膜生物反应器中同步硝化反硝化的研究进展
同步硝化反硝化技术
同步硝化反硝化技术
同步硝化反硝化技术是一种集成了硝化处理和反硝化处理的废
水处理工艺。
其主要原理是在同一反应池内，通过控制进水流速、溶氧量、温度等条件，使废水同时经历硝化和反硝化两个过程，从而达到高效净化废水的目的。
同步硝化反硝化技术具有以下优点：
1. 节约空间：同步硝化反硝化技术采用单一反应池，相较于传统废水处理工艺，可以大大节约处理设施的占地面积。
2. 高效净化效果：同步硝化反硝化技术能够同时进行硝化和反硝化过程，有效降解污染物，使废水的COD、氨氮等指标得到大幅度的降低。
3. 操作简便：同步硝化反硝化技术不需要特别复杂的操作流程，操作人员只需要控制好进水流速、氧气浓度等参数即可。
4. 减少污泥产生：同步硝化反硝化技术可以通过调节进水的碳氮比，减少污泥的产生量，从而节约处理污泥的成本。
同步硝化反硝化技术已经被广泛应用于生活垃圾渗滤液、污水处理厂等领域，成为一种非常有前景的废水处理技术。
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生物膜法同步硝化反硝化脱氮影响因素研究
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膜生物反应器中同步硝化反硝化动力学模型
⑥
２０ Ｓｉ ｅｈ Ｅ ｇｇ ０ ８ ｃ．Ｔ ｃ． ｎｎ．
环 境 科 学
膜 生 物反 应 器中 同步硝 化 反硝 化动 力学模 型
蒋胜 韬 王 三 秀
（ 江 台州 学 院 ， 浙 台州 ３７０ １００）
摘
要
在 对硝化基础反应动力学和反硝化基础反应动力 学分 析的基础上 ， 建立 了一体 式膜 生物反应器 中的同步硝化反硝
浓度。
第一作者简介： 蒋胜韬 （９ Ｏ ） 男 ， １８ 一 ， 江西 吉安人 ， 士， 师。研 硕 讲
究 方 向 ： 染 治 理 。Ｅ ｍ ｉ： ｔ ＠ １６ ＣＢ。 水污 — ａｌ ｓ ０ ２ ．Ｏ ｊ８
亚硝化 菌和 硝化 菌 的反 应速 率 常数 见 表 １ 其 ，
６８ ２４
１ 同步硝化反硝化基础动力学
１ １ 硝 化反应 基础动 力学 ．
物， 依靠氨 氮 和 亚硝 酸盐 氮 的氧 化 获 得 能 量 生 长 ， 需要 氧气作 为呼吸 的最 终 电子 受 体 ； 反硝 化 细菌 大
多为 异养性兼性 厌氧 微 生 物 ， 缺 氧 和低 溶解 氧 的 在
生 物硝化 是 在两 组 自养 型硝 化 细菌 ． 硝 酸 细 亚 菌和硝 酸细菌 的作 用 下 ， 氨氮 转化 为 硝态 氮 的反 将
型与异养 型 细 菌 的 动力 学 模 型相 似 。亚 硝 酸 细 菌 和 Ｎ ； Ｎ， Ｈ 一 以及硝 酸 细菌 和 Ｎ ；Ｎ 的关 系可 以用 Ｏ ．
Ｍｏｏ ｎ ｄ方程来表 示 ：
～
才 能合 成 。从微 观环境 角度 而言 ， 由于 Ｍ Ｒ中能够 Ｂ 存在 高浓度 的活性 污泥 ， 限制 了氧 气 向污 泥 絮体 内
反硝化 Ａ
同步硝化反硝化生物脱氮技术的研究进展
，
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【 要】 摘 同步硝化 反硝化 工艺 同传 统 的生物脱 氮 工艺相 比 ，可 以 节约氧和 碳源 的耗量 ，大大 降低 生产 运行 费用 ，具 有很 大 的发展前 途 。结 合 国 内外研 究成果 ，从 微环 境理 论 、宏观 环境 理论 和微 生物 学理论 方面 对 同步硝 化反 硝化 的产 生机 理进行 了 综述 ，并分 析 了同步 硝化 反硝化 的 实
ａ ｐ ｃｓａ ａ ｉｇ ｃ ｒ ｏ ｏ ｒｅ ， ｅ ｒ ａ ｉ ｇ ｕ ｐ ｒａ ｒ ｔ ｇ ａ ｄ ｏ ｅａ ｉ ｇ ｃ ｓ ｓ ｅ ｔ ｓｓ ｖ ｎ ａ ｂ ｎ ｓ ｕ ｃ ｓ ｄ ｃ ｅ ｓｎ ｐ ｅ ｅ ａｉ ｎ ｐ ｒ ｔ ｏ ｔ ｎ ｎ Ａｃ ｏ ｄ ｎ ｏ ｔ ｅ ｌｔ ｓ ｒ ｓ ａ ｃ ｎ ｉ ｇ ｎ Ｓ Ｄ ｉ ｂ ｔ ｏ ｅ ｔ ｎ ｂ ｏ ｄ ｔ ｅ ｃ ｒ ｉ ｇ ｔ ｈ ａｅ ｔ ｅ ｅ ｌ ｈ ｆ ｄｎ ｓｏ Ｎ ｎ ｏ ｈ ｄ ｍ ｓ ｉ ａ ｄ ａ ｒ ａ ， ｈ ｉ ｃ ｍ ｅ ｈ ｎ ｓ ｆ ｒＳ ｃ ａ ｉｍ ｏ ＮＤ ｓｒ ｖ ｅ ｄ ａ ｄａ ａ ｙ ｅ ｎ ｖ ｒ ｕ ｓ ｅ ｔ ｃ ｕ ｉ ｇ ｍａ ｒ ｅ ｖ ｒ ｎ ｅ ｔ ｎ ｉ ｒ ｅ ｖ ｒ ｎ ｎ ｈ ｏｙ ａ ｌ ａ ｉ ｌｇ ｈ ｏ ｙ Ｒｅ ｌ ａｉ ｎ ｗａ ｅ ｉｗｅ ｎ ｎ ｌｚ ｄ ｌ ａ ｉ ｓａ ｐ ｃｓｍ Ｉｄ ｎ ｃ ｏ ｎ 】 ｍ ｎ ｄｍ ｃ ｏ ｎ ｉ ｍｅ ｔｔｅ ｒ ｓｗｃ １ ｓｂ ｏ ｏ ｙ ｔ ｅ ｒ ａ ｉ ｔ ｏ ｏ ａ ｏ ｚ ｏ ｃ ｎ ｉ ｏ ｓ ｎ ｆ ｅ ｃ ｎ ａ ｔ ｒ ｆＳ Ｄ ｔｃ ｎ ｌ ｇ ｒ ｎ ｌ ｚ ｄ ｌ ｅｐ ｐ ｒ Ａｃ ｏ ｄ ｎ ｈ ａｅ ｔ ｐ ｌ ａｉ ｎ ｆ Ｎ Ｄ ｔｃ ｎ ｌｇ ， ｏ ｅｕ ｓ ｌｅ ｒ ｂ ｅ ｓ ｏ ｄ ｔ ｎ ｄｉ ｌ ｎ ｉｇ ｆ ｃｏ ｓｏ Ｎ ｅ ｈ ｏ ｏ ｙ ｗｅ ｅ ａ ａｙ ｅ ｎ ｔ ａ ｅ ． ｃ ｒ ｉｇ ｔ ｔ ｅ ｌｔｓ ｐ ｉ ｔ ｓｏ ｉ ａ ｎ ｕ ｈ ｏ ａ ｃ ｏ Ｓ ｅ ｈ ｏ ｏ ｙ ｓ ｍ ｎ ｏ ｖ ｄｐ ｏ ｌｍ ａ ｉ ｓｐ ｏ ｐ ｃ ｓ ｅｅａ ｓ ｌｒｆ ｄ ｒ ｉ ｒ ｓ ｅ ｔ ｗ ｒ ｌｏｃ ａ ｉ ｅ ｄ ｔ ｌ Ｋ ｅ ｗｏ ｄ ： ｉ ｄ ｎ ｔ ｃ ｔ ｎ； ｓｍｕ ｔｎ ｏ ｓｎｔｊ ｃ ｔ ｎ ａ ｄ ｄ ｎ ｔｉ ｃ ｔｏ ： ｍ ｅ ｈ ｎ ｓ ； ｉ ｆｕ ｎ ｉ ｇ ｆｃ ｏ ｙ ｒ ｓ ｂ０ ｅ ｉ ａｉ ｒ ｏ ｉ ｌ ｅ ｕ ｉ ｆ ａｉ ｎ ｅ ｉ’ ａ ｉ ｎ ａ ｒｉ ｏ ｌｆ ｉ ｃ ａ ｉｍ ｎ ｅ ｃｎ ｔｒ ｌ ａ
移动床膜生物反应器同步硝化反硝化特性
移动床膜生物反应器同步硝化反硝化特性杨帅,杨凤林*,付志敏(大连理工大学环境与生命学院,工业生态与环境工程教育部重点实验室,大连 116024)摘要:采用挂膜填料代替传统膜生物反应器(MBR)的活性污泥,构建一种新型的移动床膜生物反应器(MB MBR),考察其处理模拟生活污水的效果及同步硝化反硝化(SND)特性.结果表明,移动床膜生物反应器运行67d,对模拟生活污水表现出良好的去除有机物及同步硝化反硝化能力.进水C OD 浓度为573 5~997 7mg L 时,膜出水COD 去除率为88 3%~99 2%.进水氨氮浓度为45 5~99 2mg L 时,膜出水氨氮去除率为72 1%~99 8%,总氮去除率为62 0%~96 3%.批式实验结果表明,生物膜去除总氮的最佳溶解氧浓度为1mg L,其中氨氮和总氮去除率分别为100%和60%.生物膜系统内可能存在好氧反硝化现象.DO 为3mg L 且有机碳源充足时,生物膜总氮去除率为99 0%,SND 率达到99 8%.扫描电镜对生物膜的观察发现生物膜内部存在着明显的孔隙,有利于溶解氧和有机基质从外界向生物膜内部传递.关键词:生物膜;膜生物反应器;溶解氧;同步硝化反硝化;好氧反硝化中图分类号:X703 1 文献标识码:A 文章编号:0250 3301(2009)03 0803 06收稿日期:2008 04 04;修订日期:2008 07 06基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目(2003AA601050)作者简介:杨帅(1983~),女,博士研究生,主要研究方向为膜生物反应器在废水处理中的应用,E mail:yangshuai1125@163 com *通讯联系人,E mail:yangfl@Characteristics of Simultaneous Nitrification and Denitrification in Moving Bed Membrane BioreactorYANG Shuai,YANG Feng lin,FU Zhi min(Key Laboratory of Industrial Ecology and Environmental Engineering,Ministry of Education,School of Environmental &Biological Science &Technology,Dalian University of T echnology,Dalian 116024,Chi na)Abstract :To inves tigate the removal efficiency of synthetic wastewater and characteristics of simultaneous nitrification and deni trification (SND)performances,a new type of moving bed membrane bioreactor (MBMBR)had been developed by using carriers instead of activated sludge in membrane bi oreactor (MBR).Results showed that good organics removal and SND performances was achieved during the 67d exper i mental period.COD,ammoniu m and total nitrogen removal efficiencies of MB M B R remained 88 3% 99 2%,72 1% 99 8%and 62 0% 96 3%respectively as influent COD were 573 5 997 7mg L and ammoni um ni trogen were 45 5 99 2mg L.Moreover,batch experiments results showed the optimum DO for ni trogen removal was 1mg L,ammoni um and total nitrogen removal efficiencies were 100%and 60 0%,respectively.Aerobic denitri fication may occur in biofil m system.When DO concentration was 3mg L and the organic carbon source was abundant,99 0%total ni trogen removal efficiency and 99 8%SND efficiency was achieved in batch experiment.The microstructure of biofilm was exami ned using SE M.Resul ts showed that some cavities were present,which would be favorable to enhance substrate and oxygen to transfer from the bulk to the interior of biofil m.Key words :biofilm;membrane bioreactor;dissolved oxygen (DO);si multaneous nitrification and deni trification;aerobic denitri fication膜生物反应器作为一种高效、紧凑的新型处理系统在污水处理和回用领域得到了广泛的研究和应用[1,2],但在实践中好氧膜生物反应器脱氮除磷效果不佳是制约膜生物反应器发展的主要问题之一[3].与活性污泥相比,生物膜具有更高的微生物活性[4]、微生物相多样化、耐冲击负荷能力强等[5]特点,而且随着生物膜厚度的增加其传质阻力相应增加,沿传质方向逐渐形成外层为好氧层内层为缺 厌氧层的微环境.好氧层主要进行硝化反应,缺氧层主要进行反硝化反应,缺氧层的形成有利于加强生物反硝化能力,可在好氧反应器内同时进行硝化和反硝化过程,强化系统整体的脱氮能力.本试验设计一种新型的膜生物反应器 移动床膜生物反应器(moving bed membrane bioreactor,MB MBR),即用挂膜填料代替传统膜生物反应器中的活性污泥,考察MB MBR 对有机物和氮的去除效果,并结合批式实验研究生物膜在不同DO 和碳源投加方式等条件下去除氨氮和总氮的能力,进一步探讨生物膜同步硝化反硝化的作用机制.1 材料与方法1 1 试验装置试验装置如图1所示,反应器有效容积为30L.反应器中间有一带孔隔板,将反应器分为移动床区第30卷第3期2009年3月环 境 科 学ENVIRONME NTAL SCIENCEVol.30,No.3Mar.,2009和膜区两部分,其中移动床区占总体积的3 4,膜区占1 4.设置隔板的目的是为了防止填料停留堆积在膜组件附近,影响填料的移动.移动床区添加体积分数为30%的无纺布填料,作为微生物生长的载体.移动床区的下方一侧设4个曝气砂头,维持填料在反应器内的循环移动,并为微生物生长提高氧气,供气量由转子流量计控制.中空纤维膜组件浸没在膜区,膜区下方设2个曝气砂头,利用曝气吹脱减轻膜污染.采用蠕动泵抽吸出水,出水水量由蠕动泵调节控制,膜通量控制在6 25L (m 2h)-1,相应的水力停留时间为12h.在整个反应器运行期间不排泥.本试验选用的微滤膜组件由杭州凯宏膜技术有限公司生产,膜材料为聚丙烯,膜孔径为0 1 m,膜面积为0 2m 2片!2片.试验填料选用实验室内开发的一种新型无纺布填料,即在塑料支架的内侧附上一层聚酯无纺布,填料为圆柱体,外径为2 0c m,内径为1 8cm,高1 8cm.无纺布沾水以后湿密度接近水,挂膜后在水中易于循环流动.1 进水箱;2 平衡水箱;3 生物膜反应器;4 微滤膜;5 空气泵;6 气体流量计;7 压力表;8 蠕动泵图1 移动床膜生物反应器试验装置Fi g.1 Schematic diagram of moving bed membrane bi oreactor1 2 试验用水及载体挂膜试验用水为模拟生活污水,用白砂糖和NH 4Cl 作为碳源和氮源.配水主要成分为(mg L):C OD,400~800;NH +4N,20~90;KH 2PO 4,4~8;MgSO 4 7H 2O,25;FeSO 4 7H 2O,20;CaCl 2,22;E DTA,20.同时加入Na HCO 3,控制进水pH 值在7 0~7 5之间.接种污泥取自大连市春柳河污水处理厂二沉池.污泥驯化后移入反应器中,定时向反应器内投加营养物质,连续曝气,2d 后,菌胶团和少量的细菌开始在载体表面附着生长,随着时间的推移,微生物不断增长,从载体表面向外扩散,2周后形成成熟的生物膜.生物膜呈棕黄色,通过电子显微镜观察,微生物相丰富,存在大量的钟虫、变形虫和少量轮虫.1 3 分析项目及方法化学需氧量(COD)采用快速重铬酸钾滴定法测定,氨氮(NH +4 N)采用纳氏试剂分光光度法测定,亚硝酸氮(NO -2 N)采用N (1 萘基) 乙二胺光度法测定,硝酸氮(NO -3 N)采用紫外分光光度法测定,混合液悬浮固体浓度(MLSS)、混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)根据标准方法测量[6].总氮(TN)通过氨氮、硝酸氮和亚硝酸氮求和的方式得到.溶解氧(DO)采用溶解氧仪测定(YSI,Model55溶解氧仪,USA),pH 值采用精密pH 计(PHS 3C)测定.污泥结构与生物相的观察选用扫描电镜(JEOL JSM 5600LV,日本)和光学显微镜(2XC D,上海).1 4 同步硝化反硝化特性实验方法设计一系列批实验考察生物膜同步硝化反硝化特性,实验方法如下.从反应器中取一定量挂膜填料,去离子水冲洗剥落全部生物膜,得到的生物膜混合液3500r min 离心10min 并去除上清液,剩余的生物膜浓缩物转移至500mL 烧杯中,加入400mL 模拟废水,其中COD =400mg L,NH +4 N=40mg L,P=8mg L,pH=7 0,水浴加热控制烧杯内恒温25∀,烧杯中加入曝气头均匀曝气,保持恒定的溶解氧浓度.每隔60min 取10mL 混合液样品,滤纸过滤,测定样品中的NH +4 N 、NO -3 N 、NO -2 N 和COD 含量.根据氨氮消失的速率计算比硝化速率:SNR =[NH +4 N]0-[NH +4 N]tM !MLVSS !t !1440(1)式中,SNR 为比硝化速率,mmol (g d)-1;[NH +4N]0、[NH +4N]t 分别为初始时刻与第t (min)时测得的氨氮浓度,mg L;M 为氨氮分子量;MLVSS为污泥浓度,g L;t 为反应时间,min.根据总氮消失的速率计算比总氮去除速率:STNR =[TN]0-[TN]tM !MLVSS !t!1440(2)式中,STNR 为比总氮去除速率,mmol (g d)-1;[TN]0、[TN]t 分别为初始时刻与第t (min)时测得的总氮浓度,mg L;M 为总氮分子量;MLVSS 为污泥浓度,g L;t 为反应时间,min.1 5 SND 率的计算方法对Katie 等[7]提出的SND 率的计算方法进行了简化,忽略反应过程中微生物同化作用和细胞衰亡对氨氮浓度的影响,简化的计算公式如下:804环 境 科 学30卷SND =1-[NO -x N]remained[NH +4 N]removal!100%(3)[NO -x N]remained =[NO -2 N]eff +[NO -3 N]eff (4)[NH +4 N]removal =[NH +4 N]inf -[NH +4 N]eff(5)式中,[NO -x N]remained 为反应后剩余的亚硝酸氮和硝酸氮总量,mg L;[NH +4 N]removal 为反应中去除的氨氮,mg L;[NO -2 N]eff 为出水亚硝酸氮含量,mg L;[NO -3 N]eff 为出水硝酸氮含量,mg L;[NH +4 N]inf 为进水氨氮含量,mg L;[NH +4 N]eff 为出水氨氮含量,mg L.2 结果与讨论2 1 MB MB R 污染物去除效果MB MB R 反应器运行67d,有机物、氨氮、总氮的去除效果分别如图2~图4所示.由图2可见,进水COD 浓度为573 5~997 7mg L 时,膜出水COD 平均浓度为41 0mg L,去除率为88 3%~99 2%.MB MB R 既具有良好的有机物去除能力外,还具有很好的硝化能力.如图3所示,进水氨氮浓度为45 5~99 2mg L 时,膜出水氨氮平均浓度为8 9mg L,氨氮去除率为72 1%~99 8%.生物膜系统在取得良好的硝化效果的同时也取得了相对稳定的总氮去除效果.如图4,进水总氮浓度为45 5~99 2mg L,膜出水总氮去除率为62 0%~96 3%.另外,生物膜系统抗冲击负荷的能力很强,在实验运行第25d,进水氨氮浓度从63 1mg L 提高到89 6mg L,生物膜系统依然保持稳定的氨氮和总氮去除效果.图2 MBMBR 有机物去除能力Fi g.2 Organics removal performances of MBMBR2 2 生物膜在不同DO 条件下的SND 能力在不同DO 条件下(实验D1#DO=0 5mg L;实验D2#DO=1mg L;实验D3#DO=3mgL)进行同步硝化反硝化批式实验.实验在500mL 的烧杯内进行,以实现溶解氧的控制和均匀分布,排除由于曝气图3 MBMB R 氨氮去除能力Fig.3 A mmonia ni trogen re moval performances of MBMBR图4 MBMB R 总氮去除能力Fi g.4 Total nitrogen removal performances of MBM BR不均引起的反应器内局部厌氧反硝化的影响.由图5可知,不同溶解氧条件下,反应5h 后有机物去除率均在90%以上,DO 为0 5mg L 时,COD 在2h 内降低到150mg L 左右并逐渐趋于稳定.DO 分别为1mg L 和3mg L 时,C OD 在1h 内迅速降低到100mg L 左右并逐渐趋于稳定.DO 为0 5、1和3mg L 时,NH +4 N 去除率分别为51 7%、100%和96 3%,可见溶解氧浓度是控制硝化反应进行和反应速率快慢的一个重要因素[8].从实验结果看,对于生物膜系统,溶解氧大于1mg L,硝化反应能够迅速发生.从总氮的去除效果看,DO 为0 5、1和3mg L,反应5h 后TN 的去除率分别为50 5%、60 0%和54 9%.计算得出生物膜比总氮消耗速率分别是0 37、0 47和0 34mmol (g d)-1.生物膜去除总氮的最佳溶解氧浓度在1mg L 左右,这与传统膜生物反应器达到最佳同步硝化反硝化效果的溶解氧浓度相近[8].从微环境理论的角度分析,由于DO 扩散的限制,在生物膜内产生DO 梯度从而导致微环境的同8053期杨帅等:移动床膜生物反应器同步硝化反硝化特性步硝化反硝化.DO 为0 5mg L 时,溶解氧很低,因此氧的穿透能力很弱,大多数生物膜的内部都能形成缺氧区,所以反硝化能力很强,几乎没有硝酸盐氮和亚硝酸盐氮的剩余[图5(a)].但低溶解氧浓度抑制硝化反应的发生[8],导致总氮的去除率较低,为50 5%.DO 为1mg L 时,溶解氧充足,硝化反应迅速发生,5h 氨氮的转化率达到100%,生成的硝酸盐氮和亚硝酸盐氮传递到生物膜内部缺氧区发生反硝化反应,总氮的去除率达到60 0%[图5(b)].而DO 为3mg L 时,总氮的去除率为54 9%[图5(c)].Robertson 等[9]研究表明,当DO 约为水中饱和溶解氧的25%时,系统是完全好氧的,溶解氧能完全穿透生物膜或者活性污泥絮体.水温为25∀时,水中饱和溶解氧浓度为8 24mg L,相应的25%值为2 06mg L,实验中DO 为3mg L,所以可以认为系统是完全好氧的,DO 可以穿透生物膜絮体,缺氧或厌氧微环境不易存在,系统中发生缺氧反硝化反应的可能性降低.由此可以推测,DO 为3mg L 时,生物膜系统中可能存在好氧反硝化.图5 DO 对同步硝化反硝化能力的影响Fig.5 Effect of DO on simultaneous nitrification and denitri fication2 3 碳源投加方式对SND 的影响在完全好氧的条件下(DO 为3mg L),采用不同碳源投加方式进行同步硝化反硝化批式实验.实验T1:一次性投加碳源方式,初始C OD 浓度为400mg L;实验T2:分批投加碳源方式,初始COD 浓度200mg L 以后每小时投加COD 200mg L;实验T3:分批投加碳源方式,初始COD 浓度100mg L 以后每小时投加COD 100mg L.图6给出不同碳源投加方式下,SND 批式实验中NH +4 N 浓度变化.反应5h 后T1、T2和T3的NH +4 N 去除率分别为100%、99 2%和98 1%.TN 去除率分别为59 9%、99 0%和47 5%.计算得出比总氮消耗速率分别是0 47、0 63和0 39mmol (g d)-1,说明适当的溶解氧条件下,有机物浓度是影响好氧反硝化反应的重要因素.有机物作为反硝化菌的碳源和能源,在有氧的条件下,必然要同时为氧和硝酸盐或亚硝酸盐提供电子,因而充足的有机物含量有利于反硝化反应的发生,前人的研究也证实了这一点.李丛娜等[10]利用SB R 反应器进行脱氮研究时发现,在溶解氧高达8mg L,COD N 为7 9,MLSS 较低的情况下,经过5h 曝气,总氮去除率可达到45 3%.Bang 等[11]以聚乙醇作为唯一碳源,在恒化器实验中,COD N 分别为1 8和3 6时,TN 去除率为45%和84%.但是进水中有机物浓度过高则有可能强化碳化作用,削弱反硝化,Robertson 等[12]在对Thios phaera pantotro pha 的研究中指出,COD N 与反硝化速率的正相关处于某一最佳范围内.Huang 等[13]认为对于好氧反硝化菌Citrobacter diversus ,C OD N 的最佳值是4~5.实验T1采用一次性投加碳源方式,反应初期有机物充足,可以满足微生物生长和反硝化反应的需要.但是有机物降解速度很快,反应进行1h 后,COD 浓度下降到83 6mg L,反硝化反应由于缺乏碳源而受到阻碍,只能依靠微生物体内储存的内源有机物维持,所以反硝化反应速率减慢[14,15],反应5h 后,TN 去除率为59 9%[图6(a)].实验T2采用分批投加碳源的方式,反应过程中COD 浓度一直维持在150mg L 左右.这既解决了由于采用易降解的白砂糖作为碳源造成的反应后期有机碳源不足,总氮去除效果不理想的问题,又保证了有机碳源每次投加量能够满足微生物生长和利用的需要,从而保证了在整个反应进行过程中碳源充足,硝化、反硝化过程能很好地同步进行.反应5h 后,TN 去除率达到99 0%[图6(b)],SND 率达到99 8%(表1).实验T3同样采用分批投加碳源的方式,但是由于初始碳源和每次投加量不足,反应过程中平均C OD 浓度在100mg L 以下,由于碳源不足,反硝化过程受到抑制,总氮的去除效果不理想.反应5h 后,TN 去除率806环 境 科 学30卷表1 不同条件下生物膜同步硝化反硝化能力Table 1 SND characteris tics of different c onditions i n M B M BR指标D1D2D3(T1)T2T3比硝化速率 mmol (g d)-10 380 770 570 630 79比总氮去除速率 mmol (g d)-10 370 470 340 630 39氨氮去除率 %51 710096 399 298 1总氮去除率 %50 560 054 999 047 5SND 率 %97 259 956 999 8483图6 碳源对同步硝化反硝化能力的影响Fig.6 Effect of carbon source on si multaneous nitrificationand deni trificati on为47 5%[图6(c)].2 4 生物膜絮体结构特征图7(a)为生物膜絮体整体外观状态,生物膜絮体是由大量菌胶团和丝状菌缠绕在一起连接而成,由于丝状菌的大量存在,生物膜絮体的粒径较大且不易沉降,SV 30达100%.图7(b)为生物膜絮体内部,以大量的球菌和短杆菌为主,菌体之间存在着明显的孔洞和孔隙.这为外界的溶解氧和有机基质向生物膜内部传递提供了必要的通道,有利于硝化反应和反硝化反应的同步进行.3 结论(1)MB MBR 反应器运行67d,实现了有机物、氨氮、总氮的同步去除.进水COD 浓度为573 5~997 7mg L,膜出水COD 去除率88 3%~99 2%.进图7 生物膜扫描电镜照片Fi g.7 SEM photos of biofilm in MBMBR水氨氮浓度为45 5~99 2m g L 时,氨氮去除率为72 1%~99 8%.总氮去除率为62 0%~96 3%.另外,生物膜系统抗冲击负荷的能力也很好.(2)生物膜同步硝化反硝化批式实验结果表明,生物膜同步硝化反硝化最佳DO 为1mg L 左右.DO 为3mg L 生物膜同样具有同步硝化反硝化能力,推测生物膜内可能存在好氧反硝化现象.DO 为3mg L 时,采用逐步补加碳源的方式进行同步硝化反硝化批式实验,SND 率达到99 8%.(3)扫描电镜结果表明,生物膜内菌体之间存在着明显的孔隙,为外界的溶解氧和有机基质向生物膜内部传递提供了必要的通道.参考文献:[1] Holakoo L,Nakhla G,Bassi A S,e t al .Long term performance ofMBR for biological nitrogen removal from s ynthetic munici pal wastewater[J].Chemosphere,2007,66(5):849 857.[2] Chae S R,Shi n S H.Characteristics of si mul taneous organic andnutri ent removal in a pilot scale vertical submerged membrane bioreac tor (VSM BR )treating municipal was te water at varioustemperatures[J].Process Biochem,2007,42(2):193 198.[3] Zhang H,Xiao J,Cheng Y,et al .Comparis on bet ween asequencing batch membrane bioreac tor and a c onventi onal membrane bioreac tor[J].Process Bioche m,2006,41(1):87 95.[4] Lee H S,Park S J,Yoon T I.Was te water treatment i n a hybridbiol ogical reactor using powdered minerals:effec ts of organic l oadi ng rates on COD removal and nitrification[J].Process Biochem,2002,38(1):81 88.[5] Wang J,Shi H,Qian Y.Wastewater treatment in a hybri d biologicalreactor (HBR):effec t of organic loading rates[J].Proces s Biochem,8073期杨帅等:移动床膜生物反应器同步硝化反硝化特性2000,36(3):297 303.[6] 国家环境保护局.水和废水监测分析方法[M].(第三版).北京:中国环境科学出版社,1989.106 110.[7] Third K A,Burnett N,R uwis ch R C.Simultaneous nitrification anddeni trification using stored substrate(P HB)as the electron doner inan SBR[J].Biotechnol Bioeng,2003,83(6):706 720.[8] 邹联沛,刘旭东,王宝贞,等.M BR中影响同步硝化反硝化的生态因子[J].环境科学,2001,22(4):51 55.[9] Robertson L A,Niel E W,Torremans R M,et al.Si multaneousnitrification and denitri fication in aerobic che mostat culture ofThiosphaera patotro pha[J].Appl Environ Microbi ol,1988,54(11):2812 2818.[10] 李丛娜,吕锡武,稻森悠平.同步硝化反硝化研究[J].给水排水,2001,27(1):22 24.[11] Bang D Y,Watanabe Y,Noike T.An e xperiment study on aerobicdenitrification with polyvinyl alcohol as a carbon source in biofi 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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21．中国海洋大学，青岛市鱼山路5号2660032．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。
同步硝化反硝化研究进展
（ ． 江台州学 院 ， １浙 浙江 台州 ３７ ０ １００；
２ 南 昌大学鄱 阳湖生态环境 与资源利用教育部 重点实验室 ， ． 江西
南 昌 ３０ ３ ） ３０ １
摘要： 同步硝化反硝化工 艺同传统的 生物脱氮 工艺相 比， 以节省碳 源， 少曝 气量 ， 可 减 降低设备运行 费用等优
中 图分 类 号 ： ７ １ １ Ｘ ０ ． 文 献 标 识 码 ： Ａ
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点， 具有很大的发展 前途 。文章结合 国内外研究 ， 从微 环境理论 、 生物 学理论和 中间产物理论方面对 同步硝 微 化反硝化 的产 生机理进行 了综述 ， 并分析 了同步硝化反硝化 的实现条件和影响 因素 。
生物膜法短程硝化反硝化研究进展
生物膜法短程硝化反硝化研究进展生物膜法(包括MOVABR、MBBR等)是一种通过在生物载体表面固定生物膜并利用膜内外不同的微环境来实现硝化反硝化的处理方式。
近年来，生物膜法短程硝化反硝化技术得到了广泛应用和研究，取得了一系列突破性进展。
本文将从以下四个方面介绍生物膜法短程硝化反硝化研究的最新进展。
首先，生物膜法短程硝化反硝化技术的应用范围得到了拓展。
最初，生物膜法主要应用于污水处理领域，但近年来已经开始在其他领域得到应用。
例如，一些研究者将生物膜法应用于海水淡化过程中的硝化反硝化处理，取得了良好的效果。
此外，生物膜法还可以应用于废气处理中的硝化反硝化过程，如生物燃料电池中NH3的处理等。
其次，生物膜的制备和固定技术有了明显的改进。
生物膜的制备和固定是生物膜法短程硝化反硝化的核心环节。
近年来，研究者们提出了一些新的方法来制备和固定生物膜。
例如，将载体表面改性为亲水性或疏水性，实现生物膜的快速形成和固定。
此外，还有研究者使用纳米材料等新材料来改善生物膜的稳定性和活性。
第三，生物膜法短程硝化反硝化的反应机理得到了进一步的研究。
生物膜法短程硝化反硝化是通过在生物载体表面固定生物膜来实现的。
近年来，研究者们通过对膜内外微环境的测量和观察，深入了解了硝化反硝化过程中的微生物行为和相互关系。
这些研究为优化和改进生物膜法提供了理论依据。
最后，生物膜法短程硝化反硝化技术与其他处理技术的结合也取得了一些突破。
生物膜法短程硝化反硝化技术与物理化学处理技术的结合，如曝气、精细筛选等，可以进一步提高硝化反硝化的效率和稳定性。
此外，还有研究者将生物膜法与其他硝化反硝化技术结合，如生物接触氧化法和低温硝化反硝化法等，取得了双重优势。
综上所述，生物膜法短程硝化反硝化技术在应用范围、生物膜制备和固定、反应机理以及与其他处理技术的结合等方面取得了一系列的研究进展。
然而，仍然存在一些挑战需要解决，如提高硝化反硝化的效率和稳定性、降低运行成本等。
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（ 天津大学 环境科 学与工程 学院，天 津 ３ ０ ０ ０ ７ ２ ）
摘 要： 生物脱 氮技 术是 一种 经 济、 有效 的 方法 ， 而膜 生物 反 应 器 （ ＭＢ Ｒ） 中同步硝 化反 硝 化
（ Ｓ Ｎ Ｄ） 与 传统 生物 脱 氮技 术 相 比具有 很 大的优 势。 对 ＭＢ Ｒ中Ｓ Ｎ Ｄ现 象的原 理 进 行 了分 析 ， 并探 讨 了 ＭＢ Ｒ中 Ｓ Ｎ Ｄ脱 氮效 率的 影响 因素 ， 包括 曝 气强度 、 ｐ Ｈ值 、 碳 氮 比和 污泥停 留 时 间等 ； 同时， 针 对 ＭＢ Ｒ 中膜 污染 问题 进行 了总结 。最后 ， 提 出Ｓ Ｎ Ｄ—ＭＢ Ｒ 目前 在 应 用 中存 在 溶 解氧 控 制和 膜 污
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第３ １ 卷
第１ ２期
中 国 给 水 排 水
ＣＨＩ ＮＡ Ｗ ＡＴＥＲ ＆ Ｗ ＡＳＴＥＷ ＡＴＥＲ
ＶｏＩ ．ห้องสมุดไป่ตู้３１ Ｎｏ ．１ ２
２ ０ １ ５年 ６月
Ｊ ｕ ｎ ． ２ ０ １ ５
膜 生 物反 应 器 中 同步硝 化 反 硝 化 的研 究进 展
王全震 ， 周里 海 ， 顾 平 ， 张光 辉