同步硝化反硝化生物脱氮技术研究进展

同步硝化反硝化生物脱氮技术研究进展

氮是水体富营养化和污染的重要物质。氮和磷的排放在废水中越来越受到重视。高效脱氮除磷工作的研究越来越重要。根据传统的脱氮理论:氨氮的去除是通过硝化和反硝化两个独立过程实现的,由于对环境的要求不同,两过程不能同时发生。现行的生物脱氮工艺是把硝化和反硝化分别作为空间上(不同的反应器)或者时间上(间歇的好氧和厌氧)的两个独立的阶段实现氮的去除,这样往往造成系统复杂,能耗较大,且运行管理不便。在同一处理系统中实现同步硝化反硝化过程,硝化反应和反硝化反应可在相同的条件和系统下进行,简化了操作的难度。实现同步硝化反硝化并达到两过程的动力学平衡,将大大简化生物脱氮工艺并提高脱氮效率,从而节省投资、提高处理效率。因此,近年来国内外对同步硝化反硝化(simultaneousnitrificationanddenitrification简称SND)生物脱氮开展了深入的研究。结合近年来国内外最新研究成果,从实现机理和影响因素方面对同步硝化反硝化生物脱氮技术加以综述。1实现单硝化反硝化的机理1.1生物反应器及宏观环境很早以前,在那些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中,人们就多次观察到曝气系统中氮的非同化损失,其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右[1一2]。一般而论,即使在好氧性条件为主的活性污泥系统中,特别是采用点源性曝气装置或曝气不均匀时,往往会出现较大范围的局部缺氧的环境,此为生物反应器的大环境,及宏观环境。事实上,在生产规模的生物反应器中,完全均匀的混合状态并不存在,因此在曝气阶段出现某种程度的反硝化即同步硝化反硝化的现象是完全可能的。1.2好氧颗粒污泥的生物脱氮微环境理论考虑活性污泥和生物膜的微环境中各种生态因子(如溶解氧、有机物及其它营养物质)的传递与变化如图1,各类微生物的代谢活动及其相互关系,以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的变化,认为:在微生物絮体或者生物膜内由于氧扩散的限制,会形成溶解氧(DO)的梯度,微生物絮体或生物膜的外表面DO浓度高,以好氧硝化菌及氨化菌为主;深入絮体内部,氧传递受阻及外部氧的大量消耗,产生缺氧区,反硝化菌占优,从而形成有利于实现同步硝化反硝化的微环境。最初,国内外研究人员利用固定化微生物技术对生物脱氮过程加以强化。DosSantos等以海藻酸钠和K角叉菜胶为载体分层包埋硝化菌和反硝化菌,该法类似于传统先硝化后反硝化脱氮工艺。在好氧条件下,连续运行时氮的去除率高达5.1mmolN/(m3.s)。Uemoto等对混合包埋的硝化菌和反硝化菌的研究发现,运行一段时间后在载体内会自然形成硝化菌集中于外层,反硝化菌集中于内层,中间过渡层二者共存的现象,因此,没有将二者分层包埋的必要。曹国民等以PVA(聚乙烯醇)为载体,采用冷冻一解冻法混合固定富集培养的硝化菌和反硝化菌,对其在好氧条件下同时进行硝化和反硝化进行了大量的研究,建立了底物(氨氮)去除动力学模型,并确定了模型中的相关参数。近几年,借鉴厌氧颗粒污泥培养的成功经验,国内外学者均在SBR中培养出好氧颗粒污泥。具有一定大小尺寸(>100μm)的好氧颗粒污泥,由于氧扩散的限制,其内部能形成实现同步硝化反硝化的微观环境—缺氧或厌氧区。利用好氧颗粒污泥进行生物脱氮的优势在于:颗粒污泥具有的良好活性以及沉降性能,可维持生物反应器内较高的生物相浓度,具有良好的生物脱氮效率;好氧颗粒污泥天然的生物层分布确保了最佳的生物反应效率,保证了高效的生物脱氮。研究结果表明:在SBR反应器中,NH3—N、TN的去除率高达95%和60%,氨氮负荷约0.18kgNH3—N/(m3·d)。1.3好氧反硝化菌20世纪80年代以来,生物科学家研究发现许多硝化菌如荧光假单胞菌(Pseudomonasflurescens)、粪产碱菌(Alcaligenesfcealis)、铜绿假单胞菌(Pseud--oomonasaeruginos)等都可以对有机或无机氮化合物进行异养硝化。同时,国内外大量文献报道在实验室里进行硝化细菌纯培养和混合培养以及处理垃圾渗滤液的研究中均发现了好氧反硝化现象的存在。目前已知的好氧反硝化菌有Pseudomonasspp、Alcaligenesfacealis、Thiosphaerapantotropha等。好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现,打破了传统理论认为的硝化反应只能由自养细菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点。Robertson等还以Thiosphaerapantotropha为例提出了好氧反硝化和异养硝化的工作模型。Thiosphaerapantotropha以及其他好氧反硝化菌利用硝酸盐/亚硝酸盐的呼吸作用(好氧反硝化)、氨氧化(异氧硝化)以及最后一步中聚β羟丁酸(PHB)的形成作为过量还原能量的转换。同时,指出好氧反硝化和异养硝化的反应速率随溶解氧浓度的增加而减小。Kuenen及Robertson等还发现,许多异养硝化菌同时也能进行好氧反硝化反应,在产生NO3-和NO2-的过程中将这些产物还原,即直接将NH4+—N转化为最终气态产物而去除。因此,从生物学角度来看同步硝化反硝化生物脱氮是可能的。2影响同时硝化反硝化的因素2.1对同步硝化反硝化体系的总体性能有机碳源作为生物生长代谢必需的物质和能量来源,被认为是实现完全生物反硝化的最关键因素之一。对于同步硝化反硝化体系,由于硝化与反硝化反应同时发生,相互制约,使得有机碳源对整个反应体系的影响尤为重要。对于同步硝化反硝化体系来说,存在一个碳源的浓度范围,使得氨氮的降解能达到一个较高的水平。有机碳源浓度过低,满足不了反硝化的需要;浓度过高,使得硝化菌的同化作用占优而不利与氨氮的去除。胡宇华等在有机碳源对同步硝化反硝化过程的影响的研究中提出:氨氮初始浓度为35mg/L时,使得氨氮降解率在99.5%以上的有机碳源浓度区间是400～1000mg/L。当采用易降解的有机物作为碳源时,由于好氧阶段的大量消耗以及絮体内浓度扩散阻力,无法保证后期的反硝化反应C/N比需求。胡宇华等提出分批补料的方式,可以获得很好的氨氮去除效果。2.2硝化反应的最低溶解氧控制系统的溶解氧在一定范围内,对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。Pochana指出适于硝化反应的溶解氧浓度应该高于2mg/L,否则溶解氧将成为反应的限制因素;同时,0.2mg/L被认为是硝化反应发生的最低溶解氧要求。另一方面,反硝化反应的溶解氧应控制在0.5mg/L以下,高于此值反硝化反应将受到严重抑制。对于同步硝化反硝化反应来说,溶解氧不应太高,因为过高的溶解氧浓度一方面使得氧的穿透能力增强,造成污泥絮体内难以形成缺氧区;另一方面使得异养好氧菌活性增强,有机物的氧化速率提高,造成反硝化能力因无碳源或碳源不足而下降。Munch的研究表明,溶解氧浓度在0.5mg/L左右时,由于硝化速率等于反硝化速率,从而导致了完全的同步硝化反硝化。2.3乡村缺氧环境下的反硝化反应微环境理论将同步硝化反硝化的机理归为一种物理现象,由于微生物絮体内氧扩散的限制,在其内部存在一定范围的缺氧区,形成了有利于反硝化的微环境。Pochana等采用动态微生物絮体模型的研究表明:微生物絮体的同步硝化反硝化能力随活性污泥絮体大小的增加而提高,絮体平均直径为382μm时,可实现98.5%的SND,当平均直径减小到155μm时,只能达到26.3%的SND。2.4游离氨浓度的影响同步硝化反硝化过程中通过合理的调控,使硝化过程只进行到亚硝化阶段并直接由亚硝酸盐进行反硝化,形成所谓的短程硝化反硝化,则可以在好氧阶段减少25%的需氧量,缺氧阶段减少40%的有机碳源,反硝化速率提高63%。游离氨的浓度对亚硝酸的积累有较大的影响,且硝酸菌比亚硝酸菌更为敏感。在溶液中游离氨的存在又受到pH的影响。Anthonisen等绘制的不同pH、NH4-—N浓度下游离氨对硝化细菌的抑制区域图显示,高pH与高NH4-—N浓度的结合使游离氨浓度远远超过硝化菌的抑制范围,导致硝酸菌群的消失,获得了高程度的亚硝酸化。硝化菌对pH值的变化十分敏感,对其生长适宜的pH值为8.0～8.4之间。与此同时,对反硝化反应最适宜的pH值是6.5～7.5,pH高于8或者低于6,反硝化速率将大为下降。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的互补性,同步硝化反硝化的最适pH值应在7.5左右。3同步硝化反硝化技术的应用展望同步硝化反硝化技术的产生为今后污水处理降低投资并简化生物脱氮过程提供了可能性,目前在荷兰、德国等已有利用同步硝化反硝化脱氮工艺的污水处理在运行。目前同步硝化反硝化的研究在以下方