同步硝化和反硝化研究探讨分析研究 环境工程专业

同步硝化和反硝化研究探讨分析研究环境工程专业摘要：如今在脱氮领域里，发现了同步硝化反硝化的脱氮除方法。同步硝化反硝化是一种经济节能的脱氮工艺。传统理念，硝化反硝化过程必须分开，但是事实上，在一定范围内同步硝化反硝化能实现分开后的效果。这里我将对同步硝化反硝化做一下介绍。关键词：同步硝化反硝化碳氮比DO浓度现已知在传统生物脱氮过程中，N2O和NO等多种氮氧化物气体既能产生于硝化阶段又能产生于反硝化阶段，但主要产生于硝化过程[1-4]。文献[5]报道，当硝化盐在缺氧的密闭容器内被反硝化时，水体中的N2O必须积累到一定浓度才能还原为气体N2逸出，N2O最大积累量可达到硝酸盐还原量的50%到80%[6]。这就给生物脱氮提出了新的问题：减少氮氧化物的产生，以减少对大气的污染。同步硝化反硝化脱氮过程是一种新的废水生物脱氮处理工艺，在好氧状态下硝化和反硝化在一个反应器内同时进行。在敞口和曝气的环境中，水体中的N2O很难有效积累达到还原为N2，目前好氧反硝化的代谢机理和脱氮反应模式尚不十分清楚，因此不能肯定脱氮产物和发生量与传统反硝化是相同的。1同步硝化反硝化的理论传统的废水生物脱氮是由两个阶段完成的，即好氧条件下的硝化阶段和厌氧条件下的反硝化阶段。传统的生物脱氮工艺是把硝化和反硝化作为两个独立的阶段分别在不同反应器中进行，如A/A/O、A/O等；或者用来间歇的好氧和厌氧条件来运行，如SBR、氧化沟等。自从20世纪80年代初科学家在纯菌种和混合菌种的培养中相继发现了异养硝化[7-8]和好氧反硝化[3、7、9]现象以来，在以后的二十年里，越来越多的学者发现了同时硝化反硝化的机理，目前主要有微生物絮体的微环境理异养硝化、好氧反硝化、短程硝化和反硝化等理论[10]。关于同步硝化反硝化机理的研究目前国内外比较一致认同的理论有：(1)微环境理论。微生物的体积非常小，因此微生物个体所处的环境也微小的，微生物直接决定微生物个体的活动状态，但是由于微生物的代谢活动和相互间的作用，微环境所处的状态是可变的[11]；宏观环境的变化往往导致微环境的急剧变化和不均匀分布，从而影响微生物群体的活动状态，并在某种程度上出现所谓的表里不一的现象[12]。氧传递和硝态氮传递的不均匀性，曝气状态下菌胶团内也可存在一定比例的缺氧微环境，因此在曝气状态下也可以出现某种程度的反硝化，也就是所谓的同步硝化反硝化现象[13]。(2)好氧反硝化菌理论。近年来，硝化反硝化的理论有了新的重要发现，即许多异氧菌也能完成有机氮和无机氮（氨氮）的硝化过程。而且在很多的生态系统中，还比自氧菌占优势[14-15]；异氧硝化菌同时也是好氧反硝化，因而能在好氧条件下把氨氮直接转化成气态最终产物；另外，还发现一些其他细菌也能耗氧反硝化，如生丝微菌属[16]。(3)中间产物理论。关于硝化作用的生物化学机制，目前已初步搞清楚是按以下途径进行：NH3H2NOHN2N2O(HNO)NONO2NO3-。因为好氧硝化或好氧反硝化产生了中间产物NO2作为气体逸出，构成了好氧条件一部分总氮的损失[17]。与传统的生物脱氮技术相比，同时硝化和反硝化具有不可比拟的优越性：可以减少反应设备的数量和尺寸；降低氧气的供给，从而节省能耗；减少甚至不需要碳源的投加，节省药剂费用等。2同步硝化反硝化的影响因素2.1碳氮比的影响反硝化需要消耗一定量的有机碳源，而废水成分不同，其可生化性不同，从而导致反硝化速率和最佳碳氮比不同。COD浓度太高对脱氮不利，当碳氮比太大时，系统将发生“碳穿透”现象(CarbonBreakthrough)，即过多的碳源阻碍了硝化作用的进行。胡宇华[18]得出的同步硝化反硝化C:N:P的最佳范围是(60~140):5:1，保证99.5%的氨氮去除率的有机碳源浓度为400～1000mg/L。实验者还研究了碳源投加方式对SND的影响，发现采用多次分批补料相对于一次性给料更为合理。高景峰[19]通过在线模糊控制，捕捉PH和ORP的特征点，实现了反硝化时间的实时控制。同时，通过检测PH斜率的变化可以判断碳源是否充足，从而调控碳源的投加。促进反硝化过程的结束。并通过比较不同碳源的pH和ORP变化曲线，可以优选出适合某一系统的碳源。对C/N较低的废水，如某些工业废水和垃圾渗滤液，实现高效同步硝化反硝化的条件之一是使流入的碳源尽量少地被好氧氧化。因为好氧条件下碳源首先被异养菌大量消耗，使系统中碳源处于较低水平，反硝化菌只能利用内源碳进行反硝化，而内源反硝化化反应速度慢，仅为5.4mgNO3-/(L·h)[20]，因而SND效率就低。改进的方法是采取非连续进液方式，使入流的碳源在短时间内被微生物体吸附和吸收，这样生物体可以利用预先储存的碳源来完成反硝化。石利军[21]等人同时认为，在循环流生物膜反应器中，随着C/N的增大，COD去除率、硝化率、反硝化率都增加。当C/N大于20：1时，COD去除效果较好，去除率达到60%以上。当C/N降低到10：1时，COD去除效果持续下降，悬浮物增多。C/N为30：1时，COD去除率、硝化率、反硝化率分别达到90%、80%、70%以上。2.2DO的影响王志盈[12]发现控制DO浓度为0.5～1.0mg/L时，由于亚硝酸菌对有限溶解氧的竞力强于硝酸菌，可实现亚硝酸80%以上的稳定积累。Hyungseok[22]在一个间歇曝气连续进液的反应器(IDEA)中，使得好氧缺氧和厌氧过程交替出现，又利用硝酸菌对外界环境变化的适应性较亚硝酸菌更慢的特点，逐步淘汰前者，实现亚硝酸盐型同步硝化反硝化。试验者得出一个周期内理想DO浓度曲线，和保证出水NH4+和NOX-值都较低的最佳平均DO值(1.0到1.5mg/L)，同时指出采用从底部连续进液方式对于实现亚硝酸盐型同步硝化反硝化具有显著意义。石利军[21]等人认为，在循环流生物膜反应器中，随着DO浓度的降低，COD去除率、硝化率、反硝化都降低。当浓度降低到0.5mg/L时，COD去除率、硝化率、反硝化率分别为60%、40%、10%，硝化菌是好氧菌，反硝化菌是兼性缺氧菌。由于受到膜内扩散阻力的影响，生物膜法比活性污泥法所需的DO浓度要高。3结语我认为同步硝化反硝化去除氮的效果与单纯的硝化或者反硝化差不多，但是它在经济上的有时却显而易见。它不仅实现了硝化与反硝化在同一个密闭容器中同步进行，而且可以节省大量能耗，节省药剂费用，使投资成本大大降低。而C/N和DO作为影响同步硝化反硝化的两大因素，如果控制好，可是使同步硝化反硝化效果达到最佳。将C/N和DO分别控制在5：1和0.5～1.0mg/L左右，能更好的达到同步硝化反硝化的最佳效果。这种同步硝化反硝化的新技术的开发对于脱氮领域而言意义是非常重大的，是一个新的起点，新的变革！参考文献[1]AndersonIC,PothM,AcomparisonofNOandN2Oproductionbytheautotrophicnitrifiernitrosomonaseuropaeaandtheheterotophicnitrifieralcaligenesfaecalis[J],ApplEnvironMicrobiol,199359(11):3525-3533[2]PapenH,vonBergR,Heterotrophicnitrificationbyalcaligenesfaecalis:NO2-,NO3-.N2OandNOproductioninexponentiallygrowingcultures[J].ApplEnvironMicrobiol,1989,55(8):2068-2072[3]吕锡武,李锋,稻森悠平等,氨氮废水处理过程中的好氧反硝化研究[J],给水排水,2000,26(4):17-20.[4]刘军,王斌,潘登等,好氧脱氮过程中脱氮途径的初探[J].工业水处理,2003,23(11):53-56.[5]张光亚,闵航,陈美慈等,氧化亚氮形成的微生物学分子机制研究发展[J],应用与环境生物学报,2001,7(5):507-510.[6]MarshallSpector,Productionanddecompositionofnitrousoxideduringbiologicaldenitrification[J].WaterEnvironRes,1998,(70):1096-1098.[7]LesleyARobertson,EdWJVanNiel,RobAMTorremansetal.SimultaneousnitrificationanddenitrificationinaerobicchemostatculturesofThiosphaerapantotropha[J].Appl.Environ.Microbiol,1998,54(11):2812-2818.[8]DomenicCastignetti,ThomasCHollocher,Heterotrophicnitrificationamongdenitrifiers[J].Appl.Environ.Microbiol,1984,47(4):620-623.[9]ChristineHelmer,SabineKunst,Simultaneousnitrification/denitrificationinanaerobicbiofilmsystem[J].Wat.Sci.Tech.,1998,37(4-5):183-187.[10]张鹏,周琪,宋乐平等,同时硝化反硝化研究进展[J],重庆环境科学,2001,23(6):20-24.[11]严煦世,水和废水技术研究,北京:中国建筑工业出版社,1991.[12]郑兴灿,李亚新,污水除磷脱氮技术,北京:中国建筑工业出版社,1998.[13]李丛娜,吕锡武,吴华明,溶解氧及活性污泥浓度对同步硝化反硝化的影响,华东给水排水,2002,(3):12.[14]RobertsonLA,VanNeilEWJ,TorremansRAMetal.Simultaneousnitrificationanddenitrificationinaerobicchemostatculturesofthiosphaera.ApplEnvironMicrobiol,1998,54(11):2812-2818.[15]ZhaoHW,DonaldsM.Controllingfactorsforsimultaneousnitrificationanddenitrificationinatwo-stageintermittentaerationprocesstreatingdomesticsewage.WaterResearch,1999,33(4):961-978.[16]MeibergJBM,BruinenbergPM,HarderW,EffectofdissolvedoxygentensiononthemetabolismofmethylatedaminesinhyphomicrobiumXintheabsenceandpresenceofnitrate:aerobicdenitrification.J.Gen.Microbiol.1980,120:453-463.[17]吕锡武,同时硝化反硝化的理论和实践,环境化学,2002,21(6):564-570.[18]胡宇华,丁富新,范轶等,有机碳源对同时硝化/反硝化过程的影响[J],环境工程,2001,19(4):17-20.[19]高景峰,彭永臻,王淑莹,SBR法反硝化模糊控制参数pH和ORP的变化规律[J],环境科学,2002,23(1):39-44.[20]王志盈,刘超翔,袁林江等,低溶氧下生物流化床内亚硝化过程的选择特性研究[J],西安建筑科技大学学报,2000,32(1):4-7.[21]石利军,王旭江,杨凤林,王炳钧,张兴文等,循环流