DO对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响_陈超
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。
生物膜法同步硝化反硝化脱氮影响因素研究
Ｂ ｒ ａ ｎ ｃ ｈ ，Ｉ ｎ ｓ ｔ ｉ ｔ ｕ ｔ ｅ ｏ ｆＵ ｒ ｂ ａ ｎ Ｃ ｏ ｎ ｓ ｔ ｒ ｖ ￣ ｎ Ｗ ｕ ｌ ｍ ｎ ４ ３ ０ ０ ６ ４ ）
Ａｂ ｓ ｔ ｒ ａ ｃ ｔ Ⅲｌ ｅ ｒ ｅ ｓ ｅ ａ ｒ ｃ ｈ ｉ ｓ ａ ｂ ｏ ｕ ｔ ｔ ｈ ｅ ｅ ｘ ｐ ｅ ｒ ｉ ｍｅ ｎ ｔ ｏ ｆ ａ ｄ ｄ ｉ ｎ ｇ ｓ ｕ ｓ ｐ ｅ ｎ ｄ ｅ ｄ ｃ ａ ｒ ｒ ｉ ｅ ｒ ｉ ｎ ｒ ｅ ａ ｃ ｔ ｏ ｒ ｆ ｏ ｒ ｓ ｉ ｍｕ ｌ ｔ ａ ｎ ｅ ｏ ｕ ｓ ｎ ｉ ｔ ｉ ｒ ｉ ｆ ｃ ａ ｉ ｔ ｏ ｎ ａ ｎ ｄ ｄ ｅ ｎ ｉ ｔ ｒ ｉ ｉ ｆ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ ｕ ｎ ｄ ｅ ｒ ａ ｅ ｏｂ ｒ ｉ ｃ ｃ ｏ ｎ ｉｔ ｄ ｉ ｏ ｎ ．ｉ ｔ ｉ ｓ ｃ ｏ ｎ ｄ ｕ ｔｅ ｃ ｄ ｔ ｏ ｓ ｔ ， ， ｄ ｙｔ ｈ ｅｆ ａ ｃ ｔ ｏ ｒ ｓ ａ ｆ ｅ ｃ ｉ ｔ ｇ ｔ ｎ ｈ ｅ ｐ ｅ ｆ ｒ ｏ ｒ ｍａ ｎ ｃ ｅ ０ ｆ ｓ ｉ ｍｕ ｌｔ ａ ｎ ｅ ｏ ｓ ｕ ｉｔ ｎ ｉ ｒ ｉ ｆ ｃ ａ － ｉ ｔ ｏ ｎ ｎｄ ａ ｄ ｅ ｎ ｉ ｔ ｒ ｉ ｉ ｆ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎｗ ｉ ｔ ｈ ｂ ｉ ｏ ｆ ｌ ｍｉ ｎｎ ｉｔ ｒ ｏ ｇ ｅ ｎｒ ｅｍｏ ｖ ａ １ ．． Ｉ １ ｌ ｅ ｒ ｅ ｓ ｌｔ ｕ ｉ ｎ ｉｃ ｄ ａ ｔ ｅ ｓｔ ｈ ａ ｔ ｈｅ ｔ ｃ ｏ ｎ ｔ ａ ｍｉ ｎ ａ ｎ ｔ ｅｍｏ ｒ ｖ ｌ ａ ｅ ｆ ｉ ｆ ｃ ｉ ｅ ｎ ｃ ｙｉ ｓ ａｔ ｈ ｔ ｅ ｒ ｗ ｈ ｅ ｎ ｔ ｈ ｅ ｆ ｌ ｉ ｌ ｉ ｎ ｇ ｒ ａ ｔ ｅ ｏ ｆ ｃ ａ ｒ ｒ ｉ ｅ ｒ ｉ ｓ ３ ０ ％ 一４ ｏ ％ ．Ｄ Ｏ ｉ ｓ ２～３ ｍｓ ／ Ｌ ａ ｎ ｄ ｅｔ ｒ ｅ ｎ ｔ ｉ ｏ ｎ ｔ ｉ ｍｅ ｉ ｓ ６～８ ｈ． Ｋｅ ｙＷ ｏ ｎｔ ｓ ｓ ｓｐ ｕ ｅ ｎ ｄ ｅ ｄ ｃ ａ ｒ ｒ ｉ ｅ ｒ ｂ ｉ ｏ ｆ ｄ ｍ ｄ ｅ ｉｔ ｎ ｒ ｉ ｉ ｆ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ
DO对膜曝气生物反应器同步除碳脱氮的影响
DO对膜曝气生物反应器同步除碳脱氮的影响董文艺;甘光华;王宏杰;张仲玲【摘要】为获得膜曝气生物反应器(membrane aerated bioreactor,MABR)处理污水同步除碳脱氮的最佳DO质量浓度,构建以亲水性聚丙烯中空纤维膜为曝气膜组件的MABR,在80 d连续运行的时间内,考察DO质量浓度对MABR处理模拟生活污水同步除碳脱氮效果的影响.结果表明:在水力停留时间8 h、膜表面COD及TN负荷分别为3.7 g·m2·h-1(COD计)和0.36 g·m2·h-1(TN计)相对稳定的条件下,当混合液DO质量浓度为0.5 mg/L左右时,MABR能实现较好地同步除碳脱氮,此时对COD、NH4+-N和TN去除率分别为80%、86.4%和66.5%;当DO质量浓度分别为4 mg/L和2 mg/L左右时,对COD和NH4+-N的去除率均提高到88%以上,但反硝化受到限制,TN去除效果不佳,去除率分别为10%和24%;当DO质量浓度降至0.1 mg/L左右时,MABR对COD和NH4+-N的去除均受到限制,去除率分别为60%和57.4%,TN去除率为46.8%.【期刊名称】《哈尔滨工业大学学报》【年(卷),期】2011(043)002【总页数】6页(P50-55)【关键词】溶解氧;膜曝气生物反应器;同步除碳脱氮【作者】董文艺;甘光华;王宏杰;张仲玲【作者单位】哈尔滨工业大学,深圳研究生院,518055,广东,深圳;哈尔滨工业大学,深圳研究生院,518055,广东,深圳;哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,150090,哈尔滨;哈尔滨工业大学,深圳研究生院,518055,广东,深圳【正文语种】中文【中图分类】TU992.3膜曝气生物反应器(membrane aerated bioreactor，MABR)是针对传统膜分离生物反应器存在的氧利用率低、能耗大等缺陷而开发出来的一种新型污水处理工艺，该工艺采用透气性膜对生物反应器进行无泡充氧，可以大大提高氧利用率和降低能耗［1-3］.在MABR中，当采用的透气膜组件的比表面积较大时，不仅可以起到很好的曝气效果，同时也为微生物的附着提供了良好的载体，因此透气膜表面能迅速形成生物膜(membrane aerated biofilm，MAB)［4］.与传统生物膜中的基质扩散不同，在MABR中，由于透气膜的双重作用，氧将于生物膜的内侧(靠近载体即透气膜)向外侧(靠近混合液)扩散，而有机底物将由生物膜的外侧向内侧扩散，如能妥善控制供氧量，生物膜内可同时形成高氧低碳和低氧高碳区域［5］，因而有利于硝化菌与反硝化菌的共存，使得MABR不仅能够有效去除有机物和氨氮，而且还可进行反硝化去除硝态氮，达到同步除碳脱氮的目的［6-7］. MABR的供氧量对于同步除碳脱氮有较大的影响，供氧量通过混合液DO质量浓度来间接反应.控制DO可以优化除碳脱氮，提高出水水质.目前，国内外对于MABR的同步除碳脱氮已有较多的研究:Hibiya K等［8］研究了MABR中的同步硝化与反硝化作用;Matsumoto S等［9］通过建立MAB模型考察了MABR同步除碳脱氮的最佳碳氮比及生物膜厚度.其他一些研究者也探讨了MABR同步除碳脱氮的效果［10-11］，但 DO对MABR同步除碳脱氮的影响尚未得到系统研究.为此，本文采用聚丙烯中空纤维膜MABR，考察了混合液DO对模拟废水同步除碳脱氮的影响，以期获得最佳DO值.1 实验1.1 实验装置实验装置如图1所示.人工配制的模拟生活污水贮存在高位水箱1中，依靠重力自流到平衡水箱2，由浮球阀4控制其液位.平衡水箱中的原水经虹吸进入MABR反应器3.反应器有效容积8 L，水力停留时间8 h，内置中空纤维膜组件6进行曝气充氧.气源为高压氧气瓶7提供质量分数为99.9%的氧气，经过减压阀8后输送给膜组件.采用气体流量计9控制曝气量，同时调节膜腔内气压，气压值由气压表10计量.MABR混合液DO质量浓度采用DO仪13同步监测.为使进水混合均匀，同时强化混合液中DO的均匀分布，在反应器底部放置潜水泵5强化混合液流动搅拌.反应器内的混合液由恒流泵11抽吸至沉淀槽12，沉淀后溢流排出.图1 实验装置1.2 实验材料实验用的膜材料为亲水性聚丙烯中空纤维膜(PP)，膜丝内径约0.36 mm，外径0.40 mm，膜孔径为0.1～0.2 μm，开孔率40%～50%，膜面积为0.1 m2.实验原水为人工配水，由葡萄糖、淀粉、蛋白胨、氯化铵、磷酸氢二钾、氯化钙、氯化铁及硫酸镁配制而成，并加入碳酸氢钠调节pH值.配置的原水 COD约为370 mg/L，TN质量分数约为36 mg/L-N质量分数约为34 mg/L，pH值为7.0～7.5.实验用的污泥取自深圳市某污水处理厂脱水机房，并利用SBR反应器驯化.1.3 检测方法COD采用重铬酸钾快速密闭消解法测定，-N采用纳氏试剂分光光度法测定，TN 采用碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定，-N采用N-(1-萘基)-乙二铵光度法测定-N采用紫外分光光度法测定.DO采用便携式DO仪测定，SS采用哈希DR-890型快速检测分光光度计测定.1.4 实验过程MABR启动时，采用间歇运行方式进行挂膜，先按3 000 mg/L的污泥量向反应器内投加驯化后的污泥，并加入一定量的人工配水，使反应器内的初始COD为300～500 mg/L.开启潜水泵搅拌混合，24 h后停止搅拌，静沉后将上清液排空，重新加入人工配水重复上述过程，2 d后观察到反应器内的大部分污泥已附着在膜组件上，混合液中的污泥含量较低(SS质量浓度＜100 mg/L)，于是开始连续进水.整个挂膜过程，混合液DO质量浓度控制在4 mg/L左右.MABR连续运行时，保持混合液DO质量浓度为4 mg/L，运行一段时间，待其对污染物的去除趋于稳定后，开始考察DO质量浓度分别为(4±0.2)mg/L、(2±0.2)mg/L、(0.5± 0.2)mg/L和(0.1±0.1)mg/L时，MABR对污染物的去除效果.整个实验期间，膜表面COD及TN负荷分别控制在3.7 g·m2·h-1(以COD计)和0.36 g·m2·h-1(以TN计)左右，反应器稳定运行80 d，对于不同的DO条件，各运行20 d.1.5 膜腔内气压的变化MABR混合液DO含量的变化可通过调节膜腔内气压的大小来实现［12-13］;对于同一DO条件，亦可通过调节膜腔内气压的大小使得混合液DO质量浓度维持在相对稳定的状态.本实验过程中，随着运行时间的延长，反应器内生物量逐渐增加(系统不排泥)，为使混合液DO质量浓度在连续20 d的时间内维持在相对恒定的状态，需要相应地提高膜腔内气压.不同DO条件下的膜腔内气压值见表1.表1 不同DO条件下的膜腔内气压?2 结果与讨论2.1 DO质量浓度对COD去除效果的影响不同DO条件下，MABR对COD的去除效果如图2所示.可以看出，当混合液DO质量浓度分别为4 mg/L和2 mg/L左右时，MABR对于COD具有非常好的去除效果，出水COD分别维持在25 mg/L和40 mg/L左右，去除率分别为93.4%和88.8%;当混合液DO质量浓度降至0.5 mg/L时，COD去除效果下降，出水COD平均为76.4 mg/L，去除率约为80%;当DO质量浓度降至0.1 mg/L时，MABR出水COD迅速上升，质量浓度为150 mg/L左右，去除率降低至60%. 图2 DO质量浓度对COD去除的影响可见，混合液DO质量浓度为0.5 mg/L时，MABR对COD去除已经达到较好的效果，提高DO质量浓度可以相应提高COD去除率，但经济性欠佳，DO质量浓度分别提高到2 mg/L和4 mg/L时，COD去除率仅分别提高了8.8%和13.4%;而传统活性污泥法或生物膜法工艺中，混合液的DO质量浓度一般需控制在2 mg/L以上才能对COD有较好的去除效果［14-16］.其差别主要在于供氧方式的不同.对于MABR，当混合液DO质量浓度高于0.5 mg/L时，混合液SS质量浓度均低于100 mg/L，此时微生物大部分附着于膜丝表面，形成生物膜;而当混合液DO质量浓度在0.1 mg/L左右时，虽然混合液SS含量有所增加，但由于混合液中DO质量浓度较低，此时混合液中的活性污泥对污染物的去除作用仍然有限.因此，MABR中污染物的去除主要依靠附着在透气膜上的生物膜，氧从生物膜的内侧(靠近透气膜一侧)向外侧(靠近混合液一侧)传递，尽管混合液中DO质量浓度较低，但生长在生物膜中间层的异养氧化菌仍可获得较充足的氧进行异养氧化反应，因此COD去除效果较好;而在传统活性污泥法或生物膜法工艺中，氧是由菌胶团或生物膜的外侧(靠近混合液一侧)向内侧传递的，混合液DO质量浓度需控制在较高的水平，才能使异养氧化菌获得充足的氧来完成COD的降解.2.2 DO质量浓度对－N去除效果的影响不同DO质量浓度下，MABR对-N的去除效果如图3所示.由图3可知，不同DO条件下，MABR对-N的去除规律与对COD的去除规律类似，出水-N质量浓度随DO质量浓度的降低而增加.当混合液DO质量浓度为4 mg/L和2 mg/L左右时，出水-N质量浓度分别维持在1.0 mg/L和1.8 mg/L左右，去除率达到97.1%和94.5%;当混合液DO质量浓度降至0.5 mg/L时，出水-N质量浓度增加至4.7 mg/L，平均去除率降低到86.4%;当DO质量浓度进一步降至 0.1 mg/L时，出水-N质量浓度迅速升高至14.5 mg/L，平均去除率仅为57.4%.-N的去除主要依靠硝化细菌完成.在MABR中，氧和有机底物沿着相反的方向向生物膜扩散，生物膜内侧靠近氧源、远离主体料液，因而形成了高氧低碳环境，好氧自养型的硝化细菌容易在内侧生长繁殖.当混合液DO质量浓度在0.5 mg/L左右时，尽管生物膜外侧处于低氧的环境，但生长在内侧靠近氧源的硝化细菌仍可获得较充足的氧进行硝化反应，因此-N的去除率较高.当DO质量浓度降低至0.1 mg/L时，由于混合液处于厌氧状态，外层生物膜极易脱落，使得有机底物容易渗透至生物膜内层，较高的有机物含量将抑制硝化细菌的生长，因此-N的去除率下降.图3 DO质量分数对－N去除的影响2.3 DO质量浓度对TN去除效果的影响不同DO条件下，MABR对TN的去除效果如图4所示.可以看出，在不同的DO质量浓度下，MABR出水TN质量浓度出现了较大的波动.当混合液DO质量浓度为4 mg/L时，MABR对TN的去除甚微，去除率仅有10%左右;将DO质量浓度降至2 mg/L，TN的去除率升高到24%，出水TN质量浓度仍较高，平均约为26 mg/L;当DO质量浓度降至0.5 mg/L时，MABR对TN的去除效果明显，平均去除率为66.5%，出水TN质量浓度仅为12 mg/L左右;当DO质量浓度为0.1 mg/L时，出水TN质量浓度又升至19 mg/L，去除率降至46.8%.图4 DO质量浓度对TN去除的影响MABR中，TN的去除是同步硝化与反硝化的结果，由于硝化作用是在好氧条件下完成，反硝化作用在缺氧条件下完成，因此，DO质量浓度对于TN的去除影响很大.对不同DO质量浓度下出水中TN的各组分进行分析，可得表2所示结果(表中各形态N质量浓度均为试验期间的平均值).由表2可知，在不同的DO条件下，MABR出水TN中各种形态氮的含量存在较大的差别.当DO质量浓度为4 mg/L和2 mg/L时，出水中氮以-N为主，同时含有少量的 -N和-N，此时反应器硝化作用较强，但反硝化环境不易形成，TN的去除效果不佳.当DO质量浓度降至0.5 mg/L时，生物膜外层处于低氧环境，反硝化菌的数量开始增多，反硝化作用增强，此时反应器仍有较强的硝化作用(出水-N 质量浓度低)，因此TN去除效果好.当DO质量浓度为0.1 mg/L时，出水中-N质量浓度非常低，反硝化作用较彻底，但硝化作用逐渐减弱(出水-N浓度升高)，对TN的去除效果变差.表2 原水和不同DO质量浓度下MABR出水中各形态氮的含量 mg/L?在参考了表2所示的结果及文献［7，9］中关于MABR生物膜的分层和基质分布的阐述的基础上，示意了本实验中不同 DO质量浓度下，MABR生物膜的分层及基质的分布情况.如图5所示，在不同DO条件下，MABR生物膜上基质分布规律基本一致，DO及-N质量浓度均由生物膜内侧向外侧逐渐降低，而COD和-N的质量浓度由生物膜外侧向内侧逐渐降低.但由于DO含量的变化，导致生物膜上的分层现象及污染物的含量有所差别.当混合液DO质量浓度为4 mg/L和2 mg/L 左右时，生物膜外侧的DO质量浓度已达到较高值，COD在生物膜外侧得到了有效的去除，从而在生物膜内侧形成了较大区域的高氧低碳环境，有利于硝化菌的生存，因此反应器对COD和-N有很好的去除效果.但由于缺氧区及厌氧区的缺乏，难以实现反硝化作用，此时TN的去除主要依靠微生物的同化作用，效果不佳.图5 不同DO条件下生物膜及基质的分布当混合液中DO质量浓度降至0.5 mg/L时，生物膜外侧的DO降低，使异养氧化层向生物膜内侧靠近，硝化层有所压缩，导致出水的-N含量略有上升.但由于生物膜外侧缺氧区域的存在，同时在该区域存在较高的COD和由生物膜内侧扩散至此的-N，有利于进行反硝化作用.因此，此时MABR虽然对COD和-N的去除效果略有下降，但对TN的去除率显著上升.当混合液中DO质量浓度降至0.1 mg/L时，生物膜外侧的缺氧厌氧区域进一步加大，异养氧化层逐渐向生物膜内侧迁移，硝化层进一步压缩，导致COD和-N的去除效果显著下降.生物膜外侧的缺氧厌氧区域的增加，使反应器能达到很好的反硝化效果，出水TN中以-N为主.2.4 DO质量浓度对出水SS含量的影响图6显示的是不同DO条件下，MABR出水SS含量的变化情况.图6 不同DO条件下出水SS质量浓度的变化从图6中可看出，当混合液DO质量浓度分别为4 mg/L和2 mg/L时，MABR出水SS质量浓度均较低，沉淀前维持在35 mg/L左右，经过沉淀后，出水SS质量浓度降到5 mg/L左右.将DO质量浓度降至0.5 mg/L时，出水SS含量有所升高，沉淀前平均为 84 mg/L左右，沉淀后约为14 mg/L.当DO质量浓度将至0.1 mg/L时，出水SS含量急剧上升，沉淀前最高达到了781 mg/L，沉淀后达107 mg/L.通过观察发现，在DO质量浓度为0.1 mg/L的20 d的运行时间内，附着在膜组件上的污泥量明显比前60 d少，混合液较浑浊，这主要是由于厌氧状态下，外层生物膜逐渐脱落至混合液中，造成了出水SS含量偏高、附着在膜组件上的污泥量减少，同时也导致污染物的去除效果下降.3 结论1)通过考察不同DO质量浓度下MABR对模拟生活污水的处理效果，确定了较优的DO条件，以达到同步除碳脱氮的效果.当混合液DO质量浓度高于2 mg/L时，MABR对COD和具有很好的去除效果，COD和-N去除率分别高于88.8%和94.5%，但对于TN的去除效果较差，去除率低于24%.2)当混合液DO质量浓度为0.5mg/L左右时，MABR具有很好的同步除碳脱氮效果，COD、-N和TN的去除率分别为80%、86.4%和66.5%.3)当混合液DO质量浓度降为0.1 mg/L左右时，MABR对COD、-N及TN的去除率均降低，分别为60%、57.4%和46.8%，此时出水SS含量大幅度上升，水质逐渐恶化.参考文献:［1］ PANKHANIA M，STEPHENSON T.Hollow fibre bioreactor for wastewater treatment using bubbleless membrane aeration［J］.Water Res，1994，28(10):2233 -2236.［2］ COTE P L，BERSILLON J L，HUYARD A.Bubblefree aeration using membranes:Process analysis［J］. Wat Pollut Control，1988，60(11):1986-1992.［3］ BRINDLE K，STEPHENSON T，SEMMENS M J.Pilotplanttreatmentofa high strength brewery wastewater using a membrane aeration bioreactor ［J］. Water Environ Res，1999，71(6):1197-1204.［4］ COLE A C，SHANAHAN J W，SEMMENS M J，et al.Preliminary studies on the microbial community structure of membrane-aerated biofilms treating municipal wastewater［J］.Desalination，2002，146(1/2/ 3):421-426.［5］ SEMMENS M J，DAHM K，SHANAHAN J，et al. COD and nitrogen removal by biofilms growing on gas permeable membranes［J］.Water Res，2003，37 (18):4343-4350.［6］汪舒怡，汪诚文，黄霞.用于废水处理的膜曝气生物反应器［J］.环境污染治理技术与设备，2006，7 (6):131-137.［7］ SATOH H，ONO H，RULIN B，et al.Macroscale and microscale analyses of nitrification and denitrification in biofilms attached onmembrane aerated biofilm reactors［J］.Water Res，2004，38(6):1633-1641.［8］ HIBIYA K，TERADA A，TSUNEDA S，et al.Simultaneous nitrification and denitrification by controlling vertical and horizontal microenvironment in a membrane aerated biofilm reactor［J］.Journal of Biotechnology，2003，100(1):23-32.［9］ MATSUMOTO S，TERADA A，TSUNEDA S.Modeling of membrane-aerated biofilm:effects of C/N ratio，biofilm thickness and surface loading of oxygen on feasibility of simultaneous nitrification and denitrification ［J］.Biochemical Engineering Journal，2007，37 (1):98-107.［10］汪舒怡，汪诚文，梁鹏，等.膜曝气生物反应器除碳脱氮特性研究［J］.中国给水排水，2007，23 (9):40-43，52.［11］ TERADA A，HIBIYA K，NAGAI J，et al.Nitrogen removal characteristics and biofilm analysis of a membrane-aerated biofilm reactorapplicable to highstrength nitrogenous wastewater treatment［J］.J Biosci Bioeng，2003，95(2):170-178.［12］ TERADA A，YAMAMOTO T，IGARASHI R，et al. Feasibility of a membrane-aerated biofilm reactor to achieve controllable nitrification ［J］.Biochemical Engineering Journal，2006，28(2):123-130.［13］ GONG Z，YANG F L，LIU S T，et al.Feasibility of a membrane-aerated biofilm reactor to achieve singlestage autotrophic nitrogen removal based on Anammox［J］.Chemosphere，2007，69(5):776-784. ［14］霍国友，花勇刚.溶解氧对CASS工艺影响的研究［J］.山西建筑，2009，35(10):188-189.［15］章志元，张莉，刘新，等.活性污泥培养初期溶解氧的控制［J］.环境工程，2008，26(S1):163-164.［16］孙剑辉，闫怡新，徐文刚.循环式活性污泥法(CAST)的设计要点［J］.中国给水排水，2003，19(1):89-91.。
D0对附积床同步硝化反硝化及微生物菌群的影响研究的开题报告
D0对附积床同步硝化反硝化及微生物菌群的影响研究的开题报告一、研究背景和意义人类活动导致了水循环系统中的氮同步循环中大量的氮转化，这些氮转化包括氨化、硝化、反硝化等，这些过程导致水体中的氨氮、硝酸盐等含氮化合物浓度的增加。
这些化合物会对水生态系统造成严重污染，例如水华、缺氧等现象。
因此，加强对氮循环过程的研究，探究影响氮循环的因素，对水体生态系统的管理和保护具有重要意义。
目前，附积床已经广泛应用于城市污水处理和废水处理领域。
附积床技术不仅处理能力大，而且具有工艺简单、运行成本低廉等特点，受到了广泛关注和应用。
在附积床中存在着微生物菌群，这些微生物对于氮循环过程中的硝化反硝化过程起到了重要的作用。
因此，探究附积床对于水体氮同步循环的影响以及微生物菌群的影响，可以为废水处理技术的优化提供参考。
二、研究内容和方法本研究主要内容是探究附积床对于水体氮同步循环和微生物菌群的影响。
具体而言，研究内容包括：1.附积床对于硝化反硝化同步循环的影响研究。
2.不同条件下微生物菌群的变化研究。
3.附积床运行稳定性的研究。
在研究方法方面，本研究采用实验室模拟法，通过搭建实验室实验系统，研究不同条件下附积床的氮同步循环过程，并分析微生物的菌群结构。
具体操作步骤包括：1.搭建实验室小型附积床反应器。
2.在反应器中加入模拟污染水样品。
3.调节不同的处理条件。
4.对反应器中的氨氮、硝酸盐等含氮化合物进行监测。
5.提取反应器中微生物DNA进行PCR扩增，构建微生物菌群丰度数据矩阵。
6.基于不同处理条件下得到的数据，分析附积床的氮循环过程和微生物菌群结构的变化。
三、预期研究结果和意义本研究预计得到以下结果：1.得到附积床处理含氮污染物的效率结果，并分析不同处理条件下的附积床处理效率差异；2.分析不同处理条件下微生物菌群结构的变化规律；3.探究附积床处理含氮污染物的机理，为废水处理技术的优化提供参考。
四、研究进度安排和预算第1年：搭建实验系统，进行基础数据的收集和分析。
DO和HRT对MBR同步硝化反硝化影响研究_李绍峰
第 6期
李绍峰 , 等 : DO 和 HRT 对 M BR 同步硝化反硝化影 响研究
889
有当 DO 在 0 6~ 0 8 m g /L 时 , 才有较好的 TN 去 除率, 这是因为在这个阶段的溶解氧不但可以满 足硝化反应所需的溶解氧, 而且不会穿透污泥絮 体内部 , 可以在污泥絮体内部形成厌氧区 , 以满足 反硝化反应进行的需要.
收稿日期 : 2005- 08- 26. 基金项目 : 教育部春晖计划 科研合 作项目 ( Z2005 - 2 - 15004 ); 广东省自然科学基金资 助项目 ( 04300420) ; 深圳市科 技局资助项目 ( 03K JD 036) . 作者简介 : 李绍峰 ( 1972 黄君礼 ( 1938 ) , 男 , 博士 , 副教授 ; ) , 男 , 教授 , 博士生导师 .
4 片, 制造商: 杭州凯宏膜技术有限公司;
生物反应器为不锈钢材质 , 总有效容积 35 L.
图 1 试验装置示意图
1 2 试验配水 本试验采用人工配水 , 由淀粉、 葡萄糖、 蛋白 胨、 氯化铵、 磷酸氢二钾、 氯化钙、 硫酸美、 氯化铁 配制而成, 并加入碳酸氢钠调节 pH, COD 为 250 ~ 300 mg /L, NH 3 - N 为 10~ 20 m g /L.
摘
要 : 通过连续 运行 M BR 研究了 DO 和 HRT 对 同步硝化 反硝化的影 响 , 同 时对好氧反 应器中实 现 SN D 1 , M LSS 为 3500 mg /L, HRT 为 8 5h
的机理进行了探讨 . 试验结果表明 : COD 在 250 mg /L 左右 , C /N 为 10
2 结果及分析
2 1 DO 对 M BR 中同步硝化反硝化的影响 试验 控 制 COD 在 250 m g /L 左 右 , C /N 为 10 1 , 污泥质量浓度为 3500 m g /L, HRT 为 8 5 h , 通过溶解氧控制仪控制 DO 在 0 3~ 2 0m g /L, 在 此条件下考察 DO 对同步硝化反硝化的影响. 图 2 为溶解氧浓度对 COD 去除的影响. 从图 2 中可以 看出当溶解氧在 1 0 m g /L 和 1 . 8 m g /L 时, COD 有很好 的去除效果 , 出水的 COD 在 10 m g /L 以 下 , 去除率在 98 % 以上, 与 DO = 0 6 ~ 0 8 m g /L
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 lms[J].Water Sci Technol,1996,32(8):235 242.[12] Robertson L A,Kuenen J G.Thiosphae ra pantotro pha gen.nov.sp.nov.,a facultative autotrophic sul phur bacterium[J].J GenM ic robiol,1983,129(8):2847 2855.[13] Huang H,Tseng S K.Nitrate reduc tion by Cit robacte r dive rsus underaerobic envi ronment[J].Appl Microbiol Biotechnol,2001,55(1):90 94.[14] 王景峰,王暄,季民,等.聚糖菌颗粒污泥基于胞内储存物质的同步硝化反硝化[J].环境科学,2006,27(3):473 477. [15] Loosdrec ht M C,Pot M A,Heijnen J J.Importance of bacterials torage polymers in bioprocesses[J].Water Sci Technol,1997,35(1):41 47.∃环境科学%编辑部关于启用编辑信息管理系统的公告∃环境科学%编辑部已经开通本刊网站并启用编辑信息管理系统(网站地址:http: ).该系统能实现在线投稿、在线审稿、期刊浏览检索等功能,欢迎广大作者、读者和审稿专家使用.目前我刊所有来稿都通过网站编辑信息管理系统进行.作者使用编辑信息管理系统投稿时请先进行注册,注册完毕后以作者身份登录,按照页面上给出的提示投稿即可.如果您在使用过程中有问题,请及时与我刊编辑部联系.邮政地址:北京市海淀区双清路18号∃环境科学%编辑部邮 编:100085电 话:010 ********,010 ********传 真:010 ********E mail:hjkx@网 址:808环 境 科 学30卷。
MBR中DO对同步硝化反硝化的影响_邹联沛
MBR 中DO 对同步硝化反硝化的影响邹联沛, 张立秋, 王宝贞, 王 琳(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江哈尔滨150090)摘 要: 膜生物反应器(MBR)中,在DO 为1mg/L 左右,MLSS 为8000~9000mg/L,温度为24 ,进水pH 值为7.2,COD 、NH 3-N 分别为523~700mg/L 和17.24~24mg/L 的相对稳定条件下,对COD 、NH 3-N 、TN 的去除率分别为96%、95%、92%。
详细分析了在控制DO 的条件下,MBR 发生同步硝化、反硝化的原因,并提出了在单级好氧反应器中控制DO 可发生短程硝化 反硝化生物脱氮的机制。
关键词: 膜生物反应器; 同步硝化反硝化; 短程硝化 反硝化生物脱氮中图分类号:X703 文献标识码:A 文章编号:1000-4602(2001)06-0010-05Effect of DO on Simultaneous Nitrification and Denitrification in MBRZOU Lian pei, ZHANG Li qiu, WANG Bao zhen, WANG Lin(School o f Municipal &Environmental Engineering,Harbin Institute o f Technology ,Harbin 150090,China)Abstract: In the membrane bioreactor,under the rela tive stable conditions of DO 1mg/L,MLSS 8000~9000mg/L,temperature 24 ,influent pH 7.2,COD 523~700mg/L and NH 4+17.24~24mg/L,96%,95%,and 92%are achieved respectively for the removal of COD ,NH 4+,and TN .The reason of simul taneous nitrification and denitrification occurring in MBR under controlled DO is described in details.The mechanism that shortcut nitrification and denitrification may occur under controlled DO in a single -stage aer obic reactor is also presented.Keywords: membrane bioreactor; simultaneous nitrification and denitrification; shortcut nitrifica tion/denitrification基金项目: 九五 国家科技攻关课题(96-909-01-02-04)膜生物反应器是由膜组件和生物反应器两部分组成,由于膜具有分离截留作用,所以可使污泥被完全地截留在反应器中而维持很高的污泥浓度,DO 是影响同步硝化、反硝化的一个限制条件,硝化是在好氧下发生的,而反硝化是在缺氧或厌氧条件下发生的,但在对DO 实行控制的条件下,可同时在污泥颗粒的不同部位形成好氧区和缺氧区,这样便具有了同步硝化反硝化的条件。
不同水力停留时间对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响
２ 结 果 及 讨 论
２ １ ＨＲＴ对 Ｃ ． ＯＤ 去 除 率 的 影 响
于碳 源 的传 递却 是不 利 的 ， 源 无法 传 到 污泥 内部 ， 碳 不能为反硝 化提供碳 源 ， 从而 限制 反硝化 的进行 。
Ｒ ３中 反 硝 化 不 完 全 是 出 水 Ｔ 偏 高 的 主 要 原 Ｎ
中 圈分 类 号 ： Ｔ ９ ３ ３ ； ７ ３ １ ［ Ｕ ９ ． ］ Ｘ ０ ．
文 献 标 识 码 ： Ｂ
文 章 编 号 ：０８— ７ ７ ２０ ） ２—０ ５ ０ １０ ３ ０ （０ ８ ０ ０ ３— ３
同步硝化反硝化 与很 多因素有关 ， 如污泥
浓 度 ， 泥 絮 体 结 构 、 小 、 实 度 以及 Ｄ 、 ／ 污 大 密 Ｏ Ｃ Ｎ、
同 步 硝 化 反 硝 化 效 果 在 增 加 。在 Ｃ Ｄ Ｔ Ｏ ／ Ｎ为 ８～１ ， Ｏ 容 积 负荷 为 ３ ３ ｓ （ ・ ） Ｈ Ｔ为 ２ ５ｈ Ｓ Ｔ为 ４ ， ０Ｃ Ｄ ．６ｋ／ ｍ ｄ ， Ｒ ． ，Ｒ ５ｄＤＯ为 ０ ２～０ ． ． ３ｍ ／ ，Ｈ 为 ７０— ． ｇＬｐ ． ８ ０时 ， Ｏ Ｃ Ｄ的 去 除 率 达 到 ９ ．％ ， 化 率 达 到 ９ ． ％ ， 步 硝 化 反 硝 化 率 为 ５ ． ％ 。 提 示 徽 环 境 理论 是 低 氧 ６３ 硝 １７ 同 ６７ 条 件 下 发 生 同 步 硝 化 反 硝 化 的原 因 。 关 ■ 词 ： 生 物 反 应 器 ； 力 停 留时 间 ； 步 硝 化 反 硝 化 膜 水 同
张 楠
ｚＨＡＮＧ ｎ Ｎａ
（ 浙江 大 学 建 筑 设 计 研 究 院 ， 江 杭 州 ３０ ２ ） 浙 １０ ７
擒
要 ： 究 了 不 同 水 力 停 留 时 间 对 于 膜 生 物 反 应器 中 同步 硝 化 反 硝 化 效 果 的 影 响 。结 果 表 明 ， 着 水 力 停 留时 间 的 减 少 ， 研 随
膜生物反应器中同步硝化反硝化作用的研究
膜生物反应器中同步硝化反硝化作用的研究
陈伟;宁平;许国强
【期刊名称】《市政技术》
【年(卷),期】2006(024)004
【摘要】该实验采用的一体式膜生物反应器,主要是用活性污泥生物反应器与中空纤维膜组件相结合,处理生活污水.实验中研究了环境因素(HRT、温度、DO、pH 值)对膜生物反应器同步硝化反硝化的影响.结果表明:温度、pH值对膜生物反应器中,同步硝化反硝化的影响不大,而DO值和HRT的影响较为明显;当水力停留时间足够长的时候,HRT对膜生物反应器中,同步硝化反硝化作用的影响不大,同时pH值和温度无影响,DO值则是影响的关键因素.在进水pH值为7.0～8.5,反应器中的温度为7～13℃,HRT为6 h,DO为1.5 mg/L时,系统对NH3-N和TN的去除率分别达96%和97%,达到了同步硝化反硝化反应的最佳条件.
【总页数】4页(P224-227)
【作者】陈伟;宁平;许国强
【作者单位】昆明理工大学,环境科学与工程学院,云南,昆明,650093;昆明理工大学,环境科学与工程学院,云南,昆明,650093;湖南有色金属研究院,湖南,长沙,410015【正文语种】中文
【中图分类】O6
【相关文献】
1.不同水力停留时间对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响 [J], 张楠
2.低氧条件下膜生物反应器中同步硝化反硝化研究 [J], 张楠
3.DO对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响 [J], 陈超;徐国勋;曾林慧;吴晓坤
4.膜生物反应器中同步硝化反硝化动力学模型 [J], 蒋胜韬;王三秀
5.填料型膜生物反应器中同步硝化反硝化的研究 [J], 王仲旭;汤兵;郑艳芬
因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
温度和DO对MBBR系统硝化和反硝化的影响
China Environmental Science
温度和 DO 对 MBBR 系统硝化和反硝化的影响
魏小涵,毕学军,尹志轩*,周小琳,徐晨璐,葛文杰 (青岛理工大学环境与市政工程学院,山东 青岛 266033)
摘要：在缺氧/好氧/好氧串联运行的移动床生物膜反应器(MBBR)系统中考察了程氮素
菌群数量和群落结构的改变:当好氧反应器的 DO 水平下降时,硝化功能细菌的 OTUs 比例显著降低,尤其是异养硝化细菌的生长受到了严重的抑制;而
温度的变化对反硝化细菌的影响主要体现在群落结构的变化.
关键词：移动床生物膜反应器；温度；溶解氧；硝化/反硝化；脱氮功能菌群结构
中图分类号：X703.1
文献标识码：A
去除的影响,并通过高通量测序技术探究温度和 DO 的变化造成的 MBBR 系统中脱氮功能菌群结构的差异,从而在微观水平解释硝化和反硝化受温度
和 DO 影响的生物学机理.结果表明,系统温度的升高可以同时强化生物膜硝化和反硝化过程,且好氧反应器中 DO 水平的提高对硝化过程有利,从而提 高系统的脱氮效果.本研究中,在系统连续运行阶段,当系统温度和好氧 O1 反应器的 DO 浓度为本研究范围内的最高水平时(即温度=20~22oC、 DO=5~8mg O2/L),比硝化负荷可达 1.60g NH4+-N/(m2·d)以上,而相同温度范围内比反硝化负荷可高达 2.84g NO3--N/(m2·d),从而使 MBBR 系统在该工况 条件下获得了最佳的 NH4+-N 和 TN 去除率(分别达到了 98.7%和 85.7%).温度和 DO 影响硝化和反硝化的根本原因是温度和 DO 变化引起了脱氮功能
文章编号：1000-6923(2019)02-0612-07
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
上海理工大学学报第31卷 第6期J.University of Shanghai for Science and TechnologyVol.31 No.6 2009文章编号:1007-6735(2009)06-0581-04收稿日期:2008-06-11作者简介:陈 超(1986-),女,硕士研究生. E -ma il:chenchao 778899@DO 对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响陈 超, 徐国勋, 曾林慧, 吴晓坤(上海理工大学环境与建筑学院,上海 200093)摘要:采用人工配制的生活污水作为原水,考察了在膜生物反应器(MBR)中不同溶解氧(DO)对于同步硝化反硝化效果的影响.结果表明,将试验条件控制在T N 容积负荷为0.35kg N/(m 3 d)、H RT 为6h 、SRT 为30d 、pH 为7~8、温度为25~28 、C/N 为9时:在反应器DO 的质量浓度为0.6mg /L 条件下,可获得62.5%的N H +4-N 去除率、91.1%的反硝化率和58.3%的SND 率;在反应器DO 的质量浓度为1.0mg/L 条件下,可获得90.8%的NH +4-N 去除率、90.4%的反硝化率和82.5%的SND 率;在反应器DO 的质量浓度为1.4m g/L 时,可获得93.3%的NH +4-N 去除率、77.0%的反硝化率和72.1%的SND 率.关键词:膜生物反应器;DO;硝化;反硝化;同步硝化反硝化中图分类号:X 502 文献标志码:AInfluence of dissolved oxygen on simultaneous nitrificationand denitrification in membrane bioreactorCH EN Chao, XU Guo -xun, ZENG Lin -hui, WU Xiao -kun(College of En viron m en t and Archit ectu re,Un iversit y of Shan ghai f orScience an d Techn ology ,Shan ghai 200093,China )Abstract:Th e m an -made do mestic wastewater was used as raw water to investigate the effects o f d iffer -ent amo unt of diss olved o xygen on th e simultaneous nitrificatio n and denitrification (SND)in the m em -brane bio reactor.The res ult sh ows that under the experiment conditions of volum etric lo ading 0.35kgN /(m 3 d ),hyd raulic retentio n tim e (HRT)6h,sludge retention time (SRT)90d ,p H valu e 7~8,tem -perature 25~28 ,carbon/nitrogen (C/N)9,fo r DO of 0.6mg/L in the bio reactor,remo val rates of N H +4-N,d enitrificatio n,SND are 62.5%,91.1%and 58.3%,resp ectively;for DO of 1.0mg/L in thebioreacto r,tho se are 90.8%,90.4%and 82.5%,respectively;and fo r DO of 1.4mg/L in the bio reactor,thos e are 93.3%,77.0%and 72.1%,resp ectively.These effects can b e explained through the anoxic m-i cro -environment exis ting in the m icro bio logic floc.Ke y words:m em br a ne bior eactor ;dissolv ed oxy gen ;n itr ifica tion ;den itr ifica tion ;sim ul-tan eous n itr ifica tion a n d denitr ificat ion 近年来,由于水资源短缺且污水的排放标准日益严格,要求必须对污水进行脱氮的深度处理.传统生物脱氮工艺虽然在污水脱氮方面起到了一定的作用,但仍存在着硝化菌群难以维持较高浓度、反硝化上海理工大学学报2009年第31卷过程需额外投加碳源、加碱中和、动力消耗大等诸多问题.这就需要研究废水处理工艺中的脱氮新思路、新技术及合适的控制条件.同步硝化反硝化(SND)是新型的生物脱氮技术,具有不需额外投加碳源和碱度、节省占地面积、空气用量少等优点[1];同时由于MBR 自身,具有许多有利于实现同步硝化反硝化的环境条件,比如硝化菌不易流失、污泥龄长、污泥浓度高等[2].这就需要通过试验研究确定膜生物反应器内实现同步硝化反硝化的最优工艺参数,并进一步对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响因素进行研究考察,进而为膜生物反应器在脱氮应用中的基本设计提供理论依据.笔者重点研究了在不同溶解氧条件下的同步硝化反硝化的情况.1 试验方法及材料1.1 试验用水根据上海市曲阳水质净化厂的进水水质,将试验进水中的COD 控制在350mg/L 左右,氨氮控制在35mg/L 左右,总氮控制在40mg /L 左右.以葡萄糖(工业级)作为主要碳源;氯化铵(工业级)作为主要氮源(提供NH +4-N),蛋白胨作为辅助氮源(提供有机氮、NO x -N ),磷酸二氢钾作为磷源,硫酸镁、硫酸亚铁、氯化钙等作为微量元素.1.2 工艺流程a.试验工艺流程见图1.进水泵将原水从配水池中送至调节池,而调节池则是通过虹吸作用,由调节池和MBR 反应器间液位差所引起的压力差,将水压入MBR 池内,MBR 池采用一体化淹没式膜组件,蠕动泵将出水从膜组件中抽出.鼓风曝气的曝气量由转子流量计控制,出水由时间继电器控制,间歇出水,采用 运行8m in,停2m in [3]的方式运行.图1 试验工艺流程图Fig.1 Schematic d iagram o f experimental equipmentb.膜生物反应池尺寸为320mm 230mm 670mm,膜组件采用聚偏氟乙烯中空纤维膜,其规格见表1.表1 膜组件规格Tab.1 Specificatio n of memb rane mo dule膜材质尺寸/(mm mm)纤维内径/mm纤维外径/mm膜面积/m 2聚偏氟乙烯50 300.50.81.0c.运行控制条件见表2,为考察溶解氧对试验效果的影响,设置了3组不同的工况,详见表3.表2 试验装置的运行参数Tab.2 Operating d ata of experimental set -up项目取值进水 COD /(mg L-1)350进水 NH +4-N /(mg L-1)35进水 T N /(mg L -1)40温度t /25~28T N 容积负荷V /(kgN m -3 d -1)0.35污泥龄T s /d90表3 3种工况下的试验条件Tab.3 Exp erimental conditio ns o f three processes项目工况DO /(mg L -1)0.6 1.0 1.4C/N 999pH 7~87~87~8t /25~2825~2825~28T N 容积负荷V /(kgN m -3 d -1)0.350.350.35污泥龄T s /d 303030水力停留时间T H /h666污泥质量浓度 s /(g L-1) 6.68.08.61.3 分析项目及测定方法本试验水质所需的分析项目有COD 、NH +4-N 、NO -2-N 、NO -3-N 、TN 、DO 等,采用的分析方法见表4.表4 分析项目及方法Tab.4 Analysis items and methods化验指标名称测试方法使用仪器COD 重铬酸钾法[4]H ach 仪器NH +4-N 纳氏试剂分光光度法[4]722N 型可见分光光度计NO -2-NN-(1-萘基)-乙二胺分光光度法U V757CRT 紫外可见分光光度计NO -3-N 酚二磺酸分光光度法722N 型可见分光光度计T N 过硫酸钾氧化-紫外分光光度法[3]722N 型可见分光光度计DO溶解氧测定仪,现场测定德国WT W 公司oxi315i 溶氧仪582第6期陈 超,等:DO对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响2 试验结果与讨论2.1 对NH+4-N和TN去除率效果的影响对于同步硝化反硝化发生主要存在3种解释:好氧反应器内的微环境、生物膜内部的微环境及新的微生物物种通过未知的生化路径进行脱氮.传统活性污泥法中,曝气主要起供氧和扰动混合的作用.曝气提供的氧被微生物用来降解有机物并合成细胞.反应器中的溶解氧(DO)浓度是重要的运行参数,曝气池中DO偏低,好氧微生物不能正常生长和代谢;DO过高,不仅能耗增加,而且细菌的活力也会降低.一般要求曝气池中DO不低于2 mg/L的水平,但在实践中常常会出现曝气强度过高的情况.对于膜生物反应器中所出现的膜污染问题,研究员通常采用强化曝气的手段,这样却导致系统能耗增加,影响了MBR的经济性.其中一体式MBR 中曝气所需能耗占总能耗的80%以上,而且过大的曝气强度会导致污泥破碎,影响混合液过滤特性,进而加剧膜污染,因此确定适宜的曝气强度,不仅可降低能耗而且还要有利于保持较高的膜通量.因而有必要将DO控制在适当的水平,既不影响微生物的正常生长和有机物的去除,同时又避免过多能耗.尤勇军[5]等通过单因素与正交试验,获得了同步硝化反硝化生物脱氮工艺进行的最佳条件,即将DO的质量浓度控制在0.5~2mg/L.于是在本试验中选取了3个DO参数,分别为0.6,1.0,1.4 mg/L,并最终确定其最优化参数.不同工况中NH+4-N和TN质量浓度 随时间T的变化如图2所示.为了便于试验数据分析和比较,本试验对硝化率、反硝化率、同步硝化反硝化率及影响度自行定义如下.主要是考虑到本试验用配水做的试验,有机氮含量较低.硝化率[(T N进水-NO x-N进水)-(TN出水-NO x-N出水)]/ (T N进水-NO x-N进水)100%(1)反硝化率(T N进水-TN出水)/(TN进水-TN出水+NO x-N出水)100%(2)同步硝化反硝化率(SN D率)(TN进水-TN出水)/T N进水100%(3)其中,同步硝化反硝化率应等同于TN的去除率.从图2可知,在不同的DO条件下,NH+4-N的平均去除率随着DO含量的增加而上升,当DO为1. 4mg/L时去除效果最好,且平均去除率为99%.然而,TN在DO为1.0mg/L时平均去除率最高为82. 5%,之后随DO浓度的上升而去除率明显下降,即反硝化效果明显下降.据此可以推断出,当DO含量增高时,微生物絮体表面氧的穿透能力也会增强,于是便会造成絮体内难以形成缺氧区.此时,生物絮体表面以硝化菌为主,有助于提高NH+4-N的去除率;但与此同时由于DO增高后,异养好氧菌的活性也随之增强,有机物的氧化速率提高,造成反硝化能力因无碳源或碳源不足而下降,使得出水TN的含量升高.因此,从试验效果分析,1.0mg/L是MBR中同步硝化反硝化过程中较为适合的DO值范围.图2 不同工况中NH+4-N和TN质量浓度的变化Fig.2 V ariatio n of NH+4-N and TN among~ processes2.2 DO对同步硝化反硝化效果的影响通过对3种工况下试验数据的整理,得到结果如图3所示(见下页),从中可以看出不同DO条件下,对M BR中各反应速率v的影响程度.从图3可以看出,随着DO的增大,硝化率逐渐增大,反硝化率逐渐降低,SND率先增大后减小.缺583上海理工大学学报2009年第31卷 氧微环境理论能够解释上述规律.当DO的质量浓度过低时(DO为0.6mg/L),生物絮体内微环境倾向于缺氧或厌氧状态.这种微环境会提高系统的缺氧反硝化能力(反硝化率为91.1%),但同时会对生物絮凝体内的硝化菌产生抑制作用,影响了NH4+-N的去除率(硝化率为62.5%),进而会影响TN的去除效果(SND率为58.3%).然而,当DO的质量浓度过高时(DO为1.4mg/L),氧的传递能力增强,使得污泥絮体的内部难以形成缺氧区,此时,生物絮体内的微环境倾向于好氧状态,有利于提高硝化能力,反而降低了好氧反硝化的能力;DO 太高同样也会增加好氧异养菌竞争降解COD的能力,使得缺氧区因无碳源或碳源不足,而导致MBR系统的好氧反硝化能力降低(反硝化率为77.0%),TN 的去除效率也随之降低(SND率为72.1%).只有在DO浓度适中时,膜生物反应器系统硝化率和反硝化率才基本处于平衡状态,此时SND率处于较好的水平.图3 DO对MBR中SND及COD的影响程度Fig.3 Influence degree o f SND andCOD in MBR by DO同时,在图中可以看出DO浓度的上升,对COD 的去除率没有明显的影响.由于本试验并未涉及到对于膜污染及作用的研究,因此没有深入进行讨论.3 结 论a.膜生物反应器中,在DO的质量浓度为1.0 m g/L,C/N为9、TN容积负荷为0.35kgN/(m3 d)、H RT为6h、SRT为30d、pH为7~8、温度为25~28 时,硝化率(90.8%、反硝化率90.4%)基本处于平衡状态,此时SND率处于较好的水平(82.5%).b.当其他操作条件相同时,随着DO的增大,硝化率逐渐上升,反硝化率逐渐下降,SND率先上升后下降,这说明DO的升高有助于提高硝化能力,但由于无碳源或碳源不足,使得反硝化能力下降;在DO较低时SND率受到硝化率的限制,而在DO较高时受到反硝化率的限制,造成SND率发生波动.微生物絮体内的缺氧微环境能够解释上述变化规律.c.微生物絮体内的缺氧微环境在本试验中能够解释膜生物反应器内产生的同步硝化反硝化现象.参考文献:[1] PO CHA N A K,K ELL ER J.Study of factor s affectingfor simultaneo us nitr ificatio n and denitr ificatio n(SN D)[J].W at Sci T ech,1999,39(6):61-68.[2] 邹联沛,张立秋.M BR中DO对同步硝化/反硝化的影响[J].中国给水排水,2001,17(6):10-14.[3] 齐唯,李春杰,何义亮.浸没式膜生物反应器的同步硝化反硝化效应[J].中国给水排水,2003,19(7):7-11. [4] 国家环保局.水和废水监测分析方法[M].第4版.北京:中国环境科学出版社,2002.[5] 尤勇军,沈娟,王艳萍.同步硝化反硝化生物脱氮技术研究[J].同步硝化反硝化治理技术与设备,2006,7(4):128-131.584。