（模式识别与智能系统专业论文）厌氧氨氧化生物滤池脱氮工艺特性研究.pdf

摘要 水体的氮素污染对人类生存环境造成了巨大危害，迫切需要开发 经济高效的脱氮技术，满足水环境恢复和回用水处理的需要。厌氧氨 氧化脱氮技术是一项新型生物脱氮工艺，其优越性在子厌氧氨氧化脱 氮工艺的氮素转化速率高，不需曝气，产泥量少，反应器和沉淀池的 数量和尺寸也较小，大大地降低了污水脱氮的成本，因此，无论从处 理效率、能耗、基建投资和运行费用上讲都优于传统硝化一反硝化脱 氮技术。 本报告根据城市污水处理全流程的概念，以生活污水二级处理出 水为原水，以生物滤池作为厌氧氨氧化脱氮反应器，对以下问题进行 研究： 滤层厚度对a n a m m o x 滤池脱氮效率的影响； 基质负荷对滤池运行的影响及运行中的影响因子研究； 评估a n a m m o x 生物滤池在常温、低氨浓度等常规条件下的 运行稳定性及脱氮性能。 通过对以上问题的研究，可以得出以下结论： 通过培养硝化生物膜，再使其由硝化作用转为厌氧氨氧化作 用，可加快厌氧氨氧化生物滤池的启动。 在常规条件下，厌氧氨氧生物滤池可用于生活污水深度处理单 元中，运行稳定，且具有优良的脱氮效果。 影响厌氧氨氧生物滤池脱氮性能的因素主要有：基质浓度、温 度、c o d c r 、d o 等，并可以根据滤池中p h 值的变化来判断a n n 去除 效果。 北京t 业大学博十后研究报告 采用气水联合反冲洗，不会对滤池运行造成伤害。 用于深度处理单元时，滤速可选2 0 2 3 7 4 m h ，滤层厚度可取 1 2 m ，进水适宜的n 0 2 - n ：n 1 4 _ 4 + n 值为1 3 4 - 1 。 关键词生物滤池；厌氧氨氧化；常规条件；脱氮；运行性能 i i a b s t r a c t a b s t r a c t a st h ec h i e fp o l l u t a n t ，n i t r o g e nc o m p o u n d sh a v ed i s a s t e r e d s e r i o u s l yt oh u m a ne x i s t i n gc o n d i t i o n an i t r o g e nr e m o v a lt e c h n o l o g y , w h i c hi s h i g he f f i c i e n c y a n d l o w e n e r g yc o n s u m p t i o n ，m u s tb e d e v e l o p e du r g e n t l yn o to n l yt ob o o s tw a t e rr e u s e di n d u s t r yb u ta l s ot o h e l pw a t e re n v i r o n m e n tr e c o v e r y a n a e r o b i ca m m o n i ao x i d a t i o n ( a n a m m o x ) i san o v e lp r o m i s i n g b i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a lp r o c e s s t h ea d v a n t a g e so fa n a m m o x a r e f o l l o w i n ga s ：h i g hr a t eo fn i t r o g e nc o n v e r s i o n ，n oa e r a t i o n ，l e s ss l u d g e p r o d u c t i o n ，s m a l l e rv o l u m e o fr e a c t o r s ，e c t a n dt h u s ，t h ec o s to f n i t r o g e nr e m o v a lf r o mw a s t e r w a t e ri sd e c r e a s e dg r e a t l y i nt h e p r o c e s s e so f a l lw a s t e w a t e rr e u s e d t e c h n o l o g i e s ，t h e b i o l o g i c a lf i l t e rh a sb e e nt a k i n gt h el e a d ，w h i c hw i t ha d v a n t a g e so f l o n g e rs l u d g ea g e ，m o r eb i o m a s s ，r i c hb a c t e r i as o r t s ，a n dw i t h t h e s u p e r i o r i t yo fh i g he f f i c i e n c ya n dl o wc o s t b a s e do nt h e s ea d v a n t a g e s ，a b i o f i l t e rw a su s e da sa n a m m o xr e a c t o ra n dt h ee f f l u e n to fb i o l o g i c a l w a s t e w a t e rt r e a t m e n ta sr a ww a t e ri nt h i sr e p o r t t h ef o l l o w i n gs u b je c t s w e r es t u d i e d ： t h en i t r o g e nr e m o v a le f f i c i e n c yo ft h ea n a m m o xb i o f i l t e rw a s t e s t e du n d e rd i f f e r e n ts u b s t r a t el o a d t h et e s tr e s u l t ss u g g e s tt h a tr a i s i n g n i t r i t ec o n c e n t r a t i o na ts o m ee x t e n tc a nh e l pq u i c k e nt h er e a c t i o n i i i 北京丁q k 大学博士后研究报告 p r o c e s s h i g hn i t r i t ec o n c e n t r a t i o nm a yo b v i o u s l yl i m i ta n a m m o x p r o c e s s ，b u tt h i sl i m i t a t i o nh a si t su n i q u ec h a r a c t e r s t e m p e r a t u r ei so n eo fi m p o r t a n ti n f l u e n c ef a c t o r so fa n a m m o x r e a c t i o n t h ed a t ar e v e a l e dt h a tt h er e m o v a lr a t eo fa m m o n i u m n i t r o g e n a n da m m o n i u mv o l u m el o a d ( a v l ) i n c r e a s e da st h et e m p e r a t u r eg o t h i g h e r i na d d i t i o n a l l y , t h ee f f e c t so fi n f l u e n tc a r b o no na n a m m o x b i o f i l t e rw e r ei n v e s t i g a t e d t h er e s u l t ss h o w e dt h a tt h ei n t r o d u c t i o no f c o d c rw i l ld e c r e a s et h ea m m o n i ar e m o v a lr a t ea n dt h e n i t r o g e n r e m o v a lc a p a c i t yo ft h eb i o f i l t e r , a n dw i l ld oh a r mt ot h eg r o w t ho f a n a m m o xb a c t e r i a t h ep a r a m e t e r sr e f l e c t i n g p e r f o r m a n c eo fa n a m m o xr e a c t o r w e r ed e t e r m i n e d d u r i n gr u n n i n go fa n a m m o xb i o f i l t e r ，t h em o l a r r a t i oo fa m m o n i ar e m o v a l ，n i t r i t er e m o v a la sw e l la sp ha n db i o m a s s c o l o u rc o u l di n d i c a t et h ep e r f o r m a n c eo fa n a m m o xr e a c t o r w h e n r u n n i n ga ts t e a d ys t a t e ，t h eb u l kl i q u i do fr e a c t o rw a sa l k a l e s c e n t ，t h e m o l a rr a t i oo fa m m o n i ar e m o v a la n dn i t r i t er e m o v a lw a s 1 ：1 3 4 ， a p p r o x i m a t e l y b e s i d e s ，a c c o r d i n gt ot h e s er e s u l t s ，i tc o u l db ec o n c l u d e dt h a tt h e a n a m m o xb i o f i l t e ri s p r o p e rn i t r o g e nr e m o v i n gp r o c e s s w i t h c h a r a c t e r i s t i c so fh i g hn i t r o g e nr e m o v a lr a t e ，n o r m a l p e r f o r m a n c e c o n d i t i o na n dl o we n e r g yc o n s u m p t i o n k e y w o r db i o f i l t e r ；a n a e r o b i c a m m o n i u mo x i d a t i o n ( a n a m m o x ) ； i v a b s t r a c t n o r m a lp e r f o r m a n c ec o n d i t i o n ；n i t r o g e nr e m o v a l ；p e r f o r m a n c e v 第1 章绪论 水是地球上可以循环使用的宝贵的自然资源，是人类生存和发展 不可替代的资源，也是国民经济和社会可持续发展的基础。但是，随 着社会的不断发展，人口剧增并向大都市集中，导致人类对水的需求 量越来越大，污水的排放量也随之加大，加剧水环境的恶化，生态环 境遭到严重破坏。水体的污染对人类的生存环境造成了巨大危害，氨 氮是水体氮素污染的首恶，己成为人们关注的焦点。寻求经济高效的 污水深度处理技术，对促进污水回用事业的发展和水环境的恢复有着 现实和深远的意义。建立循环型的城市是2 1 世纪社会生产与消费的 新秩序，是人类社会持续发展的基础【1 ，2 】。我国水资源的短缺、污染、 浪费等问题若得不到很好地解决，水资源必将成为制约我国经济发展 的瓶颈。 1 。1 氮素污染与控制 随着工农业生产的发展和人们生活水平的提高，含氮化合物的排 放量急剧增加，水体氮素污染以及由此造成的水体富营养化问题己成 为世界上许多国家、地区共同关心的环境问题。因此，经济有效地降 低废水中氮磷的含量已成为废水处理技术的一项新课题，也是世界各 国许多水处理领域科研工作者的奋斗目标。 有机碳源污染会使水体严重缺氧，发黑发臭，破坏水生生态系统， 甚至使水生生物灭绝。而氮、磷的污染致使闭锁性水域富营养化，藻 类疯长，赤潮频频发生，使江、河、湖、泊丧失水体功能，恶化水环 境危害全流域。在自然状态下，水体的富营养化过程极为缓慢，可能 要持续几千甚至几万年。但在人为因素影响下，例如向水体中排入大 量含营养物质的废水，水体的富营养化过程就会加速，可能在几十年 甚至几年时间内形成。富营养化水体的危害主要表现在以下几方面： 恶化水源水质，增加给水处理难度和成本；水体感官恶化，降低了水 体的美学价值；破坏了水体生态平衡，降低了水体的经济价值【3 】。 在自然界中，氮素主要以o + 5 及3 等价态存在，生物作用可使氮 素在这些价态之间相互转化，构成氮素循环( n i t r o g e nc y c l e ) 。氮素循 环的破坏会导致中间产物的积累，造成环境污染，危害人类和整个生 态系统。因此，维持正常的氮素循环是控制氮素污染的根本途径。在 上个世纪，人们以硝化作用与反硝化作用为基础，建立起废水生物脱 氮的技术体系。以工程手段强化硝化和反硝化作用是人类平衡氮素循 环，控制氮素污染的伟大创举。近十几年来，生物技术的迅猛发展， 为废水生物脱氮技术的创新提供了难得的机遇 4 , 5 1 。 1 1 1 氮素的循环 根据生态学理论，地球可分为大气圈、水圈、岩石圈和生物圈。 其中生物圈位于其它三圈的交接面上，与人类的生存和发展直接相 关。从总体上说，氮素的种类和数量都是相对稳定的，但是，氮素时 刻不停地进行着空间上的迁移和形态上的转化。氮素转化主要由生物 反应所致( 见表1 1 ) 】，各生物反应的方式见图1 1 。 表1 - 1 氮循环的生物反应 氮素转化 生物作用涉及的生物 n 2 _ n h 3生物固氮作用固氮细菌 n h ，一有机物 同化作用 植物、细菌、低等真核生物 有机物一n h ， 氨化作用 多种( 微) 生物 n h 3 n o 。2 ，n o 。3 硝化作用 硝化细菌 n o 。3 ，n o 。2 ，n o ，n 2 0 ，n 2反硝化作用反硝化细菌 n o 。3 ，n o 。2 _ n h 3异化性硝酸盐还原作用发酵性细菌 a m 一氨化作用a s 一同化作用d e - 反硝化作用 n f 生物固氦n i - 硝化作用r e 一硝酸盐还原作用 图1 1 氮素循环 1 1 2 氮素的污染与危害 据( 2 0 0 4 年中国环境状况公报的数据显示，我国七大水系的4 1 2 个水质监测断面中，v 类和劣v 类水质的断面比例分别为：3 0 3 和2 7 9 。其中，氨氮为主要污染指标之一。“三湖水质均为劣v 类，辑染较重，主要污染指标为总氮和总磷。南水北调东线的1 0 个监 测断面，v 类和劣v 类水质的断面比例分别为5 0 o 和2 0 o ，主 要污染指标为氨氮和五日生化需氧量。而据( 2 0 0 6 年中国环境状况公 报，2 0 0 6 年在国家环境监测网实际监测的7 4 5 个地表水监测断面中 ( 其中，河流断面5 9 3 个，湖库点位1 5 2 介) ，i i i i 类，、v 类， 劣v 类水质的断面比例分别为4 0 、3 2 和2 8 。主要湖泊部分指标 超标，富营养化问题突出，太湖和滇池外海均属中度富营养状态，巢 湖属轻度富营养状态；地下水局部受到一定程度的点源或面源污染， 三氮污染在全国各地区均较突出。目前水资源短缺已经影响到人类的 生存和进一步的发展，成为亟待解决的全球性问题。 根据资料显示，城市污水、工业废水和农业( 养殖) 污水是水体氮 素污染物主要来源。在新鲜的生活污水中，有机氮约占6 0 ，氨氮约 占4 0 。在陈腐的生活污水中，因受生物分解，有机氮所占比例下降， 氨氮比例升高。 氨氮污染对水体的危害主要有以下几方面【8 】： 氨氮要消耗水体中的溶解氧 。 氨氮进入水体后，可在硝化细菌的作用下氧化为亚硝酸盐和硝酸 盐，氧化l m g 的n h 4 + n 为n 0 3 - n ，需要消耗水体中的溶解氧4 5 7 m g 。 大量的n h 4 + - n 排入，会耗尽水体中的溶解氧而使水体成为“死水 。 提高水处理的成本 氨氮与氯作用生成氯胺，并被氧化为氮气。当以含有较高浓度氨 氮的水体作水源，或对含氨氮量较高的污水厂出流进行消毒时，要增 加氯的消耗量，影响供水水质并增加制水成本。 氮化合物对人和生物有毒害作用 氨氮会影响鱼鳃的氧传递，浓度较高时甚至会使鱼类死亡。当水 中氨氮超过l m g l 时，会使水生生物血液结合氧能力降低；当超过 北京工业大学博十后研究报告 3 m g l 时，对金鱼、鲈鱼、鳊鱼可于2 4 - - 一9 6 小时内致死。硝酸盐和 亚硝酸盐有可能转化为亚硝胺，而亚硝胺是“三致 物质，长期饮用高 浓度的硝酸盐水，会对人体健康产生危害。 加速水体的富营养化过程 研究表明1 9 ：藻类同化l k g n ，会新增1 6 k g 的生物量，相当于 同化2 0 k g c o d 所产生的生物量。由此可看出，极少量的营养盐将 会刺激藻类的大量繁殖，从而引起水体的富营养化( e u t r o p h i c a t i o n ) ， 并由此衍生出一系列不良后果：水生植物和藻类大量繁殖，覆盖水面， 影响景观；藻类密度过高，阻塞鱼类和贝类水孔，影响呼吸作用；藻 类产生毒素，可引起鱼类和贝类中毒；藻类产生气味物质，使水体散 发异常气味，如土腥味、霉腐味、鱼腥味等；藻类可堵塞滤池而影响 水厂生产，所含的毒素和气味物质则影响饮水的质量。 近3 0 年来我国淡水湖泊水质污染现象呈迅速增长之势。全国大 型淡水湖泊均达到中度和重度污染，其污染程度由重到弱依次为滇 池、巢湖、南四湖、洪泽湖、太湖、洞庭湖、镜泊湖。 我国近海海域水质污染严重并有继续恶化之趋势。2 0 世纪6 0 年 代之前，渤海海域曾发生过3 次赤潮，7 0 年代发生9 次。8 0 年代7 4 次，而1 9 9 7 年一年猛增发生3 4 次，1 9 9 9 年7 月间渤海出现了前所 未有的赤潮大爆发，赤潮面积达6 3 0 0 k m 2 ，延续9 天时间。据统计， 2 0 0 0 2 0 0 3 年，我国近海发生赤潮3 0 3 次，其中，2 0 0 2 年7 9 次，2 0 0 3 年1 1 9 次，赤潮面积累计均超过1 0 ，0 0 0 k m 2 。2 0 0 6 年9 3 次，面积达 1 9 8 4 0k m 2 ，2 0 0 7 年8 2 次，面积达1 1 6 1 0k m 2 。因此，有效降低废水 中的氨氮含量成为废水处理技术中的一项重要任务。 1 1 3 氮素污染控制技术 水体一旦发生富营养化现象，很难恢复。因此，对尚未发生富 营养化的水体要积极防止，对已经发生富营养化的水体要妥善治 理。防止和治理的关键是源头控制与污染治理，即一方面减少含磷 洗涤剂的生产、使用，减少化肥、农药使用，在工业生产中推广“清 洁生产”；另一方面，对城市污水进行脱氮除磷处理，从而减少排 入水体的氮、磷元素。 为了全面消除水环境的严重污染，欧美等发达国家在2 0 世纪 6 0 - - - 7 0 年代开始全面普及污水二级处理。但由于二级生化处理均以 去除有机物和悬浮固体为目标，并不考虑对氮、磷等无机营养物质 的去除。一般而言，城市污水经传统活性污泥法等二级处理后， b o d 5 去除率可达9 0 以上，但脱氮率一般仅为2 0 5 0 ，出水总 氮含量为1 0 - - 3 0 m g l ，远远超出了富营养化的临界浓度。因此常 规二级污水处理的普及并不一定能够全面解决水污染问题。 过去通常认为，富营养化只发生在像湖泊这类水流速度十分缓 慢的水体中，但2 0 世纪7 0 年代以来，在某些水浅的急流河段，由 于生活废水和工业废水的大量排入，河床砾石上也大量生长着藻 类，出现了十分明显的富营养化现象。因此强化己建或在建污水处 理厂的处理能力、提高污水深度处理普及率，是改善水环境和缓解 水资源紧缺的必经之路。 在废水脱氮技术的研究、开发和应用中，涌现出了一大批行之有 效的处理工艺，构成了废水脱氮处理的技术体系。这些废水脱氮技术 可分为物理化学法和生物法两大类，其中物化法主要包括空气吹脱 法、折点氯化法、选择性离子交换法、磷酸铵镁沉淀法、反渗透法、 电渗析法等。物化法脱氮具有快速高效的优点，但是往往需要消耗化 学药品，成本昂贵，通常只能去除氨氮，且容易产生二次污染；生物 法脱氮成本低、效果稳定，是目前公认的经济、有效、最有发展前途 的方法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展，无论是在理论认识上 还是在工程实践方面，都取得了很大的进步，是目前脱氮技术的主流， 主要有传统的硝化反硝化工艺以及新发展起来的短程硝化反硝化、 同步硝化反硝化、厌氧氨氧化等新工艺。 1 2 废水生物脱氮的研究现状及进展 1 2 1 生物脱氮的机理研究及进展 传统的废水生物处理工艺多以含碳有机物和悬浮固体为主要处 理目标，而对水中的氮、磷等植物营养物质的去除率则比较低。近 2 0 年来，废水生物脱氮技术得到了较快的发展，许多研究者提出了 一系列的脱氮工艺，并在实际工程中得到应用，有关废水脱氮的理论 也日臻成熟。 废水中的氮一般以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮等四种 形态存在。生活污水中氮的主要存在形态为有机氮和氨氮。其中有机 氮占生活污水含氮量的4 0 - - 6 0 ，氨氮占5 0 - - 6 0 ，亚硝酸盐氮 和硝酸盐氮仅占o 5 。在废水生物脱氮工艺中，废水中总氮的出路 有三条途径：一部分转化为n 2 及气态含氮化合物( n x o v 、n h 3 等) 从反应器中逸入大气而达到从废水中脱氮的目的；一部分通过微生 物的同化作用转化为新细胞物质，以剩余污泥的形式从污水中去 除；剩余的总氮仍存在于水中并随着出水排出( 图1 2 ) 。 贫气态氮逸出 进选望氢厂1 出水总氮 二二i 生化反应器系统卜一。 出 图1 - 2 废水生物脱氮途径 按细胞干重计算，微生物细胞中氮的含量约为1 2 ，考虑吸附等 因素，以剩余污泥的排放实现的脱氮量一般为2 0 左右。因此，为降 低出水中氮的含量，把各种形态的氮转化为气体形态并排入大气则是 目前生物脱氮的主要途径。通常涉及以下几个过程： 有机氮j 屿n h , + 一骂n q 一一n 型b n q 一一n 骂n 2 个，n 。o 。个 ( 1 ) 氨化过程 将有机氮转化为氨氮的生化反应过程称为氨化作用 ( a m m o n i f i c a t i o n ) 。通过氨化作用生成的氨，一小部分被其他生物重 新利用，其余大部分则积累于环境中。在自然界，氨化作用使有机 氮无机化，迁移性增大，易被植物吸收，也易随水流失，是实现氮 素循环的重要环节。 污水中的有机氮主要以蛋白质和氨基酸的形式存在。蛋白质水 解为氨基酸，氨基酸在脱氨基酶的作用下去除一n h 。官能团。即污水 的中蛋白质和氨基酸通过氨化作用转化为氨氮。氨化是一种普遍存 在的生化作用，它的功能是把大分子的有机氮转化为氨氮。几乎所 有的异养型细菌都具有氨化功能，所以在脱氮工艺中氨化阶段的生 第1 章绪论 化效率很高，通常不作为控制步骤考虑。 ( 2 ) 硝化过程 硝化反应是在有氧的情况下微生物将氨氮氧化为亚硝酸盐氮和 硝酸盐氮的过程。从生物化学的角度看，硝化过程由多种酶参与完成， 并产生多种中间产物，它包括两个基本反应步骤：1 ) 由亚硝酸菌 ( n i t r o s o m o n a s ) 将氨氮氧化为亚硝酸盐( n 0 2 ) 的反应。在生理浓度条件 下，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 ，亚硝酸菌可 利用其能量的5 1 4 ；2 ) 由硝酸菌( n i t r o b a c t e r ) 将亚硝酸盐氧化为 硝酸盐( n 0 3 ) 的反应。n 0 2 氧化为n 0 3 产能约为6 4 5 - 8 7 5 k j m o l ，硝 酸菌的能量利用率为5 1 0 。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌， 硝化菌的特性如表1 2 所示。 表1 - 2 硝化菌的特征 项目亚硝酸菌硝酸菌 细胞形状椭球或棒状椭球或棒状 细胞尺寸( g m ) l 1 50 5 l 革兰氏染色 阴性 阴性 世代周期( h ) 8 3 61 2 5 9 需氧性严格好氧严格好氧 最大n n 长n g ( d j ) 0 9 6 1 9 20 4 8 1 4 4 产率系数( g v s s g n h + 4 - n 去除) 0 0 4 - 0 1 30 0 2 0 0 7 饱和常数t ( m g l 1 o 6 3 60 3 1 7 常见的亚硝酸细菌有n i t r o s o m o n a s 和n i t r o s o s p i r a ，硝酸细菌主 要由n i t r o b a c t e r 和n i t r o s p i r a 。硝化菌都是化能自养菌，属专性好养 菌，它们利用c 0 2 、c 0 3 2 - 和h c 0 3 等无机碳作为碳源，通过与n h 3 、 n h 4 + 或n 0 2 的氧化还原反应获得能量。硝化反应过程需在好氧条件 下进行，并以氧作为电子受体。硝化过程可用下式表示： 亚硝化反应：2 n - ：4 + 3 0 2 2 婀+ 2 h 2 0 + 4 h +( 1 1 ) 硝化反应：2 n o ；+ 0 2 专2 n 0 3 ( 1 2 ) 如果采用c ，h 7 n 0 2 作为硝化菌的细胞组成，则硝化过程的化学 计量方程大致可用下式表示： 北京工业大学博士后研究报告 5 5 n - ：4 + 7 6 0 , + 1 0 9 h c c 一咝堕 c ，h ，n 0 2 + 5 4 n q + 5 7 h 0 + 1 0 4 h c q v 叫 4 0 0 m 3 ：+ n w 4 4 + 4 h 2 c 0 3 + 1 9 5 0 z + 肌qj 墅马 c s h 7 n 0 2 + 4 0 0 n q + 3 h 2 0 ( 1 - 4 ) 硝化反应的总方程为： 脚l 8 吣l 0 ：0 8 2 嚣c hn 孟o , 09 8 n q ，“0 4 t l o + 1 8 8 埕c q m 5 ， ，+ + 1 + h ，q 、7 通过对上述反应过程的物料衡算可知，在硝化反应过程中，将 l g 氨氮氧化为硝酸盐氮需耗氧4 5 7 9 ( 其中亚硝化反应需耗氧3 4 3 9 ， 硝化反应需耗氧1 1 4 9 ) ，亚硝酸菌和硝酸菌分别增殖o 1 4 6 9 和0 0 1 9 9 ， 硝酸菌的产率仅为亚硝酸菌的l 7 。若不考虑硝化过程中硝化菌的 增殖，则氧化1 9 n h 4 + - n 为n 0 3 - n 将消耗7 1 4 9 碱度( 以c a c 0 3 计) ，因此，若污水中碱度不足，硝化反应将导致p h 下降，使反应 速率降低；此外还可以看出，硝化过程的需氧量是很大的。如果在 污水二级处理中不加强对氨氮的去除，则其出水中氮需氧量 ( n i t r o g e n o u so x y g e nd e m a n d ，n o d ) 占总需氧量( t o t a lo x y g e n d e m a n d ，t o d ) 的比例可高达7 1 3 ( 表1 3 ) 。假如水体没有足够 的稀释能力，传统二级处理出水排入水体后，氨氮的氧化反应将耗 尽水体中的溶解氧。 表1 。3 硝化处理对二级出水总需氧量的影响【1 0 】 参数原污水 二级处理水深度处理出水 有机物( b o d s ) ( m g l ) 2 5 02 52 0 有机需氧量( b o d 5 ) ( m g l ) 3 7 53 73 0 有机氮和氨氮( t k n ) ( m g 几) 2 52 01 5 氮需氧i - ( n o d ) ( r a g l ) 11 59 2 7 总需氧量( t o d ) ( m g l ) 4 9 01 2 93 7 氮需氧量对总需氧量的贡献率2 3 57 1 31 8 9 有机需氧量去除率 9 0 9 2 总需氧量去除率 7 3 7 9 2 5 注：取有机物的1 5 倍；总凯氏氮；取t k n 的4 6 倍。 硝化细菌是自养菌，世代时间长，只有在泥龄长的生化反应器中 才能存活并占有一定的优势。自养硝化细菌与异养碳化菌相比，繁殖 能力弱，只有在低基质( b o d 5 5 0 0 m g l ) 废水的处理工艺，尤其 适用于具有脱氮要求的预处理或旁路处理，如污泥消化池上清液的 处理。目前荷兰已有两家污水处理厂采用了此工艺【4 0 1 处理污泥消化 上清液及垃圾渗滤液等高氨氮废水。 但是，该工艺是在较高温度下实现短程硝化反硝化的，这对大多 数废水处理来说是不现实的，这也限制了该工艺的广泛应用，还应该 努力寻求其它的控制途径。从( 1 8 ) 式还可看出：s h a r o n 工艺出水 中还残留5 0 氨氮，对出水氨氮含量有严格要求时不宜使用，故还应 有后续处理过程以降低氨氮浓度。 与传统的硝化反硝化工艺相比，s h a r o n 工艺具有以下优点： ( 1 ) 硝化与反硝化在同一个反应器中完成，简化了工艺流程； ( 2 ) 反硝化产生的碱度可部分补充硝化所消耗的碱度； ( 3 ) 水力停留时间( 瑚玎) 短，反应器容积减少了3 0 4 0 左右， 占地面积大大减小； ( 4 ) 具有较高的反硝化速率( n o r 的反硝化速率通常比n 0 3 的高 6 3 左右) ，且不需要外加碳源； ( 5 ) 污泥产量降低( 硝化过程可少产污泥3 3 - 3 5 左右，反硝 化过程可少产污泥5 5 左右) ； ( 6 ) 可节省供气量2 5 左右，减少动力消耗。 1 3 2 同步硝化反硝化脱氮工艺 传统观念认为，硝化菌是自养、化能营养、专性好氧菌，它们 只可利用0 2 来呼吸，反硝化菌为兼性化能异养细菌；硝化反应需 要在好氧条件下完成，而反硝化菌反应在缺氧条件下需要有有机物 存在，作为电子供体完成脱氮过程。因此，硝化和反硝化过程不可 能同时进行。然而，近年国内外研究者发现在生物转盘、m b r 、氧 化沟、s b r 和传统活性污泥法等工艺中硝化和反硝化反应能同时进 行，即存在同步硝化反硝化( s i m u l t a n e o u sn i t r i f i c a t i o n a n d d e n i t r i f i c a t i o n ，s n d ) 反应 4 1 4 5 1 。好氧反硝化菌和异养硝化菌的发 现以及好氧反硝化、异养硝化和自养反硝化等研究的进展，奠定了 s n d 生物脱氮的理论基础。 目前，研究人员对同时硝化反硝化的机理研究仍处于探索阶段， 对s n d 现象主要有物理学( 环境理论) 和生物学( 存在好氧反硝化茵 等) 两方面的解释： ( 1 ) 溶解氧分布不均。在宏观上，由于充氧不均或混合不均匀， 在生物反应器内不同部位形成缺氧一好氧区域，分别为反硝化菌和硝 化菌提供优势环境。此种情况在流化床、生物滤池、r b c 、s b r 及氧 化沟中均有不同程度的存在。在微观上，由于受到氧扩散的限制，在 菌胶团或生物膜表面到其内核的不同层面上，氧的浓度分布是不均匀 北京t 业大学博士后研究报告 的。菌胶团或生物膜的外表面d o 浓度较高，形成好氧区，以好氧硝 化菌为主，发生硝化反应；随着氧的传递受阻及外部氧的大量消耗， 在菌胶团或生物膜内部便会产生缺( 厌) 氧的微环境，反硝化菌占优 势，发生反硝化反应1 4 5 , 4 6 1 。菌胶团或生物膜内侧的缺氧区是形成同 步硝化反硝化的主要原因，所以控制系统内溶解氧的浓度和微生物 絮体结构、大小或生物膜厚度是进行同步硝化反硝化的关键。但是， 反硝化除了需要缺氧环境外，还需要有机物作为电子供体，而同步 硝化反硝化的碳源来源至今仍没有一个很好的解释。 ( 2 ) 生物化学作用。在过去几年中，许多新的脱氮生物化学菌族 被鉴定出来，其中部分菌种以组团形式起s n d 作用，包括起反硝化 作用的白养硝化菌及起硝化作用的异养菌。总之，s n d 是由多种微 生物在多种因素影响下共同作用的结果，至于哪些是限制因子应视具 体工艺情况进行分析确定。 在s n d 工艺中，硝化与反硝化反应在同一个反应器中同时完成， 所以，与传统生物脱氮工艺相比，s n d 工艺具有明显的优越性，主 要表现在：( 1 ) 反应器体积小；( 2 ) 反应时间短；( 3 ) 无需添加碱度。 目前，在荷兰、丹麦、意大利等国已有污水厂在工艺运行中，利 用同时硝化反硝化作用进行生物脱氮处理。 在s n d 工艺中，有机碳源的可生化利用性对反硝化速率的影响 以及同时硝化反硝化过程中除磷特性的研究都是有待深化的问题。目 前，s n d 生物法脱氮已经成为国内外研究的热点，国内的清华大学、 同济大学、西安建筑科技大学及华南理工大学等都在进行这方面的研 舞寸 了乙。 同步硝化反硝化工艺具有流程简单，操作运行管理方便的特点。 在运行过程中，硝化和反硝化分别在同一个处理构筑物的不同区域中 进行，这样可省去a o 工艺中硝化段出水混合液的回流，而且废水 在处理构筑物中循环流动，交替的经历好氧和缺氧区。同时在工艺的 设计上，将进水点设在反硝化区，这样也不必向系统投加外碳源，因 而工艺的运行费用较低，是一种良好的脱氮工艺。 同步硝化反硝化s n d 工艺最近几年才受到普遍关注，其作用 机理和长期运行的稳定性和可靠性还需进一步研究。另外，溶解氧 浓度是s n d 工艺的一个主要限制因素，传统观念认为低d o 浓度 会引起活性污泥系统内的污泥膨胀；也有研究表明在低溶解氧浓度 条件下，可形成好氧颗粒污泥改善污泥沉降性能【4 7 1 。但在实际的曝 气池中，应怎样控制曝气强度及污水的搅动，才能培养出理想的活 性污泥还需进一步研究。 1 3 3 厌氧氨氧化( a h a m m o x ) 工艺 a n a m m o x 工艺是荷兰d e l f t 理工大学于2 0 世纪末开始研究， 并于2 1 世纪初成功开发的一种新型的废水生物脱氮工艺。它以厌氧 氨氧化反应为基础，在理念和技术上都大大突破了传统硝化反硝化 工艺的框架。厌氧氨氧化就是在厌氧条件下，微生物直接以n h 4 + n 为电子供体，以n 0 2 - n 或n 0 3 - - n 为电子受体，将n h 4 + 、n 0 2 或n 0 3 。 转化为n ：的微生物作用过程。 在厌氧氨氧化反应的基础上，开发出的生物脱氮新工艺有 a n a m m o x 工艺和o l a n d 工艺。 1 4 课题研究的意义和内容 1 4 1 课题来源及研究意义 水是全社会全人类和全球生物共有的资源。为维系良好的水环 境，要求人类社会在水使用之后排放前必须进行处理和再生净化，达 到健康水循环。就我国实际情况而言，污水深度处理与再生水利用是 维系良好水循环的必由之路。对于进入渤海湾、深圳湾、滇池东湖、 南四湖、巢湖等封闭性水域的水进行深度处理是防止富营养化，恢复 水体功能的急需。 生物滤池是生物过滤技术在污水深度处理中的具体应用形式，虽 然经历了接近一个世纪的发展，但还有很多方面有待于进一步完善。 到目前为止，对生物滤池污染物去除机理尚不十分明确，未能充分 发挥处理潜力，以及如何进一步强化其生物作用等诸如此类的问题还 没有进行系统深入的研究。显然这些问题的解决对进一步提高生物滤 池的效能和生物滤池技术的推广应用都是大有裨益的。厌氧氨氧化是 新兴起来的脱氮技术，在启动、保持菌体量、反应机理及反应器选择 上存在诸多问题，影响着该技术的广泛应用。 因此，研究出一套高效低耗的废水生物脱氮技术，提高现有污水 处理厂的处理效率，改善我国现有的水环境具有很高的理论价值和现 实意义。 本课题以中国博士后科学基金支持项目“厌氧氨氧化生物滤池 脱氮特性研究课题为研究背景，围绕首都水资源可持续发展及城市 水环境建设的需要，强化城市污水处理厂脱氮的效果和效率，提高出 水水质，减轻城市污水排放对城区河流及湖泊的污染。减少水体污染， 使污水资源化，确立种经济高效普遍适用的再生水处理方法，开辟 城市第二水源，以缓解可利用淡水资源的短缺问题，对解决水资源短 缺矛盾和减少水污染有重要意义。在此基础上有针对性地进行污水深 度处理，回用水用于城区水系河湖的补水，增加河湖区的补水量，加 大水体流动。将污水脱氮新技术、污水深度处理新技术及其优化控制 有机的结合起来，形成比较完整的技术体系，也为城市河湖的生态用 水量奠定技术基础。将城市污水深度处理及回用的新技术与城市水环 境改善的新技术有机结合，为建立生态型城市水环境、为2 0 0 8 年奥运 会前全面改善北京市的水环境质量，提供可靠的技术支撑。 世界各大都市的水环境保护实践证明，仅仅普及二级处理远达不 到水环境的恢复和维持良好水环境的目的，杜绝不了水环境污染的总 趋势，必须采用污水深度处理才能实现城市用水的健康循环【1 】。本课 题旨在通过解决上述问题，基于城市污水处理全流程的概念，把生物 滤池作为再生水净化流程的关键处理单元，以便能够提高再生水水 质、减少再生水处理投资和成本。 1 4 2 研究内容 水体的氮素污染对人类生存环境造成了巨大危害，其中氨氮是水 体氮素污染的主要元凶，迫切需要开发出经济高效的废水脱氮技术， 满足环境污染治理的需求。上世纪末发现的厌氧氨氧化能有效克服传 统工艺的缺点，在废水生物脱氮领域具有良好的开发应用前景。 要大范围的推广应用厌氧氨氧化技术，特别是在我国应用这项技 术，仍存在一些迫切需要解决的技术难题。首先需要解决的是启动方 式与缩短反应器启动时间的问题，因为作为厌氧氨氧化技术主体的厌 氧氨氧化菌生长极其缓慢，导致厌氧氨氧化反应器启动时间长，己成 为限制该技术推广应用的瓶颈。 本试验重点研究厌氧氨氧化反应阶段生物滤池作为厌氧氨氧化 反应器的运行效能及其影响因素，具体内容包括： 生物滤池作为厌氧氨氧化反应器启动方式的总结； 厌氧氨氧化生物滤池脱氮性能研究，包括脱氮效果、影响因素 等方面； 厌氧氨氧化生物滤池运行特性研究，包括工作性能、反冲洗、 滤速及滤层厚度选择等。 第2 章厌氧氨氧化生物脱氮技术 2 1 厌氧氨氧化生物脱氮技术研究现状 2 1 1 厌氧氨氧化反应的发现 由于受到传统观念的影响，长期以来人们普遍认为氨氮的去除 是通过硝化和反硝化两个相互独立的过程实现的；硝化过程需要大 量的氧气，而反硝化过程则需要一定的碳源，这不但造成了碳能量 的浪费，处理费用的升高，并且在硝化反硝化过程中会产生氮氧化 物( n x o ) ，给环境造成二次污染。事实上，从能量的角度来分析， 厌氧环境条件下氨氮的氧化比“常规”的硝化反应更容易发生。早在 1 9 7 7 年，奥地利理论化学家b r o d a 从化学反应热力学出发( 表2 一1 ) ， 预言了自然界中存在以硝酸盐或亚硝酸为电子受体的氨氧化反应，由 于当时这种细菌还没有被微生物工作者发现，因此，b r o d a 认为它们 是隐藏于自然界的白养型细菌【4 8 1 。直到1 9 9 5 年，这个预言才得到试 验证据的支持。m u l d e r 等人在生物脱氮流化床反应器内发现【4 们，除 了反硝化作用所致的各反应物的正常消失外，n h 4 + - n 也出人意料地 消失了，并伴有n 2 产生。进一步试验证实n h 4 + 一n 与n 0 3 一n 同时消 失，两者之比为1 ：0 6 ( m o l m 0 1 ) ，并产生o 8 m o l 的n 2 。接着，v a nd e g r a a t f 5 0 】等人以多种方法证明这是一种新的生物反应，并称这一以 n h 4 + n 为电子供体，以n 0 3 一n 为电子供体的生物反应为厌氧氨氧 化( a n a e r o b i ca m m o n i ao x i d a t i o n a n a m m o x ) 。 表2 1 各种氨氧化反应的标准自由能 a g o 吣| d 序号电子受体化学反应可能性 1 l 氧2 n h 4 + + 3 0 2 - - 2 n 0 2 + 2 h 2 0 + 4 h + 2 4 1 可能 2亚硝酸盐 n h 4 + + n 0 2 _ n 2 t + 2 h 2 0 3 5 8 可能 3 硝酸盐5 n h 4 + + 3 n 0 3 叶4 n 2 t + 9 h 2 0 + 2 h + 2 7 8 可能 4 铁( 1 i )孙+ 6 f e ”_ n 2 t + 6 f e 2 + 1 0 0 可能 8 n h 4 + - - 8 0 4 2 。- - * 4 n 2 t + 3 h 2 s + l2 h 2 0 + 5 硫酸盐 2 2 有时可能 5 h + 6 碳酸盐 2 n h 4 + + 3 h c 0 3 - - | 2 n 2 t + 3 c h 2 0 + 6 h 2 + 9 4 不可能 第2 章厌氧氦氧化生物脱氮技术 然而，在b r o d a 发表预言后的十多年中，没有人发现这种自养型 细菌的存在。直至2 0 世纪8 0 年代末，荷兰d e l f t 工业大学m u l d e r 等人【5 i 】用流化床反应器研究