（环境工程专业论文）间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究.pdf

间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究 s t u d y o nt h ei m p r o v e m e n to fb i o l o g i c a la e r a t e df i l t e rb i o l o g i c a l d e n i t r i f i c a t i o n a bs t r a c t w i t ht h es o c i a lp r o g r e s s ，s e w a g et r e a t m e n ti nc h i n ah a sb e e ns u s t a i n a b l e l yd e v e l o p e d h o w e v e r ，t h ew a t e re n v i r o n m e n ti ss t i l las e r i o u sp r o b l e mo fe u t r o p h i c a t i o n t h e r e f o r e ，t h e s t r e n g t h e n i n go fs e w a g et r e a t m e n t ，c o n t r o lo fn i t r o g e n ，p h o s p h o r u sa n do t h e rn u t r i e n t s d i s c h a r g e di n t ot h ew a t e rt op r e v e n tw a t e rp o l l u t i o ni si m p o r t a n t b i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a l t e c h n o l o g y ，b e c a u s eo ft e c h n i c a la n de c o n o m i ca d v a n t a g e s ，h a sb e e nw i d e s p r e a da p p l i c a t e d a tp r e s e n t ，t h em a j o r i t yo fu r b a ns e w a g et r e a t m e n tp l a n t st or e m o v eo r g a n i cm a t t e ru s i n ga s i m p l et a r g e to ft r a d i t i o n a lc r a f t s h i g ho p e r a t i n gc o s t s ，o p e r a t i o n a li n s t a b i l i t y ，t h et r e a t m e n t e f f e c ti sn o tg o o de n o u g h ，s ot h er e s e a r c ha n dd e v e l o p m e n to fh i g h l ye f f i c i e n ts e w a g e r e m o v a lt e c h n o l o g yn e wt e c h n o l o g yt oi m p r o v et h es e w a g et r e a t m e n t p l a n th a v eb e e n r e s e a r c h e da n dt h ed e n i t r i f i c a t i o ne f f i c i e n c yi se s p e c i a l l yc o n c e r e d t h e e x p e r i m e n tf i r s t l ys t u d yo nb i o l o g i c a ld e c a r b u r i z a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o nt h r o u g ht h e r e a t o r ，t h r o u g hr e g u l a t i n gt h ei n f l u e n ta l k a l i n i t ya e r a t i o nc o n d i t i o n s ，e t c ，t oa c h i e v en i t r i f i c a t i o n r a t ei n c r e a s e dt o8 9 4 9 ，d e n i t r i f i c a t i o nr a t ei n c r e a s e dt o9 7 8 6 ，t nr e m o v a lr a t ei n c r e a s e d t o8 7 4 6 t h r o u g hc o n t r o l i n gt h ec o n d i t i o no ft h er e a t o r ，t h en i t r o s a t i o nb e c o m ed o m i n a t m i c o o r g a n i s m sb a c t e r i a ，a n da c h i e v eo b v i o u sa c c u m u l a t i o no fn i t r i t e a tl a s t ，a c h i e v eas 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 a t i o n t a k ey i e l d i n gt e s tf o rag r o u po fb a fi nd a l i a nm a l a n h ew a s t e w a t e rt r e a t m e n t ，u s i n g i n t e r m i t t e n t ，s t o p p i n ga e r a t i o nf o rag r o u po ft h enp o o lo fb a f ，r e d u i n gd oo ft h en p 0 0 1 t h e s ew i l lt a k ea d v a n t a g eo fd e n i t r i f i c a t i o n t h et e s tt a k e st w os t e p s f r o mo c t o r b e r 5 ，2 0 0 8t oo c t o b e r1 7 ，2 0 0 8i st h ef i r s ts t e p b e c a u s eo ft h ei n f l u e n ti si n s t a b i l i t y ，t h ev a l u eo f b o d 5o f4 4 d a y s ，t h ev a l u eo fs so f3 3 d a y s ，a n dt h ev a l u eo fn h 3 - n m o s t l yd a y sd o n t a c h i e v es t a n d a r d f r o mo c t o b e r2 1 ，2 0 0 8t on o v e n b e r1 4 ，2 0 0 8i st h es e c o n ds t e p b i o - p h y s i c a l s y s t e mi sm o v i n gt o w a r d ss t a b i l i z a t i o nm e n s u a t et h r e ei n d i c a t o ri n c l u d i n gn h 4 + ，n 0 2 。， n 0 3 , a n de x a m i nt h er e m o v a le f f e c to ft n a f t e r4 5d a y sd e b u ga n dr u n ，s t o p p i n gn p o o la e r a t i o ni sf e a s i b l e i nc o n d i t i o no ft h e w a t e rl o a dc h a n g e dal i t t l e ，c n p o o l a e r a t i o na n dt r e a t m e n t c a p a c i t y c a ns a t i f yt h e d e c a r b u r i z a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o nr e q u i r e m e n t a f t e rr u n n i n gt h ec r a r f t ，t h es e w a g et r e a t m e n t s y s t e mf o rn i t r o g e nr e m o v a lr a t ef r o m2 8 4 t o51 9 ，t h ee f f e c ti so b v i o u s h o w e v e r ，t h e t o t a ln i t r o g e no fe f f u e n tw a t e rh a sn o ty e ta c h i e v e dc r i t e r i o n ( 1 2 ) 和8 m g l ( 水温1 2 ) 。在饮用水标准中，则对硝态氮浓度作了限定( g b 5 7 4 9 2 0 0 6 ) 。 面对日益加剧的氮素污染和不断提高的环境质量要求，自然净化已杯水车薪，无济 于事；工程治理则是众望所归，大势所趋。 1 4 生物脱氮工艺的研究现状 自2 0 世纪8 0 年代起，世界各国开始普遍研究利用生物法去除污水中氮和磷等植物 性营养盐的工作。1 9 8 3 年国际水污染控制和研究协会在丹麦哥本哈根举行了第一次关于 氮磷去除的国际会议，这是污水除磷脱氮技术研究和工程应用取得重大进展的标志。进 入2 0 世纪9 0 年代，欧洲各国都制定了各自的法律法规，对于排放的二级出水中的氮、 磷等植物性营养物质都提出了明确的要求。我国也先后颁布了污水综合排放标( g b 8 9 7 8 1 9 9 6 ) ) ) 和城镇污水处理厂污染物排放标准g b l8 9 1 8 - 2 0 0 2 9 ，对于城镇污水厂排 放的污水中氮、磷等提出了更高的要求。 近年来，随着经济社会的不断发展，污水排放量逐年提高。传统的脱氮工艺采用时 间或者空间上的顺序硝化反硝化过程，能够满足较低的出水氮磷要求，但流程长、能耗 高、效率较低。因此，许多生物脱氮的新理论和新工艺被开发出来，尤其是一些基于新 的微生物菌群引入的新工艺。这些新工艺或者能够提高反应效率，或者能够显著的降低 反应能耗。这些新工艺包括同时硝化反硝化( s i m u l t n a o e u sn i a i f i c m i o na n d d e n i t r i f i c a t i o n ，s n d ) i 艺，短程硝化反硝化( 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 ) 工艺，限氧自养 硝化反硝化( o x y g e nl i m i t e da u t o t r 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 ，o l a n d 工艺) ，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 na n a m m o x ) i 艺，c a n o n 工艺( c o m p l e t e l y a u t o t r o p h i cn i t r o g e nr e m o v a lp r o c e s so v e rn i t r i t e ) 及s h a r o n a n a m m o xi 艺等。 大连理工大学专业学位硕士学位论文 1 4 1 同时硝化反硝化 传统理论认为氨氮的去除是通过硝化和反硝化这两个相互独立的过程实现的，由于 对环境条件的要求不同，这两个过程不能同时发生，而只能序列式进行，即硝化反应发 生在好氧条件下，反硝化反应则发生在严格的缺氧或厌氧条件下。 在这种理论指导下，传统的生物脱氮工艺都是将缺氧区( 或厌氧区) 与好氧区分隔开， 如a o 、a 2 o 等工艺；或者是在同一个反应器中，通过时间或空间上的好氧和缺氧的交 替进行来实现氮的去除，如s b r 等工艺。但是近几年的研究表明，硝化和反硝化可在 同一反应器中同时发生，许多实际运行中的曝气池中也常常发现远远超过同化作用可以 产生的总氮损失，这一现象被称为同时硝化反硝化( s n d ) 。虽然s n d 现象最近才引起人 们的广泛关注，但是这一现象却早在上个世纪7 0 年代就被发现了。d e r w s l 8 】在1 9 7 3 年 报道了在迅速切换好氧缺氧环境的o r b a l 氧化沟中的同时硝化反硝化现象。c h a r l e 等人 p j 报道了在氧化沟污水处理厂中的9 1 的总氮去除现象。进入上个世纪9 0 年代以后至 今，除了氧化沟之外【l 们，更多的反应器类型中都相继报道了同时硝化反硝化现象，如气 提式反应器【l l 】，s b r 1 2 , 1 3 】，滴滤池【1 4 1 ，流化床等。 目前，对于s n d 现象的形成原因有很多种解释，归纳起来主要集中于两个方面： 物理学解释和生物学解释。物理学解释认为，s n d 是一种物理现象，是由于曝气方式、 反应器构型等造成的宏观缺氧环境。或者受微生物种群结构、基质分布和生物代谢反应 的不均匀性，以及物质传递变化等因素的相互作用，缺氧( 或厌氧) 段可以在活性污泥菌 胶团内部形成微观缺氧环境。 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，即同时存在缺氧区和 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1 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。 间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究 氪氰 d o 磷移盐 图1 1 微生物絮体内部反应区和基质浓度分布 f i g u r e1 - 2 i l l u s t r a t i o no fr e a c t i o nz o n e sa n ds u b s t r a t ec o n c e n t r a t i o n sw i t h i nab i o l o g i c a lf l o e 图1 1 【1 6 】说明了活性污泥絮体内部缺氧区是如何形成的，即使在液相中的溶解氧浓 度达到相当高的条件下。在接近絮体边缘的部分，存在一定浓度的溶解氧并且发生好氧 反应；在接近絮体中心部分的过程中，溶解氧逐渐被耗尽，这时发生了反硝化反应。b o d 和氨氮浓度在接近絮体中心部分的过程中，随着微生物的好氧作用不断被消耗，浓度不 断降低，氨氮浓度至絮体中心部分浓度的小幅度上升是由于细胞裂解等作用产生的；进 入絮体扩散区后，由于硝化作用，硝态氮浓度不断升高，随着接近絮体中心部分溶解氧 浓度不断降低，硝化作用不断削弱直至停止，反硝化作用不断增强，硝态氮浓度随之降 低。 上述的硝化反硝化反应能够同时发生需要满足三个条件：首先，液相中的溶解氧必 须足够高以达到实现硝化的目的；第二，溶解氧的浓度又不能过高，以满足絮体内部形 成缺氧区的要求；第三，普通异养菌，反硝化菌以及硝化菌都必须存在于系统中。为了 满足以上三点需要，污泥絮体尺寸必须足够大，而且需要提供足够的溶解氧以满足有机 物降解和硝化。 y o o 等【1 7 】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 ：1 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【1 8 】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。 大连理工大学专业学位硕士学位论文 活性污泥絮体是由微生物胞外多聚物结合起来的含有大量细菌的絮凝体。对絮体性 质的研究对于分析微生物活动显得尤为重要。表1 2 t 1 卅提供了前人对于污泥尺寸的研究 数据总结。研究数据表明，污泥絮体的直径由2 0l am 甚至最高达到4 5 0 0l lm ，这种大 幅变化主要是由于检测方法以及取得的絮体种类不同而引起的。 表1 2 典型的活性污泥絮体尺寸 t a b l e1 2 t y p i c a ld i a m e t e r so fa c t i v a t e ds l u d g ef l o e s 对于絮体形状的研究因为絮体类型的差异而得到不同的结论。对于以模型模拟为目 的的研究中，更多的研究者倾向于采用球形结构来模拟污泥絮体。 大量的研究同时表明，不同物质在溶液中的扩散能力也不相同。表1 3 列举了文献 中报道的关于水中不同物质的扩散系数。可以看出，氧气在所列举出的物质中具有最大 的扩散系数。此外，物质扩散能力还受温度和溶液浓度等因素影响。 表1 3 不同物质在水中的扩散性能 t a b l e1 3 d i f f u s i v i t yo fd i f f e r e n tc o n s t i t u e n t si nw a t e r 成分水中扩散系数宰研究者 氧气 1 17 1 3 7m a t s o na n dc h a r a c k l i s ( 19 7 6 ) 1 2 1 】 2 5 p e r r y ( 19 8 4 ) 1 2 2 】 氨氮1 6 4 c u s s l e r ( 1 9 9 7 ) 1 3m a t s o na n dc h a r a c k l i s ( 19 7 6 ) 乙酸1 2 1 c u s s l e r ( 1 9 9 7 ) 0 8 4 c u s s l e r ( 1 9 9 7 ) 甲醇1 6 p e r r y ( 1 9 8 4 ) 硝酸盐 1 4m a t s o na n dc h a r a c k l i s ( 1 9 7 6 ) 扩散系数单位：( 1 0 。5 ) c m 2 s 间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究 h o l l e y 【1 w 开发了测定活性污泥絮体内部溶解氧的方法，来证实是否活性污泥絮体内 部存在推测的缺氧区，并且利用数学模型模拟絮体间溶解氧的分布情况。试验表明，活 性污泥絮体颗粒内部存在好氧区和缺氧区，减小絮体尺寸会削弱絮体内部缺氧区的存 在。模型模拟情况说明，c o d 浓度和絮体尺寸的增长，都会增加絮体内部非好氧区的 分布比例。而d o 浓度的增加则会削弱非好氧区的分布比例。 在采用环形反应沟道、点源曝气或者间歇曝气的反应器内，由于反应器构造、曝气 方式同样可以引起反应器内存在宏观的缺氧区，或者时间上的缺氧段，使同时反硝化成 为可能【2 3 , 2 4 】。当供养速率低于耗氧速率时，即使在曝气状态下，反应器内的溶解氧浓度 仍然很低甚至接近零，这种情况下，同样可以使得同时硝化反硝化能够显著发生【2 5 1 。 关于s n d 的生物学解释认为，s n d 是由于具有特定生化途径的微生物作用引起的。 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 h i o s p h a e r a p a n t o t r o p h a ， p s e u d o m o n a ss p p ，a l c a l i g e n e s f a e c a l 括等好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌【2 6 , 2 7 。 r o b e r t s o n l 2 8 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 r t s o n 和k u e n e n 2 9 1 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 3 0 , 3 1 j 等还发现，在低溶解氧的环境中，n i t r o s o m o n a e u r o p a e a 和n i 护o s o m o n a s e 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。 目前先进的微生物学已在一定范围内展示先前并没有被认识的微生物菌种，其可以 在曝气生物反应池中用来去除氮、磷，如自养氨氧化菌的反硝化作用、异养硝化好氧反 硝化以及聚磷菌的反硝化作用等( 见表1 4 ) 。 大连理工大学专业学位硕士学位论文 表1 4 可能存在于同时营养物去除系统中的新的生化转换过程 t a b l e1 4p o s s i b l eb i o c h e m i c a lc o n v e r s i o n si ns b n rs y s t e m s 同时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 性。与传统的生物脱氮工艺相比，s n d 具有明显的优越性，主要表现在： 1 ) 硝化过程中碱度被消耗，而同步的反硝化过程中产生了碱度，s n d 能有效地保 持反应器中p h 稳定，而且无需外加碳源，考虑到硝化菌最适合的p h 范围很窄，仅为 7 5 8 6 ，因此这一点是很重要的； 2 ) s n d 意味着在同一反应器，相同的操作条件下，硝化、反硝化同时进行，如果 能保证在好氧池中一定效率的反硝化与硝化反应同时进行，那么对于连续运行的s n d 工艺污水处理厂，可以省去缺氧池的费用，或减小其容积。 3 ) 简化的流程。 c c o l l i v i g n a r e l l i 3 6 1 等人在处理量分别为10 0 0 m 3 d 和7 0 0 0 0 m 3 d 的污水处理厂实验 中发现，同传统的后置反硝化系统相比，同时硝化反硝化可以节约2 0 的反应器容积； 可以实现5 0 的能耗节省。g b e r t a n z a l 3 7 】在中试及生产性实验研究中，通过采用溶解氧 和氧化还原电位控制的方法，通过s n d 作用实现了9 0 以上的总氮去除，运行费用大 大降低。同时，由于采用s n d 途径实现总氮去除的系统中，通常需要采用相对较低的 溶解氧浓度，低溶解氧诱发的污泥膨胀问题需要引起注意。 间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究 1 4 2 短程硝化反硝化 通常认为，硝化是由两个阶段完成的，即氨氮氧化首先生成亚硝态氮，参与完成该 反应的是氨氧化菌( a m m o n i u mo x i d i z i n gb a c t e r i a ，a o b ) 、- i f 硝态进一步氧化生成硝态氮， 参与完成该反应的微生物是亚硝酸盐氧化菌( n i t r i t eo x i d i z i n gb a c t e r i a , n o b ) 虽然同属于 好氧自养菌，但是a o b 同n o b 在生理特性等方面却存在很大的差异。短程硝化反硝化 是指在硝化反应过程中，控制硝化进行到亚硝酸盐阶段，而不进一步生成硝酸盐，然后 由亚硝酸盐直接进入反硝化阶段。 图1 2 硝化及反硝化过程代谢路径 f i g u r e1 2 p o s s i b l em e t a b o l i cp a t h w a y sf o rn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r t i c a t i o n 图1 2 反映了生物硝化反硝化过程中的可能的代谢途径。硝化过程中，氨氮首先被 氧化为羟胺( 反应) ，然后进一步氧化为亚硝态氮( 反应、) ，这一步反应是由氨氧 化菌参与完成；而后，亚硝酸被进一步氧化为硝酸盐( 反应) ，这一步反应由亚硝酸盐 氧化菌参与完成。在反硝化阶段，硝酸盐首先被还原为亚硝酸盐( 反应) ，然后进一步 还原为一氧化氮，氧化二氮和氮气( 反应、和) 。如果实现了硝化阶段到达亚硝态 氮后，不经过硝态氮就直接进入反硝化阶段，即图1 2 中的反应和过程省去，则这 种短程的硝化反硝化途径将非常有吸引力：节省硝化阶段的曝气能耗；减少反硝化阶段 的碳源投加；节省反应时间。同硝酸盐相比，以亚硝酸盐开始的反硝化过程反应速率通 常要快1 5 至2 倍i j 8 1 。 利用a o b 同n o b 不同的生理特性，目前已经有很多关于实现短程硝化反硝化的报 道。其中比较典型的是s h a r o n 工艺【3 9 1 。s h a r o n 工艺是荷兰d e l f t 工业大学开发， 通过利用在较高温度条件下( 3 5 ) ，利用两类硝化菌不同的比生长速率，即a o b 相对于 n o b 更快的增值速率，采用较短的污泥龄( 1 天) ，实现对于n o b 的淘洗。基于一个运 行了2 年的1 5 升反应器的运行情况，通过参数计算和模型模拟，一个容积为1 5 0 0 立方 国： 峨吼器舻 一一 一 大连理工大学专业学位硕士学位论文 米的生产性处理厂在荷兰r o t t e r d a m 市的d o k h a v e n 污水处理厂建成。而当进水氨氮浓 度低于1 3 0 m g l 时，亚硝酸盐氧化菌就会在反应器内增长起来。在荷兰的u t r e c h t 污水 处理厂，研究表明在进水氨氮负荷为5 0 0 6 0 0 m g l 时，s h a r o n 过程比较可行。值得 注意的是，s h a r o n 工艺是利用污泥消化液本身温度较高的特点来实现短程硝化，对 于水量较大的城市污水和生活污水不具有广泛的适用性【4 0 】。 近年来，随着高氨氮低碳源污水脱氮问题的日益凸现，围绕具有节能高效特点的短 程脱氮工艺的可行性研究和工程实践又大量出现。在s h a r o n 工艺的启发下，温度通 常是实现短程硝化过程中首先被考虑到的因素。h e l l i n g a 3 9 】等人认为，控制短程硝化的 最佳反应温度为3 0 3 5 ；b a l m e l l e 4 l 】认为，实现亚硝酸型硝化的最佳温度为2 5 ； h y u n g s e o k 4 2 等人研究发现，将温度控制在2 2 , - , 2 7 ，或者至少不能低于1 5 c ，也能实 现亚硝酸型硝化。曾薇1 4 3 j 等人采用两段s b r 法处理有机废水过程中，在3 0 。c 条件下， 实现了短程硝化反硝化。于德爽1 4 4 等人在含盐生活污水短程硝化研究过程中发现，反应 温度在2 5 3 0 。c 可以实现短程硝化，提高温度有利于短程硝化脱氮效率。马军【4 5 】等人在 采用曝气生物滤池的试验中，在2 0 5 2 6 5 条件下也实现了短程硝化反硝化。值得肯定 的是，尽管文献中关于实现短程硝化的温度并不相同，但是在相对较高的温度条件下， 氨氧化菌的比生长速率比亚硝酸盐氧化菌的快，所以较高的温度有利于亚硝酸型硝化反 硝化的形成。 由于较容易操作并且节能明显，控制反应过程中的低溶解氧是目前应用较多的实现 短程硝化的手段。c i u d a d 等人【4 6 j 处理合成废水研究过程中，在氮负荷为1 5 k gn m 3 ，总 停留时间1 0 5 小时条件下，在溶解氧浓度为1 4 m g l 的情况下，实现了7 5 的亚硝酸积 累率和9 5 的氨氮去除率。同时发现，较高的溶解氧会使短程硝化迅速被破坏，而更低 的溶解氧会影响氨氧化，同时使亚硝化率降低。w a n g 等人h 7 】研究了限氧条件下s b r 反应器的短程硝化特性，在氨氮负荷为1 0 0 9 0 0 m g l 条件下，通过控制溶解氧浓度低至 0 5 m g l 实现所有被氧化的氨氮都形成了亚硝态氮；基于氨氮去除和亚硝化率两个角度 综合考虑，认为溶解浓度为1 5 m g l ，p h 值为7 5 和反应温度为3 0 是实现亚硝酸型硝 化的最优条件。r u i z a 等人【4 8 j 研究合成工业废水在硝化阶段，溶解氧浓度在0 5 5 5 m g l 范围内对于亚硝酸盐积累的影响。研究发现在溶解氧为0 7 m g l 时，亚硝酸盐积累率为 6 5 ，而氨氮的去除率达到9 8 以上；当溶解氧低于0 5 m g l 时，在反应结束时氨氮开始 大量出现，当溶解氧达到1 7 m g l 时，硝化产物完全变为硝酸盐。张小玲【4 9 】等发现，利 用完全混合反应器处理进水氨氮浓度为5 0 - 2 6 0 m g l 的合成废水时，当溶解氧浓度控制 在0 2 - 4 ) 3 m g l 条件下，实现了完全混合反应器内的短程硝化，但是系统很快由于污泥 膨胀导致污泥流失而失败。 间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究 控制反应过程中的p h 值也是短程硝化研究过程中的常采用的手段。h e l l i n g a 掣3 9 1 研究s h a r o n 工艺过程中，控制反应器内的p h 值范围为7 。8 ；同时指出，虽然p h 对 于微生物的转化速率影响较大，但是p h 对于化学平衡过程的影响却是决定性的，要远 远大于对于微生物转化速率的影响。b a l m e l l e 4 l 】认为短程硝化的适宜p h 值应大于8 5 。 徐冬梅等1 5 0 j 的实验表明，p h 大于7 4 时亚硝酸盐氮所占比率高于9 0 ；p e n g 等人【5 1 l 在高浓度制药废水处理中，通过在线控制p h 值的变化，稳定实现了高达9 9 以上的亚 硝酸型硝化反硝化，而同时认为同氨氧化细菌相比，亚硝酸盐氧化菌对于游离氨浓度更 加敏感。 此外，研究同时表明，污泥龄【5 2 1 ，游离氨【5 3 】，选择性抑制剂【5 4 】以及游离羟氨浓度 1 5 5 1 ，有机物浓度1 5 6 】等，都是影响亚硝酸盐积累的因素。 值得注意的是，目前关于短程硝化反硝化的研究，已经不再局限于高氨氮浓度废水， 如污泥消化液【5 7 1 ，垃圾渗滤液【5 8 】和各类2 1 2 、1 1 , 废水5 9 1 ；同时对于反应条件，如温度和p h 值等的要求范围不再十分苛刻，而此前的许多研究通常都要结合两种甚至两种以上的条 件，如溶解氧与游离氨，高氨氮浓度与p h 【4 引，低溶解氧与高温【4 7 】等等的协同作用来实 现短程硝化反硝化过程。p e n g 6 0 j 等人研究了在3 0 c 条件下，通过控制溶解氧的方法， 实现了实际生活污水的短程硝化反硝化。y u 等【6 l j 人考察了s b r 反应器在2 5 2 8 条件 下，海水盐度对于生活污水短程硝化反硝化的影响。 同传统脱氮工艺相比，短程硝化反硝化具有很多优势。通过控制硝化过程，使微生 物氧化氨氮生成中间体亚硝态氮，然后利用亚硝态氮进行还原反应生成气态氮。由于亚 硝态氮同时是硝化和反硝化过程的中间产物，因而亚硝态氮途径的短程硝化反硝化过 程，理论上可以实现硝化过程中约2 5 的供氧能耗和反硝化过程中4 0 的碳源需求量 ( 见式1 5 至式1 8 ) ；同时污泥产率大大降低，反应速率加快【3 8 】。这一点尤其是在处 理进水碳氮比较低的污水的过程中更具优势。获得稳定的硝化阶段的亚硝酸盐积累是实 现短程硝化反硝化系统成功的关键。张小玲等【6 2 】在对于短程硝化反硝化进行经济技术分 析过程中认为：当考虑低溶解氧条件下氧的传质速率，同正常的2 0 m g l 全程硝化条件 下溶解氧条件相比，在1 0 m g l 条件下运行的低溶解氧短程硝化系统会节约硝化过程约 3 4 9 的曝气能耗。 朋：+ 2 0 2 n o ；+ h 2 d + 2 h + m ；+ 1 5 0 2 专n o ；+ h 2 d + 2 h + 6 n o ；+ 5 c h 3 0 h + c 0 2 3 n 2 + 6 h c o ；+ 7 h 2 d 6 n o ；+ 3 c h 3 0 h + 3 c 0 2 专3 n 2 + 6 h c 0 3 + 3 h 2 0 全程硝化 ( 1 5 ) 短程硝化 ( 1 6 ) 全程反硝化 ( 1 7 ) 短程反硝化 ( 1 8 ) 大连理工大学专业学位硕士学位论文 短程硝化反硝化工艺目前已经逐渐开始进入工程应用。2 0 0 0 年在采用s h a r o n 工 艺在1 5 0 0 m 3 的反应器的生产性系统中，成功实现了处理污泥消化液短程硝化反硝化的 连续运行的工程实例【6 3 】；2 0 0 3 年，y a n g1 5 3 1 等人在小试以及容积为3 立方米的中试s b r 反应器内都实现了稳定的完全的短程硝化反硝化；丹麦的c p k e l c oa p s 工厂是世界上最 大的果胶和世界第二大精炼角叉胶生产厂，其污水处理厂是丹麦国内最大的工业废水处 理厂，为了实现系统的稳定性并降低能源消耗，该厂采用了短程硝化反硝化脱氮工艺代 替传统硝化反硝化系统，目前该短程脱氮系统已经成功运行了2 5 年畔】，取得了令人满 意的处理效果和良好的经济效益。 1 4 3o l a n d 工艺 o l a n d 工艺【6 5 】是比利时g e n t 微生物生态试验室开发，通过直接对于富集的自养 硝化污泥进行培养，利用这些污泥作为生物触媒来处理富含氨氮的污水，其机理是利用 n i t r o s o m o n c r s 菌系的亚硝酸盐岐化作用【删。o l a n d 工艺的关键是：提供溶解氧来实 现硝化只能进行到亚硝酸盐阶段，然后由于缺少电子供体，只能通过消耗生成的亚硝酸 盐来氧化当量的氨氮( 见式1 9 ，1 1 0 ，总反应为式1 1 1 ) 6 7 】。同传统过程相比，o l a n d 过程可以节省6 2 5 的曝气能耗和1 0 0 的电子供体投加量。但是，目前对于该过程溶 解氧的控制，尤其是连续流混合培养状态下还存在一定的困难【6 8 】，目前文献中尚未见有 成功的工程实践的报道。 埘j + 1 5 q 专n o ；+ h 2 d + 2 h + ( 1 9 ) h ? + n o ；一n 2 + 2 h 2 0 ( 1 1 0 ) 2 n h ；+ 1 5 q 一2 + 3 h 2 0 + 2 h + ( 1 1 1 ) k u a i 6 5 】等人研究了o l a n d 系统中不同氨氮负荷条件下，氨氮降解和总氮去除情 况，采用了p h 和时间双重控制。在容积负荷为o 1 3 9 n h 4 + - n ( l d ) 条件下，2 2 的氨氮 转化为亚硝化氮和硝态氮，3 8 的依然以氨氮形势存在，其他4 0 以氮气的形式被除去。 通过微生物分析发现系统中占主导地位的仍然是氨氧化细菌。氮元素的损失可能是通过 氨氮以亚硝氮为电子受体直接生成氮气；而同羟胺相关的氧化还原酶可能是在该反应过 程中起到了催化作用。 1 4 4 厌氧氨氧化工艺 氨氮的氧化通常被认为是由氨氮化菌在好氧或者限氧条件下作用引起的。然而，氨 氧化菌同样可以以氨氮作为电子供体在缺氧条件下进行反硝化【55 。1 9 9 5 年，m u l d e r 等 人( 6 9 1 在实验室规模的厌氧流化硝化床处理产甲烷反应器出水中，首次发现了厌氧氨氧化 间歇曝气生物滤池生物脱氮技术研究 现象。大量的氨氮在反应器内消失，同时硝酸盐被消耗，氮气产量提高。厌氧氨氧化的 能量储存是来自于氨氮以亚硝酸盐为电子受体的厌氧氧化，过程中不需要提供外加碳 源；二氧化碳是厌氧氨氧化细菌生长的碳源【_ 7 0 】。 厌氧氨氧化能够很好的去除污泥消化液中的氨氮，而固定床或者流化床应器都是很 好的反应器构型 7 0 1 ，气提式反应器也是很好的选择。厌氧氨氧化细菌的比生长速率较低， 同时对于氧气十分敏感，2um 的氧都会使厌氧氨氧化活动完全、可逆地停止【7 1 】。厌氧 氨氧化过程的化学反应方程式如下式1 1 2 所示。 1+132n0彳+066nc0；+013hz v a t4+ 专 1 0 2 2 + o 2 6 庙+ o 0 6 6 西2 哦，o 1 ，+ 2 0 3 2 d 1m 1 。4 5c a n o n 工艺 在存在氨氮和较低浓度有机碳源的情况下，大量的以分子态损失的总氮引起了人们 的注意【7 2 , 7 3 】。自养微生物在低溶解氧条件下的反硝化活动能很好的解释了上述现象。 c a n o n 工艺被定义为途径亚硝酸盐途径的完全自养脱氮系统，能够在较低碳源的情况 下去除污水中的氨氮。该工艺能够在单一反应器内或者是限制曝气的生物膜系统中实 现。该过程是基于短程硝化和厌氧氨氧化过程两个过程。 在限氧条件下( 0 5 气体饱和度) 条件下，好氧氨氧化细菌和厌氧氨氧化细菌的联 合培养可以实现c a n o n 过程。系统的稳定性依赖于n i t r o s o n i o y l c r s l i k e 好氧菌和 p l c r y l c t o m y c e t e 1 i k e 厌氧氨氧化菌的稳定的相互关系【7 4 1 。这些自养微生物能够把氨氮经 过亚硝酸盐途径直接转化为气态氮。这个过程能够在单一自养反应器内实现完全的氨氮 去除，反应式如下( 式1 1 3 ，1 1 4 ) t 1 7 1 】 日：+ 1 5 0 2 专n 0 2 + h 2 0 + 2 h + ( 1 1 3 ) n h ；+ 1 3 n o ；寸1 0 2 n 2 + 0 2 6 n o ；+ 2 h 2 0( 1 1 4 ) 总反应见式( 1 1 5 ) n h ；+ o 8 5 d 2 0 4 3 n 2 + o 1 3 n o ；+ 1 3 h 2 0 + 1 4 h + ( 1 1 5 ) 在悬浮生长的反应器内，0 5 m g l 的溶解氧浓度对于氨氮氧化的影响并不大，但是 亚硝酸盐氧化却被很大程度的抑制【7 5 】。在限氧条件下，亚硝酸盐氧化菌需要同好氧氨氧 化菌争夺氧气，同时同厌氧氨氧化菌争夺亚硝酸盐。游离氨可能是抑制亚硝酸盐氧化菌 的重要因素7 6 ，7 7 1 。实现稳定有效的氨氮转化的氨氮负荷下限值为o 1k g n m 3 d ，在此负 大连理工大学专业学位硕士学位论文 荷下可以实现9 2 的总氮去除。当低于此负荷时，反应的动力学常数就会受到影响，处 理效果下降。 s l i e k e r s 等人【j 7 8 】采用接种厌氧氨氧化污泥，首先在缺氧条件下启动反应器；然后通 过限制供氧使硝化细菌得到富集：通过荧光原位杂交和离线活性检测的方法控制硝化菌 群的富集。结果显示在稳定运行条件下，厌氧氨氧化细菌保持良好的活性，同时反应器 内没有检测到亚硝酸盐氧化菌的存在；微生物的反硝化能力在检测限以下。氨氮有8 5 被转化为氮气，其余1 5 被转化为硝态氮，一氧化二氮的产生量小于0 1 ，系统实现 了自养反硝化转化氨氮生成氮气，所以不需要投加外碳源。 c a n o n 工艺适合处理富含氨氮，进水碳源不足的污水。过程无需投加碳源，同时 总氮的去除在同一个微曝气的反应器内就能完成，大大节约了占地和能量消耗。 1 4 6s h a r o n a n a m m o x 联合工艺 j e t t e m 7 9 等人利用s h a r o n a n a m m o x 联合工艺对污泥消化出水进行了研究。 s h a r o n 反应器总氮负荷为0 8k g m 3 d ，转化5 3 的总氮( 3 9 n 0 2 ，1 4 n 0 3 ) ，用 s h a r o n 反应器的出水作为a n a m m o x 流化床反应器的进水，在限制n 0 2 - 的 a n a m m o x 反应器中n 0 2 全部去除，n h 4 + 剩余下来。试验中n h 4 + - n 的去除率可以达 到8 3 。与传统的生物脱氮工艺相比，s h a r o n a n a m m o x 联合工艺在氧气需要量 和外加碳源上都具有明显优势：传统工艺的氧气需要量为4 6 5 k g0 2 k gn ，需要4 - - - 5 k g c o d k gn ：而联合工艺氧气需要量为1 7 k g0 2 k gn ，几乎不需要外加碳源。在v a n d o n g e n 8 0 】的s h a r o n a n a m m o x 实验过程中，s b r ( a n a m m o x ) 的氮负荷为0 7 5 k g n m 3 d ，反应器活性达0 8 k gn m 3 d ，n 0 2 - n 全被转化，有少量的n h 4 + - n 剩余。理论 上由s h a r o n 出水带来的污泥即使很少积累也会不可避免地影响a n a m m o x 工艺。 但从实际运行来