同步硝化反硝化脱氮机理及影响因素研究

贾艳萍，贾心倩，刘 印，张德义，田 梦

(东北电力大学化学工程学院，吉林 吉林 132012)

氮、磷等物质排入江河易导致水体的富营养化，传统脱氮理论认为，废水中氨氮必须经硝化反应和反硝化反应过程，才能够达到脱氮目的，这是因为硝化和反硝化过程中微生物生长的环境有很大差异，硝化反应需要有氧气存在的环境，而反硝化则需在厌氧或缺氧环境中进行。近年来，国内外学者通过大量的试验对工程实践中遇到的现象和问题进行了研究，以传统的生物法脱氮理论作基础，发现硝化反应和反硝化反应可以在同一操作条件下同一反应器内进行，即同步硝化反硝化(简称SND)，它使传统工艺中分离的硝化和反硝化两个过程合并在同一个反应器中，避免了亚硝酸盐氧化成硝酸盐及硝酸盐再还原成亚硝酸盐这两个多余的反应，从而可节省约25%的氧气和40%以上的有机碳，在反应过程中不需要添加碱度和外加碳源。与传统工艺相同处理效果情况下减少了20%的反应池体积，需要更低的溶解氧浓度(1.0 mg/L左右)，无混合液的回流以及反硝化搅拌设施[1，2]。因此，SND简化了生物脱氮工艺流程，减少了运行成本。它突破了传统的生物脱氮理论，简化了脱氮反应发生的条件和顺序，强化了生物脱氮过程，使传统的生物脱氮理论发生了质的飞跃。

1 同步硝化反硝化作用机理

SND的脱氮机理可以从宏观环境理论、微环境理论和微生物学理论三个方面加以解释

1.1 宏观环境理论

一般来说，反应中所需的DO都是通过曝气来供给，不同的曝气装置会导致反应器内DO的分布状态不同。但是在好氧条件下的活性污泥脱氮系统中，无论哪种曝气装置都无法保证反应器中的DO在废水中分布均匀，例如:在SBR反应器中，曝气并不能保证整个反应器中DO完全处于均匀的混合状态，缺氧区域的存在就为该反应器中成功实现SND提供了可能。

1.2 微环境理论

微环境理论是目前解释SND现象普遍接受的观点。这种理论认为，微生物个体一般情况下非常微小，所以环境的微小变化也会不同程度的影响微生物的生存，污泥絮体内部DO浓度的分布如图1所示。

整个主体相中DO分布均匀，但是当DO向污泥絮体内部进行扩散时受到一定的限制，所以在絮体内部就会产生扩散层、好氧区、缺氧区这样一个DO梯度。微生物絮体的外层区域即扩散层和好氧区DO浓度较高，以好氧菌、硝化菌为主，在该区域有利于硝化反应的进行。随着DO扩散深入到微生物絮体内部，由于氧的传递受阻和扩散层、好氧区中DO逐渐减少，在絮体内造成缺氧环境，此时有利于反硝化菌的生长，促进了反硝化的进行。微生物絮体内存在缺氧区域是实现SND的主要原因，然而缺氧环境的形成主要取决于DO浓度的大小和絮体的结构。DO浓度过高就会扩散至污泥絮体内部，无法形成缺氧区域，就不能实现SND;浓度过低满足不了扩散层、好氧区硝化反应所需的DO，进而降低脱氮效果。因此，控制DO浓度以及微生物絮体的结构是成功实现SND的关键。

图1 微生物絮体内反应区和基质浓度的分布示意图(双氧区模型)

1.3 微生物学理论

2 同步硝化反硝化的主要影响因素

SND影响因素主要包括溶解氧(DO)、碳源、污泥浓度、pH值、温度等。

2.1 溶解氧(DO )

DO浓度是影响SND的重要参数之一。系统中的DO应满足有机物的氧化及硝化反应，但是溶解氧浓度不能太高。当DO较高时，它对生物絮体的穿透能力逐渐增大，DO扩散至污泥絮体内部，缺氧微环境很难形成。另外，O2接受电子的能力高于，抑制了反硝化细菌的活性，降低反硝化效果;DO过低，满足不了硝化反应所需的DO，同样会影响脱氮效果。可见，在SND工艺中有效地控制DO在适宜的范围极其重要。Christine Helmer和 Sabine Kunst[5]在 SBR系统中将 DO控制在1 mg/L时，TN去除率最高达到50%。Puznava等[6]在曝气滤池中通过DO在线控制，使TN去除率达到60－70%。国内关于溶解氧对SND的影响也进行了研究，彭赵旭等[7]采用SBR反应器研究SND时发现，当DO为0.45 mg/L、C/N为8.32时，可以最大程度地利用原水中的碳源进行SND作用，SND率为42.66%;赵玲与张之源[8]研究复合SBR中SND时发现，控制DO在3－5 mg/L，SND现象最明显，可以达到最佳的脱氮效果，此时TN去除率达到80%，而当DO大于5 mg/L或小于3 mg/L时，脱氮效果及反硝化速率明显下降。以上这些研究说明只有保持适当DO才能实现含碳有机物氧化、硝化和反硝化，硝化速率和反硝化速率越接近，SND效率越高。

2.2 碳源

有机碳源是微生物生长和繁殖所需能量的主要来源，同时也被认为是实现SND的关键因素之一。有机碳源浓度过高，异养菌活动旺盛，会抑制硝化反应，硝化不完全必然会影响反硝化效果;碳源不足，导致反硝化过程受阻，同样SND效果也不好。因此，对于SND体系来说，硝化与反硝化同时发生，相互制约，使得有机碳源在整个SND反应体系占有不可忽视的地位。

2.3 污泥浓度(MLSS)

污泥浓度也是影响SND的一个重要因素。如果污泥浓度过低，曝气时絮体表面更新速率加快，DO的扩散阻力降低，很容易进入絮体内部，絮体内缺氧区域比例的降低不利于反硝化，进而影响SND的效率;污泥浓度过高，如果DO不足就会导致硝化反应受阻，甚至会出现菌类死亡。Pochana等[13]采用动态微生物絮体模型发现絮体平均直径为382 μm时，可实现98.5%的SND;当平均直径减小到155 μm时，只能达到26.3%的SND。高廷耀等[14]研究表明，活性污泥浓度控制在5000 mg/L左右，溶解氧控制在0.5－1.0 mg/L，可以实现SND;李晓璐等[15]认为在一定的污泥浓度范围内，随污泥浓度的降低(即污泥负荷量的增强)，反硝化反应越强，污泥浓度为5200 mg/L(即污泥负荷较重)时反应效果最佳，TN的去除率达到99.1%;齐唯等[16]认为在一定C/N值下污泥浓度的变化影响了氧的传递，进而影响了SND。当C/N值为5时，保证了的去除率，但此时的好氧反硝化条件较差，出水残留较高浓度的，TN去除率只有49.4%;当C/N值增加到10时，污泥浓度增加，氧的传递受到限制，大幅度提高了系统的好氧反硝化效率，出水残留的很低，但相反使的去除率降低;当C/N值增加到15时，污泥浓度继续增加，氧的传递进一步受到限制，但此时TN去除率基本保持不变，出水浓度依旧很低。

2.4 pH 值

pH是影响SND的又一个重要因素。不同微生物所适应的pH值范围各不相同，硝化细菌是生物硝化过程的主体，硝化细菌的活性和数量决定了硝化作用的强弱，最适宜的pH值为8.0－8.4;而对于反硝化细菌的生长来说，最适宜的pH值为6.5－7.5，硝化菌和反硝化菌对pH值的变化十分敏感，超出适宜的范围后两种细菌的活性会大大降低。可见，对于SND体系，必须寻找一个适宜的pH值范围，使硝化反应与反硝化反应均能高效进行，进而得到理想的TN去除率。Hong W Zhao等[17]认为，由于在SND工艺硝化过程中消耗的碱度和反硝化过程中产生的碱度具有一定的互补性，最适pH值为7.5左右;邹联沛等[18]通过MBR研究了pH值对SND的影响，通过pH的实际测量值与计算值的对比可知，MBR中实现SND的最佳pH值约为7.2;方茜等[19]考察污泥龄及pH值对SBR反应器SND的影响时发现，偏高或偏低的pH值均会影响SND过程中的硝化反应和反硝化反应，pH值在中性和略偏碱性的范围内有利于反应器内SND的发生;杜馨[20]在SBR－SND脱氮技术的研究中发现，适宜SND生物脱氮的pH值在7.5－8.0之间，系统在此范围内运行，出水TN去除率均可达92%以上。

2.5 温度

温度在12－14℃或高于30℃时，活性污泥中的硝酸细菌活性会受到严重抑制，出现积累。在一般情况下，当温度在15－30℃时，硝化反应生成的亚硝酸可以完全被氧化为硝酸，而反硝化反应的适宜温度为20－40℃。综上可知，亚硝酸菌与硝酸菌具有不同的最适生长温度。在不影响亚硝酸细菌活性的基础上，通过调节温度抑制硝酸菌实现SND是一种可行的途径。Hungseok Yoo[21]研究表明，亚硝酸型硝化在22－27℃，或者不低于15℃的情况下都可以实现SND;荷兰的Delft大学通过控制温度设计了SHARON工艺[22]，在30－35℃下，该工艺通过控制HRT来淘汰硝酸菌，使亚硝酸菌成为整个硝化过程中的优势菌，从而成功的实现SND。张立秋等[23]研究了常温(25－27℃)下SBBR中如何实现亚硝酸型SND，考察了ρ(C)/ρ(N)对SBBR系统SND的影响，采用SBBR法处理城市污水实现SND较为适合的ρ(C)/ρ(N)为5－8，亚硝酸盐的积累率高于85%，TN去除率高于80%;张可方等[24]研究得出，当温度为21－35℃时，序批式生物膜反应器中能有效实现亚硝酸型SND。

3 结 论

作为一种新兴污水生物脱氮理论，同步硝化反硝化解决了传统生物脱氮工艺中存在的碳源供求矛盾和泥龄控制问题，具有简化工艺流程、提高脱氮效率、节省投资等优点，必将成为未来污水处理生物脱氮的重要方法之一。由于SND的发生是一个复杂的过程，需要较为严格的微生物生长所需的外部环境条件，影响其发生的因素较多，而目前的大部分研究集中在采用SND方式处理模拟废水上，并取得了大量有价值的数据，而对实际废水的处理研究的尚少，可在以后的研究中探索SND在实际污水中应用的可行性，得到SND处理实际污水的最佳工艺参数，并通过动力学模型确定SND最佳运行工艺条件，完善活性污泥生物脱氮系统，构建废水生物脱氮系统的数字化模型，根据数字化模型对整个反应系统进行优化设计，从而提高活性污泥系统生物脱氮处理工艺的效果。

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