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组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 摘要 本论文在序列间歇式反应器( s b r ) 中添加组合纤维填料( z h 组合填料) ， 构成序批式生物膜法反应器( s b b r ) ，以传统s b r 工艺为对照，研究s b b r 工 艺对污染河水的净化效果，重点考察了不同运行条件对c o d c r 、硝态氮和总氮去 除的影响。主要研究内容分为三部分，一是通过正交试验，确定反应器的最佳运 行模式；二是反应器运行影响因素研究，研究不同进水硝态氮浓度、p h 值、c n 比以及低温条件下，两反应器处理污染河水的效果及污染物去除特性；三是反应 器污泥活性分析，研究反应器中成熟污泥的亚硝化活性、硝化活性和反硝化活性， 初步探讨反应器的脱氮特性。通过研究得到如下结论： ( 1 ) 正交试验得出的理论分析结合实际运行情况，选定两工艺的最佳运行 模式为进水1 0r a i n ，缺氧搅拌4h ，好氧曝气1h ，后缺氧搅拌2h ，沉淀排水5 0 r a i n 。在最佳运行模式下，s b r 工艺和s b b r 工艺对c o d c r 的去除率分别为9 7 2 8 和9 6 5 7 ，硝态氮去除率分别为9 9 9 1 和9 9 7 4 ，总氮去除率分别为9 9 5 1 和9 9 2 4 。 ( 2 ) 进水硝态氮浓度升高对两反应器c o d c ，的去除率影响很小，对硝态氮 和总氮的去除率影响较大。在进水硝态氮浓度较高的情况下，s b b r 工艺的处理 效率和运行稳定性远高于s b r 工艺。 改变进水硝态氮浓度时，同一反应器各运行周期内氮转化和c o d c ，去除的 总体趋势和规律相近。随进水硝态氮浓度升高，运行周期内亚硝态氮积累量增加， s b r 中亚硝酸盐的积累量高于s b b r 。由c o d c r 的初期快速吸附情况可以看出 附着生物膜对c o d c ，的吸附活性低于悬浮污泥。 ( 3 ) s b r 和s b b r 对c o d c ，去除率均在进水p h 值为8 0 时最高，6 0 时最 低。对硝态氮和总氮的去除率均在进水p h 值为7 o 时最高，9 0 时最低。s b r 工艺受进水p h 值的影响较s b b r 工艺稍为明显。 进水p h 值影响反硝化过程中亚硝态氮积累段的n 0 3 - n 还原速率、n 0 2 - n 积累速率和n 0 2 - n 还原速率。两个反应器在不同的进水p h 值条件下，一个运 行周期内混合液的p h 值变化趋势相似，都是先升高，后略有降低，且变化范围 较小，有利于保持较高的处理效率。 ( 4 ) 保持进水p h = 7 0 的条件下，c n 比的降低对两反应器c o d c r 去除率 影响均不大；随着c n 比从5 4 降至2 7 ，两反应器出水硝态氮和总氮浓度均呈 大幅升高趋势；c n 比由5 4 升高到8 4 时，两反应器的氮去除率并未提高。总 体来看，s b b r 工艺比s b r 工艺脱氮率高，在c n 比为2 7 时，s b b r 工艺去除 硝态氮和总氮的优势更为明显。 ( 5 ) 在低温( 1 0 ) 条件下，s b b r 工艺c o d c ，和氮去除率均未明显降低； s b r 工艺c o d c ，去除率略有降低，出水亚硝态氮大量积累，硝态氮和总氮的去 除率显著降低。 ( 6 ) 两反应器污泥的反硝化活性远大于硝化活性和亚硝化活性，可能是由 于反应器处理硝态氮含量高的废水，长期保持缺氧为主的运行方式，反硝化细菌 比硝化细菌得到了更有效的富集。运行过程中，s b r 工艺对亚硝态氮的积累比 s b b r 工艺更明显，分析反硝化活性时，仅以硝态氮的降解量计算反硝化速率是 不合适的，应以硝态氮和亚硝态氮总量的变化衡量反硝化活性。 关键词：污染河水处理组合填料s b b rc o d c ，脱氮污泥活性 s t u d yo nt r e a t m e n to fp o l l u t e dr i v e rw a t e rw i t h c o m b i n e dp a c k i n gs b b r a b s t r a c t i nt h i ss t u d y , c o m b i n e df i b r o u sp a c k i n g ( m o d e ln o z h ) w a sa d d e di n t oa s e q u e n c i n gb a t c hr e a c t o r ( s b r ) s y s t e m c o m p a r e d 州t l lac o n v e n t i o n a ls b r ，t h e l a b o r a t o r y - s c a l es e q u e n c i n gb a t c hb i o f i l mr e a c t o r ( s b b r ) f e d 州t l ls y n t h e t i c p o l l u t e dr i v e rw a t e rw a sd e s i g n e dt oi n v e s t i g a t et h ep e r f o r m a n c eo fp o l l u t i o nr e m o v a l s p e c i f i co b j e c t i v e so ft h er e s e a r c hw e r et oi n v e s t i g a t et h e e f f e c to fc h a n g i n g c o n d i t i o n so nc o d e rr e m o v a l ，n i t r a t er e m o v a la n dt o t a ln i t r o g e nr e m o v a l ss t u d y i sm a i n l yd i v i d e di n t ot h r e ep a r t s f i r s t l y , t h eo p t i m a lo p e r a t i n gc y c l ew a sd e f i n e d t h r o u g ho r t h o g o n a lt e s t s e c o n d l y ，e f f e c ta n dr e m o v a lc h a r a c t e r i s t i co fi n f l u e n t n 0 3 - nc o n c e n t r a t i o n , p h ，c n ，t e m p e r a t u r eo nt h ep o l l u t i o nr e m o v a lw e r es t u d i e d b a s e do nt h es t e a d ys y s t e m t h i r d l y , t h es l u d g ea c t i v i t yo fs b ra n ds b b r i n c l u d i n g n i t r o s a t i o na c t i v i t y , n i t r i f i c a t i o na c t i v i t ya n dd e n i t r i f i c a t i o na c t i v i t yw e r ei n v e s t i g a t e d i nb a t c he x p e r i m e n t a la p p a r a t u s n ec o n c l u s i o n so ft h i ss t u d yc a nb es u m m a r i e da s f o l l o w s ： ( 1 ) a c c o r d i n gt ot h eo r t h o g o n a lt e s t ( t h r e ef a c t o r sa n dt h r e el e v e l s ) a n do p e r a t i o n c o n d i t i o n , t h eo p t i m a lo p e r a t i o nc y c l ew a sd e t e r m i n e d ：10m i nf i l l i n g ，4hf i r s t a n a e r o b i cs t i r r i n g ，1ha e r a t i o n , 2hs e c o n da n a e r o b i cs t i r r i n g ，5 0r a i ns e t t l i n ga n d d r a w i n gf o rs b ra n ds b b r o nt h eo p t i m a lo p e r m i o nc y c l eo ft h el o n ga n ds t e a d y n m ，t h ec o d c r ，n 0 3 。- na n dt o t a ln i t r o g e nr e m o v a le f f i c i e n c yo fs b ra n ds b b r w e r e9 7 2 8 a n d9 6 5 7 ，9 9 9 l a n d9 9 7 4 ，9 9 5 1 a n d9 9 2 4 r e s p e c t i v e l y ( 2 ) b o t hi ns b r a n ds b b r w i t ht h ei n c r e a s eo fi n f l u e n tn 0 3 nc o n c e n t r a t i o n , c o d c rr e m o v a le f f i c i e n c yw e r es l i g h t l ya f f e c t e d w h i l en 0 3 - na n dt o t a ln i t r o g e n r e m o v a le f f i c i e n c yd e c r e a s e ds i g n i f i c a n t l y s b b rs h o w e dh i g h e rr e m o v a lr a t e so f n 0 3 。- n ，t n ，a n dm o r es t a b l eo p e r a t i o n 诵t i lh i g h e ri n f l u e n tn 0 3 。- nc o n c e n t r a t i o n t y p i c a lp r o f i l e so fn f h + - n ，n 0 2 - n ，n 0 3 。na n dc o d c rc o n c e n t r a t i o ni nac y c l e o fs b ra n ds b b rw e r eh a r d l ya f f e c t e db yt h ec h a n g eo fi n f l u e n tn 0 3 。n c o n c e n t r a t i o n h o w e v e r ，t h e r ee x i s t e dd i s c r e p a n c yb e t w e e ns b ra n ds b b r e a s i e r 玎i n i t r i t ea c c u m u l a t i o na n dh i g h e ra d s o r p t i o no fc o d e ri ns b rw e r eo b s e r v e d ( 3 ) t h ec o d c , r e m o v a le f f i c i e n c yo fs b ra n ds b b rb o t ha c h i e v e dh i g h e s ta t p hv a l u eo f7 0 ，l o w e s ta t6 0 w h i l en 0 3 。- na n dt o t a ln i t r o g e nr e m o v a le f f i c i e n c y a c h i e v e dh i g h e s ta t7 0 ，l o w e s ta t9 0 t h ee f f e c to fi n f l u e n tp ho nt h ep e r f o r m a n c eo f p o l l u t i o nr e m o v a li sal i t t l em o r er e m a r k a b l ei ns b r t h a nt h a ti ns b b r r a t e so fn o a - nr e d u c t i o n , n 0 2 - i na c c u m u l m i o na n dn 0 2 。- 4r e d u c t i o nd u r i n g n 0 2 。- na c c u m u l a t i o np h a s eo fd e n i t r i f i c a t i o nw e r ea f f e c t e db yi n f l u e n tp n w i t ht h e c h a n g i n gi n f l u e n tp h ，v 撕a t i o no fp ni nac y c l es t a y e dr e l a t i v e l ys t a b l eb o t l li ns b r a n ds b b r , w i t ht h ei n i t i a ll i t t l ei n c r e a s ea n dl a t t e rs l i g h td e c r e a s e ，t h r o u g hw h i c ha g o o dp e r f o r m a n c em a yb ea c h i e v e d o ) t h ev a r i e t yo fi n f l u e n tc nh a r d l ya f f e c t e dt h ec o d e rr e m o v a le f f i c i e n c y , w h i l et h ee f f l u e n tc o n c e n t r a t i o no fn 0 3 - na n dt ni n c r e a s e dd r a s t i c a l l yw i t ht h e d e c r e a s eo fi n f l u e n tc nf r o m5 4t o2 7 t h en i t r o g e nr e m o v a le f f i c i e n c ys h o w e d1 1 0 a d v a n t a g ew h e ni n f l u e n ti n c r e a s e df i o m5 4t o8 4 t o t a l l y , s b b rm a d eab e t t e r p e r f o r m a n c et h a ns b r , e s p e c i a l l ya tc no f2 7 ( 5 ) w i t hl o wo p e r a t i o nt e m p e r a t i o n , t h ep o l l u t i o nr e m o v a le f f i c i e n c yh a r d l y d e c r e a s e di ns b b r a l t h o u g hc o d c , r e m o v a le f f i c i e n c yd e c r e a s e ds l i g h t l y , al a r g e a m o u n to fa c c u m u l a t i o no fn 0 2 。- ni ne f f l u e n tw a so b s e r v e di ns b r ( 6 ) d u et ot h eh i g hi n f i u e n tn 0 3 。- nc o n c e n t r a t i o na n dl o n g t e r ma n a e r a t i o n o p e r a t i o nc o n d i t o n , t h ed e n i t r i f i c a t i o na c t i v i t yi sh i g h e rt h a nt h en i t r i s a t i o na c t i v i t y a n dt h en i t r i f i c a t i o na c t i v i t yb o t hi ns b ra n ds b b r t h eu s eo fn i t r a t ec o n c e n t r a t i o n a st h es o l ep a r a m e t e ro ft h ed e n i t r i f i c a t i o nr a t ei sn o ta c c u r a t e ，f o rn i t r i t ea c c u m u l a t e s m o r eo b v i o u s l yi ns b rt h a ni ns b b r k e y w o r d s ：t r e a t m e n to fp o l l u t e dr i v e rw a t e r ；c o m b i n e dp a c k i n g ；s b b r ；c o d e r ； n i t r o g e nr e m o v a l ；s l u d g ea c t i v i t y i v 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 u 刖吾 河流、湖泊等景观水体是生态系统的重要组成部分。随着农业的发展和现代 化进程的加快，农田施用粪肥和人工化肥量逐年增加，农业面源污染加剧，同时， 大量未经处理的污废水进入河流、水库、湖泊，致使众多河、湖受到了不同程度 的污染。有机物和营养物是主要的污染物质，导致水体富营养化加剧、水环境质 量下降、功能减退、水生生态系统失衡，带来环境危害、生物危害，不但不能满 足生活饮用的要求，而且已经影响到很多地区的工业生产。 河湖污染使人类的生存和社会经济的发展受到越来越严重的威胁。景观水体 的整治和改善问题日益受到人们的关注，采取有效措施治理河流污染，研发受污 染地表水净化新技术，恢复河湖水体功能，已成为迫切需求。生物净化技术由于 其处理效果好、造价低、耗能低、运行成本低等优点而成为研发重点。 我国北方很多河流具有流量季节变化大、污染物浓度变化大和水温变化大等 特点，给河流的污染治理带来了很大的困难。近几十年来，污染河水的生物净化 技术不断完善，但从目前国内外的应用情况看，现有污水生物处理工艺还存在工 艺流程较为复杂，效率低、投资大、运行的维护和管理难度较大等缺点，如利用 河道本身建设的处理构筑物使河流水系无法承担该区域的泄洪等任务，而处理时 间长，流程复杂工艺的应用则因河岸边土地资源紧张而受到限制。高效、低耗处 理污染河水的工艺亟待研发应用。s b b r 是目前国内外正在研究、应用的一种污 水生物处理新工艺，占地面积少，运行方式灵活，国内的研究、应用主要集中在 工业废水的处理上，国外的研究主要集中在有毒、难降解有机物的处理，污染河 水处理的研究鲜有报道。 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 1 绪论 1 1 污水生物脱氮理论及技术现状 当今，随着全球工业化的快速发展和城市规模的不断扩大，水体富营养化问 题日益尖锐化，社会发展对环境的要求日益提高，污水脱氮技术已成为污水处理 领域的热点和难点。传统脱氮方法主要有物理化学法和生物法。物理化学脱氮法 如化学中和法、化学沉淀法、选择性离子交换法、空气和气提脱氮法等，运行操 作复杂、费用昂贵、容易造成二次污染，难以推广应用。生物处理技术由于处理 成本低、运行费用低、不易造成二次污染而被推广，自1 9 6 9 年巴茨( b a r t h ) 等 研究者开创了三级活性污泥脱氮工艺后得到广泛应用【1 】。最初的应用主要是传统 的生物脱氮法，如a o 工艺、a 2 o 工艺等，能达到一定的脱氮效果，但仍存在 运行管理等方面的一些问题。随着生物脱氮技术的进一步成熟，一些超出人们传 统认识的新现象得到研究【2 1 ，如某些微生物在好氧条件下可以进行反硝化作用、 异氧菌可以参与硝化反应、氨与亚硝酸盐或硝酸盐在缺氧条件下可同时转化为氮 气。这些现象给污水生物脱氮工艺提供了新的理论和思路，进而产生了短程硝化 反硝化、同步硝化反硝化、厌氧氨氧化脱氮等生物脱氮新技术。 1 1 1 全程硝化反硝化脱氮机理及技术现状 全程硝化反硝化脱氮是传统的生物脱氮技术，主要包括硝化细菌和反硝化细 菌参与的两个微生物学过程。在好氧环境中，氨化细菌将污水中的有机氮转化为 氨氮，经过亚硝酸菌转化为亚硝态氮，再经硝酸菌转化为硝态氮：在缺氧环境中， 反硝化细菌将污水中的硝态氮转化成氮气释放，达到脱氮的目的。 硝化反应和反硝化反应中，参与的微生物种类不同，所需的反应条件也各不 相同。参与硝化反应的亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都是化能自养菌，呈革 兰氏染色阴性，生理活动不需要有机营养物质，而是利用c 0 2 、c 0 3 夺、h c 0 3 作为碳源，从n i - 1 3 、n i - h + 或n 0 2 的氧化中获得能量。亚硝酸菌包括亚硝酸盐单 胞菌属和硝酸盐球菌属，硝酸菌包括硝酸盐杆菌属、螺旋菌属和球菌属【匕硝 化反应需在好氧条件下进行，其反应方程式可简化为： n h 4 + + 1 5 0 2 _ n 0 2 + 2 h + l 2 0 ( 1 - 1 ) n 0 2 1 旬5 0 2 + n 0 3 。( 1 - 2 ) 反硝化菌属异氧型兼性厌氧菌，以硝酸盐中的氧为电子受体，以有机物为碳 2 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 源提供能量。代表性的菌属包括气单胞菌属、欧文氏菌属、微球菌属、肠杆菌属、 分枝杆菌属、葡萄菌属、弧茵属、芽孢杆菌属等【5 】。反硝化反应需在低氧或无氧 条件下进行，其反应方程式( 以甲醇为例) 可简化为： 6 n 0 3 。+ 5 c h 3 0 h _ 5 c 0 2 + 3 n 2 + 7 h 2 0 + 6 0 h ( 1 - 3 ) 目前，废水生物脱氮最常用的就是联合硝化和反硝化两个过程脱氮，即传统 生物脱氮技术。应用较多的工艺包括a 2 o ( a n a e r o b i ca n o x i co x i c ) 、b a r d e n p h o 、 a o 、s b r 、u c t 等。 这些传统的生物脱氮工艺在废水脱氮方面起着重要作用，但仍存在不少问 题。硝化过程和反硝化过程难以在时间和空间上统一，脱氮效果差；硝化过程在 有氧条件下完成，需加碱中和硝化过程产生的酸度，反硝化过程往往需要外加碳 源，这些都增加了处理费用；硝化菌增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度，造 成系统有机负荷低，总水力停留时间长，增加了基建费用和运行费用；抗冲击负 荷能力较弱，硝化菌的生长易被高浓度的氨氮和亚硝态氮进水所抑制。 1 1 2 短程硝化反硝化脱氮机理及技术现状 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 n d e n i t r i f i c a t i o n ) 将硝化过程控制在n 0 2 。 阶段，即n 0 2 不经氧化为n 0 3 而直接作为最终电子受体进行反硝化1 6 j ，脱氮过程 为n i - h + - n _ n 0 2 - n _ n 2 。硝化过程中亚硝酸盐的积累在1 9 7 5 年由v o e t 等发现， 进而首次提出短程硝化反硝化生物脱氮，随后国内外许多学者对此展开实验研 究，主要就亚硝酸盐的积累途径和稳定性做了大量研究工作，探讨影响亚硝酸盐 积累和稳定的诸多环境因素，如温度、游离氨f a 、d o 、p n 、泥龄、有害物质等。 研究表明：短程硝化反硝化的实现可通过控制反应器内温度、p h 值、d o 、碳源 和泥龄等实现 7 1 。在3 0 一3 5 的高温下，氨氧化菌的生长速率高于亚硝酸菌， 亚硝酸菌的最小停留时间小于硝酸菌，可通过控制适当的污泥龄使亚硝酸菌积累 而硝酸菌被自然淘汰【8 】op h 值的变化可改变n h 3 和h n 0 2 的浓度，而n h 3 和h n 0 2 对亚硝酸菌具有毒性，通过控制合理的p h 值，可有效抑制亚硝酸菌的生长【9 。1 0 】。 一般认为亚硝酸盐积累的最佳p h 值为7 p 8 5 。亚硝酸菌比硝酸菌对d o 的亲和力 强，低d o 下，亚硝酸菌增值速率加快而得到积累，硝酸菌的生长受到明显抑制。 一般认为最佳d o 浓度1 0 1 5m g l d 【l l 】。在一定范围内高盐度对硝酸菌的增殖有 明显的抑制作用，而对亚硝酸菌没有影响，已有在城市污水中投加海水以实现短 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 程硝化的试验研究【1 2 1 。 s h a r o n i 艺( s i n g l e r e a c t o rf o rh i g ha c t i v i t ya m m o m ar e m o v a lo v e rm t f i t c ) 是典型的短程硝化工艺，由荷兰d e l f t - l - 、i k 大学于1 9 9 7 年提出并成功开发【1 3 】，采 用c s t r 反应器，控制反应器温度为3 5 ，p h 值为6 8 7 2 ，处理氨氮浓度大于o 5 g l o 的高浓度含氮废水，使得硝化系统中亚硝酸盐的积累达到1 0 0 。该工艺己 于1 9 9 8 年在荷兰r o r e r d a t md o k h a v e n 污水处理厂设计并投入运行。 o l a n d t 艺( o x y g e n l 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 ) 由比利时 g e n t 微生物生态实验室开发，通过调节控$ i j d o ，使硝化反应只能进行到亚硝化 阶段，产生的n 0 2 - n 直接作为电子受体氧化n h 4 + - n 实现短程硝化反硝化。与传 统脱氮工艺相比，可以节省1 0 0 的电子供体、6 2 5 的氧气以及部分碱度。该工 艺的机理尚未完全研究清楚【1 4 郴1 ，总的化学反应式为： n h 4 + + 0 7 5 0 2 0 5 n 2 + 1 5 i - 1 2 0 + 一( 1 4 ) 与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化工艺硝化阶段通常可减少2 5 供氧 量，反硝化阶段可减少4 0 所需碳源，而且可以缩短反应时间、减小反应器容积， 降低产生的污泥量，减少了投碱量并具有更高的反硝化速率【1 6 1 ，是一种公认的 高效生物脱氮途径，特别对许多低c o d 帆+ 废水，如垃圾渗滤液、焦化和石化 废水等的生物脱氮处理具有重要的现实意义，但由于该工艺系统需要很长的启动 期才能获得足够的生物浓度，对反应环境要求较高，不易实现稳定的亚硝酸盐积 累，其大规模的应用受到限制，目前仍处在试验阶段，还需进一步研究。 1 1 3 同步硝化反硝化脱氮机理及技术现状 同步硝化反硝化( 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 ，s n d ) ，是指在同 一个反应器和同样的环境条件下，硝化和反硝化同时发生，从而使氮的污染物转 化为无害的氮气被去除的过程。好氧反硝化菌的发现支持了这一理论。不同于传 统的把硝化和反硝化作为两个独立阶段分别在不同空间或时间上来运行的生物 脱氮工艺，同步硝化反硝化在一个反应器中完成，工艺简单，可以减少反应设备 的数量和尺寸，硝化产生的酸度可部分地与反硝化产生的碱度中和，且减少碳源 的投加【1 - 1 引。 准确来讲，s n d 并不是新的反应工艺，只是一种特殊现象，即好氧条件下的 总氮损失。此现象可在一些不存在严格缺氧的系统中可得到证实，活性污泥系统 4 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 及生物膜系统，如生物转盘、氧化沟、s b r 、c a s t 等工艺中均可观察到同时硝 化反硝化现象。 不少学者对s n d 机理进行了广泛的研究，但对其认识还未统一，尚处于探索 阶段。其中已被广泛承认的机理主要包括宏观环境理论、缺氧微环境理论和微生 物理论。宏观环境理论认为，在实际生产规模的生物反应器中，整个反应器基本 上不存在完全混合状态，而是在系统大的宏观环境内形成好氧及缺氧区，使得 s n d 能够部分进行。缺氧微环境理论从物理学角度解释s n d ，被公认为是s n d 发生的最主要原因。该理论认为，由于溶解氧扩散作用的限制，微生物絮体内产 生d o 浓度梯度。d o 浓度在絮体外表面相对较高，等于反应器内混合液的d o 浓 度，好氧菌和硝化细菌易于繁殖而发生硝化反应，在絮体内部，氧传递受阻使得 d o 较低，缺氧菌、反硝化菌占优势而进行反硝化反应。生物学方面的解释源于 好氧反硝化茵和异养硝化菌的存在，突破了传统脱氮理论的认识。r o b e r t s o n 提 出好氧反硝化菌也是异养菌，可直接将氨氮转化为气态终产物。大量在实验室进 行硝化细菌纯培养和混合培养以及垃圾渗滤液处理的研究中出现了好氧反硝化 现象。目前已知的好氧反硝化菌，也就是异养硝化菌包括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 c e a l i s ，t h i o s p h a e r a p a n t o t r o p h a 等【1 9 1 。异养型硝化菌虽然反硝化速 率慢一些，但生长速率快、细胞产量高；溶解氧要求低；能忍受酸性的生长环境， 活性高；能较好地适应缺氧好氧周期变化 2 0 - 2 1 1 。 同步硝化反硝化主要受溶解氧浓度、污泥絮体结构、碳氮比、酸碱度等因素 的影响，同时温度、污泥浓度、水力停留时间、污泥停留时间等也影响着s n d 的实际运行操作。微生物絮体中的缺氧微环境是形成s n d 的主要原因，d o 的高 低及絮体结构决定着缺氧环境的形成。d o 浓度的增加使好氧微环境比例上升， 对硝化反应有利，d o 浓度的减少使缺氧微环境的比例上升，对反硝化反应有利， 当两种微环境达到平衡时，t n 的去除率最高。活性污泥絮体粒径的大小及密实 程度同样影响好氧区与缺氧区之间的比例，还影响絮体内部物质的传质效果，对 特定的反应器有相对应的最佳粒径范围。硝化过程和反硝化过程对系统碳氮比的 要求不同，碳氮比过高，抑制硝化反应，过低，抑制反硝化反应，选择合适的碳 氮比是保证s n d 处理效果的关键。 国内外对同步硝化反硝化展开了大量的研究，包括对各种反应器中s n d 现象 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 的研究，好氧反硝化菌的研究，影响因素及参数的研究，模型的研究，利用好氧 颗粒污泥实现s n d 的研究等。 s n d 存在巨大的市场开发潜力，为脱氮新工艺的开发奠定了理论基础。但是， 同步硝化反硝化受许多参数的影响，导致微环境缺氧区的形成往往不稳定，s n d 的处理效果出现波动。目前，关于同步硝化反硝化一体化工艺研究大多数仍在实 验阶段，在实际废水处理系统中的应用还有一段距离。 1 1 4 厌氧氨氧化脱氮机理及技术现状 厌氧氨氧化工艺( a n a e r o b i ca m m o n i u mo x i d a t i o n , a n a m m o x ) 由荷兰d e l f t 工业大学的k l u y e r 生物技术实验室于1 9 9 0 年开发。厌氧氨氧化指是指在厌氧条件 下，微生物直接以n 】甑+ 为电子供体，以n 0 2 或n 0 3 为电子受体，将n i - h + 、n 0 2 或n 0 3 转变为氮气的生物氧化过程【2 2 1 。反应式为： n i - h + 斗n 0 2 _ n 2 + 2 h 2 0 ，a g = - 3 5 8k j t o o ln h 4 +( 1 - 5 ) 如式1 5 所示，氨氮与亚硝酸根以接近1 ：1 的比例反应生成气态氮。厌氧条件 下氨氧化的过程是一个自养产生能量的过程，不需要添加额外的碳源。如果 a n a m m o x 工艺存在硝化过程，则只需部分氨氧化，且只需进行到n 0 2 - - n 阶段， 剩余的氨与亚硝酸根反应生成氮气，大大节省了需氧量和外加碳源。 厌氧氨氧化茵是一种自养型微生物，属浮霉细菌，生长极其缓慢，导致厌氧 氨氧化反应器启动时间长。最初人们认为厌氧氨氧化菌分布范围较窄，但越来越 多的研究表明厌氧氨氧化菌可能广泛存在于自然界中，厌氧反应器、地下水处理 系统、海洋底泥等多种环境中均存在厌氧氨氧化现象。 影响a n a m m o x 工艺的主要因素为基质浓度和p h 值。基质即氨和亚硝酸 盐，若两者浓度过高，会对厌氧氨氧化过程产生抑制作用；p h 值影响氨和亚硝 酸根离子在水溶液中的离解，从而影响厌氧氨氧化作用，其适应p h 值范围为6 7 8 3 ，最适p h 值为8 o t z 3 。 c a n o n ( c o m p l e t e l ya u t o t r o p h i cn i u o g e n - r e m o v a lo v e rn i t r i t e ) i 艺是基于厌氧 氨氧化技术开发的新型废水生物脱氮工艺。在厌氧氨氧化菌富集培养物中存在一 定数量的好氧氨氧化菌，通过控制d o 浓度可在单一反应器中实现两类细菌的协 调生长，从而构成c a n o n 工艺。单相c a n o n 工艺的开发尚处于实验室研究阶 段，主要存在s b r 和气提式反应器两种形式。 6 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 s h a r o n a n a m m o x 工艺是将短程硝化和厌氧氨氧化结合的新型生物脱 氮工艺，用s h a r o n 反应器的出水作为a n a m m o x 反应器的进水，该工艺能优 化两类细菌的生存环境，运行性能稳定，目前已有生产规模运行【2 4 1 。 与传统脱氮工艺相比，厌氧氨氧化工艺无需供氧，不需要外加有机物作电子 受体，无需外加酸碱中和试剂，无二次污染，运行费用低、污泥产量少1 1 5 1 ，且 能同时去除两种氮素污染物，对于高浓度含氨废水的氮去除具有良好的应用前 景。但该工艺启动期长，一般需1 0 0 2 0 0d ；污泥停留时间长，相应的处理构筑 物大，基建投资高；且对水质条件非常敏感。尽管目前对于a n a m m o x 的研究 很多，对于其工艺的反应机制和动力学模型的认识都不完善，基本上都处于实验 室阶段t 2 5 1 。 1 2s b b r 工艺的研究进展 1 2 1s b b r 工艺的产生及特点 1 9 9 2 年，w i l d e r e r l 2 6 】首次提出s b b r 的概念，将序批式运行方式引入到生物 膜反应器中。s b b r 是序批式生物膜法反应器( s e q u e n c i n gb i o f i l mb a t c hr e a c t o r ) 的简称，即以序批式方式运行的生物膜反应器。该工艺原理基于活性污泥法和生 物膜法的结合，秉承了s b r 工艺最成熟的可控制非稳态技术特征，是s b r 间歇 技术的革新工艺之一。s b b r 工艺通过在s b r 中装填不同的填料( 如纤维填料、 活性炭、陶粒等) ，遵循s b r 的操作方式，成为更高效的污水处理工艺，并取得 了更有效的处理效果。 s b b r 工艺是一种新型复合式生物膜反应器技术，已经引起人们的广泛关 注，兼具s b r 工艺与生物膜法的优点： ( 1 ) 具有序批式过程的特点。s b b r 主体工艺可省去初沉池和二沉池，只 有一个反应器，占地面积小，节省基建费用。碳源、电子供体和电子受体等环境 因素频繁而有规律地改变，使不同的微生物种群得以富集。微生物周期性地经历 合理长时间的近饥饿状况，有助于获得良好的沉降性能【2 7 1 。同一个反应器中缺 氧、厌氧、好氧状态交替出现，可有效抑制丝状菌的过量繁殖，从而有效防止污 泥膨胀【2 引。序批式的运行方式还增加了系统的抗冲击负荷能力。当底物浓度序 批式增加时，细菌的酶活性增加，加之氧浓度梯度的交替变化，系统微生物具有 较高的代谢活性，更容易克服进水浓度和组分变化带来的影响【2 6 】。 7 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 ( 2 ) 具有生物膜法的固有优点。包括生物相多样化、生物量高且可获得均 匀的生物量分布、污泥产生量少、沉降性能好、动力消耗少等。s b b r 工艺中， 微生物固着在填料上生长，具有稳定的生态条件，易于生长繁殖，固体停留时间 与水力停留时间相分离，能够存活世代时间较长的微生物，如硝化菌等，具有较 高的脱氮能力。微生物附着生长形成的生物膜具有较少的含水率，单位反应器容 积内的生物量高。生物膜上栖息着较多的高级营养水平微生物，食物链长，剩余 污泥产量减少。另外，生物膜上脱落下来的污泥，所含的动物成分较多、比重较 大、具有良好的污泥沉降性能、易于固液分离。 ( 3 ) 填料本身也对工艺的运行起着积极作用。首先，由于填料的剪切力作 用，可获得更高的氧传质能力和氧转移效率，节省工艺的动力消耗。黄俊等【3 0 】 通过研究氧传质特性发现，s b b r 的氧传质系数和氧转移效率均为s b r 的1 5 9 倍。t a k a s h i m a 等【3 l 】在序批式反应器中投加泡沫块作为载体，镜检结果表明载体 可以将生物体切割或破坏成更短的丝状体或更小的絮凝体，使絮凝体更多地处于 好氧状态，限制了丝状菌的生长繁殖，减轻了污泥膨胀。 以上特性使s b b r 工艺具有较高的微生物反应活性和较强的生理适应性，从 而在经受毒物、p h 和温度波动等不利环境条件时也保持良好的稳定性，强化了 净化功能。 1 2 2s b b r 工艺的类型 根据结构和运行特点，s b b r 工艺一般分为3 类【3 2 】： ( 1 ) 序批式固定床生物膜反应器( p a c k e db e ds e q u e n c i n gb a t c hb i o f i l m r e a c t o r ) ：采用固体物质作为微生物载体，如陶粒等粘土类无机填料、塑料类填 料、纤维或纤维与塑料复合的组合填料等。在整个运行周期中，微生物载体固定 不动，在反应器内的相对位置基本不变，废水处于循环流动状态。反应器需定时 反冲洗。 ( 2 ) 序批式流动床生物膜反应器( f l u i d i z e db e ds e q u e n c i n gb a t c hb i o f i l m r e a c t o r ) ：流动填料式s b b r 工艺以粒状可流化填料作为生物载体，如活性炭等。 在整个运行周期中，流动床中附着微生物载体不固定，处于连续流动的状态。反 应器不需要反冲洗，水头损失小。 ( 3 ) 序批式微孔膜生物膜反应器( s e q u e n c i n gb a t c hm e m b r a n eb i o f i l m 8 组合填料s b b r 工艺处理污染河水研究 r e a c t o r ) 反应器内装有一个特制的浸没在水中的气体可透过性膜，这种可透膜 既有非多孔材料的，如硅橡胶，又有多孔材料的。既可成为微生物的附着体又能 完成充氧功能，采用无气泡充氧方式，使氧利用效率得以提高。 1 2 3s b b r 工艺的主要影响因素 s b b r 工艺作为序批式运行方式与生物膜法相结合的产物，反应器的构型、 填料的比表面积和孔隙率、反应器的进水底物浓度、水力停留时间、p h 、温度、 d o 都是影响其运行的因素。国内外学者就填料的比选问题、进水c n 比、毒物 的添加及运行温度等因素对s b b r 的影响做了大量研究。 此外，序批式运行模式的设置方式也对反应器的性能产生重要影响。序批式 运行模式包括进水、反应、排水等阶段，进水方式的确定是运行模式的重要组成 部分，孙塞武等【3 3 】研究了4 种不同进水模式下s b b r 的性能、微生物群落结构 及氮形态转化的差异分析，发现分散式进水模式比一次性进水模式表现出更好的 脱氮效率和更高的抗冲击负荷能力。金云霄等【3 4 】开展了悬浮填料s b b r 对生活 污水的脱氮除磷研究，确定常温下该反应器的最优运行工况为瞬时进水、厌氧3 h 、曝气5h 、沉淀2 0m i n 、出水1 0m i n 。 s b b r 工艺的运行应在保证微生物生存的温度、p h 等条件下，根据水质和 处理目的的不同，设计反应器的尺寸、选择合适的填料、填充率、确定最佳的运 行模式。 1 2 4s b b r 工艺的国内外研究及应用现状 自2 0 世纪9 0 年代初w i l d e r e r 提出s b b r 的概念以来，已有不少s b b r 工 艺应用的研究报道。国内外许多学者从理论上和实际应用方面就s b b r 处理含特 殊污染物的工业废水、固体废物填埋垃圾渗滤液、受污染的地下水以及脱氮除磷 等方面进行了大量的试验研究和工程实践，并取得了丰硕的成果【3 5 3 6 。 w h i t ed a n i e l 等【3 7 】利用s b b r 工艺处理剧毒的含氰废水，研究表明：氰化物 同时以l ：1 的