复合SBR系统中同步硝化反硝化现象及其脱氮效果
复合SBR系统中同步硝化反硝化现象及其脱氮效果 摘要：根据传统的脱氮理论，不可能同时进行硝化反硝化。然而，最近几年国外有文献报道了同步硝化反硝化现象，尤其是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中，如生物转盘1，SBR2，氧化沟，CAST工艺等。本文针对SBR复合系统中的同步硝化反硝化现象及其脱氮效果进行了研究。 关键词：复合SBR SBR 硝化 反硝化 脱氮效果 引言根据传统的脱氮理论，不可能同时进行硝化反硝化。然而，最近几年国外有文献报道了同步硝化反硝化现象，尤其是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中，如生物转盘1，SBR2，氧化沟，CAST工艺等。本文针对SBR复合系统中的同步硝化反硝化现象及其脱氮效果进行了研究。1 试验材料与方法1.1 试验装置试验所用反应器为20cm×30cm×40cm的有机玻璃槽，有效容积为18L。反应器内放置YDT弹性立体填料，上下固定，使生物膜附着于填料表面。该复合系统兼有接触氧化和 SBR艺的特点。由时间程序控制器控制进水、厌氧、曝气、沉淀和排水全过程，并根据需要，选定各段的启动、关闭时间。混合液的S、S、MLSS和MLVSS等运行参数采取定期取样测定，保持 MLS在46mgL，SV在20左右，并根据参数分析判断反应器的运行状况，及时加以调整。DO和PH由在线测定仪测定。1.2 试验用水本试验采用模拟配水作为进水：CODCr400500mgL，NH3N2535mgL，TN在40mgL左右。添加营养成分如下：葡萄糖169mgL，蛋白胨169mgL，氯化钠63mgL，无水氯化钙23mgL，磷酸二氢钾23mg/L，硫酸镁94mg/L，碳酸氢钠65mgL，氯化铵75mgL，微量元素（硫酸铁、硫酸锰、硫酸铜、氯化钻）0.2mgL。采用模拟配水，水质稳定且易于控制，适合反应器工艺运行特性和污泥形态结构及微生物学特性等的研究。在试验运行过程中，可根据不同的试验要求，适时调整配水成分，改变部分进水组分的浓度和配比，但TN和NH3N的含量保持基本不变。1.3 污泥驯化、挂膜及运行参数取琥珀山庄（市政污水）污水处理厂内氧化沟的回流污泥，沉降后弃去上清液，以沉降污泥作为菌种进行培养。期间所采取的运行方式为：进水0.5h，曝气6h，污泥沉降和排水1.5h。此阶段主要是为了培养活性污泥。大约两周后，填料上有稀薄的菌胶团和大量的游离细菌，但结合较为疏松，之后正常进水，并调整运行状态。在CODCr去除率达90，NH3N去除率达80时驯化结束，投入正常运行。运行参数水力停留时间为8h，SV在20左右，MLSS约为4900mgL，污泥停留时间为15d，碳氮比为13.2。 2 试验结果与讨论 在正常运行条件下达稳态时，试验运行结果见表1。 表1 稳态条件下运行结果分析项目CODCr/(mg.L-1)BOD5/(mg.L-1)NH3-N/(mg.L-1)TKN/(mg.L-1)TN/(mg.L-1)进水49431032.341.642.8出水25220.924.68.1去除率/%959397.289812.1 溶解氧的影响溶解氧浓度是最重要的参数之一，它直接影响到系统的硝化反硝化程度。首先，溶解氧的浓度应满足合碳有机物的氧化以及硝化反应的需要；其次，溶解氧的浓度又不宜过高，以保证缺氧厌氧微环境的形成，同时使系统中有机物不致于过度消耗而影响反硝化碳源。将溶解氧控制在适当的范围内，使硝化速率和反硝化速率越接近，总氮去除效果越好。由于进水水质和活性污泥状况的不同，溶解氧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范围也有所不同，需要在实践中确定。在本试验中，由于生物膜的传质阻力较大，所以溶解氧控制在 35mgL时，脱氮效果最佳，如图1所示，其同步硝化反硝化现象亦最明显，而当DO大于5mmL或小于3mmL时，脱氮效果及反硝化速率明显降低。 2.2 碱度的影响按理论计算，硝化反应时每氧化互g氨氮要消耗碱度7.14g（以CaCO3计）。而反硝化反应时，还原1gNO3-N将回收3.57g碱度。同时发生硝化反硝化时，反硝化反应产生的碱度将随时部分补充硝化反应消耗的碱度。一般污水对硝化反应来说，碱度往往是不充足的，如不补充碱度，就会使pH急剧降低，影响氨氮的硝化程度。采用同步硝化反硝化脱氮是较为理想的选择。如图2所示，实测值与模拟碱度之间存在差值，说明了存在有同步硝化反硝化现象。 2.3 碳氮比的影响污水的碳氮比可以影响系统的脱氮效果。本试验选用三种不同的碳氮比。分别为13.2，8.4，4.6，并考察了三种条件下CODCr，NH3N，和TN的去除过程及脱氮效果。从曝气初始起计时，每隔1h取样一次。CODCr的去除不受碳氮比的影响，如图3。由于生物膜有很强的生物吸附功能，所以反应初期能快速吸附大部分的有机物而转换成内碳源。 以碳氮比为13.2为例，（由于反应过程中测得的NO2-N浓度很低，故忽略不计。）由图4可以看出，在该工作周期中，硝化反应的进行使氨氮比较彻底地转化为硝酸盐氮，氨氮浓度逐渐降低，同时总氮浓度也逐渐降低。由此可见：该反应过程中既发生了硝化反应又发生了反硝化反应，即同步硝化反硝化。由图5可知，进水碳氮比越高，出水总氮越低，其去除率相应也越高。因此同步硝化反硝化现象随进水碳氮比的提高而越加明显。转贴于 3 机理探讨对于同步硝化反硝化现象，可以从微环境理论和生物学两方面加以解释。微环境理论认为：由于微生物种群结构、物质分布和生化反应的不均匀性，在活性污泥菌胶团内部和生物膜内部存在多种微环境类型。由于氧扩散的限制，在微生物絮体或生物膜内产生溶解氧梯度，其外表面溶解氧较高，以好氧菌、硝化菌为主；深人絮体或生物膜内部，氧传递受阻及外部氧的大量消耗，产生缺氧区，甚至厌氧区，反硝化菌占优势。控制反应器内溶解氧的水平，调整缺氧厌氧微环境及好氧环境所占的比例，从而促进反硝化作用，达到脱氮的目的。由于微生物的代谢活动以及氧气泡的搅动，使得微环境是可变的，甚至是多变的3。生物学的解释有别于传统的脱氮理论。传统的脱氮理论认为，硝化反应是由自养型好氧微生物完成，称为硝化菌，而反硝化反应是在缺氧或厌氧条件下完成的。但最近几年，已有报道发现了许多异养微生物能够对有机及无机含氮化合物进行硝化作用4。与自养硝化菌相比，异养硝化菌生长快，产量高，能忍受较低的溶解氧浓度和更酸的环境。另有研究表明，大多数异养硝化菌同时也是好氧反硝化菌5，这样就解释了同步硝化反硝化现象。4 结论在该工艺中，将溶解氧控制在3-5mg/L，在保证CODCr高效去除的前提下，同时取得了较高的脱氮效果。试验结果表明，CODCr的去除可达95左右，总氮去除可达80左右。对于仅有一个反应池组成的序批式反应器来讲，同步硝化反硝化能够降低实现硝化反硝化所需的时间和成本。在溶解氧浓度较高时，经5h曝气，总氮的去除率因进水的碳氮比不同而异。总氮去除率随进水CODCr的提高而提高，表明碳源充足不会成为反硝化的限制因子，所以对于碳源不足的污水，不宜采用同步硝化反硝化工艺。5 存在的问题在该试验中，载体的选择是试验成功与否的关键，载体选择得当，就可以使反应器高效运行，否则可能导致整个过程的失败或需付出沉重的运行、管理代价。由于时间条件的限制，没有对各种填料载体的性能进行对比，这有待于今后进一步的研究。参考文献1 MasudaS，Watanable Y and Ishiguro M.Biofilm properties and simultaneous nitrification and denitrification in aerobic in aerobic rotating biological contactorsJ.Wat Sci Tech， 1991，23:1355-1363.2 Elisabeth V Munch，et al.Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencingbatch reactorJ.Wat Res，1996，30（2）：289293.3郑兴灿，李亚新.污水除磷脱氮技术M.北京：中国建筑工业 出版社，1998.4445.4Hyungseok Yoo，Kyu-Hong Ahn.Nitrogen removal from synthetic wastewater by simultaneous nitrification and denitrification via nitrite in an intermittentlyaertes reactorJ.Wat Res，1999，33（1）：145154.5Lesley A Robertson.Simultaneous nitrification and denitrification in aerobic chemostat cultures of thiosphaera pantotrophaJ Applied and Environmental Microbiology ， 1998，54(11)：28122818. 9
