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MBBR同步硝化反硝化生物脱氮机理

1同步硝化反硝化生物脱氮( SND)

同步硝化反硝化脱氮技术( SND) 是在同一个反应器内同时产生硝化、反硝化和除碳反应． 它突破了传统观点认为硝化和反硝化不能同时发生的认识，尤其是好氧条件下，也可以发生反硝化反应，使得同步硝化和 反硝化成为可能．

硝化过程消耗碱度，反硝化过程消耗盐度，SND故能够有效地保持反应器中pH值稳定，无需酸碱中和，

无需外加碳源; 节省反应器体积，缩短反应时间，通过降低硝态氮浓度可以减少二沉池污泥漂浮，因而 SND 成为生物脱氮的一个研究热点． 对于 SND 生物脱氮的可行性，目前有以下主要三种从不同角度出发得出的观点［1－2］:

宏观环境角度． 该观点认为完全均匀混合状态是不存在的，反应器内 DO分布不均匀能够形成好氧、缺氧、厌氧区域，在同一生物反应器缺氧/厌氧环境条件下可以发生反硝化反应，联合区段内好氧环境中有机物去除和氨氮的硝化，SND是可以实现的．

微环境角度． 该观点认为微生物絮体内的缺氧微环境是形成 SND的主要原因，即由于氧的扩散( 传递) 限制，微生物絮体内存在溶解氧梯度，从而形成有利于实现同步硝化反硝化的微环境．

生物学角度． 该观点认为特殊微生物种群的存在被认为是发生 SND的主要原因，有的硝化细菌除了能够进行正常的硝化作用还能够进行反硝化作用，有荷兰学者分离出既可进行好氧硝化，又可进行好氧反硝 化的泛养硫球菌; 还有一些细菌彼此合作，进行序列反应，把氨转化为氮气，为在同一反应器在同一条件下完成生物脱氮提供了可能．

目前对生物脱氮的微生物学研究和解释较多，但都不够完善，对 SND 现象的认识仍在发展与探索之中．

微环境理论是被普遍接受的，由于溶解氧梯度的存在，微生物絮体或生物膜的外表面溶解氧浓度高，以好氧 硝化菌及氨化菌为主; 深入内部，氧传递受阻及外部溶解氧大量的消耗而产生缺氧区，反硝化菌为优势菌种， 故可导致同步硝化反硝化的发生． 该理论解释了在同一反应器中不同菌种共同存在的问题，但也存在一个缺陷，即有机碳源问题． 有机碳源既是异养反硝化的电子供体，又是硝化过程的抑制物质，污水中的有机碳源在穿过好氧层时，首先被好氧氧化，处于缺氧区的反硝化菌由于得不到电子供体而降低了反硝化速率，可能影 响SND的脱氮效率，故同步硝化反硝化的机理仍需要进一步完善．

2 MBBR生物移动床同步硝化反硝化脱氮机理

MBBR是结合悬浮生长的活性污泥法和附着生长的生物膜法的高效新型反应器，基本设计原理是将比重接近水、可悬浮于水中的悬浮填料直接投加到反应池中作为微生物的活性载体，悬浮填料能与污水频繁多 次接触，逐渐在填料表面生长出生物膜( 挂膜) ，强化了污染物、溶解氧和生物膜的传质效果，即而 MBBR被称为“移动的生物膜”．基于迄今SND机理研究，综合微环境和生物学理论，MBBR生物膜内SND可能存在的反应模式如图 1所示，分布于生物膜好氧层的好氧氨氧化菌、亚硝酸盐氧化菌和好氧反硝化细菌与分布于生物缺氧层的厌氧氨氧化菌、自养型亚硝酸细菌和反硝化细菌相互协作，最终达到脱氮目的［3］．

如图2所示，MBBR是依靠曝气池内的曝气和水流的提升作用使载体处于流化状态，进而形成悬浮生长

的活性污泥和附着生长的生物膜，充分发挥附着相和悬浮相生物两者的优越性，不仅提供了宏观和微观的好 氧和厌氧环境，还解决了自养硝化菌、异养反硝化菌与异养细菌的 DO之争和碳源之争． 故 MBBR可实现硝化和反硝化两个过程的动力学平衡，具有同步硝化反硝化非常良好的条件，能实现 MBBR同步硝化反硝化脱氮．

图1 MBBR内生物膜SND的反应模式 图2 MBBR运行示意图

Fig．1TheSNDreactionmodeofbiofilminMBBR Fig．2MBBRrundiagram

目前国内有较多学者在 MBBR系统中实现了同步硝化反硝化，并对其影响因素进行了研究． 孙萍等［4］在序批式移动床生物膜反应器( SBMBBR) 内对模拟生活污水的亚硝化及脱氮性能进行的研究结果表明，缺氧时间、进水COD、NH4+－N浓度、pH值以及溶解氧对亚硝化过程有明显影响;调控溶解氧、pH，出水的亚硝化率可到99．7%，总氮去除率可达66．4%，系统中发生了同步短程硝化反硝化．邵曙海等［5］采用两段式 MBBR处理城市污水，试验结果表明，在5～15℃的低温下，当HRT为7．2h、第一段的溶解氧为3～4mg/L、第二段的溶解氧为 1～2mg/L时，出水 COD、氨氮、总氮均能达到或接近《城镇污水处理厂污染物排放标准》( GB18918－ 2002) 的一级 A标准，且在好氧 2段实现了同步硝化反硝化( SND) ，可以溶解氧作为实现 SND 的在线控制参数． 魏海娟等［6］验证在好氧条件下移动床生物膜反应器中存在同步硝化反硝化现象，且通过在实际生活污水中投加淀粉调整C/N比可使系统NH4+－N的去除率在93%以上，TN的去除率最大可达 80. 81% ．

MBBR 同步硝化反硝化的主要控制因素

实现 MBBR 同步硝化反硝化的关键技术是控制 MBBR 内硝化和反硝化的反应动力学平衡，解决自养硝化菌和异养细菌的 DO 之争及反硝化菌和异养细菌的碳源之争等，故实现其主要控制因素有: 碳氮比、溶解氧浓度、温度和酸碱度等［7］．

1 溶解氧( DO)

生物膜内 DO 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，即对 DO 实行控制，可同时在生物膜的不同部位形成好氧区和缺氧区． DO浓度的增加有利于硝化反应进行，但会抑制反硝化速率，反之 DO 浓度的降低，有利于反硝化反应的进行，但会影响硝化反应速率． 因此要实现含碳有机物氧化、硝化和反硝化，需要保持适当的 DO 水平，进而既能提高脱氮效果，又能节约曝气所需的能源．

要实现同步硝化反硝化需要控制溶解氧浓度，但不同学者的研究对所得出的溶解氧水平不尽相同． 余兆祥［8］认为同步硝化反硝化处理焦化废水的适宜DO为3．5～4．0mg/L;林金銮等［9］在SBR同步硝化反硝化 协同除磷处理模拟城市污水，发现DO的变化对该系统中有机物的去除影响不显著，当DO为1．5～2．0mg/ L时，TN及TP去除率均能达到90%以上;徐伟锋等［10］在研究生物接触氧化法时方发现:在溶解氧(DO)为

0～3．0mg/L范围内，随着反应器内溶解氧浓度的降低，同步硝化反硝化系统总脱氮去除率提高，保持较好脱氮率的最佳DO为2mg/L左右，氨氮去除率为80%，TN去除率为57%;在王学江等［11］研究MBBR同步硝化反硝化生物脱氮时表明DO质量浓度为2mg/L时，MBBR工艺可通过同步硝化反硝化实现90%以上的脱氮效果;Munch等［12］和王文斌等［13］的研究表明，DO浓度控制在0．5mg/L左右时，硝化速率与反硝化速率达到基本一致，系统能达到最佳 SND效果; EvelynWalters［14］研究投加可降解性生物填料的生物膜气提悬浮反应器在DO为0．5～3.0mg/L时有稳定的同步硝化反硝化效果．关于获得最佳同步硝化反硝化脱氮效果的不同研究者所推荐的溶解氧浓度不同的问题，需要更加深入的研究．

2碳氮比( C/N)

有机碳源在污水的生物脱氮处理中起着重要的作用，它是细菌代谢必需的物质和能量来源． 有机碳源是异养好氧菌和反硝化细菌的电子供体，有机碳源充分，C/N高，反硝化获得的碳源充足，SND越明显，TN的去除率也越高; 但是当有机碳浓度太高，异养菌快速增长会“稀释”或“洗出”生物膜中的硝化菌，因此，过高的有机负荷会使硝化反应速率下降或停止． 韩喜莲等［15］研究表明有机碳源含量过低，满足不了反硝化的需要;浓度过高，使得硝化菌的同化作用占优而不利于氨氮去除，C/N在10～12时TN的去除率有80%～

90%．魏海娟等［16］研究MBBR同步硝化反硝化时调整C/N比时发现，随着C/N比的增加，TN的去除率也逐渐的增大，当C/N为10时，TN最高去除率能达到80．81%，但当C/N增大到12时，TN的去除率不再增大，只是稳定在 75% 左右． 难降解碳源可以延长 COD的消耗时间，维持反应器内的低 DO状态，但反硝化速率较慢; 易生物降解有机碳源由于好氧阶段的大量消耗以及絮体内浓度扩散阻力，难以维持反应后期体系所需C/N比．

2．3 酸碱度(pH)

酸碱度是影响废水生物脱氮工艺运行的重要因素之一． 氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的适宜 pH值分别为7．0～8．5和6．0～7．5，反硝化菌最适宜的pH值是7．0～8．5;pH值还影响反硝化最终产物，pH值超过

7．3时终产物为氮气，低于7．3时终产物为NO［17］．方茜等［18］认为pH值在中性和略偏碱性的范围内有利于SBR反应器内SND的发生．魏海娟等认为移动床生物膜系统SND中氨氮去除pH适宜区域为8．03～

9.01，TN去除pH适宜区域为8．03～8．55．通过调节pH可以提高处理的效率，但它对获得同步硝化反硝化及取得最佳效果的影响仍有待研究，因为对于同步硝化反硝化来说，硝化过程消耗的碱度和反硝化产生的碱度在一定程度上可以相互抵消，而测得的pH值是大量液体的pH，生物膜微环境的pH可能有差异．

2．4 温度(T)

所有的生化过程都受温度的影响，温度对 SND的影响主要表现为温度对硝化菌和反硝化菌的影响． 硝化反应速率大体上随温度的增加而变大，通常反硝化菌的适宜温度为20～40℃，10～20℃时硝酸菌较为活跃; 20～25℃ 时硝酸菌活动减弱，而亚硝化反应加快; 25℃ 时达到最大; 高于 25℃ 后，游离氨对亚硝酸菌的抑

制较为明显［19］．硝化反应速率在一定范围内随温度的增加而变大，B·Rusten1997年的研究证明，MBBR中真实的温度系数θ为1．09(K//K=θ(T2－T1)(T:温度;K、K:反应速率常数)［20］，温度降低时，水中DO会增加，从而使反硝化的速率减少． 然而 MBBR在低温时，也可以取得高的脱氮效率，表现出稳定的性能． G

Andreottola的实际应用研究表明，在 NH－ N负荷为 0. 19gNH－ Nm－ 2d－ 1，温度小于 8℃ 时，总氮的去除率仍为72%［21］．

除上述四个主要参数之外，影响 MBBR 同步硝化反硝化脱氮效率及脱氮速率的控制因素还有很多，如

ORP( 氧化还原电极电位，间接 DO 控制) 、污泥浓度、水力停留时间( HRT) 等也会对 SND 有一定的影响．

MBBR生物脱氮应用现状和前景

MBBR不仅建设周期短、投资省、运行费用低、管理简单方便和集中与分散处理皆适宜，而且工艺运行稳定可靠，抗冲击负荷能力强，是一种经济高效的污水处理工艺． 国外学者针对 MBBR对有机物的去除及脱氮除磷的机理和影响因素有较为深入的研究，且在城市生活污水、小型污水厂深度处理的设计，已有超负荷运转的活性污泥处理系统的改造，垃圾渗滤液处理，造纸和食品工业废水等水处理已有较广泛的应用［22］．在国内低浓度生活污水、少数工业废水及污水深度处理回用等工程治理中也对MBBR有少量的应用［23－26］，MB-

BR作为脱氮工艺的处理单元，并对MBBR生物硝化特性、反硝化特性研究［27－29］．

具有能耗低、投资省、池容小及容易保持 pH 值等诸多优势，加之处于活性污泥法和固定生物膜法之间的MBBR移动床生物膜反应器逐渐得到应用，MBBR同步硝化反硝化生物脱氮技术具有广阔的市场空间，这也赋予了 MBBR 同步硝化反硝化生物脱氮研究的现实意义． 基于目前的研究，应对 MBBR 同步硝化反硝化的作用机理和动力学模型做更深一步的探索; 对 MBBR 同步硝化反硝化运行条件、影响因素进行进一步研究，为生物膜间的好氧细菌、厌氧细菌及异养细菌等细菌提供良好的代谢条件; 加强特殊菌种的筛选，提高MBBR系统脱氮效率，为 MBBR 同步硝化反硝化生物脱氮技术的应用做好理论准备．

废水从排出到处理合格要经过预消毒、化粪池、调节池、生化处理（降解COD和氨氮）、沉淀、二次消毒等多道严格的处理工序，最终达到《医疗机构水污染物排放标准》，才会排入市政管网。污水处理产生的污泥经浓缩脱水后集中清运处理，污水处理站的臭气也将经收集消毒后排放。