同步硝化反硝化脱氮技术郭冬艳 1,2,李多松 1,2,孙开蓓 1,2,刘丽茹 1,21中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州(2210082江苏省资源环境信息工程重点实验室,江苏徐州(221008E-mail:摘要:同步硝化反硝化脱氮 (SND技术不同于传统的脱氮理论,其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。
文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理,并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素,最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况,提出了该技术的研究方向。
关键词:生物脱氮;同步硝化反硝化;好氧反硝化中图分类号:X703.11. 引言近年来, 水体中的氮素污染越来越严重, 给环境造成的污染问题日益突出。
生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点,越来越被人们所采用。
传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。
硝化作用即在好氧的条件下, 自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸 (盐和硝酸 (盐 ; 反硝化作用是指亚硝酸 (盐和硝酸 (盐在异氧型反硝化菌的作用下, 被还原为氮气的过程。
因此, 目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区(或厌氧区分隔开,分别在不同的反应器中运行,或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。
然而, 自 20世纪 80年代以来, 研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中, 曾多次观察到氮的非同化损失现象, 即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。
在这些处理系统中,硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内, 这种现象被称作同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and dinitrification,SND ,亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。
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,如流化床反应器、生物转盘、 SBR 、氧化沟、 CAST 工艺等 [1]。
2. 作用机理2.1宏观环境理论宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据,分析 SND 现象发生的环境条件 [2]。
在生物反应器中, 由于曝气装置类型的不同, 使得其内部出现氧气分布不均的现象,从而形成好氧段、缺氧段及(或厌氧段,此为生物反应器的宏观环境。
例如:在生物膜反应器中,由于基质浓度和膜厚变化的影响,形成膜内的缺氧区,其他如 RBC 、 SBR 反应器及氧化沟等也存在类似的现象 [3]。
实际上,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,所以,同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。
2.2微环境理论微环境理论从物理学角度解释 SND 现象, 是目前被普遍接受的一种机理, 被认为是 SND 发生的主要原因之一 [4]。
由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质(如DO 、有机物、氨氮、NO 2― 、 NO 3-等传递的变化,从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。
在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。
但是,对于 SND 现象来说,主要是由于溶解氧扩散作用的限制, 使微生物絮体内产生 DO 梯度, 从而导致微环境的同步硝化反硝化。
微生物絮体的外表面 DO 浓度较高, 自养型硝化细菌利用氧气进行硝化反应; 絮体内部,由于氧传递受阻,以及有机物氧化、硝化作用的消耗,形成缺氧区,反硝化菌占优势,反硝化菌利用 NO 3-为电子受体,发生反硝化反应,即系统缺氧微环境的存在导致了反硝化的发生。
控制系统合适的溶解氧浓度对同步硝化反硝化的发生具有重要的作用。
微生物絮体、生物膜内反应区的分布如图 1、图 2所示。
该理论存在一个重大的缺陷, 即有机碳源问题。
有机碳源是硝化作用的抑制物质, 却是反硝化作用的电子供体。
有机碳源在好氧区被消耗, 在微生物絮体内部的厌氧区得不到电子供体,反硝化速率就降低, SND 脱氮效率也不会很高。
图 1 生物絮体内反应区和底物浓度分布示意图 [2]图 2 生物膜内反应区和底物浓度分布示意图 [2] 2.3微生物理论20世纪 80年代, Robertson 和 Kuenen [5]在反硝化和除硫系统出水中首次分离出了好氧反硝化菌。
同时, 生物科学家研究发现许多微生物如荧光假单胞菌(Pseudomonas flurescens、粪产碱菌 (Alcaligenes facealis、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos等都可以对有机或无机氮化合物进行异氧硝化 [6]; Kuenen 及 Robertson 等发现 , 许多异养硝化菌能进行好氧反硝化反应 , 在产生 NO 3-和 NO 2-的过程中将这些产物还原 , 即直接将 NH 4+-N 转化为最终气态产物而去除 [7]。
这些都为好氧条件下的反硝化现象提供了生物学根据。
Robertson 等 [6]提出了好氧反硝化和异氧硝化的工作模型,即使用硝酸盐 /亚硝酸盐呼吸 (好氧反硝化、氨氧化(异氧硝化 ,最后一步作为过量还原能量的累积过程形成 PHB 。
也有报道, 好氧反硝化和异氧硝化菌的反应速率随着 DO 增加而减少。
与厌氧反硝化细菌相比,好氧反硝化的一般特征为反硝化速率慢一些,但能较好适应厌氧(或缺氧好氧周期变化 [7]。
好氧反硝化中的协同呼吸被认为是好氧反硝化作用的一个很重要的机理, 即分子氧和硝酸盐被同时作为电子受体 [8]。
另一个机理是从反硝化酶系角度阐释好氧反硝化现象,即存在两种不同的硝酸盐还原酶(NAR ,即膜内硝酸盐还原酶和周质硝酸盐还原酶。
菌体的好氧生长和厌氧生长分别揭示了好氧条件下和厌氧条件下两种酶的活性。
3. 影响因素3.1絮体结构特征微生物絮体的结构特征即活性污泥絮体粒径的大小及密实度等,这些都直接影响了 SND 效果。
微生物絮体粒径及密实度的大小一方面直接影响了絮体内部好氧区与缺氧区之间比例的大小, 另一方面还影响了絮体内部物质的传质效果, 进而影响絮体内部微生物对有机底物及营养物质获取的难易程度。
对特定的反应器系统而言, 絮体粒径的大小应当有一个最佳的粒径范围。
较大粒径的絮体可以导致内部较大缺氧区的存在, 并有利于反硝化的进行;但粒径过大、絮体过密, 也会导致絮体内物质的传递受阻, 进而会影响絮体内微生物的代谢活动。
Klangduen Pochana 等 [9]研究认为较大粒径的微生物絮体有利于 SND 的进行, 并测出了 SND 适宜的污泥絮体尺寸为50~110μm 。
Andreadakis [10]则指出进行最佳 SND 反应的活性污泥絮体的适宜尺寸大小为10~70μm 。
3.2溶解氧(DO溶解氧浓度被认为是同步硝化反硝化的一个主要影响因素。
合适的溶解氧有利于微生物絮体形成浓度梯度。
溶解氧浓度过高,一方面,有机物氧化充分,反硝化反应则缺少有机碳源, 不利于反硝化反应的进行; 另一方面, 氧容易穿透微生物絮体, 内部的厌氧区不易形成, 也不利于反硝化反应的发生。
溶解氧浓度过低, 微生物絮体外部好氧区的硝化反应受到影响, 进而影响絮体内部厌氧区的反硝化反应。
张可方等 [11]在序批式活性污泥反应器(SBR 内,以模拟城市污水为处理对象。
试验结果表明, 当 DO 在 0.5~2.5mg/L范围内, TN 的出水浓度随着 DO 的升高而升高; 当 DO=0.5mg/L时, TN 去除率最高,达到 93.74%。
李绍峰等 [12]研究了 DO 对连续运行的 MBR 同步硝化反硝化的影响。
试验结果表明, 当 DO 为 0.6~0.8mg/L时, TN 去除率达 66.7%, 取得了最好的 TN 去除效果, DO 过高或过低都会影响同步硝化反硝化的进行。
张瑞雪等 [13]采用螺旋升流式反应器(SUFR 处理生活污水,考察了好氧反应池中 DO 浓度对其同步硝化反硝化的影响。
结果表明,在好氧反应池上部溶解氧浓度为 3.0~3.5mg/L时,系统的硝化和反硝化效果最佳,好氧反应池中的脱氮效果也最好,系统对 TN 的去除率>84%。
3.3碳氮比(C/N有机碳源在污水的生物脱氮处理中起着重要的作用, 它是细菌代谢必需的物质和能量来源。
有机碳源是异养好氧菌和反硝化细菌的电子供体提供者。
有机碳源越充分, C/N越高, 反硝化获得的碳源越充足, SND 越明显, TN 的去除率也越高。
张可方等 [11]在 SBR 内,以模拟生活污水为处理对象, C/N比取 3.3、 6.7和 10时, TN 去除率分别为 66.15%、 80.65%和 88.18%,即 C/N越高,出水 NO 3-N 浓度越低, SND 效果越好。
周丹丹 [14]等认为,总氮的去除率随着 COD/N的增加而增加,当COD/N为 10.05时, TN 去除率最高可达 70.39%。
继续增加碳氮比时, TN 去除率增加不多,并且还会导致硝化作用不完全。
当存在足够的易降解有机碳源时,能发生完全的好氧反硝化作用。
碳源种类对 SND 也有一定的影响。
杜馨等 [15]的研究表明,相对于易降解的乙酸钠和葡萄糖来说,啤酒和淀粉的混合物这类可慢速降解的有机物,更适合作为SND 的碳源。
碳源投加方式也影响着 SND 现象。
间歇投加碳源是保证 SND 持续进行的有效手段, 间歇投加碳源时的总脱氮率是相同条件下一次性投加碳源的 1.32倍 [15]。
3.4水力停留时间(HRT较短的水力停留时间下, 异养菌大量繁殖, 同时消耗大量的氧气, 因此在菌胶团和膜内部形成厌氧环境,有利于反硝化的进行,同时由于 COD 充足,能够提供反硝化进行所需要的电子供体,因此有很好的 TN 去除率。
而当水力停留时间延长时,由于有机碳源的相对减少,溶解氧可以穿透菌胶团内部,难以形成厌氧环境,同时不能提供足够的有机碳源,所以很难得到高的总氮去除率。
李绍峰等 [12]以 MBR 反应器为研究对象, 当 COD 为 250mg/L左右, C/N为10:1, MLSS为 3500mg/L, DO 为 1.0mg/L时, HRT 为 5h , TN 去除率达到最高为 60%以上,随 HRT 的延长,同步硝化反硝化下降。
张楠 [16]研究了不同 HRT 对膜生物反应器中 SND 效果的影响, 结果表明随着水力停留时间的减少,同步硝化反硝化效果在增加。
3.5污泥浓度(MLSS在低 MLSS 下, DO 很容易穿透菌胶团,菌胶团内部很难形成厌氧环境,也就很难创造进行反硝化的条件, 所以不会有很高的 TN 去除率。
而在高 MLSS 下, 水中的污染物质难以渗透至污泥内部, 致使污泥内部的微生物难以接触到有机碳源, 从而影响了反硝化反应的进行;另一方面,随 MLSS 的增加, F/M降低到一定程度,由于食料的极度缺乏,某些微生物甚至会产生抗生素,杀死其近缘物种 [17],进而影响硝化反应和反硝化反应进行 [18]。