倒置A2O工艺对生活污水生物脱氮运行条件及效果研究.docx
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倒置A2O工艺对生活污水生物脱氮运行条件及效果研究
倒置A2/O工艺
对生活污水生物脱氮运行条件及效果研究
引言
水是人们生活中不可缺少的东西,它直接关系到人们的日常生活,还是农业、工业、水产和各种生产的重要资源。
随着工农业生产和城市建设的发展,人口的增长,人民生活水平的提高,用水量和污水排放量都大幅度增加,由于大量的工业废水和生活污水排入河流水体,使水环境质量严重恶化、地表水和地下水受到不同程度的污染,加之节约用水和水源保护还存在着一定的问题,致使水资源形成数量不丰,水质恶化的严重局面,制约着国民经济持续稳定发展和社会的安定。
由于水体富营养化问题加剧,60年代以来,生物脱氮除磷工艺受到重视,先后开发了SBR和ICEAS序批法、AB法、氧化沟、厌氧-好氧(A1/O)和缺氧一好氧(A2/O)组合工艺。
因此选择合适的污水处理方法缓解用水危机以成为目前亟待解决的问题。
通过短时厌氧环境的生化特性、厌氧/缺氧环境倒置效应和小型系统平行对比试验,较系统地研究了倒置A2/O工艺的原理和工艺特点,在本次的毕业设计中采用实验的方式测算出其条件和效果。
本文就生活污水为研究对象,在传统A2/O工艺的基础上进行改良,将缺氧段和厌氧段互换位置成为倒置A2/O,并且控制运行条件来实现短程硝化-反硝化,并且探讨各种因素对此工艺的影响,对工艺参数进行研究分析其规律[1]。
在倒置A2/O工艺参数沿程变化研究中发现,当好氧区溶解氧浓度存在梯度变化时,其中发生了好氧反硝化反应,其对出水硝态氮的浓度有着明显的影响。
在本文的最后通过倒置A2/O工艺与常规A2/O工艺的对比实验,从技术和经济两方面说明了倒置A2/O工艺的优越性;并对倒置A2/O和传统A2/O两种工艺中相关工艺参数沿程变化的差异进行了比较分析研究。
1绪论
1.1水体中氮主要来源、危害及其控制
水是我们人类所共有的、有限的资源。
大气中的水分变成雨水降到地表,其中一部分蒸发或者渗入地下,而大部分泄入江河,流到大海,再通过江、海、河、湖返回大气中,形成完整的大自然水循环体系。
在这一循环过程中,人类所利用的水被污染,而被污染的水只有经过处理得到净化,才能重新回到大自然的水循环体系中。
因此,污水处理的作用是极为重要的,是保护人类水环境,提供舒适的生活空间及作为资源有效利用所必须的和必不可少的重要环节。
然而随着工业的发展和人民生活水平的提高,过多的含氮化合物排入水体,特别是流动较缓慢的湖泊、海湾,容易引起水中藻类及其他微生物大量繁殖,形成富营养化污染,尤为严重的事件如:
2007年5月29日,无锡太湖蓝藻全面暴发, 6月11日,安徽巢湖蓝藻暴发,6月24日,云南滇池蓝藻暴发。
这给工业的发展和人们的生活带来了很大的困扰,除此还会使自来水处理厂运行困难,造成饮用水的异味外,严重时会使水中溶解氧下降,鱼类大量死亡,甚至会导致湖泊的干涸死亡。
另外还会给水消毒和工业循环水杀菌处理过程中增大用氯量,对某些金属,特别是对铜具有腐蚀性。
当污水回用时,再生水中的氨氮可以促进输出管道和用水设备中微生物的繁殖,形成生物污垢,堵塞管道和用水设备并影响换热效率。
相应的我国的污水处理事业也得到了快速的发展。
国外污水处理新技术、新工艺、新设备被引进到我国,在活性污泥工艺应用的同时,AB法、A/O法、A2/O法、CASS法、SBR法、氧化沟法、稳定塘法、土地处理法等也在污水处理厂的建设中得到应用。
进入九十年代,水体中各种污染物尤其是氮磷的标准更为严格,新建城市污水厂必须考虑对氮磷污染物的控制,老水厂进行了脱氮除磷技术改造。
近年来,倒置式A2/O工艺由于其投资和运行费用低、处理性能高超,尤其是在其脱氮除磷方面效果显著。
我国新颁布实施的《污水综合排放标准》(GB8978-1996)也明确规定了适用于所有排放单位的较严格的氨氮排放标准。
这就意味着今后大多数城市污水和工业废水处理要考虑氨氮的硝化处理或脱氮处理[1]。
因此,研究开发经济、有效的脱氮污水处理技术已成为水污染控制工程领域的重点与热点。
1.2生物脱氮及技术现状
近年来的环境质量公报看,水体中主要的污染物为氨氮和有机物。
这些污染物进一步加剧了水资源短缺的矛盾。
对可持续发展战略的实施带来了严重的负面影响。
目前含氨氮污水的处理技术可分为物理法、化学法、物理化学法和生物脱氮法,其中物理法主要指吹脱法,由于该法应用受限制,一般只用作高浓度氨氮废水的预处理,故不能被广泛使用;而化学法与物理化学法(如离子交换法、加氯氧化法、吸附法、合成消化法等)由于运行成本高,对环境易造成二次污染,故实际运用中也受到一定的限制。
污水生物脱氮技术是70年代在美国和南非等国的水处理专家们在化学、催化和生物方法研究的基础上提出的一种经济有效的处理技术,该技术由于处理过程可靠,处理成本低,操作管理方便等优点而被广泛使用。
微生物脱氮技术按微生物在系统中的不同状态,可分为活性污泥法和生物膜法,通过设立好氧区、厌氧区来实现硝化、反硝化以达到脱氮目的。
1.2.1Bardenpho工艺
Bardenpho脱氮工艺最早是在传统活性污泥基础上开创的三级活性污泥脱氮流程,三级分别实现氨化、硝化、反硝化功能,其优点是有机物降解菌、硝化菌、反硝化菌分别在各自的反应器各自适应的环境中增殖,有利于优势菌群的培养,但是,该工艺流程长、设备多、造价高,管理不便;且脱氮需加碳源,投加量不易控制;另外为保证沉淀池效果,还需添加后曝气反应器。
该工艺后经过改进变为二级流程,除碳和硝化在一个反应器内进行,即所谓的后置反硝化工艺。
Bardenpoho脱氮工艺是一种由硝化手段和反硝化手段相互交替组成的工艺。
该工艺中的硝化和反硝化可以分别在各个反应器中进行,也可以将它们组合在一个传统推流式曝气池中不同区域内。
其中第二种情况则是实际工程中较多采用的运行方式。
此工艺对于城市污水一般脱氮率可达70%~80%,但有时由于进水中BOD不足等原因,脱氮效率可能仅有50%~60%。
1.2.2A/O工艺系列
(1)Wuhrmann工艺
最早的脱氮工艺是30年代开发的Wuhrmann工艺,流程遵循硝化、反硝化的顺序设置。
主反应区按功能分成两段:
好氧区和缺氧区,好氧反应器主要进行含碳有机物的氧化,氨氮的硝化;缺氧反应器的作用是反硝化脱氮由于反硝化脱氮过程需要碳源,而这种后置反硝化工艺是以微生物的内源代谢质作为碳源,所以反硝化速率低;如原废水的含氮量较高,则导致缺氧池容积大,而且污水进入系统的第一级就进行好氧反应,能耗太高,因此该工艺在工程上实用,但它为以后脱氮除磷工艺的发展奠定了基础。
(2)Ludzack-Ettinger脱氮工艺
60年代,Ludzack和Ettinger等首次提出了前置反硝化工艺,将缺氧段置于工艺的第一级,直接利用污水中的有机物作为反硝化的碳源,解决了碳源不足的问题,但好氧池的硝酸氮也会被携带至沉淀池,影响沉淀池水质。
它可以认为是A/O工艺的前身。
(3)A/O工艺
70年代,Barnard又提出改良型Ludzack-Ettinger脱氮工艺,即广泛应用的A/O工艺,A/O工艺中,好氧池的混合液和沉淀后的污泥同时回流到缺氧池,这样,回流液中的大量硝酸盐回流到缺氧池后,可以从原污水得到充足的有机物,使反硝化脱氮得以充分进行。
A/O法不能同时脱氮除磷。
目前,它多用于废水脱氮领域,只要控制一定的回流比和泥龄,系统便可达到较好的脱氮效果。
A/O法的特点之一是高负荷运行、泥龄短、水力停留时间短、污泥量多[2]。
(4)A2/O工艺
A2/O法是目前普遍采用的脱氮除磷的工艺,它是在传统活性污泥法(A/O)的基础上增加一缺氧段和一个厌氧段。
可用于仅要求硝化的情况,也可用于要求硝化/反硝化的情况。
该工艺工艺流程较为简单,基建费用和运行费用均较低,且具有同步脱氮除磷的功效,使其成为目前研究和应用较多的一种工艺[2]。
(5)倒置A2/O工艺
倒置A2/O工艺是在传统A2/O工艺基础上的一种改良工艺。
不少学者对A2/O工艺进行了环境倒置效应实验研究。
认为缺氧/厌氧/好氧的布置形式脱氮除磷效果更好,其原因在于:
聚磷菌厌氧释磷后直接进入效率较高的好氧环境,在厌氧条件下形成的吸磷动力可充分利用;所有参与回流的污泥都经历了完整的释磷、吸磷过程,故在除磷方面具有群体效应优势;缺氧池位于厌氧池前,允许反硝化菌优先获得碳源,因而加强了系统的脱氮能力[3]。
(6)UCT工艺
该工艺中,沉淀池的回流污泥和好氧区的污泥混合液分别回流至缺氧区,其中携带的硝酸盐在缺氧区中经反硝化而去除。
为了补偿厌氧区中污泥的流失,增设了缺氧区至厌氧区的混合液回流。
在废水TKN/COD适当的情况下,缺氧区中反硝化作用完全,可以使接受缺氧区出水中的硝酸盐浓度接近于零,从而使接受缺氧区混合液回流的厌氧区硝酸盐亦接近于零,保持较为严格的厌氧环境。
由于增加了缺氧区至厌氧区的混合液回流,运行费用略有增加。
(7)VIP工艺
VIP工艺与UCT工艺非常类似,两者的差别在于池型的构造和运行参数方面。
VIP工艺采用分格方式,将一系列体积较小的完全混合式反应格串连在一起,混合液中活性微生物所占的比例较高,且泥龄较短,因而运行速率高,脱氮除磷效果均较好。
1.2.3生物膜脱氮工艺系列
常见的生物膜脱氮工艺包括生物转盘脱氮工艺、移动床生物膜脱氮工艺、复合式膜生物反应器等。
同悬浮系统一样,承担反硝化的缺氧滤池可以在好氧滤池前面,也可以在后面。
在前反硝化系统中,经好氧滤池后的出水需回流至缺氧滤池,当回流比为400%时,脱氮率可达90%;在后反硝化系统中,原水部分旁路进入反硝化滤池,对运行管理较高,否则脱氮效果不好。
目前所研究的膜法反硝化几乎都是利用将硝化与反硝化分隔开来的系统,亦即反硝化段的滤池始终保持缺氧,以进行反硝化脱氮。
1.2.4生物脱氮新技术
近年来,一些研究者在研究中陆续观察到一些超出传统生物脱氮理论的新现象。
比如将好氧硝化过程控制在亚硝酸盐阶段,然后在缺氧条件下直接反硝化的亚硝酸型生物氮;在一定的条件下,硝化和反硝化可以在同一个反应器内同时完成;异养硝化以及厌氧氨氧化等。
这些现象可以从微环境理论和生物学角度进行解释。
微环境理论主要从物理学角度研究活性污泥和生物膜的微环境中各种物质(如DO、有机物、NO3—N和NO2—N等)传递的变化、各类微生物的代谢活动及其相互作用,从而导致的微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。
在宏观环境中微好氧状态时,由于氧扩散的限制,微生物絮体内产生了溶解氧梯度,也就形成了不同的微环境。
生物学角度的解释不同于传统理论,微生物学家发现了异养硝化菌和好氧反硝化菌,它们甚至可在完全厌氧的条件下发生硝化作用。
有些好氧反硝化菌同时也是异养型硝化菌,它们能够在好氧条件下直接将氨转化为最终的气态产物。
以上这些现象的发现为研究者研究新的生物脱氮理论和开发新的生物脱氮工艺指引了方向,使他们不断开发出了许多新型脱氮工艺。
如:
SND(同时硝化反硝化工艺)、SHARON(Singlereactorhighactivityammoniaremovalovernitrite,亚硝化反应器)工艺、OLAND(Oxygen-limitedautotrophicnitrification-denitrification,氧限制自氧硝化—反硝化)工艺、厌氧氨氧化工艺以及短程硝化-厌氧氨氧化组合工艺等。
1985年,Rittmann等在工业规模的氧化沟中成功地实现了同时硝化和反硝化,并通过实验证实了反硝化反应可在絮体内部缺氧区连续进行。
通过控制DO浓度可实现在同一反应器内的SND,后来的Daigger、Rit-tmann以及国内的高廷耀、吕锡武等都对SND进行了大量的研究工作。
近年来国内外有不少实验和报道都证明了SND现象,尤其是在有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统,如生物转盘、SBR、氧化沟、CAST等,但对SND的机理及工程应用的可行性尚有待进一步的研究和开发。
OLAND工艺是由比利时GENT微生物生态实验室开发的。
该工艺的技术关键是控制溶解氧浓度,使硝化过程仅进行到NO2—N阶段。
由于亚硝酸菌对溶解氧的亲和力较硝酸菌强,亚硝酸菌氧饱和常数则比硝酸菌低,OLAN工艺就利用了这两类菌动力学特性的差异,实现了在低溶解氧状态下淘汰硝酸菌,积累大量亚硝酸菌的目的。
但对于悬浮系统来说,低氧状态下活性污泥易解体和发生丝状膨胀。
目前该工艺还停留在实验室探索阶段,面临的主要问题是自养型亚硝酸菌的活性较低,污泥氨氧化速率只有2mg/g·d。
SHARON工艺是由荷兰Delft技术大学开发的脱氮新工艺。
该工艺的核心是利用亚硝酸菌要求的最小SRT小于硝酸菌及在高温(30℃~35℃)下亚硝酸菌的生长速率明显高于硝酸菌的生长速率的特性来控制系统的SRT在硝酸菌和亚硝酸菌的最小SRT之间,从而使亚硝酸菌具有较高的浓度而硝酸菌被自然淘汰,同时对系统内的温度和pH进行严格控制,维持稳定的亚硝酸积累。
SHARON工艺主要用于处理城市污水二级处理系统中污泥消化的上清液和垃圾滤出液等废水。
荷兰已建成两座利用该工艺的废水生物脱氮处理厂,证明了亚硝酸型生物脱氮的可行性(见图1-1)。
由于这些废水本身温度较高,属高氨高温水,有利于进行短程硝化反硝化,可使硝化系统中亚硝酸的积累达100%。
但大量的城市污水,一般都属于低氨低温水,要使水温升高并保持在30℃~35℃很难实现。
图1-1SHARON工艺流程
Figure1-1SHARONprocess
1990年,荷兰Delft技术大学Kluyver生物技术实验室开发出厌氧氨氧化工艺,即在厌氧条件下,微生物直接以NH4+做电子供体,以NO2-为电子受体,将NH4+或NO2-转变成N2的生物氧化过程。
由于厌氧氨氧化过程是自养的,因此不需要另加COD来支持反硝化作用,与常规脱氮工艺相比可节约100%的碳源。
而且,如果把厌氧氨氧化过程与一个前置的硝化过程结合在一起,那么硝化过程只需要将部分NH4+氧化为NO2—N,这样的短程硝化可比全程硝化节省62.5%的供氧量和50%的耗碱量。
Sharon-Anammox(亚硝化—厌氧氨氧化)工艺被用于处理厌氧硝化污泥分离液并首次应用于荷兰鹿特丹的Dokhaven污水处理厂,其工艺流程如图1-2所示。
由于剩余污泥浓缩后再进行厌氧消化,污泥分离液中的氨浓度很高(约1200~2000mg/L),因此,该污水处理厂采用了Sharon-Anammox工艺,并取得了良好的氨氮去除效果。
图1-2Sharon-Anammox工艺流程
Figure1-2Sharon-Anammoxprocess
1.2.5生物脱氮技术的发展趋势
污水排放标准的不断严格是目前世界各国的普遍发展趋势,以控制水体富营养化为目的的氮脱除技术开发已成为世界各国主要的奋斗目标。
我国对生物脱氮技术的研究起步较晚,投入的资金也十分有限,研究水平仍处于发展阶段。
目前在生物脱氮技术基础理论没有重大革新之前,充分利用现有的工艺组合,开发技术成熟、经济高效且符合国情的工艺应是今后我国脱氮工艺发展的主要方向,主要体现在:
(1)开展对生物脱氮更深入的基础研究和应用开发,优化生物脱氮工艺,开发高效、经济的小型化、商品化脱氮组合工艺。
(2)发展可持续污水处理工艺,朝着节约碳源、降低CO2释放、减少剩余污泥排放以及实现氮回收和处理水回用等方向发展。
(3)大力开发适合现有污水处理厂改造的高效脱氮技术[4]。
1.3倒置A2/O工艺概况
倒置A2/O工艺是根据A2/O工艺改进而来的,同济大学高廷耀课题组进行了系统的试验和理论研究,由张波博士首先提出了缺氧区/厌氧区/好氧区形式布置倒置A2/O工艺。
其工艺流程如图1-3所示。
图1-3倒置A2/O工艺流程
Figure1-3InvertedA2/OProcessFlowDiagram
倒置A2/O工艺经过多人多年系统的试验研究和生产规模的运行结果表明,倒置A2/O工艺不仅脱氮效果优于A2/O工艺,而且其流程也更为简洁;运行的动力消耗也有很大降低,管理难度降低;优先满足反硝化碳源需求,强化了系统的脱氮功能;所有的回流污泥全部经历了完整的厌氧释磷和好氧释磷过程。
将A2/O工艺的污泥回流系统与混合液回流系统合成了唯一的污泥回流系统,工艺流程简捷,运行管理方便。
但倒置A2/O工艺还存在以下不足:
首先存在活性污泥法的一些通病,如低温条件下系统硝化功能将大幅度降低、C/N与C/P值过低时除磷脱氮效果将受到影响、有毒有去废水会大大影响工艺的处理效果等;其次,有关脱氮泥龄矛盾、好氧段同步硝化反硝化作用及其对系统脱氮的影响、污泥回流比的选择对实际污水厂改造的影响以及改造前后系统能耗变化等方而的研究都还有待深入。
目前倒置A2/O工艺已在实际工程中应用,例如常州市城北、青谭、丽华三座污水厂,青岛李村河和团岛污水厂,北京清河污水处理厂等都先后采用倒置A2/O处理工艺,均取得较好的处理效果。
1.4本论文的研究内容、目的及意义
众所周知,传统A2/O工艺有其本身固有的不合理性,其中既包括对脱氮不利的因素,也包括对除磷的不利因素,以及对运行管理和运行成本的负面影响。
由于本试验主要研究脱氮影响因素,故暂不讨论该工艺对除磷等其他因素的不利影响。
就脱氮之一点来说,传统A2/O工艺存在的不合理性主要有以下几个方面:
(1)厌氧段设置在工艺的前部,缺氧段置后,这种做法在碳源的分配上总是优先照顾释磷的需要,但它是以牺牲系统的反硝化速率为代价的;
(2)碳源不足时会导致氮的去除率不高。
这是由于当进水有机物特别是能快速生物降解的有机物浓度低时,碳氮比小,反硝化所需碳源不足,反硝化不彻底,影响脱氮效果。
而倒置A2/O工艺与常规A2/O工艺相比,不仅脱氮除磷效果优于常规A2/O工艺,而且其流程也更为简洁,使管理难度得到了降低。
因此,对它的研究具有很大的实际应用意义。
本论文实验研究的主要内容和目的是:
(1)先期进行传统A2/O工艺的运行试验作为对比参照,以对倒置A2/O工艺和A2/O工艺在处理效果和系统内工艺参数沿程变化规律方面进行比较分析,进一步验证倒置A2/O工艺的优势;
(2)取消原A2/O工艺的混合液回流,并适当增大污泥回流,将A2/O工艺改为倒置A2/O工艺进行倒置A2/O工艺的试验运行;
(3)对倒置A2/O工艺在不同工况条件下的处理效果,探讨各种因素对处理效果的影响并获得该工艺的较佳工况条件和污染物在系统内的沿程变化规律;
(4)对倒置A2/O工艺中工艺参数在系统中的沿程变化进行分析研究,探讨分析其沿程变化规律。
2污水生物脱氮原理
污水的生物脱氮处理过程,实际上是将氮在自然界中循环的基本原理应用于废水生物处理,并借助于不同微生物的共同协调作用以及合理的人为运行控制,而将生物去碳过程中转化而产生以及原污水中存在的氨氮转化为氮气而从污水中脱除的过程;通常包括氨氮的硝化和亚硝酸盐氮以及硝酸盐氮的反硝化两个阶段。
2.1生物硝化原理
通常,把氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐的生物反应称为生物硝化作用,简称硝化作用;把能够进行硝化作用的细菌称为硝化细菌。
系统深入地研究硝化细菌的种类与特性,探明其生长所需的营养物质和环境条件,将有助于废水硝化工艺的设计、操作和优化。
在硝化菌的作用下,氨态氮分两个阶段进一步分解、氧化,首先在亚硝化菌的作用下,氨转化为亚硝酸氮,其反应式为
继之,亚硝酸菌在硝化菌的作用下,进一步转化为硝酸氮,其反应式为
硝化反应的总反应式为
2.1.1硝化细菌及其生物学特性
硝化作用是一个序列反应,先由一类细菌把氮氧化成亚硝酸盐,再由另一类细菌把亚硝酸盐氧化成硝酸盐。
一般把参与硝化作用的细菌统称为硝化细菌;根据基质,硝化细菌分为氮氧化细菌(ammonia-oxidizingbacteria)和亚硝酸盐氧化细菌(nitrite-oxidizingbacteria)。
2.1.1.1氨氧化细菌
氨氧化细菌(亚硝酸细菌)有自养型与异养型之分,一般认为自养型氨氧化细菌是硝化作用的主要菌群。
所有自养型氨氧化细菌都是革兰氏阴性细菌,自养生长时,以氨为惟一能源,以CO2与为惟一碳源;混合营养生长时,可同化有机物质。
2.1.1.2亚硝酸盐氧化细菌
与氨氧化细菌一样,所有亚硝酸盐氧化细菌(硝酸细菌)都是革兰氏染色阴性细菌。
自养生长时,以亚硝酸盐为惟一能源,以CO2为惟一碳源;混养生长时,可同化有机物质。
2.1.2生物硝化过程的生化反应
从细胞水平上看,硝化作用只是一个亚硝酸细菌把氨氧化成亚硝酸盐,接着硝酸细菌把亚硝酸盐进一步氧化成硝酸盐的序列过程。
但从生化水平上看,硝化作用远非如此简单,它涉及多种酶催化的代谢途径(NH3氨单加氧酶NH2OH羟胺氧还酶NO羟胺氧还酶NO2-亚硝酸盐氧还酶NO3-),并伴随着复杂的物质和能量转化。
2.1.2.1氨氧化为羟氨
Hofmarl等人发现,在氨氧化细菌N.europaea氧化氨的过程中,可产生羟胺;羟胺可被该菌进一步转化为亚硝酸盐。
Hollocher等人用18O2取代正常O2,在培养液中检出了NH218OH。
试验证明,羟胺是氨氧化的中间产物,羟胺分子中的氧原子来自氧分子。
氨转化为羟胺的生化反应可表示为:
将两式合并得到下式:
2.1.2.2羟氨氧化为亚硝酸盐
羟胺氧化成亚硝酸盐被认为是一个分两步进行的反应,中间产物可能是与酶结合的HNO,也可能是NO。
在15NH2OH标记试验中检出了15NO,并证明后者来自15NH2O的氧化,不是来自14NO2-的还原。
NO是怎么产生的?
NO与HNO有什么关系?
尚有待深入研究。
Anderson等人研究证明,羟胺氧化所需的氧是由水提供的,即
将两式合并得到下式:
2.1.2.3亚硝酸盐氧化为硝酸盐
在亚硝酸盐氧化为硝酸盐的过程中,未检出中间产物,一般认为它是一步完成
的。
硝酸盐中的氧原子来自水,即
将两式合并得到下式:
从化学反应的自由能变化看,在标准状态下,亚硝酸盐氧化是整个硝化过程中最难进行的;但在氧还原反应的拉动下式,亚硝酸盐可被进一步氧化为硝酸盐式。
整个硝化过程总氧化反应式为:
2.1.3影响生物硝化过程的环境因素
除了底物(氨氮)浓度对硝化速率的影响外,还有一些环境因素亦影响着硝化速率。
主要有以下几方面。
(1)溶解氧
氧(O2)是生物硝化作用中的电子受体,反应器中溶解氧浓度的大小必将影响着硝化反应的速率。
纳格尔和哈沃斯(Nagel&Horth)于1969年已发现当反应器中溶解氧(DO)浓度超过1mg/L时,随着溶解浓度增加,相应氨氮的氧化速率亦增加(见图2-1)。
同样,据华尔特等(Wildetal.)1971年研究表明,当反应器中溶解氧浓度大于1mg/L时,则对硝化过程无不良影响。
图2-1溶解氧对硝化速度的影响
Figure2-1Dissolvedoxygentospeedtheimpactofnitrification
一般地,在活性污泥法曝气池中,溶解氧浓度至少保持不低于2mg/L的水平。
在这种情况下,若在曝气池中考虑进行硝化过程,则溶解氧浓度对硝化过程的影响可不必再加以考虑。
(2)温度
硝化反应的最适宜温度范围是30~35℃,温度不但影响硝化菌的比增长速率,而且影响硝化菌的活性。
亚硝酸菌的最大比增长速率μ值与温度的关系服从Arrhenius方程,即温度每升高10℃,μ值增加一倍。
在5~35℃的范围内,硝化反应速率随温度的升高而加快。
但到30℃时增加幅度减少,这是因为当温度超过30℃时,蛋白质的变性降低了硝化菌的活性。
当温度低于5℃时,硝化细菌的生命活动几乎停止。
对于同时去除有机物和进行硝化反应的系统,温度低于
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