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
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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
微环境的存在导致了反硝化的发生。控制系统合适的溶解氧浓度对同步硝化反硝化的发生具有重要的作用。微生物絮体、生物膜内反应区的分布如图 1、图 2所示。
该理论存在一个重大的缺陷, 即有机碳源问题。有机碳源是硝化作用的抑制物质, 却是反硝化作用的电子供体。有机碳源在好氧区被消耗, 在微生物絮体内部的厌氧区得不到电子供体,反硝化速率就降低, SND 脱氮效率也不会很高。
图 1 生物絮体内反应区和底物浓度分布示意图 [2]图 2 生物膜内反应区和底物浓度分布示意图 [2] 2.3微生物理论
20世纪 80年代, Robertson 和 Kuenen [5]在反硝化和除硫系统出水中首次分离出了好氧反硝化菌。同时, 生物科学家研究发现许多微生物如荧光假单胞菌(Pseudomonas flurescens、粪产碱菌 (Alcaligenes facealis、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos等都可以对有机或无机氮化合物进行异氧硝化 [6]; Kuenen 及 Robertson 等发现 , 许多异养硝化菌能进行好氧反硝化反应 , 在产生 NO 3-和 NO 2-的过程中将这些产物还原 , 即直接将 NH 4+-N 转化为最终气态产物而去除 [7]。这些都为好氧条件下的反硝化现象提供了生物学根据。
Robertson 等 [6]提出了好氧反硝化和异氧硝化的工作模型,即使用硝酸盐 /亚硝酸盐呼吸 (好氧反硝化、氨氧化(异氧硝化 ,最后一步作为过量还原能量的累积过程形成 PHB 。也有报道, 好氧反硝化和异氧硝化菌的反应速率随着 DO 增加而减少。与厌氧反硝化细菌相比,好氧反硝化的一般特征为反硝化速率慢一些,但能较好适应厌氧(或缺氧好氧周期变化 [7]。
好氧反硝化中的协同呼吸被认为是好氧反硝化作用的一个很重要的机理, 即分子氧和硝酸盐被同时作为电子受体 [8]。另一个机理是从反硝化酶系角度阐释好氧反硝化现象,即存在两种不同的硝酸盐还原酶(NAR ,即膜内硝酸盐还原酶和周质硝酸盐还原酶。菌体的好氧生长和厌氧生长分别揭示了好氧条件下和厌氧条件下两种酶的活性。
3. 影响因素
3.1絮体结构特征
微生物絮体的结构特征即活性污泥絮体粒径的大小及密实度等,这些都直接影响了 SND 效果。微生物絮体粒径及密实度的大小一方面直接影响了絮体内部好氧区与缺氧区之间比例的大小, 另一方面还影响了絮体内部物质的传质效果, 进而影响絮体内部微生物对有机底物及营养物质获取的难易程度。对特定的反应器系统而言, 絮体粒径的大小应当有一个最佳的粒径范围。较大粒径的絮体可以导致内部较大缺氧区的存在, 并有利于反硝化的进行;
但粒径过大、絮体过密, 也会导致絮体内物质的传递受阻, 进而会影响絮体内微生物的代谢活动。
Klangduen Pochana 等 [9]研究认为较大粒径的微生物絮体有利于 SND 的进行, 并测出了 SND 适宜的污泥絮体尺寸为50~110μm 。 Andreadakis [10]则指出进行最佳 SND 反应的活性污泥絮体的适宜尺寸大小为10~70μm 。
3.2溶解氧(DO
溶解氧浓度被认为是同步硝化反硝化的一个主要影响因素。合适的溶解氧有利于微生物絮体形成浓度梯度。溶解氧浓度过高,一方面,有机物氧化充分,反硝化反应则缺少有机碳源, 不利于反硝化反应的进行; 另一方面, 氧容易穿透微生物絮体, 内部的厌氧区不易形成, 也不利于反硝化反应的发生。溶解氧浓度过低, 微生物絮体外部好氧区的硝化反应受到影响, 进而影响絮体内部厌氧区的反硝化反应。
张可方等 [11]在序批式活性污泥反应器(SBR 内,以模拟城市污水为处理对象。试验结果表明, 当 DO 在 0.5~2.5mg/L范围内, TN 的出水浓度随着 DO 的升高而升高; 当 DO=0.5mg/L时, TN 去除率最高,达到 93.74%。李绍峰等 [12]研究了 DO 对连续运行的 MBR 同步硝化反硝化的影响。试验结果表明, 当 DO 为 0.6~0.8mg/L时, TN 去除率达 66.7%, 取得了最好的 TN 去除效果, DO 过高或过低都会影响同步硝化反硝化的进行。张瑞雪等 [13]采用螺旋升流式反应器(SUFR 处理生活污水,考察了好氧反应池中 DO 浓度对其同步硝化反硝化的影响。结果表明,在好氧反应池上部溶解氧浓度为 3.0~3.5mg/L时,系统的硝化和反硝化效果最佳,好氧反应池中的脱氮效果也最好,系统对 TN 的去除率>84%。
3.3碳氮比(C/N
有机碳源在污水的生物脱氮处理中起着重要的作用, 它是细菌代谢必需的物质和能量来源。有机碳源是异养好氧菌和反硝化细菌的电子供体提供者。有机碳源越充分, C/N越高, 反硝化获得的碳源越充足, SND 越明显, TN 的去除率也越高。
张可方等 [11]在 SBR 内,以模拟生活污水为处理对象, C/N比取 3.3、 6.7和 10时, TN 去除率分别为 66.15%、 80.65%和 88.18%,即 C/N越高,出水 NO 3-N 浓度越低, SND 效果越好。周丹丹 [14]等认为,总氮的去除率随着 COD/N的增加而增加,当COD/N为 10.05时, TN 去除率最高可达 70.39%。继续增加碳氮比时, TN 去除率增加不多,并且还会导致硝化作用不完全。当存在足够的易降解有机碳源时,能发生完全的好氧反硝化作用。
碳源种类对 SND 也有一定的影响。杜馨等 [15]的研究表明,相对于易降解的乙酸钠和葡萄糖来说,啤酒和淀粉的混合物这类可慢速降解的有机物,更适合作为SND 的碳源。
碳源投加方式也影响着 SND 现象。间歇投加碳源是保证 SND 持续进行的有效手段, 间歇投加碳源时的总脱氮率是相同条件下一次性投加碳源的 1.32倍 [15]。
3.4水力停留时间(HRT
较短的水力停留时间下, 异养菌大量繁殖, 同时消耗大量的氧气, 因此在菌胶团和膜内部形成厌氧环境,有利于反硝化的进行,同时由于 COD 充足,能够提供反硝化进行所需要的电子供体,因此有很好的 TN 去除率。而当水力停留时间延长时,由于有机碳源的相对减少,溶解氧可以穿透菌胶团内部,难以形成厌氧环境,同时不能提供足够的有机碳源,所以很难得到高的总氮去除率。
李绍峰等 [12]以 MBR 反应器为研究对象, 当 COD 为 250mg/L左右, C/N为10:1, MLSS
为 3500mg/L, DO 为 1.0mg/L时, HRT 为 5h , TN 去除率达到最高为 60%以上,随 HRT 的延长,同步硝化反硝化下降。张楠 [16]研究了不同 HRT 对膜生物反应器中 SND 效果的影响, 结果表明随着水力停留时间的减少,同步硝化反硝化效果在增加。
3.5污泥浓度(MLSS
在低 MLSS 下, DO 很容易穿透菌胶团,菌胶团内部很难形成厌氧环境,也就很难创造进行反硝化的条件, 所以不会有很高的 TN 去除率。而在高 MLSS 下, 水中的污染物质难以渗透至污泥内部, 致使污泥内部的微生物难以接触到有机碳源, 从而影响了反硝化反应的进行;另一方面,随 MLSS 的增加, F/M降低到一定程度,由于食料的极度缺乏,某些微生物甚至会产生抗生素,杀死其近缘物种 [17],进而影响硝化反应和反硝化反应进行 [18]。李绍峰 [18]在 MBR 内,研究不同的污泥浓度对同步硝化反硝化的影响,结果得出, TN 的去除率随着 MLSS 的升高呈现出先升高后降低的趋势,在 MLSS 为 5 g/L时达到最好的 TN 去除率 86%。
3.6污泥龄(SRT
污泥龄即反应器内微生物固体的平均停留时间。由于硝化菌的世代周期相对较长, 保持较长的泥龄有助于硝化菌的增殖而对硝化作用有利,但长泥龄会导致污泥的活性降低 [19]。方茜 [19]采用 SBR 法处理模拟低碳城市污水, 研究不同污泥龄SND 过程的脱氮效果。实验中,污泥龄分别取 5d 、 11d 、 15d 和 22d , DO 浓度为0.5~1.0mg/L,进水 COD 为 200mg/L左右, pH 值为 7.5左右,反应时间为 5h 。反应器中的污泥浓度也随着泥龄的增加而浓度增大,两者之间呈良好的线性关系。结果表明,当泥龄为 5天时,硝化作用受到抑制,氨氮的去除率仅为 18%, 当泥龄增加至 11天时, 出现明显的 NO 2-N 积累现象, 随着泥龄的增加, TN 去除率进一步增加。泥龄对SND 的影响主要体现在对硝化菌和污泥浓度的影响两方面。控制合理的污泥龄不仅有利于 SND 的发生而且还可发生 NO 2-途径的 SND 。
3.7氧化还原电位(ORP
有研究表明, ORP 和 DO 、 pH 值有着密切的联系,通过控制 ORP 可以间接控制溶解氧浓度,进而控制同步硝化反硝化进程 [4]。尤其在 DO 浓度比较低时, DO 较小的改变反映在氧化还原电位上变化较大; 负的氧化还原电位可测量范围远远大于 DO 的可测量范围。所以, 可以用 ORP 代替 DO 控制同步硝化反硝化 [20]。
候红勋等 [21]采用 ORP 作为氧化沟工艺 SND 的控制参数, 采用缺氧 -厌氧 -氧化沟模型对市政污水进行了生物脱氮研究。结果表明, 当 U ORP 在-30~30mV, NH 4和 NO 3+的含量均比较低, 发生了较好的 SND , TN 的去除率在 88%以上; 氧化沟中的 NH 4+和 NO 3-之比的对数与 U ORP 有着很好的相关性,相关系数 R=-0.97。
3.8温度
温度对 SND 的影响表现为温度对硝化菌和反硝化菌的影响。 10~20℃硝酸菌较为活跃; 20~25℃时,硝酸菌活动减弱,而亚硝化反应加快, 25℃时达到最大。高于25℃后,游离氨对亚硝酸菌的抑制较为明显 [22]。
3.9酸碱度(pH 值
酸碱度是影响废水生物脱氮工艺运行的重要因素之一。氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的适宜 pH 值分别为 7.0~8.5和 6.0~7.5; 反硝化菌最适宜的 pH 值是 7.0~8.5; pH 值还影响反硝化
最终产物, pH 值超过 7.3时终产物为氮气,低于 7.3时终产物为 N 2O [4]。硝化过程消耗废水中的碱度会使 pH 值下降,反硝化过程会产生一定的碱度使 pH 值上升。因此,对于同步硝化反硝化来说, 硝化过程消耗的碱度和反硝化产生的碱度在一定程度上可以相互抵消。方茜 [19]认为 pH 值在中性和略偏碱性的范围内有利于SBR 反应器内 SND 的发生, SND 的运行方式还有利于降低反应系统内碱度的投加量。
3.10游离氨浓度(FA
废水中氨随 pH 值不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨(FA 对硝化反应有明显的抑制作用。 FA 会抑制亚硝酸盐氧化为硝酸盐,即游离氨对亚硝酸的积累有较大的影响。因此,控制合理的游离氨浓度会使反应器内发生同步短程硝化反硝化。
4. 应用状况
国外对同步硝化反硝化的应用报道较多。 1985年 Rittmaun 和 Langelaud 在工业规模的氧化沟成功实现了同时硝化和反硝化,近年来也有 SND 用于 Orbal 氧化沟的报道; SND 同样被用于生物转盘 (RBC 工艺过程当中 [23]。 Hyungseok 等人 [24]运用间歇曝气—排出工艺成功实现了经过亚硝酸盐的同步硝化反硝化。
国内学者对 SND 技术也进行了大量的研究,并取得了可喜的成果。高大文等[25]采用序批式活性污泥法,处理高氮豆制品废水,控制反应器内 DO 浓度在
0.5mg/L左右时,在反应器内同时实现了亚硝酸型硝化反硝化和同步硝化反硝化。
庄严等 [26]以某医药化工厂维生素 A 生产废水为进水, 在 SBR 内, 将 DO 浓度控制在 1.0~2.0mg/L, pH 值为 7.0~7.5, 实现了 SND , TN 去除率达 74%~78%。冯辉等 [27]采用 SBR 处理味精废水,试验中存在明显的同步硝化反硝化现象,对氨氮和总氮的
去除率分别达到 99%、 96%。
戴鹏 [28]在压力式接触氧化系统内实现了明显的同步硝化反硝化现象。当HRT=1.8h,溶解氧 4~5mg/L,容积负荷为 10~12kgCOD/(m 3·d时,氨氮去除率 80%左右,总氮去除率达 70%~80%。蒋山泉等 [29]采用序批式生物膜法(SBBR 以连续曝
气和 A/O运行模式处理生活污水,探讨了其同步硝化反硝化特性,在 DO 浓度为
2.5mg/L, C/N为 12~16时, TN 去除率达到 76%。
5. 结语
同步硝化反硝化脱氮技术的出现为在同一个反应器内同时实现除碳、硝化和反硝化提供了可能, 该技术具有稳定反应器的酸碱度、无需外加碳源、降低基建投资和节约运行费用等优点。因此, SND 技术具有重要的现实意义,受到了越来越多的国内外学者的关注。国外对 SND 的研究已逐渐从实验室走向污水厂实践阶段,国内学者也在实验室内做了大量的研究工作。今后还需要加强以下几个方面的研究:
①从同步硝化反硝化的机理看来, 无论是宏观环境理论还是微环境理论, 其理
论实质仍是缺氧微环境下的好氧反硝化, 并不是真正意义上的好氧反硝化。因此, 今后应加强好氧反硝化的研究,好氧反硝化菌的筛选和驯化,对其生理学特征和生物化学特征进行深入研究, 找出影响其生长的各种生态因子,真正实现同步硝化反硝化;
②兼性反硝化聚磷菌的发现, 使反硝化脱氮和过量摄磷同步完成。如何把脱氮和除磷更好的结合起来将成为研究的热点;
③各种废水处理工艺内实现 SND 的影响因素,各影响因素之间的关联性,不同
水质废水如何实现同步硝化反硝化等都应当进一步深入研究。
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https://www.360docs.net/doc/806296752.html, Simultaneous Nitrification and Denitrification Technology Guo Dongyan1,2, Li Duosong1,2, Sun Kaibei1,2，Liu Liru1,2 1 School of Environment Science and Spatial Informatics, China University of Mining and Technology, Jiangsu, Xuzhou (221008 2 Jiangsu Key Laboratory of Resources and Environmental Information Engineering, Jiangsu, Xuzhou (221008 Abstract Simultaneous Nitrification and Denitrification (SND Technology is different from the traditional nutrient removal theory. It has a lot of advantages in such aspects as saving carbon,decreasing upper aerating , reducing infrastructure investment and running expense. This paper provides an overview of mechanism of SND from three aspects including
macroenvironment,microenvironment theory and biology theory. According to the latest research findings in both domestic and abroad, this paper expounds the influence factor
of SND and introduces its application. Finally,this paper gives the research direction of SND. Keywords: biological nitrogen removal; Simultaneous nitrification and denitrification; aerobic denitrification 作者简介：郭冬艳（1984-），女，江苏徐州人，中国矿业大学环境工程专业在读硕士生，研究方向水污染控制。 -7-