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s b r 单级好氧法脱氮除磷的研究 摘要 近年来，氮、磷化合物导致水体污染和水质富营养化的现象日益严重。因此， 污水的处理不仅需要从污水中去除c o d ，而且还要脱氮除磷，这就要求一个污水 处理系统具备多种处理功能。 本研究介绍了s b r 单级好氧法脱氮除磷的试验研究，在采用s b r 单级好氧 法处理城市生活污水的脱氮除磷过程中，在低p h 值条件下仍能高效去除n h 4 + - n 。 以模拟城市生活污水为研究对象，比较了s b r 单级好氧法在不同p h 值条件 下( p h = 8 + 0 2 和p h = 6 5 士0 2 ) 对氮转化途径的影响结果表明，运行方式为瞬时 进水一曝气( 4 h ) 一沉淀间歇( 4 h ) _ 瞬时出水，两个反应器n h 4 + - n 进水浓度 为2 5 4 0m g l ，n h 4 + - n 转化率均在8 0 以上p h 为8 + 0 2 的反应器内发生了传 统的硝化作用，部分n h 4 + - n 通过同时硝化反硝化作用去除；p h 为6 5 + 0 2 的反 应器内反应过程中n 0 2 - n 的生成速率近乎为零，n 0 3 - n 的浓度在曝气结束时达 到最高值，也仅为1 6m g l 一，反应过程中n 0 2 。n 、n 0 3 - n 的浓度没有明显积累 而反应器内废水中t i n 的去除量为2 5 7 5m g l ，泥中氮的增长量约为2 2 2 m g l ，略低于废水中氮的去除量，表明废水中的氮大部分转化到了污泥中，这 与传统的脱氮理论有所区别。研究推断，在低p h 条件下n h 4 + - n 的去除主要是通 过微生物超量吸收氮源后通过排除富氮污泥来实现的。 前期研究中发现在以葡萄糖作为唯一碳源的s b r 单级好氧法除磷过程中，进 水后未经过厌氧段而直接曝气，仍能达到良好的除磷效果且整个反应周期中反应 器内的p h a 含量没有明显变化。针对研究出现的异于传统的生物除磷现象，本试 验用葡萄糖和乙酸钠作为碳源对比研究，分析不同碳源对微生物除磷的影响。 以模拟城市生活污水为研究对象，比较了s b r 单级好氧法在以不同基质( r 1 ： 以葡萄糖作为反应的唯一碳源；r 2 ：以醋酸钠作为反应的唯一碳源) 作为碳源对 生物除磷的能源代谢的研究。结果表明，运行方式为瞬时进水_ 曝气( 4 h ) 一沉 淀、静置( 8 h ) _ 瞬时出水，在反应长期运行中，r 1 反应器中好氧曝气段反应 器中单位泥去除磷浓度约为6m g p 。g s s ，r 2 反应器单位泥去除磷浓度约为3 4 4 m g p g s s 一， r 1 反应器的磷去除效率明显高于r 2 反应器。r 1 反应过程中p h a 浓度并没有明显的变化，整个反应周期内都约稳定在1 2 m gg 。左右，在整个曝气 阶段，反应器内糖原浓度在前3 0 m i n 内增长到最大值后逐渐下降；r 2 反应器在 反应前3 0 m i n 中糖原浓度和p h a 浓度都达到了最大值，之后两者浓度均有下降， p h a 的分解产生的能量部分合成糖原使糖原浓度在反应2 h 时再次达到一个峰值， i i 硕十学位论文 直到好氧结束时，微生物体内的糖原浓度仍高于细胞的初始水平。试验推测，r l 反应器中，微生物在曝气阶段主要是靠好氧前期快速合成的糖原作为主要能源物 质，在曝气结束时，体内糖原水平消耗到原始水平，静置期内微生物主要分解体 内的聚磷来维持微生物的生长；r 2 反应器中微生物在好氧阶段主要利用糖原和 p h a ，在静置期内微生物依靠剩余糖原和分解体内聚磷维持细胞生长并部分合成 p h a 。对于本研究中的单级好氧生物除磷机理的试验还有待进一步的研究和探讨。 关键词：脱氮除磷；模拟城市生活污水；s b r ；单级好氧法；p h ；糖原；p h b ；聚磷 i i i s b r 单级好氧法脱氮除磷的研究 a b s t r a c t i nr e c e n ty e a r s ，i ti ss e r i o u si n c r e a s i n g l yt h a tt h en i t r o g e n ，p h o s p h o r u sc o m p o u n d c a u s e st h ep h e n o m e n o no fw a t e rp o l l u t i o na n dw a t e re 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 t r e a t m e n to ft h ew a s t e w a t e rn o to n l yn e e d st or e m o v ec o d ，b u ta l s os t i l ln e e d st ot a k e o f fn i t r o g e na n dp h o s p h o r u sf r o mt h es e w a g e t h i sr e q u i r e saw a s t e w a t e rt r e a t m e n t s y s t e mt op o s s e s sm a n yk i n d so f t r e a t m e n tf u n c t i o n s t h ee x p e r i m e n to fn i t r o g e na n dp h o s p h o r u sr e m o v a li ns i n g l es t a g ea e r o b i c s e q u e n c i n g b a t c hr e a c t o r s y s t e m s w i l lb ei n t r o d u c e di nt h i s p a p e r i n t h i s s y s t e m s ，n i t r o g e nc o u l db er e m o v e da tl o wp hv a l u ee f f i c i e n t l y t h ep e r f o r m a n c eo fn i t r o g e nr e m o v a lw i t has i n g l es t a g ea e r o b i cs b rs y s t e m w a si n v e s t i g a t e di nd i f f e r e n tp hc o n d i t i o n s ( p h = 8 + 0 2a n dp h = 6 5 + 0 2 ) b ys i m u l a t e d m u n i c i p a l w a s t e w a t e r t h e o p e r a t i o n r u nm o d ew a sd e t e r m i n e d t ob e ： i n f l u e n t _ a e r a t i o n ( 4 h ) - - - , s e t t l i n g ( 4 h ) - - e f f l u e n t t h i sr e s u l t ss h o w e dt h a tt h er e m o v a l o fa m m o n i u mn i t r o g e nw a sa v e r a g e do v e r8 0 w h e nt h ea m m o n i an i t r o g e n c o n c e n t r a t i o ni ni n f l u e n tw e r e2 5 4 0m g l i nt w os b r af r a c t i o no fa m m o n i u m n i t r o g e nw a sr e m o v e dv i as 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 na tp hv a l u eo f 8 + 0 2 ；w h i l e ，l i t t l en i t r i t ea n dn i t r a t ew e r eo b s e r v e di ne f f l u e n t ，t h ef o r m a t i o nr a t eo f n 0 2 - nw a sa l m o s tz e r o ，a n dt h em a x i m a lc o n c e n t r a t i o no fn 0 3 - nw a so n l y 1 6 m g l 。1a tp hv a l u eo f6 5 + 0 2 ；b u tt h et i nr e m o v a la m o u n tw a s2 5 7 5m g l ，a n dt h e s l u d g ep r o d u c t i o nw a s2 2 2m g l l , w h i c hw a sl e s st h a nt h et i nr e m o v a la m o u n t i t p r o v e st h a tn i t r o g e nr e m o v a lw a sn o tr e a l i z e db yt r a d i t i o n a ln 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 na p p r o a c h i ti sa c h i e v e db yt h ed i s c h a r g eo fr i c h - n i t r o g e ns l u d g e i no u rp r e v i o u sr e s e a r c ho fs i n g l es t a g ea e r o b i cs b rs y s t e m sw i t hg l u c o s ea sa s o l ec a r b o ns o u r c e ，w a s t e w a t e re n t e rt h ea e r a t i o np h a s ed i r e c t l y , w i t h o u ta n a e r o b i c p h a s e ，w h i c hw a sc o n v e n t i o n a l l yc o n s i d e r e da sak e yp h a s ef o rp h o s p h o r u sr e m o v a l ， b u tap r e d o m i n a n tp h o s p h o r u sr e s u l ts t i l lc a nb ea c h i e v e d ，a n du n c o n s p i c u o u si n c r e a s e o fp h a sw e r eo b s e r v e d t oi n v e s t i g a t et h ep h e n o m e n ao nb i o l o g i c a lp h o s p h o r u s r e m o v a lw h i c ha p p e a r e di nt h i se x p e r i m e n t ，p a r a l l e le x p e r i m e n t sw e r ec o n d u c t e dw i t h b o t hg l u c o s ea n da c e t a t ea sac a r b o ns o u r c ei ns i n g l es t a g ea e r o b i cs b rs y s t e m s t oi n v e s t i g a t et h ee n e r g ys t o r a g e ss u p p l i e df o re x c e s sp h o s p h a t eu p t a k ei na s e q u e n c i n gb a t c hr e a c t o r ( s b r ) w i t hs i n g l e - s t a g e o x i cp r o c e s s ，g l u c o s e ( r1 ) a n d a c e t a t e ( r 2 ) w e r ef e dt ot w os b r sa s t h es o l ec a r b o n s o u r c e ，r e s p e c t i v e l y t h e o p e r a t i o nr u nm o d ew a sd e t e r m i n e d t o b e ：i n f l u e n t - - - a e r a t i o n ( 4 h ) - - - , s e t t l i n g ( 8 h ) i v 一e m u e n t t h ep h o s p h o u r s r e m o v a lr a t eo fr 1w h i c hw a sa b o u t6m g p g s s w a s h i g h e r t h a nr 2w h i c hw a sa b o u t3 4 - 4m g p g s s r 1 r e a c t o rs h o w e dm u c hl o w e r t r a n s f o m a t i o n so fp h a s w h i c hw e r ec o n v e n t i o n a l l y c o n s i d e r e da st h ek e y i n t r a c e l l u l a rs t o r a g e so fe 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 ，t h ec o n c e n t r a t i o n w a sa b o u t1 2 t u gg 1 i n s t e a d ，t h e ys h o w e dam u c hh i g h e rt r a n s f o r m a t i o no fg l y c o g e n b u tt h e r ew e r eh i g h e rt r a n s f o r m a t i o no fp h a s a n dg l y c o g e nw h i c hw e r et h ep r i m a r y e n e r vs o u r c ei nr 2 ，a n dt h ec o n c e n t r a t i o no fg l y c o g e nw a s s t i l lh i g h e rt h a nr e a c t l o n b e f o r eu n t i lt h ee n do fr e a c t i o n i t i ss u g g e s tt h a tg l y c o g e ns y n t h e s i z e da t t h ef i r s t 30 m i nw a st h ep r i m a r ye n e r ys o u r c ei na e r o b i cs t a g e ，a n da t p p r o v i d e df o rp o l y 。pm i d l es t a g e ；b u tt h ep r i m a r ye n e r ys o u r c ei n a e r o b i cs t a g ew e r eb o t hg l y c o g e na n d p h a si nr 2 ，t h er e s to fg l y c o g e na n dp o l y pc o u l ds t i l lp r o v i d e df o r i d l es t a g e k e yw 。r d s ：s b r ；n i t r o g e n a n dp h o s p h 。r u sr e m 。v a l ；s i r e u l a t e d m u i l i c i p a l w a s t e w a t e r ；s i n g l e s t a g ea e r o b i c ；p h ；g l y c o g e n ：p h b ；p o l y 。p h o s p h a t e v s b r 单级好氧法脱氮除磷的研究 插图索引 图2 1 传统生物脱氮原理5 图2 2 厌氧氨氧化途径l5 图2 3 运行模式1 7 图2 4 生物除磷工艺原理1 9 图2 5c f s 工艺流程图2 8 图2 6d e p h a n o x 工艺流程图2 9 图5 1 实验反应装置3 8 图5 2r l 反应器n h 4 + - n 浓度变化及转化率3 9 图5 3r 2 反应器n h 4 + - n 浓度变化及转化率3 9 图5 4r l 反应器周期内多个参数浓度的变化4 0 图5 5r 2 反应器周期内多个参数浓度的变化4 0 图5 6r 1 反应器周期内t i n 浓度、泥相中总氮浓度、m l s s 的变化4 3 图5 7r 2 反应器周期内t i n 浓度、泥相中总氮浓度、m l s s 的变化4 3 图6 1 试验装置示意图4 8 图6 2r 1 反应器长期运行中废水总磷的变化4 9 图6 3r 2 反应器长期运行中废水总磷的变化4 9 图6 4r 1 反应器典型周期内各参数变化一5 0 图6 5r 2 反应器典型周期内各参数变化5 0 v i l l 硕i ：学位论文 附表索引 表5 1 进水组分3 8 表6 1 人工模拟废水组成一4 8 表6 2r 1 和r 2 反应器不同时间m l s s 、m l v s s 比较5 2 i x 湖南大学 学位论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的论文是本人在导师的指导下独立进行研究所取 得的研究成果。除了文中特别加以标注引用的内容外，本论文不包含任何 其他个人或集体已经发表或撰写的成果作品。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标明。本人完全意识到本声明的法 律后果由本人承担。 作者签名： 司嘲 日期：弘略年侈月产日 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解学校有关保留、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，允许论文被 查阅和借阅。本人授权湖南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，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存和汇编 本学位论文。 本学位论文属于 l 、保密口，在年解密后适用本授权书。 2 、不保密团。 ( 请在以上相应方框内打“妒) 作者签名： 导师签名： 日期：办豸年l 月中日 日期：钟朋甲日 替呵 匿 亿、引李 硕上学位论文 1 1 水环境的污染现状 第1 章绪论 水是生命之源，是社会经济发展和人们生活必不可少的条件。然而，随着全 球经济和人口的增长，人类对水的需求量逐日增加，导致水资源日趋紧缺：另一方 面，长期以来传统发展模式对有限水资源的不合理利用及大量未经达标处理废水 的肆意排放，又造成了严重的水体污染和经济损失。水不仅成为现代社会和经济 发展的制约因素，同时也己成为国际、国内争端的祸源。 1 1 1 氮磷与水体富营养化 长期以来城市废水的处理均是以去除b o d 和s s 为主要目标，并不考虑对氮、 磷等无机营养物质的去除，然而随着废水排放总量的增加及化肥、合成洗涤剂及 农药的广泛使用，污水中氮、磷含量的增加对环境所造成的影响己引起了人们的 广泛重视，最为突出的是水体( 特别是封闭水体) 的富营养化( e u t r o p h i c a t i o n ) 现象 【1 2 1 。地表水的富营养化现象在世界各地日趋严重，美国马里兰州近海水域多次 发生以铜绿微囊藻为优势的水华，我国珠江沿海、厦门沿海、长江口近沿海水域 及渤海湾等均多次发生腰鞭毛目藻类过度繁殖而引起的赤潮【3 j ，此外我国的湖泊 富营养化已非常严重且发展迅速，据调查结果显示，在2 0 世纪8 0 年代的十年间， 富营养状态湖泊所占面积的比例从5 剧增至u 5 5 t 4 1 。水体富营养化已成为人类所 面临的严重的水环问题之一，其带来了不容忽视的经济和健康危害。导致水体 富营养化的主要原因是过量的氮和磷。水体富营养化是指水中含有丰富的氮磷营 养物质，导致藻类以及依靠藻类生长的其它生物迅速生长，耗尽水中的溶解氧， 从而使水体变质，这是一种生态系统的污染现象。 水体富营养化不仅造成了经济损失，对水体的主要危害有：藻类过度繁殖， 水体含氧急剧下降，导致鱼类、贝壳等水族动物因缺氧死亡，同时抑制了这些生 物的繁殖；恶化水源水质，增加了水处理的难度和成本；恶化水体感官，降低 水体美学价值。湖泊、水库、内海、河口等水流缓慢的水体适合于氮磷之类植物 营养素的积累，一般认为：当水体中含磷量高于0 0 1m g l 、含氮量高于0 。3m g l 。 时藻类生长迅速，即形成富营养化【5j 。有研究表明：向水体中排放lg 磷可导致 9 5 0 9 ( q ：重) 藻类生长【6 】，在藻类及水生植物的干重中，氮含量为5 - - - 8 ，磷含量 为0 3 - - - 0 5 t 7j 氮磷营养物质同为造成水体富营养化的主要化合物，但由于不同 水体所含氮和磷的浓度不同，有研究认为可通过氮和磷的比值来确定该水体的限 制因子：当水体中n ：p 小于7 时，氮是限制因子；n ：p 大于7 ，则磷是限制因子；n ：p s b r 同步脱氮除磷的研究 接近7 ，则二者同为限制因子。但通常认为磷是最关键因素，在美国就有7 0 的湖 泊、水库是以磷作为藻类生长的限制因素的。显然，为了有效地控制水体富营养 化，就必须有效地控制水体中的氮、磷含量，特别是磷含量。降低废水中的氮、 磷含量已成为现代废水处理技术的一项重要课题，也是近加年来废水处理领域的 一个难点热点。 1 1 2 水污染防治的意义 防止水体污染的最基本措旌是对污染源进行治理，控制污染物的排放量。水 体富营养化问题的尖锐化迫使许多国家和地区制定了严格的氮磷排放标准，例如： 荷兰等国规定污水处理厂处理后的水中总氮小- 于1 0 m g l 一，总磷小于lm g l 一，并 要求没采用脱氮除磷工艺的污水处理厂限期升级达到除氮除磷要求【8 】。德国要求 到1 9 9 5 年8 5 的污水处理厂要达到三级处理标准外，还要求到1 9 9 9 年污水厂出水 每2 h 取样的混合水样中至少有8 0 满足总无机氮簇5m g 1 。1 的要求【9 】，否则就需交 纳排污费；我国现行的污水排放标准( g b 8 9 7 8 1 9 9 6 ) 规定磷的一级和二级排放标准 分别为0 5m g l 1 和1 0 m g l d 以下f l0 1 ；上个世纪7 0 年代有些国家甚至颁布了限磷、 禁磷的法律，如瑞士在1 9 8 6 年通过立法成为世界上第一个在洗衣粉中禁磷的国家： 1 9 9 5 年欧共体城市污水导则明确规定了废水中磷的排放量。这些标准的实施对于 控制水体污染、减缓水体富营养化起到了重要的作用。处理废水，要在去除有机 污染物的同时去除氮磷等营养物质，只有这样才能使水体免受污染，改善水环境。 2 硕十学位论文 第2 章废水脱氮除磷理论及意义 2 1 脱氮理论与工艺 废水中氮的去除方法有物理法【1 、化学法和生物法三种。 2 1 1 废水物化法脱氮 2 1 1 1 空气吹脱法 该法是利用废水中所含氨氮的实际浓度和平衡浓度之间存在的差异，在碱性 条件下用空气吹脱，使废水中的氨氮不断的由液相转移到气相中，从而达到从废 水中去除氨氮的目的。废水中，n h 4 + 和n h 3 存在以下平衡关系： n h 3 + h 2 0 付u n ；+ o h 一 ( 2 1 ) 这一平衡受p h 值的影响，当p h 值升高，平衡向左移动，游离氨所占的比例增大。 当p h 值为7 时，氨多以n h 4 + 的状态存在，而当p h 值为1 1 左右时，n h 3 大致在 9 0 以上。游离氨易于从水中逸出，如加以曝气吹脱的物理作用，并使水的p h 值升高，则可促使氨从水中逸出。该过程受温度影响较大，随温度的降低，为达 到同样处理效果所需的空气量迅速增加。该法去除氨氮工艺的主要问题如下： 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，氨吹脱塔无法进行。 进入吹脱塔的污水p h 值高尔不稳定，极易在填料表面生成碳酸钙沉淀，从而 降低吹脱效率。 不能处理硝态氮。 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。 2 1 1 2 折点加氯法 折点加氯法去除氨氮是将氯气或次氯酸钠投入污水，将废水中的氨氮氧化成 n 2 的化学脱氮工艺。当氯气投加到水中时，通常发生水解反应生成次氯酸和次氯 酸盐： c 1 2 + h 2 0 - h o c i + h + + c 1 +( 2 2 ) h o c l h + + o c l ( 2 3 ) p h 值直接影响着氯水中h o c l 和o c l 的相对比例。当p h 值为7 5 时， h o c i o c i = 0 5 ，当p h 值增加时，o c i 。的浓度增加，h o c i 的浓度减小。 折点加氯法可以使出水氨氮浓度控制在0 1m g l 1 之内，可以作为一个单独得 脱氮工艺来采用，也可以对生物脱氮工艺出水进行深度处理，从而进一步去除废 s b r 同步脱氮除磷的研究 水中的氮素。折点氯化脱氮反应迅速，设备费用低：但液氯的安全使用和储存要 求高，运行中加氯量大，从而运行管理成本高。此法不太适合大流量高浓度含氮 废水的处理。 2 1 1 3 化学沉淀法 化学沉淀法是通过投加m g ”和p 0 4 弘，使之与废水中的氨氮生成难溶的复盐 m g n h 4 p 0 4 6 h 2 0 沉淀物，从而达到净化废水中n h 4 + - n 的目的。该法可以处理各 种浓度的氨氮废水，尤其适用于高浓度的氨氮废水的处理。当某些高浓度的氨氮 废水中含有大量对微生物有害的物质而不宜采用生化法处理时，可考虑采用该法。 该处理法的优点是脱氮效率高，工艺比较简单，但是沉淀剂的加药量大，运行成 本相对较高。 2 1 1 4 选择性离子交换法 离子交换是指在固体颗粒和液体之间的界面上发生的离子交换过程，一般指 水溶液通过树脂时所发生的固一液界面离子相互交换的过程。离子交换是可逆的， 其推动力靠离子间的浓度差和交换剂上的功能基对离子的亲合能力。用离子交换 法去除氨氮时，常用天然的离子交换剂，如沸石等。与合成树脂相比，天然离子 交换剂价格便宜且可用石灰再生。采用合成树脂，预处理工序和再生系统均较复 杂，且树脂寿命短，应用上受到一定的限制，因此找到一种对氨氮废水交换选择 性效果特佳的树脂是关键所在。 2 1 2 废水生物脱氮理论及技术 水体中的氮一般以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮四种形式存在，主 要是有机氮和氨氮，其分布与水体特性有关。河流和湖泊等地表水中，氨氮含量 一般只有0 0 5 0 1m g l 一。水域中硝酸盐氮的含量通常较低，一般不高于10 m g l ，亚硝酸盐氮极少超过1m g l 一。在地表水中，有机氮的含量约占可溶性氮 总量的5 0 7 5 ，大部分是以蛋白质、肽和游离氨基酸中的氨基团的形式存在i 他】。 水体若被废水严重污染，氮的含量则会较高。近2 0 年来，废水脱氮技术得到了较 快地发展，许多研究者提出了一系列的脱氮工艺，并在实际中得到应用，有关废 水脱氮的理论日趋成熟。 废水传统生物脱氮的基本原理i l3 】是在传统二级生物处理过程中，污水中的含 氮有机物首先被异养型微生物转化为氨氮，然后在好氧( o x i c ) 条件下，通过好 氧的自养型硝化和亚硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐氮或硝酸盐 氮，最后在缺氧( a n o x i c ) 条件下，利用反硝化细菌( 脱氮菌) 将亚硝酸盐和硝 酸盐转化为氮气从废水中逸出，从而达到从废水中脱氮的目的。 2 1 2 1 硝化反应 4 硕上学位论文 异养性细菌亚硝酸菌l 硝酸菌 j 签l 图2 1 传统生物脱氮原理 根据已有的研究表明，氨氮化细菌对氨氮的转化过程为： n h ，竺兰竺兰n h 2 0 兰竺兰竺，( n o h _ 兰竺兰兰n 0 2 ( 2 4 ) 在整个氨氮的转化过程中，氨的羟化相对比较困难，但它一旦被转化为羟胺 就很容易被迸一步氧化，参与羟胺氧化为亚硝酸反应的酶是羟胺氧化酶，其过程 的各步反应式如下： 氨转化为羟胺：n h 3 + 0 2 + 2 h 堑兰塑篁堕 - n h 2 0 h + h 2 0 羟胺氧化为亚硝酸：e + n h 2 0 h - e - n o + + 3 h + + 4 e e - n o + + h 2 0 - e + n 0 2 + 2 h + n h 2 0 h + h 2 0 - n 0 2 + 5h + + 4 e 。 ( 2 5 ) s b r 同步脱氮除磷的研究 在亚硝酸氧化为硝酸的过程中，目前以有的实验尚未检出有中间产物，一般 认为该过程是一步完成的，而结合进硝酸的氧来自于水。 2 1 2 2 反硝化反应 反硝化细菌是所有能以n 0 3 为最终电子受体，将h n 0 3 还原为n 2 的细菌总 称，根据现有的研究结果显示，细菌的反硝化过程基本可表示为： n 0 3 ! 竺兰! n 0 2 。三! 竺兰! ：n o = ! ! 兰譬n 2 0 竺! 兰竺! 一2 ( 2 6 ) 由n 0 3 还原成n 0 2 的过程在细胞膜中进行，其他三个过程都在周质中进行。 一般条件下反硝化细菌都是利用氧气作为电子受体，而在氧含量很低或缺氧的条 件下，能利用硝酸盐及亚硝酸盐中的氧进行呼吸，并最终释放n 2 。大多数反硝化 细菌是异养型兼性厌氧细菌，能利用各种各样的有机基质作为反硝化过程中的电 子供体，包括：碳水化合物、有机酸类、醇类以及烷烃类、苯酸盐类和其他苯衍 生物这些化合物。这些有机化合物在废水处理中显得特别重要：如果废水中存在 可作为电子给体的有机物，则可大幅度降低氧的消耗；如果废水中没有足够用于 反硝化的有机物，则需要另外投加有机物，如甲醇。在反硝化过程中，其电子传 递体系比好氧呼吸短，同时伴随着脱氢酶、脱羧酶、硝酸还原酶及细胞色素b 等 参加。 2 1 3 生物脱氮的影响因素 2 1 3 1 酸碱度( p h 值) 。 酸碱度是影响废水生物脱氮工艺运行的重要因素之一。大量研究表明，氨氧 化菌和亚硝酸盐氧化茵的适宜p h 值分别为7 0 8 5 和6 0 7 5 ，当p h 值低于6 0 或高于9 6 时，硝化反应停止。一些研究表明，消化细菌经过一段时间驯化后， 硝化反应可在低p h 值( 如p h = 5 5 ) 条件下进行，但突然降低p h 值，则会使硝 化反应速度快速下降；当p h 值升高后，硝化反应速度又会恢复。m c c a r t y 等人 的研究表明，要使硝化反应得p h 值由7 0 降到6 o ，约需要驯化l0 天左右。h u l t m a n 建议用式( 2 7 ) 来表示p h 值对氨氧化菌的比增长速率的影响： 1 = 雨丽紊确 ( 2 一) 其中，m a x 表示在p h 值= 8 0 8 4 时，氨氧化菌的最大比增长速率。 反硝化菌最适宜的p h 值是7 0 8 5 ，在这个p h 值得条件下反硝化速率最高， 当p h 值高于8 5 或低于6 0 时，反硝化速率将明显降低。 2 1 3 2 温度( t ) 硝化反应适宜温度范围为3 0 3 5 ，在5 3 5 范围内，反应速度随温度升高 而加快。当温度小于5 时，硝化菌完全停止活动；在同时去除c o d 和硝化反应 6 硕士学位论文 得体系中，温度小于1 5 时，硝化反应速度会迅速降低，对硝酸茵的抑制就更加 强烈。 反硝化反应得适宜温度是l5 3 0 ，当温度低于1 0 时，反硝化作用停止；当 温度高于3 0 时，反硝化速率也开始下降。 2 1 3 3 溶解氧( d o ) 在好氧条件下硝化反应才能进行，溶解氧浓度不仅影响硝化反应速率，而且 影响其代谢产物。为满足正常的硝化反应，在活性污泥中，溶解氧的浓度至少要 有2m g l ，一般应在2 - 3m g l ，生物膜法则应大于3m g l 一。当溶解氧的浓度 低于0 5 0 7m g l 。1 l 时，硝化反应过程将受到限制。 传统反硝化过程需在较为严格的缺氧条件下进行，因为氧会同n 0 3 - n 竞争 电子供体，且会抑制微生物对硝酸盐还原酶的合成及其活性。研究表明，要获得 较好的反硝化效果，对于活性污泥系统，反硝化过程中混合液的溶解氧浓度应控 制在o 5m g l 。以下：对于生物膜系统，溶解氧需保持在1 5m g l q 以下。 2 1 3 ，4 碳氮比( c n ) 在脱氮过程中，c n 将影响活性污泥中硝化细菌所占的比例。因硝化菌为自 养微生物，代谢过程中不许有机质，所以污水中b o d 5 t k n 越小，即b o d 5 浓度 越低硝化菌所占比例越大，硝化反应越易进行。氨氮是硝化作用的主要基质，应 保持一定的浓度。但氨氮浓度超过1 0 0 2 0 0m g l 。1 时，会对硝化反应起抑制作用， 其抑制程度随着氨氮浓度的增加而增大。反硝化过程需要足够的有机碳源，但是 碳源种类不同意会影响反硝化速率。反硝化碳源可以分为三类：第一类是易于生 物降解的溶解性有机物，如甲醇、乙醇和葡萄糖等：第二类是可生物降解的有机 物，如淀粉、蛋白质等；第三类是细胞物质，细菌利用细胞成分进行内援反硝化。 在反硝化过程中，第一类有机物作为碳源的反应速率最快，第二类次之，第三类 最慢。 2 1 3 5 污泥龄( s r t ) 污泥龄( 生物固体停留时间，s r t ) 是废水硝化管理的重要控制指标。为了使 硝化菌菌群么美国在连续流的系统中生存下来，系统的s r t 必须大于自养型硝化 菌的比生长速率。否则，泥龄过短会导致硝化菌的流失及硝化速率的降低。污泥 龄一般控制在3 5 d 以上，最高可达1 0 1 5 d 污泥龄较长可增加微生物的硝化能力， 减轻有毒物质的抑制作用，但也会降低污泥的活性。 2 1 3 6 抑制性物质 某些有机物和一些重金属、氰化物、硫及衍生物、游离氨等有毒有害物质在 7 s b r 同步脱氮除磷的研究 达到一定浓度时会抑制硝化反应的进行。而反硝化反应与硝化过程比较，抑制物 质对反硝化影响相对较小。有机物抑制硝化反应得原因主要有两个：一是有机物 浓度过高时，硝化过程中的异养微生物浓度会大大超过硝化菌的浓度，从而使硝 化细菌不能获取足够的氧而影响硝化速率；二是某些有机物对硝化细菌具有直接 的毒害或抑制作用，有研究认为其机理是硝化反应得催化酶内含c u + - c u 2 + 电对， 部分有机物与酶系统中的蛋白质竞争c u 或直接嵌入酶结构而影响酶的活性。 2 1 3 7 生物脱氮过程中氮素转化的条件 生物脱氮过程包括氨氧化、亚硝化、硝化及反硝化，有机物降解碳化过程亦 伴随着这些过程同时完成。如果从独立的氨氧化、硝化、反硝化反应来看，势必 要附加充氧曝气、投加碱度物质、投加碳源，这将消耗资源而使反应复杂化，并 需设置较多反应槽以满足多个单元反应的条件。综合考虑各项因素( 如菌种及其 增殖速度、溶解氧、p h 值、温度、负荷率等) ，可有效简化和改善生物脱氮的总 体过程。 2 1 4 传统生物脱氮工艺 生物脱氮技术的开发是在1 9 3 2 年w u h r m a n n 利用内源反硝化建立了后置反硝 化工艺( p o s td e n i t r i f i c a t i o n ) 开始的，此后l u d z a c k 和e t t i n g e r 于1 9 6 2 年提出了前置反 硝化工艺( p r e d e n i t r i f i c a t i o n ) 【14 1 ，但其广泛应用是在1 9 6 9 年美国的b a t h 提出三段生 物脱氮工艺后，目前几种典型的生物脱氮工艺有： 2 1 4 1a o 法生物脱氮工艺 缺氧一好氧脱氮工艺( a o 工艺) 即改良的l u d z a c k - e t t i n g e r 工艺，该工艺于 1 9 7 3 年由b a r n a r d 提出。同l u d z a c k e t t i n g e r 工艺相比增加了从好氧反应器至缺 氧反应器的混合液回流，使缺氧池中得到好氧池中硝化产生的硝酸盐，从而提高 了系统的脱氮效率。 2 1 4 2a z o 生物脱氮工艺 a 2 o 即厌氧缺氧好氧工艺，是美匡i a i rp r o d u c t s 公司的专利【15 1 ，该工艺在a o 工艺的基础上增加了前置厌氧池，厌氧池作为一种厌氧反应器可以促进菌胶团的 细菌繁殖并抑制丝状菌在缺氧池和好氧池中的繁殖。 2 1 4 3 氧化沟生物脱氮工艺 氧化沟为环状流态，兼有完全混合式反应器和推流式反应器的优点。氧化沟 工艺最显著的特点是运行管理简便，出水稳定。延长氧化沟的长度提供一段缺氧 区，就可以在缺氧区内进行反硝化脱氮。污水从缺氧区上游进入，为反硝化脱氮 提供所需碳源。 8 硕士学位论文 2 1 4 4u c t 生物脱氮工艺 u c t i 艺是对a 2 o i 艺的改造。与a 2 o t 艺不同的是，最终沉淀池回流污泥 不是回流到厌氧池而是回流到缺氧池，这样可以防止由于硝酸盐进入缺氧池破坏 厌氧池的厌氧状态从而影响系统的除磷效率。增加从缺氧池到厌氧池的缺氧池混 合液回流，由于缺氧池中反硝化作用已经使硝酸盐浓度大大降低了，缺氧池混合 液不会破坏厌氧池的厌氧状态。 2 1 。4 5s b r 生物脱氮工艺 s b r 是间歇运行的活性污泥工艺。在s b r 中，污水分批次进入反应器，然后 按顺序进行反应、沉淀、排出上清夜和闲置过程完成一个运行操作周期。由于曝 气和沉淀在同一池内完成省去了二沉池和回流系统使运行简单化。s b r 系统采用 限制曝气或半限制曝气运行方式可以在时间序列上实现缺氧好氧或厌氧缺氧好 氧的组合并控制每一部分合适的时间比例，就能得到较好的脱氮效果。 传统硝化反硝化工艺在废水脱氮方面起到了比较积极的作用，但仍存在很多 问题1 1 6 1 ： 1 、硝化菌群的增殖速度慢且世代长难以维持较高生物浓度特别是在低温冬季 因此造成系统总水力停留时间较长有机负荷较低增加了基建投资和运行费用； 2 、为了中和硝化过程中产生的碱度需要加碱中和增加了处理费用； 3 、抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌生长； 4 、氨氮完全硝化需消耗大量的氧增加了动力消耗和运行费用； 5 、系统为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥回流 和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用。比如：市政污水处理厂的污泥脱水 液中含有高浓度的氨氮，将其回流至处理系统进行脱氮的能耗约占污水处理厂能 耗的2 0 且曝气池体积也要增大约3 0 ，整个污水处理厂的投资和运行费用因此 而大大增加； 6 、对c n 比低的废水，需要投入外加有机碳源，每克n 0 3 n 反硝化为n 2 时， 异养的反硝化菌需消耗3 5 4 5g c o d ，增加了运行费用； 7 、需要分级处理，硝化和反硝化一般是在两个分开的系统中完成一个过程， 分两个系统，条件控制复杂，两者难以在时间和空间上统一脱氮的效果差设备庞 大投资高； 8 、工艺流程较长，占地面积大，基建投资高； 9 、硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还有 可能造成二次污染等； 国内外学者围绕着以上这些传统脱氮工艺的缺点进行大量的研究，开发出一 系列新型生物脱氮工艺。 9 s b r 同步脱氮除磷的研究 2 1 5 新型生物脱氮工艺 2 1 5 ，1 脱氮理论新认识 随着近代生物学的发展以及人们对生物技术的掌控，脱氮技术由单纯工艺改 革向着一生物学特性促进工艺改革的方向发展，以达到高效低耗。近年来，国内 外学者对污水生物脱氮工程实践中暴露出的问题和现象进行了大量理论和试验研 究，力求缩短氮素的转化过程，并提出了一些突破理论的新认识及新发现。 认识一：亚硝化反应和硝化反应是由两类独立的细菌催化完成的两个不同反 应，而参与作用的氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌因其世代周期、生长速率等的 不同，可以相互分开：生物脱氮可以经历n 0 2 为电子受体的反硝化过程。 认识二：硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用；一 些硝化细菌除