海水冲厕污水的短程硝化试验研究
海水冲厕污水的短程硝化试验研究
孙晓杰1, 徐迪民1, 于德爽2
(1.同济大学环境科学与工程学院,上海200092;2.青岛大学化学化工与环境学院,
山东青岛266071)
摘 要: 采用S BR工艺处理模拟海水冲厕污水,研究了海水盐度、pH值、温度、氨氮负荷对模拟海水冲厕污水短程硝化的影响。结果表明,当城市生活污水中含有30%的海水时能够导致亚硝酸盐的积累从而实现短程硝化反应,亚硝酸盐的积累率可达94%,pH值和温度分别从6.5～7.5和25℃提高到8.3和28℃时,含30%海水的生活污水的亚硝酸盐积累率从65%提高到93%;原水中氨氮浓度越高则亚硝酸盐的积累量越大,在试验给定的条件下,进水氨氮浓度分别为31.1、55.43、98.48和135.07mg/L时,一个硝化周期结束时的亚硝态氮浓度分别为6、18、24和33.5 mg/L。
关键词: 海水冲厕污水; 海水盐度; 短程硝化
中图分类号:X703.1 文献标识码:A 文章编号:1000-4602(2007)03-0040-05
Study on Shortcut N itr i f i ca ti on of Seawa ter To ilet2flush i n g Sewage
S UN Xiao2jie1, XU D i2m in1, Y U De2shuang2
(1.School of Environm en tal Science and Engineering,Tongji U niversity,S hanghai200092,
China;2.School of Che m ical Engineering and Environm ent,Q ingdao U n iversity,Q ingdao
266071,Ch ina)
Abstract: The bench2scale sequencing batch react or(S BR)p r ocess was used t o treat sea water t oi2 let2flushing se wage.The influence of sea water salinity,pH,te mperature and a mmonia nitr ogen l oading on the shortcut nitrificati on of si m ulated se wage was studied.The results show that nitrite accumulati on is accomp lished in shortcut nitrificati on of munici pal domestic waste water containing30%of sea water,and the nitrite accumulati on rate reaches94%.W hen the pH value and te mperature increase fr om6.5-7.5 and25℃t o8.3and28℃res pectively,the nitrite accu mulati on rate in the wastewater of30%sea water increases fr o m65%t o93%.Further more,higher concentrati ons of a mmonia nitr ogen in the ra w water led t o enhanced capacity of nitrite accu mulati on.Under the given test conditi ons,the NO-2-N concen2 trati ons in the effluent after one operating peri od are6mg/L,18mg/L,24mg/L and33.5mg/L when the NH+4-N concentrati ons in the influent are31.1mg/L,55.43mg/L,98.48mg/L and135.07 mg/L,res pectively.
Key words: sea water t oilet2flushing se wage; seawater salinity; shortcut nitrificati on
利用海水冲厕可替代30%左右的城市生活用淡水,具有非常重要的节水意义。中国香港地区从20世纪50年代末便开始采用海水冲厕,内地则从“九五”期间开始对大生活用海水技术进行攻关,其技术关键是大生活用海水的后处理问题[1、2]。
短程硝化反硝化生物脱氮的基本原理是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段,阻止亚硝酸盐氮进一步被硝化,从而直接进行反硝化;其本质是使一定的环
第23卷 第3期2007年2月
中国给水排水
CH I N A WATER&WASTE WATER
Vol.23No.3
Feb.2007
境因子抑制硝酸菌的活性,但并不抑制亚硝酸菌的活性;其标志是在硝化过程中实现稳定且较高浓度的亚硝酸盐累积,即亚硝酸盐积累率至少大于50%。短程硝化反硝化具有反应历程短、耗能低、节省碳源、污泥排放量少等优点。在短程硝化反硝化的两个主要反应步骤中,反硝化过程比较容易控制,
而持久地获得NO -2-N 则是技术难点[3、4]
。
利用海水冲厕将产生大量海水冲厕污水,若能通过调整和优化反应条件实现海水冲厕污水的短程硝化反硝化处理,则既可降低处理费用,又可达到节约淡水资源的目的。笔者采用S BR 工艺对模拟海水冲厕污水进行了短程硝化的试验研究。
1
试验部分111 试验装置
试验装置如图
1所示。
图1 SBR 试验装置示意图
Fig .1 Experi m ental set 2up of S BR p r ocess
反应器直径为30c m ,高为70c m ,总有效容积为42L 。反应器底部装有微孔曝气器,采用鼓风曝气,以转子流量计调节曝气量来控制溶解氧浓度。反应器壁上设置一排间距相等的取样阀门,用于取样和排水;底部设有排泥阀,根据试验要求定期排泥。反应器外缠有电阻丝,由温控仪及温度传感器控制温度。
112 试验条件
试验所用活性污泥取自采用氧化沟工艺的城市
污水处理厂的二沉池活性污泥,在S BR 中接种、驯化、培养后,污泥浓度约为2000～3000mg/L 。所用污水为城市生活污水,COD 为300～400mg/L,NH 3-N 为40～70mg/L 。试验中控制水温在25～28℃,pH 值为7.5～8.3,溶解氧在2～3mg/L 。因
冲厕用水量约占城市生活用水量的30%,故为观察海水对硝化过程中亚硝酸盐积累的影响,将试验分
为三组进行,一组不加海水,另两组加入30%的海水。试验期间,每天使反应器运转7h,之后静沉、排空上清液、等待第2天试验,因此以1d 为一个硝化周期。
113 分析方法
NH 3-N:纳氏试剂分光光度法;NO -
3-N:麝香
草酚分光光度法;NO -2-N:N -(1-萘基)-乙二胺光度法;pH 值:pH211型台式酸度计;DO 、温度:YSI MODE L 50B 溶解氧测定仪。
2
结果与讨论211 海水盐度对亚硝酸盐积累的影响
向S BR1反应器中投加不含海水的城市生活污水,图2是进水氨氮浓度为56.7mg/L 时,一个硝化周期内氨氮
、亚硝态氮和硝态氮浓度的变化情况。
图2 不投加海水时一个硝化周期内氮浓度的变化
Fig .2 Variati on of a mmonia,nitrite and nitrate during one
nitrificati on cycle at seawater percentage of 0
由图2可以看出,硝化过程中硝态氮浓度一直在增加,而亚硝态氮浓度则经历了一个先增加后减少的过程,可见这是一个典型的全程硝化反应。硝化过程中氨氮的去除速率较快,270m in 后,氨氮浓度降至3.55mg/L,对其去除率为93.74%。
向S BR2反应器中投加含30%海水的城市生活污水,图3是进水氨氮浓度为65.39mg/L
时,一个硝化周期内氨氮、亚硝态氮、硝态氮浓度的变化情况。
图3 投加30%的海水时一个硝化周期内氮浓度的变化
Fig .3 Variati on of a mmonia,nitrite and nitrate during one
nitrificati on cycle at sea water percentage of 30%
www .watergasheat .com 孙晓杰,等:海水冲厕污水的短程硝化试验研究第23卷 第3期
由图3可以看出,在硝化过程中亚硝态氮浓度增长较快,硝化结束时其浓度为18.25mg/L,而硝态氮浓度则始终维持在较低水平,亚硝酸盐积累率达94%,可见这是一个典型的短程硝化反应。300 m in后,氨氮浓度降至9.44mg/L,对其去除率达85%。
为验证海水确实是短程硝化的影响因素,改向S BR2反应器加入不含海水的生活污水。试验结果表明,在一个硝化周期内,前180m in存在亚硝酸盐积累现象,随后亚硝态氮浓度开始降低,硝态氮浓度则始终呈升高趋势;当硝化反应进行到300m in时,亚硝态氮和硝态氮浓度基本相等,随后硝态氮浓度超过了亚硝态氮,硝化反应结束时亚硝化率仅为24.4%,这说明不加海水后短程硝化反应会转变为全程硝化反应。有关人员在研究游离氨对短程硝化反硝化的影响时发现,一旦实现了由短程硝化反硝化向全程硝化反硝化的转化,系统将很难再次实现短程硝化,即硝酸菌会逐渐适应高浓度的游离氨[5]。为考察硝酸菌对海水盐度是否有适应性,重新向S BR2反应器中投加含30%海水的城市生活污水,试验结果表明,重新向S BR2反应器投加含海水的生活污水后,亚硝态氮浓度开始上升,并于第3天超过了硝态氮浓度,这说明海水盐度对硝酸菌的生长确实有抑制作用。但在随后的试验中发现,亚硝态氮浓度并不像第一次投加含海水的生活污水时那样迅速提高并保持相对稳定,第一次的平均出水亚硝态氮浓度为14mg/L,此次的平均出水亚硝态氮浓度为9mg/L;硝态氮浓度也并不像第一次投加含海水的生活污水时那样迅速降低并维持在较低水平,第一次的平均出水硝态氮浓度为1mg/L,此次的平均出水硝态氮浓度>5mg/L。由于亚硝态氮浓度没有上升到较高水平,而硝态氮浓度又没有降到较低水平,因而导致了较低的亚硝酸盐积累率,试验中平均亚硝酸盐积累率仅为64%,远远低于第一次时的94%。这说明活性污泥系统中一部分硝酸菌已经开始适应海水的盐度,而且可逆性较差。因此在活性污泥培养驯化和实际工程中应尽量避免盐度负荷从有到无或从无到有的反复变化冲击,以免微生物因为变异而产生适应性。
海水中氯离子的含量约为19000mg/L,钠离子的含量约为10000mg/L。为考察海水中的氯离子对亚硝酸盐积累率的影响,从S BR1中取出部分活性污泥投加到S BR3中,控制进水氯离子浓度在5700mg/L左右(相当于污水中含30%海水时的氯离子浓度)进行试验。结果表明,在一个硝化周期里,前90m in氨氮降解速率较慢,亚硝态氮和硝态氮积累较少,随着氨氮降解速率的加快,亚硝态氮的浓度增长加快,且始终呈增加趋势;硝态氮浓度始终小于亚硝态氮,但也始终呈增加的趋势,亚硝酸盐积累率为69%,较生活污水中不含海水时的亚硝酸盐积累率(<2%)高很多,表明氯化钠对亚硝酸盐积累有较大的影响;同时可以看出,含氯离子浓度为5700mg/L的生活污水的亚硝酸盐积累率低于含30%海水的生活污水的亚硝酸盐积累率,这说明含海水的生活污水的短程硝化是海水中各种离子共同作用的结果,氯化钠是其中的重要因素之一。
海水盐度对硝化过程中亚硝酸盐积累的影响从根本上说是对亚硝酸菌和硝酸菌的影响,因此可以从亚硝酸菌和硝酸菌本身的生物特性进行探讨,两类细菌的生物特性如表1所示[6]。
表1 亚硝酸菌和硝酸菌的生物特性
Tab.1 B i ol ogical characteristic of nitrite bacteria and
nitr obacteria
项目亚硝酸菌硝酸菌世代周期/h8～3612～59
需氧性严格好氧严格好氧
最大比增长速率/h-10.04～0.080.02～0.06产率系数0.04～0.130.02～0.07
饱和常数/(mg?L-1)0.6～3.60.3～1.7
由表1可知,亚硝酸菌比硝酸菌的世代周期短、生长速率快,两类细菌生物特性的差异导致了当外界环境因素发生变化时硝酸菌比亚硝酸菌更易受到抑制。可以认为,含海水的生活污水的短程硝化是由海水盐度引起的。试验结果表明,在海水冲厕污水产生的盐度范围内,盐度对氨氮去除率的影响不大,适当的海水盐度有利于抑制硝酸菌的生长,造成亚硝酸盐的积累,从而实现短程硝化。
212 pH值和温度对亚硝酸盐积累的影响
为考察pH值和温度对海水冲厕污水亚硝酸盐积累的影响,控制生活污水中海水的比例为30%、pH值分别在6.5～7.5和8.3左右、温度分别在25和28℃,进行对比试验。
采用S BR1及其中的污泥进行试验,图4是控制pH值在8.3左右、温度在28℃时的处理效果。
第23卷 第3期 中国给水排水 https://www.sodocs.net/doc/3d3570068.html,
图4 温度为28℃、pH 为8.3时含30%海水
的污水氮浓度变化
Fig .4 Variati on of a mmonia,nitrite and nitrate at pH =8.3and te mperature of 28℃in sewage containing
30%sea water
由图4可以看出,试验开始后的第1天就出现
了亚硝酸盐积累,积累率为11%,第2天上升至40%,第3天时亚硝酸盐积累率迅速上升至86%,
此后一直保持在83%～96%;稳定后的亚硝酸盐平均积累率为93%,对氨氮的平均去除率为88%。
将S BR3中的污泥换成新泥,投加含30%海水的生活污水,控制pH 值在6.5～7.5、温度在25℃,试验结果如图5所示
。
图5 温度为25℃、pH 值为 6.5～7.5时含30%
海水的污水氮浓度变化
Fig .5 Variati on of a mmonia,nitrite and nitrate at te mperature of 25℃and pH =6.5t o 7.5in se wage containing 30%sea water
由图5可以看出,试验开始的第3天亚硝化率>50%,此后亚硝化率均在65%左右,标志着短程硝化已实现。不过,该试验条件下的亚硝化率明显低于温度为28℃、pH 值为8.3左右时的亚硝化率,这可以从pH 值和温度对硝化菌的影响来解释。
pH 值对短程硝化的影响表现在它会直接影响
游离氨的浓度。生物硝化作用是对固定的氨氮进行氧化,pH 值提高则游离氨浓度会增加,从而不利于硝化反应的进行。一般认为,分子态游离氨对硝化
反应有明显的抑制作用,因为硝酸菌比亚硝酸菌更
易受到游离氨的影响,较高的游离氨浓度可以抑制硝酸菌的活性,从而使亚硝态氮的氧化受阻,出现亚硝酸盐的积累。温度不但影响硝化菌(亚硝酸菌和硝酸菌)的比增长速率,而且影响硝化菌的活性,亚硝酸菌的最佳生长温度为35℃,硝酸菌的则为35～42℃。在5～30℃范围内,温度每升高10℃则
亚硝酸菌的最大比增长速率增加一倍[6]
。因此在试验设定的条件下,温度为28℃、pH 值为8.3时的亚硝酸盐积累率较高。213 初始氨氮浓度对短程硝化的影响
在生活污水中海水的比例为30%、温度为28℃、DO 为2mg/L 、MLSS 为2000mg/L 、pH 约为7.5的条件下,考察进水氨氮浓度分别为31.1、55.43、98.48、135.07mg/L 时,短程硝化过程中亚硝态氮
浓度随时间的变化,结果如图6所示
。
图6 不同进水氨氮浓度时亚硝态氮浓度随时间的变化
Fig .6 Variati on of NO -2-N at different influent NH +
4-N
从图6可以看出,硝化反应结束时对应于进水氨氮浓度分别为31.1、55.43、98.48和135.07mg/L 的亚硝态氮浓度分别为6、18、24和33.5mg/L,表明初始氨氮浓度越高则亚硝酸盐的积累量越大。分析原因为:游离氨浓度不仅与pH 值有关,而且与氨氮浓度有关,随着氨氮浓度的升高,游离氨浓度也升高,从而抑制了硝酸菌的生长,导致亚硝酸盐积累。
3
结论① 海水对硝酸菌的生长和活性具有明显的抑制作用,而对亚硝酸菌则没有明显的抑制作用。含30%海水的城市生活污水的亚硝酸盐积累率达94%。
② 重新投加含30%海水的生活污水时的平均亚硝酸盐积累率仅为64%,远低于第一次时的平均亚硝酸盐积累率(94%),说明交替向反应器中投
(下转第52页)
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进水COD为10000～11000mg/L时,对COD的总去除率由最初的72.4%逐步增加到第5天时的91.0%,之后对COD的去除率在83%～93%间变化(平均为87.28%),系统出水COD为1000～1500 mg/L。由此可见,该系统对COD的去除率较高且稳定,抗冲击负荷能力较强。
3 结论
① 由大孔树脂固定化酶水解反应器与厌氧反应器构成的两相处理系统,能有效地处理富含蛋白质的高浓度有机废水,在适宜的C/N值下对COD 的去除率可达90%以上,且运行稳定、抗冲击负荷能力强。
② 由大孔树脂固定化酶所构建的产酸相的生物相稳定,生物活性高,在中、低C/N值下酸化率即可达30%以上。产酸相中固定化生物稳定,可克服传统水解酸化反应器生物污泥易流失的难题,充分发挥多生物酶体系的水解作用;对蛋白质的水解效率高,可以避免传统水解反应器中蛋白质变性成块占据污泥体积的问题发生。
③ 大孔树脂固定化酶酸化相能有效水解废水中的蛋白质,增加碱性水解产物,可抑制在VF A增加情况下pH值的急剧下降。多酶体系有利于维持底物与水解产物的平衡,在C/N值变幅较大时有较强的调节功能,使酸化率维持在30%～35%,出水pH值保持在6.7～7.0,为甲烷相处理创造了良好的酸碱条件。
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[J].W ater Res,2001,35(14):3441-3447.
电话:(022)23502756
E-ma il:hongbingyu1130@https://www.sodocs.net/doc/3d3570068.html,
收稿日期:2006-08-20
(上接第43页)
加不含海水的污水和含30%海水的污水时,系统中部分硝酸菌会适应海水的盐度,并且可逆性较差。因此在活性污泥培养驯化和实际工程中应尽量避免盐度负荷的变化冲击,以免系统中的微生物因为变异而产生适应性。
③ 氯化钠是海水所含各种盐度物质中影响亚硝酸盐积累的主要因素之一,含5700mg/L氯化钠的城市生活污水的亚硝酸盐积累率可达69%,远高于生活污水中不含海水时的,但低于生活污水中含30%海水时的亚硝酸盐积累率,说明海水中其他离子对亚硝酸盐积累也有一定影响,含海水的污水短程硝化是海水中各种离子共同作用的结果。
④ 含30%海水的生活污水在pH值为6.5～
7.5、温度为25℃时的亚硝酸盐积累率为65%;在pH值为8.3、温度为28℃时的亚硝酸盐积累率则高达93%,因此在一定范围内适当提高温度和pH 值可以提高亚硝酸盐的积累率。
⑤ 亚硝态氮的积累量与初始氨氮浓度有关,初始氨氮浓度越高则亚硝酸盐的积累量越大。参考文献:
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作者简介:孙晓杰(1974- ), 男, 山东莱阳人,
博士研究生, 研究方向为污水生物处理和
固废资源化研究。
电话:(021)65986708
收稿日期:2006-08-27
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硝化反应和反硝化反应
硝化反应和反硝化反应 Prepared on 22 November 2020
一、硝化反应 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: NH4+++H 2 O+2H+ NO 2 -+ 硝化反应总方程式： NH 3 ++若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为 NH4++2O 2NO 3 -+H 2 O+2H+ 从以上反应可知: 1)1gNH 4+-N氧化为NO 3 -需要消耗2*50/14=碱（以CaCO 3 计) 2)将1gNH 4+-N氧化为NO 2 --N需要,氧化1gNO 2 --N需要，所以氧化1gNH 4 +-N需 要。 硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持在2-3mg/L。当溶解氧的浓度低于L时，硝化反应过程将受 到限制。 b.PH和碱度：，其中亚硝化菌，硝化菌。最适合PH为。碱度维持在70mg/L 以上。碱度不够时，应补充碱 c.温度：亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～ 42℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降；5℃时完全停止。 d.污泥龄：硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为～(温度20℃，～。 为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。对于实际应用中，活性污泥法脱氮，污泥龄一般11～23d。 e.污泥负荷：负荷不应过高，负荷宜。因为硝化菌是自养菌，有机物浓度 高，将使异养菌成为优势菌种。总氮负荷应≤(m3硝化段·d)，当负荷>(m3硝化段·d)时，硝化效率急剧下降。 f.C/N:BOD/TKN应<3，比值越小，硝化菌所占比例越大。 g.抑制物浓度：NH 4+-N≤200mg/L，NO 2 --N10-150mg/L，L。 h.ORP:好氧段ORP值一般在+180mV左右。 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO 2--N和NO 3 --N还 原成N 2 的过程，称为反硝化。 反硝化反应方程式为： NO 2-+3H(电子供给体-有机物)+H 2 O+OH- NO 3-+5H(电子供给体-有机物)+2H 2 O+OH- 由以上反应可知： 1)还原1gNO 2--N或NO 3 --N，分别需要有机物(其O/H=16/2=8)3*8/14=和 5*8/14=，同时还产生50/14=碱（以CaCO 3 计） 2)如果废水中含有DO，它会使部分有机物用于好氧分解，则完成反硝化反应 所需要的有机物总量Cm=[NO 3--N]+[NO 3 --N]+DO 反硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持低于L（活性污泥法）或1mg/L（生物膜法）。
复合生物反应器处理生活污水
复合生物反应器处理生活污水 摘要：本研究在接触氧化法基础上，在传统活性污泥法反应器中悬挂填料构成复合生物反应器，并利用该反应器进行了处理生活污水的研究。研究表明，复合生物反应器对生活污水有较好的去除效果。当水力停留时间为3h，气水比为2:1，进水负荷为2.72kg/(m3d)时，出水cod、nh3-n、tn和ss达到国家城镇二级污水处理厂一级标准。 关键词：接触氧化，活性污泥，复合生物反应器，生活污水 domestic sewage treatment performance using hybrid bioreactor yang nai-peng （xingtai environmental inspection detachment, xingtai 05400, china） abstract: hybrid bioreactor based on the bio-contact oxidation process, combining both suspended growth-activated sludge and attached growth-biofilm in one bioreactor by addingcarriers into the mixed suspension demonstrated a promising effective treatment of domestic sewage. experimental results showed that when the hydraulic retention time was 3h and air/water ration was 2:1, cod loading rates was 2.72kg/(m3d) , the effluent cod, nh3-n , tn, ss concentration can up to national primary emission standard
同步硝化反硝化
同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？ 古语云：殊途同归。对于污水脱氮来说，亦是如此。处理方法并不是只有一种。 方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。 方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。 条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？ 根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势： 1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就 是减少能耗； 2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用； 3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右； 4.减少50%左右污泥；
5.反应器容积可以减少30%-40%左右； 6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持 反应容器内的PH。 （以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》） 既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。也就是说，有利就有弊。 同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。同步硝化反硝化的影响因素总结如下： 1.溶解氧（DO） 控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。对于实现同步硝化反硝化来说，DO浓度不宜太高，一方面，过高的溶解氧具有较强的穿透力，就无法在污泥絮体以及生物膜内部形成缺氧区，第二方面，会使异养好氧菌活性提高，从而加速对有机物的消耗，最终造成反硝化因营养源不足而无法完成。研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/L时，硝化速率等于反硝化速率， 2.温度 生物硝化适宜的温度在20到35℃，一般温度低于15℃硝化反应速度降低，但低温对硝化产物以及两种硝酸菌的影响不同，12到14℃活性污泥中硝酸菌的活性受到严重抑制，出现NO2-N的积累。当温度超
硝化与反硝化
3.7 硝化与反硝化 废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。一、硝化与反硝化 (一) 硝化 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 反应过程如下： 亚硝酸盐菌 NH4++3/2O2 NO2-+2H++H O-△E △E=278.42KJ 第二步亚硝酸盐转化为硝酸盐： 硝酸盐菌 NO-+1/2O2 NO3--△E △E=278.42KJ 这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。上诉两式合起来写成： NH4++2O2 NO3-+2H++H2O-△E △E=351KJ 综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下： NH4+1.83O2+1.98HCO3- 0.02C5H7O2N+0.98 NO3-+1.04 H2O+1.88H2CO3 由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg 氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。 影响硝化过程的主要因素有： (1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。
由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上； (2)温度温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜； (3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。在实际运行中，一般应取＞2 ； (4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上； (5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。 (二) 反硝化 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例，其反应式为： 6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O 6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-
污水处理膜生物反应器MBR工艺全解析
污水处理膜生物反应器 MBR工艺分类与特点 【格林大讲堂】 膜生物反应器( Membrance Bioreactor Reactor，简称MBR)是膜分离与生物处理技术组合而成的废水生物处理新工艺, 与传统的生化处理技术相比，MBR具有以下主要特点：处理效率高、出水水质好;设备紧凑、占地面积小;易实现自动控制、运行管理简单。80年代以来，该技术愈来愈受到重视，成为水处理技术研究的一个热点。目前，膜生物反应器已应用于美国、德国、法国、日本和埃及等十多个国家，处理规模在6～13000 m3/d。 近两年来，膜生物反应器在我国国内已进入了实用化阶段。MBR系统的处理对象从生活污水扩展到高浓度有机废水和难降解工业废水，如制药废水、化工废水、食品废水、屠宰废水、烟草废水、豆制品废水、粪便污水、黄泔污水等。从目前的趋势看，中水回用将是MBR在我国推广应用的主要方向。表1列举了MBR在我国的应用实例及处理效果。这些应用实例表明：MBR对生活污水、高浓度有机废水与难降解工业废水的处理效果良好。 MBR工艺的组成与分类 膜-生物反应器主要由膜分离组件及生物反应器两部分组成。通常提到的膜- 生物反应器实际上是三类反应器的总称： ① 曝气膜- 生物反应器(Aeration Membrane Bioreactor, AMBR) ; ② 萃取膜- 生物反应器( Extractive Membrane Bioreactor, EMBR ); ③ 固液分离型膜- 生物反应器( Solid/Liquid Separation Membrane Bioreactor, SLSMBR, 简称MBR )。
硝化反硝化
硝化反硝化 一、硝化反应 在好氧条件下，通过自养型微生物亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化菌为异养型微生物，在缺氧状态时，反硝化菌利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物作为电子供体提供能量并被氧化稳定。 反硝化反应方程式为： NO2-+3H(电子供给体-有机物) →0.5 N2+H2O+OH- NO3-+5H(电子供给体-有机物) →0.5 N2+2H2O+OH- 三、短程硝化反硝化 短程硝化是指NH3生成亚硝酸根，不再生产硝酸根；而由亚硝酸根直接生成N2，称为短程反硝化。短程硝化反硝化是指NH3---NO2----N2，即可以从水中氨氮去除的一种工艺。 影响因素： 1、pH 硝化反应的适宜的pH值为7.0～8.0之间，其中亚硝化菌7.0～7.8时，活性最好；硝化菌在7.7～8.1时活性最好。当pH降到5.5以下，硝化反应几乎停止。反硝化细菌最适宜的pH值为7.0～7.5之间。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的相互性，同步硝化与反硝化的最适的pH值应为7.5左右。 2、溶解氧（DO） 硝化过程的DO应保持在2～3mg/L，反硝化过程的DO应保持0.2～0.5mg/L。 反应池内溶解氧的高低，必将影响硝化反应的进程，溶解氧质量浓度一般维持在2～3mg/L，不得低于1mg/L，当溶解氧质量浓度低于0.5～0.7mg/L时，氨的硝态反应将受到抑制。反硝化通常需在缺氧条件下进行，溶解氧对反硝化有抑制作用，主要是由于氧会与硝酸盐竞争电子供体，同时分子态氧也会抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。 3、温度 生物硝化反应适宜的温度在20～30℃，反硝化适宜温度在30℃左右。 亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的适宜温度为20～40℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降。温度对反硝化速率的影响很大，低于5℃或高于40℃，反硝化的作用几乎停止。 4、碱度 一般污水处理厂碱度应维持在200mg/L左右。 NH4++1.83O2+1.98HCO3-→0.021C5H7O2N+0.98NO3-+1.04H2O+1.884H2CO3
硝化-反硝化-碱度-DO与pH值关系
硝化系统与pH值关系(2007-05-19 22:51:41) 分类：七彩水质专题发生硝化反应，那么必须控制污泥龄大于硝化细菌的世代时间方可。按照污水处理的理论，硝化细菌世代周期5~8天,反硝化细菌世代周期15天左右。 碱度是为硝化细菌提供生长所需营养物质，氧化1mg NH4-N需要碱度7.14 mg。硝化过程只有在污泥负荷<0.15kgBOD/(kgSS·d)时才会发生。在反应过程中氧化1kg氨氮约消耗4.6kg氧，同时消耗约7.14kg碳酸钙碱度。为保证硝化作用的彻底进行，一般来说出水中应有剩余碱度。合适的pH是微生物发挥最佳活性必须的，一般微生物要在pH6-9范围内比较合适。实际上，因为水质的差异，相同pH的水，碱度可以相差很多。对于A/O工艺。其中硝化液回流进行反硝化，这样可以利用原污水中的有机物做为反硝化的电子供体，同时可提供部分碱度，抵消硝化段的部分碱度消耗。该工艺脱氮率的提高要靠增加回流比实现，但回流比不宜太高，否则回流混合液中夹带的DO会影响到反硝化段的缺氧状态，另外回流比增大，运行费用也会增加。 水的碱度是指水中含有能接受氢离子的物质的量，例如氢氧根,碳酸盐,重碳酸盐,磷酸盐,磷酸氢盐,硅酸盐,硅酸氢盐,亚硫酸盐,腐植酸盐和氨等，都是水中常见的碱性物质，它们都能与酸进行反应。因此，选用适宜的指示剂,以酸的标准溶液对它们进行滴定，便可测出水中碱度的含量.。碱度可分为酚酞碱度和全碱度两种。酚酞碱度是以酚
酞作指示剂时所测出的量,其终点的pH值为8.3;全碱度是以甲基橙作指示剂时测出的量,终点的pH值为4.2.若碱度很小时,全碱度宜以甲基红-亚甲基蓝作指示剂,终点的pH值为5.0。碱度以CaCO3（碳酸钙）浓度表示，单位为mg/l。PH的值是H离子浓度的体现，当PH=7是，说明H离子浓度为10的-7次幂，所以OH离子的浓度也是10的-7次幂，为中型，当PH=8时，H离子浓度为10的-8次幂，OH离子浓度是10的-6次幂，这都是H离子的浓度小于1mol/L时的计算方法，当H离子浓度大于1时，就不用了。严格的说来，pH值和碱度没有必然的关系，也就是pH值为某个值时，溶液的组成不同，碱度值会不同的。消化反应会消耗碱度，PH值会下降，反硝化阶段会产生碱度PH会上升，平时检测只用观察PH值的变化就可以了。亚硝酸菌和硝酸菌在PH为7.0-7.8，7.7-8.1是最活跃，反硝化最适ph值为7.0-7.5。好氧池出水DO一般在2左右啊。校探头拿到空气中是8左右~。看情况，如果不要进行脱氮除磷好氧池出水口溶解氧不小于2mg/L，如果要回水进行反硝化，出水溶解氧小于1.5mg/L 一、前言 水族缸中的「氮循环」会直接影响pH的变化。氮循环是指有机氮化合物在自然界中的物质循环过程，它由微生物的固氮作用、氨化作用、硝化作用及脱氮作用所构成，惟在水族缸中，通常仅发生氨化作用及硝化作用，所以氮循环并不具完整性，必有中间产物遗留于水中，并
mbr膜生物反应器污水处理设备
mbr膜生物反应器污水处理设备 发布时间：2020-09-28 江西科丰环保有限公司 mbr膜生物反应器污水处理设备 正由江西科丰环保股份有限公司开发的一体化MBR技术,适用于住宅区、村庄、宾馆、饭店、医院、旅游景区等生活污水和食品等中小规模工业有机废水的处理和回用。主要技术内容一、基本原理将调节池、沉淀池、接触氧化池、MBR膜、消毒集中于一体的水处理设备。采用紧凑、简洁、多规格的布置形式,浓缩常规污水处理技术的精华,在相对狭小的。 【江西科丰环保有限公司】本工厂主要生产MBR膜一体化污水处理成套设备，设备不产生污泥，不加药，含膜反冲洗功能，不堵膜，一罐搞定。可委托加工/贴牌生产/安装培训/免费安装调试/。合同承诺出水达国家一级A排放标准，欢迎来工厂参观考察。 权利要求书 1.一种mbr膜生物反应器污水处理设备计算，其特征在于，所述处理方法包括以下步骤：1)聚合破乳：丙烯酸及酯废水中加入过硫酸钠，先搅拌反应，再调节pH至1.5，过滤获得反应出水1; 2)微电解：将混匀的铁屑和颗粒活性炭置于步骤1)获得的反应出水1中，反应后，过滤，滤液调节pH到10.0，静置，过滤获得反应出水2; 3)膜生物反应器处理：将步骤2)获得反应出水2用膜生物反应器生化降解分离，即可。 2.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，步骤1)中用0.1moL/L盐酸溶液调节pH。 3.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，步骤1)中加入过硫酸钠后搅拌2h。 4.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，步骤1)中过硫酸钠用量为1.0-2.0g/L。 5.根据权利要求1所述的处理方法，其特征在于，步骤2)中，铁屑和颗粒活性炭的体积比为
硝化与反硝化
硝化：在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。反应过程如下： 亚硝酸盐菌： 向左转|向右转 接着亚硝酸盐转化为硝酸盐： 向左转|向右转 这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。上诉两式合起来写成： 向左转|向右转 综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下： 向左转|向右转
上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。 影响硝化过程的主要因素有： (1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上； (2)温度温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜； (3)污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为＝0.3～ 0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。在实际运行中，一般应取＞2 ； (4)溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上； (5)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。
厌氧膜生物反应器在生活污水处理中的应用研究
厌氧膜生物反应器在生活污水处理中的应用研究 摘要：厌氧膜生物反应器由厌氧技术与膜分离技术结合发展而来，目前用于处 理生活污水的研究主要集中于小试及中试规模，进水多采用合成废水及实际生活 污水，COD维持在200~700 mg/L，COD去除率多在70%~90%之间变化，去除效 果受厌氧主体反应器构型、膜组件形式、外界环境、运行条件等因素影响。通过 浅析厌氧膜生物反应器处理生活污水的试验研究，探讨用于实际工程的可行性。 关键词：厌氧膜生物反应器；生活污水；试验研究； 厌氧生物处理技术，目前多用于高浓度废水处理领域，诸如食品加工废水、 酿造废水、屠宰废水、造纸废水等[1]非生活污水。在处理高浓度废水时，厌氧微 生物无需曝气，更不需额外增加碳源，整个处理过程的剩余污泥产量少，设备投资、运行成本均低于好氧技术，同时还可产生沼气形式的能源。厌氧处理效果与 厌氧主体反应器的构型有关，构型越复杂，处理效果越好，相应的运行维护管理 难度越大，而随着膜分离技术的不断发展，厌氧膜生物反应器应运而生，膜的高 效截留作用在简化厌氧反应器构型的同时也可维持反应器内较高的生物量。 1 厌氧反应器的发展 1895年世界上第一个厌氧化粪池的出现，标志着厌氧技术开始用于污水处理，经过上百年的时间，厌氧反应器的发展历经三代。1950s之前的厌氧反应器中厌 氧污泥与待处理废水完全混合，污泥停留时间（Sludge Retention Time, SRT）与废 水停留时间（Hydraulic Retention Time, HRT）相同，厌氧污泥浓度偏低，处理效 果较差，第一代厌氧反应器仅适用于污泥与粪肥的消化。为了获取更好的处理效果，深挖厌氧技术的应用潜力，必须尽可能延长SRT并减小HRT，实现二者的分离。随着1960s微生物固定化技术的迅速发展，第二代厌氧反应器取得重大突破，上流式厌氧污泥床（Upflow Anaerobic Sludge Bed, UASB）更被认为是厌氧反应器 发展史上的一个里程碑，它创造性地使反应器内的污泥保持颗粒状态，与厌氧滤 器（Anaerobic filter, AF）相比，无需固体填料也可保持高浓度厌氧污泥，而后基 于UASB又开发了厌氧固定膜膨胀床反应器（Anaerobic Expended Bed, AEB），厌 氧流化床（Anaerobic Fluid Bed, AFB），第二代厌氧反应器实现了SRT与HRT的有效分离，可以满足高有机负荷工业废水的处理要求。但是气液上升流速过快、有 机负荷过高时，第二代厌氧反应器内容易形成短流、造成堵塞，影响处理效果， 为了满足化工、生化及生物工程工业等超高有机负荷工业废水的处理要求，对UASB进行再次设计和改进，发明了以厌氧升流式流化床（Upflow Anaerobic Bed Filter, UABF）反应器、折流式厌氧（Anaerobic Baffled Reactor, ABR）反应器、膨 胀颗粒污泥床（Expanded Granular S1udge Bed, EGSB）反应器、内循环反应器（Interior Circulation, IC）为代表的第三代厌氧反应器，克服了高速气液上升流速 的影响，使待处理废水与厌氧颗粒污泥接触更为充分，极大的缩短了运行HRT， 使其远小于SRT，提高了反应器的有机负荷和处理效率。 关于厌氧技术用于处理工业废水的研究及案例已屡见不鲜，但厌氧技术不会 局限于非生活污水的处理，厌氧技术的低成本优势正日益推动越来越多的学者从 事生活污水的厌氧处理研究，这在能源日趋匮乏的形式下显得格外重要。 2 厌氧膜生物反应器 1978年Grethlein[2]首次提出厌氧膜生物反应器（Anaerobic Membrane
硝化与反硝化
硝化与反硝化 利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化 1 生物脱氮与同步硝化反硝化 在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification简称SND)，则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了pH值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。 2 实现同步硝化反硝化的途径 由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效率。
流动床生物膜反应器在污水处理中的应用
流动床生物膜反应器（MBBR）在污水处理中的应用一、前言 随着现代城市的发展，工业废水量和生活污水量逐年增长，城市水污染问题日益突出，治理水污染已经成为各地经济和社会发展的重要环节。废水的生物处理法自19世纪末发展至今，已成为世界各国处理城市生活污水和工业废水的主要手段，新技术、新工艺得到快速发展。废水的生物处理方法可以分为好氧生物处理和厌氧生物处理两大类，而好氧生物处理作为主要处理方法在废水处理领域中一直占据主要的地位。 根据曝气池内微生物生长环境、集结形态等的不同来分类，好氧生物处理方法基本可以分为两大类。第一类方法可以称为悬浮污泥法，主要包括传统活性污泥法和其变种，如阶段曝气法、渐减曝气法、完全混合活性污泥法、序批式活性污泥法（SBR）、生物吸附氧化法（AB法）、延时曝气法、氧化沟等。该方法中微生物与悬浮物质、胶体物质等混杂在一起形成具有较强吸附分解有机物能力的絮状体颗粒。第二类方法为生物膜法（或称附着污泥法），如生物滤池、塔式生物滤池、生物转盘、接触氧化法等。该方法生物或固定生长，或附着生长于固体填料（或称载体）表面。其中接触氧化法因具有BOD 负荷高、处理时间短、耐负荷冲击等优点近年来有了很多工程应用。 流动床生物膜（内循环生物流化床）处理方法是将活性污泥法和
生物膜法的结合，在生物流化床中，空气－污水－附有生物膜的载体在流化床中进行生物反应，可承受较高的BOD负荷。 近年江苏沃奇环保公司引进瑞典皇家理工学院、瑞典斯德哥尔摩大学及芬兰赫尔辛基理工大学等诸多北欧名校，水环境研究机构的工业污水处理先进技术，并与国家级科研部门合作，不断对对流动床生物膜技术进行改造与升级，使工艺技术更加完善，处理效率更加高效。该先进技术应用于焦化、医药、农药、染化等污水处理领域，十分有效地解决了高难度工业污水处理存在的技术难题。 二、流动床生物膜处理技术原理 MBBR工艺原理是通过向反应器中投加一定数量的悬浮载体，提高反应器中的生物量及生物种类，从而提高反应器的处理效率。由于填料密度接近于水，所以在曝气的时候，与水呈完全混合状态，微生物生长的环境为气、液、固三相。载体在水中的碰撞和剪切作用，使空气气泡更加细小，增加了氧气的利用率。另外，每个载体内外均具有不同的生物种类，内部生长一些厌氧菌或兼氧菌，外部为好养菌，这样每个载体都为一个微型反应器，使硝化反应和反硝化反应同时存在，从而提高了处理效果。 MBBR工艺兼具传统流化床和生物接触氧化法两者的优点，是一种新型高效的污水处理方法，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
一文概括短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素
一文概括！短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素！ 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为 NO3--N的过程；然后通过反硝化作用将产生的 NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年Voets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N 积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如下图所示。 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2-、NO3-和NO3- 、NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点：
1、可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 2、在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除率。并可以节省投碱量。 3、由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。 4、短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响
温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响
硝化反应和反硝化反应
一、硝化反应 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: NH4++1.5O 2 NO 2 -+H 2 O+2H+ NO 2-+0.5O 2 NO 3 - 硝化反应总方程式： NH 3+1.86O 2 +1.98HCO 3 - 0.02C 5 H 7 NO 2 +1.04H 2 O+0.98NO 3 --+1.88H 2 CO 3 若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为 NH4++2O 2 NO 3 -+H 2 O+2H+ 从以上反应可知: 1)1gNH 4+-N氧化为NO 3 - 需要消耗2*50/14=7.14g碱（以CaCO 3 计) 2)将1gNH 4+-N氧化为NO 2 --N需要3.43gO 2 ,氧化1gNO 2 --N需要1.14gO 2 ，所以氧 化1gNH 4+-N需要4.57gO 2 。 硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持在2-3mg/L。当溶解氧的浓度低于0.5mg/L时，硝化反应过程 将受到限制。 b.PH和碱度：PH7.0-8.0，其中亚硝化菌6.0-7.5，硝化菌7.0-8.5。最适合 PH为8.0-8.4。碱度维持在70mg/L以上。碱度不够时，应补充碱 c.温度：亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～42℃。 15℃以下时，硝化反应速度急剧下降；5℃时完全停止。 d.污泥龄：硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为 0.3～0.5d-1(温度 20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。对于实际应用中，活性污泥法脱氮，污泥龄一般11～23d。 e.污泥负荷：负荷不应过高，负荷宜0.05-0.15kgBOD/(kgMLSS·d)。因为硝化 菌是自养菌，有机物浓度高，将使异养菌成为优势菌种。总氮负荷应≤ 0.35kgTN/(m3硝化段·d)，当负荷>0.43kg/(m3硝化段·d)时，硝化效率急剧 下降。
膜的基础知识膜生物反应器污水处理技术
膜生物反应器的类型： 从工艺上划分，MBR有三种类型 固-液分离膜生物反应器：用于固体的分离与截留，取代传统的沉淀池 氧气传质膜生物反应器：用于在反应器中进行无泡曝气 萃取膜生物反应器：从工业污水中萃取优先污染物，而这些污染物质采用常规生物工艺无法进行处理。 膜组件与生物工艺的结合上分：侵没式（一体式）MBR和外置式（分体式）MBR 从对氧气的需求方面分：好氧MBR和厌氧MBR 膜生物反应器的优点 不同MBR的优点和缺点 反应器优点缺点 膜分离生物反应器占地面积小 彻底去除出水中的固体物质 出水无须消毒 COD、固体和营养物可以在一个单元内被去除 高负荷率 低/零污泥产率 流程启动快 系统不受污泥膨胀的影响 模块化/升级改造容易 曝气受到限制 膜污染 膜价格高 膜曝气生物反应器氧利用率高 能量利用率高 占地面积小 氧需要量可以在供氧时控制 模块化/升级改造容易 膜易于污染 基建投资大 无实际工程实例 工艺复杂 萃取膜生物反应器可处理有毒工业废水 出水流量小 模块化/升级改造容易 细菌与废水隔离 基建投资大 无实际工程实例 工艺复杂
膜 膜的定义：膜可以看做是一种材料，这种材料能让某种物质比其他物质更容易通过。膜的这种性质奠定了膜分离的基础。 膜的结构和分类 膜制造的主要目标是生产这样一种材料：具有足够的机械强度，能维持高的膜通量，还要具有高的选择度。膜孔的密度增大，膜通量也增大，表明材料的空隙率越高越好。膜的整体阻力与其厚度成正比。膜孔径尺寸分布越宽，膜的选择度越差。因此，任何膜的最佳物理结构都应当是：膜材料的厚度要薄，孔径尺寸分布要窄，表面空隙率要高。 从实现物质分离的方式分：致密膜和有空膜 致密膜的分离在某种程度上是通过透过组分与膜的膜材料之间的物理—化学反应实现的，它的选择度最高。 多孔膜是通过物理作用实现分离的（即通过筛分作用） 根据膜材料的组成对膜进行分类：有机膜（聚合物）和无机膜（陶瓷和金属） 膜分离过程 纳滤（NF） 曾经被称为“疏松型反渗透”，利用电荷斥力、溶解度-扩散特性和筛分等几方面的性质来进行分离 膜材料 膜的构型 膜的几何形状，或者说它形成的方式，是决定整个工艺性能的关键。另外需要实际考虑的是单片膜本身组成的方式。单片膜的最佳几何形状，或者说其构型，应具有以下特点：膜面积与膜组件的体积比高； 进料侧具有高的湍流度以促进传质效果； 单位产水量能耗低； 单位膜面积造价低； 方便清洗的设计； 设计上允许模块组装。
同步硝化反硝化综述
同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification
硝化反应和反硝化反应
硝化反应和反硝化反应 Document serial number【KKGB-LBS98YT-BS8CB-BSUT-BST108】
一、硝化反应 在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 硝化反应包括亚硝化和硝化两个步骤: NH4++1.5O 2NO 2 -+H 2 O+2H+ NO 2-+0.5O 2 NO 3 - 硝化反应总方程式： NH 3+1.86O 2 +1.98HCO 3 -0.02C 5 H 7 NO 2 +1.04H 2 O+0.98NO 3 --+1.88H 2 CO 3 若不考虑硝化过程硝化菌的增殖，其反应式可简化为 NH4++2O 2NO 3 -+H 2 O+2H+ 从以上反应可知: 1)1gNH 4+-N氧化为NO 3 -需要消耗2*50/14=7.14g碱（以CaCO 3 计) 2)将1gNH 4+-N氧化为NO 2 --N需要3.43gO 2 ,氧化1gNO 2 --N需要1.14gO 2 ，所以氧 化1gNH 4+-N需要4.57gO 2 。 硝化细菌所需的环境条件主要包括以下几方面： a.DO：DO应保持在2-3mg/L。当溶解氧的浓度低于0.5mg/L时，硝化反应过 程将受到限制。 b.PH和碱度：PH7.0-8.0，其中亚硝化菌6.0-7.5，硝化菌7.0-8.5。最适合 PH为8.0-8.4。碱度维持在70mg/L以上。碱度不够时，应补充碱 c.温度：亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～ 42℃。15℃以下时，硝化反应速度急剧下降；5℃时完全停止。 d.污泥龄：硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为0.3～0.5d-1(温度 20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。对于实际应用中，活性污泥法脱氮，污泥龄一般11～23d。 e.污泥负荷：负荷不应过高，负荷宜0.05-0.15kgBOD/(kgMLSS·d)。因为硝 化菌是自养菌，有机物浓度高，将使异养菌成为优势菌种。总氮负荷应≤ 0.35kgTN/(m3硝化段·d)，当负荷>0.43kg/(m3硝化段·d)时，硝化效率急 剧下降。 f.C/N:BOD/TKN应<3，比值越小，硝化菌所占比例越大。 g.抑制物浓度：NH 4+-N≤200mg/L，NO 2 --N10-150mg/L，NO 3 --N0.1-1mg/L。 h.ORP:好氧段ORP值一般在+180mV左右。 二、反硝化反应 在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO 2--N和NO 3 --N还 原成N 2 的过程，称为反硝化。 反硝化反应方程式为： NO 2-+3H(电子供给体-有机物)0.5N 2 +H 2 O+OH- NO 3-+5H(电子供给体-有机物)0.5N 2 +2H 2 O+OH- 由以上反应可知： 1)还原1gNO 2--N或NO 3 --N，分别需要有机物(其O/H=16/2=8)3*8/14=1.71g和 5*8/14=2.86g，同时还产生50/14=3.57g碱（以CaCO 3 计）
影响硝化反硝化的因素
1、温度：温度愈高，可使硝化作用的活性增加，但这不表示温度越高越好，因为温度越高，溶氧的饱和度会降低，因此硝化作用仅能在温度与溶氧之间取得一个平衡关系以获得最高的效率。一般的建议是以不超过30℃，不低于20℃为原则。 2、PH值：在一般的生物处理程序中，硝化反应系统受pH影响很大。硝化细菌在生长过程中会消耗大量碱度，故pH稍高于7～8，有利于硝化作用（张镇南等，1995）。一般的建议是以介于7.5～8.2之间最佳，若高于9.0或低于6.0都要避免，因为那已超过硝化细菌正常生长的范围，必然会影响硝化作用的效率（Alleman，1992）。 3、溶氧：当溶氧（DO）浓度低时，硝化反应受溶氧浓度影响很大。但在一般的生物处理程中，溶氧则较不容易控制，因此必须作处理水之溶氧测试，并控制至少不低于2～3ppm的范围内（Alleman，1992）。 4、氨和亚硝酸：分子性的氨和游离的亚硝酸均会对硝化反应产生抑制作用（Anthonisen，1976）。分子性的氨浓度如果高于10～150ppm，可能对亚硝酸化作用产生抑制作用，高于0.1～1.0ppm对硝酸化作用即产生抑制作用（Anthonisen，1976）。亚硝酸浓度若大于0.22～2.8ppm亦会抑制硝酸化作用（Anthonisen et al.，1976）。 5、碳氮比：硝化细菌之存在比率取决于污水中含碳物质及含氮物质之相对数量。含氮营养物浓度之测定可利用凯氏法（Kjeldahl method）测得所谓的总凯氏氮（Totol Kjeldahl Nitrogen），简称TKN，其值包含氨及有机氮化物。含碳物质浓度之测定可利用生化需氧量BOD（Biochemical Oxygen Demand）行之，它代表有机污染之程度。BOD/TKN简称碳氮比。碳氮比愈高，异营性氧化菌的活性较大，大量繁殖，消耗溶氧速率快，使硝化细菌无法生存竞争。反之，如果碳氮比愈低，则有利于硝化细菌之增殖。