短程硝化反硝化工艺

短程硝化反硝化工艺简析广东石油化工学院化工与环境工程学院环境08-1 冼真文摘要 :指出短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点 ,通过介绍短程硝化 反硝化工艺原理 ,分析了不同工艺稳定亚硝态氮积累实现短程硝化的工艺控制措施 ,对短程硝化反 硝化工艺今后的研究和应用进行了展望。关键词 :短程硝化反硝化；氨氧化细菌；硝化；反硝化短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点。在生物脱氮硝化 过程中,氨氧化细菌将氨氮氧化为亚硝态氮,亚硝酸盐氧化细菌将亚硝态氮氧化为硝态 氮。控制硝化反应条件 ,使硝化反应只进行到亚硝态氮阶段并实现稳定的亚硝态氮积累, 是各种短程硝化反硝化工艺稳定运行的关键。短程硝化反硝化工艺主要包括 SHARON, OLAND 和CANON 工艺，同时国内外专家学者也对SBR ,A/ O, MBR，曝 气生物滤池等工艺的短程硝化反硝化进行了深入研究。1 短程硝化反硝化原理传统的脱氮工艺是将nh4+氧化成no2-,再氧化成no3-；起作用的分别是亚硝酸菌 和硝酸菌，统称为硝化菌，可得如下结论：亚硝化过程产生的能量比硝化过程产生的能 量多，因而前者反应速率较后者快；亚硝化过程中产生大量的H+,使系统pH值降低， 而硝化过程对系统的pH值无影响；亚硝化过程和硝化过程好氧比为3:1；亚硝酸菌和硝 酸菌的生理特性大致相似，但前者的时代周期短，生长较快，因此较能适应冲击负荷和 不利的环境条件。当硝酸菌受到抑制的时候，将会出现no2-的积累。很显然，在传统的硝化-反硝化脱氮过程中，在反硝化菌的作用下，反硝化过程既 可从硝酸盐开始，也可以从亚硝酸盐开始。但由no2-转化为no3-,然后由no3-再转化 为NO2-的重复转化过程中，要消耗更多的溶解氧和有机碳源。如果在实际过程中，控制 这一转化过程，使NH4+全部或绝大部分转化为no2-而不是no3-,由NO2-直接进行反硝 化，称此过程为短程硝化-反硝化，经过环境工作者的不懈努力，短程硝化-反硝化过程 在许多反应器都得以实现。与传统脱氮工艺过程相比，短程硝化-反硝化体现出以下优 势。节能：硝化阶段，供氧量节省近 25%，降低能耗；节约外加碳源：从 NO2- 到 N2 要比从NO3-到N2的反硝化过程中，减少40%的有机碳源；可以缩短水力停留时间：在 高氨环境下，nh4+的硝化速率和NO2-的反硝化速率均比NO2-的氧化速率和no3-的反硝 化速率快，因此水力停留时间可以缩短，反应器的容积也相应减小；可减少剩余污泥产 量：亚硝酸菌表观产率系数为0.040.13gVSS/gN,硝酸菌的表观产率系数为0.020.07 g VSS/g N, NO2-反硝化菌和NO3-反硝化菌的表观产率系数分别为0.345 g VSS/g N和0.765 g VSS/g N,因此短程硝化反硝化过程中可以减少产泥2433%，在反硝化过程中可少产泥 50%。2 影响亚硝酸盐积累的因素由于废水生物处理反应器均未开放的非纯种培养系统，如何控制硝化停止亚硝化阶 段是实现短程生物脱氮的关键。传统硝化过程是由亚硝酸菌和硝酸菌协同完成的，由于 这两类细菌在开放的生态系统中形成较为紧密的互生关系，将氨氧化为硝酸，因此完全 的亚硝酸化是不可能的。短程硝化的标志是稳定且较高的亚硝酸积累，积压硝化率较高 （至少大于50%）。影响亚硝酸积累的因素主要有温度、pH、氨浓度、氮负荷、DO、有 害物质及泥龄。温度：生物硝化反应在445C内均可进行，适宜温度为2035C, 般低于15C 硝化速率降低，并且低温对硝化产物及两类硝化菌活性影响也不同。1214C下活性污 泥中硝酸菌活性受到严重抑制，出现亚硝酸积累。1530C范围内，硝化过程中形成的 亚硝酸可完全被氧化成硝酸。温度超过30C后又会出现HNO2积累刀。pH值：随着硝化的进行，硝化过程产生的酸使废水pH不断降低。亚硝酸菌要求的 最适pH在78.5之间，硝酸菌为67.5。反应器中pH低于7则整个硝化反应会受到抑 制。PH升高到8以上，则HNO2浓度升高，硝化产物中亚硝酸比例增加，出现HNO2 积累。NH3浓度与氮负荷：废水中氨随pH不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态 游离氨（FA）对硝化作用有明显的抑制作用，而离子化的氨不具这种特性10。硝化杆 菌属比亚硝化单胞菌属（硝化过程中常见的两个菌属）更易受到FA的抑制，抑制亚硝 酸菌的浓度为10150mg/L，抑制硝酸菌的浓度为0.11.0mg/L。0.6mg/l的FA几乎就可 以全部抑制亚硝酸菌的活性，从而使氧化受阻，出现积累8。pH升高，FA浓度增大， 造成HNO2积累。另外，氨氮负荷过高时，在系统初期有利于繁殖较快的亚硝酸菌的增 长，使HNO2产生量大于氧化量，出现hno2积累。DO：亚硝酸菌和硝酸菌均是严格好氧菌，在生物膜和活性污泥反应器中当膜的厚 度和活性污泥的尺度较大时，形成氧扩散梯度。因此，在活性污泥法和生物硝化系统中， 尽管混合液中的溶解氧浓度可能较高，但絮体或生物膜内部溶解氧的浓度由于扩散受 阻，可能已达到限制其增长和硝化浓度。因此，在实际的硝化系统中，需要维持的溶解 氧浓度应由反应器内形成的絮体大小、生物膜的厚度以及相应的混合强度来决定。絮体 越大或生物膜越厚，混合强度越小，则扩散能力越差，相应的混合液所需维持的溶解氧 浓度就必须越高，否则硝化过程将受到抑制。在通常情况下，多数研究者建议，在活性 污泥法中要维持正常的硝化效果，一般至少应使DO在0.5mg/l以上，否则硝化作用会 受到抑制。有害物质：硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化 过程有明显的抑制作用。相对于亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接触有害物 质的初期会受到抑制，出现hno2积累。泥龄：亚硝酸菌的世代时间较硝酸菌短，在悬浮处理系统中如泥龄介于硝酸菌和亚 硝酸菌的最小停留时间之间时，系统中的硝酸菌会逐渐被淘汰掉，使亚硝酸菌成为系统 中优势菌种，硝化产物为 HNO2。3 几种短程硝化反硝化工艺SHARON 工艺是 1997 年由荷兰 Delft 技术大学 Mulder 等研发的新型脱氮工艺,用 来处理城市污水二级处理系统中污泥硝化上清液和垃圾滤出液等高氨氮废水。该工艺的 核心是利用高温30 C35 C下，氨氧化细菌的生长速率明显高于亚硝酸盐氧化细菌的 生长速率,氨氧化细菌的 HRT 小于亚硝酸盐氧化细菌的 HRT 等特性来控制工艺污泥 龄，使其介于氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌的 HRT 之间，从而使氨氧化细菌得到积 累而亚硝酸盐氧化细菌被自然淘汰，从而维持稳定的NO-2-N积累，然后进行反硝化。OLAND 工艺是 1998 年由比利时 Gent 大学开发的一种限制性自养型亚硝化工艺， 在限制供氧的条件下，自养型的亚硝酸细菌将以氧为电子受体，把部分氨氧化成亚硝酸 盐，然后，再以氨作为电子供体，把亚硝酸盐还原为N2。该工艺的技术核心是控制DO浓 度，由氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌的氧饱和常数分别为0. 3 mg/ L和1.1 mg/ L，在低 DO 浓度下亚硝酸盐氧化细菌的活性会显著减弱 ，使氨氧化细菌生长速率大于亚硝酸 盐氧化细菌，从而逐步淘汰亚硝酸盐氧化细菌，使 NO2-N 大量积累。CANON 工艺是 2002 年首先由荷兰 Delft 工业大学提出的在限氧条件下通过利 用好氧和厌氧氨氧化菌的共生系统实现一体化完全自养脱氮的新工艺。该工艺是在单个 反应器或生物膜内通过控制溶解氧同时实现短程硝化和厌氧氨氧化的脱氮过程。首先在 限氧条件下( 0. 5 % 空气饱和度)，得到了好氧和厌氧氨氧化菌的混培物，好氧氨氧化菌 先将氨氮氧化为亚硝酸盐，然后厌氧氨氧化菌再将亚硝酸盐转化为氮气。 CANON 工艺 中,NH4+-N与DO浓度是两个关键性因素。SBR工艺的短程硝化成为国内学者的研究焦点。当温度为21 C35 C进水氨氮浓 度为300 mg/ L左右,控制曝气量使DO浓度为0 mg/ L1. 0 mg/ L的条件下可实现 SBR 工艺的短程硝化，亚硝态氮稳定积累且积累率大于 90 %的关键是控制高、低 DO 浓度交替进行。在 p H 值变化不大的情况下，增加进水氨氮浓度会提高亚硝态氮的积累 率，但将导致反应时间延长，而采用 p H 值实时控制短程硝化反硝化过程不仅可以合理 分配曝气和搅拌时间 ，且可提高硝化速率，缩短反应时间。A/ O 工艺是生物脱氮常规工艺。主要应用于生活污水的处理，由于生活污水自身低 氨氮(V 100 mg/ L)的特点，一般不会出现高FA浓度和高p H值情况，且平均水温 在20 C左右，因此，在处理生活污水时DO浓度是A/ O工艺实现短程硝化反硝化 的主要控制因子，控制好氧区DO浓度在0. 5 mg/ L,则亚硝酸氮平均积累率可达 85 %或更高。在UASB2A/ O工艺处理垃圾渗滤液短程生物脱氮的研究中,FA和FNA 协同作用是实现并维持 A/ O 工艺稳定短程硝化的决定因素。此外,以 p H 值和 DO 浓 度作为 A/ O 硝化反应进行的过程控制参数,可准确把握亚硝化终点,避免过度曝气破 坏短程硝化,为氨氧化细菌的生长创造有利条件，尽可能使“氨谷”或“DO突跃点” 出现在好氧区后段,可以有效抑制亚硝酸盐氧化细菌的生长并逐渐从系统中淘洗出去 , 实现了硝化菌种群的优化。膜生物反应器 (MBR) 是一种新型、高效的污水处理技术, MLSS 和 DO 是 MBR 实现短程硝化反硝化的重要影响因素。研究表明，当MLSS = 20 g/ L25 g/ L,控制DO =0. 5 mg/ L1. 0 mg/ L ,C/ N = 46时，膜生物反应器能形成良好的短程硝化反硝化。 MBR实现短程硝化反硝化的另一条件是污泥絮体中能形成缺氧微环境，缺氧微环境的 形成与水中 DO 浓度的高低、污泥负荷、污泥的絮体结构及反应中的水力状态等有关 根据 MBR 的自身特点 ,通过控制 DO 浓度 ,在絮体表面形成氨氧化细菌为主的优势 菌群,而在内部缺氧部分为反硝化菌创造条件。曝气生物滤池能够实现短程硝化反硝化取决于其独特的结构特征和运行方式。填料 为异养菌、自养菌和反硝化细菌分别占据不同生态位,形成合理微环境体系提供有效的 载体,较低的曝气量和定期反冲洗又使得竞争能力较弱的亚硝酸盐氧化细菌不能在反应 器内成为优势群体而被自然淘汰，因而氨氧化产生的no2-n可直接被反硝化去除。低 氨氮负荷时 影响NO2-N积累的主要因素是DO (1. 0 mg/ L1. 5 mg/ L);高氨氮负荷 时，影响NO2-N积累的主要因素是FA。低氨氮负荷时，沿滤层高度NO2-N的积累速 度相对慢些，积累率却比较高；高氨负荷时，沿滤层高度no-2-n的积累速度增快，但积 累率并不是最高;p H值在88. 5时反应器内有较高NO2-N积累率，达到70 %左右, 同时NH4+ -N的去除率也有70 %； p H = 9时，虽然NO2-N也有积累，但NH4+ -N的 去除率却很低。短程硝化反硝化工艺具有降低能耗、节约碳源、减少污泥产量和占地面积少等优点， 是公认的高效生物脱氮途径。但大多短程硝化反硝化工艺目前还处于研究阶段，实际应 用工程较少。由于短程硝化阶段温度、pH值等因素的控制难度较大，需要研发更加完善 的在线检测和模糊控制技术，以实现稳定的短程硝化反硝化，从而不断扩大短程硝化反 硝化工艺的应用。参考文献1 高廷耀，顾国维，周琪主编水污染控制工程M.第三版，高等教育出版社，2007. 7.2 王建龙.生物脱氮新工艺及其技术原理J.中国给水排水，2000，(02).3 高大文，彭永臻，郑庆柱.SBR工艺中短程硝化反硝化的过程控制J.中国给水排水，2002,(11).4 朱洪山，吕斌.短程硝化反硝化理论及工艺研究进展J.山西建筑,2010,(11).5 一种污水生物处理硝化工艺p.中国，发明,200510094560. 2008-8-20.