同步硝化反硝化污水处理的工艺优化

杨戈威

摘    要：研究了生活污水的溶解氧含量、微生物絮体粒径、水力停留时间、C/N比以及pH值对同步消化反硝化脱氮处理效率的影响。其中溶解氧含量、水力停留时间及pH值对污水总氮去除率影响较为显著，而微生物絮体粒径和C/N比对其影响程度相对较轻。当溶解氧含量为1.5 mg/L，微生物絮体粒径为60 μm，水力停留时间为30 h，C/N比为4时，pH为7.0时，生活污水的氨氮去除率为85%，硝氮去除率为65%，总氮去除率为80%，同步硝化反硝化反應进程效率较高。

关  键  词：污水处理;生物脱氮;同步硝化反硝化;工艺优化

中图分类号：TQ014     文献标识码：  B      文章编号：1671-0460（2019）03-0495-04

Abstract：  The influences of the dissolved oxygen content， the structures of microbial floc， the hydraulic retention time， the C/N ratio as well as the pH value on the removal rate of nitrogen in wastewater were investigated. The results showed that the dissolved oxygen contents， the hydraulic retention time and the pH value had significant influence， while the structures of the microbial floc and the C/N ratios exhibited negligible effect. When the dissolved oxygen content was 1.5 mg/L， the size of microbial floc was 60 μm， the hydraulic retention time was 30 h， the C/N ratio was 6 and the pH value was 7.0， the efficiency of simultaneous nitrification and denitrification was relatively high， the removal efficiencies of ammonia， nitrate and total nitrogen were 85%， 65% and 80%， respectively.

Key words： Wastewater treatment;Biological removal of nitrogen; Simultaneous nitrification and denitrification technology; Optimization of processing

随着生活污水的含氮量显著升高，有机物含量明显下降，导致了生活污水中C/N比较低，污水本身所含有的碳源无法满足反硝化需求，使得污水脱氮处理技术和工艺面临了巨大的挑战[1]。传统的污水脱氮处理技术是利用微生物对污水进行生物脱氮，最终将水中的含氮有机物转化为氮气排放。图1中给出了传统生物脱氮的工艺流程图，主要包括氨化、硝化和反硝化三个工序。

（1）氨化：通常污水中的含氮有机物首先在氨化细菌的作用转变为氨，而不同种类的氨化细菌在富氧和缺氧的条件下都可以存在。

（2）硝化：氨化所产生的氨在硝化细菌的作用下，转化为硝酸根离子，而常见的硝化细菌均为好氧细菌。

（3）反硝化：硝化所产生的硝酸根离子在反硝化菌的作用下逐步还原为氮气，最后排放至环境，反硝化细菌均为厌氧菌[2]。

由于硝化细菌为好氧细菌，反硝化细菌为厌氧细菌，而且硝化过程产生酸性物质，反硝化过程产生碱性物质。为了有效保证消化和反硝化的顺利进行，并尽量降低由于酸碱中和而产生的二次污染，通常将消化和反硝化过程分开进行。这就导致了生物脱氮设备庞大，且对于高含氮量的生活污水来说还需额外添加电子供体来保证反硝化过程顺利进行。一方面提高了污水处理的成本，另一方面对高含氮量的脱氮效果也不尽理想。

近年来，国内外科学家发现在某些体系中同时发生硝化和反硝化过程，即同步硝化反硝化[3-5]。如图2所示，这主要是由于溶解氧在微生物絮体中的扩散受到限制，从而使得其表面为富氧区，主要菌落为硝化细菌为主;而内部为缺氧区，主要菌落为反硝化细菌。因此，体系中微生物絮体的结构、溶解氧的含量及其扩散速率在很大程度上影响了同步消化反硝化的反应进程。另外，体系的pH值和C/N同样也在一定程度上对该过程造成一定的影响[6，7]。为了探究对同步硝化反硝化过程的主要因素，本文主要研究了不同微生物絮体粒径、溶解氧含量、水力停留时间（反应时间）、C/N比及pH值体系中氨、硝酸根及总氮的去除率。

1  实验部分

1.1  实验原料

实验用污水：自配，氨含量为15 mg/L，硝酸根含量为5 mg/L，总氮含量为20 mg/L。

微生物载体：短切碳纤维增强聚氨酯泡沫塑料，自制。

1.2  测试与表征

溶解氧含量测试：利用上海海恒机电仪表有限公司生产的JPB-607型便携式溶解氧仪进行测试。

pH值：利用杭州科晓化工仪器设备有限公司生产的PHB-4型便携式pH计进行测试。

微生物絮体粒度：利用丹东市皓宇科技有限公司生产的HYL-1076型激光粒度分布仪进行测试。

氨、硝酸根及总氮含量测试：利用上海谱元仪器有限公司生产的Alpha1506型紫外可见分光光度计进行测试。

以上所有测试均是按照中国环境科学出版社出版的第四版《水和废水监测分析方法》中的方法进行测试。

2  结果与讨论

2.1  溶解氧含量的影响

选定微生物絮体粒径为60 μm，水力停留时间为30 h，C/N比为4，pH值为7时，我们研究了不同溶解氧含量对同步硝化反硝化效果的影响。图3中给出了体系中不同溶解氧含量下的氨氮去除率、硝氮去除率和總氮去除率。由于硝化细菌为好氧细菌，随着体系内溶解氧含量的增加硝化反应更容易发生，因此氨氮的去除率随溶解氧含量增加而增加。当溶解氧含量为1.5 mg/L时，氨氮去除率高达95%。而在该条件下，随着硝化反应进程的加快，同时产生了大量的亚硝酸盐和硝酸盐，使得体系内硝氮的总含量急剧提升，因此与虽然体系中保持了明显的富氧区和缺氧区的分离，硝氮去除率依然随体系内溶解氧含量增加而降低。随着溶解氧含量增加，体系中的总氮去除率现增加后降低，当溶解氧含量为1.2 mg/L时，总氮去除率约为80%。

2.2  微生物絮体粒径的影响

当溶解氧含量为1.5 mg/L，水力停留时间为30 h，C/N比为4，pH值为7时，我们研究了不同微生物絮体粒径对同步硝化反硝化效果的影响。如图4所示。

当微生物絮体粒径较小时，微生物絮体之间容易发生聚集，从而是一部分好氧的硝化细菌被包埋在微生物絮体内部，使得硝化过程效率降低;但这种聚集效应在影响溶解氧扩散的同时，有效提高了厌氧的反硝化细菌作用下的反硝化过程效率，因此当微生物絮体粒径较低时，氨氮去除率较低，而硝氮去除率较高。随着粒径增大，微生物絮体聚集效应有所改善，体系中氨氮去除率逐渐提高，但同时所产生的硝氮也逐渐增多，因此硝氮去除率相应降低。而体系中的总氮去除率随粒径变化，并未出现明显变化。当微生物絮体粒径为60 μm时，氨氮去除率和硝氮去除率均较高，分别为85%和65%，总氮去除率为80%。

2.3  水力停留时间的影响

水力停留时间即为含氮污水在反应器内停留的时间，停留时间越长，反应则越充分。如图5所示，当溶解氧含量为1.5 mg/L，微生物絮体粒径为60 μm，C/N比为4，pH值为7时，随着水力停留时间延长，硝化反应越彻底，氨氮去除率越高。随着氨氮去除率的提高，硝氮去除率逐渐降低。当水力停留时间为25～30 h时，氨氮去除率和硝氮去除率均保持在中等偏上的范围内，分别为64%～85%和65%～67%。当水力停留时间为30～50 h，体系总氮去除率水平较高，为80%左右。

2.4  C/N比的影响

C/N比是指体系内碳源有机物与含氮有机物的摩尔比，其中碳源有机物为反硝化细菌的电子供体，随着C/N比的提高，有利于提高反硝化进程的效率;但与此同时，较高程度的反硝化反应在一定程度上会对硝化反应起到抑制作用，因此在较高C/N比的情况下，硝化反应效率较低。如图6所示，当溶解氧含量为1.5 mg/L，微生物絮体粒径为60 μm，水力停留时间为30 h，pH值为7时，随着C/N比的增加，氨氮去除率逐渐降低，而硝氮去除率逐渐升高。当C/N比为2～6时，体系中的总氮去除率为80%左右。

2.5  pH值的影响

硝化细菌和反硝化细菌对环境pH值的要求不尽相同，其中适合硝化细菌存活的pH值为6.0～7.5，而适合仅硝化细菌存活的pH值为7.0～8.5。如图7所示，当溶解氧含量为1.5 mg/L，微生物絮体粒径为60 μm，水力停留时间为30 h，C/N比为4时，体系pH处于6～8范围内，硝化反应效率较高，氨氮去除率约为85%～96%;而当pH为8～9时硝氮去除率较高，约为50%～65%。虽然当pH为7时也利于反硝化细菌存活，但由于硝化反应效率较高导致产生大量的亚硝酸盐和硝酸盐，因此相对于初始硝氮含量，pH为7时硝氮总去除率较低。综合考虑体系总氮去除含量，pH为8时是较为理想的反应条件。

3  结 论

本文研究了同步硝化反硝化体系中溶解氧含量、微生物絮体粒径、水力停留时间、C/N比以及pH值对生活污水脱氮效果的影响。总体来说，硝化反应进程和反硝化反应进程之间是相互抑制的，但综合考虑体系总氮去除率，本文得到了较为合适的反应条件：溶解氧含量为1.5 mg/L，微生物絮体粒径为60 μm，水力停留时间为30 h，C/N比为4时， pH为7。其中溶解氧含量、水力停留时间和体系pH值对总氮去除率影响较为明显，而微生物絮体粒径和C/N比对其影响程度则相对较低。

参考文献

[1] 陈秀荣，周琪，张杰.生物一生态协同工艺深度处理城市污水[J].哈尔滨工业大学学报，2008，40（4）：650-655.

[2]陶淑.快速多级土壤渗滤系统在受污染河水水质处理中的应用研究[J].中国给水排水，2001，17（4）：16-18.

[3]李波.内循环一体式工艺同步硝化反硝化的研究[J].环境科学与管理，2008，33（9）：97-100.

[4]刘子剑.短程硝化反硝化生物脱氮技术的影响因素及工程应用[J]. 吉林水利，2013（5）：41-45.

[5]Kim S.Removal of nitrogen and phosphorus by Chlorella sorokiniana cultured heterotrophically in ammonia and nitrate[J].International Biodeterioration & Biodegradation，2013（85）：511-516.

[6]李军，彭永臻，顾国维，等. SBBR同步硝化反硝化处理生活污水的影响因素[J]. 环境科学学报，2006，26（5）：728-733.

[7]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.

（上接第500页）

[2]ManjitS.Chowdhary，Ian W. Cottrell. Method for preparation ofamphoteric guar gum derivatives： EP， 0943672[P]. 1999-09-22.

[3]俞绍诚. 水力压裂技术手册[M].北京：石油工业出版社， 2010.

[4]Sun H，Qu Q.High-Effciency Crosslinkers for Low-Polymer Fracturing Fluids[J].Spe Journal，2011，19（4）.

[5]雷欣， 周明. 一种耐高温压裂液体系的性能评价[J]. 山西化工， 2011， 31（4）：16-17.

[6]张菅， 尹海亮， 刘新亮，等. 耐温耐盐P（AM-AMPS-St-AA）共聚物压裂液稠化剂的合成与性能[J]. 油田化学， 2016， 33（2）：215-219.

[7]徐国栋， 邓新华， 孙元. 丙烯酸与丙烯酰胺共聚制备高吸水纤维的研究[J]. 天津工业大学学报， 2004， 23（4）：11-13.

[8]代磊阳， 郭新维， 王健，等. AM/AMPS/DM-16疏水缔合聚合物的合成及性能[J]. 精细石油化工， 2015， 32（1）：10-14.

[9]杜涛， 姚奕明， 蒋廷学，等. 清洁聚合物压裂液研究与现场应用[J]. 化学世界， 2016， 57（6）：334-337.