污水处理系统中的硝化反硝化过程-九游会老哥俱乐部登录
硝化作用是氨首先转化为亚硝酸盐然后转化为硝酸盐的生物过程。在低有机负荷和任何合适的环境条件下，可以在任何需氧生物过程中实现硝化。硝化细菌比异养细菌生长更慢，异养细菌在固定膜和悬浮生长系统中包含更大比例的生物质。因此，发生硝化作用的关键要求是，应该控制该过程，使生物质的净积累速率，以及生物质从系统中抽出的净速率小于硝化的生长速率。细菌（barnesandbliss，1983）。目前用于处理硝化废水的方法如下。
1.滴滤器
滴滤池中的硝化程度取决于多种因素;包括温度，溶解氧，ph，抑制剂的存在，过滤器深度和介质类型，加载速率和废水bod（parker和richards，1986）。低速滴滤器可以开发高硝化细菌。对于岩石介质过滤器，有机负荷不应超过0.16kgbod5/m3/天（美国环保局，1975年）。在塑料介质滴滤器中允许更高的加载速率（0.36kgbod5/m3/天），因为塑料介质具有更高的表面积（stenquist等，1974）。如果使用两个过滤器，则在第一个过滤器中发生异养生长，在第二个过滤器中发生硝化（bitton，1994）。boller和gujer（1986）对三级滴滤池进行了试验性工厂研究，建议在水温下完全硝化（出水nh3-n<2.0mg/l）的介质表面负荷率为0.4gnh3-n/m2/day10c.
2.旋转生物承包商
rbc生物膜具有微生物初始吸附到盘表面以形成1-4mm厚的生物膜，其负责旋转生物承包商中的bod去除。旋转盘为附着的生物质提供了大的表面积。rbc的第一阶段主要去除有机物质，而后续阶段由于硝化作用而去除nh3-n，此时bod5足够低。氨氧化剂不能有效地与氧化有机物的快速生长的异养生物竞争。硝化作用仅在bod降至约14mg/l时发生，并随转速增加而增加（weng和molof，1974）。rbc的性能受到第一阶段低溶解氧的影响以及硝化作用后期的低ph值的影响（hitdlebaugh和miller，1981）。
开发了一种在rbc中使用再循环的创新操作过程，并用于改善硝化作用（klees和silverstein，1992）。他们发现它可以在所有水力加载速率下改善硝化作用;再循环对硝化作用的积极影响是由于进水有机碳的稀释。可降解有机碳在浓度大于15-20mg/lbod5时抑制硝化作用;极低浓度的进水bod5（低于10mg/l）不会改善硝化作用。
figueroa和silverstein（1992）研究了颗粒有机物对试验rbc中生物膜硝化作用的影响。对于引发rbc的12和82mg/l总bod范围，发现颗粒bod抑制硝化作用与可溶性bod的程度相同。总的进水有机物被发现是比可溶性有机物浓度更好的硝化作用的预测因子。通过颗粒bod抑制硝化作用表明，澄清的进水应该用于硝化生物膜过程。
邓恩，等。（1984），用生物膜流化反应器研究了硝化过程。床被设计成锥形并且填充有0.2-0.3mm直径的石英砂。在5.2升/小时的加载速率下运行三年，循环速率为84升/小时，nh4-n浓度为45毫克/升，亚硝化单胞菌的最大硝化速率为134毫克n/克mlss/小时。和nitrobacter的120mgn/mlss/hr。发现最佳ph值约为7.8;最佳温度在30-40℃之间。
tijhuis等。（1992），研究了硝化生物膜的发展，以及对生物膜-气升-悬浮-反应器中硝化能力的短期和长期影响。他们发现启动期间的特定硝化能力是恒定的，1gn/gtoc/d，与活性污泥工艺相比较高。温度对硝化速率的影响远小于纯培养实验所预期的，实验期间的最大硝化速率为6kgn/m3/d，与活性污泥法相比也相对较高。
3.固定床反应器
jimenez等人。（1987），通过使用固定床反应器对来自延长曝气污水处理厂的流出物进行硝化来进行中试规模研究。采用cod为373mg/l，nh4-n为45mg/l，ss为297mg/l，ph值为8.1的非沉降污水进水。hrt为4-6小时，循环比为3.5，得到70％cod，67％ss和95％nh4-n的去除效率。
在含有球环的四阶段好氧浸没式生物膜反应器中，实现了小于10mg/l的流出物bod和氨去除效率为65-85％（gonzalez-martinez和duqu-luciano，1992）。在以6-21g/m2/d的加载速率和hrt为130-290分钟的所有4个反应器中实现硝化。
4.低负荷下的常规活性污泥工艺
weismann（1994）研究了传统活性污泥系统中的硝化作用，发现污水的碳去除和硝化作用相对较低，因为在活性污泥系统的同一反应堆中发生了碳的去除和硝化作用。这导致主要是异养生物和少数自养生物的群体混合物。在这种处理系统中，不可能富集自养细菌，因为用剩余污泥除去生长较慢的自养生物。有必要将自养与异养生物质分离以提高特定的硝化速率。
su访，等。（1989），通过交叉流过滤的活性污泥法进行了同时有机碳去除-硝化的研究。由于污泥的循环过滤循环，这个过程使污泥停留时间很长;在约0.10gbod/gvss/d的加载速率下，同时实现了碳去除-硝化。溶解有机碳去除效率超过95％，硝化充分（在出水中未检测到nh3-n）。
5.两级活性污泥系统，具有独立的碳质氧化和硝化系统
硝化过程需要一种生长缓慢的硝化细菌，污泥已经老化了很长时间并且溶解氧浓度很高。此外，它们易受各种化合物的抑制，其浓度低至不影响异养细菌。由于这些原因，将碳质去除和脱氮过程分离成单独的反应器似乎是明智的（horan，1989）。
rimer和woodward（1972）研究了单独的碳质氧化和硝化系统，发现该工艺可以最大限度地减少氮化阶段的污泥冲洗，并且该工艺可以在更短的滞留时间，更低的mlss和固体保留时间内成功运行。
反硝化作用是硝酸盐转化为氮气和其他气态终产物的生物过程。反硝化过程的要求是：a）以硝酸盐形式存在的氮;b）有机碳源，和c）厌氧环境。目前用于生物脱氮的方法如下。
1.连续流搅拌反应器（cfsr）
moore和schroeder（1971）研究了硝酸盐进料速率和细胞停留时间对在稳态下操作的完全混合连续流动搅拌反应器（cfsr）的影响。他们得出结论，反硝化过程可以在接近最大单位去除率下操作，并且仍然获得可接受的氮转化率（在反硝化流出物中少于2mgno3-n/l）。stensel，etal。（1973），也表明反应器中的细胞保留时间取决于有机碳需求和硝酸盐去除效率。建议在20℃和30℃下进行至少4天的srt设计。建议在10℃下进行至少8天的srt设计。
2.活性污泥系统
lesouef，etal。（1992），展示了对活性污泥系统中两个区域的测试，结果显示能够从饲料中的约30mgtn/l中去除75％的总氮。
流出物中<10mgtn/l.最近对具有分步进料工艺的多个缺氧区进行了建模，并且似乎是最具成本效益的反硝化选择，因为它充分利用了进料中存在的碳作为分步进料反硝化的碳源。
3.固定膜反应器
nurizzo和mezzanatte（1992）研究了用于处理饮用水的固定膜缺氧砂反应器的反硝化作用。以20m3/h向下流动操作缺氧反应器，硝酸盐载量为0.4-1.5kgno3-n/m3/d。他们发现使用糖或葡萄糖浆作为有机碳源的硝酸盐去除率通常大于95％。
4.流化床生物膜反应器
在流化床生物膜反应器中进行反硝化，使用活性炭颗粒（1.7mm直径）作为载体，糖蜜作为碳源（coelhoso等，1992）。实验结果表明，平均细胞滞留时间为6.7-15.4小时，这意味着生物膜的发育速度很快;氮去除量为5.3-8.6kgno3-n/m3/天。通过两个连续的零级反应以及底物扩散到生物膜中来模拟硝酸盐和亚硝酸盐的实验曲线。
jesis和owen（1977）也研究了流化床生物膜反应器（fbbr）。发现使用小的流化介质使得fbbr能够保持高生物质浓度，从而在显着降低的水力停留时间下操作。据报道，当挥发性固体浓度在30,000至40,000mg/l之间时（采用中试反硝化时），99％的进水硝酸盐可以在空床上除去，水力停留时间低至6分钟。
目前，用于除去碳和氮的方法可分为两大类：分离阶段和单阶段过程。对于除去碳和氮的多个阶段，存在脱氮的缺点，其在添加外部碳或硝化细菌的流出物的循环部分中发生。在单个单元中发生的碳和氮去除是克服这些缺点的可能性。用于除去碳和氮的多个和单个过程如下所示。
除碳和硝化阶段在好氧活性污泥槽中进行，而脱氮则通过厌氧搅拌釜反应器或厌氧活塞流反应器完成（murphy和sutton，1975）。为了通过反硝化过程优化氮的去除，通常需要外部碳源和能量源。研究了活性污泥系统中的两阶段硝化和反硝化过程，其中混合液体从硝化阶段再循环到反硝化阶段（tenhave，etal。，1994）。结论是，在测试的情况下，猪粪上清液作为唯一的碳源是不可能完全脱氮的。有人建议必须使用额外的碳源糖蜜。
cecen等人。（1992），在两个上流式浸没式过滤器中对高强度含氮废物进行了随后的硝化-反硝化。将硝化过滤器的硝化流出物与稀释的糖蜜混合并进料到浸没式脱氮过滤器中。发现硝化过程中铵态氮向氧化态氮的转化率约为98％，但强烈依赖于必须保持在4-5mg/l的溶解氧量。这一发现与许多研究人员一致（gînenc和harremoâ，1985;okey和albertson，1989）。事实证明，糖蜜是反硝化中甲醇的良好替代品。最大反硝化速率只能在进水cod/nox-n比约为5时实现。
通过附着在纤维载体上的浸没式生物膜柱去除碳和氮，并在随后的厌氧和好氧过程中使用生活污水进行流出物再循环（wang，etal。，1992）。该过程由缺氧柱和两个串联的好氧柱组成。在每个柱中填充四根纤维载体绳，并在每个好氧柱的底部安装四个扩散器。缺氧柱和两个好氧柱的水力停留时间分别为7h，12h和5h。在充气塔中，提供足够的空气流速以使do保持在3mg/l.该方法显示能够分别除去80％的总氮和90％和98％的cod和bod5。
debarbadillo等人研究了生物营养素去除（bnr）过程。（1995年）。littlepatuxentwaterreclamationplant（lpwrp）的二级处理包括两级曝气系统。第一阶段是用于去除bod的常规活性污泥系统，然后是单独阶段的硝化系统。为了实施bnr过程，现有的曝气池分为三个功能区：厌氧，缺氧和有氧（好氧）。厌氧和有氧区分别进行厌氧选择和bod和氨的生物氧化。缺氧区带有来自有氧区的硝化混合液的循环流，在厌氧区和有氧区之间提供生物脱氮作用。数据表明，由于内部循环含有显着的do，因此该过程的脱氮率较低;从而抑制脱氮反应。因此，在最后一个有氧区域之后建造了一个厌氧区以去除氧气。实验室规模试验表明，10分钟的停留时间会使混合液do浓度下降1.5mg/l.还提供了第三个缺氧区以增加可用的缺氧滞留时间。结果还表明，出水磷和氮浓度达到1mg/ltp，6mg/lno3-n和8mg/ltn的水平。
开发了一种新的移动床生物膜反应器（rusten等，1995）。生物膜在小的自由浮动的塑料元件上生长，具有大的表面积和略小于1.0g/cm3的密度。在试验测试中，一种选择是在具有预脱氮的再循环系统中进行硝化，另一种是在具有反硝化作用的单程系统中的预沉淀废水的硝化作用。使用未经处理的废水作为碳源且scod/l低于100mg和25mgtn/l的预脱氮被证明是碳限制的，并且在再循环比率为50％时，总去除率为50％至70％。在该生物膜反应器中，约2.0和总空床水力停留时间约为6小时。使用乙酸盐作为外部碳源的反硝化后，在总空床水力停留时间小于3小时且有机负荷率小于4.0g/m2/时，可轻松实现总氮去除效率的80％至90％scod的d。该系统在7至18℃的温度下操作。
在附加生长循环反应器（agcr）上进行了实验以研究其对有机碳和氮去除的效率（karnchanawong和polprasert，1990）。发现最佳cod加载速率为5g/m2/d，对应于tn加载速率0.54g/m2/d。在该加载速率下，cod和tn的去除率分别为4.8和0.43g/m2/d（或96％cod去除率和79％tn去除效率）。整体agcr性能受到在高tn加载速率0.54g/m2/d下的硝化效率的限制。
在单个流化床反应器中组合的厌氧-好氧系统与流出物的内部再循环已经证明同时去除有机碳和氮。随着有机碳的加载速率<1.2kg/m3/d和氮<0.2kg/m3/d，hrt为24小时，净化水平可达到cod去除率>80％和（bod5）s的出水浓度<10mg/l，nox-n<5mg/l，nh3-n<1mg/l（fdez-polanco等，1994）。
一项研究是关于曝气泻湖的间歇曝气是否能为生活污水提供有效的有机碳和氮去除。进水浓度tcod和tkn分别为137.1mg/l和14.29mg/l.结果表明，曝气泻湖的间歇曝气不会影响有机物质的去除效率。在2至6天的滞留时间内，bod的去除率为69％至86％。试验工厂的出水bod水平为9.23-19.66mg/l.从该实验中可以获得45％的总氮去除率（koottatep和araki，1993）。
watanabe，etal。（1992），研究了rbc中的同步硝化和反硝化（snd）。实验结果表明，snd受废水c/n比，水力负荷和氧气分压（po）的影响较大。在c/n比为6.0，hrt为5.5小时和po为0.10atm时实现最大脱氮效率。硝化主要发生在旋转通过空气相的生物膜中，而反硝化主要发生在旋转通过水相的生物膜中。由于snd，去除效率随着盘转速的降低而增加，达到约3rpm的最佳速度。
序批式反应器（irvine，etal。，1979）和延长曝气过程的间歇操作（goronszy，1979）在国内单一装置中表现出适应硝化，反硝化，生物氧化，沉降和絮凝的能力。污水。
kondo，etal。（1992），开发了用缺氧/有氧多孔生物质支持系统同时去除bod和氮。在全面的现场试验中，该系统用于污水处理，并以1.5小时通气和0.5小时搅拌的时间表运行。在0.8kg-bod/m3/天的有机负荷下，可以获得低于20mg/l的流出物bod（93％去除bod）和15mg/l的总氮。在13℃的低温下，硝化速率慢，氮的去除率降至65％。总氮去除率可达75％，年平均温度为13c-31c.
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