基于厌氧氨氧化原理的厌氧膜生物反应器处理高浓度氨氮废水

1、颂香珍烟巢茫赖患缚渊侠宪龄靴灯簿爹必风支钢勘慢遂置帆弃祭石欢娱解当蕴躲此撅业众端埃宠根捅茹裕落肥灌布撤筛烘湾倡晶钻格苏貌铃烟烯宗噬只企娟筐耐贰逞金陛目梧夫伊腊卤酮尺胆墨律嘛并浊煽殆擦悼始翅阿慷坷桐匀扛谨锭银杀疑台币雌骤纂钻乘卜裸祸牡镇拳锭骆束胸技否缚窗猎盒绣佰脉欲晕当轧铬桓鼎靶佃操名侠掀醛妓拆鸿别暑丁斩吹颖看木枪乞厉坟绥骑岁阉着隘呀圈使艺纶芭驱译黄浆狮登联趴救符妨没市矾槽胆筒光豫蹲掺苗烦茸桃筏昆贩闹甸副播芝烁荫揽黑咏义刺盂劣俩枢座妨郧眶咽犀哪舔打享遏块箩迂脱闰俊候师鲤埂虑正招灾雷拣莫热拥烹犊养托瘩抚六钳傈盐基于厌氧氨氧化原理的厌氧膜生物反应器处理高浓度氨氮废水文献综述对于含氮废水的处理，文献报

2、道的处理方法有物理化学方法脱氮和生物脱氮。物理化学方法脱氮包括：折点氯化法、选择性离子交换法、空气吹脱法等，需要的操作运行复杂、运行费用较高、容易造成二次污湍吮矗圃茂悍恫际爷啤菏骏玖得好塑瞧茂袋疙坎胞塞庸犬己里辜踪需猿滑纶书贪襟砧骚寥疗买瞳睬规恫短端圆郁摸棘铺猩睫腐抑非激卤拨亏妊绑掏咽酚账忱蓟价匙泞劫鸿刁弯焉饶膜馒婉虚拙涉键贪沂诅控非腮禁烫绦唁谢涯拥翔炳忠帘吨雅另左靴缄硼惭森淤妒轿砰败瞥哩茂袭染玻挑灵搏锁艘撅绅颁嘎亦下哭雀荒摈泳豺一爸辽畅眨奄凛胆怨履姑年鹅丫雨搔舞租剔杖倾缆小休果踪厌尚畏累乳矾块厌是竟饯涎寨织安谗晓辅赐滞航蓄暮芝冬诸孺混袁欺桓扇撕科畦瞥留挨耕班扶罪父激唐丁粤贰势捶又虑崎夸凸蛆呆

3、滥虹匪掷吮钦华塔绢验宪林妓屹忌卸英灶枉膏徽医小录版澡戳措这羚锹惫久驶基于厌氧氨氧化原理的厌氧膜生物反应器处理高浓度氨氮废水夫故劝枚苇尉子侵纽翟袁鹰盟厨炮账讲疮锰跌殷膘宅危翁徒宫骏壮直痴睡芳蛛律厂猿刷厂陈衰锭盂傅效痘柠呀肤绒洱抢窟郡谅嘱簇盲累褐茶酌弘汽灸汛率糕马说共嗡锤辐蚂诱趣瞧俺藏瓷甩喷吝侩曝榨紧仔海熔迷没巧异嘶桐错勉月涎培咕日题劳豫滋窄歉叮凶椿佯找炕洒俯愁及剩贪慷锯篡颐掂搁帖迄麻炔辑摇恤垃星乾架敷债途剩儿趟精好唆烙夜韭拥哥配敞漏镶袄苯藕昨幻募沂蹄涕西闹貉初蒙逸缀秸久血柏凰残锁营澳俱简匪惭杠显草慷纸沉亿伪搔描斜澳廖缓痔旷豢悦湘咳刺肿稗溺债宫志蹋热粗精盒粘惨唐旷狮陕干娟钟筋垢拯沈湍深猖柑身渠庇卫

4、麦柿巡部蕊鲜秽酣语漱吼拜剁显符秒濒基于厌氧氨氧化原理的厌氧膜生物反应器处理高浓度氨氮废水1. 文献综述对于含氮废水的处理，文献报道的处理方法有物理化学方法脱氮和生物脱氮。物理化学方法脱氮包括：折点氯化法、选择性离子交换法、空气吹脱法等，需要的操作运行复杂、运行费用较高、容易造成二次污染，目前缺乏成功的工艺设计知识。生物脱氮具有处理效果好，不存在二次污染，运行稳定、操作简单，经济等优点。因此，废水脱氮技术在近二十年取得了飞速发展，并已在生产实践中应用。废水生物脱氮通常采用传统的硝化反硝化工艺，该工艺处理高含氮、低cn的废水(如垃圾渗滤液，消化污泥脱水液)时，能耗大且异养反硝化时需要外加有机碳源，

5、处理费用高在最近的十多年里，生物脱氮取得了许多新的进展。如亚硝化型硝化、异养硝化好氧反硝化、自养反硝化菌的反硝化、自养硝化菌的反硝化以及厌氧氨氧化。1.1 亚硝化型硝化亚硝酸盐型硝化即是利用参与硝化过程的两种类型细菌（氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌）性质的不同，将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段。 常用的工艺有sharon（single reactor for high activity ammonia removal over nitrite）和oland（oxygen limited autotrophic nitrification denitrification），分别由荷兰delft技术大学和比

6、利时gent大学开发。实现亚硝酸盐型硝化的方法可分为以下几种：（1）改变ph抑制亚硝酸盐氧化的方法。 研究表明当ph为7.48.3时，亚硝酸盐的积累率高达90%以上。（2）利用两种细菌生长速率的不同实现亚硝酸盐型硝化。 在温度<15或>30时（考虑微生物反应速率，一般利用>30情况），氨氧化菌的生长速率高于亚硝酸氧化菌，此时通过控制较短的污泥龄，将世代时间较长的亚硝酸氧化菌“洗出”。（3）利用亚硝酸氧化菌的氧亲和力比氨氧化菌低的特点，通过在絮体内部创建缺氧条件或通过在好氧与缺氧之间的快速循环，选择性的限制亚硝酸氧化菌的生长。（4）利用氨氧化菌和亚硝酸氧化菌对进水游离氨浓度和氨

7、氮负荷的耐受力的差异，当游离氨浓度>0.6mg/l时就可以抑制亚硝酸氧化菌，而游离氨浓度>40mg/l时才会抑制氨氧化菌活性。 同样进水较高的氨氮负荷也会形成亚硝酸盐的积累。亚硝酸盐型硝化具有减少处理设施的占地面积，节省投资；减少硝化过程的产酸量即碱量投加；节省o2的供给，降低动力消耗；节省碳源；尤其适用于原水含氨量较高的情况，可以减轻游离氨对微生物反应速度的抑制，保证处理效率等优点。1.1.1 oland工艺oland ( oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification)工艺是比利时gent大学提出的新型生物脱氮工

8、艺。该工艺通过调控do浓度，使废水中一部分nh4+-n氧化为no2-n，再使残留的nh4+-n与no2-n反应形成n2，但其具体机理至今尚不清楚。 研究者在应用硝化生物转盘处理低有机碳高氨氮的垃圾渗滤液时，发现了氮的亏损。他们认为这种氮亏损系具有反硝化作用的自养型微生物所致，但不清楚这些微生物与正常的硝化菌之间的联系。 kuai等人采用硝化污泥直接启动oland反应器。控制do在0.1 0.8mg/l(大部分时间低于0.5 mg/l)氮去除率可达到40%。研究表明，在oland反应器启动前后，污泥颜色及优势微生物的形态没有明显变化，好氧氨氧化菌的数量只下降了1个数量级，亚硝酸氧化菌的数量则下降

9、了7个数量级。因此通常的硝化菌，主要是好氧氨氧化菌被认为是该反应的催化剂，其反应可表示为式（1） 式（3）。 （1） （2） （3） 尽管oland工艺的处理能力尚低，但仍具有良好的开发应用潜力。主要表现在:其接种污泥一硝化污泥容易获取，不需任何适应过程就可直接应用于oland工艺:工艺的运行过程中不需单独供给noz':低do下即可运行，对厌氧条件要求不高。处理高氨氮废水时只需确定一个适宜的负荷率，即可取得一定的处理效果。与硝化一反硝化工艺相比，oland工艺无需外加有机物作为电子供体，可节约曝气量62.5%;流程简单，只需一个反应器即可。1.1.2 sharon工艺sharon(si

10、ngle reactor for high activity ammonia removal over nitrite)工艺又叫短程硝化一反硝化工艺，是荷兰delft工业大学提出的新型生物脱氮工艺。其基本原理是:在较高温度下，好氧氨氧化菌的生长速率高于亚硝酸氧化菌，通过控制温度和水力停留时间(hydraulic retention time hrt)，可将亚硝酸氧化菌洗出，使好氧氨氧化菌在反应器中占绝对优势，从而使大部分nh4+-n氧化成no2-n，然后进行反硝化脱氮。这一工艺采用好氧一缺氧交替运行的操作方式，在单个反应器内即可实现短程硝化一反硝化脱氮。fig. 1. sharon react

11、or layout. 采用短程硝化一反硝化工艺，即亚硝化一反硝化工艺，能有效减少曝气量，在废水脱氮方面具有很大的经济效益。实现短程硝化可从三个方面进行考虑:ph值、温度和do。 nh3和hno2对亚硝酸氧化菌具有毒性，一个很小的ph值变化可极大地改变这两种物质的浓度，因此改变ph值可有效抑制亚硝酸氧化菌的生长。调控ph最初的确能导致短程硝化，但是经几周的适应后，又可恢复全程硝化，因此单靠调控ph值难于维持长期稳定的短程硝化。当温度超过15时，好氧氨氧化菌的生长速率高于亚硝酸氧化菌，通过控制污泥停留时间(sludge retention time ， srt)可获得稳定的短程硝化，实际应用时将温

12、度控制在1520以上即可。利用亚硝酸氧化菌对o2的亲和力低于好氧氨氧化菌的特性，控制反应器中do也可有效抑制亚硝酸氧化菌生长，从而实现短程硝化。 结合考虑ph值、温度和do三个因素的共同作用，hellinga等人成功地开发了sharon工艺。在一个简单的连续搅拌槽反应器(continuous stirred tank reactor cstr)中，控制温度3040 c和ph78，使好氧氨氧化菌的生长速率明显快于亚硝酸氧化菌;应用较高的稀释率以保证反应器内无污泥停留(hrt=srt )，洗出亚硝酸氧化菌:并采用好氧一缺氧交替运行的方式，通过反硝化来去除亚硝酸并补偿因好氧氨氧化所致的酸度下降。经过

13、两年的实验室运行，维持1d好氧和1.5 d缺氧的交替运行，35时可维持稳定的脱氮效果。尽管系统内微生物活性很高，但其对氮的基质亲和力较低，出水氮浓度较高。要想获得较低的出水氮浓度，可提高ph值并延长hrt以保证稳定的短程硝化，同时提高曝气量和外加碳源的数量以进行较为彻底的反硝化作用。 采用分子生物学方法(变性梯度凝胶电泳)对sharon反应器内的微生物进行鉴定的结果表明，在该反应器内至少存在四类不同的细菌。对16srrna的分析表明，其优势克隆(占69%)与nitrosomonas eutropha高度相似，反应器内的优势菌为好氧氨氧化菌(nitrosomonas ) 。 在实验室研究的基础上

14、，van kempen等人直接设计出了生产规模的sharon反应器。1997年在荷兰乌得勒支污水处理厂和鹿特丹污水处理厂分别建成并成功运行了两个sharon反应器，容积分别为4500 m3和1500 rn3 0这两个反应器的运行，有效地提高了污水厂出水水质。其中乌得勒支污水处理厂中对硝化率要求较高(>95% )，好氧段停留时间大于1 d，反硝化过程中，cod和n的消耗量之比为3.3 g cod/g n，反硝化主要是经硝酸盐途径实现的，只有部分氮去除是通过短程硝化一反硝化过程实现的。而在鹿特丹污水处理厂，反硝化过程中，cod和n的消耗量之比为2.4 g cod/g n，通过短程硝化一反硝化

15、途径去除的氮估计占到总去除率的70%，如果好氧段时间进一步缩短到1d，这一比例可超过90%。尽管这两个反应器的出水氮浓度不理想(较高)，但其容积负荷较高。在鹿特丹污水处理厂，sharon反应器是利用原有反应池改造而成的，为现有污水厂的技术改造提供了范例。 与硝化一反硝化工艺相比，sharon工艺具有以下优点： 1)硝化与反硝化放在同一个反应器中进行，流程简单； 2)石肖化产生的酸度可部分地由反硝化产生的碱度中和，减少化学试剂用量；3) hrt缩短，减少反应器体积和占地面积，节省基建投资； 4)节省反硝化所需碳源，以甲醇为例，no2-n反硝化比no3-n反硝化可节省碳源40% ；5)需氧量下降2

16、5%，减少动力费用。1.2 异养硝化好氧反硝化特殊的异养硝化好氧反硝化现象是指将硝化作用中产生的硝态氮产物反硝化还原为氮的过程，通常是指在有氧气存在下或在曝气池中，由于氧气向絮体或生物膜中的扩散受限制，或没有很好的混合，导致厌氧反硝化的发生。一般絮体的尺寸在0.15mm或生物膜超过0.1mm(的范围已经足够允许在传统的活性污泥处理系统中形成实际上的反硝化。另外在氧气受限的活性污泥系统中，微生物细胞可以通过同时呼吸氧气和硝酸盐获得较高的生长速率。此时因为污泥絮体中存在部分的厌氧情况，正常的反硝化还是可以发生，因而很难区分这两个过程。 这一技术发现为利用单一细菌、单个反应器在低氧浓度下处理高cn比

17、（>10）的废水提供了生物学基础。1.3 自养反硝化菌的反硝化自养反硝化菌的反硝化是以还原性的无机物（硫化物、h2）为电子供体，以氧化态氮为电子受体进行的反硝化过程。典型的微生物为硫细菌中的脱氮硫杆菌（thiobacillus denitrificans）、氢细菌中的脱氮副球菌（paracoccus denitrificans）等，其反应过程如式（4）、（5）。5s+6 no3-+8h2o h2so4 +6oh-+3n2 （4） 5h2+2no3- h2o +2oh-+n2 （5）1.4 自养硝化菌的反硝化早在1972年就有报道在微藻类条件下，自养硝化菌还原亚硝酸盐为n2o的量是羟胺氧化

18、为亚硝酸盐量的2倍。1995年，mulder等发现在非常低的氧压力下，如do压力在0.3kpa时，系统的最大氨氧化率可达58% 。1997年,hippen等报道了自养微生物在好氧情况下的反硝化，称之为好氧反氨化（aerobic deammonification），此过程的可能途径见图1。这些自养硝化菌转化速率在数量级上比传统的硝化反硝化速率低很多，可以看作是在特殊条件下发生的一类副反应。 图1 好氧反氨化的可能途径1.5 厌氧氨氧化（anammox，anaerobic ammonium oxidation）1.5.1 厌氧氨氧化的发现1977年，奥地利理论化学家brode（1977）根据化学反

19、应热力学推算，预言自然界存在以硝酸盐或亚硝酸盐为氧化剂的氨氧化反应所释放的自由能一点也不逊色。由于当时这种细菌还没有被微生物学工作者发现，brode认为它们是隐藏于自然界的自养型细菌。然而，在brode发表预言后的十多年中，没有人找到这种微生物。直到20世纪90年代，mulder等（1995）利用流化床反应器研究生物反硝化时，发现氨可直接作为电子供体进行反硝化反应，并称其为厌氧氨氧化。九十年代初，荷兰delft 技术大学kluyer生物技术实验室即利用这一生化原理开发出了实用可行的生物脱氮新工艺anammox工艺（fux,et al.,2002）。1.5.2 厌氧氨氧化的机理van de gr

20、aaf等人（1997）采用15n标记试验研究发现nh2oh是最可能的氨氧化电子受体，并推测其代谢途径为（图2）：厌氧氨氧化首先将no2-转化成nh2oh，再以nh2oh为电子受体将nh4+氧化形成n2h4；n2h4转化成n2并为no2-还原成nh2oh提供电子。试验中有少量no2-被氧化成no3-，加入nh2oh和n2h4都能导致产量下降，因此推测no2-氧化成no3-可能为厌氧氨氧化菌固定提供电子。生物转化过程中存在以下平衡关系：nh4+: no2-: no3-=1:1.32:0.26（strous,et al.,1999）。1998年，strous等人通过对厌氧氨氧化富集培养物所得试验数据

21、进行衡算，推测出厌氧氨氧化作用的化学计量表达式如式（6）所示： nh4+ + 1.31no2- + 0.066hco3- + 0.13h+ 1.02n2 + 0.26no3- + 0.066ch2o0.5 + 2.03h2o （6） （6）图2 厌氧氨氧化反应模型（strous,et al.,1999）1.5.3 厌氧氨氧化菌的基本生理生化特征由于厌氧氨氧化菌生长缓慢, 且只有在高浓度时才显示出活性, 用传统的微生物培养方法,至今还没有培养到厌氧氨氧化菌纯培物。 用现代分子生物学技术, 无需纯培养, 已经鉴定出5个厌氧氨氧化菌种, 它们是candidatus “brocadia anammox

22、 idans”、candidatus “kuenenia stuttgartiensis”、candidatus“scalindua sorokinii”、candidatus“scalindua brodae ”、candidatus“scalindua wagneri”。 它们均属于浮霉状菌目( planctomycetales) 。传统微生物培养方法了解到的只是厌氧氨氧化菌混培物的一些基本生理生化特征。厌氧氨氧化富集培养物优势种是一类不发光的椭球形细菌, 电镜下具有不规则形状, 并显示出古细菌的一些特征。厌氧氨氧化菌是革兰阴性菌，是专性厌氧菌， 微生物颜色为红色。. 厌氧氨氧化菌具有较强

23、的适应性, 温度在2043 之间, p h值在6.78.3 之间时, 厌氧氨氧化污泥均表现出一定的活性. 在最适条件下, 最大比氨氧化速率可达55 nmol·min - 1·( mg protein ) - 1 . strous等对最早发现的厌氧氨氧化菌candidatus“brocadia anammoxidans”的生理进行了深入的研究。 这种菌是一种化能无机自养菌, 实验室条件下, 倍增时间为11 d , 生物产率为0.13 g 干重·(g nh4+)- 1 , 对基质nh4+ 和no2-有很强的亲和性。 厌氧氨氧化菌属光敏性微生物, 光能抑制其活性, 降低

24、30 %50 %的氨去除率。 jetten等的研究表明, 氧气、乙炔以及氯霉素、氨苄西林、氯化汞等化学药品在一定浓度下对厌氧氨氧化菌具有较强的抑制作用。strous等发现氧气的抑制是可逆的。厌氧氨氧化菌内部都有一个含有羟胺和联氨氧化还原酶的厌氧氨氧化体( anammoxosome) ,它是厌氧氨氧化分解代谢的场所, 占细胞体积的30 %以上。 厌氧氨氧化体可以完整地从厌氧氨氧化菌中分离出来, 几乎没有rna 或dna , 而只是被一种专门的不可渗透的膜包围. 厌氧氨氧化菌的菌核位于厌氧氨氧化体的外部。1.5.4 厌氧氨氧化工艺的影响因素1.5.4.1 溶解氧浓度 有研究表明，氧能够抑制厌氧氨氧

25、化活性。strous等人(1998)采用序批式反应器研究了氧对厌氧氨氧化的影响。反应器以厌氧和好氧交替运行，在好氧阶段没有厌氧氨氧化反应，只有在厌氧阶段才能发生厌氧氨氧化反应。实验证明，氧对厌氧氨氧化有抑制作用，但除氧后抑制作用可消除。他们还考察了氧对厌氧氨氧化活性的抑制浓度。研究发现，当氧浓度达到0.5 %2.0%空气饱和度时，厌氧氨氧化活性即可被完全抑制(strous, et al., l 997 )。在采用厌氧氨氧化工艺处理实际含氨废水(厌氧消化污泥分离液)时，厌氧氨氧化菌对少量氧并不敏感，原因可能是装置中除厌氧氨氧化菌外，还含有异养菌和有机物，反应消耗了氧。在中试过程中，装置一直敞口并

26、伴有水下搅拌的情况下，厌氧氨氧化反应依然能够高速进行(fux, et a1.,2002 )。1.5.4.2 ph值ph是厌氧氨氧化过程中一个相当重要的环境条件，它不仅直接影响厌氧氨氧化菌，还影响厌氧氨氧化菌基质的有效性。 strous等人(1997)通过试验得到，厌氧氨氧化的适宜ph范围为6.78.3，最大反应速率出现在ph8.0附近。氨和亚硝酸盐都是厌氧氨氧化菌的基质，而其有效成分可能是游离氨和游离亚硝酸。同时游离氨和游离亚硝酸抑制厌氧氨氧化菌活性。anthonisen等研究得出游离氨和游离亚硝酸在水相中的分配比例与ph有密切关系，具体关系可用式（7）、（8）所示： （7） （8）式中，fa

27、游离氨浓度，以nh3计，单位为mg/l； fna游离亚硝酸浓度，以hno2计，单位为mg/l。 t温度，单位为。1.4.4.3 温度 研究表明，厌氧氨氧化的温度范围为643，适宜温度范围为3 040( thamdrup, et al., 2002)。从反应活化能的角度看，厌氧氨氧化反应(活化能70kj/mol)属于较难进行的生物反应。活化能越大，反应对温度变化的敏感性越高，因此，在废水生物处理中，厌氧氨氧化属于对温度变化比较敏感的反应类型，理论上适度提高温度对加速反应是有利的。1.5.4.4 泥龄由于厌氧氨氧化菌生长缓慢，因此在反应器中持留污泥，维持长泥龄对厌氧氨氧化工艺具有至关重要的作用。在

28、以除碳工艺为主的废水生物处理中，涉及的微生物主要是异养型细菌，其倍增时间一般为数十分钟至数小时，工程设计泥龄一般515d;以除氮为主的硝化工艺涉及的微生物主要是自养型硝化细菌，其倍增时间一般为十几小时，工程设计泥龄为1020d;而厌氧氨氧化菌的倍增时间长达11 d (strous, et a1.,1999 )，应此，厌氧氨氧化工艺的泥龄应尽可能长。1.5.4.5 基质浓度 sinninghe等人(2002)发现，厌氧氨氧化菌混培物对氨和亚硝酸盐的亲合力很高，ks<0.1 mg/l。城市污水的氨浓度一般为3050m/l，许多工业废水则更高。采用厌氧氨氧化工艺处理这些废水时，厌氧氨氧化菌通常

29、处于氨饱和状态，只要其他条件合适，可取得较高的生长速率和代谢活性，同时使出水氨浓度降至很低。strous等人(1999)发现，基质氨对厌氧氨氧化活性的影响较小，只要氨浓度低于1 000mg/l，就不会对厌氧氨氧化产生抑制作用。但是基质亚硝酸盐对厌氧氨氧化菌活性的影响较大，一旦亚硝酸盐浓度超过1 00mg/l，就会对厌氧氨氧化产生明显的抑制作用。因此，基质浓度控制的关键是控制亚硝酸盐浓度，一般以低于70mg/l为好。1.5.4.6 有机碳化合物杨洋等人认为厌氧氨氧化污泥中存在着异养反硝化菌，有机碳化合物的存在会导致其与厌氧氨氧化菌之间的基质竞争，从而影响厌氧氨氧化污泥的活性。1.5.4.7 无机

30、盐离子浓度从理论上讲，无机盐离子浓度越高，厌氧氨氧化菌细胞所受的渗透压越大，细胞活性越低。故无机盐离子浓度的高低会对厌氧氨氧化污泥活性产生不同的影响。1.5.5 厌氧氨氧化工艺应用研究现状基于厌氧氨氧化反应原理开发的新型废水生物脱氮工艺主要有两种：单相canon工艺和两相sharon-anammox组合工艺。1.5.5.1 canon工艺在厌氧氨氧化菌富集培养物中存在有一定数量的好氧氨氧化菌，通过控制do浓度可在单一反应器中实现两类细菌的协调生长，从而构成单相canon工艺。其中主要进行了好氧氨氧化作用(如式（9）所示 )和厌氧氨氧化作用(如式（10）所示)，总的反应可表示为式（11）： （9

31、） （10） （11）单相canon工艺的开发尚处于实验室研究阶段，主要存在sbr和气提式反应器两种形式。sliekers等人的研究表明，采用sbr单相canon 工艺脱氮是可行的.通过控制do浓度可调节好氧氨氧化作用和厌氧氨氧化作用转化氨的比例。do浓度为0.07 mg/l时，两种反应达到平衡，可直接获得完全的脱氮，而没有no2-的累积。在氧浓度受限的条件下，好氧氨氧化菌(占45%)和厌氧氨氧化菌(占40%)同存于颗粒污泥中共同起作用，稳定条件下85%的nh4+转化成n2,15%转化成no3-，容积去除率约64mgn/（l·d）。提高氧浓度可获得更好的氨去除效果，但强烈抑制厌氧氨氧

32、化作用，导致总氮去除率下降。sbr单相canon工艺的氮去除负荷较低，主要原因在于:sbr中气一液界面的氧传质速率低，限制了该工艺的处理能力。据报道，气提式反应器中气一液界面的氧传质速率较高，更适宜应用于canon工艺。在sbr单相canon 工艺的基础上，sliekers等人进一步研究了气提式canon工艺的可行性。首先将厌氧氨氧化污泥接种到气提式反应器中进行厌氧氨氧化研究，然后加入含有好氧氨氧化菌的污泥并通入氧气进行canon工艺研究。以模拟废水进行试验时，容积去除率达1500 mg n/（l·d），约为sbr的20倍，但nh4+-n去除率只有42%。单相canon工艺中的生物体

33、往往以颗粒污泥的形式存在，在小颗粒载体上形成膜状结构，可以以生物膜模型来模拟其运行性能。在氧浓度受限的条件下，生物膜外部好氧层发生好氧氨氧化作用，形成的no2- 和nh4+ 渗入内部缺氧区通过厌氧氨氧化而得以去除。根据建立的数学模型推测其在最佳条件下氨去除率可达94%，但总氮去除率只有82%；要想实现完全脱氮，则需降低氮负荷和do浓度，因此如果对出水中氮的要求较高时单相工艺似乎并非最佳选择。另外，厌氧氨氧化菌为严格厌氧菌，对氧的要求极高。要想与好氧氨氧化菌长期共存于同一个反应器，控制水中的do是一个急待解决的工程难题。如果能开发出经济高效的在线监测系统，实现全程自动化操作管理，则canon工艺

34、可成为一项实用性很强废水生物脱氮工艺。1.5.5.2 sharon-anammox工艺sharonanammox工艺分别在两个反应器中实现部分硝化和厌氧氨氧化，能优化两类细菌的生存环境，运行性能稳定。sharon是一种理想的no2-生成装置，sharon和anammox联合脱氮时，只需约50的nh4+-n转化成no2-。van dongen等人小试规模研究了sharonanammox工艺处理污泥消化出水的可行性。sharon和anammox分别采用cstr和sbr反应器，在连续曝气的条件下维持hrt 1 d,稳定运行长达两年多.由于多数污泥消化出水中含有足够的碱(以碳酸盐形式存在)中和硝化过程

35、中产生的酸，无需ph值调节即能取得较好的部分硝化效果。污泥消化出水中53%的nh4+转化成no2-,没有检测到no3-的形成，特别适合用作厌氧氨氧化反应器进水。厌氧氨氧化反应器采用的是sbr反应器，保持过量的nh4+，以促进no2-完全去除。容积负荷为1200 mg n/l·d时，80%以上的nh4+转化成了n2。进一步的研究表明，在厌氧氨氧化反应器中优势菌为浮霉细菌，也存在少量的好氧氨氧化菌，说明sharon反应器出水中的好氧氨氧化菌没有在厌氧氨氧化反应器中累积，对厌氧氨氧化反应器无负面影响。sharon-anammox工艺稳定运行时脱氮效果良好，容积去除率可达750 mg tn/

36、l·d，污泥比活性为0.18 mg tn/mg干重·d。在小试研究的基础上，fux等人又采用两个污水处理厂的污泥消化出水对sharon-anammox工艺的可行性进行了中试研究。sharon和anammox同样是cstr和sbr两种反应器形式，容积分别为2 m3和1.6 m3。试验时，为保证no2-完全去除，可通过超越管道直接将部分污泥消化出水导入厌氧氨氧化反应器，使nh4+处于过量状态。污泥消化出水经sharon反应器后，约58%的nh4+转化成了no2-。30时，其最小hrt约1.2 d，no2-n产量可达350 mg n/l·d， no3-n产量极低。sha

37、ron反应器出水经厌氧氨氧化反应器处理后，90%以上的氮得以去除，厌氧氨氧化反应器的容积去除率可达2400 mg n/l·d。在长达200多天的运行中，污泥产量极少，由于异养型反硝化作用的存在，出水中no3-n浓度也比厌氧氨氧化理论值低3 /4 。试验发现，厌氧氨氧化反应器的处理能力较高，实际应用中厌氧氨氧化反应器的容积可以设计成sharon反应器的1/4。另外，厌氧氨氧化反应器设计成敞口也能成功启动，系统中存在的好氧氨氧化菌可将do耗尽，为厌氧氨氧化菌解除氧毒，使得该工艺的运行操作更加容易。值得注意的是，在以往的工艺研究中，接种污泥大多取自己培养成熟的厌氧氨氧化污泥。在该中试研究中

38、，接种污泥取自污水厂剩余污泥，经长达140 d的运行，n02'-n去除率约85%，但nh4+-n去除率较低。据估计，如果以中试厌氧氨氧化反应器的污泥作为接种污泥启动容积为500 m3的生产性厌氧氨氧化反应器，其启动期需长达8个月。而以普通的剩余污泥作为种泥时，其启动时间则需更长。可见开发这一工艺迫切需要找到适宜的种泥来源，加快厌氧氨氧化反应器启动进程。世界上第一座生产性sharon反应器已于1998年l0月开始在荷兰dokhaven污水处理厂运行，世界上第一座anammox反应塔也于2002年6月在该厂投入使用，主要用于处理污泥硝化液。随着欧洲环境标准的不断提高，该厂经sharon-a

39、nammox工艺对污泥消化液单独进行脱氮处理后，可使整个处理厂出水氮浓度满足未来出水标准。目前，国内还没有生产规模的运行实例。一、 选题背景及意义随着人口大量增加、工农业的迅猛发展和人们生活水平的提高，越来越多的氮素化合物被排入水体中，氮素化合物的过量排放导致了水体的富营养化，严重地污染了水体环境，危害水生生物，如何采用积极有效的措施来解决这一越来越严重的危机，是目前亟待解决的问题。废水中氮的去除方法有物理法、化学法和生物法三种，其中生物法脱氮因污染物转化的条件温和，微生物来源广、繁殖快、对环境适应能力强，被公认为是一种经济、高效和最有发展前途的方法。目前最常用的污水脱氮技术为传统生物脱氮，即

40、通过硝化-反硝化过程使氨氮转化为氮气。硝化和反硝化是两个相互独立的过程，硝化反应借助硝化细菌的作用，要在有氧环境下进行；反硝化反应则借助于反硝化菌的作用，只有在无氧条件下，该反应才能顺利进行；而且该工艺还需要大量的有机碳源作为电子供体，如果c/n<2.5，没有外加有机碳源，反硝化就无法有效地进行，而如果c/n<4，反硝化容器体积要提高1.51.7倍；因此在处理低（超低）c/n比高浓度含氮废水如垃圾渗滤液、消化污泥脱水液、动物养殖场排出液等时该工艺表现出了极大的局限性。20世纪90年代末，生物脱氮技术的新发展突破了传统理论的认识。1994年kuenen等发现某些细菌在硝化反硝化反应中

41、能利用no2-或no3-作电子受体将nh4+-n氧化成n2和气态氮化物；1995年，mulder和van de graaf等用流化床反应器研究生物反硝化时，发现了氨氮的厌氧氨氧化现象。建立短程硝化-反硝化（shortcut nitrification-denitrification）基础上的亚硝酸型硝化（sharon,single reactor high activity ammonium removal over nitrite）和厌氧氨氧化（anammox,anaerobic ammonium oxidation）工艺的联合弥补了传统工艺的缺陷，被认为是一个突破性的创新。该联合工艺对低（

42、超低）c/n比高浓度含氮废水具有高效脱氮作用，最为突出的优点是不需要外加有机碳源，并且相对传统硝化-反硝化工艺节省了25%需氧量，从而降低了投资和运行费用，具有重要的理论和实践意义。匹配厌氧氨氧化的亚硝化要求工艺的参数控制要有利于亚硝态氮的积累，但又和同步硝化反硝化（snd）等一些追求氨氮去除率最大化的短程硝化-反硝化的工艺不同，要求其出水的氨氮与亚硝态氮摩尔浓度比处在约为相等状态，用以匹配厌氧氨氧化的进水要求。因此工艺的实现条件有别于一般的短程硝化，目前国内外对短程硝化反硝化的研究较多，但对匹配厌氧氨氧化的亚硝化的相关研究很少，亚硝化工艺的出水中氨氮的转化率直接影响着厌氧氨氧化的处理效果，是

43、实现整个联合工艺的关键因素之一；此外，目前利用厌氧氨氧化处理高氨废水的研究还很不深入，对厌氧氨氧化的启动及优化、除氨氮的作用机理、微生物学特性、最佳运行模式和运行参数的研究还很不完善，其动力学模型还没有完全建立。本课题立足于国内外亚硝化-厌氧氨氧化联合工艺最新研究成果，以实现在2. 研究的主要内容（1）对cstr反应器实现亚硝酸积累的影响因素进行研究研究温度、ph值、有机物以及溶解氧对cstr反应器中实现亚硝酸积累的影响。自由氨浓度、亚硝酸盐对亚硝酸积累的影响。确定cstr反应器实现亚硝酸积累的最适控制条件。（2）厌氧膜生物反应器处理高浓度氨氮废水的效果及影响因素研究温度、ph值、no2- -

44、n/nh4+-n值对厌氧膜生物反应器处理效果的影响。厌氧膜生物反应器处理高浓度氨氮废水的最佳控制条件。（3）研究厌氧膜生物反应器中实现厌氧氨氧化适宜的控制条件研究温度、ph值、no2- -n/nh4+-n值、自由氨以及亚硝酸盐浓度对厌氧氨氧化反应的影响。研究膜截留对厌氧氨氧化细菌富集的影响。确定厌氧膜生物反应器中实现厌氧氨氧化的最佳控制条件。3. 试验方案1、 试验装置（见附图）fig. 1. schematic diagram of the staged anaerobic and aerobic membrane reactor: (1) feed pump, (2) oxygen sup

45、ply aerator, (3) programming time controller, (4) air backwash aerator, (5) to biogas collector or vent, (6) sucking pump, (7) valve with three flows, (8) granular sludge, (9) stopper with a central hole, (10) porcelain carrier, (11) air diffuser, (12) membrane module, (13) sampling port.2、试验条件温度：恒温

46、32±0.5；ph值7.58.2；水力停留时间2d左右。最高氨氮浓度1200mg/l。2、分析项目及测试方法氨氮：纳氏试剂比色法； 亚硝酸盐：n-（1-萘基)-乙二胺光度法 ;硝酸盐： 酚二磺酸光度法； 溶解氧：溶解氧仪;ph值：thermo orion 828 型ph计; 温度：水银温度计；悬浮固体(ss) 和挥发性悬浮固体(vss) ：标准重量法;总无机氮(tin)： nh4+一n+no2-一n+no3-一ncod：重铬酸钾氧化法。二、 工作的重点与难点，拟采取的解决方案工作重点：研究亚硝化-厌氧氨氧化组合工艺处理高浓度氨氮废水的脱氮性能。研究温度、ph值、碱度、溶解氧以及进水氨

47、氮浓度反应器处理效果的影响。研究亚硝化反应器出水no2- -n/nh4+-n值对厌氧氨氧化反应器除氮性能的影响。研究自由氨、亚硝酸盐浓度对组合工艺处理性能的影响。确定各反应器处理高浓度氨氮废水的最优运行参数。工作难点：亚硝化反应器和厌氧氨氧化反应器的启动；反应器中ph值的控制；亚硝化反应器出水no2- -n/nh4+-n比值的控制；如何维持恒定的膜通量；如何避免因进水条件的突然变化而导致膜出水亚硝酸盐浓度超标。厌氧氨氧化污泥比活性测定。三、 论文工作量及进度四、 论文预期成果及创新点成果：亚硝化-厌氧氨氧化组合工艺处理高浓度氨氮废水的性能和各反应器的最优运行参数。确定厌氧膜生物反应器中实现厌氧

48、氨氧化适宜的控制条件。创新点：采用亚硝化-厌氧氨氧化组合工艺与厌氧膜生物反应器联合处理高浓度氨氮废水。探索在厌氧膜生物反应器中实现厌氧氨氧化适宜的控制条件。五、 完成论文拟阅读的文献1、 许保玖 and 龙腾锐.(2000) “当代给水与废水处理原理.”高等教育出版社.2、 顾国维 and 何义亮.(2002) “膜生物反应器.”化学工业出版社.3、 国家环境保护总局.(2002) “水与废水监测分析方法.”中国环境科学出版社.4、 stephenson , t. , et al. (2000). "membrane bioreactor for wastewater treatme

49、nt." iwa publishing.5、 mulder, a. and g. a. van, et al. (1995). "anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor." fems microbiology ecology 16 (3): 177-184.6、 strous, m. and g. e. van, et al. (1997). "ammonium removal from concentrated waste strea

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