DO对同步硝化反硝化的影响

2014-11-28柴同志谢小龙乔新明

绿色科技 2014年1期

关键词：污水

柴同志　谢小龙　乔新明

摘要：结合近年来国内外同步硝化反硝化的最新研究成果，阐明了溶解氧浓度对几种常见工艺同步硝化反硝化效果的影响，并提出了今后在同步硝化反硝化的微生物特性、脱氮除磷一体化等方面的研究发展方向。

关键词：同步硝化反硝化；DO；污水

收稿日期：20131213

作者简介：柴同志（1988—），男，山东枣庄人，助理工程师，主要从事市政给排水设计工作。中图分类号：X703.1文献标识码：A文章编号：16749944（2014）01014303

1引言

城市污水生物脱氮工艺中通常发生有机物的好氧氧化、硝化和反硝化3种不同的生物反应。根据传统的脱氮理论，硝化与反硝化反应不能同时发生，硝化反应在好氧条件下进行，而反硝化反应在缺氧条件下完成[1]。然而近年来国内外研究表明，硝化和反硝化可在同一反应器内进行，即同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrific- ation and Denitrification，简称SND） [2～9]。由于在同一个反应器中同时完成硝化和反硝化两个过程，这不仅能够节省反应器体积，缩短反应时间，同时无需酸碱中和，为生物脱氮新工艺的开发提供了一种新的思路[10]。

硝化反应和有机物氧化需要氧，而反硝化则需要厌（兼）氧环境[11]，因此，适宜的DO（溶解氧）浓度是实现同步硝化反硝化过程的重要因素[12]。本文将结合近年来国内外最新研究成果，就DO对几种常见水处理工艺中同步硝化反硝化的影响加以综述。

2各工艺中同步硝化反硝化脱氮

2.1SBR工艺

李飞等[13]在传统SBR反应器中加一隔板，在反应器内形成A+n次A/O-SBR系统（图1），为同步硝化反硝化作用提供良好的好氧和缺氧厌氧条件，研究结果表明：C/N为12，ρ（DO）为10～20mg/L、好氧区与缺氧厌氧区体积比为1∶1时，反应器内高效稳定地实现了同步硝化反硝化脱氮过程。经改良的SBR工艺具有反应器体积小、反应时间短、无需酸碱中和剂，还可减少污泥产量80%以上等优点。张可方等[14]以模拟的城市污水为处理对象，在序批式活性污泥反应器（SBR）内，研究DO、C/N等因素对同步硝化反硝化脱氮效率的影响。研究表明：采用连续曝气工艺，在进水COD=200mg/L，NH+4-N=30mg/L条件下，控制DO在05～15mg/L范围内时，出水TN浓度为198～63mg/L，TN的平均去除率在80%以上，能较好的实现SND，升高或降低DO浓度，都会使SND效果下降，最佳DO浓度为05mg/L，此时TN去除率达到9374%，并可推断出在反应系统内存在好氧反硝化菌。周丹丹等[15]利用SBR反应器，探讨了溶解氧（DO）和有机碳源（COD）对同步硝化好氧反硝化的影响，认为溶解氧和有机碳源是同步硝化好氧反硝化过程中的关键因素。当DO低于05mg/L时硝化作用受到抑制；本试验中，当DO浓度分别为05mg/L，06mg/L时，总氮的去除率分别为513%和4523%。05～06mg/L的DO浓度范围能够满足硝化作用的需要又不严重抑制好氧反硝化作用；在适合于同步脱氮的DO范围内，容易出现亚硝酸盐的积累，而硝酸盐氮的浓度较小。这是因为同步生物脱氮是经由短程硝化反硝化途径所致。张朝升等[11]研究了不同溶解氧下序批式活性污泥反应器（SBR）的短程同步硝化反硝化过程特征及处理效果。试验结果表明，溶解氧浓度是实现短程同步硝化反硝化的一个重要控制参数。在试验阶段，常温下控制溶解氧在05～10mg/L，可以实现短程同步硝化反硝化，可保证氨氮的去除率达到95%～97%，总氮的去除率达到82%～85%。张小玲等[16]研究了低溶解氧下序批式反应器（SBR）的同步硝化反硝化现象，碳源投加方式对总氮去除率影响显著。当进水NH+4-N为300mg/L、COD为400～600mg/L时，采用半连续投加方式可保证总氮去除率达到80%。此外，彭喜花等[17]还报道了DO浓度对一体化SBR反应器中同步硝化反硝化脱氮效率的影响。

图1改良的SBR工艺原理

在SBR中培养驯化活性污泥，还可以通过厌氧-好氧运行方式同时实现有机物氧化、硝化、反硝化及除磷过程的统一，即单级生物同步脱氮除磷。运行结果表明，当DO为15～20mg/L时，TN及TP去除率均能达到90%以上[18]。该方法在同一个反应器内达到同步脱氮除磷的目的，不仅减少了脱氮除磷反应器的体积，而且实现了“一碳两用”，节约了碳源，减少了污泥产量，降低了氧气消耗量，经济效益不容忽视。

2.2SBBR工艺

荣宏伟等[19]报道了序批式生物膜反应器（SBBR）中同步硝化反硝化脱氮效率的影响，试验结果表明：DO是影响SBBR工艺实现同步硝化反硝化的一个重要因素，将DO控制在28～40mg/L的范围内，可以取得较好同步硝化反硝化效果，总氮去除率可达67%以上。通过好氧反应过程中溶解氧在生物膜内反应扩散模型以及扫描电镜对生物膜的形态结构观察探讨了同步硝化反硝化的机理，认为SBBR工艺同步硝化反硝化主要是由微环境引起的，生物膜在好氧条件下能创造缺氧微环境，DO浓度直接影响生物膜内部好氧区与缺氧区比例的大小，进而影响硝化和反硝化的效果。

2.3MBBR工艺

王学江等[20]发现当溶解氧（DO）质量浓度为2mg/L、水力停留时间为8h、悬浮填料填充率为50%时，MBBR工艺可通过同步硝化反硝化实现90%以上的脱氮效果。生物膜内DO质量浓度梯度造成好氧和缺氧区是实现同步硝化和反硝化的关键。该工艺能在同一个反应器中实现同时硝化和反硝化，并达到两个过程的动力学平衡，大大简化了生物法脱氮的工艺流程，提高了生物脱氮的效率，并节省投资。田淼等[21]也考察了MBBR反应器中不同曝气量对同步硝化反硝化反应速率的影响。

2.4MBR工艺endprint

陈超等[22]考察了在膜生物反应器（MBR）中不同溶解氧（DO）对于同步硝化反硝化效果的影响。结果表明：将试验条件控制在TN容积负荷为035kgN/（m3d）、HRT为6h、SRT为30d、pH值为7～8、温度为25～28℃、C/N为9时：在反应器DO的质量浓度为06mg/L条件下，可获得625%的NH+4-N去除率、911%的反硝化率和583%的SND率；在反应器DO的质量浓度为10mg/L条件下，可获得908%的NH+4-N去除率、904%的反硝化率和825%的SND率；在反应器DO的质量浓度为14mg/L时，可获得933%的NH+4-N去除率、770%的反硝化率和721%的SND率。从研究结果可以看出，随着DO的增大，硝化率逐渐上升，反硝化率逐渐下降，SND率先上升后下降，这说明DO的升高有助于提高硝化能力，但由于无碳源或碳源不足，使得反硝化能力下降；在DO较低时SND率受到硝化率的限制，而在DO较高时受到反硝化率的限制，造成SND率发生波动。

李绍峰等[23]研究发现COD在250mg/L左右，C/N为10：1，MLSS为3500mg/L，HRT为85h的相对稳定条件下，当DO为06～08mg/L时，总氮去除率达667%，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。研究结果还表明由于好氧反应器中缺氧区的存在，控制操作条件可以实现SND，同时也存在着短程SND的现象，实现SND可能是几种作用机制的共同结果。此外，邹联沛等[24]也报道了DO对MBR系统中同步硝化反硝化的影响。

2.5氧化沟工艺

闫骏等[25]在改良的Orba l氧化沟中试系统中，考察了溶解氧浓度对同步硝化反硝化（ SND）的影响。结果表明，当外沟溶解氧浓度为03mg /L时，约有2997mg/L的总氮在氧化沟的外沟通过SND去除，外沟对COD的实际去除量为903mg/L，外沟的SND主要是利用微生物内贮有机碳源或生物吸附碳源进行的。控制氧化沟的外、中、内沟溶解氧浓度分别为03、05和20mg/L时，系统的SND率和总氮去除率最高。在优化的溶解氧条件下，系统对总氮的平均去除率和平均SND率分别为660%和426%，分别比优化前提高了138%和243%。

2.6OGO工艺

范寅等[26]考察了DO浓度对OGO系统同步硝化反硝化脱氮的影响，研究发现当好氧区中段DO浓度为20mg/L左右时，系统对TN的去除效果最好，平均去除率达到7480%，此时外环中同步硝化反硝化的效果也较好，外环同步硝化反硝化对TN的平均去除量占系统对TN去除量的4889%（图2）。

图2工艺试验流程

此外，还有报道DO浓度对多孔生物粒子流化床系统[27]、螺旋升流式反应器（SUFR）[28]和生物接触氧化法[29]同步硝化反硝化的影响。

3各工艺中同步硝化反硝化除磷

罗思音[30]针对碳源偏低的城市污水，采用序批式活性污泥法研究DO对短程同步硝化反硝化除磷工艺的影响，试验表明：控制DO最佳浓度（05～10mg/L）可在同一个反应器内既实现短程同步硝化反硝化反应又达到反硝化除磷的效果，COD的去除率达到93%～94%，NH+4-N的去除率为97%～98%，TN的去除率达到85%～96%，TP的去除率为91%～93%。TP的去除是好氧除磷和反硝化除磷双重作用的结果。

4结语

同步硝化反硝化可以使废水处理周期缩短、处理空间缩小、处理能耗降低；并且在处理过程中避免一部分NO-2-N氧化成NO-3-N，再还原成NO-2-N这一多余的反应，可以节省DO和有机碳，从而使处理费用大为减少；另外，反硝化过程产生的碱度可以在一定程度上弥补硝化过程消耗的碱度，使脱氮操作中pH控制大大简化。同步硝化反硝化并不否认传统的生物脱氮理论，而是进一步丰富了生物脱氮理论[31]。除了DO这一主要影响因素外，C/N、pH值[32]、有机碳源[33]、氧化还原电位（ORP）[9，34]、活性污泥絮状体[35]、活性污泥浓度[36]等因素均可以对同步硝化反硝化效果产生影响。杨麒等[37]还从宏观环境理论、微环境理论和微生物学理论方面对同步硝化反硝化的产生机理进行了阐述。

尽管国内外已对该理论开展了一系列研究，今后在以下两个方面还值得作进一步深入的研究：①如何将脱氮除磷有机的结合起来，探索一种可持续城市污水生物处理技术。②阐明同步硝化反硝化反应的机理及微生物特性，为今后研究及工程化应用提供科学依据。

2014年1月绿色科技第1期参考文献：

[1] 李丛娜，吕锡武，稻森悠平.同步硝化反硝化脱氮研究[J].给水排水，2001，27（1）：22～24.

[2] Mnch e v ，Lant P，Keller J.Simultaneous Nitrification and Denitrificaion in Bench-scale Sequencing Batch Reactors[J].Water Research，1996，30（2）：277～284.

[3] Gupta A B，Gupta S K.Simultaneous Carbon and Nitrogen Removal From High Strength Domestic Wastewater in An Aerobic RBC Biofilm[J].Water Research，2001，35（5）：1714～1722.

[4] Mat Uzaka E，Nomura N，Toshiaki N K，et al.A Simple Screening Procedure for Heterotrophic Nitrifying Bacteria with Oxygen-tolerant Denitrification Activity[J].Journal of Bioscience and Bioengineering，2003，95（4）：409～411.endprint

[5] Kim J K，Park K J，Cho K S，et al.Aerobic Nitrification-denitrification by Heterotrophic Bacillus Srains[J].Bioresource Technology，2005，96（17）：1897～1906.

[6] Joo H S，Hirai M，Shoda M.Piggery Wastewater Treatment Using Alcaligenes faecalis Strain No.4 with Heterotrophic Nitrification and Aerobic Denitrification[J].Water Research，2006，40（16）：3029～3036.

[7] Gao S Y，Peng Y Z，WANG S Y，et al.Novel Strategy of Nitrogen Removal From Domestic Wastewater Using Pilot Orbal Oxidation Ditch[J].Journal of Environmental Sciences，2006，1（9/10）：833～839.

[8] Wang X J，Xia S Q，Chen L，et al.Nutrients Removal From Municipal Wastewater by Chemical Precipitation in a Moving Bed Biofilm Reactor[J].Process Biochemistry，2006，41（4）：824～828.

[9] Modin O，Fukushi K，Yamamoto K.Denitrification with Methane as External Carbon Source[J].Water Research，2007，41（6）：2726～2738.

[10] 张龙，肖文德，李伟，等.SBR 系统中同时硝化反硝化生物脱氮研究[J].环境工程，2005，23（4）：29～32.

[11] 张朝升，章文菁，方茜，等.DO对好氧颗粒污泥短程同步硝化反硝化脱氮的影响[J].环境工程学报，2009，3 （3）：413～416.

[12] 冯叶成，王建龙，钱易.同时硝化反硝化的试验研究[J].上海环境科学，2002，21（9）：527～5297，59.

[13] 李飞，张雁秋，李晓红，等.同步硝化反硝化影响因素的研究[J].江苏环境科技，2006，19（4）：16～18.

[14] 张可方，杜馨，张朝升，等.DO C/N 对同步硝化反硝化影响的试验研究[J].环境科学与技术，2007，30（6）：3～5.

[15] 周丹丹，马放，董双石，等.溶解氧和有机碳源对同步硝化反硝化的影响[J].环境工程学报，2007，1（4）：25～28.

[16] 张小玲，李斌，杨永哲，等.低DO 下的短程硝化及同步硝化反硝化[J].中国给水排水，2004，20（5）：13～16.

[17] 彭喜花，吴剑，刘雪梅.一体化工艺中同步硝化反硝化脱氮的研究[J].江苏农业科学，2010，（6）： 541～ 543.

[18] 林金銮，张可方，方茜，等.DO对同步硝化反硝化协同除磷的影响[J].化工环保，2009，29 （2）：109～112.

[19] 荣宏伟，张朝升，彭永臻，等.DO对SBBR工艺同步硝化反硝化的影响研究[J].环境科学与技术，2009，32（8）：16～19.

[20] 王学江，夏四清，陈玲，等.DO对MBBR同步硝化反硝化生物脱氮影响研究[J].同济大学学报：自然科学版，2006，34（4）：514～517，538.

[21] 田淼，张永祥，张粲，等.DO 与MBBR 反应器同步硝化反硝化脱氮关系研究[J].中国水运，2010，10（5）：124～126.

[22] 陈超，徐国勋，曾林慧，等.DO对膜生物反应器中同步硝化反硝化的影响[J].上海理工大学学报，2009，31 （6）：581～584.

[23] 李绍峰，崔崇威，黄君礼，等.DO和HRT对MBR同步硝化反硝化影响研究[J].哈尔滨工业大学学报，2007，39 （6）：887～890.

[24] 邹联沛，张立秋，王宝贞，等.MBR 中DO 对同步硝化反硝化的影响[J].中国给水排水，2001，17（6）：10～14.

[25] 闫骏，王淑莹，高守有，等.低溶氧下低C /N值生活污水的同步硝化反硝化[J].中国给水排水，2007，23（3）：44～48.

[26] 范寅，罗固源，张园.DO浓度对OGO系统同步硝化反硝化脱氮的影响[J].三峡环境与生态，2010，3（3）：1～4，7.

[27] 陈雷，于艳，郭莉莉，等.多孔生物粒子流化床中DO 和COD对同步硝化反硝化的影响[J].吉林建筑工程学院学报，2007，24（3）：12～14，18.

[28] 张瑞雪，向来，季铁军.DO浓度对SUFR系统同步硝化反硝化的影响[J].中国给水排水，2007，23（7）：70～73.

[29] 徐伟锋，孙力平，古建国，等.DO 对同步硝化反硝化影响及动力学[J].城市环境与城市生态，2003，16（1）：8～10.

[30] 罗思音.DO对短程同步硝化反硝化除磷工艺的影响[J].水科学与工程技术，2011，（5）：18～20.

[31] 刘军，潘登，王斌，等.SBR 工艺中DO 和C/ N 对同步硝化反硝化的影响[J].北京工商大学学报：自然科学版，2003，21 （2）：7～10.

[32] 彭赵旭，彭永臻，左金龙.同步硝化反硝化的影响因素研究[J].给水排水，2009，35（5）：167～171.

[33] Chui P C，Terashima Y，Tay J H，et al.Nitrogen Removal in A Submerged Filter with No Effluent Recirculation [ J].Water Science Technology，2000，42（3～4）：51～58.

[34] Balmelle B，Nguyen K M，Capdeville B，et al.Study of Factors Controlling Nitrite Build-Up in Biological Process of Water Nitrification[ J].Water Research，1992，26（5～6 ）：1017～1025.

[35] 刘峻岭，吴正高，赵宗升.同步硝化反硝化影响因素的研究[J].环境科学与管理，2006，31（8）：166～168.

[36] 吕锡武，李丛娜，稻森悠平.溶解氧及活性污泥浓度对同步硝化反硝化的影响[J].城市环境与城市生态，2001，14（1）：33～35.

[37] 杨麒，李小明，曾光明，等.同步硝化反硝化机理的研究进展[J].微生物学通报，2003，30（4）：88～91.endprint