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短程硝化反硝化生物脱氮技术短程硝化反硝化生物脱氮技术引言近年来，随着城市化进程的加快和人口的迅速增长，污水处理厂在城市环境中扮演着至关重要的角色。
污水中氮的浓度过高，容易造成水体富营养化，影响水质，对水生生物和人类健康产生不利影响。
因此，对污水中氮的有效去除成为了污水处理工艺的重要研究方向。
背景氮是一种不可替代的生物元素，对生物体的生长和发育具有重要影响。
然而，过高浓度的氮对水体环境产生负面影响。
目前，世界上使用最广泛的氮去除方法是硝化和反硝化。
传统的污水处理工艺采用全程硝化反硝化技术，即将氨氮通过好氧硝化作用转化为亚硝酸盐，再通过厌氧反硝化作用转化为氮气，从而实现氮的去除。
然而，全程硝化反硝化技术存在几个问题：首先，硝化和反硝化两个过程分开进行，需要两个不同的环境条件，增加了处理工艺的复杂性；其次，亚硝酸盐容易被氧化为硝酸盐，导致氮的去除效率下降；最后，传统工艺通常需要较长的停留时间和大量的废液处理。
短程硝化反硝化生物脱氮技术的原理短程硝化反硝化技术克服了传统全程硝化反硝化的一些不足，在氮的去除效率和处理效果上具有一定的优势。
短程硝化反硝化生物脱氮技术是同时进行硝化和反硝化过程的一种处理方法。
通过合理调节反应器的操作条件和控制意图，可以实现在同一反应器中达到硝化和反硝化的目的。
短程反应器通常使用拟氧条件，提供带氧和无氧环境，从而满足硝化和反硝化反应的需求。
短程硝化反硝化生物脱氮技术的核心是合理控制和利用硝化反硝化菌的转化能力。
传统的全程硝化反硝化中硝化菌主要通过氨氧化过程将氨氮转化为亚硝酸盐，然后反硝化菌将亚硝酸盐通过反硝化过程转化为氮气。
而短程硝化反硝化则是通过单一菌株或混合菌株的双重能力实现硝化和反硝化，从而达到了节约空间和提高氮去除效率的目的。
应用案例短程硝化反硝化生物脱氮技术已经在一些污水处理厂得到了应用，并取得了良好的效果。
以某污水处理厂为例，该处理厂采用了短程硝化反硝化生物脱氮技术，取得了显著的效果。
《短程硝化反硝化生物脱氮技术》篇一一、引言随着人类社会的高速发展，工业化和城市化进程不断加快，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染成为水环境治理的重要难题。
短程硝化反硝化生物脱氮技术作为一种新型的生物脱氮技术，因其高效、节能、环保等优点，受到了广泛关注。
本文将介绍短程硝化反硝化生物脱氮技术的原理、应用及优势，并探讨其发展前景。
二、短程硝化反硝化生物脱氮技术原理短程硝化反硝化生物脱氮技术是指在一定条件下，通过生物反应过程实现氮的去除。
其基本原理包括硝化反应和反硝化反应两个过程。
1. 硝化反应：在好氧条件下，氨氮通过亚硝酸盐型硝化过程被氧化为亚硝酸盐，此过程由亚硝酸盐菌完成。
2. 反硝化反应：在缺氧条件下，亚硝酸盐通过反硝化过程被还原为氮气，从而实现氮的去除。
此过程由反硝化菌完成。
短程硝化反硝化生物脱氮技术的关键在于实现亚硝酸盐的积累，即在硝化过程中将氨氮直接氧化为亚硝酸盐，而非传统意义上的硝酸盐。
这有助于降低能耗，提高反应效率。
三、短程硝化反硝化生物脱氮技术的应用短程硝化反硝化生物脱氮技术已广泛应用于城市污水处理、工业废水处理和农业废水处理等领域。
在城市污水处理中，该技术可有效去除污水中的氮，降低污水排放对环境的污染。
在工业废水处理中，该技术可处理含有高浓度氨氮的废水，如化肥、制药等行业。
在农业废水处理中，该技术可处理养殖业废水，减少氮磷等营养物质的排放，保护水生态环境。
四、短程硝化反硝化生物脱氮技术的优势相比传统生物脱氮技术，短程硝化反硝化生物脱氮技术具有以下优势：1. 节能：通过实现亚硝酸盐的积累，降低了能耗，提高了反应效率。
2. 高效：该技术可快速去除污水中的氮，提高处理效率。
3. 环保：该技术可有效降低污水排放对环境的污染，保护水生态环境。
4. 灵活性：该技术适用于不同来源的废水处理，具有较好的灵活性和适应性。
五、发展前景随着环保意识的不断提高和政策的不断推动，短程硝化反硝化生物脱氮技术将得到更广泛的应用。
短程硝化反硝化的研究进展摘要短程硝化反硝化技术主要用于处理高氨氮质量浓度和低C/N比的污水。
成功实现短程硝化反硝化技术的关键是将硝化反应控制并维持在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化。
本文探讨了短程硝化反硝化的机理并对氨氧化菌的分子生物学研究进行了分析，同时探讨了A/SBR工艺的应用。
关键词短程硝化反硝化氨氧化菌A/SBR1 引言近年来，随着工业化和城市化进程的不断提高，大量氮、磷等营养物质进入水体，水体富营养化的现象日益严重，由于常规的活性污泥工艺硝化作用不完全，反硝化作用则几乎不发生，总氮的去除率仅在10%～30%之间，出水中还含有大量的氮和磷[1]。
因此，只有对常规的活性污泥法进行改进，加强其生物脱氮功能，才能解决日益突出的受纳水体“富营养化”问题。
目前，各城市污水处理厂均应用新的运行方法和控制策略进行脱氮除磷。
随着新的微生物处理技术的介入，污水处理设施的功效得到显著提高。
短程硝化反硝化技术对于处理这种污水在经济和技术上均具有较高的可行性。
短程硝化反硝化技术已成为脱氮领域研究的热点。
其研究内容主要集中在实现氨氧化菌在反应器的优势积累、构造适于氨氧化菌长期稳定生长并抑制亚硝酸氧化菌的最佳环境因素、优化过程控制模式实现持续稳定的短程硝化等。
2 短程硝化反硝化的机理生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程。
第一步是由氨氧化菌( ammonium oxidition bacteria，AOB) 将NH4-N氧化NO-2-N的亚硝化过程;第二步是由亚硝酸氧化菌( nitrite oxidition bacteria，NOB) 将NO-2-N氧化为NO-3-N的过程。
然后通过反硝化作用将产生的NO-3-N经由NO-2-N、NO或N2O转化为N2，NO-2-N 是硝化和反硝化两个过程的中间产物。
V oets等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程NO-2-N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化生物脱氮的概念[2]。
生活污水同步硝化反硝化脱氮研究一、本文概述随着城市化进程的加速和人口规模的不断扩大，生活污水的处理和脱氮问题日益凸显，成为环境保护领域的重要研究课题。
其中，同步硝化反硝化（SND）作为一种高效、节能的脱氮技术，受到了广泛关注。
本文旨在探讨生活污水同步硝化反硝化脱氮的研究现状、影响因素、技术优化以及实际应用前景，以期为生活污水的有效处理和氮素减排提供理论支持和实践指导。
本文将对同步硝化反硝化脱氮的基本原理进行介绍，阐述其在生活污水处理中的应用优势及限制因素。
通过综述国内外相关研究成果，分析影响同步硝化反硝化脱氮效果的关键因素，如微生物群落结构、环境条件、碳源种类等。
在此基础上，探讨如何通过技术优化和创新，提高同步硝化反硝化脱氮的效率和稳定性。
结合实际案例，分析同步硝化反硝化脱氮在生活污水处理中的实际应用效果，展望其未来的发展前景和研究方向。
通过本文的研究，旨在为生活污水的脱氮处理提供科学依据和技术支持，推动相关领域的技术进步和可持续发展。
二、同步硝化反硝化脱氮技术的研究进展随着环境保护意识的提高和污水处理技术的发展，同步硝化反硝化脱氮技术（SND）作为一种高效、节能的污水处理方法，受到了广泛关注。
近年来，关于SND技术的研究进展主要体现在反应机理、影响因素以及工艺优化等方面。
在反应机理方面，研究者们通过深入探究SND过程中微生物的群落结构、代谢途径以及电子传递链等关键要素，揭示了SND技术的生物学本质。
这些研究不仅为SND技术的应用提供了理论基础，也为后续的优化和改进提供了方向。
在影响因素方面，温度、pH值、溶解氧浓度、碳氮比等因素对SND过程的影响得到了广泛研究。
通过调控这些因素，可以有效地提高SND技术的脱氮效率。
例如，适当提高反应温度可以加速微生物的代谢活动，从而提高SND速率；而控制适当的溶解氧浓度则可以避免硝化和反硝化过程之间的竞争，实现两者的协同进行。
在工艺优化方面，研究者们通过改进反应器结构、优化曝气方式、引入外源碳源等手段，不断提高SND技术的处理效果和运行稳定性。
A2O工艺处理生活污水短程硝化反硝化的探究摘要：随着城市化的加速推行和人口的不息增长，生活污水治理已经成为当今社会面临的一个重要问题。
本探究旨在探究利用A2O工艺处理生活污水短程硝化反硝化的可行性，通过对A2O工艺原理和处理效果的分析，得出了A2O工艺可作为一种有效的生活污水处理方法，具备较高的塞尔托条件呼应率和较低的氮磷排放。
1. 引言生活污水处理是一个复杂而严峻的问题，迫切需要寻找高效、低成本的处理方案。
而A2O工艺具备一定的生活污水处理潜力，本探究旨在对A2O工艺的处理效果进行实证探究和深度探讨。
2. A2O工艺的原理A2O工艺同时包括活性污泥法(A)、氨氧化法(An)和反硝化过程(O)。
在A2O工艺中，利用好氧区进行生化处理，通过硝化和脱硝过程来实现对生活污水中废水的处理。
3. 试验方法选取实际生活污水作为试验对象，接受塑料填料填充进A2O反应器中。
监测并记录反应器内氨氧化菌和反硝化细菌的数量，并对一系列影响因素进行监测，如温度、pH值和溶解氧浓度等。
4. 结果与谈论试验结果表明，A2O工艺在短程硝化反硝化过程中具备良好的处理效果。
Nitrifiers和denitrifiers的数目增加，随着A2O工艺的推行，硝化率也得到提高，达到了预期目标。
探究还发现，温度对Nitrifiers的生长和活性具有明显的影响。
此外，pH值和溶解氧浓度也对A2O工艺的处理效果有着一定的影响。
5. 应用前景与挑战由于A2O工艺处理生活污水在短程硝化反硝化过程中取得良好效果，因此其应用前景宽广。
然而，A2O工艺也面临着一些挑战，如微生物生长不稳定、外部环境因素的干扰等，这些都需要进一步的试验和探究来解决。
6. 结论本探究通过A2O工艺处理生活污水短程硝化反硝化的试验，证明了A2O工艺作为一种高效的生活污水处理方法。
将来的探究应该进一步完善该工艺，克服其存在的挑战，并应用到实际生活污水处理中，以推动环境保卫和可持续进步的进程。
短程硝化反硝化生物脱氮技术短程硝化反硝化生物脱氮技术随着城市化进程的不断加快和人口的不断增加，废水处理成为城市环境建设中的一项关键任务。
废水中的氮污染成为严重的环境问题，对水生态系统和人类健康造成了威胁。
因此，寻找高效、经济、可持续的氮污染控制技术变得尤为重要。
短程硝化反硝化生物脱氮技术是一种先进的废水处理技术，可以高效地去除废水中的氮污染物。
其原理是通过调节废水处理系统中的氧气供应条件和生物菌群的运行状态，实现氨氮在较短的时间内从废水中转化为氮气的过程。
这项技术的核心是利用硝化和反硝化两步反应，将废水中的氨氮转化为较为稳定的氮气。
在硝化过程中，废水中的氨氮通过细菌的氧化作用转化为硝酸盐氮，而在反硝化过程中，废水中的硝酸盐氮通过细菌的还原作用转化为氮气。
通过这两个步骤的有机结合，可以高效去除硝酸盐氮和氨氮。
短程硝化反硝化生物脱氮技术具有许多优点。
首先，其技术流程相对简单，操作方便。
其次，该技术过程中的能耗较低，成本相对较低。
另外，短程硝化反硝化生物脱氮技术对氮污染的去除率高，处理效果好，能够将废水中的氮成分降到国家标准以内。
同时，该技术还可以减少化学药剂的使用，降低化学药剂对环境的污染。
然而，短程硝化反硝化生物脱氮技术仍然面临一些挑战和问题。
首先，该技术对于废水中的有机物浓度要求较高，当有机物浓度较低时，可能会导致废水处理效果不佳。
其次，由于生物反应器中的生物菌群对外界环境的影响较为敏感，当环境条件发生变化时，可能导致生物菌群的运行状态发生不稳定，进而影响整个处理系统的效果。
因此，为了更好地应对这些问题，我们需要采取一系列的优化措施。
首先，可以通过提高废水有机物浓度、调整操作参数、增加气体供应以及提高生物菌群的抗冲击能力等措施，来提高技术的处理效果。
其次，可以采用生物膜反应器等工艺改进手段，来提高处理系统的稳定性和抗干扰能力。
总之，短程硝化反硝化生物脱氮技术是一种高效、经济、可持续的废水处理技术，对解决废水中的氮污染问题具有重要意义。
AO短程硝化反硝化耦合污泥水解脱氮性能研究的开
题报告
1.课题背景
随着城市化进程的加快，城市污水处理厂的废水排放量不断增加，其中氮污染问题是一个严重的环境问题。
氮在水体中的含量不仅会对水生生物产生影响，还可能引起蓝藻水华等环境问题。
因此，研究城市污水处理厂的氮污染问题是非常必要的。
硝化反硝化是当前城市污水处理厂常见的技术，而短程硝化反硝化耦合污泥水解是一种新兴的技术，其占地面积小、处理效果好等优点被越来越多的科学家关注。
2.目的和意义
本研究旨在研究AO短程硝化反硝化耦合污泥水解脱氮的性能，探究该技术在城市污水处理方面的应用前景。
具体包括了硝化反硝化耦合污泥水解的工艺参数选优，实验模型构建及实验条件调整等内容。
该研究的意义在于解决城市污水处理中氮污染问题，为城市污水处理厂提供科学依据。
3.研究内容
本研究的重点内容包括：短程硝化反硝化微生物的筛选与培养，AO 短程硝化反硝化耦合污泥水解反应器的搭建与调整，AO短程硝化反硝化耦合污泥水解反应器中氮素去除效率的实验研究，工艺参数的选优，实验模型构建与调节等内容。
4.研究方法
本研究采用综合性实验方法，通过对短程硝化反硝化微生物筛选培养、反应器搭建、实验条件调整等环节的实验研究，获得AO短程硝化反硝化耦合污泥水解脱氮的性能指标，并对工艺参数进行选优。
5.预期成果
本研究的预期成果包括：得到AO短程硝化反硝化耦合污泥水解脱氮性能的具体指标，掌握该技术的优化工艺参数，为城市污水处理厂提供依据。
同时，还将展示短程硝化反硝化微生物筛选培养、反应器搭建、实验条件调整等方面的研究成果。
A2-O-BAF工艺短程硝化模式下反硝化除磷技术在处理低C-N城市污水中的效能随着城市化进程的不息推行，城市污水处理成为了一个重要的环境治理问题。
污水中的有机物和氮磷等营养物质含量较高，若果直接排入环境中会对水体造成严峻污染，恐吓到生态安全和人民健康。
为了解决这一问题，科学家们开发了许多不同的污水处理技术，其中A2/O-BAF工艺短程硝化模式下的反硝化除磷技术在处理低C/N城市污水中呈现出了良好的效能。
A2/O-BAF工艺是指通过A段和O段两个区域分别进行污水处理，再将处理后的水送往BAF反硝化除磷区进行进一步处理的技术。
这种工艺结合了好氧处理和厌氧处理的优势，可以高效降解有机物和去除氮磷等污染物。
在传统A2/O-BAF工艺的基础上，探究人员引入了短程硝化模式，进一步提高了工艺的效能。
短程硝化是指通过合理控制反硝化区域的氧气浓度和氧化还原电位等条件，将反硝化区域划分成两个或多个互不连通的子区域，以实现硝化和反硝化的分区处理。
通过控制硝化和反硝化菌群的分布，可以提高反硝化菌的比例，进一步增强反硝化除磷的效能。
短程硝化模式下反硝化除磷技术的引入，可以有效地提高污水处理系统对低C/N城市污水中氮磷的去除效果。
反硝化除磷技术是一种通过硝化亚硝化反硝化菌来达到同时去除氮磷的方法。
在低C/N城市污水中，废水中有机物的含量较低，但氮磷含量依旧较高。
传统的处理方法并不能很好地去除这些营养物质，而引入反硝化除磷技术可以通过脱氮和除磷同步进行的方式，将废水中的氮磷去除率提高到较高的水平。
在A2/O-BAF工艺短程硝化模式下，反硝化除磷技术的核心是合理控制反硝化区域的环境条件。
通过调整反硝化区域的氧气浓度和氧化还原电位，可以实现有规律的硝化和反硝化过程。
探究表明，在反硝化区域中硝化菌的分布较为匀称，而反硝化菌的分布更为集中，这有利于提高反硝化除磷的效率。
此外，反硝化除磷技术对污泥产生量的缩减也具有一定的优势，可以缩减废水处理过程中的处理成本。
第26卷第5期2006年5月环 境 科 学 学 报 Acta Scientiae Circu m stantiaeVol .26,No .5May,2006基金项目:国家自然科学基金-国际(地区)重大合作项目(No .50521140075);国家自然科学基金(No .20377003);北京市重点实验室开放基金Supported by the Nati onal Natural Science Foundati on of China (No .20377003);The Key I nternati onal Cooperative Pr oject of NSFC (No .50521140075);The Open Pr oject of Key Laborat ory of Beijing作者简介:马 勇(1976—),男,博士;3通讯作者(责任作者),E 2mail:pyz@bjut .edu .cnB i ography:MA Yong (1976—),male,Ph . D.;3Correspond i n g author ,E 2mail:pyz@bjut .edu .cn马 勇,王淑莹,曾 薇,等.2006.A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究[J ].环境科学学报,26(5):703-709Ma Y,W ang S Y,ZengW ,et al .2006.A /O p il ot 2scale nitr ogen re moval p r ocess treating domestic wastewater Ⅰ.The study of short 2cut nitrificati on and denitrificati on[J ].Acta Scientiae Circum stantiae,26(5):703-709A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究马 勇1,王淑莹2,曾 薇2,彭永臻1,2,3,周 利31.哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨1500902.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京10002231青岛理工大学环境与市政学院,青岛266033收稿日期:2005208219 修回日期:2006203221 录用日期:2006203221摘要:应用A /O 生物脱氮中试试验装置处理实际生活污水,从pH 、污泥浓度(MLSS )、自由氨(F A )、温度、污泥龄(SRT )、溶解氧(DO )和水力停留时间(HRT )等方面系统的分析了A /O 工艺实现短程硝化反硝化的主要影响因素。
结果表明,DO 浓度是A /O 工艺实现短程硝化反硝化的主要因素,由F I SH 检测发现长期控制低DO 浓度(0.3～0.7mg ・L -1)可以导致亚硝酸盐氧化菌(NOB )的淘洗,从而实现稳定的亚硝酸盐积累率,试验获得平均亚硝酸氮积累率为85%,有时甚至超过95%。
提高DO 浓度,1周内亚硝酸氮积累率从85%降到10%,继续维持低DO 浓度,大约需要2个污泥龄时间才可重新恢复到较高的亚硝酸氮积累率(>75%)。
低DO 浓度下,试验初期污泥沉淀性能随着亚硝酸氮积累率的增加而变差,而在试验后期,无论亚硝酸氮积累率多高,污泥沉淀性能一直很好,S V I 值处于80～120mL ・g -1关键词:A /O 中试装置;生活污水;短程硝化反硝化;低DO,亚硝酸氮积累;F I SH 文章编号:025322468(2006)0520703207 中图分类号:X70311 文献标识码:AA /O p ilot 2sca le n itrogen re m ova l process trea ti n g do m esti c wa stewa ter Ⅰ.Thestudy of short 2cut n itr i f i ca ti on and den itr i f i ca ti onMA Yong 1,ZENG W ei 2,WANG Shuying 2,PENG Yongzhen1,2,31.School of Munici pal and Envir onmental Engineering,Harbin institute of Technol ogy,Harbin 1500902.Key Laborat ory of Beijing f orW ater Envir onmental Recovery Engineering,Beijing University of Technol ogy,Beijing 1000223.I nstitute of Envir onment &Munici pal Engineering,Q ingdao technol ogical University,Q ingdao 266033Rece i ved 19August 2005; rece i ved in revised for m 21March 2006; accepted 21March 2006Abstract:The effect of main fact ors,such as pH,MLSS,F A,T,SRT,DO and HRT,on short 2cut nitrificati on and denitrificati on was syste matically analyzed in a p il ot 2scale A /O nitr ogen re moval p lant treating domestic waste water .The experi m ental results de monstrated that DO is the main fact or t o achieve short 2cut nitrificati on in the study .Fish analysis p resented that a l ong 2ter m operati on at l ow DO (0.3～0.7mg ・L -1)concentrati on lead t o the eli m inati on of a mmonia oxidizing bacteria (AOB ),s o as t o realize nitrite accumulati on .The average nitrite accumulati on rati o could reach 85%;s ometi m es the nitrite accumulati on rati o was higher than 95%.The short 2cut nitrificati on and denitrificati on was da maged with the nitrite accumulati on rati o decreasing fr om 85%t o 10%when DO was increased above 1.5mg ・L -1.The nitrite accumulati on rati o was resumed t o 75%after about t w o sludge ages with the DO kep t in l ow level .The S V I increased with the increase of nitrite accumulati on rati o in the initial peri od,but the S V I maintained at a p r oper level of 80～120mL ・g -1in the after ti m e no matter how high or l ow the nitrite accumulati on rati o was .Keywords:A /O p il ot p lant;domestic waste water;short 2cut nitrificati on and denitrificati on;DO;nitrite accumulati on 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程.第一步是由亚硝化菌(N itroso m onas )将NH +42N 氧化为环 境 科 学 学 报26卷NO -22N 的亚硝化过程;第二步是由硝化菌(N itrobacter )将NO -22N 氧化为NO -32N 的过程.然后通过反硝化作用将产生的NO -32N 经由NO -22N 、NO或N 2O 转化为N 2,NO -22N 是硝化和反硝化两个过程的中间产物.Voets 等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中,发现了硝化过程中NO -22N 积累的现象,首次提出了短程硝化反硝化生物脱氮的概念.其基本原理是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段,然后通过反硝化作用将亚硝酸氮还原为氮气,是经NH +42N →NO -22N →N 2这样的途径完成,整个过程较全程硝化反硝化时间大大缩短.根据化学计量学,与全程硝化反硝化脱氮相比,短程硝化反硝化具有以下几个优点(Turk and Mavinci,1987):1)在硝化阶段可节约25%左右的需氧量,降低了能耗;2)在反硝化阶段减少了约40%的有机碳源,降低了运行费用;3)NO -22N 的反硝化速率通常比NO -32N 的反硝化速率高63%左右;4)减少了50%的污泥产量;5)反应器容积可减少30%～40%左右;6)可减少投加碱度和外碳源投量.短程生物脱氮工艺尤其适用于低碳氮比、高氨氮、高pH 值和高碱度废水的处理,实现短程硝化与反硝化的关键在于抑制硝酸菌的增长,从而导致亚硝酸盐在硝化过程中得到稳定的积累.但是,由于硝酸菌与亚硝酸菌的协同增殖方式,似乎无法排除硝酸菌的增殖,只能通过混合系统中亚硝酸菌和硝酸菌之间数量或活性的不平衡实现NO -22N 的积累.近年来的研究发现了一些能抑制硝酸菌增殖或活性,从而造成亚硝酸菌在硝化系统中占优势的因素,包括:高游离氨(F A )浓度(Sur macz et a l .,1997)、高pH 值(V illaverde et al .,1997)、高温(>25℃)(Hellinga et al .,1998)、低DO 浓度(M ünch et al .,1996)、从缺氧到好氧状态的滞后时间(Turk and Mavinic,1986)、游离羟氨浓度(FH )(Yang andA lle man,1982)以及投加硝化反应选择性化学抑制剂等.然而大部分研究基于S BR 法小试反应器,所处理水质不是配制废水,就是高氨氮浓度工业废水、垃圾渗滤液,通过控制DO 、pH 、F A 、温度等因素一般易于实现亚硝酸氮的积累.然而当前大约95%的城市污水处理厂采用连续流运行工艺,因此对连续流工艺短程硝化反硝化的研究无论从提高工艺处理效率、节约运行费用方面都具有重要的意义.然而关于连续流运行工艺短程硝化反硝化的研究很少,部分关于连续流运行工艺短程硝化的研究具有反应器体积小(一般小于10L )、采用模拟废水、或进水氨氮浓度很高,或采用生物膜反应器的特点,而未见A /O 工艺短程硝化的研究(Ruiza et al .,2003;Ciudad et al .,2005).基于上述研究背景,本文以当前城市污水处理厂广泛应用的连续流A /O 生物脱氮工艺作为研究对象,应用中试试验装置处理实际生活污水,详细研究了如何实现A /O 工艺短程硝化反硝化及其主要影响因素,分析了系统处理效果以及同步硝化反硝化现象,对如何实现稳定的亚硝酸氮积累率也进行了研究,并建立了在线过程控制系统,从而实现提高A /O 工艺脱氮效率、降低运行费用的目的.1 材料与方法(Materials and methods )1.1中试试验模型试验所用反应器为中试规模,由聚氯乙烯塑料制作(如图1).反应器工作容积为300L.分为8个格室(每个格室体积相等).反应器前2个格室缺氧运行,后6个格室好氧运行.二沉池采用竖流式,体积为100L.试验进水、回流污泥和硝化液回流采用蠕动泵控制,试验温度控制在室温20～22℃,反应器内污泥浓度为3000～4000mg ・L -1,SRT 控制在15d 左右,内循环回流比为2,污泥回流比为0.5,进水流量在650～800L ・d -1之间变化,相应HRT 控制为9～11h,通过调节鼓风机阀门开启度控制好氧区DO 浓度,每个格室中设有ORP 、DO 和pH 在线仪.图1 A /O 中试工艺试验模型图Fig .1 The sche matic diagra m of A /O p il ot p lant1.2试验用水试验采用北京工业大学家属区化粪池的生活污水,进水水质指标如表1所示,进水COD 平均浓度为248.6mg ・L -1,而进水总氮(T N )的平均浓度为84.9mg ・L -1,生活污水C /N 比较低,仅为2.93.4075期马 勇等:A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究表1 试验进水水质Table 1 The influent characteristics项目pH COD /(mg ・L -1)T N /(mg ・L -1)NH +42N /(mg .L -1)NO -22N /(mg ・L -1)NO -32N /(mg ・L -1)碱度/(mg ・L -1)范围7.15～7.70163.2～389.068.5～110.265.4～105.70.05～0.250.69～1.83200～420平均值7.50248.684.979.10.151.183201.3分析项目及方法COD 、T N 、NH +42N 、NO -32N 、NO -22N 、P O -42P 、总碱度、MLSS 等的测定均采用国家规定的标准方法,水样经离心后测定.DO 测定采用W T W 2level2溶解氧在线仪,pH 值和ORP 采用W T W 340i 在线测定仪.2 试验结果(Experi m ent results )2.1不同试验阶段亚硝酸盐积累率如图2所示,A /O 工艺发生了明显的短程硝化反应,系统的亚硝酸氮积累率(以亚硝化率η表示,η=ρ(NO -22N )×100%/(ρ(NO -22N )+ρ(NO -32N ))可以分为4个阶段.亚硝化率从3月1日的20%上升到3月15日的80%(第一阶段),在第二阶段亚硝化率一直很稳定,平均亚硝化率为95%(从3月15日到4月25日),在第三阶段亚硝化率很快下降(从4月25日到5月2日),并维持在15%～30%(5月3日到5月21日),之后亚硝化率从20%上升到70%(5月21日到5月26日),最后在第四阶段,虽然亚硝化率有一定的波动,亚硝化率基本维持在80%以上.可以看出系统亚硝化率经历了:逐渐积累-稳定-破坏-逐渐积累-稳定的过程,为了获得稳定的短程硝化反应,详细分析了以下因素:温度、F A 、pH 、SRT 、DO 、HRT 、MLSS,以获取A /O 工艺实现和破坏短程硝化的主要影响因素.图2 不同试验阶段亚硝酸氮积累情况Fig .2 The nitrite accumulati on at different phase2.2 A /O 工艺短程硝化影响因素分析2.2.1 温度的影响 Bal m elle 等(1992)认为在10～20℃条件下,硝化菌属活性大,无论F A 浓度多大,亚硝酸氮的积累都很低,此条件下,温度对硝化菌活性的影响比F A 对其抑制作用大.当温度为20～25℃时,硝化反应速率低于亚硝化反应速率.当温度超过25℃时,F A 对硝化菌的抑制作用大于温度的作用,可能因F A 的抑制造成亚硝酸氮的积累.此外,由SHARON 工艺可知,亚硝酸菌在数量上形成优势的温度范围为30～36℃(Hellinga et al .,1998).高景峰(2001)通过S BR 法处理啤酒废水的试验发现28℃是实现短程硝化反硝化的最低临界温度,系统长期在常温(19.5～23.5℃)下运行,硝化类型转变为硝酸型硝化.本试验反应器内温度控制为20～22℃,在此温度下,亚硝酸菌和硝酸菌都保持较高的生长速率,由此可知温度不是系统发生短程硝化反硝化的主要因素.2.2.2 pH 值的影响 pH 值是文献中关于亚硝酸氮积累的重要影响因素之一,亚硝酸菌和硝酸菌在纯种培养和混合培养时最适宜的pH 值有所不同,亚硝酸菌所需pH 值高,在混合培养体系中,亚硝酸菌的最适宜pH 值为7.0～8.5,硝酸菌为6.0～7.5.徐冬梅等(1999)研究结果表明,当pH 值为7.4～813时,亚硝酸氮积累达到很高,亚硝酸氮生成速率在pH 值8.0附近达到最大,而硝酸氮生成速率在pH 值7.0附近达到最大.城市生活污水pH 值大多在7左右,所以比较适合硝酸氮菌的生长,不会产生亚硝酸氮的积累.利用亚硝酸菌和硝酸菌最适宜的pH 值不同,控制混合液中pH 值也可以控制硝化类型及硝化产物.图3为A /O 工艺原水pH 值和亚硝酸氮积累率的关系.由于试验中采用实际生活污水,原水pH 变化不大,基本维持在7.2～7.7之间.在这个范围内,既是亚硝酸菌也是硝酸菌的适宜pH 范围,二者的活性不会受到抑制.另外,无论亚硝化率高还是低时,系统进水pH 值变化大,因此,进水pH 值也不是系统形成短程硝化反硝化的主要影响因素.507环 境 科 学 学 报26卷图3 原水pH值和亚硝酸氮积累率的关系Fig.3 The relati on bet w een the influent pH and nitrite accu mulati on2.2.3 F A的影响 游离氨(F A)是分子态的氨氮浓度,受pH值的影响较大,它是文献中关于亚硝酸氮积累的重要影响因素之一.F A可按以下公式计算(Daniel等,1998):A=1714×B×10pHK b/K w+10pH=1.214×B×10pHe6344/T+10pH式中,A为游离氨浓度,mg・L-1;B为氨氮浓度, mg・L-1;K b为氨氮的离解常数;K w为水的离解常数; T为温度,K.F A对硝化反应有明显的抑制作用,一般认为F A对亚硝酸盐氧化菌和氨氮氧化菌都有抑制作用,其中前者对F A更敏感,即使较小的F A浓度也会对其产生抑制.图4是原水和好氧区进水F A值与亚硝酸盐积累率的关系,由图可知原水F A值在0.4～1.5 mg・L-1内变化,平均值为0.93mg・L-1.由于内循环和回流污泥的稀释作用,好氧区进水F A变为0.15～0.70mg・L-1,平均值为0.41mg・L-1.Abelin等(1992)报道F A浓度处于1～5mg・L-1将抑制亚硝酸氧化菌,而不会抑制氨氮氧化菌.Bal m elle等(1992)报道在F A较低的浓度(1mg・L-1)也可能抑制亚硝酸氮氧化菌.根据上述参考文献,当F A超过1.0mg・L-1时,有可能造成亚硝酸氮的积累,但硝化反应在好氧区进行,随着硝化反应的进行氨氮浓度降低、反应器内F A值将逐渐降低,所以好氧区最大F A值肯定小于0.75mg・L-1.大部分文献报道当F A小于1.0mg・L-1时,F A值不会对亚硝酸氮氧化菌产生抑制(Turk and Mavinci,1986;1987;Mauret et al.,1996).另外由图可知,当原水和好氧区进水F A值高时,亚硝化率反而较低,而原水或好氧区进水F A值低时,亚硝化率反而较高,因此可知F A不是本系统造成短程硝化的主要影响因素.图4 原水和好氧区进水FA值与亚硝酸盐积累率的关系Fig.4 The relati on bet w een nitrite accumulati on and the F A in ra w waste water and the influent of aer obic z one2.2.4污泥浓度和SRT的影响 系统运行过程中由于污泥回流比和HRT的变化导致MLSS变化,但系统污泥浓度基本维持在3000～4000mg・L-1,平均值为3500mg・L-1.污泥浓度的变化并没有对亚硝化率产生影响,二者之间没有相关性.然而实际运行过程中当系统其它条件不变,污泥浓度升高会导致系统硝化效果增加,如果氨氮氧化为亚硝酸氮的第一阶段硝化反应完成,那么硝化反应的第二阶段将进行,因此亚硝化率将降低,这只是MLSS对亚硝化率的间接影响.文献报道控制SRT可以选择性增值氨氮氧化菌、而抑制亚硝酸氮氧化菌的生长,从而可实现亚硝酸氮的积累(Hellinga et a l.,1998),SHARON工艺就是通过控制SRT和HRT相等,基于氨氮氧化菌和亚硝酸氮氧化菌的生长速率不同,从逐渐淘洗亚硝酸氮氧化菌而实现短程硝化反应.Pollice等(2002)研究表明,在温度为32℃、pH为7.2条件下,当供氧没有限制时,污泥龄是影响短程硝化反应的主要因素,控制SRT在10d左右,可以实现稳定的短程硝化反应.但在本试验中SRT控制在15d 左右,污泥龄足够长,在此污泥龄下,可以维持氨氮氧化菌和亚硝酸氮氧化菌在系统的生长,不会通过控制SRT抑制或淘洗亚硝酸氮氧化菌,所以SRT也不是本系统短程硝化的影响因素.2.2.5DO的影响 图5是DO浓度与亚硝酸盐积累率的关系,试验中,初期DO浓度基本维持在0.3～0.7mg・L-1(平均值为0.5mg・L-1),随着反应的进行,亚硝化率逐渐升高,从3月3日的20%上升到3月15日的80%左右.由于硝酸菌和亚硝酸菌的溶解氧饱和常数一般分别为1.2～1.5mg・L-1和0.2～0.4mg・L-1,表明亚硝酸菌对溶解氧的亲和力6075期马 勇等:A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究大大强于硝酸菌,低DO 浓度下亚硝酸菌的生长速率将大于硝酸菌的生长速率,从而抑制硝酸菌的生长.继续维持低DO 浓度(从3月15日到4月10日)可以发现系统一直维持较高的亚硝化率,平均积累率达95%,有时甚至出水中检测不到硝酸氮,实现了100%的短程硝化反应.这说明长时间维持低DO 浓度,硝酸菌在体系中所占比率逐渐降低,最后实现完全抑制或淘洗.图5 DO 浓度与亚硝酸盐积累率的关系Fig .5 The relati on bet w een nitrite accumulati on and DO 为了充分证实这一结论,4月8日从最后好氧格室取样,进行分子生物撑F I SH 检测,由图6可知,系统中基本不存在亚硝酸盐氧化菌(NOB ),而以氨氮氧化菌(AOB )为主,通过定量分析AOB 约占系统所有活性细菌的5%,这充分说明了长期控制低DO 浓度实现了NOB 的完全淘洗,从而维持稳定的亚硝酸盐积累率.从4月15日起升高好氧区DO 浓度(平均DO 浓度为1.75mg ・L -1)以期破坏短程硝化,以进一步分析DO 在短程硝化中的作用,从而实现系统的灵活控制.4月15日至4月25日这段时间内亚硝化率仍然维持在较高水平,这充分说明了长时间的低DO 浓度运行,硝酸菌已被系统所淘洗,即使恢复高DO 浓度,系统需不断恢复,所以表现为初期亚硝酸氮积累率仍然很高.从4月25日起亚硝化率逐渐降低,此时迅速降低DO 浓度到0.5mg ・L -1,发现亚硝化率依然下降,从4月26日的85%降到5月1日的40%,这说明通过10d 左右的高DO 浓度运行,硝酸菌已在系统中逐渐累积起来,短期内低DO 浓度没有明显抑制硝酸菌的活性.随图6 长期低DO 运行下好氧区末端污泥取样AO B 和NO B 的F I SH 分析Fig .6 Fish analysis f or AOB and NOB at the end aer obic z ones under l ong -ter m l ow DO operati on707环 境 科 学 学 报26卷后DO浓度一直维持在较低水平(0.3～0.7 mg・L-1),可以发现(5月1日到5月27日)亚硝化率一直很低(15%～40%),从5月27日开始亚硝化率逐渐升高,除在5月30日和6月3日出现波动,亚硝化率又恢复到75%以上的水平,最后维持在85%.基于硝酸菌和亚硝酸菌的溶解氧饱和常数不同,维持低DO浓度可以实现短程硝化反应,因此,DO是本系统实现短程硝化反硝化反应的主要影响因素.提高DO 浓度初期,亚硝化率一直很高,当硝酸菌活性恢复,亚硝化率迅速降低,即使降低DO浓度,亚硝化率也一直降低.大约需要2个污泥龄时间,亚硝酸氮重新积累,这也说明从短程硝化破坏到短程硝化恢复所需时间很长,相对于破坏短程硝化所需时间要长.在反应后期亚硝酸盐积累率出现波动,可能原因是硝酸菌和亚硝酸菌共存于系统,并没实现硝酸菌的淘洗,低DO 时,虽然硝酸菌活性被抑制,当硝化反应第一阶段完成,DO浓度上升,反应条件变为利于硝酸菌的生长,所以亚硝酸氮浓度降低,而硝酸氮浓度升高.因此需要合理控制曝气量,控制短程硝化所需要的低DO浓度,避免过曝气.Ceceng和Goneng(1994)认为在硝化反应阶段,当DO∶F A比值低于5时,会产生亚硝酸氮的大量积累,因而抑制了硝酸氮的生成.当比值大于5时,不会出现亚硝酸氮积累.试验中DO浓度基本维持在0.3～0.7mg・L-1,平均值为0.5mg・L-1,而好氧区进水F A平均值为0.41mg・L-1,所以DO∶F A 比值为1.22,远小于5,因此,从另外一个角度可知低DO浓度产生了亚硝酸氮的大量积累.2.2.6HRT的影响 研究表明HRT是影响硝化形式的一个间接因素,延长HRT,短程硝化有向全程硝化转化的趋势.如图7所示,在3月27日之前HRT处于逐渐降低的过程,对应的亚硝化率逐渐增高,可以理解为随着HRT的减少,进水氨氮负荷增加,因此好氧硝化时间相对缩短,由于硝化反应分为两个阶段,并有先后性,也就是由于HRT降低,当氨氮氧化为亚硝酸氮的硝化完成后,没有足够的时间继续氧化亚硝酸氮为硝酸氮,所以氨氮大部分转化为亚硝酸氮,导致亚硝酸氮的积累.随后,从3月28日到4月18日,HRT保持9h不变,在这段时间基本处于稳定的短程硝化过程,但在最后5天时间内亚硝化率有所下降.这期间HRT与亚硝化率的对应关系不明显.从4月30日到5月10日升高HRT,可以理解为降低进水氨氮负荷,所以亚硝化率逐渐降低并维持在较低水平,随后恢复HRT为9h,经过一段时间系统恢复短程硝化,所以可以理解HRT是本系统实现短程硝化的一个潜在的因素,控制较短的HRT有助于NO-22N的积累,但HRT并不是主要因素,归根结底还是曝气量和DO浓度影响的结果.图7 HRT与亚硝酸盐积累率的关系Fig.7 The relati on bet w een nitrite accumulati on and HRT2.3 系统污泥沉淀性能分析通过以上试验可知控制低DO浓度可以实现A/O工艺的短程硝化反硝化,然而低DO浓度下将产生污泥丝状菌膨胀,严重的污泥膨胀将影响二沉池泥水分离过程,进而影响出水水质,导致污泥流失,破坏系统运行.因此需要系统的分析低DO浓度下,DO、亚硝化率和S V I之间的关系.图8 DO和亚硝酸盐积累率与SV I的关系Fig.8 The relati on bet w een DO,nitrite accumulati on and S V I图8是DO、亚硝酸盐积累率与S V I的关系图.由图可知,试验初期维持低DO浓度,随着亚硝化率的提高(从25%升高到92%),污泥沉淀性能逐渐变差,S V I值逐渐升高,S V I从初期的140mL・g-1增加到3月20日的255mL・g-1.当系统亚硝酸氮积累率稳定时,S V I值平均为260mL・g-1,可知污泥沉淀性能很差,经镜检发现大量丝状菌,但污泥膨胀并没有影响系统的处理效果,也没有导致污泥流失.提高DO浓度阶段,并没有降低污泥的S V I值.当亚硝酸氮积累率降低时,污泥沉淀性能也逐渐变好,8075期马 勇等:A/O生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究从4月20日的266mL・g-1降到5月10日的130 mL・g-1,由镜检发现污泥中丝状菌数量逐渐减少,最后丝状菌完全抑制.在亚硝化率维持在15%～30%这段时间内S V I值基本维持在100mL・g-1.试验后期亚硝酸氮积累率提高时(低DO浓度运行),虽然S V I值有微小增加,但变化不明显,从100 mL・g-1升高到115mL・g-1,以后的试验S V I值也未超过120mL・g-1,污泥沉淀性能很好.因此可知本试验中低DO浓度并不会导致污泥的严重膨胀,虽然试验初期低DO运行导致污泥膨胀,主要是试验前后污泥特性不同,试验初期接种污泥有轻微膨胀,直接运行在低DO条件下,不可避免导致污泥膨胀.而试验后期,系统以短程硝化为主,亚硝酸菌充分利用了有限的溶解氧,而丝状菌无法在竞争DO 中占到优势逐渐被淘洗,因此污泥沉淀性能很好,没有产生污泥膨胀.2.4 应用DO控制A/O工艺短程硝化反硝化的特点由以上试验可知,DO浓度不但是实现A/O工艺短程硝化反硝化的主要影响因素,而且是最易于控制的因素.实现短程硝化的主要因素一般主要有pH、F A、T、DO,由于进水水质不可确定,虽然投加酸性物质或碱性物质可以控制进水pH,但所需化学药剂费用大大增加,另外进水温度也是不可调节的.当进水pH、进水氨氮浓度和温度确定后,F A也就确定了,剩下的主要因素就是DO了,通过调节曝气量,可以很容易控制所需要的DO浓度.另外控制低DO浓度并不一定导致污泥膨胀,半年多的试验表明只在试验初期出现污泥膨胀,其余阶段污泥沉淀性能一直良好.另外控制低DO浓度可以提高充氧效率,节约运行费用.因此无论从理论上还是实际应用中,DO浓度都是实现A/O工艺短程硝化反硝化的关键因素.3 结论(Conclusi on)1)应用A/O中试试验装置处理实际生活污水,DO浓度是A/O工艺实现短程硝化反硝化的关键性控制参数.2)控制低DO浓度(0.3～0.7mg・L-1),可实现短程硝化,长期维持低DO浓度可导致亚硝酸盐氧化菌的抑制或淘洗,从而获得稳定的亚硝酸盐积累率,平均亚硝化率可达85%或更高.3)低DO浓度下,并不一定导致污泥膨胀,大部分试验时间内,无论亚硝酸氮积累率多高,污泥沉淀性能一直很好,S V I值为80～120mL・g-1. 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