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太原理工大学硕士研究生学位论文 s b r 反应器内运行参数变化 对反硝化除磷的影响研究 摘要 反硝化除磷工艺是运用具有反硝化能力的反硝化聚磷菌( d p a o ) 在缺 氧条件下利用硝酸盐作为电子受体吸磷，同步完成脱氮除磷。该工艺可以 避免反硝化菌和聚磷菌对有机碳源的竞争，降低能耗并减少剩余污泥产量， 同时减少二氧化碳的排放，控制水污染向大气污染的转化。 本论文采用s b r 系统研究了环境因素变化对反硝化除磷的影响。在 s b r 系统内反硝化聚磷的影响试验表明： ( 1 ) 驯化过程中，反硝化聚磷效果稳定。结果表明，厌氧缺氧好氧交替 运行的环境以及适量的c o d 、n o ；一n 和尸。一一p 浓度可使得反硝化聚磷菌 成为系统中的优势菌群。 ( 2 ) 在本系统中，最佳的运行工况为厌氧6 0 m i n ，缺氧1 5 0 m i n ，好氧 3 0 m i n 。只要产生了反硝化聚磷现象，不论是在厌氧缺氧好氧条件下，还 是在厌氧好氧缺氧条件下，这种特性都不会消失。 ( 3 ) 缺氧段残留的c o d 越多，除磷效果越差。缺氧初期c o d 浓度分别 为0m g l 、2 0 m g l 、4 0 m g l 、6 0 m g l 时，相应出水j p 醒一p 浓度分别为 0 3 6 m g l 、1 0 3 m g l 、4 1l m g l 、6 6 2m g l 。 ( 4 ) 厌氧段残留的g n 浓度越高，释磷效果越差。在厌氧缺氧好氧条 件下，厌氧初期残留的n o ；- n 浓度为1 4 1m g l 、2 6 2 m g l 、15 2 7m g l 、 太原理t 大学硕i ：t o f 究生学位论文 2 3 4 3 m g 时，相应的，系统出水的p 醇- p 浓度分别为0 2 2m g l 、2 8 6m g l 、 1 1 5 0 m g l 、9 8 3 m g l 。 双泥s b r 系统处理生活污水的研究表明： ( 5 ) 经过驯化，实验室建立的双泥反硝化除磷系统能够适应生活污水，取 得较好的除磷效果。 ( 6 ) 由于生活污水中有机物浓度较高且含有大量难降解的胶体物质，所以 双泥系统的厌氧段运行时间设置为1 2 0 m i n 时系统运行正常，但缩短到 6 0 m i n 后虽然仍能取得较好的释磷效果，但是部分有机物残留至了硝化阶 段，造成系统除磷效果变差。 关键词：s b r ，反硝化聚磷菌，反硝化除磷，双泥系统 太原理工大学硕士研究生学位论文 as t u d yo nt h ee f f e c to fo p e r a t n q gp a ra 施t e r s c h a n g e so nd 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 li n t h es b rs y s t e m a b s t r a c t d e n i t r i f y i n gd e p h o s p h a t a t i o np r o c e s su t i l i z e sas p e c i a lk i n do fb a c t e r i a n a m e d d e n i t r i f y i n gp h o s p h a t ea c c u m u l a t i n go r g a n i s m s ( d p a o ) w h i c hh a v e t h e c h a r a c t e r i s t i c so fu t i l i z i n gn i t r a t ea se l e c t r o na c c e p t o rt or e a l i z es i m u l t a n e o u s n i t r o g e na n dp h o s p h o r u sr e m o v a l i na n o x i cc o n d i t i o n i nt h i sw a y , t h e c o m p e t i t i o nb e t w e e np a oa n dd e n i t r i f y i n gh e t e r o t r o p h so r g a n i s m si sa v o i d e d b e s i d e s ，t h ea m o u n to fe n e r g yc o n s u m i n g ，s u r p l u ss l u d g ea n de x h a u s to fc 0 2 c a nb eu n d e rc o n t r o la n di tc a np r e v e n tt r a n s f o r m a t i o nf r o mw a t e rp o l l u t i o nt o a i rp o ll u t i o n i nt h i sd i s s e r t a t i o n ，t h ea u t h o rs t u d i e st h ee f f e c t so fe n v i r o n m e n t a lc h a n g e o nd e n i t r i 研n gp h o s p h o r u sr e m o v a lb yu s i n gs b rp r o c e s s t h ec o n c l u s i o n sa r e a sf o l l o w s ： ( 1 ) t h es y s t e mr u n ss t a b l yw i t hh i g he f f i c i e n c yo fp h o s p h o r u sr e m o v a li n d n p a p r o c e s s e x p e r i m e n t a lr e s u l t ss h o w st h a tt h e r ee x i t sac e r t a i na m o u n to f d p a oi n d e n i t r i f y i n g a c t i v a t e d s l u d g e ，w h i c h c o u l db e c o m ed o m i n a n t p o p u l a t i o n sb yp r o v i d i n go p t i m u mc u l t i v a t i n gc o n d i t i o n s ，e s p e c i a l l yo fa a o a l t e r n a t i v ee n v i r o n m e n ta n dp r o p e rc o n c e n t r a t i o no fc o d ，n o ；- n ，p 讲一一p 太原理工大学顾。l 研究生学位论文 ( 2 ) i nt h i ss y s t e m ，t h eb e s th r ti s6 0 m i nf o ra n a e r o b i c ，15 0 m i nf o ra n o x i c a n d3 0 m i nf o ra n o x i c b o t hi na n a e r o b i c a n o x i c a e r o b i c ( a i a o ) p r o c e s s e sa n d i na n a e r o b i c a e r o b i c a n o x i c ( a o a ) p r o c e s s e s ，i n d u c e dd n p ad o e sn o t d i s a p p e a r ( 3 ) al o w e rc o dc o n c e n t r a t i o ni nt h ea n o x i cs t a g ei sp r o f i t a b l e i nt h ei n i t i a l a n o x i cs t a g e ，w h e nt h ec o dc o n c e n t r a t i o n sa r eo m g l ，2 0 m g l ，4 0 m g la n d 6 0 m g lr e s p e c t i v e l y , t h ep 哎pc o n c e n t r a t i o ni nt h eo u t f l o wa r e0 3 6 m g l ， 1 0 3 m g l ，4 1lm g l ，6 6 2m g l 。 ( 4 ) g e n e r a l l y ，al o w e rn o ；- nc o n c e n t r a t i o ni n t h ea n a e r o b i cs t a g ei s p r o f i t a b l e i na n a e r o b i c a n o x i c a e r o b i c ( o ) p r o c e s s e s ，w h e nt h en o ；- n c o n c e n t r a t i o n si na n a e r o b i ci n i t i a ls t a g e sa r e1 4 1m g l ，2 6 2m g l ，15 2 7m g m a n d2 3 4 3 m g l ，r e s p e c t i v e l y ，t h e 尸q 一- pc o n c e n t r a t i o n si nt h eo u t f l o wa r e o 2 2m g l ，2 8 6m g m ，11 5 0 m g la n d9 8 3 m g l 。 t h er e s u l t so ft w o s l u d g es b r p r o c e s su s e di nt r e a t i n gd o m e s t i cw a s t e w a t e rs h o w e dt h a t ： ( 5 ) a f t e ra c c l i m a t i o n ，t h et w o s l u d g es b rs y s t e mw h i c hi sc u l t i v a t e di n l a b o r a t o r yc a nb eu s e di nd o m e s t i cw a s t ew a t e rt r e a t m e n t ( 6 ) b e c a u s ed o m e s t i cs e w a g ec o n t a i n sal o to fo r g a n i cc o m p o u n dw i t h h i g hc o n c e n t r a t i o na n di n d i s s o l u b l ec o l l o i d ，w h e nt h ea n a e r o b i ch r to f t h et w o s l u d g ep r o c e s si s 12 0 m i n ，t h es y s t e ms t i l lr u n si nag o o ds i t u a t i o n w h e nt h e a n a e r o b i ch r ti sc u tt o6 0 m i n ，i ts t i l lh a v eag o o dr e s u l to fp h o s p h o r u sr e l e a s e ， h o w e v e r , b e c a u s eo fs o m ec o dr e m a i n si na n o x i cp r o c e s s ，t h e e f f e c to f i v 太原理工大学硕士研究生学位论文 p h o s p h o r u sr e m o v a lb e c o m e w e a k e rt h a nb e f o r e k e yw o r d s ：s b r ，d p a o ，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 l ，t w o 。s l u d g e s y s t e m v 太原理t 大学硕。j ：研究生学位论文 符号说明 论文中出现的主要符号及其对应中文含义列于下表中，以供参阅。其它符号在论文 中的出现处均有说明。 符号对应表 t h ec o r r e s p o n d i n gm e a n i n go ft h es i g n s 声明尸明 本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在指导教师的指导下， 独立进行研究所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本论文 不包含其他个人或集体已经发表或撰写过的科研成果。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。本声明的 法律责任由本人承担。 论文作者签名：鍪丝复! 日期： 竺：兰：鱼：芝 关于学位论文使用权的说明 本人完全了解太原理工大学有关保管、使用学位论文的规定，其 中包括：学校有权保管、并向有关部门送交学位论文的原件与复印 件；学校可以采用影印、缩印或其它复制手段复制并保存学位论文； 学校可允许学位论文被查阅或借阅；学校可以学术交流为：目的， 复制赠送和交换学位论文；学校可以公布学位论文的全部或部分内 容( 保密学位论文在解密后遵守此规定) 。 签名：三坠里亟：签名：兰鱼兰盟： ，“ ? 导师猕逐：趁受2 导师签名： 兰盏兰盏：之! 日期：二堡争 太原理| t 大学硕二l 二研究生学位论文 1 1 水体富营养化 第一章绪论 1 1 1 水体富营养化现象及其来源 水体富营养化现象是指过量的植物性营养元素氮、磷进入水体后，在光照和其他环 境条件适宜的情况下，使水中的藻类过量生长，在随后的藻类死亡和随之而来的异养微 生物代谢活动中，水体中的溶解氧很可能被耗尽，造成水体质量恶化和水生生态结构的 破坏。水体的富营养化常表现为“水华”，“赤潮”等现象，它大大加速了湖泊等水体的 退化【j 】。 总体来说，富营养化是水体受到氮、磷污染，营养物质进入水体并造成藻类和其它 微生物异常增殖的结果。水体中氮磷等营养物质主要包括从外部进入水体的氮磷，以及 水体内部自身底泥等沉积物释放进入水中的氮磷。外源氮磷主要通过面源污染和点源污 染两种方式进入水体。据研究，美国湖泊中的氮磷有7 6 来自于非点源污染。大多数情 况下，氮主要通过面源进入水体，磷主要通过点源进入水体。常见的面源污染主要有： 农业面源污染、城市雨水径流污染、气载污染物污染、水土流失以及水产养殖的残饵及 排泄物等造成的污染。点污染源主要来自于生活污水及工业废水的直接排放或经处理后 尾水排放等两方面造成的污染。内源氮磷也是水体污染并导致富营养化不可忽视的潜在 二次污染源。各种氮磷污染源相互之间既独立又有联系，并且污染程度各不相同。各主 要污染源成因及强化分析如下。 ( 1 ) 农业面源污染 农业面源污染主要是农业施肥经流失造成的，其中最主要的因素是大量旌用化学肥 料造成的。据资料【2 】表明：美国河川污染中将近6 5 是由农业和非产业活动造成的。在 欧洲一些乡村，由于农业活动造成的氮磷污染占全部污染负荷的7 0 一8 5 和3 0 以 上。我国是一个农业大国，化肥施用量己达l 亿吨，施用化肥水平比世界化肥施用水平 高出2 6 倍，而施肥利用率仅有3 0 一5 0 的水平，大量氮磷成分通过各种途径进入水 体。 ( 2 ) 城市雨水径流污染 城市雨水径流污染包括合流制排水系统中因暴雨期间污水溢流造成的污染，以及分 太原理工大学硕上研究生学位论文 流制排水系统中初雨径流造成的污染，研究表明【3 1 ，两种排水体制造成的污染强度基本 相当。雨水径流中污染物含量、形态除受大气环境状况影响外，还和当地人口密度、地 区社会生产活动等因素有关。 ( 3 ) 气载污染物污染 气载污染物主要源于工业废气、烟尘排放后通过降雨或降尘途径进入水体。农业系 统中因施肥造成的氨氮逸出也是气载污染物的一个重要来源。在r 本【4 】，通过气载污染 物引起的氮磷污染占全部氮磷污染负荷的7 0 - - 9 0 及2 0 - - - - 3 0 之多。高拯刚5 1 等人 的研究表明：石灰性土壤中氨氮挥发并随降雨进入水体是官厅水库水体富营养化不可忽 略的因素。武汉东湖每年通过降雨进入湖中的氮占湖泊总氮量的6 。气载污染物己是 被人们普遍重视的一个新的水体污染源。 ( 4 ) 水土流失及水产养殖原因造成的污染 水土流失使土壤肥力下降，大量的土壤营养物进入水体。其在污染水体的同时也会 造成水体淤积，加快水体恶化。我国是水土流失严重的国家之一，仅黄土高原每年因水 土流失损失的氮磷等养分达3 8 0 0 万吨，相当于全国年化肥总产量。湖泊水库养鱼过程 中的残饵及鱼类排泄物是氮磷污染的另一来源。洼m t 4 j 等人研究表明：氮的负荷约占饵 料重量的3 5 ，其中由于饵料和可溶性物质对水质的直接污染约占8 0 左右，粪便、 残饵等未分解的有机物对底质的污染不足2 0 。饵料中含磷量极少，一般不会造成磷的 污染。水产养殖业氮、磷污染主要受养殖鱼种、养殖的密度、饵料种类投料不同而有所 区别。 ( 5 ) 点源污染 各种污水直接排放或经二级处理后的尾水排放是主要的氮磷点污染源。常规的污水 二级处理对氮磷等溶解盐的去除率仅为2 0 0 o - - 5 0 和4 0 。尾水中氮磷等富营养化成分 与引起水体氮磷污染，促进水体富营养化的临界浓度相比远远高出一个数量级以上。研 究表明【4 】，湖泊、水库中磷的8 0 来自于污水排放。而磷的主要来源是家庭洗涤剂的使 用，其磷的污染强度约占总的磷污染负荷的5 0 左右。 ( 6 ) 底泥中氮磷的溶出 底泥及沉积物含有一定量的氮磷物质，可以通过溶解进入水体，形成氮磷的二次污 染。底泥氮磷溶出在机理上不同，氮以氧化分解程度决定溶出速度，磷以沉淀形态影响 溶出速度。同时溶出速度还与底泥溶解氧含量及搅动情况有关。一般氮磷溶出速度分别 太原理工大学硕士研究生学位论文 在1 _ 3 0 0m ( m 2 d ) 和0 2 - - 10 0 m ( m 2 - d ) 范围内。 1 1 2 氮磷对人类生活及环境造成的危害 大多数水质富营养化实质上是水体生态系统受污染造成的。生态系统在尚未受到污 染的情况下，系统内的生物群体中存在着多种多样的种群。生态系统受到污染以后，群 体中的种数便逐渐减少，而能存活下来的每个种的个体数却在增加。当污染严重时，往 往只能看到少数几种生物，它们的个体数目急剧增加。在富营养化的水体中所看到的正 是这种生物群体种类减少，个体剧增的现象。生态系统受污染程度越高，系统中的种就 越少。藻类所需要的无机营养与植物相同，需求量大的元素包括碳、氮、磷、氢、氧。 c 0 2 是最主要的碳源，氮源是氨氮和硝酸盐，磷源是溶解性磷酸盐类，氢和氧由水提供。 藻类需要的微量元素有锰、硫、氯、铁、铜和其它许多金属元素，这类元素一般在水中 都是大量存在的。藻类生长的限制因素是氮和磷，其含量通常决定着藻类的生长情况， 所以水体中氮、磷营养盐类的增加，也就成为藻类过度生长的主要原因。藻类在氮、磷 利用上存在一定的相关性。当磷含量处于低浓度时，氮浓度对藻类生长的影响比之磷处 于高浓度时的影响为低。从藻类对氮、磷需要的关系看，磷的需要往往更为重要，生长 受磷的限制更为明显。这是因为水中氮的缺乏，可以有许多能固氮的微生物( 如某些固 氮细菌和蓝藻) 来补充，尤其是浅水型封闭水体，光照充足，生物固氮作用活跃。另外， 人们发现藻类的过度繁殖程度与磷酸盐含量之间存在着某些平行关系，出现过度繁殖的 那些藻类往往能积累大量磷酸盐。藻类对有机氮的摄取比无机氮缓慢，但有机物可以作 为代谢物或维生素的来源促进藻类的生长；有机氮也可以通过促进细菌的生长，增加水 体中的溶解性c 0 2 量，为藻类光合作用提供充足的碳源。总体来讲，富营养化是水体 受到氮磷污染，营养物质进入水体并造成藻类和其它微生物异常增殖的结果。富营养化 的危害很大，影响深远，它不仅在经济上造成损失，而且危害人类健康。富营养化水体 在很多用途方面，都被认为是劣质水体。下面分别从几个方面来筒述由氮磷引起的富营 养化状态对水体功能和水质的影响和危害1 6 j 。 ( 1 ) 使水味变得腥臭难闻 处于富营养化状态的水体会出现许多藻类( 蓝藻) 的过度繁殖，使饮用水产生霉味和 臭味。在春末和夏季、秋天温度较高的时期，水藻大量增殖，成团的藻类死亡分解腐烂 时，经过放线菌等微生物的分解作用，使这些水藻散发出更加浓烈的使人恶心的腥臭。 太原理_ t 人学颂上研究生学位论文 藻类散发出的这种腥臭，向湖泊四周的空气扩散，直接影响、烦扰人们的正常生活，给 人以不舒适感觉。 ( 2 ) 降低水的透明度 在富营养水体中，生长着以蓝藻、绿藻为优势种类的大量水藻。这些水藻浮在湖水 表面，形成一层“绿色浮渣。经过风吹，水面这层绿色浮渣被密集、浓缩，由于表层水 体悬浮着密集的水藻使水质变得浑浊，透明度明显降低，富营养化严重的水质透明度仅 有0 2 m ，湖水感官性状大大下降。 ( 3 ) 消耗水体的溶解氧 富营养湖泊的表层，藻类可获得充足的阳光，并从空气中获得足够的二氧化碳进行 光合作用而放出氧气，因此表层水体有充足的溶解氧。但在富营养湖泊的深层，情况就 不同了。首先，由于表层有密集的藻类，使得阳光难以透射进入湖泊深层，而且阳光在 穿射水层的过程中，被藻类吸收而衰减，所以深层水体的光合作用明显的受到限制而减 弱，因而溶解氧的来源也就随之减少。其次，湖泊藻类死亡后不断的腐烂分解，也会消 耗深层水体大量的溶解氧，严重时可能使深层水体的溶解氧消耗殆尽而导厌氧状态，使 得需氧生物难以生存。这种厌氧状态可以触发或者加速底泥积累的营养物质的释放，造 成水体营养物质的高负荷，形成富营养水体的恶性循环。 ( 4 ) 向水体释放有毒物质 富营养对水质的另一个影响是某些藻类能够分泌、释放有毒性的物质。有毒物质进 入水体后，若被牲畜饮入体内，可引起牲畜肠胃道炎症，人若饮用也会发生消化道炎症， 危害人体健康。目前发现，水体富营养化形成后，许多蓝藻能产生以微囊藻毒素为代表 的毒素，产生的微囊藻毒素是己确认的肿瘤促进物质，可促进消化系统肿瘤的发生。 ( 5 ) 影响供水水质并增加制水成本 湖泊和水库是重要的城市供水水源，约占我国城市供水量的四分之一。随着生产发 展和人民生活水平的提高，城市和工矿区对饮用和工业供水的水质水量需求与日俱增。 然而，由于水体富营养化问题日趋严重，故富营养化的水体作为水源时，会给净水厂带 来一系列问题，不少水厂发生制水困难，水质不佳，令人厌恶。我国的太湖、巢湖和滇 池等地尤为严重。在夏r 高温季节，藻类增殖旺盛，过量的藻类会给净水厂的过滤过程 带来障碍，水藻经常堵塞滤池。为了消除堵塞现象，需要改善或者增加过滤措施。其次， 富营养水体在一定条件下由于厌氧作用而产生硫化氢、甲烷和氨气等有毒有害气体。而 4 太原理工大学硕+ 研究生学位论文 且在制水过程中水藻本身及其产生的某些有毒物质增加了水处理的技术难度，既影响净 水厂的产水率，又加大了制水费用，有的甚至导致水厂关闭。 ( 6 ) 对水生生态的影响 在正常情况下，湖泊水体中各种生物都处于相对平衡时的状态。但是，一旦水体受 到污染而呈现富营养状态时，水体的这种正常的生态平衡就会被扰乱，生物种群量就会 显示出剧烈的波动；某些生物种类明显减少，而另外一些生物种类则显著增加。这种生 物种类的演替就会导致水生生物的稳定性和多样性降低，破坏了湖泊生态平衡。 ( 7 ) 对渔业的影响 不少种类的蓝藻含有胶质膜或有毒，不适于作鱼的饵料。藻类的大量过度繁殖使水 体中溶解氧急剧变化，到8 月中旬后，因大量藻类衰败，沉入水底被异养微生物分解， 使氧气耗尽，这就使鱼卵的孵化和鱼类的生存受到严重影响，从而严重影响鱼的生存和 渔业生产。 1 1 j 3 氮磷去除与污水的再生利用 污水的再生利用往往离不开脱氮除磷技术，这是因为传统的污水二级生物处理技 术氮磷去能力低，氮磷含量较高的再生污水回用于城市水体、工业冷却水、工业生产用 水或市政杂用时将造成以下危害： ( 1 ) 氮和磷是藻类和水生植物的营养源，会造成城市水体的富营养化。 ( 2 ) 回用水中的氮磷可导致输水管道、用水设备产生污垢。霉菌以及藻类等微生物 形成的生物群体中掺加着黏土，金属氧化物等杂物形成污泥状的粘性物质，附着在输水 管道和热交换器表面上，易造成堵塞或影响效率。 ( 3 ) 氨氮的氧化会造成水体中溶解氧浓度的降低和碱度的消耗。 ( 4 ) 氨氮会增加消毒所需的投氯量，向含有氨的水中加入氯气时氨氮能与氯反应生 成氯胺，增加氯的用量。 ( 5 ) 氨对铜具有腐蚀性，若用含一定浓度氨氮的再生水作为冷却水回用时，对以铜 为主要材料的冷却设备有腐蚀损害作用。 因此，当城市污水作为城市第二水源开发时，对于某些回用对象，必须对氮和磷 的含量加以控制。 太原理工人学顾一i j 研究生学位论文 1 2 生物脱氮除磷理论的发展 1 2 1 生物脱氮除磷技术的现状及研究动态 生物脱氮自19 3 0 年w u h n n a n n 首先发现在脱氮菌还原硝酸盐的过程中，微生物可 以利用其细胞内物质作为反硝化过程的供氢体，并提出了微生物脱氮法；1 9 6 0 年前后， b r i n g m a n n 又提出，在反硝化细菌的代谢过程中微生物还可以城市污水中的有机物作为 有机碳源，这样在这两种微生物脱氮方法的基础上，1 9 6 0 年以后，微生物脱氮方面的 研究进展很快。生物脱氮包括下面三个过程： 同化过程，污水中一部分氨氮被同化为新细胞物质，以剩余污泥形式去除； 硝化过程，即硝化菌将氨氮氧化为硝态氮； 反硝化过程，即反硝化菌将硝态氮转化为氮气，然后使氮气从污水中释入大气。 但是这三种工艺都需要在硝化阶段投加碱，在反硝化阶段投加有机物，这使得生 物脱氮系统的运行费用较高。为改进这些缺点，2 0 世纪8 0 年代前后，又产生了将反硝 化设备放置在处理系统最前面的前置反硝化生物脱氮法，又称缺氧、好氧生物脱氮法， 成为目前最广泛采用的脱氮工艺。 早在1 9 5 5 年，g r e e n b u r g 等人就提出活性污泥可吸收超过微生物正常生长代谢所 需的磷量；s r i n a r h 等( e p 度) 于1 9 5 9 年、a l a r c o n ( 美国_ ) 于1 9 6 1 年各自独立的发表了关于 一些活性污泥法污水处理厂去除的磷超过一般微生物代谢需求量的报道；1 9 6 5 年， s h a p i r o 和他的学生l e v i n 对磷的吸收和释放现象作了广泛的调查研究，并首先提出磷 的过量吸收与微生物代谢密切相关。1 9 7 4 年，b a m a r d 发表了他的重要研究成果，报道 了生物除磷的关键性运行条件，指出当污泥先处于厌氧状态，然后再紧接好氧阶段，就 可以达到除磷的目的。 最初，生物脱氮、除磷具有各自独立的生物处理工艺。1 9 7 3 年，b a r n a r d 在作生物 脱氮的试验时发现，如果反硝化进行得很彻底时会产生明显的除磷效果，故提出了同时 脱氮除磷的b a r d e n p h o 工艺。而后他于1 9 7 6 年建议在b a r d e n p h o 工艺的初级缺氧反应 器前增加一个厌氧反应器，这样就出现了另一个同时脱氮除磷的p h o r e d o x 工艺，其简 化的工艺流程也就是a 2 o 工艺【l , 7 1 。自此生物除磷技术得到迅速发展，各国学者根据厌 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，提 出了一系列生物脱氮除磷工艺和技术，其中有很多工艺是对a 2 o 工艺进行的改进。另 外还有通过对曝气供氧的控制在空间和时间上形成厌氧与缺氧环境的氧化沟工艺和 6 太原理工大学硕士研究生学位论文 s b r 工艺。在这些生物脱氮除磷工艺中，目前发展与应用于工程实践的有：b a r d e n p h o 工艺、a o 工艺、s b r 工艺、p h o r e d o x 工艺和氧化沟工艺等。 随着近代生物学的发展及人们对生物技术的掌握，脱氮除磷技术在以单纯工艺改 革向着以生物学特性研究促进工艺改革的方向发展，以达到高效低消耗的处理水平。当 前，微生物脱氮除磷技术的研究热点主要有以下几个方面： ( 1 ) 解决系统中硝化菌、反硝化菌和聚磷菌间的环境条件的研究。 系统中硝化菌与聚磷菌问的矛盾主要在于泥龄问的矛盾。由于硝化菌世代周期较 长，而聚磷菌多为短世代微生物，显然硝化菌和聚磷菌在泥龄上存在着矛盾。针对此矛 盾，在污水处理工艺系统设计及运行中，一般将系统的泥龄控制在较窄的范围内，以兼 顾除磷与脱氮的需要。另外为了能够充分发挥脱氮菌与聚磷菌两类微生物的各自优势， 有的研究者提出了改良的工艺流程以使两种菌间泥龄的矛盾得以解决。近几年有很多研 究中提出将活性污泥法与生物膜法相结合来使这一矛盾得以缓解【趴。这时，系统中就存 在两种菌群：短泥龄悬浮态活性污泥茵群和长污泥龄的生物膜上附着的菌群。这样，系 统就可以很好地解决硝化菌与聚磷菌间泥龄的矛盾了。 由于快速生物降解c o d 理论及其推论的发展，人们逐渐认识到反硝化菌与聚磷茵 问的矛盾主要是由于存在着基质竞争而引起的，因而现今有很大一部分研究者将工作的 重点转移到了对碳源需求的研究上。 ( 2 ) 解决碳源需求问题的研究。 脱氮和除磷过程中的反硝化茵和聚磷菌间的矛盾主要是由于存在着基质竞争而引 起的。传统生物除磷机理认为【9 1 1 】：在厌氧环境下，聚磷菌只能利用污水中的易生物降 解c o d ( r b c o d ) ，主要是溶解性c o d ( s c o d ) 的挥发性脂肪酸( a ) ( 以乙酸为主) 。其 它物质都要经水解发酵后转化为乙酸等v f a 后才能被聚磷菌利用。而在缺氧环境下， 反硝化菌先于聚磷菌利用乙酸等r b c o d 进行脱氮，导致p a o 释磷程度降低，细胞内 p h b 积累不足。同时厌氧条件下磷释放的充分程度和合成的p h b 量是随后好氧条件下 过量摄磷的充分条件和决定性因素。因此系统的除磷效率决定于污水中r b c o d 的多 少。一般进水溶解性b o d t p 不小于1 5 时才能保证出水磷小于1 m l 。而实际上大多 情况下污水中的r b c o d 有限。污水中这部分碳源相对不足是导致整个系统脱氮除磷效 率不佳的主要原因。为此，国外自八十年代以来进行了大量的研究，提出了向污水中投 加甲醇( 称外加有机碳源) ，并在工程实践中得到了应用。然而，虽然外加有机碳源反硝 7 太原理t 大学硕士研究生学位论文 化速率快，脱氮效率高，但运行成本也相应大幅度提高，因而是要努力避免使用的方法。 基于以上原因，研究者进行了大量的工艺改进，主要有以下几方面： 改进工艺，将脱氮和除磷在空间或时问上分开。即在不同反应器中完成或在同一 反应器的不同时间段内完成。分别设置厌氧、缺氧、好氧环境来满足脱氮与除磷要求。 这样做一方面是为了使p a o 能够优先摄取到污水中的v f a ，尽可能充分地释放磷，聚 积p h b ( 如a 2 o 工艺) ；另一方面尽量避免脱氮过程中从好氧段回流来的混合液中的硝 酸盐与p a o 接触，以消除硝酸盐对除磷过程所造成的不良影响( 如b a r d e n p h o r - v 艺) 。 快速可替代有机碳源的研究。进入九十年代后，寻找快速可替代有机碳源已经成 为了污水生物脱氮除磷的研究热点之一。对于处理城市污水的系统，由于污水的组成中 6 0 的c o d 为颗粒态有机物，可通过沉淀去除。而一般初沉池对颗粒态有机物的去除 率可达6 0 。再加上初沉池中的脂肪、蛋白质等就构成了大量的有机碳源，如果能将这 些慢速降解有机碳源的一部分转化为快速有机碳源，再投加到污水中去，则该部分转化 来的快速有机碳源将使污水的生物脱氮除磷效率大大提高。基于这一设想，有些污水处 理厂设立初沉污泥发酵池，利用发酵池上清液来补充原水v f a 含量之不足，但由于初 沉污泥水解发酵需要较长停留时间，发酵池所需体积较大，而且有机物降解过程也不易 控制在水解发酵阶段，部分非聚磷肝糖元积累菌( g a o ) 和产甲烷茵的增殖也会消耗掉相 当一部分由厌氧水解发酵菌产生的v f a ，使得这一弥补碳源不足的方法难于收到预想 的效果。所以国内有部分学者正在研究如何采用生物技术将初沉污泥这种潜在的碳源高 速高效地转化为快速有机碳源，以达到提高污水脱氮除磷效果和废物利用的双重目的。 反硝化聚磷的诱导与调控研究。 在以往的诸多方法中，要提高除磷效率往往伴随着脱氮率的下降。比如，在大部分 改进的脱氮除磷工艺中，都是将厌氧区放于缺氧区之前，这样水中的有机物在经厌氧区 聚磷菌的利用后己经所剩无几，因此就影响到了随后的缺氧区的反硝化过程。所以人们 希望聚磷菌或者聚磷菌的一部分能够在缺氧条件下也进行反硝化作用，这样对碳源的竞 争就可以在很大程度上得到缓解了。因此国内外有些学者设想如果将反硝化与除磷这两 个需碳源的过程合二为- - n 可以解决碳源双重消耗问题，即在缺氧环境下利用硝酸盐作 为电子受体，同时进行反硝化作用和超量聚磷，这样就可以最大程度地减少碳源需求量。 污泥中的细菌可以在缺氧条件下吸收同一份r b c o d 同时用于脱氮和摄磷，以克服污水 中r b c o d 不足的问题，提高脱氮除磷效率。近几年国外b a k e r 和k u b a 就发现在某些 太原理工大学硕士研究生学位论文 改良的u c t 脱氮除磷处理系统中污泥能够利用硝酸盐作为电子受体，在缺氧环境下同 时进行反硝化作用和超量聚磷。认为存在反硝化聚磷的细菌( d p a o ) 。m e i r t h o l d l 9 】在试验 室进行的小型间歇试验也观察到同步脱氮除磷的现象，证明部分p a o 具有利用硝酸盐 进行脱氮的能力，则利用这一种细菌来进行生物脱氮除磷就既可以基本解决以上所提到 的碳源需求等问题，又可以用d p a o 来实现传统脱氮除磷工艺中的反硝化菌和聚磷菌 两类细菌的功能，减少污泥产量，降低污泥处置费用。当然还可以实现减少构筑物数量 和所需体积等等优点。但由于有研究表明磷的去除效果在很大程度上取决于缺氧环境中 硝酸盐的浓度，硝酸盐浓度不足则磷的过量摄取受限；硝酸盐浓度过高时，带入厌氧段 的硝酸盐会影响磷的释放，所以不同环境条件下，d p a o 的诱导增殖与代谢途径变化规 律以及系统中d p a o 菌群演化数量的判定和调控方式等都是亟待研究的课题。 1 2 2 短程硝化反硝化理论 近年来，国内外正在研究污水脱氮除磷的新工艺和新方法，其中最典型的是污水 生物处理的短程硝化反硝化工艺、同步硝化反硝化工艺和反硝化聚磷工艺。这些新理论、 新工艺、新方法还不完善，各国的环境工程方面的专家正在竞相从各方面展丌深入的研 究。 _ ： 短程硝化反硝化生物脱氮( s h o r t c u tn i t r i f i c a q t i o n d e n i t r i f i c a t i o n ) ，就是将硝化过程 控制在n o ；- n 阶段而终止，随后进行反硝化。也可称为不完全硝化反硝化生物脱氮， 早在1 9 7 5 年v o e t 就发现在硝化过程中n o ；- n 积累的现象。然而过去人们一直都认为 n o ；- n 具有一定耗氧性及毒性，影响出水c o d 和受纳水体的d o ，对受纳水体和人是 不安全的，应尽量避免出现晖- n ，而要实现污水生物脱氮就必须使m 鬈一n 经历典型 的硝化和反硝化过程才能被完全去除，这条途径也可以称为全程硝化反硝化生物脱氮。 实质上，硝化过程的两步反应是由两类菌分别独完成的，这两类菌在生理特征上也有明 显的差别，是可以分开的。对于反硝化过程，无论是n o ；- n 还是n o ；- n 都可以做电子 最终受氢体。因而整个生物脱氮过程可以通过朋：- n n o ；- n - - 一n 2 这样的途径完成。 短程生物脱氮具有以下特点： ( 1 ) 对于活性污泥法，可节省氧供应量约2 5 ： ( 2 ) 降低能耗；节省反硝化所需碳源4 0 ； 0 太原理工大学硕_ j ：研究生学位论文 ( 3 ) 在c n 比一定的情况下提高t n 去除率： ( 4 ) 减少5 0 污泥生成量； ( 5 ) 减少投碱量； ( 6 ) 缩短反应时间，相应减少反应容积。 传统生物脱氮之所以将氨完全氧化成硝酸盐后再进行反硝化主要基于以下几方面 原因： ( 1 ) 如果硝化不完全，形成的亚硝酸盐产物是“三致 物质，对受纳水体和人是不安 全的，所以尽量避免出现n o ；n ； ( 2 ) n o ；n 具有一定好氧性，影响出水c o d 和受纳水体的d o ； ( 3 ) 氨自然生物氧化过程中，加露n n o ；- n 可释2 4 2 8 3 5 1 7 k j t o o l 的能量，亚硝 酸菌有效利用1 4 1 5 的能量；氧化n o ；- n n o ；- n 释放能量为6 4 5 8 7 5k j m o l 的能 量，硝酸茵有效利用1 4 1 5 的能量。要达到相同的能量，硝化菌氧化n o ；- n 量必须达 到氧化朋哎- n 量的4 5 倍，因而在稳态下不会有n o ；- n 积累； ( 4 ) 亚硝酸菌和硝酸菌虽是两类独立的细菌，但在开放体系中这两类菌普遍存在，并 生活在一起，彼此有利，因此难以单独存在； ( 5 ) 氨氧化为亚硝酸盐的速率较亚硝酸盐氧化为硝酸盐的速率慢，在加- n n o ；n 的过程中，亚硝酸盐的形成是限速步骤，所以通常硝化产物是硝酸盐，亚硝酸 盐浓度很低。 由于废水生物处理反应器均为开放的非纯种培养系统，如何控制硝化停止在 n o ；n 阶段是实现短程生物脱氮的关键。短程硝化的标志是稳定且较高的n o ；一n 积累 即亚硝化率较高( 至少大于5 0 ) 。影响亚硝酸积累的主要因素有温度、p h 、氨浓度、氮 负荷、d o 、有害物质及泥龄。 1 2 3 同步硝化反硝化理论 目前国内外水处理研究者发现在生物转盘、s b r 、氧化沟、c a s t 、传统活性污泥 法等工艺中硝化和反硝化反应能同时发生，即存在同时硝化反硝化现象。对同步硝化反 硝化的理论机制研究主要集中在微生物学、生物化学和物理学等方面。 l o 太原理工大学硕士研究生学位论文 ( 1 ) 好氧反硝化菌作用机理 2 0 世纪8 0 年代后期以来，在脱氮生物学研究方面有了很大进展。人们曾多次观察 到没有明显缺氧段的活性污泥法中存在脱氮现象，并发现了好氧反硝化菌：p s e u d o m o n a s s p p ，a l c a l i g e n e sf a e c a l i s ，t h i o s p h a e r ap a n t o t r o p h a ，这些好氧反硝化茵同时也是异养硝化 菌，而传统硝化菌是化能自养菌。因此，这类细菌能够直接在好养条件下把氨转化为气 态产物。 好氧反硝化菌的初始基质究竟是亚硝酸盐还是硝酸盐可以通过比较电子转移平衡 来确定。氨氧化为亚硝酸盐产生2 个电子，亚硝酸盐氧化成硝酸盐也产生2 个电子，完 全的亚硝酸盐还原需要3 个电子，而完全的硝酸盐还原需要5 个电子。因此，当亚硝酸 盐被完全还原时，氧化氨产生的最大可能因数为0 6 7 n m o ln 2 n - t 0 0 1 1 n h 3 。而对于硝 酸盐，这一因数为0 4 ，所以亚硝酸盐为好氧反硝化的初始基【l o l 。 ( 2 ) 中间产物理论 好氧反硝化所呈现出的最大特征是好氧阶段总氮的损失。一方面，这一现象可由存 在的好氧反硝化菌的微生物学理论予以解释；另一方面，从生物化学途径中产生的中间 产物也能够解释总氮损失的原因。 关于硝化作用的生物化学机制的研究，目前已初步搞清楚是按以下途径进行： n h 3 一h 2 n n h 2 一n h 2 一o h n 2 一n 2 0 ( h n o ) 一n o n o ；- n n o ；- n 在这个过程中，至少有三个中间产物n 2 、n 2 0 和n o 能以气体形式产生。其中硝化、 反硝化过程均可以产生中间产物n 2 0 和n o ，而且其比例可高达氮去除率的1 0 以上。 另有研究表明，在亚硝酸细菌的作用下，氨的氧化过程也可能产生n 2 0 ，美国哈佛大学 的g e r e a u 等利用亚硝化单胞菌进行的纯培养试验表明，低溶解氧明显降低了n o ；- n 的 产量，相反，n 2 0 的产生量却增加了，从0 3 上升到约1 0 。较多的研究表明，在好 氧硝化过程中，如果碳氮比值较低，d o 较低或s r t 较小，都能导致n 2 0 释放量增大； 而且好氧反硝化会产生比缺氧反硝化时更多的n 2 0 中间产物( 1 l j 。 ( 3 ) 微环境理论 微环境理论则是从物理学角度对同步硝化反硝化机理进行解释。该理论考虑活性污 泥和生物膜的微环境中各种物质( 如：d o ，有机物) 的传递与变化，名类微生物的代谢活 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 太原理工人学硕e 研究生学位论文 逐渐下降。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，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【1 2 】。 1 2 4 反硝化除磷理论 1