同步硝化反硝化综述
同步硝化反硝化研究进展
摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。
关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化
Study Progress on Simultaneous Nitrification
and Denitrification
Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND.
Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification
前言：
根据传统生物脱氮理论,脱氮途径一般包括硝化和反硝化2个过程,硝化过程是氨通过亚硝酸盐向硝酸盐的自养型转换,主要是由化能无机营养菌—硝化细菌完成的,反硝化过呈程则被认为是在严格的厌氧条件下完成的。硝化和反硝化2个过程需要在2个隔离的反应器中进行,或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中进行。然而,最近几年国外有不少实验和报道证明存在同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification and Denitrification, 简称SND),尤其是有氧条件下的反硝化现象确实存在于不同的生物处理系统中, 如生物转盘、SBR、氧化沟、CAST、MBR、SMBR等工艺。在SND工艺中,硝化反应的产物可直接成为反硝化反应的底物,因此,整个反应过程加快,水力停留时间可缩短,反应器容积也可相应减小。在废水脱氮工艺中,有机物氧化、硝化和反硝化在反应器中同时实现,既提高脱氮效果,又节约了曝气和混合液回流所需的能源。另外在SND工艺中,反硝化反应中所释放出的碱度可部分补偿硝化反应所需要的碱,使系统的pH值相对稳定,在反应过程中,碳源对硝化反应有促进作用,同时也为反硝化提供了碳源,减少或使系统无需添加外碳源。目前国内外学者也越来越多的关注SND技术的发展,并且进行了一些实验性的研究和应用。
1 同步硝化反硝化的机理研究
1.1 微环境理论
微环境理论是从物理学角度对同步硝化反硝化现象进行解释,该理论考虑活性污泥和生物膜的微环境中各种生态因子(如溶解氧、有机物、NO2-或NO3-等物质)的传递与变化,各类微生物的代谢活动及其相互关系,以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的变化。微环境理论认为:由于微生物个体形态非常微小,一般属微米级,影响生物的生存环境也是微小的,而宏观环境的变化往往会导致微观环境的变化或不均匀分布,从而影响微生物群体或类型的活动状态,并在某种程度上出现宏观环境与不一致的现象。同步硝化反硝化微环境理论是建立在好氧硝化和缺氧反硝化相互独立的理论之上,主要强调DO浓度和污泥絮凝体尺寸或生物膜厚度的作用。许多研究表明,溶解氧控制在0.5mg/L～1.0mg/L时,可以在活性污泥或生物膜体系中获得较高程度的同步硝化反硝化作用,而在相同溶解氧浓度下,同步硝化反硝化程度受污泥絮凝体尺寸和生物膜厚度影响。
1.2 微生物学理论
在用生物转盘处理垃圾渗滤液时,用机械方法使生物膜均质,以破坏可能存在的厌氧
区,结果发现在氧的浓度为1mg/L且未加碳源的条件下,有近90%的氨氮去除,但只有少量的硝酸盐产生,也未发现亚硝酸盐的积累。他们推测在生物膜上生长着一群自氧型微生物可以进行好氧反硝化,但也不排除存在异养型硝化菌的可能性。20 世纪80 年代以来,生物科
cens)、粪产碱(Alcaligenes 学家研究发现微生物如荧光假单胞菌( Pseudomonas flures
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facealis)、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos)、致金色假单胞菌(Pseudomonasaureofaciena)等都可以对有机或无机氮化合物进行异养硝化。与自养型硝化菌相比较,异养型硝化菌的生长速率快、细胞产量高,要求的溶解氧浓度低,能忍受更酸性的生长环境。
反硝化一般是反硝化细菌在缺氧或低溶解氧条件下利用有机物的氧作为能量来源,以我NO2-和NO3-作为无氧呼吸时的电子受体而实现。国内外文献报道在实验室里进行硝化细菌纯培养和混合培养以及处理垃圾渗透液的研究中均发现了好氧反硝化现象的存在。好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现,打破了传统理论认为的硝化反应只能由自养型细菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点。而且Robertson认为好氧反硝化菌也能进行异养硝化,这样反硝化菌就可以在有微量氧存在的条件下直接把氨氮转化为气态产物去除,就此提出了好氧反硝化和异养硝化的工作模型,如图2所示。Thiosphaera pantotropha 以及其他好氧反硝化菌利用硝酸盐/亚硝酸盐的呼吸作用(好氧反硝化)、氨氧化(异氧硝化)以及最后一步中聚β羟丁酸(PHB)的形成作为过量还原能量的转换。同时, Robertso指出好氧反硝化和异养硝化的反应速率随溶解氧浓度的增加而减小。
2 影响同步硝化反硝化的因素
2.1 溶解氧(DO)
控制系统的溶解氧在一定范围内,对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。系统中的DO首先应足以满足有机物的氧化及硝化反应的需要,使硝化反应充分,其次DO浓度又不能太高,以便能在微生物絮体内产生DO浓度梯度,促进缺氧微环境的形成,同时使系统中有机底物不致于过度消耗而影响了反硝化碳源的需求。对不同的水质和不同粒径、密实度的污泥絮体, DO浓度的控制也会有所不同。资料表明,各种不同构筑物发生SND 的DO浓度范围也各异:四槽式氧化沟为0.3mg/L～0.8mg/L,半间歇式活性污泥法工艺为0.3mg/L～.5 mg/L,附着生长反应器系统中为1.0mg/L～2.0mg/L等,大多生产实验性的结果为0.5mg/L～1.0mg/L。对于不同的水质和不同的工艺,实现SND的具体DO浓度水平需要在实践中确定。可以肯定, SND系统中的DO比传统生物脱氮工艺中的DO低得多,属于低
DO下的硝化反硝化脱氮工艺,这显然具有重要的实践意义。
2.2 污泥有机负荷(F/M)
污泥有机负荷是影响同步硝化反硝化效果的另一关键因素,有机负荷增加会降低氨氮的去除率。溶解氧浓度低而污泥负荷相对高时,微生物生存的微环境中缺氧微环境占有较大比例,硝化反应受到抑制;随着污泥有机负荷的降低,微生物生存的微环境形成好氧、缺氧微环境共存并达到平衡,同时硝化反硝化取得较好的效果;污泥有机负荷进一步降低,微生物生存的微环境中好氧微环境占有优势,反硝化反应受到抑制,总氮的去除率下降。同济大学周仰原在实验中得出曝气池内溶解氧浓度为0.5mg/L时,达到最佳同步硝化反硝化效果的污泥有机负荷为0.3kgCOD/kgMLSS·d,而曝气池内溶解氧浓度为0.3 mg/L时,达到最佳同步硝化反硝化效果的污泥有机负荷为0.15kgCOD/kgMLSS·d。
2.3 有机碳源
有机碳源作为生物生长代谢必需的物质和能量来源,被认为是实现完全生物反硝化的最关键因素之一。对于同步硝化反硝化体系,由于硝化与反硝化反应同时发生,相互制约,使得有机碳源对整个反应体系的影响尤为重要。对于同步硝化反硝化体系来说,存在一个碳源的浓度范围,使得氨氮的降解能达到一个较高的水平。有机碳源浓度过低,满足不了反硝化的需要,浓度过高,使得硝化菌的同化作用占优而不利于氨氮的去除。胡宇华得出的同步硝化反硝化C:N:P的最佳范围(60～140):5:1,保证99.5%的氨氮去除率的有机碳源浓度为400mg/L～1000mg/L。李丛娜的实验表明,增加有机物浓度,提高C/N比,可提高同步硝化反硝化效果。在碳源的投加方式上,一些学者也进行了研究。传统的碳源投加方式往往是一次性在曝气的开始段投加,胡宇华等认为采用易降解的有机物作为碳源,难以保证反应后期的C/N比维持在反应所需水平,因此,在SBR系统中实验了分批补料的方式,获得了很好的氨氮去除效果。
2.4 氧化还原电极电位(ORP)
ORP是影响SND的重要因素之一,通过控制系统中的ORP在适当的范围内可以获得较好的效果。一般情况下,较高ORP有利于SND 的发生。一些研究表明,ORP与DO、PH等有着密切的关系,通过控制ORP,可以间接控制DO浓度,进而控制SND。C Collivignavelli等研究了ORP对SND的影响,认为最佳范围应当根据进水的特征来确定。系统中高ORP值促进
浓度升高。G 了完全反硝化反应的进行,出水中NO3-较高,而低ORP值会使得出水中NH
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Bertanza在延时曝气污水厂的改造过程中研究了ORP与DO的双重控制对SND的影响,认为
较高的ORP有利于氮的去除,最佳ORP为150mv～200mv。许多的研究都认为通过测量ORP 和DO的双重控制比单纯测量DO的控制言效果要好得多,这是因为不仅涉及到浓度水平,还涉及到有利于SND实现的其他因素；ORP值不仅是由O2/OH-的平衡决定,而且还由NO3-/NH4+(通常起主导作用)及NO2-/NH4+等决定。
2.5 絮凝体结构
絮凝体结构,主要指活性污泥颗粒的浓度、大小等,这些特性直接影响着缺氧微环境形成以及稳定程度。如果活性污泥浓度较低,由于曝气的搅动、湍动加剧,将会使活性污泥絮凝体表面更新速率加快,很难形成缺氧微环境,因而难以产生反硝化作用。有的实验采用省去初沉池的办法,使进入曝气池的混合液内悬浮小颗粒增加,在曝气池中起到悬浮载体的作用,大量吸附有机质,增大了系统的脱氮能力。但是生物絮凝体的密实度不应过大,以防止水中的污染物质难以渗透至絮凝体内部,使絮凝体内部的微生物难以接触到碳源,影响了同步反硝化。有研究表明,将活性污泥浓度控制在5g/L左右,溶解氧控制0.5mg/L～1.0mg/L,可以形成较好的缺氧微环境,促进同步硝化反硝化。一般认为,絮凝体粒径越大,溶解氧进入絮凝体的阻力越大, 容易在絮凝体内部形成缺氧微环境,Pochana等采用动态微生物絮体模型的研究表明:絮体平均直径为382μm时,可实现98.5%的SND,当平均直径减小到155μm 时, 只能达到26.3%的SND。而Andreadakis指出的适宜大小为10μm～70μm。Klangduen和Jurg在实验中证实了絮凝体的减小可明显影响SND的作用,并测出SND适宜的污泥絮凝体尺寸为50μm～110μm。
2.6 pH值
硝化菌对pH值的变化十分敏感，其生长适宜的pH值为8.0-8.4之间。与此同时，对反硝化反应最适宜的pH值是6.5-7.5，pH值高于8或者低于6时；反硝化速率将大为下降。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的相互性，同步硝化与反硝化的最适的: pH值应为7.5左右
2.7 污泥龄(SRT)
对于硝化菌来讲,由于其增长速率缓慢,世代周期长,要有效地截留硝化细菌,就应该保证足够长的污泥停留时间,但是污泥停留时间太长,会导致系统有机负荷过低,许多微生物由于得不到所需要的营养会死亡,微生物的内源呼吸作用也会增强,这一方面可以补充污泥絮凝体内部反硝化所需要的碳源,但是另一方面这些微生物代谢产物又有可能对硝化菌或反硝化菌产生抑制作用。并且过长的污泥龄( SRT)可能导致污泥丝状膨胀。S GLU等
对MBR研究表明, SRT控制在30 d～50 d实现碳和氮的同时去除的效果最好,在更低的SRT 下,活性污泥会随着剩余污泥的排除而流失,出水TN浓度相应增加;而SRT更高, TN去除效率并没有增加,但活性污泥混合液中积累的惰性溶解性有机物比例相应增加,对膜污染影响更大。张鹏在活性污泥法系统中对同步硝化反硝化影响因素C/N比和DO浓度正交实验研究表明,在SRT分别为30d、45d和60d时, SRT为45d时的同步硝化反硝化效果最好。
3 同步硝化反硝化的应用状况
3.1 采用SBR滞后期的工艺
提出这种工艺的是韩国科学技术学院的环境研究中心。采用SBR，乙酸作为碳源，碳（COD）氮比为5：1—10：1，曝气时间为72min,沉淀时间为48min,出水时间24min，在曝气初期最小溶解氧浓度为0.4mg／L，然后逐渐增大，在后期达到最大溶解氧的浓度为2.0-2.5mg／L。该工艺碳的去除率为95%以上，氮的去除率也大于90%，曝气时间为72min,正是利用了硝化杆菌30h的滞后期。
3.2 单一反应器通过亚硝酸盐去除氨氮工艺（SHARON）
Delft技术大学在1997年提出了此工艺，其基本原理是使硝化反应停留在亚硝酸阶段，为了抑制亚硝酸盐转化为硝酸盐，该工艺采用了高温措施。因为在高温条件下硝化杆菌同亚硝化单胞杆菌相比，增长的速度明显较低，这样在完全混合反应器里控制较短的水力停留时间，提供较高的温度就可以将硝化杆菌去掉。该工艺与传统工艺相比，氧气和甲醇分别节约了25%和40%。
3.3 单一反应器通好氧氨化工艺
Linping Kual用SBR反应器处理含氮浓度高的废水实验中，在只提供微量氧DO在0.1—0.8mg／L之间，大部分情况下低于0.5mg／L并且不加碳源的情况下，将氨氮一步去除，好氧氨化的反应过程如下：
4 同步硝化反硝化的研究展望
同步硝化反硝化技术的产生为今后污水处理降低投资并简化生物脱氮过程提供了可
能性,目前同步硝化反硝化的研究在以下方面值得做进一步深入的研究:
(1)、由于SND的形成原因较为复杂,对于SND的机理性研究还应进一步深入,特别是微生物学的研究,进一步研究SND的影响因素,建立SND中硝化和反硝化的动力学模型；(2)、由于絮凝体微缺氧区的形成往往会出现不稳定的现象,导致SND的处理效果会出现波动,应进一步研究SND 颗粒污泥的培养方法,稳定和提高SND的处理效果,完善SND过程的控制手段,提供工厂化的控制方案；
(3)、研究发现兼性反硝化菌很强的生物摄/放磷能力,如何将脱氮除磷有机的结合起来,探索一种可持续城市污水生物处理技术成为研究热点；
(4)、同步硝化反硝化中将硝化过程控制在亚硝化阶段可节省大量的碳源,如何调控反应条件保持持久稳定的亚硝酸盐积累也是近期研究的难点。
参考文献:
[1] Masuda S,Watanabe Y, IshiguroM. Bio-film properties and simultaneous nitrification and denitrification in
aerobic rotating biological contactors [J]. Wat SciTech, 1991, 23:1355-1363.
[2] Elisabeth V Munch. Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batch
reactor [J]. Wat Res, 1996, 30 (2) : 1221-1229.
[3] Bruce E Rittmann,Wayne E Langeland. Simultaneous nitrification and denitrification in single-channel
oxidation ditches[J]. WPCF, 1985, 57(4):66-74.
[4] Mervyn C Goronszy, GunnarDemouiin,Mark Newland.Aerated nitrification in full-scale activated sludge
facilities[J]. Wat Res Tech, 1997, 35 (10) : 103-110.
[5] Christine Helmer, Sabine Kunst.Simultaneous nitrification denitrification in an aerobic biofilm system
[J].Wat.SciTech,1998,37 (4-5):183 -187.
[6] CastignettiandD,HollocherTC.Heterotrophic nitrificationamong denitrifiers [J].Appliedand Environmental
Microbiology,1984,47(4):620-623.
[7] Mark Poth,Dennis D. Focht N15 kinetic analys is N2O production by Nirosomonas europaea an exam
ination of nitrifier denitrification [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1985, 49 (5) :1134-1141.
[8] Robertson LA,Van Niel EWJ,Torremans RAM, etal.Simultaneous nitrification denitrification in
aerobicchemostat cultures of thiosphaera[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1988, 54 (11) : 2812-2818.
[9] Pochana K, Keller J , Lant P. Modol development for simultaneous nitrification and denitrification [J].
Wat.Sci. Tech., 1999, 39 (1) : 235 - 243.
[10] Andreadakis A D. Physical and chemical properties of activated sludge flocs [J]. Wat. Res.,1993,
(27):1707 - 1714.
[11] Marshall Spector. Production and decomposition of nitrous oxide gas during biological denitrification
[J].Water Enironmental Research, 1998, 70: 1096 - 1098.
[12] 齐唯. 一体式膜-生物反应器(SMBR)中同步硝化反硝化研究[D].上海:上海交通大学, 2003.
[13] 冯建成,王建龙,钱易. 同时硝化反硝化的实验研究[J].上海环境科学, 2002,22(9):527-529.
[14] 吕其军,施永生.同步硝化反硝化脱氮技术[J].昆明理工大学学报(理工版),2003,28(6): 91-95.
[15] 胡宇华,丁富新,范译,等.有机碳源对同时硝化／反硝化(SND)过程的影响.环境工
程,2001,19(4):17～20
[16] 吕锡武,稻森悠平,水落元子,等. 同步硝化反硝化脱氮及处理过程N2O 的控制研究.东南大学学
报,2001,31(1): 95～99
[17] 罗固源, 杨红薇.NBIAS系统中的好氧反硝化.重庆环境科学,2001,23(1): 44～49
[18] 赵玲,张之源.复合SBR系统中同步硝化反硝化现象及其脱氮效果.工业用水与废水,2002,
33(2):4～6
[19] 周仰原.环境条件与同时硝化反应硝化反硝化的研究[D].上海:同济大学,2001.
[20] 张鹏.低氧条件下同时硝化反硝化工艺研究[D].上海:同济大学, 2002.
同步硝化反硝化
同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？ 古语云：殊途同归。对于污水脱氮来说，亦是如此。处理方法并不是只有一种。 方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。 方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。 条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？ 根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势： 1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就 是减少能耗； 2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用； 3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右； 4.减少50%左右污泥；
5.反应器容积可以减少30%-40%左右； 6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持 反应容器内的PH。 （以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》） 既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。也就是说，有利就有弊。 同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。同步硝化反硝化的影响因素总结如下： 1.溶解氧（DO） 控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。对于实现同步硝化反硝化来说，DO浓度不宜太高，一方面，过高的溶解氧具有较强的穿透力，就无法在污泥絮体以及生物膜内部形成缺氧区，第二方面，会使异养好氧菌活性提高，从而加速对有机物的消耗，最终造成反硝化因营养源不足而无法完成。研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/L时，硝化速率等于反硝化速率， 2.温度 生物硝化适宜的温度在20到35℃，一般温度低于15℃硝化反应速度降低，但低温对硝化产物以及两种硝酸菌的影响不同，12到14℃活性污泥中硝酸菌的活性受到严重抑制，出现NO2-N的积累。当温度超
同步硝化反硝化综述
同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification
硝化与反硝化
硝化与反硝化 利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化 1 生物脱氮与同步硝化反硝化 在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification简称SND)，则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了pH值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。 2 实现同步硝化反硝化的途径 由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效率。
同步硝化反硝化SND
同步硝化反硝化SND 根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中；实际上，较早的时期，在一些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们就层多次观察到氮的非同化损失现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失。 在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在同样的处理条件及同一处理空间内，因此，这些现象被称为同步硝化/反硝化（SND）。 一、同步硝化反硝化的优点 对于各种处理工艺中出现的SND现象已有大量的报道，包括生物转盘、连续流反应器以及序批示SBR反应器等等。与传统硝化-反硝化处理工艺比较，SND 具有以下的一些优点： 1、能有效地保持反应器中pH稳定，减少或取消碱度的投加； 2、减少传统反应器的容积，节省基建费用； 3、对于仅由一个反应池组成的序批示反应器来讲，SND能够降低实现硝化-反硝化所需的时间； 4、曝气量的节省，能够进一步降低能耗。 因此SND系统提供了今后降低投资并简化生物除氮技术的可能性。 二、同步硝化反硝化的机理 1、宏观环境 生物反应器中的溶解氧DO主要是通过曝气设备的充氧而获得，无论何种曝气装置都无法使反应内氧气在污水中充分混匀。最终形成反应器内部不同区域缺氧和好氧段，分别为反硝化菌和硝化菌的作用提供了优势环境，造成了事实上硝化和反硝化作用的同时进行。除了反应器不同空间上的溶氧不均外，反应器在不同时间点上的溶氧变化也可以导致同步硝化/反硝化现象的发生。Hyungseok Yoo 研究了SBR反应器在曝气反应阶段，反应器内DO浓度历经减小后逐渐升高，并伴随的同步硝化/反硝化现象。 2、微环境理论
短程与同步硝化反硝化
新型脱氮工艺研究 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N 氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为NO3--N 的过程；然后通过反硝化作用将产生的NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N 是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年V oets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如图1所示。 NH4+ NO2-NO3-NO2-N2 传统生物脱氮途径 NH+NO-N2 短程硝化-反硝化生物脱氮途径 图1 传统生物脱氮途径和短程 硝化-反硝化生物脱氮途径 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2- NO3-和NO3-NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点： ⑴可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 ⑵在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除 率。并可以节省投碱量。 ⑶由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速 度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。
⑷短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过 程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响 温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响 氨氮的硝化速率比亚硝态氮的氧化速率快，而亚硝酸菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，因此可以通过控制HRT使泥龄在亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间，使亚硝酸菌成为优势菌种，逐步淘汰硝酸菌。 2.5其它因素的影响
同步硝化反硝化脱氮技术
同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳1,2，李多松1,2，孙开蓓1,2，刘丽茹1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州（221008） 2江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏徐州（221008） E-mail:jsgdyhappy@https://www.360docs.net/doc/491180896.html, 摘要：同步硝化反硝化脱氮(SND)技术不同于传统的脱氮理论，其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理，并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素，最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况，提出了该技术的研究方向。 关键词：生物脱氮；同步硝化反硝化；好氧反硝化 中图分类号：X703.1 1. 引言 近年来，水体中的氮素污染越来越严重，给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点，越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下，自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸（盐）和硝酸（盐）；反硝化作用是指亚硝酸（盐）和硝酸（盐）在异氧型反硝化菌的作用下，被还原为氮气的过程。因此，目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区（或厌氧区）分隔开，分别在不同的反应器中运行，或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而，自20世纪80年代以来，研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中，曾多次观察到氮的非同化损失现象，即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中，硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内，这种现象被称作同步硝化反硝化（simultaneous nitrification and dinitrification,SND），亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统，如流化床反应器、生物转盘、SBR、氧化沟、CAST工艺等[1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据，分析SND现象发生的环境条件[2]。在生物反应器中，由于曝气装置类型的不同，使得其内部出现氧气分布不均的现象，从而形成好氧段、缺氧段及（或）厌氧段，此为生物反应器的宏观环境。例如：在生物膜反应器中，由于基质浓度和膜厚变化的影响，形成膜内的缺氧区，其他如RBC、SBR反应器及氧化沟等也存在类似的现象[3]。实际上，在生产规模的生物反应器中，完全均匀的混合状态并不存在，所以，同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释SND现象，是目前被普遍接受的一种机理，被认为是SND 发生的主要原因之一[4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质（如DO、有机物、氨氮、NO2―、NO3－等）传递的变化，从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。 在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是，对于SND现象来说，主要是由于溶解氧扩散作用的限制，使微生物絮体内产生DO梯度，从而导致微环境的同步硝
同步硝化反硝化脱氮技术_百度文库.
同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳 1,2,李多松 1,2,孙开蓓 1,2,刘丽茹 1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州(221008 2江苏省资源环境信息工程重点实验室,江苏徐州(221008 E-mail: 摘要:同步硝化反硝化脱氮 (SND技术不同于传统的脱氮理论,其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理,并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素,最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况,提出了该技术的研究方向。 关键词:生物脱氮;同步硝化反硝化;好氧反硝化 中图分类号:X703.1 1. 引言 近年来, 水体中的氮素污染越来越严重, 给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点,越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下, 自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸 (盐和硝酸 (盐 ; 反硝化作用是指亚硝酸 (盐和硝酸 (盐在异氧型反硝化菌的作用下, 被还原为氮气的过程。因此, 目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区(或厌氧区分隔开,分别在不同的反应器中运行,或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而, 自 20世纪 80年代以来, 研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中, 曾多次观察到氮的非同化损失现象, 即存在有氧情况下的反硝化反
应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中,硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内, 这种现象被称作同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and dinitrification,SND ,亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统,如流化床反应器、生物转盘、 SBR 、氧化沟、 CAST 工艺等 [1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据,分析 SND 现象发生的环境条件 [2]。在生物反应器中, 由于曝气装置类型的不同, 使得其内部出现氧气分布不均的现象,从而形成好氧段、缺氧段及(或厌氧段,此为 生物反应器的宏观环境。例如:在生物膜反应器中,由于基质浓度和膜厚变化的影响,形成膜内的缺氧区,其他如 RBC 、 SBR 反应器及氧化沟等也存在类似的现象 [3]。实际上,在生产规模的生物反应器中,完全均匀的混合状态并不存在,所以,同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释 SND 现象, 是目前被普遍接受的一种机理, 被认为是 SND 发生的主要原因之一 [4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质(如DO 、有机物、氨氮、NO 2― 、 NO 3-等传递的变化,从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是,对于 SND 现象来说,主要是由于溶解氧扩散作用的限制, 使微生物絮体内产生 DO 梯度, 从而导致微环境的同步硝 化反硝化。微生物絮体的外表面 DO 浓度较高, 自养型硝化细菌利用氧气进行硝化反应; 絮体内部,由于氧传递受阻,以及有机物氧化、硝化作用的消耗,形成缺氧区,反硝化菌占优势,反硝化菌利用 NO 3-为电子受体,发生反硝化反应,即系统缺氧
氧化沟 硝化反硝化(苍松参考)
氧化沟 1.设计参数 COD cr BOD 5 SS NH 3-N 总氮 TP pH 进水水质 400 160 220 35 45 5.0 6~9 出水水质 50 10 10 5 15 0.5 6~9 好养区 溶解氧浓度不小于2mg/L 缺氧区 0.2---0.5mg/L 厌氧区小于0.2mg/L 进水BOD 与COD 之比大于0.3 当进行生物脱氮时 BOD/TKN 应大于等于4 本工程 ( BOD) / ( TP) > 20, 可采用生物除磷工艺。 氧化沟内的平均流速宜大于 0.25m ∕s 根据氧化沟渠宽度，弯道处可设置一道或多道导流墙；氧化沟的 隔流墙和导流墙宜高出设计水位 0.2～0.3m 氧化沟的有效水深与曝气、混合和推流设备的性能有关，宜采用 3.5~4.5m 。 进水和回流污泥点宜设在缺氧区首端，出水点宜设在充氧器后的 好氧区。氧化沟的超高与选用的曝气设备类型有关，当采用转刷、转碟时， 宜为 0.5m ；当采用竖轴表曝机时，宜为 0.6～0.8m ，其设备平台宜高出设计 水面 0.8～1.2m 。 1 脱氮时，污水中的五日生化需氧量与总凯氏氮之比宜大于 4； 2 除磷时，污水中的五日生化需氧量与总磷之比宜大于 17； 3 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求； 4 好氧区（池）剩余总碱度宜大于 70mg/L （以 CaCO 3 计） ，当进水碱度 不能满足上述要求时，应采取增加碱度的措施。 2.设计计算 1.硝化区的容积 1. 需要去除的5BOD 由于设计的出水L mg BOD /105=，处理水中的非溶解性5BOD 可利用经验公式求的，此公式仅使用于氧化沟 ()() 8.6142.1107.0142.17.0523.0523.05=-??=-??=?-?-e e C BOD e f mg/L
实现同步硝化反硝化废水的低成本
实现同步硝化反硝化废水的低成本 迈克·奥尼尔*和奈杰尔·j·霍兰** *进程管理器,北西水,奥克兰,曼彻斯特,英国 **高级讲师公共卫生工程、土木工程系、利兹大学LS2 9 jt,英国 文摘 奥贝尔工艺废水的处理，在溶解氧浓度为1.5毫克/ L时同时存在硝化和反硝化。潜在的这个过程同时提供降低成本和简化在地中海环境脱氮的操作。这项工作的目的是为了探讨这些要求,并试图描述一种机制的实验验证。在恒化器中使用混合培养生长，在好氧/缺氧循环条件下观察同步硝化反硝化。降低途径,或“亚硝酸盐分流”不能被证明，但它可能解释反硝化菌在好氧条件下的滞后现象。反硝化作用持续一段时间之前，氧取代硝酸盐作为终端电子受体的响应，滞后的长度是在缺氧条件下的持续时间。 关键字 奥贝尔氧化沟工艺、硝化、反硝化、活性污泥、污水 引言 自1960年代后期，地中海的状况不断恶化,部分原因是在沿海地区的海洋自然生态系统面临严重的污水污染（萨利巴，1978）。对于地中海污染的第一次审查表明，近岸海域污染的临界水平主要是由于大量的生活污水排放处理不当,加上一个有机质含量较高和有毒分数较大且不受控制的工业成分 (GFCM,1972)。高达85%的整体地中海污染来自陆地，这包括一个年度1042 x 103吨的磷负荷。所以说这种大量养分的投入是不足为奇的，赤潮定期记录在地中海包括一些有毒的物种，如鳍藻，膝沟藻和具。
1975年地区政府的地中海行动计划的采用已导致了一系列的环境管理方案，包括使用和安全处置的国内和工业废水（德费克和萨利巴，1986）。一个广泛的处理系统是实用的，具有去除营养物质的能力，从低成本的选项，如芦苇床系统通过高技术，生物植物（霍兰，1990）。利用好氧硝化细菌和缺氧反硝化细菌从废水中完全脱氮是相对简单的。然而,当利用这些微生物在污水处理过程中,有必要提供单独的需氧和缺氧的区域。这增加了所需处理反应器的总体积（即该计划的资金成本），也使得操作过程更加复杂。本文报告了一个称为“奥贝尔系统的同步硝化反硝化”的处理过程，仅仅一个曝气反应器，从而大大降低资本和运营成本。 奥贝尔系统 奥贝尔系统的过程是由一个多通道氧化沟组成的一个单一系统，活性污泥工艺采用串联操作的两个或两个以上的循环反应器。该系列反应堆(渠道或车道)是最常见的框架-中心构造，水深4.3米,每一个渠道有一个无尽的流路和一个完全混合反应器，使其快速流入并迅速分散在混合液中。混合液一般在水平圆盘表面曝气和混合。水流在重力作用下从一个通道通过水下堰口流到下一个通道。这个过程是一个专有的系统，其销售在美国的瓦克夏环保工作展览公司。 奥贝尔氧化沟的最常见的应用是在延时曝气方式，同心三通道都具有相同的横截面，从而导致外（或第一）通道大约有一半的总池容积，中间（或第二）通道有三分之一的盆地体积和内部（第三）通道有约盆地的六分之一体积。在一个“正常”的奥贝尔应用程序中所有的浪费饲料和RAS进入第一通道，只有一半的体积和曝气容量存在。第一通道并具有高的氧摄取率和低（零至0.5毫克/升）的溶解氧。第二通道,三分之一的体积和曝气盘,溶解氧量为0.5到1.5
同步硝化反硝化生物脱氮技术
同步硝化反硝化生物脱氮技术 摘要：本文论述了同步硝化反硝化（SND）工艺同传统的生物脱氮技术相比具有的优势，从生物学和物理学角度探讨其反应机理，综述影响同步硝化反硝化反应的如DO、碳源、温度、碱度、游离氨（FA）、pH、氧化还原电位（ORP）、水力停留时间（HRT）和污泥絮体结构等因素，最后介绍该工艺的研究现状以及存在的问题。 关键词：同步硝化反硝化；生物脱氮；反应机理；因素 前言 废水中的氮的去除方法有物化法和生化法两种，生化法被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法。目前，废水的脱氮处理大多采用生化法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展，无论是在理论认识还是在工程实践方面，都取得了很大的进步。 传统的生物脱氮理论认为，氨氮的去除通过硝化和反硝化两个阶段完成，由于硝化菌和反硝化菌对环境条件的要求不同，这两个过程不能同时发生，而只能序列式进行，即硝化反应发生在好氧条件下，由自养菌以氧作为电子受体，把NH3和NH4+氧化成NO2-和NO3-；反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下，通过异养菌以NO2-和NO3-作为电子受体，将其还原成气态物质排出。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区与好氧区分开，形成分级硝化反硝化工艺。先后出现了后置反硝化、前置反硝化、A/O和A2/O 工艺以及各种改进工艺如UCT、JBH和AAA等，这些都是典型的传统的硝化反硝化工艺[1]。 然而，生物脱氮技术的新发展却突破了传统理论的认识。近年来的许多研究表明，硝化反应不仅只由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用[2]；反硝化不只在厌氧条件下进行，在好氧情况下也有TN减少的现象，这种好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，能把NH3?N直接氧化成含氮气态物，这种TN减少的现象并非真正意义上的反硝化[3.4]；反硝化不一定需要碳源，一些自养菌也能进行反硝化反应[5]。这些新的发现使硝化和反硝化反应在时间和空间上同时进行成为可能，由此产生了同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification and Denitrification，简称SND）生物脱氮技术。 一、同步硝化反硝化的优势 传统的生物脱氮工艺存在很多不足之处：（1）工艺流程较长，占地面积大，基建投资高；（2）由于硝化菌增殖速率慢且难以维持较高浓度，必须同时进行污泥和硝化液回流，增加了动力消耗和运行费用；（3）系统抗冲击能力较弱，高浓度NH3?N废水会抑
影响同步硝化反硝化的因素
影响同步硝化反硝化的因素 鲍艳卫，张雁秋 中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州（221008） E-mail：ffbyw@https://www.360docs.net/doc/491180896.html, 摘要：同步硝化反硝化(Simultanous Nitrificati0n and Denitrification. 简称SND)是硝化和反硝化两个阶段在同一构筑物内同时实现的过程。结合国内外的研究分析了同步硝化反硝化的影响因素，以实现同步硝化反硝化的途径，为今后SND的脱氮提供依据。 关键词：同步硝化反硝化；脱氮机理；影响因素 随着城市化和工业化程度的不断提高以及化肥和农药的广泛使用，氮磷营养物质引起的水体富营养化问题日益突出。大量的有机物和氮磷营养物进入江河湖海，使水环境污染和水体富营养化日益严重。控制氮、磷的排入是防止水体富营养化的有效途径。因此水环境污染和水体富营养化问题的日益突出迫使越来越多的国家和地区制定严格的氨氮和磷的排放标准，要达到这些排放标准，许多废水处理设施需要考虑脱氮除磷问题，脱氮是当今水污染控制领域研究的热点和难点之一。近几年来，废水生物脱氮技术更是取得了突破性进展，通过对脱氮微生物的生物的深入研究，提出了一些新工艺，其中的同步硝化反硝化工艺成为当今研究的热点之一。 1. 同步硝化反硝化现象 传统的生物脱氮是由两个阶段完成的，即好氧条件下的硝化阶段和厌氧条件下的反硝化反应。这两种反应一般是作为两个独立的阶段分别在不同反应器中或者用时间和空间上的好氧和厌氧条件来运行。对于生物脱氮过程中出现了一些超出人们传统认识的现象，在实际运行中发现好氧硝化池中常有30﹪的总氮损失[1]，不少研究者进行了大量的实验研究，证明了同步硝化/反硝化现象（Simultaneous Nitrification and Denitrification，简称SND）[2-4]，尤其是有氧条件下的反硝化现象确实存在与各种不同的生物处理系统，如氧化沟[5]、生物转盘[5,6]、SBR[7]等生物处理系统中，在有氧条件下均发生了反硝化反应。 由于硝化与反硝化在同一个反应器中同时完成，与传统生物脱氮工艺相比，SND工艺具有明显的优越性，主要表现在[2]：(1) 可以省去缺氧池，或设备体积减小，节省费用；(2) 曝气需求降低，节省能耗；(3) 设备的处理负荷增加；(4)硝化过程中碱度被消耗，而同时反硝化过程中产生碱度，保持反应器中pH稳定，无需酸碱中和。 2. 同时硝化反硝化机理研究 由于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、自养反硝化等概念的提出，奠定了SND生物脱氮新技术的理论基础。目前，对SND生物脱氮的机理已初步形成了三种解释：即宏观环境解释、微环境解释和生物学解释，分别从物理学角度（宏观环境解释和微环境解释）和生物学角度加以解释。 2.1 物理学角度 宏观环境解释和微环境解释都是从物理学角度来分析的，SND应当属于一种物理现象，正是由于系统中存在适合于SND进行的环境而导致了SND现象的发生。 2.1.1 宏观环境解释
MBR中的同步硝化—反硝化
MBR中的同步硝化—反硝化 王琳1，何圣兵2，王宝贞2 1．中国海洋大学，青岛市鱼山路5号266003 2．哈尔滨工业大学，哈尔滨市西大直街66号，150006 摘要：试验考察了在膜生物反应器中进行同步硝化反硝化的可能性。并给出在不影响系统的运行效能的前提下，进行同步硝化反硝化的宪制性试验条件和运行参数，适宜的溶解氧浓度为：0.8-1.0mg/L.最高的F/M 条件下，硝化菌的硝化效能并没有因占优势种群异养菌的竞争而受到抑制。当进水F/M提高至0.423kgCOD/kgMLSS.d时，MBR对TN的平均总去除率升高到了89.90%。C/N比对总氮的去除率影响较大，随着C/N比从6.12增加到39.37,总氮去除率从18.14%增加到92.54%。 关键词：硝化、反硝化、MBR、 在生物污水处理厂中对氮的去除主要是通过硝化和反硝化两个过程来实现的。硝化和反硝化过程是由活性污泥中两类不同的微生物来完成的。由于硝化菌和反硝化菌的不同生理特性，污水处理中对总氮的去除往往是在两级系统中实现的。硝化和反硝化这两个过程能够在一个反应器中同时发生。这个现象也被称为同步硝化—反硝化。 从生物学角度来看，由于超滤膜的强制截留作用，使得自养型硝化菌和异养型反硝化菌能够在MBR中并存，从而使同步硝化—反硝化的发生成为可能。MBR中能够存在高浓度的活性污泥，限制了氧气向污泥絮体内部的扩散，因而在污泥絮体内部能够形成缺氧环境，在这种条件下，硝化反应可以在有氧的污泥絮体表面进行，而反硝化则可以在缺氧的絮体内部进行。 有研究表明，只有当系统的有机负荷小于0.18kgBOD5/kgMLSS.d时，硝化菌才能在生化系统中得以保留。在该研究中，系统中由于膜的截流作用，系统中的污泥浓度高于常规活性污泥工艺，致使系统中的有机负荷小于上述条件。 由于膜组件的物理截留作用，能够将HRT和SRT完全分离，在MBR中较容易获得实现同步硝化—反硝化的条件。在本研究中，考察DO、有机负荷（F/M）和C/N比等因素对同步硝化—反硝化的性能的影响，并建立同步硝化—反硝化的动力学模型，以加深对单级脱氮工艺的理解。 1 实验装置与方法 1．1 实验原水 此阶段实验用原水采用人工配水，原料为淀粉、蔗糖、氯化铵、磷酸二氢钠、磷酸氢二钠和碳酸氢钠，根据实验需要配制相应的原水。实验期间，生物处理单元的水温控制在20~22℃，MBR中水力停留时间为6小时。在实验中，通过排泥使MBR中污泥浓度维持在5 000~6 000mg/L之间。 1．2 实验装置 实验装置如图1所示，具体的参数如下： （1）高位水箱 尺寸为：1000′600′400mm3,有效容积为200升，用以贮存实验用原水。 （2）液位平衡箱 尺寸为：200′200′200mm3,内设有浮球阀，用以调节MBR反应器中的水位，使进水量与膜出水保持平衡。1高位水箱, 2液位平衡箱, 3 MBR反应器, 4 膜组件, 5 微孔曝气器, 6空压机, 7气体流量计 图1 实验装置图 （3）MBR反应器 反应器尺寸为：160′160′700mm3,有效容积为16.3升，在反应器的底部布设一直径为150mm的微孔曝气器。在反应器的上部淹没放置一个中空纤维式超滤膜组件，膜出水的动力由静水头H提供。超滤膜的性能如表1所示。