生活污水的好氧反硝化研究

生态环境2006, 15(5): 905-908http://www.jeesci.comEcology and EnvironmentE-mail: editor@jeesci.com生活污水的好氧反硝化研究张智'，杨华仙', 张晓卫”，浦军毅'1.重庆大学城市建设与环境工程学院，重庆400045; 2. 中冶赛迪工程技术股份有限公司，重庆400013摘要:采用强化生物絮凝工艺处理生活污水，试验结果验证了好氧反硝化的存在;好氧反硝化的效率依赖三个因素:溶解氧浓度、絮体大小、有效碳源。低溶解氧质量浓度有利于好氧反硝化脱氮，当ρ(DO)为 0.5 mg L'时，TN去除率达到57.7%。结合理论分析，对好氧反硝化的机理以及影响因素进行了探讨。关键词:氨氮;生活污水;好氧反硝化;溶解氧;碳氮比中图分类号: X703文献标识码: A文章编号: 1672-2175 (2006) 05-0905-04传统的生物脱氮理论认为生物脱氮( biological板焊接制作。流量为4.0m? d',缺氧池、絮凝池、nitrogen removal, BNR )过程由好氧条件下的自养型沉淀池容积: 0.3、 0.25、 0.46 m'，对应的HRT分硝化(autotrophic nitrification) 和缺氧条件下的异别为: 1.8、1.5、2.8 ho水温20~ ~22 C,进水pH=7.6~养型反硝化( heterotrophic denitrification)来共同完9.3(平均为8.2)，絮凝池pH平均为7.3成"，可由NH-N的去除过程来说明2:MLSS=1 800~1900 mg L'，泥龄(SRT)维持在8~NH4*+1.5O2 NO2+H2O+2H+(1)10d。.NO2+0.5O2 NO3(2)NO2 +3H(碳源) 0.5N2+2H2O+OH(3)NO3 +5H(碳源) 0.5N2+2H2O+OH(4)缺强化絮额式(1 )和(2)在好氧条件下进行，而式(3)和(4)在TTT缺氧条件下进行。由式(1)~(4)可知，硝化过程产目流污泥V_ 剩余污晁_生酸，因此消耗水中的碱度，而在反硝化过程中则产生碱度。根据理论计算，每硝硝化1 g NH3-N需图1工艺流程约7.14 g碱度(CaCO3计)，每反硝化1 g NO2-N或Fig. 1 Flow chart of treatmentNO3-N可产生3.57 g碱度。因此对于生物脱氮工艺，若反硝化完全，则每去除1 g NH3-N需投碱约1.2试验水质3.57 g,这就是传统硝化反硝化(NDN)存在的问题3试验用水采用宿舍区生活污水，具体水质指标见表1。好氧反硝化又称同时硝化反硝化(SND)4,是表1 p(9/ p( N对脱氮的影响在有氧条件下发生反硝化。上个世纪人们就清 楚地Tab. 1 Nitrogen removal vs ()/i(N)发现5-7:若溶解氧浓度得到严格控制，可以在同一(P(C)/i(N)-P(COD,)/(mg. 少_ p(NH-N,)/(mg- L ρ(TN,)(mg 少运行条件下发生SND。近年来，好氧反硝化(Aerobic进出η%进denitrification) [8.9也有不少研究和报道。在许多实2.49 182 18 90.11 58.12 36.88 36.65 73.00 50. 5430.77际运行中的好氧硝化池中也常常发现有30%的总3.56 253 2 589.72 59.38 30.35 48.89 71.08 4.72 37.084.58340 31 90.88 59.71 30.08 50.12 74.16 40.61 45.24氮损失0。稻森悠平"等观察到缺氧阶段和好氧阶段2h内TN的明显降低认为发生了好氧反硝化。2试验结果及分析作者采用强化生物絮凝工艺处理某大学生活污水2.1 (C0D)/ ρ(N之比对好氧反硝化的影响过程中，同样发现明显的好氧反硝化现象，并对好从表1中的处理效果看，由于强化絮凝工艺采氧反硝化的机理以及影响因素进行了探讨。用了短水力停留时间(Short HRT),使得硝化反应不1试验条件及方法很彻底，在低ρ(COD)/ ρ(N)(2.49)下,反硝化对碳源1.1试验装置及运行工艺流程见图1。试验一体化装置采用热扎钢(能量)需求难以满足，TN去除不理想(30.77%)，随中国煤化工基金项目:中冶赛迪技术开发合同(CISD2004-15)作者简介:张智(1960-), 男，教授，博士，博导，多年从事水处理技术研究与教学。MHCNMH G收稿日期: 2006-05-09.)06生态环境第15 卷第5期(2006年9月)p(COD)/p(N)的增加，TN去除率的上升趋势明显(见2.3溶解氧对好氧反硝化的影响图2)。溶解氧浓度直接影响到硝化反硝化速率，进而影响脱氮效率。试验中调节絮凝池ρ(DO)分别为80-◆-infuent.0.2、0.5、 0.8、1.3、 1.5、 3.0、 3.6mgL',考察Do对脱氮的影响，结果见图3。5-+-euent40十2(十10 - + removalratio(%)60↑22.533.544.550p(C)p(N)E0图2 TN去除率随 p (C)/ p (0)变化曲线0 0.5 1. 1.52 2.533.5 4Fig.2 TN removal ratio vs CNρ (DO)(mgrL)此外，氨氮的去除大于总氮，而对于完全的图3 TN去除率随D0变化曲线SND,铵氧化速率应大致等于反硝化速率[12]。因为Fig.3 TN removal ratio vs DO自养硝化要比异养代谢慢，所以SND在硝化过程中需要缓慢降解的有机碳源来持续提供给反硝化TN的去除曲线呈现“双峰”状，ρ(D0)=0.5能量。废水中通常是固有缓慢降解的coD,而内部mgL'(低溶氧水平)对应去除率的左峰值点，有机碳储藏聚合体也是另一个缓慢降解的能量源。p(D0)=1.5 mgL" (中溶氧水平)对应去除率的右峰因为PHB的氧化速率较可溶性的碳源要慢，所以值点，其左右峰值几乎等高(57.7%与58.1%)。p(DO)从易生物降解的COD转化到细菌储藏聚合体(例在0.2~1.3范围内，TN去除率先上升后跌落，表如PHB)贮备了溶解性的COD以用作缓慢降解的明好氧反硝化易在低溶解氧条件下取得，当氧浓度底物3。这样p(COD)Vp(N)对好氧反硝化的影响便太低[p(D0)=0.2 mg:L]时，氨的氧化受到抑制，亚不难理解了。硝酸盐及硝酸盐浓度较低，脱氮效率降低5);当p(DO)超过0.5 mgL',污泥充氧剧烈，大颗粒絮体2.2好氧过程中的反硝化为了避免将缺氧段的常规异养反硝化归功于逐渐被打碎，破坏了絮体内部的缺氧(厌氧)微环境，絮凝池的好氧反硝化，试验对絮凝池中氮的不同形使得好氧反硝化受到抑制，从而降低了脱氮速率。态进行了跟踪监测，结果见表2。当p(DO)超过1.3 mgL', TN的去除率迅速上升, .到p(D0)=1.5 mgL"时达到峰值,而后又逐渐衰减，表2絮凝池中氮的变化这表明p(DO)在1.3~3.6 范围内，发生的不再是好Table2 Variation of nitrogen in foculation tankmgL'氧(自养"0)反硝化，而是传统的异养反硝化，因为项目50.12出水减少量去除率%随氧浓度的增加，氧的穿透能力加强，会使菌胶团p(NH-N)35.0015.1230.17p(NO2 N)0.250.230.02内部的部分微环境由厌氧型转变为好氧型，氨氧化p(NO, N)11.7113.49-1.78速率提高，亚硝酸盐及硝酸盐浓度提高，硝化与反11.9613.72-1.76硝化反应趋于平衡，脱氮速率提高;当氧浓度增加)(TN)62.0848.7213.3621.52到一定程度时，反硝化反应受阻，会出现硝酸盐及亚硝酸盐的大量积累，脱氮速率降低。从表2中可以看出，氨氮的减少量15.12 mg:L'试验 采用低曝气量[(D0)=0.5 mgL门]以减少不等于硝态氮的增加量1.76 mgL',表明有13.36能耗，反而取得较好的好氧反硝化效果。国外许多mgL"的氮通过其它途径“消失”掉，实质上氨氮以研究19120也3发现: p(D0)=0.5 mgL",硝化硝态氮作为电子受体直接被氧化成N2而释放到大速率等于反硝化速率，会导致完全的SND发生。气中。可由偶联4反应表示: NH2*+O2- >NO2，2.4絮体大小对好氧反 硝化的影响NH4+ +NO2- +N2+2H2OKlangduenl2为了证明SND是- -种物理现象的若没有好氧反硝化，p(TN)在整个絮凝池曝气假设，做了大量试验考察絮体大小对SND的影响。过程中应基本保持不变(除少量物理吹脱和同化作根本的物理中国煤化工anoxic mass用会引起微量减少外)，p(TN)的明 显降低(减少了fraction)存在YHCN MH G向絮体的传13.36 mg:L' )则说明确实有好氧反硝化发生。递受到限制。典生的系体八为3U ~i10 um,相对张智等:生活污水的好氧反硝化研究907要比Andreadkisl2]测量的10~70 um大。如此巨大用，在活性污泥菌胶团和生物膜内部会存在多种多的絮体尺寸会在絮体内部创造缺氧区(anoxic zone)样的微环境类型。而导致反硝化发生(见图4)。在好氧性微环境中，由于好氧菌的剧烈活动,当耗氧速率高于氧传递速率时，可变成厌氧性微环aerobicDisolved Oxygen Profle境;同样，厌氧性微环境在某些条件下，也能转化inside a floc' aerobieanoxic成好氧性微环境。- 般而论，既使在好氧性微环境占主导地位的活性污泥系统中，也常常同时存在少Oxygen dfusion量的微氧、缺氧、厌氧等状态的微环境。而采用点Large flocSmall floce源性曝气装置或曝气不均匀时，则易出现较大比例的局部缺氧微环境。因此曝气阶段会出现某种程度图4絮体尺寸对好氧缺氧区比率的影响的反硝化，或称同时硝化反硝化的现象。Fig. 4 Influence of floc size on aerobic anoxic zoneratio in schematic activated sludge floc4结论(1)好氧反硝化的最适环境条件为:低溶解氧、国内的观点[23)为: - -般絮体的尺寸在0.15 mm高碳氮比和短泥龄27-28]。异氧硝化(Heterotrophic ni-或生物膜厚度超过0.1 mm的范围已经足够允许在trification)在自然界中对氨的氧化占了很大部分|29)，传统的活性污泥处理系统中形成实际上的反硝化。而异养硝化菌(heterotrophic nitrifiers)相比 自养硝化2.5硝化负荷对好氧反硝化的影响菌(autotrophic nitrifers)通常:增殖更快产量更高、硝化负荷影响氨氮的转化，负荷太高，硝化反需要更低的溶解氧、对酸性环境忍耐性更高8，故应不完全，脱氮效果变差。根据经验，硝化负荷小酸性环境(acidic environment)是 否对好氧反硝化有于NH3-N0.1kgd'(略高于城市污水处理中的氮负利就成为后续深入研究的焦点。荷1240.05 kgd )为宜，当硝化负荷超过NH3-N 0.1(2)反硝化过程中，硝酸盐和亚硝酸盐按照氧的kgdl时，出水p(NH3-N)明显上升，去除率急剧下方式在呼吸作用的电子转移链中(electron transport降，活性污泥结构松散，沉淀池污泥成颗粒状随水chain)用作电子受体，对细菌的代谢作用只有较小带出。的影响8。溶解氧严格控制运行下，污泥沉降性能3机理探讨得到改善(SVI=80)，肉眼便可观察到污泥絮体矾花对于好氧反硝化机理可从生物学、生物化学以增大。及物理学的角度进行探讨。(3)与缺氧反硝化菌相比，好氧反硝化菌具有:(1)生物学角度。80年代好氧反硝化菌的重要发稍低的反硝化速率，在好氧和却氧之间变动的更优现，使得好氧反硝化的解释有了生物学的依据。已越的生态小环境，优先利用特定的有机底物(如甲知的好氧反硝化菌[25]有Pseudomonas Spp,醇)3-31。可以根据其特性控制反应朝有利的方向进Alcaligenes faecalis, Thiosphaera Pantotrophao行(如进水碳氮比不足时，可以投加甲醇，工程上以(2)生物化学角度。好氧反硝化所呈现出的最大p(COD)/p(N)=10为控制上限。特征是好氧阶段总氮的损失。关于硝化作用的生物(4)供氧受到限制或缺少有机碳源的条件下，好化学机制的研究，目前已初步清楚按以下途径进氧反硝化技术有其独特的优点:氨氮和亚硝酸盐分行: NH3氨-HN-NH2联胺-→NH2-OH 羟胺- +N2 氨别作为电子供体和电子受体发生自养脱氮，使曝气气→N2O(HNO)氧化亚氮(硝酰基)-→NO氧化氮能耗和有机碳源需求量大大减少。- +NO2亚硝酸- +NO;硝酸。在这个过在这个过程参考文献:中，至少有三个中间产物N2、N2O和NO能以气体1] 顾夏声.废水生物处理数学模式[M]北京:清华大学出版社,形式产生，甚至有人261发现，好氧条件的反硝化会1993.GU Xiasheng. 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