反硝化生物滤池稳定运行的影响因素研究.pdf

书书书 反硝化生物滤池稳定运行的影响因素研究 * 王娟张志辉郑天龙唐丹琦汪群慧 北京科技大学土木与环境工程学院， 北京 100083 摘要 以高浓度硝氮废水为研究对象， 考察反硝化生物滤池 DNBF 的启动情况以及稳定运行时饥饿时间、 水力停留 时间 HＲT 和进水负荷对硝氮去除率的影响。结果表明 经过 36 d 的启动驯化后， DNBF 对浓度为 100 mg/L 的硝氮 去除率达 90以上; 饥饿 10 d 后， DNBF 重新启动 13 d 后可恢复到饥饿前的脱氮水平; 进水硝氮浓度 150 mg/L 时， HＲT 从 2 h 增加到 6 h 后， 硝氮去除率从 48. 8 升高到 79. 9; 而当进水负荷从 0. 59 kg/ m3d增加到 3. 28 kg/ m3 d 时， 去除率基本稳定在 81. 4。 关键词 反硝化生物滤池; 饥饿时间; HＲT; 硝氮负荷 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201406001 STUDY ON THE ＲELATED FACTOＲS OF DENITＲIFICATION BIOFILTEＲ IN STEADY STATE Wang JuanZhang ZhihuiZheng TianlongTang DanqiWang Qunhui School of Civil and Environmental Engineering，University of Science and Technology Beijing，Beijing 100083，China AbstractAt present，denitrification biofilter DNBFis generally used for treatment of low nitrate contaminated water． In this study，treatment of wastewater with high nitrate concentration by DNBF was researched． The effects of DNBF startup， starvation time，hydraulic retention time HＲTand inlet nitrate load on nitrate nitrogen removal were examined． The results showed that after 36 d of startup of the DNBF，removal efficiency of more than 90 was achieved at the influent NO － 3－N concentration of 100 mg/L，and the actual COD consumption and nitrate reduction ratio was 4. 23;After starvation for 10 d， another 13 d were needed to restore the nitrate removal efficiency． At the influent NO － 3－N concentration of 150 mg/L and water temperature of 13 ℃，when HＲT increased from 2 h to 6 h，the nitrate removal efficiency increased from 48. 8 to 79. 9;However，when the nitrate inlet load rose from 0. 59 kg/ m3dto 3. 28 kg/ m3d ，its removal efficiency kept basically stable at the average of 81. 4． Keywordsdenitrification biofilter DNBF ;starvation time;HＲT;nitrate nitrogen load * 环保公益项目 201109024 ; 水体污染控制与治理科技重大专项 2012ZX072010026 。 收稿日期 2013 －09 －30 0引言 近年来， 由于过量施用氮肥以及城市污水、 含氮 工业废水和动物粪便的不合理处置导致地表水和地 下水中硝酸盐浓度日益增加， 已引起人们的普遍关 注 ［1- 2 ］。反硝化生物滤池 DNBF 因具有较好的脱氮 效果， 较大的生物量以及良好的生物过滤性而成为城 市污水深度处理研究的热点［3- 5 ］。 DNBF 脱氮的实质是利用填料上所附着的生物 膜代谢活动来截留、 吸收和降解污染物［6 ］。目前关 于 DNBF 的研究主要集中于含氮污水的深度处理及 地下水脱氮， 进水硝氮浓度大都在 50 mg/L 以 下 ［3- 4， 7- 8 ］， 用 DNBF 处理高浓度硝氮废水还有待进一 步研究。本文以高浓度硝氮废水为对象， 在实验室小 试条件下， 研究 DNBF 的启动特性及稳定运行时 DNBF 的脱氮性能及影响因素。 1试验部分 1. 1试验装置与材料 试验采用 120 mm 1 m 的有机玻璃柱作为 DNBF 的主体。滤柱内填充白色纤维球填料， 填料层 高度为 63 cm， 有效填充体积为 7. 1 L。纤维球直径 为30 ～40 mm， 比表面积为3 000 m2/m3， 孔隙率为96。 试验用水为模拟废水， 含有甲醇、 KNO3以及无 机盐培养液， 甲醇用量根据指定的 COD/N 得出， 无 1 水污染防治 Water Pollution Control 机盐培养液配方依据文献［ 9］ 。试验进水由蠕动泵 排入反应器底部， 从上部溢出。 1. 2DNBF 的启动 本研究的挂膜方式是首先将填料与取自北京市清 河污水处理厂二沉池的活性污泥放入 15 L 的塑料桶 中， 在桶中加入甲醇、 硝酸钾及无机盐培养液等， 使初 始硝氮含量为200 mg/L。3 天后， 填料上已经附着有 一层灰褐色生物膜。将填料放入反应柱中， 取桶中剩 余活性污泥对填料进行循环挂膜， 直到排出液澄清为 止， 此后通过逐步增加进水硝氮浓度以驯化微生物。 2结果与讨论 2. 1DNBF 的启动性能 DNBF 的启动是在夏末 8 月 12 日9 月 26 日 进行的， 水温 ＞20 ℃。启动阶段 HＲT 保持在 2 h， 进 水硝氮浓度从 10 mg/L 呈阶梯式增加到 100 mg/L， COD/N 保持在 5. 0 左右， 以保证滤池内有充足的碳 源使微生物快速增殖和维持反硝化的进行。 启动阶段进出水 NO － 3 －N 浓度的变化规律如图 1 所示。启动第 1 天， DNBF 的硝氮去除率已达到 70， 第 3 天和第 4 天去除率均 ＞80。这一方面是 因为启动初始阶段， 进水硝氮浓度仅为 10 mg/L， 硝 氮负荷低; 另一方面可能是因为在填料的挂膜过程 中， 将活性污泥与含有硝氮的营养液混合对填料进行 挂膜， 其中的反硝化菌群已得到初步驯化。DNBF 在 启动初期反硝化效果较好， 说明填料表面已含有丰富 的反硝化菌群。由图 1 可知 经过 36 d 的启动驯化， DNBF 对硝氮浓度在 100 mg/L 以下的废水去除率基 本保持稳定， 平均去除率为 95. 4。 图 1启动阶段 DNBF 对硝氮的去除效果 Fig．1Ｒemoval of nitrate nitrogen in startup phase 反硝化菌为异养型兼性厌氧菌， 因此反硝化过程 中需要有充足的碳源。本试验以甲醇为反硝化碳源， 因其具有应用广泛、 价格低廉、 产生的污泥量少， 可有 效避免填料堵塞问题等优点。以甲醇为碳源的代谢 方程如式 1 所示 ［10 ］ NO－ 3 1. 08 CH3OH 0. 24 H2CO3→ 0.056C5H7O2N 0.47 N2 1.68 H2O HCO－ 3 1 启动阶段进出水中 COD 浓度变化如图 2 所示。 进水 COD/N 基本保持在 5. 0 左右， 出水 COD 随进水 COD 的升高有一定的上升， 但从第 13 天起基本保持 稳定， 平均浓度为 94. 0 mg/L。结合图 1 和图 2， 计算 得出 DNBF 启动阶段 COD 消耗量与硝氮还原量之 比， 即为每还原 1 mg 硝氮实际消耗 COD 质量为 4. 23 mg， 而根据式 1 得出的理论值 3. 7， 这可能是 因为 一方面在启动阶段， 填料上的初始生物量少， 微 生物处于快速增长阶段， 新陈代谢旺盛， 需消耗大量 营养物质以维持微生物的生长和增殖， 因此 COD 消 耗量大。另一方面， 在启动阶段， 生物膜中除反硝化 菌外还含有大量其他微生物， 这些微生物也会消耗 COD， 导致实际消耗的 COD 值偏大。 图 2启动阶段 COD 的浓度变化 Fig．2Change in concentration of COD in startup phase 2. 2饥饿时间对 DNBF 脱氮效果的影响 DNBF 的小试均是在条件稳定且营养物质充裕 的情况下进行， 但在实际运行中， 可能因为设备升级 以及仪器故障等原因造成一定时期内没有废水及营 养物质进入反应器， 微生物处于饥饿状态。饥饿条件 可能会导致 DNBF 内微生物群落组成、 生理状态等发 生变化， 进而影响反硝化效果， 同时也会引起微生物 生长、 活性及细胞表面性质的改变 ［11 ］。本文将停止 进水的时间定为饥饿时间。当反应器重启 即重新 进水 时， DNBF 的反硝化效果可反映 DNBF 中反硝 化菌的活性恢复能力。本试验考察了饥饿10 d后， DNBF 反硝化效果的恢复情况。 图 3 反映了 DNBF 的 HＲT 为 2 h， 进水硝氮浓度 2 环境工程 Environmental Engineering 为 100 mg/L 时， 饥饿 10 d 前后脱氮效果的变化情 况。由图3 可知 饥饿前， 硝氮去除率平均为 95. 6， 而饥饿 10 d 后， 反硝化效果恢复比较缓慢。在反应 器重启第 110 天， 硝氮去除率从 60 逐渐增加到 80左右。重启 13 d 后， DNBF 的硝氮效果恢复并超 过饥饿前的水平， 平均去除率达 98. 9。本研究说 明较长时间的饥饿会影响 DNBF 的去除效果， 以甲醇 为碳源时， 反硝化菌群活性恢复较慢。 图 3饥饿 10 d 后 DNBF 脱氮效果的恢复情况 Fig． 3Ｒecovery of nitrate nitrogen removal after starvation for 10 d 2. 3HＲT 对 DNBF 脱氮效果的影响 保持 COD/N 为4.0 左右， 进水硝氮浓度为150 mg/ L， 考察 HＲT 分别为 2， 4， 6 h 时， DNBF 的反硝化效 果。本阶段试验于 11 月 23 日至次年 1 月 10 日在室 温下进行， 水温为 11 ～15 ℃， 平均水温为 13. 3 ℃。 HＲT 对 DNBF 脱氮效果的影响如图 4 所示。当 HＲT 为 2 h 时， 硝氮去除率较低， 仅为 43. 8。当 HＲT 上升至 4 h 和 6 h 时， 硝氮的平均去除率分别为 68. 1和 79. 6。随着 HＲT 的升高， 即进水流量的 降低， DNBF 对硝氮的去除率呈增加趋势。这是因为 随着 HＲT 的升高， 水流速度变慢， 废水中污染物有充 足的时间与微生物接触， 生化反应可充分进行。为保 证反应器出水污染物浓度最低， 本试验选择 6 h 为最 佳 HＲT。 2. 4硝氮负荷对 DNBF 脱氮效果的影响 在 HＲT 为 6 h 时， 进一步增加进水硝氮浓度， 考 察硝氮负荷较高时， DNBF 的脱氮效果。本阶段试验 在春季进行， 水温为17 ～23 ℃时， 平均水温 21. 4 ℃。 图 5 显示了在不同的进水硝氮负荷下， DNBF 的 去除负荷及去除率变化。随着进水硝氮负荷的增加， 其去除率变化不大， 平均去除率为 81. 4。当进水 负荷最高达 3. 28 kg/ m3 d 时， 去除率为 85. 7， 此 时去除负荷达 2. 81 kg/ m3d 。由图 5 可知， 当进 图 4 HＲT 对 DNBF 脱氮效果的影响 Fig．4Effect of HＲT on nitrate nitrogen removal 水负荷高达3. 28 kg/ m3 d 时， 去除负荷与进水负荷 之间仍呈线性关系， Ｒ2为 0. 985， 说明反硝化生物滤池 仍未达到最大的去除能力， 否则去除负荷与进水负荷 之前的关系曲线会先快速上升， 然后逐渐变水平。 图 5不同硝氮负荷下 DNBF 的去除负荷及去除率变化 Fig．5Change in removal rate and efficiency of different nitrate nitrogen inlet load 3结论 1经过 36 d 的启动驯化， DNBF 对浓度为 100 mg/L的硝氮去除率可保持在 90以上。 2饥饿时间和 HＲT 均对 DNBF 的脱氮效果有 显著影响。当饥饿 10 d 后， DNBF 需要 13 d 才能使 硝氮去除率恢复到饥饿前的水平。在水温为 13 ℃左 右时， HＲT 从2 h 增加到6 h 时， 硝氮去除率从 48. 4 增加到 79. 6。 3进水负荷对反硝化生物滤池的反硝化效果影 响不大。当进水硝氮负荷从 0. 59 kg/ m3 d 增加到 3. 28 kg/ m3 d 时， 平均去除率为 81. 4。 参考文献 ［1］SavciS．Investigationofeffectofchemicalfertilizerson environment［ J］． Apcbee Procedia， 2012 1 287- 292. ［2］张燕，陈英旭，陈光浩． 化学反硝化去除硝酸盐的试验研究 ［J］． 环境科学， 2003， 24 4 109- 112. 下转第 7 页 3 水污染防治 Water Pollution Control 以使遗传物质传递更为完整， 与亲本菌株比较具有更 强的生物性能， 因此利用原生质体融合技术处理污水 与常规处理法相结合可取得更好的处理效果。在以 后的水处理领域中原生质体融合将会占据一定的重 要性。原生质体融合成功的例证为构建高效处理高 浓度工业污水的基因工程菌开辟一条新的途径。 参考文献 ［1］赵春苗， 徐春厚． 原生质体融合技术及在微生物育种中的应用 ［ J］． 中国微生物杂志， 2012， 24 4 379- 381. ［2］竺利红， 许豪． 原生质体融合技术及其在嗜酸乳杆菌菌种选育 中的应用［ J］． 安徽农学通报， 2009， 15 7 64- 66. ［3］程树培， 崔益斌， 王玉水， 等． 光合细菌与酵母菌跨界融合 杂 合 子发酵味精废水研究［J］ ． 环境科学学报， 1996， 16 1 66- 72. ［4］桑稳姣， 王磊， 刘真， 等． 高效脱氮菌原生质体融合条件的研究 ［ J］． 武汉理工大学学报， 2008， 30 7 84- 87. ［5］陈洪雷， 陈元彩， 詹怀宇， 等． 原生质体融合构建高效降解有机 氯化物工程菌的研究［J］ ． 造纸科学与技术， 2011， 30 6 87- 91. ［6］张力， 于洪峰， 程树培， 等． 跨界原生质体融合工程菌株改进合 成制药废水生物处理的有效性研究［ J］． 江苏环境科技， 2004， 17 4 9- 10. ［7］刘其友， 李政， 张云波， 等． 原生质体融合技术提高微生物絮凝 剂处理含油废水效果的研究［J］ ． 化学与生物工程， 2010， 27 10 69- 72. ［8］庄桂，刘云焕，贺以乐． 细胞融合高效菌株对氧乐果生产废水 中有机磷的去除［J］ ． 环境工程， 2008， 26 S1 13- 15. ［9］Baljit Kaur，Manju Sharma，Ｒohit Soni， et al．Proteome- based profiling of hypercellulase- producing strains developed through interspecific protoplast fusion between Aspergillus nidulans and Aspergillus tubingensis［ J］ ． Applied Biochemistry and Biotechnology， 2013， 169 2 393- 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水污染防治 Water Pollution Control