（环境工程专业论文）猪场废水厌氧消化液后处理生物脱氮新技术研究.pdf

、6 5 4 4 0 x 猪场废水厌氧消化液后处理生物脱氮新技术研究 环境工程专业 研究生操卫平指导教师李正山 针对猪场废水厌氧消化液高氨氮、低c n 比、可生化性差的水质特点，本研 究拟通过添加一定量的猪粪原水改善其可生化性，利用s b r 工艺良好的脱氮效果 进行好氧后处理，促进系统的反硝化作用，补充硝化过程消耗的碱度，维持系统 适宜的p i 值，保证氨氮降解性能稳定。并通过配水量间接控制系统p h 值，再结 合溶解氧等调控措施建立亚硝化一反亚硝化生物脱氮体系，在此基础上确定实现 亚硝化反亚硝化生物脱氮的途径及影响因子，研究配水比例、曝气量、运行周 期、初始氨浓度对亚硝化过程的影响。最后通过对工艺条件优化调控，建立配水 一亚硝化一反亚硝化一s b r 处理猪场废水厌氧消化液的新技术工艺，降低生物脱氮所 需c n 比，解决高氨氮低碳源猪场废水厌氧消化液好氧后处理的难题。同时对不 同c n 比条件下的反硝化速率，以及亚硝氮和硝氮的反硝化速率对比作初步研究。 实验结果表明，向厌氧消化液中添加原水改善可生化性后，废水的c n 比由 o 3 升高到2 2 3 ，反硝化作用明显加强，有效补充了碱度从而维持系统p h 在7 5 - - 8 0 之间，保证了硝化反应的正常进行，氨氮和c o d 的去除率大幅度提高。在 配水比例为3 0 ，曝气量为1 8 0 l h ，每天运行3 周期( 曝气4 小时、闲置4 小 时) 条件下，s b r 处理出水能获得接近1 0 0 的n h s - n 去除率，n 0 2 - n 的累积也 比较高，距硝化率高达9 0 以上，有利于短程硝化反硝化的进行。 本研究条件下，影响氨氮降解和亚硝化的主要因子是p h 和溶解氧( d o ) 。 p h 在7 5 8 0 之间时，氨氧化反应进行良好并且n 0 2 - n 的累积明显，p h 小于6 ， 将严重抑制硝化反应的进行。溶解氧对氨氧化产物有重大影响，控制d o 在 1 0 m g l 以下，硝化过程以亚硝化为主，亚硝化率较高。通过添加猪粪原水问接 控制系统p h ，再结合溶解氧等调控措施，可以作为实现短程硝化的有效途径。 反硝化实验研究表明，废水c n 比对反硝化过程影响明显，c n 比越高，反 硝化速率越快；在总硝态氮一定的条件下，n q - n 所占比例越大，n 0 3 n 浓度越 低，反应将以反亚硝化为主，反硝化速率更快。 关键词猪场废水厌氧消化液生物脱氮短程硝化反硝化 s t u d y o fn e w t e c h n o l o g y o n b i o l o g i c a ld e n i t r i f i c a t i o n f o rp o s t - t r e a t m e n t o f a n a e r o b i c a l l yd i g e s t e d e f f l u e n t o f p i g g e r y w a s t e w a t e r m a j o r ：e n v i r o n m e n t a le n g i n e e r i n g g r a d u a t e ：c a n w e i p i n gs u p e r v i s o r ：l iz h e n g s h a n a n a e r o b i c a l l yd i g e s t e de f f l u e n to fp i g g e r yw a s t e w a t e rh a dt h ec h a r a c t e r i s t i co f h i g ha m m o n i a ，l o wc n ，w h i c hi sh a r dt ob i o d e g r a d e s e q u e n c i n gb a t c hr e a c t o rw a s u s e dt ot r e a ta n a e r o b i c a l l yd i g e s t e de f f l u e n tb ym e a n so f a d d i n gs o m es w i n ew a s t et o i n c r e a s et h e b i o d e g r a d a b i l i t y i no r d e rt oa c c e l e r a t e d e n i t r i f l c a t i o n ，c o m p l e m e n t a l k a l i n i t y , a n dm a i n t a i np ht og u a r a n t e et h es t a b l ep e r f o r m a n c eo fd e g r a d a t i o nf o r a m m o n i a t h e ni no r d e rt of i n dt h ee f f e c t i n gf a c t o r so fv i an i t r a t i o n ，s u c hd i v i s o r sa s a d d i t i o na m o u n to fs w i n ew a s t e ，i n f l a t i o nq u a n t i t y , r u r m i n gc y c l ea n dc o n c e n t r a t i o no f f r e ea m m o n i aw e r ec h o s e nt om a k ee x p e r i m e n t s f i n a l l yu n d e rt h eo p t i m i s a t i o n c o n d i t i o nt h en e w t e c h n o l o g yo nb i o l o g i c a ld e n i t r i f i c a t i o nv i a n i t r a t ew a se s t a b l i s h e dt o s o l v et h ep u z z l ef o rt r e a t m e n to fa n a e r o b i c a l l yd i g e s t e de f f l u e n tw i t hh i 曲a m m o n i a a n dl o wc a r b o n t h er e s u l t ss h o w e dt h a ta f t e ri n c r e a s i n gt h eb i o d e g r a d a b i l i t y , p hw a sb e t w e e n7 5 a n d8 0a n dr e m o v a lr a t ef o rc o da n dn h 3 - na c h i e v e das i g n i f i c a n ti m p r o v e m e n ti n s y s t e mp e r f o r m a n c e u n d e rt h e c o n d i t i o no fa d d i n g3 0 s w i n ew a s t e ，i n f l a t i o n q u a n t i t yo f18 0 l ha n d3r u n n i n gc y c l ep e rd a y , t h er e m o v a lr a t e f o rc o da t t a i n e d a b o u t1 0 0 a n dt h ea c c u m u l a t i o no fn i t r a t ew a sh i i g h t h er a t eo fn i t r i f i c a t i o nv i a n i t r a t ei sa b o v e9 0 ，w h i c hd i dg o o dt or e a l i z es h o r t c u tn i t r i f i c a t i o n t h ec h i e ff a c t o r se f f e c t i n gn i t r i f i c a t i o nv i an i t r a t ei n c l u d e dp ha n dd i f f l u e n t o x y g e n ( d o ) i fp h w a sb e t w e e n7 5a n d8 0 ，t h ee f f e c to fa m m o n i ao x i d a t i o nw a s w e l la n dt h ea c c u m u l a t i o no f n i t r a t ew a sh i i g h i f d ou n d e r1 0m g l ，t h em a i np r o c e s s o fn i t r i f i c a t i o nw a sv i an i t r a t ea n dt h e r a t eo fn i t r i f i c a t i o nv i an i t r a t ew a sh i g h a d j u s t r i ga d d i t i o na m o u n to f s w i n ew a s t ea n dd i f f h i e n to x y g e nc o u l db er e g a r d e da s p a t h t or e a l i s es h o r t c u tn i t r i f i c a t i o n t h er e s u l t so f d e n i t r i f i c a f i o n e x p e r i m e n t ss h o w e dt h a tc 肘h a d a p p a r e n t i n f l u e n c e o nt h e p r o c e s so f d e n i t r i f i c a t i o n t h em o r ec nw a sh i g h ，t h em o r et h er a t ew a sf a s t i f t h ea m o u n to f t nw a s c e r t a i n , w h e nt h er a t eo f n 0 2 n 、, v a sh i g ha n dt h ec o n c e n t r a 6 0 n o f n 0 3 - n w a sl o wt h er a t eo f d c n i t r i f i c a t i o nw a s h i g h e r k e y w o r dp i g g e r yw a s t e w a t e r , a n a e r o b i c a l l yd i g e s t e de f f l u e n t b i o l o g i c a ld e n i t r i f l c a t i o n , s 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 e a t i o n 叫川人学硕i 学位论文 第一章前言 1 猪场废水的特点与危害 近年来，我国规模化猪场发展迅速，猪场生产过程中有些污染伴随而来， 这就是逐步增加的向环境中大量排放的猪场废水【1 1 。它们大多未经妥善回收利 用与处理、处置就直接排放，对环境造成严重污染，产生极其不良的影响 2 , 3 , 4 1 。 在许多地区，畜禽养殖业产生的废水超过环境的容纳量，已经或正在成为比工 业废水、生活污水更大的污染源l ”。因此，猪场废水的处理已引起了养殖场业 主及有关部门的高度重视，并采取了一系列防治措施。 。 猪场废水主要包括猪粪尿和冲洗废水【5 ，6 i ，属于高浓度有机废水，氨氮和s s 的含量都很高饥。有关研究资料表明哪】，猪场排放废水中b o d 5 高达( 2 0 0 0 8 0 0 0 ) m g l ，c 0 观，高达( 5 0 0 0 2 0 0 0 0 ) m g l ，且s s 浓度也超标数十倍。随着养 殖场规模的扩大，饲养数量的增多，使大量的粪便污水相对集中，以致于无法 在周围有限的土地上消化完全而成为污染源，对环境造成极大危害。 国外【1 0 1 1 , 1 2 , 1 3 1 对养猪业污染的危害性和严重性认识较早，我国环境科技工作 者也已经认识到猪场废水对环境的危害性，其主要表现在以下几个方面： ( 1 ) 污染地表水和地下水源 ( 2 ) 污染大气环境 ( 3 ) 引起传染病和寄生虫病的蔓延 ( 4 ) 传播人畜共患病，直接危害人体健康 ( 5 ) 厌氧处理过程中产生甲烷气体，影响温室效应 2 猪场废水处理技术现状 猪场废水的处理方法很多，但目前尚难找出种单一的处理方法就能达到 所要求的满意效果。猪场废水的处理方法可简单的归纳为物理法、物理化学法、 化学法、生物法，其中应用最广泛的是牛物处理法，即主要通过微生物把废水 中的有机物转化为新的微生物细胞以及简单的无机物形式t 从而达到去除有机 荨l | f 场废水厌钒消化敞后处理生物脱氮新技术研究 物的目的5 1 。从采用的工艺技术来看，有厌氧处理、好氧处理、厌氧好氧组合 处理以及氧化塘、人工湿地【。5 1 自然处理等。 2 1 厌氧生物处理 厌氧处理实质上是指厌氧甲烷化，是一个有多种微生物参与的生物化学过 程，大致可分为产酸和产甲烷两个阶段【i ”。产酸阶段主要是水解和消化菌群将 复杂的有机物分解为简单的有机物，进而降解为各种有机酸；产甲烷阶段主要 是产甲烷，将各种有机酸转化为c t h 和c 0 2 ( 沼气) 。厌氧处理技术经历了一个 漫长的过型哺】，从起初的化粪池、厌氧接触法的基础上发展了上流式厌氧污泥 床、厌氧生物滤池、折流式厌氧池、二相厌氧消化法【l7 】等工艺。这些厌氧工艺 可以在高温条件下处理基质浓度很高的废水，处理效果会大大提高；能季节性 或间接性运行；产生的消化气体中含有甲烷，为高能量燃料，可作能源加以回 收利用f l8 1 ：但是，厌氧污泥增长很慢，使得系统启动时问较长9 】；加之系统对 温度的变化比较敏感，温度的波动对去除效果影响很大：而且对于废水中含有 的氨氮去除效果不明显【2 。所以，厌氧处理往往只能作为预处理工艺来使用， 对厌氧出水( 厌氧消化液) 还需要进行后处理。 2 2 好氧生物处理 好氧生物处理的基本原理是，利用微生物在有氧条件下快速她将有机物分 解，同时合成自身细胞，它可作为厌氧出水( 厌氧消化液) 的后处理工序，进 一步降解废水中的c o d 。，、氨氮等污染物。好氧处理常采用的工艺有活性污泥法、 接触氧化法，氧化沟、间歇式活性污泥法( s b r ) 。 采用好氧技术对猪场废水进行处理，研究最多的是s b r 工艺i “】，其具体工 艺流程为进水一曝气一沉淀一出水一闲置【2 2 j 。国内往往采用s b r 工艺作为厌氧 阶段的后处理工序，用于处理猪场废水厌氧消化液，但是在生物脱氮硝化反应 过程中需要补充碱度。杨虹等小试 2 3 】中发现，如果不加碱，处理效果往往不理 想，氨氮去除率小于6 0 ，出水中氨氮浓度为6 0 0 m g l 左右。徐洁泉1 2 4 】等人在 2 删川人学颇i j 学位论文 采用s b r 对猪场粪便污水处理的生产实验中也发现，厌氧消化液直接用s b r 处 理，污染物去除效果很差，c o d 。仅去除7 8 8 ，氨氮去除5 3 6 。 2 3 厌氧、好氧联合工艺处理 厌氧处理较好氧处理具有节省能耗、效率高等优点，但由于厌氧处理的装 置启动所需的时间比好氧处理长得多，而且出水c o d c 。和n h 4 + n 浓度比较高。 达不到排放标准，因此在实际应用中，常把二者工艺结合使用，以好氧处理作 为厌氧处理的后处理，由于大部分有机物已在厌氧阶段去除，好氧部分的规模 和运行费用大大减少，整个厌氧一好氧系统的投资与运行成本大大降低。近年 来，我国有越来越多的规模化养猪场采用高效厌氧反应器作为厌氧处理单元， c o d 。，去除率可达7 0 8 0 ，并采用活性污泥法或生物接触氧化法作为好氧处理 单元，c o d 。去除率可达5 0 6 0 ，最后采用氧化塘作为深度处理单元，经这种 组合工艺处理后基本能达到国家三级排放标准。国外也在进行这种组合工艺的 研究，在美国的夏威夷州【2 引，为了使高浓度的猪粪废水的厌氧处理一体化，一 种用于处理冲洗猪粪的原生污水和厌氧消化液的生物固定膜和水生植物组合处 理工艺被系统地进行观察和研究。另外，在r 本口6 】、德国f 2 7 】、加拿大犯7 1 等地都 有各自的猪场废水处理组合工艺。 3 猪场废水厌氧消化液后处理现状 猪场废水经过厌氧处理后，厌氧消化液中仍含有相当数量的有机污染物， c o d c ，值一般在1 0 0 0 1 5 0 0m g l 左右，由于大部分可降解的有机物在厌氧处理 阶段被去除，b o d 。c o d 。，降为0 1 9 ，可生化性很差。同时在厌氧消化过程中 由于部分有机氮转化为无机氮，氨氮不但没有去除，反而有所上升，氨氮浓度 高达7 0 0 8 0 0m g 几，c n 比仅有0 2 - - 0 3 1 2 引。 有关猪场废水好氧处理的文献很多，但是对猪场废水厌氧消化液进行好氧 后处理的报导很少。对于猪场废水厌氧消化液的好氧后处理，研究人员进行了 大量的研究工作，并且在工程上也有应用。前几年，采用的方法主要是活性污 猜场废水厌：_ i = 【消化被后处理生物脱氮新技术研究 泥法和接触氧化法，也有采用氧化沟工艺。但是，处理效果均不理想，处理出 水c o d c ，仍在5 0 0 m g l 以上，尤其对n h 4 + - n 的去除效果差，出水仍达不至排放 标准k 2 4 1 。近年来，s b r ： 艺在猪场废水处理工艺中应用较为广泛【2 9 30 1 ，该工艺 对有机物、氮、磷均表现出很好的去除效果。但采用s b r 处理猪场废水厌氧消 化液的报导很少，已见的实验研究及工程实例中，效果都比较差，t n 去除率为 4 7 2 6 4 6 ，n h 4 + - n 去除率6 8 7 【3 l 】。 猪场废水厌氧消化液好氧后处理效果差的关键问题是，硝化作用致使系统 p h 降至6 以下，由于低c n 比( o 2 0 3 ) ，反硝化作用弱，碱度不足不能得 到回补，致使处理系统“酸化”，微生物性能恶化，硝化反应去除氨氮不能进行。 加碱是人们通常采用的方法，但是加碱大大增加了处理设旎和运行费用；另 种办法是提高反硝化效率，及时回补碱度。b e m e t d 2 】采用类似a o 工艺的厌氧 s b r + 好氧s b r 工艺来解决这个问题，将好氧s b r 出水回流至厌氧s b r ，反硝 化效率依赖于回流比。所得去除效果并不很好，t o c 去除率8 1 9 1 ，n h 4 + - n 去除率9 7 ，t n 去除率5 8 5 7 5 ，并且水力停留时f 自j ( h r t ) 长达2 2 5 3 0 天， 操作复杂。 由此可见，猪场废水厌氧消化液是一种典型的高氮低碳废水，其好氧后处 理仍是一大难题。要解决这一难题，必须寻求新的技术途径，研究新的生物脱 氮工艺，探索其技术原理。 4 高氮低碳废水生物脱氮研究进展 废水中的氮通常以有机氮和无机氮两种形态存在，而有机氮经过二级生物 处理后，一般也转化为无机氮【3 3 】。废水中的氨氮如果不加处理直接排放会对受 纳水体带来一系列危害，不仅消耗水体溶解氧、引起水体的富营养化，而且在 转化过程中产生亚硝酸盐和亚硝铵，对水生动物有很大的毒害作用，甚至危害 人类健康【3 4 1 。从废水中去除氨氮是近年来水处理研究的重要课题，在氮素污染 物的控制中，国内外主要采用生物脱氮技术研究的热点集中在如何改进传统 的硝化反硝化工艺【”i 。尤其是针对高氨氮、 低碳源废水，急需解决反硝化过 程中碳源不足、总氮去除率不高等问题，从而为高浓度氨氮废水的生物脱氮提 4 叫川人学峨l ：学位论史 供可能的途径。 41 传统生物脱氯机理 传统生物脱氮理论 3 6 1 认为生物脱氮必须使n h 3 _ n 经历典型的硝化和反硝 化过程才能得以去除，即在好氧条件下，自养型硝化菌将氨氮转化为亚硝酸盐 氮，继而氧化成磷酸盐氮然后在厌氧条件下，藏性异养菌将n 0 3 - n 还原成 n 0 2 - n ，最后转变成n 2 逸出，其途径如图2 1 所示。 l 一反趟孙，一删鹰 i - - 反南化r 自嘲( 过程) - 叫增加奠崖 。映瓣嘲 。 图1 - 1 生物硝化一反硝化途径示意图 硝化反应是由一类自养好氧微生物完成的，它包括两个步骤：第一步称为 亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐氮；第二步称为硝化过程， 由硝酸菌将亚硝酸龄氮进一步氧化为硝酸豁氮。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化 菌，都利用无机碳化合物作为碳源，从n h ，。+ 或n o ：一的氧化反应中获取能量 3 7 1 。反 硝化反应是由一群异养型微生物完成的，它的主要作用是将硝酸盐或亚硝酸盐 还原成n ：或n ：0 ，反应在无分子态氧的条件下进行。反硝化细菌在自然界很普 遍，多数是兼性的，在溶解氧浓度极低的环境中可利用硝酸盐中的氧作为电子 受体，有机碳源则作为电子供体提供能量并被氧化稳定1 3 ”。 猪场废水厌氧滑化液后处理生物脱氰新技术研究 4 2 传统生物脱氮工艺处理高氮低碳废水时存在的问题 传统硝化一反硝化工艺在废水生物脱氮方面起到了一定的作用，但存在以 下问题【3 8 】； ( 1 ) 硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高生物浓度，造成系统总水力停留时 间( h r t ) 长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用。 ( 2 ) 硝化过程是在有氧条件下完成的，需要大量的能耗。 ( 3 ) 反硝化过程需要一定的有机物，废水中的c o d 。，经过曝气有一大部分被去 除，因此往往要外加碳源。 ( 4 ) 系统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，增加了动力消耗和运行费用。 ( 5 ) 抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐会抑制硝化菌的生长。 ( 6 ) 为中和硝化过程产生的酸度，需要加碱中和，增加了处理费用。 传统的生物脱氮过程由硝化反应和反硝化反应实现，硝化和反硝化反应的 进行是受到一定制约的：一方面，自养硝化菌在大量有机物存在的条件下，对 氧气和营养物的竞争不如好氧异养菌，从而导致异养菌占优势，使得氨氮不能很 好的转化为亚硝酸盐或硝酸盐：另一方面，反硝化需要一定的有机物作电子供 体。上述硝化菌和反硝化菌的不同要求导致了生物脱氮反应器的不同组合，如 硝化与反硝化由同一污泥完成的单一污泥工艺和由不同污泥完成的双污泥工 艺。前者通过交替的好氧区和厌氧区来实现，后者则通过使用分离的硝化和反 硝化反应器来完成。如果硝化在后，需要将硝化出水回流；如果硝化在前，需 要外加碳源作电子供体，增加处理成本。这种两难处境在氨氮浓度低的城市污 水处理中表现的还不是很明显，在高氨氮、低碳源废水生物脱氮处理中则表现 得很突出。在实际废水生物脱氮过程中，许多研究者认为只有当c n 比大于4 6 时1 3 9 1 ，才能满足反硝化菌对碳源的需要，达到完全脱氮的目的。对于高氨氮、 低碳源废水，由于废水中含高浓度的氨氮且c n 比偏低，废水本身所能提供的 碳源不能满足反硝化的要求，因此总氮去除率不高。 叫川1 人学颂 学位论文 4 3 生物脱氮新技术工艺 近些年来，生物脱氮理论方面有了许多进展，人们试图从各个方面突破生 物脱氮的困境，如 1 ：发短程硝化反硝化脱氮工艺；与传统生物脱氮理论不同的 一些生物过程被发现，例如发现了氨与亚硝酸盐硝酸豁在缺氧条件下被同时转 化为氮气的生物化学过程，这一过程被称为厌氧氨氧化：好氧反硝化菌和异养 硝化菌的发现奠定了同时硝化反硝化生物脱氮的理论基础。 4 3 1 短程硝化反硝化 短程硝化反硝化就是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段而终止，然后直接进 行反硝化。早在1 9 7 5 年，v o e t s 等ho 】就发现在硝化过程中n c h 积累的现象，并 首次提出了短程硝化反硝化生物脱氮的概念，又称为亚硝化型生物脱氮。1 9 8 6 年s u t h e r s o n 等j 经小试研究证实了经n 0 2 途径进行生物脱氮的可行性，同 时t u r k 和m a v i n i c 【4 2 j 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 途径生物脱氮的研究并取得了成功。 比较全程硝化反硝化与短程反硝化的反应途径，可以发现短程硝化反硝化 具有如下的优点 4 3 , 4 4 , 4 5 】- ( 1 ) 硝化阶段可节约2 5 的需氧量，降低了能耗。 ( 2 ) 反硝化阶段可减少4 0 的有机碳源。从理沦计算，硝化型反硝化c n 比为 2 8 6 ：1 ，亚硝化型反硝化c n 比为1 7 1 ：l ，即在c n 比较低的情况下提 高t n 的去除率。 ( 3 ) 反应时间缩短，反应器容积可减小。 ( 4 ) 具有较高的反硝化速率( n 0 2 - 的反硝化速率通常比n 0 3 高6 3 左右) 。 ( 5 ) 污泥产量降低，硝化过程可少产污泥3 3 一3 5 左右，反硝化过程中可 少产污泥5 5 左右。 ( 6 ) 减少了投碱量等。 由于废水生物处理反应器均为丌放的非纯培养系统，如何控制硝化停止在 n 0 2 是实现短程硝化的关键。硝化过程是山亚硝酸菌和硝酸菌协同完成的，出 7 讲场姨水胰钒消化液后处理，e 物脱氮新技术f i j d 于两类细菌在，r 放的生念系统中形成较为紧密的互生关系，因此完全的亚硝化 是不可能的。短程硝化的标志是稳定且较高的n 0 2 积累，即亚硝化率较高 n 0 2 - n ( n 0 2 n + n 0 3 一n ) 至少大于5 0 。影响n 0 2 积累的因素主要有： ( 1 ) 温度 温度对亚硝酸菌和硝酸菌的活性影响不同，1 2 1 4 。c 下活性污泥中硝酸菌 活性受到严重的抑制，出现n 0 2 积累。1 5 3 0 c 范围内，硝化过程形成的n 0 2 可完全被氧化成n 0 3 ，温度超过3 0 。c 后又f _ f i 现n 0 2 积累【4 6 】。 ( 2 ) 溶解氧浓度 亚硝酸萤和硝酸菌都是好氧菌，一般认为至少虚使d o 在2 0 m g l 以上时 才能较好的进行硝化作用，否则硝化作用会受到抑制。h a n a k i 等人1 盯1 研究表明： 在2 5 。c 时，低溶解氧( 0 5 m g l ) 条件下，亚硝酸菌的增殖速率加快( 近l 倍) ， 使得从n h 3 n 氧化到n 0 2 n 的过程没有受到明显影响；而硝酸菌的增殖速率没 有任何提高，从n 0 2 n 到n 0 3 n 的氧化过程受到严重的抑制，从而导致n 0 2 的大量积累。 ( 3 ) p h 值 p h 值对亚硝化反应的影响有两方面，一方面是亚硝酸菌生长要求有合适的 p h 环境。据文献报导，适合亚硝酸菌生长的p h 在7 4 8 3 之间，最佳值在8 0 左右，适合硝酸菌生长的p l 为6 o 7 5 ，最佳值在7 0 附近1 4 射。反应器中p h 升高到8 以上，则出水中n 0 2 浓度升高，硝化产物中n 0 2 n 比率增加。出现 n o z 积累。另一方面，p h 值对氨的形态有重大影响，反应式如下： n h 3 + h 2 0 n h d + + o h 分子态游离氨( f a ) 浓度随p i 的升高相应增大，直接影响亚硝酸菌的活性。 ( 4 ) 氨氮浓度与游离氨( f a ) 废水中氨随p h 值不同分别以分子念和离子念形式存在，分子态游离氨( f a ) 对硝化作用有明显的抑制作用。硝酸菌比亚硝酸菌更易受到f a 的抑制。一些研 究表明【4 9 】，f a 对硝酸菌的抑制浓度为0 1 1 0m g l ，对亚硝酸菌的抑制浓度 为1 0 1 5 0m g l 。如果f a 浓度高于硝酸菌的抑制浓度，而低于亚硝酸菌的抑 制浓度，亚硝酸菌能够正常增殖和氧化，而硝酸菌被抑制，将会出现n 0 2 积累 ( 5 ) 泥龄 叫川人学颤1 学位论文 泥龄表示活性污泥在曝气池内的平均逗留时间，也反映了曝气池中污泥全 部更新次需要的时间。由于 亚硝酸菌的世代周期比硝酸菌世代周期短，在悬 浮处理系统中，若泥龄介于亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间时，系统中 硝酸菌会逐渐被冲洗掉，使亚硝酸菌成为系统优势硝化菌，形成亚硝酸型硝化。 ( 6 ) 有害物质 硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化过 程有明显抑制作用。相对于亚硝酸菌来说，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接 触有害物质的初期会受抑制，出现n 0 2 积累。 虽然很多因素会导致硝化过程中出现n 0 2 - 积累，但目前对此现象的理论解 释还不充分，认识有所不同。a n t h o n i s e n t 4 q 在试验中注意到高浓度游离氨( f a ) 对硝化细菌有抑制作用，并影响到硝化产物。a l l e m a n l 4 9 j 在此基础上进一步研究 后提出了n 0 2 积累的选择性抑制学说，认为亚硝酸菌和硝酸菌对f a 敏感度不 同，只要控制系统中f a 浓度介于硝酸菌抑制浓度和亚硝酸菌抑制浓度之间就可 保证氨氧化难常进行，而n 0 2 的氧化受到阻碍，形成n 0 2 积累。但另一些试验 表明，高浓度f a 抑制所造成的n 0 2 。积累并不稳定，时间长系统中n 0 2 浓度 和亚硝化率均会下降。a n t h o n i s , e n 就提出硝酸菌对f a 有适应往，f a 对该菌的 抑制浓度随之改变，而且这种适应性是不可逆转的h 4 j ，即便再进一步提高f a 浓度，亚硝化率也不会增加。国内学者在进行高氨氮凌水生物处理中也遇到类 似情况【5 0 1 。在设旌运行初期，负荷增长过程中或遭遇到冲击负荷以及进水水质 波动较大时都会出现亚硝化现象。好氧段出水中n 0 2 浓度增加。甚至运行扔期 硝化产物几乎以n 0 2 为主，但经过一段时间的恢复与适应后，出水又以n 0 3 为主。因此如何长久稳定地维持n o z 积累的问题有待子进一步研究。 4 3 2 厌氧氨氧化 厌氧氨氧化的基本原理是在厌氧条件下，微生物细菌直接以n h ，作电子供 体，以n 0 2 或n 0 3 一为电子受体，将n h 4 + 、n 0 2 、n 0 3 转变成l , 1 2 的生物氧化过 程1 5 t 5 2 , 5 5 1 。1 9 9 4 年，k u e n e n 等洋1 发现某些细菌在硝化反硝化反应中能和用n o z 或n 0 3 作电子受体将n i - 1 4 + 氧化成n 2 和气念氮化物；1 9 9 5 年，m u l d e r 和 猜场废水版毹消化液后处删生物脱氮新技术研究 v a n d e - g r a a f 等 5 5 1 用流化床反应器研究生物反硝化时，发现出水中氨氮也可以在 缺氧条件下消失，而且氨的转化总是和n 0 3 的消耗同时发生，并伴随有气体产 生，因此证实了氨氮的厌氧生物氧化现象。实验研究发现：厌氧反应器中n h 4 + 浓度的降低与n 0 2 或n 0 3 的去除存在一定的比例关系，发生的反应可假定为： 5 n h 4 + + 3 n 0 3 一一4 n 2 + 9 h 2 0 + 2 h + g ( 标态) = 一2 9 7kj mol n h 4 + n h 4 + + n 0 2 一n 2 + 2 h 2 0 g ( 标态) = 3 5 8kj mol n h 4 + 根据化学热力学理论，上述反应的ag 4 6 时1 3 9 ，可以认为碳源充足，才能达到完脱氮的目的。从 表2 - 1 可以看出，猪场废水厌氧消化液含有高浓度的氨氮，b o d s ? i n 比远小于 4 ，通过传统的硝化反硝化生物脱氮途径是不可行的。 为了解决高氮低碳废水生物脱氮的难题，人们研究了亚硝化生物脱氮，降 低反硝化过程对有机碳源的需求。实现亚硝化生物脱氮的关键在于将硝化过程 控制在亚硝化阶段，n 0 2 - n 不再继续氧化成n 0 3 n ，然后通过反硝化作用把 n 0 2 n 还原成n 2 。影响亚硝化过程的因素有p h 、温度、溶解氧、游离氨浓度、 有机质、污泥泥龄、有毒物质等，以下对p h 、溶解氧、游离氨浓度、有机质这 几个主要因素的影响机理作具体探讨。 p h 对亚硝化反应的影响主要体现在两方面，一方面是硝化细菌的生长要求 有合适的p h 环境，另方面，p h 影响游离氨( f a ) 浓度。适合亚硝酸菌生长的 p h 在7 4 8 3 之间，最佳值在8 0 左右，适合硝酸菌生长的p h 为6 o 7 5 ， 最佳值在7 0 附近【4 羽。f h 低于5 5 时，硝化反应完全停止，p h 升高到8 以上， 亚硝氮积累明显。据资料报导，游离氨( f a ) 浓度会抑制亚硝酸菌和硝酸菌的 活性，而且硝酸菌比亚硝酸菌更易受到f a 的抑制。f a 浓度不仅和总氨浓度有 关，还受p h 影响，计算公式如下： n h 3 + h 2 0 一n m + + o h 。 。( 总氨浓度) 1 0 朋 f e 墨，) + 1 0 印 吒：n h 3 n 在水溶液中的平衡常数( 2 5 时，= 1 0 _ 4 8 ) k 。：水的平衡常数( 2 5 时，k 。= 1 0 1 4 ) 蚝k ，= e x p 6 3 3 4 ( 2 7 3 + 1 3 】 1 6 四川大学硕士学位论文 a n t h o n i s e n ”等人认为，当溶液中f a 在o 1 1 0 m g l 时就已经对硝酸菌有 抑制作用了，f a 浓度大于1 5 0 m g l 时，亚硝酸菌的活性完全受到抑制。m a u r e t h 1 等人在实验中发现，f a 在1 0 m g l 以上才会抑制亚硝酸菌的活性，认为亚 硝氮的积累是由于f a 对硝酸菌的抑制所致。 硝化过程是一个好氧过程，一般认为要达到完全硝化，硝化系统中溶解氧 浓度应大于2 m g l 1 8 】。但很多研究者【4 7 1 都认为，低溶解氧浓度是生物硝化系统 中亚硝态氮积累的主要原因，当溶解氧浓度低于o 5 m g l 时，亚硝酸菌的亚硝 化速率并未受到影响。k e i s u k e 根据测出的亚硝酸菌的底物利用速率指出【4 7 1 ， 在低溶解氧条件下，亚硝酸菌的产率成倍提高抵消了低溶解氧对氨氧化速率降 低的影响；而在此条件下，硝酸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态氮的积累；而提高溶解 氧浓度，硝酸菌氧化亚硝态氮的速率提高，反应器中不再出现亚硝态氮的积累。 活性污泥系统中的有机质是影响硝化速率和过程的重要因素。生物脱氮理 论认为u ”。硝化细菌在大量有机物存在的螽件下，对底物租溶解氧的竞争不如 异养菌，硝化细菌的生长受到抑制，污泥中硝化细菌的比率降低。k e i s u k e 【4 7 】 等人利用悬浮性活性污泥系统研究了可生物降解性有机物对硝化细菌活性的影 响，认为有机物对硝化细菌活性的下降没有直接作用，是通过影响异养菌的活 性来间接影响硝化细菌，影响机理有三个： ( 1 ) 有机负荷的提高，异养菌因生物合成作用增加了氨氮摄取量，导致亚硝 酸细菌可利用底物减少，活性降低。 ( 2 ) 有机负荷的提高，异养菌的活性提高，导致亚硝酸细菌与氮氮的亲和力 下降，从而使得亚硝化速率下降。 ( 3 ) 有机负荷的提高，异养菌增殖迅速，硝化细菌被大量异养菌“包裹”在 污泥颗粒内部，使得氨氮与亚硝化细菌之间的传递阻力增大，导致亚硝 化速率下降。 1 7 猪场废水厌氧消化液后处理生物脱氮新技术研究 第四章猪场废水厌氧消化液后处理技术研究 1 厌氧消化液可生化性改善试验 猪场废水厌氧消化液可生化性很差，c n 比仅有0 2 一o 3 2 踟，直接采用s b r 工艺进行处理的效果很差。向厌氧消化液中添加3 0 的猪粪原水改善其可生化 性，然后对可生化性改善前后的厌氧消化液( 水质指标见表4 1 ) 进行好氧后 处理对比研究，经过一个多月的运行，处理效果见表4 2 、4 3 。 表4 1可生化性改善前后的厌氧消化液水质一览表 由表可知，向厌氧消化液中添加猪粪原水后，b o d 5 c 0 瞻由0 1 9 提高到 0 3 9 ，可生化性明显改善，c n 比升高到2 2 3 。采用s b r 工艺处理可生化性改 善后的厌氧消化液，c o d 和n h 。一n 去除效果均有大幅度提高，去除率分别达到 四川大学硕士学位论文 8 5 2 - - 8 7 0 和9 9 1 一9 9 6 ；出水c 0 睢、n h 3 一n 浓度也大大降低，在n h ，一n 进水浓度高达7 3 3 m g l 的条件下，出水n h 。一n 小于1 0 m g l 。由此可以说明，影 响猪场废水厌氧消化液好氧后处理的关键因素是其可生化性，采用添加猪粪原 水的办法改善其可生化性是可行的。 2 添加原水对硝化和反硝化的影响 在对可生化性改善前后的厌氧消化液进行好氧后处理过程中，跟踪监测一 个反应周期( 曝气4 小时，闲置4 小时) 的p h 、n h 3 一n 、n 0 2 - n 、n 0 3 - n 以及 c o d 。，的变化过程，分别如图4 1 、4 - 2 、4 3 所示。 图4 1s b r 处理厌氧消化液一个反应周期内p h 的变化规律 由图舢1 可知，可生化性改善前后的厌氧消化液在一个s b r 反应周期内p h 的变化规律大致相同，硝化过程由于氨氧化消耗碱度使得p h 下降，反硝化过 程产生碱度使p h 升高。但是改善后的p h 变化幅度不大，始终处于偏碱性( 7 5 - - 8 0 ) 区间，而改善前的p h 在硝化结束时降到6 0 ，反硝化结束时p h 才上升 到7 1 4 。这主要是由于原水的加入使厌氧消化液可生化性改善，提高了废水的 c n 比，反硝化作用加强，产生的碱度弥补了硝化阶段消耗的碱度并且有剩余。 碱度充足，缓冲作用强，以致p h 不会随着硝化反应的进行持续下降。据文献 1 9 猪场废水厌氧消化液后处理生物脱氮新技术研究 报导，适合亚硝化菌生长的p h 在7 4 - - 8 3 之间，适合硝化菌生长的p h 为6 o 7 5 4 8 1 如果反应器中p h 低于6 ，整个硝化反应会受到抑制。照此趋势长期运 行下去，未改善可生化性的厌氧消化液的s b r 出水p h 持续下降到6 0 以后， 硝化反应将不能正常进行，n h 3 - n 得不到降解。另外，未改善可生化性的厌氧 硝化液在反应初期p h 有略微升高，因为此阶段主要为微生物对有机物和氨氮 的吸附阶段。p h 升高的原因有3 个1 6 8 , 6 9 1 ：( 1 ) 微生物对有机物进行吸附利用 使体系中的有机酸含量减少，从而引起p h 升高；( 2 ) 异氧微生物对有机物的 分解代谢要产生c 0 2 ，曝气吹脱使得体系内的c 0 2 量减少而引起p h 升高；( 3 ) 微生物的呼吸活动会消耗体系内的盯引起口h 升高。改善可生化性后的厌氧硝 化液没有出现此类情况的原因是，s b r 体系在长期运行过程中，始终保持在7 5 - - 8 0 之间，适合硝化细菌的生长。硝化细菌在与异氧菌的竞争中占优势，体系 从反应一开始就以硝化作用为主，异氧微生物对有机物的吸附降解是次要的， 所以p h 的总体趋势是随着硝化反应的进行而下降。 t n h 3 一n ( 改善前) + n i 3 一n ( 改善后) + c o d ( 改善前) 卜c o d ( 改替后) 图4 - 2s b r 处理厌氧消化液一个反应周期内n h 。- n 、c o d c 。的变化规律 由图4 2 所示，可生化性改善前后，厌氧消化液的n h 3 - n 在一个反应周期 内变化趋势基本相同，但改善后n h 3 - n 的降解速度明显比改善前快，去除率更 四川大学硕士学位论文 高。改善前，一个曝气周期内n h 3 - n 从1 8 8 6 m g i l 降到1 0 9 2 m g l ，去除率仅 为4 2 1 0 ：而改善后n h 3 - n 从9 1 6 m g l 降到3 2 r o d e ，去除率9 6 5 1 。这是 由于改善后体系适宜的p h ( 7 5 - - 8 o ) 保证了硝化反应的正常进行，n h 3 - h 能 得到充分的降解。而改善前体系p h 在不断运行过程中持续下降至酸性，微生 物细菌的活性受到抑制，硝化反应不能正常进行，n i - 1 3 - n 不能有效降解而不断 累积，造成初始氨浓度越来越高，初始氨浓度太高又会抑制硝化反应的进行。 本次实验中，改善前体系的初始氨浓度( 1 8 8 6 m g l ) 比改善后( 9 1 6 r o d e ) 高， 一个周期内n h 3 - n 的去除率也比改善后低很多，足以说明可生化性改善后的厌 氧消化液的s b r 处理效果比改善前有显著提高。从c o d 。的变化曲线看，改善 前后规律大致相同，曝气过程中c o 吣降低幅度不大，去除率分别为2 1 1 和 1 8 9 0 ，改善后略高于改善前。闲置过程由于进水的加入，c o d 。快速升高，反 硝化过程中由于可生化性有机物的消耗c o d 。略微下降。 - - i - - n 0 2 - n ( 改善前) t n 0 2 一n ( 改善后) + n 0 3 - n ( 改善前) + n 0 3 - n ( 改善后