（模式识别与智能系统专业论文）厌氧氨氧化与短程反硝化除磷的耦合研究.pdf

摘要污水的除磷脱氮一直是污水研究领域的研究热点，污水处理工艺的研究也要求朝着高效，低能耗的方向发展。厌氧氨氧化工艺实现了最短及高效的氨氮转换为氮气的技术路径，且不需要有机碳源。反硝化除磷技术实现了脱氮和除磷过程的统一。厌氧氨氧化菌和反硝化聚磷菌协同耦合作用应该是可以实现污水脱氮除磷功能。本文采用上流式生物膜反应器富集厌氧氨氧化菌，采用s b r富集短程反硝化除磷菌，采用s b r 反应器对两菌种的耦合协同作用进行研究，研究结论如下：1 ) 采用上流式生物膜反应器在已有厌氧氨氧化菌的前提下，控制氨氮与亚硝氮都为7 0 m g 化h r t = 2 4 h 的情况下，成功富集厌氧氨氧化菌，反应器对氨氮去除率可以达到9 4 8 8 ，亚硝氮去除率为9 3 6 2 ，氨氮与亚硝氮都降为3 5 m g l逐渐降低水力停留时间到4 h 时，氨氮和亚硝氮的去除率分别下降为4 2 8 8 和5 0 4 8 。2 ) 在厌氧氨氧化驯化富集过程中，软性填料上污泥颜色会逐渐由黑褐色变为红色，填料上的污泥主要富集于纤维绳内部。3 ) 采用s b r 先以厌氧沉淀排水缺氧沉淀排水排泥方式富集驯化短程反硝化除磷菌，在驯化过程中，厌氧段吸碳释磷以及缺氧段反硝化聚磷效果都比较理想。再采用厌氧缺氧排泥沉淀排水的运行方式启动短程反硝化除磷反应器，启动成功后c o d 去除率为7 6 4 0 ，p 0 4 3 。p 的去除率为7 5 0 8 ，亚硝氮的去除率为9 1 6 7 ，反应器表现出较好的除磷效果。4 ) 厌氧氨氧化生物膜放入富集有聚磷菌的s b r 反应器中进行耦合脱氮除磷，缺氧段亚硝氮浓度控制在2 4 m g l 时，亚硝氮出去率为9 5 3 7 ，氨氮去除率为5 0 5 6 ，磷去除率仅为6 4 1 6 ，除磷率较前期有所降低。5 ) 在考察聚磷菌与厌氧氨氧化菌的竞争作用时，在亚硝氮浓度不改变的情况下，提高氨氮浓度时，氨氮去除量维持在8 1 1m g l ，而磷的去除率却降至6 0 以下，低于驯化时的水平。关键词：厌氧氨氧化；短程反硝化除磷；耦合；启动a b s t r a c tp h o s p h o r u sa n dn i t r o g e nr e m o v a lo fs e w a g eh a sb e e nah o tr e s e a r c hf i e l d ，t h et r e n do fw a s t e w a t e rt r e a t m e n tt e c h n o l o g yi se f f i c i e n ta n dl o w - p o w e rl o s t a n a e r o b i ca m m o n i u mo x i d a t i o np r o c e s sh a sa c h i e v e dt h es h o r t e s ta n de f f i c i e n tp a t hb yw h i c ha m m o n i aw a sc o n v e r t e di n t on i t r o g e n ，a n dt h ep r o c e s sd on o tr e q u i r eo r g a n i cc a r b o ns o u r c 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 lt e c h n o l o g ya c h i e v e dt h eu n i t yo ft h en i t r o g e na n dp h o s p h o r u sr e m o v a l t h ei n t e g r a t i o no fa n a m m o xb a c t e r i aa n dd 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 lb a c t e r i ac a na c h i e v et h er e s u l 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 l w ee n r i c h e da n a m m o xb a c t e r i aw i t hu p f l o wb i o f i l mr e a c t o r , a n ds h o r t c u td 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 lb a c t e r i aw a se n d c h e dw i t hs b rr e a c t o r t h ei n t e g r a t i o ne x p e r i m e n to ft h et w ok i n db a c t e r i aw a si m p l e m e n t e db ya d o p t i n gs b r t h em a i nr e s u l t sw e r ea sf o l l o w s ：1 ) u t i l i z i n gt h ea n a m m o xb a c t e r i a ，t h en e wa n a e r o b i ca m m o n i ao x i d a t i o nb i o r e a c t o rw a ss u c c e s s f u l l ys e tu p t h ec o n c e n t r a t i o no fa m m o n i aa n dn i t r i t ei s7 0m g 几h r t = 2 4 h ，t h ea m m o n i ar e m o v a lr a t ew a s9 4 8 8 ，t h en i t r i t er e m o v a lr a t ew a s9 3 6 2 w i t ht h er e d u c eo fh r t ，t h ec o n c e n t r a t i o no fa m m o n i aa n dn i t r i t ei s3 5m g l ，t h ea m m o n i aa n dn i t r i t er e m o v a lr a t ei s4 2 8 8 a n d5 0 4 8 2 ) w i t ht h ee n r i c h m e n to fa n a e r o b i ca m m o n i u mo x i d a t i o nb a c t e r i a , t h ec o l o ro ft h es l u d g ew i l lg r a d u a l l yt u r nr e df r o mt h ed a r kb r o w n t h ea n a m m o xb a c t e r i aw a sd i s t r i b u t e di ni nt h ei n t e r i o ro ff i b e rr o p e 3 ) t h ee n r i c h m e n to 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 lb a c t e r i aw a sc o n d u c t e dw i t hs b r ，t h er e s u l t so fa n a e r o b i cp h o s p h o r u sr e l e a s ea n da n o x i cp h o s p h o r u su p t a k ea r eq u i t es a t i s f a c t o r y ，t h er e a c t o rw a ss e tu pw i t ht h em o d eo fa n a e r o b i ca n o x i c ，t h er e m o v a lr a t e so fc o d ，n 0 2 - np 0 4 3 - pw a s7 6 4 0 ，9 1 6 7 7 5 0 8 r e s p e c t i v e l y 4 ) a n a m m o xb i o f i l mb a c t e r i aw a sf i x e di nt h es b rr e a c t o r , a n o x i cn i t r i t ec o n c e n t r a t i o no ft h ec o u p l e ds y s t e mw a s2 4 r a g lt h en i t r i t er e m o v a lr a t ew a s9 5 3 7 a n dt h ea m m o n i ai s5 0 5 6 ，p h o s p h o r u sr e m o v a lr a t ei so n l y6 4 1 6 ，p h o s p h o r u sr e m o v a lr a t ei sr e d u c e do b v i o u s l y i ts h o w st h a ta n a m m o xb a c t e r i ap l a yar o l ei nt h es y s t e m 5 ) r e s e a r c ho nt h ec o m p e t i t i o no ft h et w ob a c t e r i a ，t h en i t r i t ec o n c e n t r a t i o nd o e sn o tc h a n g ei nt h ea n o x i cs i t u a t i o n ，w i t ht h er a i s i n go ft h ec o n c e n t r a t i o no fa m m o n i an i t r o g e n 。a m m o n i an i t r o g e nr e m o v a la m o u n tr e m a i n e da t8 11m g la n di ip h o s p h o r u sr e m o v a lr a t ed r o p p e di n t o6 0 t h er e m o v a le f f i c i e n c yi ss i g n i f i c a n t l yl e s st h a np r e v i o u sd o m e s t i c a t i o ns t a g e k e y w o r d ：a n a m m o x ；s h o r t - c u td e n i t r i f i c a t i o np h o s p h o r u sr e m o v a l ；i n t e g r a t i o ns t a r t u pi i i独创性声明本人声明，所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果j 也不包含为获得武汉理工大学或其它教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。研究生( 签名) ：邋型日期型! ! 芝! 兰金关于论文使用授权的说明本人完全了解武汉理工大学有关保留、使用学位论文的规定，即：学校有权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。本人授权武汉理工大学可以将本学位论文的全部内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或其他复制手段保存或汇编本学位论文。同时授权经武汉理工大学认可的国家有关机构或论文数据库使用或收录本学位论文，并向社会公众提供信息服务。( 保密的论文在解密后应遵守此规定)研究生( 签名) ：粗导师( 盛名) ：武汉理1 = 大学硕士学位论文第1 章绪论1 1 研究背景水是重要的资源，其重要性日益凸显。现代社会，人们的生产和生活也导致大量的水污染问题，水污染控制是现在世界各国面对的环境难题，其中水体的富营养化问题尤为突出。近些年，我国经济的高速发展也对自然环境造成了很大的破坏，国内水体都存在着一些富营养化的问题【1 1 。水体富营养化是指水体营养物质含量过多，主要是氮、磷引起的水污染现象。在自然条件下，湖泊的富营养化本来是一个极为缓慢的自然演变过程，但是人类的活动导致了将大量的工业废水、城市污水以及农田径流中的营养物质排入水体从而极大加快水体的富营养化进程。富营养化对水体危害主要表现在以下三个方面：( 1 ) 水体富营养化污染的一些物质会严重危害人类健康，在特定的条件下水体中氨氮可转化为亚硝酸盐，再合成“三致物质 亚硝胺。( 2 ) 藻类的过度繁殖，消耗了水中的大量溶解氧，使水中溶解的氧含量急剧下降，大量藻类覆盖水面也影响了大气的复氧作用，造成水体缺氧甚至出现厌氧状态。藻类也会阻塞鱼鳃和贝类的进出水孔，使其不能进行呼吸而死亡，死亡的藻类也会被异样微生物分解产生有毒物质，从而整个水体生态环境都受到破坏。( 3 )一般含藻水体的p h 值偏高，不利于混凝剂的脱稳，藻类也易在滤池表面形成一层毯状物，使滤池运行周期变短，反冲洗频繁，以及水藻产生的某些有毒的物质，都增加了制水的技术难度，加大了制水成本【2 1 。对水体富营养化控制的策略有：( 1 ) 建立植物净化系统；( 2 ) 投加细菌；( 3 ) 工程性措施如：底泥疏浚、水体深层曝气、注水冲稀等；( 4 ) 消减外源。外源的消减是控制水体富营养化的先决条件，各类污水的直接排放都会存在增加水体营养负荷的可能，所以建设污水处理设施对污水有效的处理是极其必要的，在国家污水排放标准要求日益严格的情况下，研究和开发高效的污水工程处理技术尤为必要，并要求具有高效的脱氮除磷功能【3 l 。1 2 问题的提出污水的除磷脱氮一直是污水研究领域的研究热点，现在污水处理工艺的研究也要求朝着高效，低能耗的方向发展。厌氧氨氧化技术实现了最短及高效的氨氮转换为氮气的技术路径，且不需要有机碳源，而反硝化除磷技术实现了脱氮和除磷过程的统一，而以往的污水脱氮除磷技术( 如a 2 0 ) 存在着不是除磷不佳就是脱氮不充分的问题。在通过创造对厌氧氨氧化菌和反硝化聚磷菌有利武汉理1 二大学硕士学位论文的微生态环境，实现两菌种在脱氮除磷方面的协同耦合作用，从而达到高效的脱氮除磷应是具有前景的废水厌氧( 缺氧) 处理研究方向。1 3 废水物化法脱氮除磷技术1 3 1 物化法脱氮技术1 3 1 1 氨的吹脱法水中的氨氮大多以氨离子( n h 4 + ) 和游离氨( n h 3 ) 以保持平衡的状态而存在。其平衡关系如下式。n h 3 + h 2 0 n h 4 + + o h ( 1 1 )这个关系受p h 值影响较大，当p h 为7 左右时氨氮大多数以氨离子状态存在，p h 为1 1 左右时，游离氨大致占9 0 ，当水中的p h 值升高时，呈游离状态的氨易于逸出，若加以搅拌、曝气等物理作用更可促使氨从水中逸出，只要采用普通的空气吹脱方法就可以进行，在实际的工程中大多采用吹脱塔，这种方法具有操作简便脱氨效果稳定的优点，但也存在低温除氨效率不高，使用石灰易生成水垢游离氨造成二次污染的不足之处。也有报告提出，当原水中的氨氮浓度在1 0 - 4 0 m g l 的范围内，排出的氨氮浓度在1 5 m g l 以下时，任其扩散而不致发生问题 4 1 。氨的吹脱工艺如下图：空气和呱图1 - 1 氨的吹脱工艺1 3 1 2 折点氯化处理法折点氯化处理是利用水中的氨与氯反应生成氮气，而将水中的氨去除的化学处理法。这种方法还可以起到杀菌的作用，同时使部分有机物无机化，但经氯化处理后的出水中残留有氯。这种水排入一般水系会对鱼类有影响，必须2武汉理：i ：大学硕七学位论文附有去除余氯的工艺设施，去除余氯一般以活性炭过滤法去除效果好。n h 4 * + 1 5 h o c l 0 5 n 2 + 1 5 h 2 0 + 2 5 h + + 1 5 c 1 ( 1 - 2 )按理论计算氯投加量与氨氮重量比为7 6 ：1 时，化合余氯量最小，被称为折点。p h 值对氯与氨的反应影响较大，p h 值过高或过低，在折点出现前的c l n比值增大，在折点的余氯浓度也增高，反应时p h 以6 8 适宜。1 3 1 3 离子交换法沸石是一种密集铝的硅酸盐，因其价格远低于阳离子交换树脂，对n h 4 + n有选择性吸附能力，故用其作为从污水中去除n h 4 + n 具有可行性。天然产的沸石和n a ( i ) 型沸石对n h 4 + - n 的去除率都较高，p h 值对沸石吸附作用的影响主要是与n h 4 + ，n h 3 的化学平衡有关，在沸石对氨的吸附过程中p h 是变化极小的，污水中的其它共存物质如钙、钾、钠等对沸石的离子交换能力有较大影响。对于沸石的再生认为以钠盐为再生剂是合适的，随着p h 的提高，沸石的再生率也会提高，但高p h 会致使沸石本身的破坏。将沸石加热到5 0 0 6 0 0 度进行再生后也可以重复利用，焚烧再生时产生的n h 3 必须要处理。1 3 1 4 化学沉淀法化学沉淀法是通过向废水中投加某种化学药剂，使之与废水中的某些溶解性污染物质发生反应，形成难溶盐沉淀下来，从而降低水中溶解性污染物浓度的方法。整个反应p h 值的适宜范围为：9 - 1 1 。此法可去除氨氮、重金属及某些大分子有机物，常与其它处理技术组合，既适用于反渗透、活性炭吸附等深度处理的预处理，也可用于生化处理或深度处理。絮凝剂常用f e c l 3 、a 1 2 ( s 0 4 ) 3和阴阳非离子型聚合物。此法对氨氮的去除率很高，可达9 0 以上，但费用比吹脱法高，产生的污泥对环境造成二次污染，但当其用于脱氮预处理时，也可采用p 0 4 3 类物质，污泥可作肥料使用，故有很大的灵活性，但药剂费用比较贵。1 3 2 化学法除磷技术1 3 2 1 石灰混凝法在水中存在o h 的条件下，水体中正磷酸根与c a 2 + 反应生成碱式磷酸钙沉淀，反应式如下：5 c a 2 + + 4 0 h 一+ 3 h p 0 2 一呻c a 5 ( o h ) ( p 0 4 ) 3 l + 3 h 2 0( 1 3 )此反应中，投加石灰提高了污水中的p h 值而去除磷，随着水中p h 值的升高，磷的去除效率也会提高。该方法实际上就是水的软化过程，石灰投加量仅与污水的碱度有关，而与污水的含磷量无关。在使用石灰法时，p h 值必须调到3武汉理1 j 大学硕士学位论文较高值才能使溶解磷浓度降到较低的水平，而污水碱度所消耗的石灰量通常远远大于磷酸钙沉淀所需的石灰量，因此，石灰法除磷所要投加的石灰量基本上取决于水的碱度。石灰法可以用于要求出水浓度在0 1 m g l 左右的情形，但因为其产泥量大，投药设施及设备的投资和运行费用相当高，使得该工艺缺乏经济性，因而也很少使用【引。1 3 2 2 铝盐沉淀除磷氢氧化铝( a i ( o h ) 3 ) 是一种优良的吸附剂，在污水中能与正磷酸盐和缩聚磷酸盐迅速发生反应生成沉淀。对于污水中的有机磷，只有在p h 值较低时，氢氧化铝才能与之反应生成沉淀。铝盐除磷的化学反应式如下：彳z “+ 日。p d 三如一) 呻a i p 0 4 l + n i l +( 1 - 4 )在沉淀过程中生成的铝化物，其类型和生成量取决于污水中的有机物质，其表面性质取决于溶液的组成。在污水中，一些有机物质会包裹在无机铝离子的周围从而降低了铝离子对磷的吸附效果，认为在工艺末端再加入铝盐能减少这种影响，可以获得较好的除磷效果。1 3 2 3 铁盐沉淀除磷铁盐分散于水体时，一方面能与p 0 4 - 直接反应生成难溶盐，另一方面可以水解生成一系列多核络合物。这些多核络合物降低水体中胶体的电位，电中和、吸附架桥及絮体的卷扫作用能使胶体凝聚，再通过间接沉淀分离的方式将磷去除。其反应式如下：凡n + e o l 一_ 凡，p 仉工( 1 - 5 )f e 2 + + e o l 一_ f e 3 ( p 0 4 ) 2i( 1 6 )此外，铁离子还能同钙，铜锌等离子结合起来除磷，其主要原理是表面吸附作用。研究表明当反应器中钙和锌的浓度大于磷酸盐浓度时，其吸附能力也明显增强。化学沉淀除磷虽然能获得稳定的除磷效果，但因为其药剂价格较高，运行费用大，在我国应用受到限制，该方法主要是与生物除磷法协同结合起来以使处理出水质磷能达标，从而开发除磷效果好，造价低廉的新型混凝剂用于除磷就显得有必要。1 3 2 4 不同化学法除磷工艺的优缺点在典型的废水处理系统中，有多种可能的方案引入化学法除磷工艺，主要包括以下几种，( a ) 在废水进入初沉池前投加除磷化学试剂，( b ) 在初沉池出水中投加除磷化学试剂，( c ) 在生物处理池出水中投加除磷化学试剂，对于4武汉理二f ：大学硕士学位论文不同的投加除磷试剂的方案各有优缺点，实际运用中应根据具体情况作出选择，对于a 方式，其优点是在大多数情况下都可以应用，增加了b o d 和悬浮物的去除，较低的金属流失率。缺点是金属沉淀剂的利用率低，有时须加入聚合物增加絮凝，污泥难于脱水。对于b 方式，其优点是费用低，投药量较少，改善了污泥的沉降性能，其缺点是一旦剂量过多容易引起低p h 值毒性，容易形成低碱度废水，增加惰性物质在污泥中的份额。对于c 方式，其优点是与前面方式相比较，出水中的磷浓度是最低的，投加的金属药剂利用率最高，其缺点是费用最高，金属药剂流失量也是最大的。化学除磷过程中，磷是以金属沉淀物的形式从水体中去除的，化学除磷势必增加了系统内污泥总产量。在加入铁或铝盐后，污泥总质量和体积会分别增加了2 5 和3 5 ，污泥的产量会随着出水总磷浓度的降低而显著增加。1 4 生物法除磷脱氮技术1 4 1 生物脱氮技术1 4 1 1 生物脱氮的机理污水生物处理中氮的转化包括氨化、硝化、反硝化、同化作用。( 1 ) 氨化作用是指溶解性有机氮化合物经微生物降解释放出氨的过程。含氮的有机物一般指动植物和微生物残体，以及它们的排泄物、代谢物中的含氮有机物。污水中的有机氮主要以蛋白质和氨基酸的形式存在。( 2 ) 硝化作用是指氨氮可以在有氧存在的条件下被微生物氧化为亚硝酸盐并进一步被氧化为硝酸盐。n h 4 + 氧化为n 0 2 产生的能量为2 4 2 8 3 5 1 7 k j t o o l ，所产生的能量亚硝酸菌可以利用5 1 4 ，n 0 2 氧化为n 0 3 产生的能量约为6 4 5 8 7 5k j m o l ，硝酸菌的能量利用率为5 7 ，由于氨氮和亚硝酸盐氧化过程中产能低，微生物利用率也不高，所以硝化菌生长缓慢。( 3 ) 反硝化作用是硝酸盐可以被微生物作为最终电子受体，通过生物异化还原转化成气态氮从水中逸出，又或者通过生物同化还原转化为氨氮进入生物合成过程。反硝化过程的气态产物有n o 、n 2 0 、n 2 ，但因为n o 对微生物有剧毒作用，所以以n o 为最终产物的细菌很难存活。( 4 ) 同化作用是指污水中的一部分氮被同化成微生物的组成成分，按细胞干重计算，微生物细胞中氮的含量约为1 2 5 t 酬。1 4 1 2 传统生物脱氮工艺当硝化反应与反硝化反应结合时，最终可将硝化反应生成的亚硝酸盐及硝酸盐通过反硝化反应转换为氮气，并从水体中去除。一般来讲，传统生物脱氮工艺都包括一个好氧硝化池( 区) 以及具有一定容积或时问段的缺氧池( 区) ，武汉理工大学硕士学位论文后者的生物反硝化作用来达到脱氮的目的。硝酸盐还原所需的电子供体可以是水体中的b o d ，也可以是外加碳源( 通常为甲醇) 。目前最为广泛的硝化与反硝化流程主要有3 种基本形式，它们分别是一段b o d 氧化硝化反硝化流程( a ) 、两段b o d 氧化硝化及反硝化流程( b ) 和三段分离式b o d 氧化、硝化及反硝化流程( c ) ，如下图所示：一岖互量一叵堕二 一( a )一 三二卜伍 运j案( c )图1 - 2 生物脱氮基本流程在实际废水处理中的硝化与反硝化工艺都是在上面3 种基本流程的基础发展起来的。一段式脱氮反应器氧化沟和序批式反应器( s b r ) 都能成为典型的一段式脱氮反应器，在s b r序批式反应器工艺中，脱氮可以通过以下三种方式实现：在进水期只进行混合而非曝气实现硝酸盐还原；在反应期采用循环开关：在低d o 条件运行下有利于发生同步硝化反硝化作用。在沉淀排水期，硝酸盐的还原主要是由内源呼吸作用引起的；而在混合非曝气的进水期内，反硝化是硝酸盐去除的有效方式。s b r 工艺具有运行方式灵活，耐冲击负荷，有效防止污泥膨胀的优点，一些采用该设备的实际水处理工程数据表明其出水n 0 3 - n 浓度低于5 m g l 。二段式脱氮反应器1 9 6 2 年，l u d z a c k 和e t t i n g e r 发明了前置缺氧段生物脱氮工艺，该工艺的改进被称为m l e 工艺，该工艺即是二段流程，其示意图如下二沉池一d - - - i ? 一卜，由水回流污泥一一一一一一一一一一一一一一一一一一一1 污泥图1 - 3m l e 工艺6武汉理_ 大学硕士学位论文该工艺采用内循环使更多的硝酸盐从好氧区直接进入缺氧区，反硝化的速率和总氮的去除率均有所提高，其内循环率( 循环流量和进水比) 一般在2 - 4之间。在处理生活污水时，采用这样的循环比，在进水b o d 和缺氧段都充足的情况下，则出水n 0 3 - n 平均浓度为4 - 7 m g l 。对于m l e 工艺而言，典型的缺氧池停留时间约为2 - 4 h ，如果把缺氧区分成3 4 个阶段时，反硝化速率会加大，并且所需的总停留时间约为一段式设计的5 0 7 0 。三段式脱氮反应器传统的活性污泥脱氮工艺是由巴茨( b a r t h ) 开创的所谓三段活性污泥法流程，它以氨化、硝化、反硝化3 项反应为基础，并建立各自独立的反应池，各具有独立的沉淀和污泥回流系统，其示意图如下：图1 4 三段生物脱氮流程系统第一曝气池主要功能是去除c o d 、b o d 以及有机物的氨化过程。第二硝化池完成n h 3 、n l - h + 氧化为n o a - n ，硝化反应要消耗碱度以防止p h 值的降低。第三段反硝化池完成n 0 3 - - n 还原为气态n 2 ，所需碳源既可人工投加也可引入原污水。由于不同菌种在各自适宜的体系中生长增值，所以该体系降解有机物彻底，反应速度快，但存在设备多，管理不方便的问题。1 4 1 3 新型生物脱氮工艺短程硝化反硝化工艺【7 j短程硝化反硝化即就是将氨氧化控制在亚硝酸盐阶段实现最大程度的亚硝酸盐积累，然后进行反硝化脱氮。在传统的生物脱氮工艺中，氨态氮先是被氧化成硝态氮，再被还原成氮气，一直都是采用全程硝化与反硝化过程。但就生物脱氮而言，硝化过程中的亚硝态氮到硝态氮的转化与反硝化过程中的硝态氮到亚硝态氮的转化是一段多走的路，省略这段也同样能实现废水脱氮。到目前还没有发现一种细菌能够单独把氨氧化成硝酸盐，硝化细菌的基质专一性就成为开发短程硝化工艺的基础。亚硝酸细菌与硝酸细菌之间在进化谱上并没有密切的亲缘关系，尽管在各种生境中彼此为邻，但是是完全可以独立生活的。短程硝化一般通过以下参数控制来实现。( 1 ) p h 值：当p h 值为7 4 8 37武汉理1 = 大学硕士学位论文时，亚硝化细菌活性较高，其产生速率最大值出现在p h8 0 附近；硝酸细菌活性在中性p h 7 0 附近较高，硝酸盐产生速率最大值在中性范围；可以根据两种硝化细菌的最适p h 值的差异，通过调控反应系统的p h 值，就能取得选择定向反应产物的效果。试验表明：p h7 4 8 3 时，亚硝酸盐积累率可以高达9 0 以上。( 2 ) 温度：利用两种细菌生长在不同温度下的不同生长速率来实现亚硝化和反硝化，在温度低于2 0 ，亚硝酸细菌生长速率是低于硝酸细菌，当温度高于2 0 ，亚硝酸细菌生长速率高于硝酸细菌。温度升高不但加快亚硝酸细菌的生长速率，同时也扩大亚硝酸细菌和硝酸细菌在生长速率上的差距，从而有利于对亚硝酸细菌的筛选，将硝酸细菌淘汰，再通过污泥龄的控制，将硝酸细菌洗出，温度一般以3 0 - 3 5 为宜，温度太高也会影响微生物酶的活性。( 3 ) 氧亲和力：利用亚硝酸细菌的氧亲和力高于硝酸细菌低的特点，通过在絮体内部创建缺氧条件又或者形成好氧与缺氧之间的快速循环，以抑制硝酸细菌的生长。( 4 ) 氨氮负荷：当游离氨浓度 0 1m g l 时就能抑制硝酸细菌，而游离氨浓度 4 0m g l 时才会抑制亚硝酸细菌活性，采用较高的氨态氮负荷就可以形成亚硝酸盐的积累。尽管从微生物学的角度，短程硝化并不算创新，但其突破了传统的全程硝化与反硝化的理念，从而也算是一种创新。短程硝化厌氧氨氧化工艺厌氧氨氧化工艺已在环境工程领域有广泛的报道，是一种很有发展前景的新型废水脱氮工艺，可以用来处理高浓度氨氮的废水，具有经济有效，节约空间的特点。厌氧氨氧化技术是指在厌氧条件下，微生物直接以氨态氮为电子供体，以亚硝态氮为电子受体，将氨态氮、亚硝态氮转变为氮气的生物氧化过程。在1 9 7 7 年，b r o d a 8 j 就预言了自然界应该存在着一种化能自养菌，能够有以n 0 2 或n 0 3 为电子受体，把氨态氮氧化为氮气。1 9 9 5 年m u l d e r 等在实验室规模的脱氮流化床反应器中发现了厌氧氨氧化现象，从而证实了b r o d a 的预言。此后，v a n d e g r a a f 等1 9 j 证实了厌氧氨氧化是一个微生物学反应，亚硝氮是合适的电子受体，反应终产物是氮气，也无需外加碳源。j e t t e n 等i l o 】对a n a m m o x 的研究表明羟胺和联胺是厌氧氨氧化过程中最重要的中间产物，c 0 2 是a n a m m o x细菌生长的主要碳源。周少奇【1 1 j 等从生化反应电子流平衡原理出发，推导了厌氧氨氧化反应的生化计量方程式，从理论上指出厌氧氨氧化需一定量的c 0 2 作为碳源，说明厌氧氨氧化是由自养微生物完成的。厌氧氨氧化存在以下平衡关系式：n h 4 * + 1 3 2 n 0 2 + 0 0 6 6 h c 0 3 + o 1 3 h + - - - 1 0 2 n 2 + 0 2 6 n 0 3 +0 0 6 6 c h 2 0 05n o o1 5 + 2 。0 3 h 2 0( 1 - 7 )8武汉理i l ：人学硕士学位论文厌氧氨氧化可能的代谢途径如下图：n h j心图1 - 5 厌氧氨氧化可能的代谢途径厌氧氨氧菌会受到氧、有机物磷酸盐，高浓度亚硝酸盐、以及光照的抑制作用。当亚硝浓度超过1 0 0m g l 时，厌氧氨氧化过程会失效，光照能够降低3 0 5 0 的氨去除率。由于厌氧氨氧化倍增时间长达l l d ，产率系很低( 0 1 l g v s s g n h 4 + n ) ，所以实际工艺中希望污泥龄是越长越好，a n a m m o x工艺用于处理污泥消化液中的氨氮具有很好的潜力，固定床，流化床以及气提式反应器都是比较理想的反应器构型【1 2 1 。厌氧氨氧化与短程硝化工艺的联合应用即形成了s h a r o n a n a m m o x工艺，可以将氨直接转化为氮气，s h a r o n a n a m m o x 组合工艺原理是废水通过s h a r o n 工艺装置，仅有5 0 的氨氮被氧化为亚硝酸盐，剩余的氨氮和所生成的亚硝酸盐的混合液在后续的a n a m m o x 反应器内反应生产n 2 和水，、s 战堰o n 工艺的反应方程式如下：n h 4 + + h c o a + 0 7 5 0 2 一o 5 n h 4 + + 0 5 n 0 2 + c 0 2 + 1 5 h 2 0( 1 8 )其组合工艺图如下：c 0 20 9 5 n 2s h a r o na n a m m o x图1 - 6s h a r o n a n a 删o x 组合工艺图90 3 武汉理丁大学硕十学位论文s h a r o n a n a m m o x 组合工艺对废水处理的改进具有很大的推动作用，也大大提高对污水处理的运行管理，该组合工艺中无需碳源，氨氮的去除可以达到优化。与传统的硝化反硝化工艺相比，s h a r o n a n a m m o x 组合工艺节省了5 0 的供氧量，1 0 0 的外加碳源量，减少了c 0 2 的释放量，同时产生的污泥量非常少也减轻了后续污泥的处理投入。比传统的工艺节省了9 0 的费用，是一种用来处理高氨氮，低b o d 废水的极具前景的生物处理技术。新型工艺在能源需求，化学药品投加量以及污泥产量方面都相对减少很多，这些工艺的出现表明在生物治理氮污染方面迈上了一个新的台阶【1 3 】。1 4 1 4 传统生物脱氮工艺存在的不足硝化反硝化工艺即传统生物脱氮工艺主要存在如下不足之处：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 ) 传统的生物脱氮工艺在处理高氨氮废水时由于高的游离氨浓度抑制了硝化细菌的活性，导致出水难以达标排放。1 4 2 生物除磷技术1 4 2 1 生物除磷的机理1 9 5 9 年，s r i n a t h 在他的研究报告中提到了在印度的一家污水处理站发现磷大量吸收现象，并很快证实这些发现应归结于生物吸收作用，即所谓的“过量”吸磷，后来在许多采用推流式活性污泥的污水处理厂也发现了这种现象，l e v i n和s h a p i r o 第一次对生物除磷的特性进行了研究，并得出了重要结论：活性污泥在非曝气条件下进行了磷的释放，而在曝气条件下进行了磷的吸收，它们通过显微镜观察发现，磷酸盐以“黑色 颗粒的形式存储在细菌体内1 1 4 】。污水生物除磷是通过厌氧段和好氧段的交替操作，使活性污泥完成超量吸磷过程，让高含磷的细菌群体在系统的基质竞争中取得优势，剩余污泥的含磷量可以达到3 7 ，剩余污泥的总磷量越大，处理出水的磷浓度就会降低。生物除磷的过程可简单概括如下：在厌氧条件下，兼性细菌将溶解性b o d 5 转化为低分子挥发性有机酸( v f a ) ，聚磷菌吸收v f a ，并将其运送到细胞内，同化成胞内碳源存储物( p h b p h v ) ，所需能量来源于聚磷水解以及糖元的酵解，维持其在厌氧环境生存，并导致磷酸盐的释放。在好氧条件下，聚磷菌进行有氧呼吸，从污水中大量地吸收磷，其数量大大超出其生理需求，通过p h b 的1 0武汉理工火学硕十学位论文氧化代谢产生能量，用于磷的吸收和聚磷的合成，能量以聚合磷酸盐的形式存储在细胞内，磷酸盐从污水中得到去除；同时合成新的聚磷菌细胞，产生富磷污泥，通过剩余污泥的形式排放，将磷从污水系统中除去1 1 5 】。近年来研究发现了一种“兼性厌氧反硝化除磷细菌( d p b ) ，该菌种的研究也成为生物脱氮除磷领域的研究热点，该菌种可以在缺氧条件下利用n 0 3 作为电子受体氧化胞内贮存的p h a ，并从环境中摄磷，实现同时反硝化和过度摄磷。反硝化菌聚磷菌的作用拓宽了磷的去除途径，而且这种细菌的作用将脱氮与除磷功能合二为一，实现了“一碳两用 ，与传统好氧生物除磷相比，系统对c o d 的需求量减少5 0 1 1 6 j 。对以亚硝氮为电子受体的短程反硝化除磷菌也研究较多，相关研究结果表明短程反硝化除磷工艺具有运行周期短，吸磷速率快的特点，由于亚硝氮对微生物的毒害作用，对以亚硝氮为电子受体的反硝化除磷，对其抑制浓度的研究结果并不相同。生物除磷的生化过程如下图：p图1 7 生物除磷的生化过程1 4 2 2 传统生物除磷工艺生物脱氮除磷技术对碳、氮、磷都有有效的去除作用，并且处理成本低，武汉理t 大学硕士学位论文因而得到广泛应用。学者根据厌氧、缺氧、好氧等池子的大小、排列、数量增减以及混合液循环和回流方式的变化，开发出了一系列生物脱氮除磷工艺和技术。( 王) a 2 o 工艺【1 7 】a 2 o 工艺具有工艺流程简单的优点，并且受到广泛的运用，我国城市污水处理工艺也主要采用该工艺。厌氧、缺氧、好氧交替运行，能达到同时去除有机物、脱氮、除磷的目的，能够抑制丝状菌生长，基本不存在污泥膨胀问题。a 2 o 工艺的总水力停留时间小于其它工艺，且不需外加碳源，运行费用低。缺点是除磷效果受到污泥龄、回流污泥中的溶解氧和n 0 3 - n 的限制，除磷效果难于再提高，特别是p b o d 值较高时。脱氮效果取决于混合液回流比，一般以2 q 为限，脱氮效果也难于进一步增长，脱氮效果不能满足较高要求。a 2 o工艺流程图如下：混合液回澈10 0 x 一4 0 0 7 0 )图1 - 8h 2 o 工艺流程图u c t 工艺u c t ( 开普顿大学工艺) 由m a r a i s 研究小组推出，为了使厌氧反应池不受回流污泥中硝酸盐浓度的影响，该工艺中采用三套污泥回流系统，污泥回流( r ) 和混合液回流( r 2 ) 进入缺氧反应池，而混合液回流( r 1 ) 进入厌氧反应池，只要控制混合液回流( r 2 ) 量，使f 2 中的n 0 3 - n 在缺氧反应池中被完全还原，就不论进水中t k n ( 总凯氏氮) c o d 如何变化，厌氧反应池中磷的释放不受n 0 3 - n 的影响1 1 8 】。u c t 工艺流程图如下：进1 卜缺氧回流混合演回流图1 _ 9u c t 工艺进水中t k n c o d 比值是个变化值，很难掌握进水t k n c o d 的值来确定1 2武汉理1 ：大学硕士学位论文回流( r 2 ) 量的大小。改进了的u c t 工艺即m u c t 工艺将u 缺氧池一分为二，污泥回流( r ) 进入第一缺氧池，混合液回流( r 2 ) 进入第二缺氧池，混合液回流( r 1 ) 从第一缺氧反应池进入厌氧池，这样就不必严格控制混合液回流r 2 量，但却存在只有部分污泥能回流进厌氧池，只有一小部分污泥经历了完整的释磷、吸磷全过程，实际除磷效果可能会因此受影响，其运行造价费用也较高。混合液回流订n 2n 2混合液回流r 2混合液回流剩余污泥图1 - 1 0 改进u c t 工艺b a r d e n p h o 工艺b a r d e n p h o 工艺在第一缺氧池前增设厌氧池，保证了磷的释放，从而保证了聚磷菌在好氧条件下有更强的吸收磷的功能，提高了除磷效率。进水和回流污泥在厌氧池混合接触，促进了发酵作用和磷的释放。该工艺设计泥龄较长，一般取1 0 - 2 0d ，为了达到污泥稳定，泥龄值还可以更长，从而也增加了氨氧化的能力。该工艺的缺点是污泥回中的硝酸盐到厌氧池会对除磷有不利影响，处理效果受水质影响较大，对于不同的污水除磷效果会不稳定。该工艺的意义在于首次把生物脱氮和除磷结合于一个系统，开创了生物同时脱氮除磷工艺研究的新时代。其工艺流程图如下：污泥回流图卜l1b a r d e n p h o 工艺流程1 4 2 3 反硝化除磷工艺一2 0 世纪8 0 年代，h a s c o e t 1 9 j 等人发现聚磷菌能够在缺氧环境中以硝态氮作1 3剩余污泥武汉理一r 大学硕士学位论文为电子受体进行吸磷的现象，1 9 9 3 年，荷兰d e l f t 科技大学的k u b a 2 0 l 等也在试验中观察到：在厌氧缺氧交替运行的条件下，可以富集一类兼具反硝化与除磷作用的微生物，该微生物能利用0 ：或者n 0 。一作为电子受体来聚磷，且其胞内p h b 和糖原上的生物代谢作用与传统a o 法中的p a o 相似，人们将此类微生物称为反硝化聚磷菌。反硝化除磷菌在厌氧段的释磷过程与传统除磷工艺中p a o基本是一致的；而在缺氧段d p b 以n o 。作为电子受体氧化胞内p h b ，产生的能量a t p 大部分用于细胞合成以及糖原还原和维持生命活动，一部分用于过量摄取水中的无机磷酸盐，并以聚磷酸盐的形式储存在细胞体内，同时n 0 。被还原为氮气。 d e p h a n o x 工艺d e p h a n o x 工艺是由w a n n e r 2 1 】在1 9 9 2 首次提出的双污泥反硝化脱氮除磷工艺雏形，其工作流程图如下，d e l f t 科技大学的k u b a l 2 2 l 等学者也对该工艺进行了较为深入的研究。硝化液回流图卜1 2d e p h a n o x 工艺该双污泥系统硝化菌独立于好氧硝化反应器中，解决了硝化菌需要的较长停留时间这一问题。d p b 回流污泥在厌氧池完成释磷和储存p h b 后，经初沉池分离后，富含d p b 的污泥超越至缺氧池，由于d p b 没有经过好氧池，所以它体内的p h b 几乎全用于反硝化吸磷作用，日本学者研究表明该工艺较传统工艺能富集更多的d p b ，这类微生物对体系的脱氮除磷功能具有很大的贡献。a 2 n s b r 工艺a 2 n s b r 工艺具有两个独立的s b r ，一个s b r 在依次经历厌氧缺氧段，主要是用来富集优势d p b 菌种：另一个好氧s b r 主要是培养硝化菌，以提供给d p b的足的电子受体【矧。国内重庆大学罗固源【2 4 1 等人对通过a 2 n s b r 双污泥工艺进入了较为深入的研究，该工艺成功实现了反硝化脱氮除磷功能，达到稳定良好的脱氮除磷效果，并分离出反硝化聚磷菌种，认为该工艺特别适合于处理b o d t p 值较低的污水。b c f s 工艺1 4武汉理工大学硕十二位论文b c f s 工艺是由荷兰d e l f t 技术大学研究歼发，是一种u c t 工艺的变型。在这种改良的u c t 工艺处理系统中，污泥能够利用硝酸盐作为电子受体，在缺氧环境条件下完成反硝化作用和超量聚磷。荷：兰b d g 公司与w g s 公司合作，构思出了该工艺的同心圆式反应池结构，实现了该工艺的紧凑设计，该工艺在荷兰已用于实际工程实践【2 5 1 。该工艺流程图如下进水( g o d n 吨p o ；j1 圈- f 型峋一一、丫由li 一1 - 1 3b c f s 工艺反硝化除磷工艺相比传统的除磷工艺在曝气量，碳源需求，剩余污泥量都相应减少，反硝化除磷技术也成为脱氮除磷领域的研究热点。c e 的值，污泥龄，p h 值，溶解氧以及n 0 ；n 0 2 - 浓度都会对反硝化除磷工艺产生影响，对各影响因素的适宜范围是该工艺的研究重点。1 4 2 4 反硝化除磷工艺的不足现有反硝化除磷工艺都在强化厌氧缺氧的反应过程以强化反硝化除磷作用，反硝化除磷工艺可能只有反应器中的部分位置利用了反硝化聚磷菌的同步除磷脱氮作用，与传统除磷脱氮工