SBR系统中同时硝化反硝化生物脱氮研究.pdf

图 2 进出水SS 含量 图 1 进出水 CODCr含量 正常时减慢,菌胶团颜色略重 , 有少量黑块 。进出水 水质见图 1、 图 2。 5 结语 对污水中进入航空污水要有高度的认识 ,它的毒 害作用还与 pH、溶解氧、有无其它有毒物质、微生物 的数量 、 种类以及是否经过驯化等因素有着直接关 系,如果缓慢、 逐步地向污水中增加航空污水 ,使微生 物逐渐适应 ,并得到变异 、 驯化 ,有可能承受浓度更高 的航空污水 。 参考文献 1 王洪臣. 城市污水处理厂运行控制与维护管理. 北京 科学出版社, 1997. 11. 2 张自杰, 林荣忱, 金儒霖. 排水工程. 北京 中国建筑工业出版社, 1999. 作者通讯处 闫超 贾宝义 100621 北京首都国际机场股份有限 公司运行保障部污水处理厂 电话 010 64564396 E -mail yanc23 163. com 2004- 08-19 收稿 SBR 系统中同时硝化反硝化生物脱氮研究 张 龙 肖文德 华东理工大学资环学院, 上海 200237 华东理工大学化工学院, 上海 200037 李 伟 孙 璐 华东理工大学化工学院, 上海 200237 摘要 采用单级 SBR 系统处理含有机物和氨氮的模拟污水并研究了单级生物脱氮的主要影响参数。 实验采用葡萄 糖作为碳源、硫酸铵作为氮源, 研究了不同的 C N 和 DO 对同时硝化反硝化作用的影响。 研究结果表明, 当进水 CODCr、NH3-N 浓度分别为 244～ 500 mg L和 45. 4～ 52. 2 mg L、反应条件为DO1. 0～ 3. 0 mg L、CODCr NH3-N 5～ 10 时, 反应器中 CODCr、NH3-N 的去除率分别达到 87. 1～ 91. 0、75. 1～ 94. 7。 根据试验结果, 对同时硝化反硝化过程 的一个代表性周期进行了分析。 关键词 生物脱氮 同时硝化反硝化 SBR 系统 1 引言 经典的水处理理论认为, 生物脱氮工艺由硝化和 反硝化两个过程分别在独立或分隔的构筑物中进行, 硝化过程是氨经亚硝酸盐向硝酸盐的自养型转换 ,反 硝化过程是在厌氧条件下硝酸盐异养转化为氮气。 然而近年的研究表明 ,硝化和反硝化可在同一反应器 中同时发生,国内外有不少实验和报道都证明存在着 同时硝化反硝化现象 Simultaneous Nitrification and Denitrification,SND ,尤其是有氧条件下的反硝化现象 Aerobic Denitrification 确实存在于各种不同的生物处 理系统 ,如生物转盘 [ 1] 、 SBR [ 2] 、氧化沟 [ 3] 等。由于在 同一个反应器中同时完成硝化和反硝化两个过程 ,这 不仅能够节省反应器体积, 缩短反应时间 ,同时无需 酸碱中和, 为生物脱氮新工艺的开发提供了一种新的 思路 。 29 环 境 工 程 2005年 8 月第23 卷第4 期 2 实验部分 2. 1 实验装置 试验所用的 SBR 反应器为有机玻璃加工而成, 内径8 cm, 高 55 cm, 有效容积 2. 5 L 。试验装置见 图1 。 实验用水为人工配制, 由蠕动泵送入反应器, 系 统采用鼓风曝气 ,转子流量计调节曝气量控制 DO 浓 度,空气经气泵和微孔曝气器进入反应器。温控仪和 加热器控制水温 , 反应器温度维持在 25 ～ 27 ℃; pH 7. 6～ 8. 5。 图 1 SND 实验装置图 1原水瓶; 2进水泵; 3SBR 反应器; 4排泥口; 5微孔曝气 器; 6搅拌器; 7温度控制仪; 8溶解氧仪; 9采样口; 10空气 流量计; 11空气泵。 一个完整的工作周期包括进水和排水共0. 5 h, 曝气并配合搅拌7 h , 沉淀0. 5 h, 每个周期持续8 h。 每个周期处理水量1. 28 L 。 2. 2 污泥驯化 接种污泥取自上海长桥污水处理场二沉池和华 理污水泵站 SBR 曝气池中的活性污泥 , 接种前将该 污泥进行淘洗处理后 ,用 CODCr为 200～ 300 mg L的人 工配水持续进行漂洗 。接种后污泥浓度 MLSS 为 2 900 mg L 。采用 C N 20∶ 1 的人工模拟污水进行驯 化,45 d后活性污泥浓度达到5 600 mg L ,NH3-N 去除 率达到95以上时, 即认为污泥驯化过程结束 。 2. 3 实验用水 实验所用模拟含氮废水采用人工配制而成,其组 成见表1 。 表 1 实验用模拟废水水质mg L 指 标浓度值 NH3-N 以 N 计 45. 4～ 52 . 2 CODCr 244～ 550 NaHCO3124 Na2HPO412H2O115 CaCl22H2O22 MgSO47H2O 22 FeCl37H2O 1 . 5 3 结果与讨论 3. 1 硝化细菌的驯化和同时硝化反硝化作用 试验所取接种污泥虽然具有一定的硝化作用 ,但 是,对研究生物脱氮工艺 ,生物脱氮菌相对种群密度 还不够高, 因此在试验初期需对接种的污泥进行培养 和驯化 ,使硝化细菌进一步得到富集 [ 4] 。因为硝化细 菌为好氧菌 , 生长缓慢 , 产率低 , 氧和氮是其必要因 素,因此试验中通过向模拟污水中投加葡萄糖和硫酸 铵提供碳源和氮源。试验中 DO 浓度控制为 3. 0 ～ 6. 0 mg L ,水力停留时间控制在12 h并保持较长的固 体滞留时间 。试验接种后污泥浓度为2 900 mg L, 驯 化初期阶段 1 周内 , 污泥形状为絮状, 沉降性能较 差,此时进水中氨氮浓度为46～ 50 mg L, 出水为25～ 30 mg L,最大去除率为 50 左右,此时氨氮的去除主 要是由于活性污泥本身所具有的吸附能力,将大量的 污染物质富集到污泥中间而形成的 ,这一阶段系统运 行不太稳定 ,出水浑浊, 反应器酸化不显著 。第二阶 段为效率提高阶段, 随后 第 2 周 开始 , 活性污泥的 工作性能逐步得以提高, NH3- N 的去除率逐步提高, 反应器酸化现象明显 ,碱量消耗增大 。第三阶段为系 统稳定运行阶段 ,此时氨氮去除率稳定在 95以上, 出水澄清。经过45 d的驯化 ,污泥颜色逐渐变成浅褐 色絮状体 , 并有少量颗粒状污泥, 污泥浓度增至 5 600 mg L ,出水中硝酸盐氮浓度已达到进水总氮浓 度的 90 以上,出水中氨氮浓度几乎为 0, 此时可以 认为污泥驯化阶段已经完成, 具体结果见图 2。 图 2 污泥驯化阶段氨氮进出水浓度及脱除率 在反应器显示了较好的硝化作用后, 控制 DO 浓 度在 1. 0 ～ 3. 0 mg L , 进水投加氨氮浓度为 42. 0 ～ 52. 2 mg L ,进行了后续的试验研究。试验在各工况 下均观察到不同程度总氮的去除 已扣除由于细胞增 殖所消耗的氮 ,表明在 SBR反应器中发生了同时硝 化和反硝化作用 。 3. 2 C N 对同时硝化反硝化的影响 C N 是影响生物脱氮的重要参数 ,关于碳源对单 30 环 境 工 程 2005年 8 月第23 卷第4 期 一反硝化过程的影响已有很多文献报道 。但是,至于 有机碳源是否会影响硝化过程目前尚未定论。一般 来说, 硝化细菌是自养细菌 ,硝化过程中不需要有机 碳源 ,但有的学者认为低分子量有机物的存在能增强 硝化作用的活性 [ 5] ,同时也有的学者认为有机物的存 在会刺激异养细菌迅速生长, 异养细菌会与硝化细菌 竞争溶解氧 、 氨和微量营养物质, 从而抑制硝化细菌 的生长 ,对硝化过程产生不利影响 [ 6] 。因此, 对于同 时硝化反硝化单级生物脱氮过程, 有必要考察有机碳 源对该过程的 影响。 试验条件控制 DO 1. 0 ～ 3. 0 mg L 范围内 ,在保持温度26 ℃, 进水氨氮浓度基 本不变的情况下 , 进水 CODCr浓度从244 mg L 增至 464 mg L ,监测出水中 CODCr、 NH3-N 和TN。试验结果 见表 2。 表 2 不同 C N下 CODCr、NH3-N 和 TN 的脱除情况 C N CODCr mgL- 1NH3-N mgL - 1 TN mgL- 1 进水出水进水出水进水出水 52442346. 82. 5054 . 025 . 0 104646045. 48. 550 . 514 . 0 从试验结果可以看出, 在维持进水 NH3- N 浓度 不变的情况下 , 随着 CODCr的增加 C N 相应增加 , NH3-N 的去除率出现下降 。这是因为硝化细菌为自 养型好氧菌, 当进水 CODCr较高时, 其它的异养型细 菌便大量繁殖, 同时消耗大量溶解氧, 因此抑制了耗 氧更多的硝化菌的活性。但增加 CODCr即提高 C N, 却可以提高同步硝化反硝化的 TN 去除效果, 当进水 C N 从 5提高至 10 时,TN 的去除率从 53. 7上升至 72. 3, 这是由于污泥的有机负荷直接影响同步硝化 反硝化的效果, 污泥的有机负荷低, 有机物在污泥絮 体的好氧区即被大量消耗 ,仅少量有机物扩散进入污 泥絮体的缺氧区 , 无法满足反硝化菌对碳源的需求, 因此 TN 去除率下降。 3. 3 溶解氧对同时硝化反硝化的影响 从微生物学角度来看 ,硝化和反硝化是两个相互 对立的生化反应 ,前者借助硝化细菌的作用 ,将氨氮 氧化成硝态氮, 需要氧的有效供给; 而后者则是一个 兼氧反应, 只有在缺氧和无氧条件下, 反硝化菌才能 把硝态氮还原为氮气 。因此, 在污泥絮体内部形成一 个适宜的好氧区和缺氧区分布是单级生物脱氮过程 能否高效进行的关键之一 。好氧区和缺氧区的大小 除了与污泥本身性质有关外, 主要与混合液中溶解氧 浓度大小有关。 一般情况, 溶解氧浓度会影响硝化反应速度和硝 化细菌的生长速度 ,DO 过低硝化反应就会减缓或消 失; 同时溶解氧又能阻抑硝酸盐还原酶的形成或者仅 仅充当电子受体从而竞争性地阻碍硝酸盐的还原。 因此 ,对于好氧条件下的同时硝化反硝化单级生物脱 氮过程,应当兼顾两个方面。DO 过小,氨氧化受到限 制,从而影响脱氮效果 ; DO 过大 , 随溶液中 DO 的增 大,氧在微生物中传递的推动力增大, 势必使微生物 絮体内部 DO 也增大,从而缩小了絮体内部的缺氧区 厌氧区 , 减弱了反硝化过程, 使硝化和反硝化出现 不平衡,脱氮速率下降。 为此, 通过改变空气流量的方法 , 控制反应器中 的DO ,考察了 DO 对同时硝化反硝化单级生物脱氮 过程的影响, 试验采用 DO 为1. 0、2. 0、3. 0 mg L 3 种 浓度下对 SND 过程进行了检测,试验结果见表 3。 表 3 不同 DO 浓度下 CODCr、NH3-N和 TN的脱除 mg L DO CODCrNH3-NTN 进水出水进水出水进水出水 1 . 045043. 547. 011 . 754 . 016. 3 2 . 047340. 247. 44. 451 . 223. 8 3 . 046460. 046. 82. 5050 . 128. 6 试验结果表明, 在不同 DO 浓度下, 总氮去除有 很大的 差 别。 当 DO 1. 0 mg L 时 , 总氮 去除 为 69. 8; DO 2. 0 mg L时 , 总氮去除为 53. 5; DO 3 mg L, 总氮去除仅为 42. 9; DO 浓度 5. 0 mg L时 , 进水中氨氮几乎全部转化为硝酸盐氮,总氮去除率 10,反应器中只有硝化反应发生 。这是由于反硝化 反应发生在缺氧环境中, 在曝气状态下 , 活性污泥内 部仍存在一定的缺氧微环境, 当反应器中 DO 升高 时,缺氧微环境逐步缩小 ,反硝化作用受到抑制,因此 出水 TN 浓度随之升高。这一现象说明, DO 浓度对 同时硝化反硝化效果有很大影响 , 总氮去除率随 DO 浓度的增大而降低。DO 浓度的降低, 在实际工程中 则意味着减少供气量, 在动力消耗上节省了运行费 用,并且由表 3可以看出 DO 对COD去除率的影响很 小,因此这一结果具有很重要的实际意义 。 由表3 可知,随着DO 的增大 ,NH3- N 的去除率也 越来越大。在 DO 为 2. 0～ 3. 0 mg L时 ,NH3-N 的去除 率达到 90以上。但 DO 为1. 0 mg L时 ,NH3-N 的去 除率就有明显的降低 ,这是因为在同时脱除有机物和 31 环 境 工 程 2005年 8 月第23 卷第4 期 NH3- N 的工艺中 , 硝化细菌在活性污泥中的比例较 低,约占 5 左右,且大部分存在于生物絮体内部,DO 的增加能提高溶解氧对生物絮体的穿透力,因而可以 提高硝化反应速率。 从上面的分析可知, 在同时硝化反硝化过程中, 由于硝化和反硝化对 DO 的需求不同 ,存在一个最佳 范围, 一般适宜 DO 范围应在 1. 0 ～ 2. 0 mg L 。将 DO 控制在适当的范围内 ,使硝化速率和反硝化速率越接 近,TN 的去除效果最佳 。由于进水水质和活性污泥 性质的不同,DO 的控制范围也有所不同 。此外,对于 不同的处理构筑物, 其发生同步硝化反硝化的程度也 有所不同 ,DO 的控制范围需要视不同情况在实践中 确定 。 3. 4 同时硝化反硝化周期研究 为了考察 SBR系统中同时硝化反硝化的效果和 脱氮机理, 实验控制反应器内 MLSS 约4 880 mg L ,pH 7. 6～ 8. 5,温度 25～ 27 ℃,通过溶解氧控制仪使整个 曝气过程中DO 控制在 1. 0～ 2. 0 mg L, 每周期进水水 质为 CODCr为 245 ～ 255 mg L , NH3- N 为 45. 0 ～ 52. 2 mg L ,氮磷比 N P 为 10 的稳定条件下, 在 1 个 运行周期内 , 每隔2 h取样 1 次 , 分析其中 CODCr、 NH3-N、 NO - 2- N 和 NO - 3- N 浓度 ,1 个代表性周期内的 变化结果见图 3。 图 3 SBR反应器内 1 个代表性周期内氮形态随时间变化曲线 由图 3 可以看出, 在 SBR反应器中, 1 个循环周 期内,NH3-N 浓度随运行时间呈明显的下降趋势, 其 中80的NH3- N 去除发生在好氧曝气的开始阶段, 经过8 h的运行, 浓度由23. 4 mg L降低到2. 5 mg L, 与 此同时,NO - 2- N 和 NO - 3-N 浓度则一直维持在10 mg L 以下的较低范围内, 并没有呈现出随 NH3- N 浓度减 少而增加的趋势 ; 同时反应器中 CODCr浓度经过4 h就 从464 mg L降至100 mg L以下 ,随后一直维持在 60～ 80 mg L之间。综合以上分析结果可以认为 在同一 好氧 SBR 生物反应器内 ,实现了污水的有机物氧化、 硝化和反硝化同时脱除过程。 4 结论 1 当 DO 浓度控制在 1. 0 ～ 3. 0 mg L时 ,C N 5～ 10,进水 NH3- N 浓度为 45. 4 ～ 47. 4 mg L时 , 总氮 去除率 42. 9～ 72. 3。因此有氧条件下 ,将污水中 有机物氧化 、 硝化和反硝化在同一生物反应器内同时 实现即好氧单级生物脱氮是可能的 。 2 同时硝化反硝化过程中起作用的微生物与硝 化菌有某种联系 ,可以通过与硝化菌相关的过程进行 培养和富集 。在同步硝化反硝化过程中 ,由于硝化菌 是自养型好氧菌 ,反硝化菌是异养型兼性缺氧菌, 所 以系统中的 C N 和 DO 均有一个最佳范围 ,在 pH 控 制在 7. 6～ 8. 5,温度控制在 25～ 27 ℃条件下, 当 C N 10、 DO 1. 0～ 2. 0 mg L时,TN 的去除率达到最大。 同步硝化反硝化可以使废水处理周期缩短、 处理空间 缩小、处理能耗降低 ,并且可以节省 DO 和有机碳 ,从 而使处理费用大为减少; 另外, 反硝化过程产生的碱 度可以在一定程度上弥补硝化过程消耗的碱度,使脱 氮操作中 pH 控制大为简化 。 3 本实验只对同时硝化反硝化脱氮过程进行了 初步研究, 对于该过程的微生物特性、是否能与除磷 工艺结合及建立同时硝化反硝化脱氮动力学模型 ,这 些有待做进一步的深入研究。 参考文献 1 Masuda S, Watanabe Y and Ishiguro M . Bio-filmproperties and simultaneous nitrification and denitrification in aerobic rotating biological contactors. Water Sci . Tech. , 1991. 23 9 1335～ 63. 2 Elisabeth V M et al. Simultaneous nitrification and denitrification in bench - scale sequencing batch reactor. Water Res, 1996. 30 2 277～ 284. 3 Bruce E R, Wayne E L. Simultaneous denitrification with nitrification in single-channel oxidation ditches. WPCF , 1985. 57 4 . 4 冯叶成, 王建龙, 钱易. 同时硝化反硝化的试验研究. 上海环境科 学, 2002. 21 9 527～ 529. 5 王歆鹏, 陈坚, 华兆哲. 硝化菌在不同条件下的增殖速率和硝化活 性. 应用与环境生物学报, 1999. 5 1 64～ 68. 6 Okabe S, Ozawa Y, Hirata R, et al. Relationship between population dynamics of nitrifiers in biofilm and reactor perance at various C N ratios. Water Res. , 1996. 30 1563～ 1572. 作者通讯处 张 龙 200237 上海华东理工大学 448 信箱 电话 021 64253173 E -mail lzzhlsina . com 2004- 08-16 收稿 32 环 境 工 程 2005年 8 月第23 卷第4 期 Keywords artificial marsh system, municipal sewage and ecological treating system APPLICATION OF ANAEROBIC PROCESS OF TWO-STAGE UPFLOW ANAEROBIC SLUDGE BED IN PHARMACEUTICAL WASTEWATERPang Yan et al 25 Abstract It is very difficult for a normal process to treat an antibiotic pharmaceuticalwastewater with CODCrof 39 000 mg L and sulphate concentration of about 6 500 mg L. Two -stage anaerobic process is suggested and used for a pharmaceutical factory in Shangdong Province. Excellent effect and economic benefit have been obtained. Keywords pharmaceuticalwastewater, two -stage anaerobic process and biodesulphuration REGULATION OF INFLUENCE FACTORS FOR A O PROCESS IN TREATING AIRLINE FECAL SEWAGEZhang Zhiguang et al 27 Abstract In addition to treatment of routine domestic sewage from airport zone, Capital Airport Sewage Treatment Plant still treats airline fecal sewage. There was a loading shock on the sewage treatment system in the first half year of 2004 due to many causes. It is introduced how to regulate the process and restore a normal operation of the sewage treatment system on condition of a loading shock. Keywords airline fecal sewage, activated sludge and regulation RESEARCH ON SIMULTANEOUS NITRIFICATION AND DENITRIFICATION IN SBR SYSTEM Zhang Long et al 29 Abstract A single stage SBR system fed with a synthetic municipal wastewater containing organics and ammonia was investigated. By the additionof glucose as carbon source and ammonium sulfate as nitrogen source, the influences of varieties of C N and DO concentration on simultaneous nitrification and denitrification SNDwere also investigated. The results showed that when the influent concentrations of CODCrand NH3-N were 244～ 550 mg L, 45. 4～ 52. 2 mg L, DO1. 0-3. 0 mg L and CODCr NH3-N 5～ 10 respectively , the removal rates of CODCrand NH3-N reached 87. 1～ 91. 0, 75. 1～ 94. 7 respectively. Considering the research results, one typical cycle of SND was analyzed simultaneously. Keywords biological nitrogen removal, simultaneous nitrification and denitrification and SBR system THE EFFECT OF OZONIZATION ON DISSOLVED ORGANIC MATTER IN SECONDARY EFFLUENT AND ANALYSIS OF REACTION KINETICSWang Lei et al 33 Abstract A study on ozonization of secondary effluent was conducted with different retention time, and the organics presented different molecular size distribution characteristics, which provided a theoretical basis for choosing the right process of ozone combination. The results showed that ozonization raised the biodegradability of organics, which could be divided into three phases, each of which was the first order reaction, then the dynamic equation of ozonization of secondary effluent could be obtained, which provided theoretical proof for choosing the appropriate ozone retention time, and realizing high efficiency and low energy consumption treatment of municipal wastewater. Keywords ozonization, secondary effluent, ozone reaction kinetics and sewage recycling RESEARCH ON PRETREATMENT OF REFINERY ORGANIC ALKALI WASTEWATER WITH HIGH CONCENTRATIONZhang Dongmei et al 36 Abstract It is compared that the degradation of refinery organic alkali wastewater with high concentration by UV O3, UV H2O2and UV TiO2 H2O2systems. The results show that three s all have good degradation effect. On condition of the experiment, UV TiO2 H2O2process has an obvious effect of oil removal. In the UV O3system ultraviolet light makes the degradation rates of CODCr, oil and phenol in the watewater increase by 24, 31 and 28 respectively , and particularly let the average of BOD CODCrraise by 0. 45. Thus the biodegradability of the wastewater is improved effectively. Keywords pretreatment and refinery alkali wastewater EFFECT OF NEGATIVE IONS GENERATOR ON REDUCING EXHAUST GAS FROM INTERNAL COMBUSTION ENGINEWei Gang et al 39 Abstract In this paper, based on the combustionexperiment on a diesel engine, the mechanisms of reducing harmful exhuast gas NOX, CO etc from the engine by negative ions, electrons and active free radicals released from the negative ion generator were discussed. Keywords negative ion generator and reduction of exhaust gas EXPERIMENTAL STUDY ON PURIFICATION OF PH3BY LOAD ACTIVATED CARBON Ning Ping et al 41 Abstract Activated carbon adsorption is usedto purify PH3. It is examined the effect of oxygen, liquid of dipping, and reaction temperature on the adsorption efficiency. Under the condtion of 1. 5 of oxygen volume, 5hydrochloric acid dipping and reaction temperature 70℃, 90 of PH3has been removed when the concentration of PH3is 1 100 mg m3at inlet, and the mechanism anlysis is conducted. 3 ENVIRONMENTAL ENGINEERING Vol. 23,No. 4, Aug . , 2005