污水生物脱氮工艺研究
《SBR工艺生物脱氮及外加碳源效果研究》范文
《SBR工艺生物脱氮及外加碳源效果研究》篇一一、引言随着工业和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染成为水环境治理的重要难题。
SBR（Sequencing Batch Reactor，序批式活性污泥法）工艺作为一种高效的污水处理技术，具有操作灵活、适应性强等优点，广泛应用于污水处理领域。
生物脱氮作为SBR工艺的重要环节，其效果直接影响到出水水质。
同时，外加碳源作为一种强化生物脱氮的手段，也被广泛研究。
本文旨在研究SBR工艺生物脱氮及外加碳源的效果，为实际工程应用提供理论依据。
二、SBR工艺生物脱氮原理及研究现状SBR工艺是一种按间歇方式运行的处理工艺，通过周期性改变反应条件，实现污水的高效处理。
生物脱氮是SBR工艺的核心环节，主要通过硝化与反硝化作用实现。
硝化作用由自养型好氧菌完成，将氨氮氧化为硝酸盐；反硝化作用由异养型厌氧菌完成，将硝酸盐还原为氮气。
两者结合，实现生物脱氮的目的。
近年来，SBR工艺生物脱氮的研究主要集中在优化运行参数、提高脱氮效率等方面。
然而，在实际应用中，由于进水氮负荷、水温、pH值等因素的影响，SBR工艺的生物脱氮效果往往难以达到预期。
因此，有必要研究外加碳源对SBR工艺生物脱氮的影响。
三、外加碳源对SBR工艺生物脱氮的影响外加碳源是指向污水处理系统中投加有机碳源，以提高反硝化过程的电子供体浓度，从而促进反硝化速率。
常见的外加碳源包括甲醇、乙酸钠、葡萄糖等。
研究表明，外加碳源可以显著提高SBR工艺的生物脱氮效果。
一方面，外加碳源为异养型厌氧菌提供了充足的电子供体，加速了反硝化速率；另一方面，外加碳源可以改善污泥的活性，提高污泥对氮的去除能力。
此外，外加碳源还可以调节系统的pH值，有利于硝化与反硝化过程的进行。
四、实验方法与结果分析1. 实验方法本实验采用SBR工艺，分别设置外加碳源组（甲醇）和对照组（无外加碳源），在相同条件下运行一定周期。
通过监测进出水的氨氮、硝酸盐氮等指标，分析SBR工艺的生物脱氮效果及外加碳源的影响。
三段生物脱氮工艺
三段生物脱氮工艺第一段：生物脱氮的背景和原理生物脱氮是一种通过利用微生物代谢过程将废水中的氨氮转化为无害物质的技术。
氨氮是废水中的一种常见污染物，如果直接排放到水体中会对水环境造成严重的污染。
因此，生物脱氮技术的应用具有重要的意义。
生物脱氮的原理是利用一种叫做硝化反硝化的微生物代谢过程。
首先，通过硝化作用将废水中的氨氮转化为亚硝酸盐，然后再通过反硝化作用将亚硝酸盐还原为氮气释放到大气中，从而实现氨氮的去除。
第二段：生物脱氮的工艺流程生物脱氮工艺一般包括预处理、硝化和反硝化三个阶段。
在预处理阶段，主要是对废水进行初步处理，去除其中的杂质和悬浮物，以保证后续的硝化反硝化过程能够顺利进行。
硝化阶段是将废水中的氨氮转化为亚硝酸盐的过程。
这一阶段一般采用曝气池或者厌氧池进行，通过提供充足的氧气供给和合适的温度条件，使得硝化菌能够快速进行氨氮的氧化反应。
反硝化阶段是将亚硝酸盐还原为氮气的过程。
这一阶段一般采用好氧条件下的反硝化反应，通过添加一定的有机物质作为电子供体，促使反硝化菌进行反硝化反应，将亚硝酸盐还原为氮气。
第三段：生物脱氮工艺的优势和应用生物脱氮工艺相比传统的化学方法具有许多优势。
首先，生物脱氮过程中不需要添加化学药剂，减少了对环境的污染。
其次，生物脱氮过程中产生的氮气可以直接释放到大气中，不会对水体造成二次污染。
此外，生物脱氮技术还可以与其他废水处理技术相结合，形成一体化的处理系统，提高废水处理的效率和降低成本。
生物脱氮技术在废水处理领域有广泛的应用。
特别是在城市污水处理厂和工业废水处理系统中，生物脱氮技术被广泛采用。
通过生物脱氮工艺，可以有效地去除废水中的氨氮，降低废水的污染物浓度，达到国家排放标准要求，保护水环境的安全和可持续发展。
通过三段生物脱氮工艺，废水中的氨氮可以被高效地转化为无害物质，实现废水的净化和资源化利用。
生物脱氮技术的应用具有重要的意义，对于改善水环境质量、保护生态环境具有重要的推动作用。
《2024年城市污水处理新型生物脱氮除磷技术研究进展》范文
《城市污水处理新型生物脱氮除磷技术研究进展》篇一一、引言随着城市化进程的加速，城市污水处理问题日益突出。
在众多的污水处理技术中，生物脱氮除磷技术因其高效、经济、环保等优点而备受关注。
本文旨在探讨城市污水处理中新型生物脱氮除磷技术的研究进展，分析其技术特点、应用现状及未来发展趋势。
二、生物脱氮除磷技术概述生物脱氮除磷技术是一种利用微生物的新陈代谢活动，通过生物膜法或活性污泥法等工艺，将污水中的氮、磷等营养物质去除的技术。
该技术具有处理效率高、运行成本低、污泥产量少等优点，是当前城市污水处理领域的研究热点。
三、新型生物脱氮技术研究进展（一）A2/O工艺及其改进型技术A2/O（厌氧-缺氧-好氧）工艺是一种典型的生物脱氮技术。
近年来，研究者们针对A2/O工艺的不足，开发了多种改进型技术，如MBBR（移动床生物膜反应器）、SBR（序批式活性污泥法）等。
这些技术通过优化反应器结构、调整运行参数等手段，提高了脱氮效率，降低了能耗。
（二）新型厌氧氨氧化技术厌氧氨氧化技术是一种利用厌氧氨氧化菌将氨氮转化为氮气的生物脱氮技术。
近年来，研究者们通过优化反应条件、提高菌种活性等手段，推动了厌氧氨氧化技术的发展。
该技术具有脱氮效率高、能耗低等优点，是未来生物脱氮技术的重要发展方向。
四、新型生物除磷技术研究进展（一）PAOs（聚磷菌）强化除磷技术PAOs强化除磷技术是一种利用聚磷菌在厌氧-好氧条件下实现高效除磷的技术。
近年来，研究者们通过优化反应条件、提高聚磷菌活性等手段，提高了PAOs强化除磷技术的除磷效率。
该技术具有除磷效果好、污泥产量少等优点。
（二）化学与生物联合除磷技术化学与生物联合除磷技术是一种结合化学沉淀与生物吸附的除磷技术。
该技术通过投加化学药剂与生物反应相结合的方式，实现高效除磷。
近年来，研究者们针对不同水质条件，优化了药剂种类和投加量，提高了除磷效果。
五、新型生物脱氮除磷技术应用及发展趋势（一）应用现状新型生物脱氮除磷技术在城市污水处理中已得到广泛应用。
污水生物脱氮处理工艺中N2O气体的调查与研究
污水生物脱氮处理工艺中N2O气体的调查与研究污水生物脱氮处理工艺中N2O气体的调查与研究摘要：污水生物脱氮工艺是一种常用的污水处理方法，它能有效地去除废水中的氮含量，同时产生一定量的N2O气体。
N2O是一种强力温室气体，对臭氧层有破坏作用。
本文通过对污水生物脱氮处理工艺中N2O气体的调查与研究，探讨了其排放机理、影响因素以及减排措施，为污水处理厂的减排工作提供了参考。
一、引言随着城市化进程的不断加快，污水处理工艺在国内得到了广泛应用。
污水中氮的去除是处理过程中非常重要的环节，目前常用的方法是通过生物脱氮工艺，利用微生物将氮转化为气体排出。
然而，生物脱氮过程中会产生大量的N2O气体，其温室效应和臭氧破坏能力远超过二氧化碳，对环境造成了较大的风险。
因此，对污水生物脱氮处理工艺中N2O气体进行调查与研究具有重要意义。
二、调查结果通过对多个污水处理厂的数据进行收集和分析，发现在生物脱氮工艺中N2O气体的排放量存在一定差异。
排放量的高低与以下因素有关：废水的总氮含量、废水的有机物种类和浓度、废水的温度等。
同时，不同的生物脱氮工艺对N2O气体的排放也会产生影响。
活性污泥法的N2O排放量相对较高，而反硝化法排放量较低。
三、N2O排放机理生物脱氮工艺中N2O气体的产生与微生物的代谢活动密切相关。
微生物在去除废水中氮的过程中，产生了反硝化和好氧反应。
反硝化是指将硝酸根离子中的氧还原为氮气，而好氧反应是将硝化过程所形成的亚硝酸根离子中的氧还原为氮气。
而在这两个过程中，N2O作为中间产物生成。
另外，在废水处理过程中存在氧限制条件下的菌群转代，也是N2O生成的重要因素。
四、影响因素除了废水的性质和工艺因素外，废水处理过程中氧溶解度、曝气方式和曝气强度也是影响N2O生成的重要因素。
较低的氧溶解度会增加菌群进行反硝化代谢，进而增加N2O生成的机会。
同时，过高或过低的曝气强度也会产生负面效果。
因此，在工艺设计和操作过程中需合理控制这些因素。
生物脱氮技术在城市污水处理中的应用及工艺优化
生物脱氮技术在城市污水处理中的应用及工艺优化生物脱氮技术在城市污水处理中的应用及工艺优化随着城市化进程的加快，城市污水处理成为了一个越来越重要的问题。
其中，氮的去除是污水处理过程中最为关键的一步。
随着环保意识的增强和技术的进步，生物脱氮技术应运而生。
本文将探讨生物脱氮技术在城市污水处理中的应用，并探讨其工艺优化方法。
一、生物脱氮技术的原理与应用生物脱氮技术是一种利用微生物将氨氮硝化成亚硝酸盐，再利用异养微生物将亚硝酸盐还原成氮气的过程。
该技术主要包括硝化和反硝化两个过程。
硝化是将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐的过程。
在硝化过程中，氨氮通过硝化细菌作用被氧化成亚硝酸盐，再通过硝化细菌的作用转化为硝酸盐。
而反硝化是将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气的过程，利用异养微生物完成。
生物脱氮技术在城市污水处理中有着广泛的应用。
它能够有效地去除污水中的氮，降低氮、磷对水体的污染，并减少氧化剂的使用量。
生物脱氮技术在传统的活性污泥工艺中相对简单易行，并且操作维护成本较低。
此外，生物脱氮技术还能够提高污泥浓度，减少沉淀池的占地面积，为污泥的后续处理提供便利。
二、生物脱氮技术的工艺优化为了提高生物脱氮技术的处理效果和稳定性，需要对其工艺进行优化。
以下是几个常见的工艺优化方法：1. 缺氧区设立和控制：缺氧区是生物脱氮工艺不可或缺的一部分。
通过在处理系统中设置缺氧区域，可以提供良好的反硝化条件，加快亚硝酸盐的还原速率。
应合理控制缺氧区域内的DO（溶解氧）浓度和COD（化学需氧量）浓度，以推动反硝化反应的进行。
2. 水力条件优化：合理的水力条件可以提高生物脱氮技术的处理效果。
其中，污水的水力停留时间（HRT）和固液分离的时间（SRT）是关键因素。
适当延长HRT和SRT可以提高污水中氮的去除效果。
3. 供碳源优化：在生物脱氮过程中，供碳源是重要的因素。
供碳源的种类和浓度会直接影响反硝化的效果。
常用的供碳源有乙酸、乙醇等有机物，可以通过添加一定量的有机碳源来促进反硝化过程。
《2024年污水生物脱氮除磷工艺的现状与发展》范文
《污水生物脱氮除磷工艺的现状与发展》篇一一、引言随着城市化进程的加速和工业化的推进，污水处理成为环境保护和可持续发展的关键环节。
在污水处理过程中，氮、磷等营养物质的去除尤为关键，因为这些物质会直接导致水体富营养化，影响水生态系统的平衡。
其中，污水生物脱氮除磷工艺因其高效、经济的特点，成为当前污水处理领域的研究热点。
本文将详细介绍污水生物脱氮除磷工艺的现状及其发展趋势。
二、污水生物脱氮除磷工艺的现状1. 传统生物脱氮除磷工艺传统的生物脱氮除磷工艺主要包括活性污泥法、生物膜法等。
这些工艺通过微生物的作用，将污水中的氮、磷等营养物质转化为无害物质，从而达到净化水质的目的。
然而，这些工艺在处理过程中存在能耗高、污泥产量大等问题，限制了其应用范围。
2. 新型生物脱氮除磷工艺针对传统工艺的不足，科研人员不断探索新型的生物脱氮除磷工艺。
其中，短程硝化反硝化、厌氧氨氧化、同步脱氮除磷等工艺在实验室阶段取得了显著成果。
这些新型工艺具有能耗低、污泥产量少等优点，为污水处理提供了新的思路。
3. 实际应用情况目前，各种生物脱氮除磷工艺在实际应用中取得了良好的效果。
例如，某些城市采用新型的同步脱氮除磷工艺，实现了氮、磷的高效去除，同时降低了能耗和污泥产量。
此外，一些工业园区也采用生物脱氮除磷工艺处理废水，有效减轻了对周边水环境的污染。
三、污水生物脱氮除磷工艺的发展趋势1. 工艺优化与创新未来，随着科研技术的不断发展，污水生物脱氮除磷工艺将进一步优化和创新。
科研人员将探索更加高效的微生物种类和反应机制，以提高氮、磷的去除效率。
同时，针对不同地区、不同行业的污水处理需求，开发适应性强、操作简便的工艺。
2. 能源回收与资源化利用在污水处理过程中，通过生物脱氮除磷等工艺产生的能量和资源将得到充分利用。
例如，利用微生物在反应过程中产生的能量，实现污水的能源自给或供电；同时，将处理后的污水用于农业灌溉、景观用水等，实现水资源的循环利用。
生物脱氮机理、影响因素及应用工艺详解
生物脱氮机理、影响因素及应用工艺详解生物脱氮是指在微生物的联合作用下，污水中的有机氮及氨氮经过氨化作用、硝化反应、反硝化反应，最后转化为氮气的过程。
其具有经济、有效、易操作、无二次污染等特，被公认为具有发展前途的方法，关于这方面的技术研究不断有新的成果报道。
一、机理详解1、氨化反应氨化反应是指含氮有机物在氨化功能菌的代谢下，经分解转化为 NH4+的过程。
含氮有机物在有分子氧和无氧的条件下都能被相应的微生物所分解，释放出氨。
2、硝化反应硝化反应由好氧自养型微生物完成，在有氧状态下，利用无机氮为氮源将NH4+化成NO2-，然后再氧化成NO3-的过程。
硝化过程可以分成两个阶段。
第一阶段是由亚硝化菌将氨氮转化为亚硝酸盐(NO2-)，第二阶段由硝化菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐(NO3-)。
3、反硝化反应反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将亚硝酸盐氮、硝酸盐氮还原成气态氮(N2)的过程。
反硝化菌为异养型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物(污水中的BOD成分)作为电子供体，提供能量并被氧化稳定。
二、生物脱氮主要影响因素1、温度生物硝化反应的适宜温度范围为20~30℃，15℃以下硝化反应速率下降，5℃时基本停止。
反硝化适宜的温度范围为20~40℃，15℃以下反硝化反应速率下降。
实际中观察到，生物膜反硝化过程受温度的影响比悬浮污泥法小，此外，流化床反硝化温度的敏感性比生物转盘和悬浮污泥的小得多。
2、溶解氧硝化反应过程是以分子氧作为电子终受体的，因此，只有当分子氧(溶解氧)存在时才能发生硝化反应。
为满足正常的硝化效果，在活性污泥工艺运行过程中，DO值至少要保持在2mg/L以上，一般为2~3mg/L。
当DO值较低时，硝化反应过程将受到限制，甚至停止。
反硝化与硝化在溶解氧的需求方面是一个对立的过程。
传统的反硝化过程需要在严格意义上的缺氧环境下才能发生，这是因为DO与NO3-都能作为电子受体，存在竞争行为。
生物脱氮工艺
生物脱氮工艺随着人类社会的不断发展，环境问题越来越引人关注。
其中，氮污染是一个严重的问题。
氮是生物体内必需的元素，但过量的氮却会对环境造成巨大的负担。
氮污染主要来自于农业、工业和城市污水处理等领域。
针对氮污染问题，科学家们研发了各种方法，其中生物脱氮工艺是一种环保、高效的氮污染治理方法。
一、生物脱氮的基本原理生物脱氮是利用微生物将废水中的氮转化为无害的氮气的过程。
该工艺的基本原理是：将含氮废水通过生物反应器，在一定的条件下，利用氨氧化细菌将氨氮转化为亚硝酸盐，再利用硝化细菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐，最后通过反硝化细菌将硝酸盐还原为氮气，从而达到脱氮的目的。
二、生物脱氮工艺的优点1、环保：生物脱氮工艺不需要添加任何化学药剂，不会产生二次污染，对环境没有负面影响。
2、高效：生物脱氮工艺可以达到较高的脱氮效率，对氮污染治理效果显著。
3、经济：生物脱氮工艺不需要大量投入，运行成本低，对于农业、工业和城市污水处理等领域都具有实用性。
三、生物脱氮工艺的应用领域1、城市污水处理：城市污水中含有大量的氮，如果不进行处理，会对周围环境和水体造成严重的污染。
生物脱氮工艺可以有效地降低污水中的氮含量，达到国家排放标准。
2、农业：农业是氮污染的主要来源之一。
生物脱氮工艺可以应用于农业废水的处理，减少氮肥的使用量，达到节约能源和环保的目的。
3、工业：工业废水中含有大量的氮，如果不进行处理，会对周围环境和水体造成严重的污染。
生物脱氮工艺可以应用于工业废水的处理，降低氮污染的程度。
四、生物脱氮工艺的发展趋势目前，生物脱氮工艺已经成为氮污染治理的主要手段之一。
随着科技的不断进步和人们对环境问题的重视，生物脱氮工艺也在不断发展和完善。
未来，生物脱氮工艺将会更加智能化、高效化和精准化，为氮污染治理提供更加优秀的解决方案。
总之，生物脱氮工艺是一种环保、高效、经济的氮污染治理方法，已经在城市污水处理、农业和工业废水处理等领域得到广泛应用。
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污水生物脱氮工艺研究短程硝化是将传统的硝化反应控制在亚硝化阶段,与传统工艺相比,短程硝化反硝化需氧量减少25% ,碳源需求减少40% ,具有节省曝气能耗、缩短反应时间、减少污泥生成量、减少反应器有效容积和节约基建费用等优点 ,因此如何实现与维持稳定的短程硝化成为目前污水生物脱氮领域的研究热点。
硝化菌是一种自养菌,生长缓慢,对环境因子变化十分敏感,采用微生物固定化技术可解决硝化菌流失问题,提高系统中硝化菌浓度,已得到广泛的研究和应用。
但是大部分实验还都停留在传统的以包埋材料为载体的“滴下造粒法”和“成型切断法”阶断,由于载体材料自身(微球和包埋块)的限制,活性填料在机械强度、传质、稳定性和处理效率等方面都存在一定的问题,更为主要的缺陷是这些填料不具有较好的水力学特征,无法充分发挥填料的硝化活性。
因此,开发出稳定性好、处理效率高、传质效果好的固定化生物活性填料对氨氮废水的处理具有十分重要意义。
本研究从污水处理厂获取的剩余污泥经筛选富集培养得到的硝化菌群(混合菌)为菌源,采用包埋法制备的固定化填料为载体,重点研究了溶解氧(dissolved oxygen,DO) 对活性填料发生短程硝化的影响,利用高游离氨(free ammonia,FA)对亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)产生抑制作用使氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria,AOB)成为优势菌群(混合菌),实现了在高氨氮负荷下序批次反应器(SBR)短程硝化的快速启动及稳定运行,填料中的实验还考察该新型活性填料的抗冲击负荷能力。
1 材料与方法1. 1实验用水实验用水采用人工模拟配水,按氨氮浓度为100 mg·L - 1 时各基质组分质量浓度为:NH4 Cl 382. 81mg·L - 1 ,NaHCO3 1 272. 02 mg·L - 1 ,KH2 PO4 112 mg·L - 1 ,CaCl2 ·2H2 O 111 mg·L - 1 ,MgSO4 15 mg·L - 1 ,FeSO4 ·7H2 O 11. 1 mg·L - 1 ,NaCl 500 mg·L - 1 ,进水投加的微量元素:H3 BO3 14 mg·L - 1 ,MnCl2 ·4H2 O 990 mg·L - 1 ,CuSO4 ·5H2 O 250 mg·L - 1 ,CoCl2 ·6H2 O 240 mg·L - 1 ,ZnSO4 ·7H2 O 430 mg·L - 1 ,NiCl2 ·6H2 O 190 mg·L - 1 ,NaMoO4 ·2H2 O 220 mg·L - 1 (每1 L 进水投加1 mL 微量元素溶液,以满足微生物生长需求),进水氨氮浓度发生变动时,其他组分按比例增减。
1. 2 分析项目及测试方法NH 4+ -N:纳氏试剂分光光度法;NO2- -N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3- -N:紫外分光光度法;pH值:PHS-2C 实验室pH 计;DO:德国WTW inoLab Oxi 7310 实验室台式溶氧仪;1. 3 菌种的来源及活性填料的制备本实验包埋所用菌源来自于北京市某污水处理厂二沉池剩余污泥,经筛选富集培养后的硝化菌群。
具体做法如下:首先将剩余污泥过度曝气,利用气体扰动作用和异氧菌的内源呼吸代谢使污泥絮体解体;然后将解体污泥用纱布进行过滤去除无机颗粒杂质,保留滤液;最后对滤液进行选择性培养,培养液配方如1. 1 所述,在实验室发酵罐中培养20 d 后,离心浓缩至污泥含水率90% 左右,细菌浓缩液与质量分数为2% 活性炭混合均匀(活性炭质量/ 包埋液总质量),形成混合液A,将一定质量的聚乙烯醇加入到去离子水中,添加质量分数为2% 的CaCO3 粉末混合(CaCO3 粉末质量/ 包埋液总质量),在105 ℃下加热溶解30 min,搅拌均匀,冷却至35 ~ 40 ℃形成混合液B,A 与B 混合均匀形成包埋液。
采用具有一定水力学特征的网状载体,根据聚乙烯醇-硼酸二次交联方法 ,放入饱和硼酸溶液中1. 5 h 后,调节硼酸溶液pH 到8 ~ 10,交联24 h,将其取出,切割后洗净表面残留物质,得到网状新型生物活性填料,该填料比重:1. 01 ~ 1. 03,直径:10 mm,高:10 mm,堆积密度:250 kg·m - 3 ,比表面积:950 m2 ·m - 3 。
1. 4 实验装置实验采用有机玻璃制成的SBR 反应器,内径:185 mm,有效高度:700 mm,有效体积:18. 8 L。
将恒温棒放在反应器中调节温度,利用微孔曝气器进行曝气。
2 结果与讨论2. 1 温度对启动短程硝化的影响生物硝化反应可以在4 ~ 45 ℃范围内均可进行,AOB 与NOB 生长的最适宜温度并不相同。
HELLINGA 等认为,实现与维持短程硝化的最佳温度为30 ~ 35 ℃。
而YANG 等应用SBR 中试系统通过对硝化反硝化过程进行实时控制,温度在11 ~ 25 ℃范围内均达到稳定的短程脱氮效果,平均亚硝化率在95% 以上。
本实验将温度控制在(31 ±1)℃范围内启动并实现硝化活性填料的短程硝化反应。
2. 2 DO 对启动短程硝化的影响WIESMANN 的研究表明,AOB 和NOB 氧饱和常数分别为0. 3、1. 1 mg·L - 1 ,即AOB 对O2 的亲和能力比NOB 要强得多, 当DO 浓度为0. 3 ~1. 1 mg·L - 1 时,AOB 的比增长速率比NOB 大,增值快。
与传统活性污泥硝化相比,包埋后的活性填料氧传质阻力更大,溶解氧更难穿透进填料内部,王应军等研究包埋颗粒短程硝化采用的DO 为2. 5 mg·L - 1 ,本实验采用已经恢复活性的填料为研究对象,在不同的DO 值0. 5、1. 0、1. 5、2. 0、2. 5、3. 0、3. 5 和4. 0 条件下,取样测定并计算出亚硝酸盐积累率与氨氮去除负荷。
实验结果如图3 所示。
在DO 小于1. 0 时,亚硝酸盐积累率高达96% 以上,但是氨氮的去除负荷仅为0. 2 kg NH4+ -N ·(m3 ·d) - 1 ,在逐步提高DO 时,积累率呈下降趋势,但是去除速率呈直线上升,表明在低溶解氧条件下会削弱氨氧化菌的代谢活性,不利于氨氮去除负荷的提高,当DO 为2.0 mg·L - 1 时,亚硝酸盐积累率为86% ,氨氮的去除速率高达0. 64 kg NH4+ -N·(m3 ·d) - 1 。
DO 为4. 0 mg·L - 1 时氨氮去除负荷达到最大,达到1. 5 kg NH4+ -N·(m3 ·d) - 1 ,但是亚硝酸盐积累率仅为60% 。
综合考虑氨氮的去除速率和亚硝酸盐积累同时又能在短时期内启动短程硝化反应器,将溶解氧控制在1. 8 ~ 2. 0 mg·L - 1 左右。
2. 3 有机物对短程硝化的影响有机物对短程硝化的影响较为复杂,对于活性填料中硝化菌的影响目前没有一致的结论,主要表现为硝化菌与异养菌对DO 的争夺,在温度、pH 值适宜,底物氨氮充足,DO 保持2. 0 mg·L - 1 ,有机物浓度低于50 mg·L - 1 时,对硝化作用不造成影响,去除率高达80% 以上,当有机物浓度超过120 mg·L - 1 ,考察系统运行20 d 后,填料变厚,表面会出现生物膜,大量异养菌附着生长,硝化效果急剧下降,这是由于异养菌比增长速率(0. 3 ~ 0. 5 h - 1 )远大于自养硝化菌增长速率,对DO 的争夺强于硝化菌,有机物浓度的提高,异养菌成为系统中的优势菌群,异养菌的附着生长也堵塞了填料传质通道,造成硝化系统效果不佳,本实验采用人工配水,进水有机物浓度低于50 mg·L - 1 。
2. 4 硝化速率下短程硝化的实现及稳定运行采用人工配水序批次运行硝化反应器,温度为(31 ± 1) ℃ ,控制DO 在1. 8 ~ 2. 0 mg·L - 1 ,通过投加NaHCO3 和Na2 CO3 溶液调节pH 值在7. 8 ~ 8. 2 范围内并提供碱度,有机物浓度低于50 mg·L - 1 ,实验分为四个阶段,自动化控制。
第1 阶段为启动阶段(P1 ),见图4,历时15 d,为填料活性恢复阶段,进水氨氮浓度控制在45 mg·L - 1以下,亚硝酸盐先出现一定的积累之后开始下降,这是由于AOB 活性先恢复,积累的产物成为NOB 的底物,活性后恢复,进水氨氮浓度不高,产生的游离氨较小,对NOB 的抑制作用较小,亚硝酸盐的积累率只能保持在30% ~ 45% ,第15 天,氨氮的去除率达到85% 。
第2 阶段为提升负荷(P2 )和稳定运行阶段(P3 ),从16 d 到45 d 进水氨氮浓度由96 mg·L - 1 提升到200 mg·L - 1 ,此时出水氨氮浓度基本保持在50 mg·L - 1 左右,而亚硝酸盐积累率一直提高,到25 d 达到93% ,P3 阶段(45 ~ 55 d)进水氨氮浓度保持在200 mg·L - 1 左右,出水氨氮浓度不断下降,最后保持在8 mg·L - 1 以下,氨氮的去除率> 97% ,氨氮去除速率为28. 29 mg NH4+ -N·(L·h) - 1 ,亚硝酸盐积累NO2- -N/ NOx- -N > 85% ,图5 氨氮去除负荷曲线变化可以看出细菌处于快速增长阶段。
第3 阶段(P4 )为考察活性填料抗冲击负荷能力,从56 ~ 75 d,再次提高进水氨氮浓度,将反应周期调整为12 h,从图4 看出,当进水保持在350 mg·L - 1 时,亚硝酸盐积累曲线变化不大,但是氨氮去除速率和氨氮去除率有明显的下降,说明突然提高进水氨氮浓度对填料硝化活性有明显的影响,对AOB、NOB 均有一定的抑制作用,之后亚硝酸盐浓度不断提高,说明AOB 对高FA 抑制作用有适应性,出水氨氮浓度保持在40 mg·L - 1 左右,说明该填料的硝化性能已经最大化,氨氮去除速率高达28. 14 mg NH4+ -N·(L·h) - 1 ,亚硝酸盐的积累率保持在维持在88% 。