 释还不充分，认识有所不同，长久稳定地维持亚硝酸积累的途径有待于进一步研究。 短程硝化的本质是利用微生物动力学特性固有的差异而实现两类菌的动态竞争 与选择的结果，但其他菌种对硝化细菌的影响，诸如有机质对短程硝化反硝化的影响机 理，低溶氧下同步硝化反硝化等问题仍有待于进一步的研究和完善。 目前大部分是采用悬浮生长式生物反应系统来作为研究短程硝化的重点，而关 于附着生长式生物反应系统研究还不多，实际上，根据硝化细菌的本身生理特性，附着 式生长系统( 例如曝气生物滤池系统) 的生长环境稳定，更适合硝化菌生长，更有利于 短程的进行。 目前关于短程生物脱氮的研究虽然已取得较大的进展，但大多是将短程硝化与 短程反硝化两个过程分别在两个反应器中进行，并分开来讨论，而关于短程生物脱氮整 体工艺上的研究较少。实际上，硝化过程与反硝化过程若能在一个反应器中实现，不仅 可以节省硝化阶段所需要的碱度，而且还能节约反硝化阶段所需外投加的碳源。 同时，通过对传统完全硝化反硝化和新型短程硝化反硝化等生物脱氮工艺的综述 可知，传统工艺的最大缺点在于需大量消耗碳源【8 0 】( 当废水的c n 2 5 则需外加碳源 才能有效反硝化【8 u ) ，而目前实际应用中废水生物脱氮处理所面临的最大问题也就是碳 源不足瞵2 1 ，供需矛盾比较突出。 本论文所研究的短程硝化反硝化生物脱氮工艺最大的优点正是在于生物脱氮过程 中碳源能够得到节省、并且能节省能耗、反应器容积等，这些能极大地拓展生物脱氮工 艺的应用范围、强化生物脱氮工艺的处理效果、简化处理流程、减少处理占地等，特别 是对于低c n 比的废水而言，短程硝化反硝化工艺的优势更为明显。 因此本论文试验拟处理的废水为低c n 比( c o d t n ) 废水，以曝气生物滤池为主 体反应器，通过实验室试验研究，分析探讨了曝气生物滤池反应器短程硝化反硝化的形 1 6 成机理，考察了温度、气水比、进水氨浓度、运行方式等对短程硝化反硝化的影响规律， 比较了不同流向对一体化曝气生物滤池短程硝化反硝化的影响程度，以期研究探索出一 种基于短程硝化反硝化原理的生物脱氮技术和工艺。此外，单独研究了浸没式生物滤池 短程反硝化的影响因素，同时寻找经济