由于具有稳定的化学结构、简单的生产过程和低成本, 偶氮染料是被广泛应用于印染、造纸和皮革等行业的典型活性染料.据统计每年生产的7万t染料中, 偶氮染料约占70%, 且其中10%~15%可能在生产过程中排放至水体.偶氮染料具有致癌性, 不仅会导致人体肝脏和肾受损, 也会在水中积累并抑制水生生物的生长.因此, 偶氮染料的有效控制是工业废水处理的重要组成部分.
相比化学和物理处理, 偶氮染料的生物处理具有环境友好、高效和污泥产量低等优势.好氧生物处理条件下, 氧气比偶氮染料优先作为电子受体, 因此, 厌氧生物处理更适于偶氮染料降解. Li等采用厌氧生物处理染料酸性橙7, 得到脱色率为71.8%和化学需氧量(COD)去除率为50.6%. Reddy等采用缺氧间歇式反应器处理染料酸性黑10B, 得到脱色率为49.5%.生物降解过程中, 偶氮染料利用共基质降解释放的电子断裂―N=N―, 生成无色芳香胺类化合物.芳香胺类化合物需要在好氧条件下利用非特异性酶实现完全矿化.因此, 厌氧/好氧(AO)生物工艺常用于处理印染废水. Balapure等采用序批式厌氧/微氧工艺处理印染废水, 脱色率可达到99%, 其中厌氧段脱色率为80%. Frindt等利用厌氧/好氧工艺处理含偶氮染料活性橙107废水, 厌氧脱色率为97%, 而偶氮染料代谢产物芳香胺化合物在好氧条件下得到降解.
偶氮染料的生物降解主要依靠微生物酶作用实现.偶氮还原酶和虫漆酶是偶氮染料降解的主要作用酶, 能产生此两种酶的菌群包括Xenophilus azovorans KF46F、Pigmentiphaga kullae K24、Enterococcus faecalis、Staphylococcus aureus、Escherichia coli、Bacillus sp.OY1-2和Rhodobacter sphaeroides等[9].以上很多菌群可成为偶氮染料降解的优势菌种. Chen等采用填充床生物反应器处理含维多利亚蓝废水时, 得到优势菌种为Aeromonas hydrophila. Xie等采用水解酸化处理染料活性黑5和活性艳蓝19印染废水, 发现Klebsiella、Lactococcus和Desulfovibrio可能是染料降解的优势菌, 且Dysgonomonas sp.和Prevotella sp.可能在染料代谢过程中起重要作用.
印染废水中氨氮(NH4+-N)可通过硝化反硝化去除, 其中硝化反应是限制过程.硝化过程对有毒物质较为敏感, 而偶氮染料的代谢产物苯胺是一种有毒物质, 因此可能会影响硝化效率. Khin等发现苯胺浓度在3~250 mg・L-1之间, 硝化会受到不同程度的抑制, 仅当苯胺浓度低于0.5 mg・L-1时, 才会发生完全硝化. Thanh等[12]发现当苯胺浓度超过20 mg・L-1时, 硝化反应完全受到抑制, 且苯胺抑制亚硝酸盐氮(NO2–N)氧化强于NH4+-N氧化.而Joel等证明苯胺降解和硝化可在污泥龄为7 d的活性污泥反应器中同时发生, 硝化菌会适应苯胺存在的环境.
本研究采用水解酸化/AO工艺处理含有染料活性艳红X-3B(RR2)的废水, 重点考察工艺运行性能.同时, 采用高通量测序方法检测水解酸化/AO工艺中的菌群种类, 以解析其在染料去除或脱氮过程中的作用.此外, 本研究还分析了水解酸化过程中影响色度去除的关键因素以及硝化过程中染料及其代谢产物的影响, 以期为该工艺应用于实际印染废水生物处理提供理论指导和技术支持.
1 材料与方法 1.1 试验装置及其运行
水解酸化序批式反应器(SBR)体积为6 L, 运行过程中温度为25℃、挥发性悬浮固体浓度(VSS)为(5.17±0.33)g・L-1.水解酸化SBR运行周期为6 h, 包括5 h厌氧搅拌(含10 min进水), 50 min静置沉淀和10 min出水. AO SBR反应器有效体积为5 L, 运行温度为25℃且VSS为(2.11±0.28)g・L-1. AO SBR运行周期为6 h, 包括2 h缺氧段(含10 min进水), 3 h好氧段, 50 min静置沉淀和10 min出水.反应器进出水通过定时器控制蠕动泵启闭实现.
印染废水以蛋白胨、淀粉和乙酸钠为混合碳源, 其COD浓度为400 mg・L-1(6：3：1);其他进水组分包括114.6 mg・L-1NH4Cl, 30 mg・L-1偶氮染料RR2, 100 mg・L-1 CaCl2・2H2O, 100 mg・L-1 MgSO4・7H2O, 35.2 mg・L-1KH2PO4, 200 mg・L-1NaHCO3以及1 mL・L-1微量元素(1 g・L-1 FeCl2・4H2O, 100 mg・L-1 CoCl2・6H2O, 200 mg・L-1 NiCl2・6H2O, 100 mg・L-1 MnCl2・4H2O, 100 mg・L-1 NaMoO4・2H2O, 100 mg・L-1 H3BO3, 100 mg・L-1 NaWO4・2H2O和100 mg・L-1 NaSe2O3).水解酸化反应器每个运行周期进水3 L, 其出水作为AO反应器进水, AO反应器每个运行周期进水2.5 L.两个反应器的水力停留时间均为12 h.
反应器驯化稳定后, 测定两个反应器在运行周期内染料降解和氮浓度的变化.每隔一定时间, 从水解酸化反应器中取水样测定COD、色度和NH4+-N浓度变化, 从AO反应器中取水样测定NH4+-N、NO2–N和硝酸盐氮(NO3–N)浓度变化.
1.2 碳源与温度对RR2脱色的影响
采用批处理试验, 考察了碳源种类、COD浓度和温度对厌氧水解酸化强化RR2色度去除的影响.试验使用250 mL的丝口瓶, 反应体积为200 mL, 取驯化稳定污泥100 mL与100 mL自配水进行混合.碳源种类试验中自配水分别以蛋白胨、淀粉和乙酸钠为碳源, COD浓度均为400 mg・L-1. COD浓度影响试验采用混合碳源, 试验中蛋白胨、淀粉和乙酸钠比例为6：3：1, COD浓度分别为200、400和800 mg・L-1.其他组分均与自配废水组分相同.以上碳源浓度和种类影响试验采用的温度分别为25℃和35℃.
试验开始前, 向反应瓶中通氮气4 min以保证反应处于厌氧状态.试验开始后, 采用摇床振荡, 其速度为170 r・min-1.反应时间为12 h, 分别在反应的0、1、2、3、4、6、8、10和12 h时取水样, 测定反应过程中的COD浓度和色度.每个试验条件设计两组平行试验, 取平均值作为试验结果.
1.3 染料及其中间产物对AO硝化过程的抑制
对于硝化试验, 重点考察了染料RR2及其典型中间产物苯胺对AO硝化效率的影响.试验使用250 mL的锥形瓶, 反应体积为200 mL.取驯化稳定污泥100 mL与100 mL不含有碳源的自配水进行混合.染料抑制AO硝化试验中染料浓度分别为0、4、8、16、32和64 mg・L-1, 苯胺抑制AO硝化试验中苯胺浓度分别为0、0.75、1.5、3.0、4.5、6.0和7.5 mg・L-1, 其他组分均与水解酸化反应器出水组分相同.
试验采用磁力搅拌器(上海振荣磁力搅拌器90-1)搅拌, 保证泥水混合均匀.曝气采用可调式气泵(海利双孔9602), 曝气流量为4.0 L・min-1, 保证溶解氧(DO)大于4 mg・L-1.反应时间为120 min, 反应开始后每隔10 min取水样, 40 min后每隔20 min取水样.测定反应过程中DO、NH4+-N、NO2–N和NO3–N浓度的变化.
1.4 分析方法
COD、NH4+-N、NO2–N、NO3–N、悬浮固体浓度(SS)和VSS依据国家规定的标准方法测定[14].通过全波长扫描确定染料RR2在512 nm处吸光度最高, 因此用此波长处的吸光度表征色度, 并用来计算色度去除率.苯胺测定方法依照GB 11889-89中N-(1-萘基)乙二胺偶氮分光光度法.分光光度计为哈希DR3900.
取水解酸化反应器和AO反应器中污泥, 采用PowerSoil DNA Isolation Kit (Laboratories Inc., CA, USA)提取DNA.提取后的DNA样品在V4区进行特异性扩增, 利用Illumina Miseq 2500测序平台, 采用双末端测序Paire-end方法进行高通量测序.利用fastqc软件进行质量评价后, 进一步利用perl脚本进行质量控制.利用Flash或Mothur将原始数据拼接成完整的目标片段, 并进行质量评价和控制.在相似性为97%条件下, 将过滤后的目标片段聚类成操作分类单元(OTU), 并选取代表性的序列与数据库比对, 进行OTU物种注释.根据OTU的绝对丰度及注释信息, 统计样品在各分类学水平上序列构成情况.
2 结果与讨论 2.1 水解酸化/AO工艺运行性能分析
水解酸化/AO工艺稳定运行条件下水质关键参数见表 1.进水COD为389.5 mg・L-1, 出水COD为30.4 mg・L-1, 其总去除率为92.2%.进水染料浓度为30 mg・L-1, 吸光度为0.445左右, 出水吸光度为0.129, 色度总去除率为71.0%.进水NH4+-N浓度为31.74 mg・L-1, 水解酸化出水中NH4+-N浓度为37.42 mg・L-1; AO反应器出水NH4+-N、NO2–N和NO3–N浓度分别为5.23、11.03和4.39 mg・L-1, 出现了明显的NO2–N积累现象.
表 1 水解酸化-AO工艺稳定状态运行性能
工艺稳定运行条件下, 水解酸化反应器出水COD为195.8 mg・L-1(表 1), COD去除率为49.7%.其他相关研究也得到厌氧段COD去除率为50%左右的结论.在水解酸化周期中COD浓度变化不明显[图 1(a)]; AO过程中存在硝化反硝化, 反硝化和好氧过程均能消耗碳源, 因此AO过程是COD去除的主要过程. Tomei等也发现厌氧/好氧工艺处理实际印染废水时, 厌氧阶段COD去除率仅为11%~14%, 好氧阶段结束后COD去除率为59%~75%, 说明COD主要通过好氧过程去除. Baêta等发现厌氧/好氧工艺处理印染废水时, 好氧过程可有效去除厌氧过程中难降解的有机物、厌氧过程中生成的挥发酸(VFAs)和染料代谢产物芳香胺等物质.因此, 好氧过程COD去除率明显高于厌氧过程.
图 1
从表 1得到水解酸化阶段色度去除率为72.3%, 说明水解酸化/AO工艺中水解酸化过程是染料RR2降解的主要过程.水解酸化过程中色度去除符合一级反应动力学[图 1(a)], 染料降解速率约为2.55 mg・(L・h)-1. Jonstrup等也发现印染废水脱色主要发生于厌氧过程, 当温度为37℃, 水力停留时间为3 d, 偶氮染料浓度为100~2 000 mg・L-1时, 厌氧过程脱色率可以达到98%以上.本研究水解酸化过程脱色率为72.3%, 可能由于水解酸化温度为25℃, 水力停留时间为12 h, 由此导致脱色率低于Jonstrup等的98%.
根据图 1(b)中NO2–N和NO3–N浓度变化, AO反应过程中在20 min内完成反硝化; 硝化过程中, NO3–N浓度较低, 出现明显的NO2–N积累, 亚硝化率为73.8%.由图 1(c)可知, 苯胺浓度随染料降解而增加, 因此染料及其代谢产物苯胺等可能对硝化菌活性有抑制作用, 导致NO2–N积累, 总氮的去除率仅为34.9%.根据Singh等的研究, 水解酸化脱色率为72.3%, 可以推测理论上苯胺的生成量为3.28 mg・L-1.在虫漆酶等酶的作用下, 偶氮染料不能完全降解为苯胺, 因此测出的苯胺浓度约为1 mg・L-1.晋玉亮等的研究发现在进水苯胺浓度超过3 mg・L-1时, 活性污泥的硝化能力丧失, 且苯胺对硝化的抑制是可恢复的; 当苯胺浓度低于0.5 mg・L-1时, NH4+-N去除率可以恢复至正常水平.
2.2 菌群分析
水解酸化反应器中主要的门级菌群, 包括相对丰度为50.98%的拟杆菌门Bacteroidetes、15.27%的SR1、10.78%的OP11和5.57%的厚壁菌门Firmicutes[图 2(a)].厌氧染料降解工艺中, Bacteroidetes和Firmicutes多为优势菌种, 其中Bacteroidetes可降解复杂结构偶氮染料有机物. Bacteroidetes门中的Paludibacter是一种碳水化合物发酵菌. Paludibacter是水解酸化反应器中相对丰度最高的菌种, 其丰度为39.18%[图 2(b)].这说明Paludibacter是水解酸化反应器中主要碳源代谢菌种. Firmicutes门中的Clostridia可利用乙酸、乙醇和丁酸等生成氢气, 在水解酸化反应器中相对丰度为3.75%. SR1的碱基序列与Prosthecobacter algae strain EBTL04和Prosthecobacter dejongeii strain FC1相似度为97%, OP11的碱基序列与Victivallis vadensis strain Cello相似度为87%, 但这两类菌群的作用尚不明晰.在水解酸化反应器中相对丰度前10的菌群中, 其他菌种没有研究证明具有偶氮染料降解能力, 只有Proteobacteria门中的Desulfovibrio由于含有偶氮还原酶, 可将偶氮染料降解成芳香胺类物质. Desulfovibrio在水解酸化反应器中相对丰度为2.23%, 这说明Desulfovibrio是水解酸化反应器中主要的偶氮染料降解菌.具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
图 2
AO反应器中主要的门级菌群为相对丰度为54.0%的Proteobacteria、28.4%的Bacteroidetes、以及在1%~3.5%之间的OD1、Acidobacteria、SR1、Spirochaetes、Chlorobi、Chloroflexi和Verrucomicrobia. AO反应器中主要的硝化菌为Nitrospira, 相对丰度为0.28%, 是一种常见的硝化菌.本研究反硝化菌中相对丰度最高的为Rhodocyclaceae中Thauera, 相对丰度为13.35%. Thauera不仅是常见的反硝化菌, 还具有降解芳香胺类物质的能力.在NO2–N积累条件下, Thauera可成为反硝化菌中优势菌种; 这与AO反应器中出现NO2–N积累现象一致.由于AO进水为水解酸化出水, 因此含有RR2代谢产物芳香胺等物质, 可被Thauera降解.同属于Rhodocyclaceae的Dechloromonas相对丰度为2.73%, 也是一种高效的反硝化菌. AO反应器中检测到的相对丰度较高的OD1, 其碱基序列与Lactobacillus paracollinoides strain DSM 15502和Lactobacillus collinoides strain JCM1123有95%的相似度, 因此可能具有乳酸菌Lactobacillus发酵的功能, 可将碳源降解用于反硝化.
2.3 碳源及温度对RR2脱色的影响
偶氮染料的降解是通过―N=N―的断裂实现的.偶氮染料作为电子受体时, 偶氮键―N=N―断裂需要4个电子, 第一步需要2个电子使偶氮键断裂为―N―N―, 第二步需要2个电子使偶氮键完全断裂.淀粉和蛋白胨等碳源作为电子供体, 在降解过程中可以提供偶氮染料降解所需电子.经过预试验发现乙酸钠作为碳源时, 染料RR2降解速率最慢, 仅为淀粉降解速率的1/3左右, 表明乙酸钠不是RR2脱色的主要碳源.以蛋白胨、淀粉和混合碳源为碳源, 在不同条件下染料RR2降解试验结果如图 3, 计算得到各条件下RR2的降解一级反应动力学参数如表 2.
图 3
表 2 染料降解试验一级反应动力学拟合方程及降解速率
在COD=400 mg・L-1、25℃条件下, 以蛋白胨为碳源时, RR2的降解速率最快, 为3.63 mg・(L・h)-1, 其次为淀粉2.91 mg・(L・h)-1, 而混合碳源条件下最慢, 仅为2.55 mg・(L・h)-1(图 3).因此, 以蛋白胨和淀粉为单一碳源时染料RR2降解速率高于混合碳源. Rasool等研究了以乳酸、葡萄糖和乙醇为碳源时印染废水处理效果, 结果表明与以葡萄糖为碳源相比, 以乳酸和葡萄糖作为碳源时色度去除率提高. Cirik等处理含有Cr的印染废水时也发现, 乙醇作为碳源时色度去除率比葡萄糖作为碳源时高.因此碳源种类影响偶氮染料降解的效果.
由表 2中RR2降解速率可知在本研究中, 25℃条件下, COD浓度由200 mg・L-1提高至400 mg・L-1和800 mg・L-1, RR2降解速率分别提高了88.9%和208.9%.在35℃条件下, COD浓度由200 mg・L-1提高至400 mg・L-1和800 mg・L-1, RR2降解速率分别提高了37.6%和64.4%. Rasool等处理含有偶氮染料直接红80的废水, 发现分别将碳源乳酸盐、葡萄糖和乙醇COD浓度从3000 mg・L-1降至500 mg・L-1时, 色度去除率从98.23%降至78.46%、63.37%和69.10%, 指出高COD浓度能够提供充足电子, 有利于偶氮染料降解. Cui等也发现降解染料酸性橙7, 当乙酸盐和葡萄糖为碳源时电子供体不足会导致脱色率降低.因此当COD浓度提高时, 电子供体数量充足, 偶氮染料降解速率明显高于电子供体不足条件.
当COD浓度分别为200、400和800 mg・L-1时, 温度由25℃提高到35℃, RR2降解速率分别提高了231.1%、141.2%和76.25%, 高温下染料RR2降解速率提高的比例远高于COD浓度增加时降解速率提高的比例, 说明COD浓度对RR2降解速率的影响没有温度的影响明显.因此, 维持一定温度是强化偶氮染料RR2降解的关键因素之一.
2.4 染料及其中间产物对硝化活性的影响
图 4(a)显示染料RR2浓度在0~64 mg・L-1范围内, NO3–N生成速率基本一致, 且随染料浓度增加, NO3–N生成速率没有变化, 说明染料RR2对硝化过程没有影响, 在0~64 mg・L-1浓度范围内不影响硝化菌的活性. Sarvajith等[30]的研究发现相较于好氧条件, 微氧(DO<0.5 mg・L-1)条件下利用颗粒污泥处理含有活性黄15的废水时, 可以有效提高NH4+-N去除率, 且在8 h内出现NO2--N积累.本研究中染料RR2对氮去除率没有影响, 可能是由于试验过程中DO为7 mg・L-1, 因此RR2对硝化过程影响不大.
图 4
由图 4(b)可知, 苯胺浓度从0 mg・L-1增加到7.5 mg・L-1时, NO3–N生成速率减小, 说明苯胺对硝化过程有抑制作用. Shabbir等的研究表明当进水苯胺浓度高于250 mg・L-1时, 亚硝酸盐氮氧化菌(NOB)活性被完全抑制且不能恢复; 当初始苯胺浓度为100 mg・L-1时, 硝化菌活性会被抑制, 但将苯胺浓度降至4 mg・L-1以下时, 硝化菌活性可以恢复.
根据反应速率计算结果(表 3), 当苯胺浓度从0 mg・L-1增加到6 mg・L-1时, 氨氮氧化速率从1.38 mg・(L・h)-1减小到0.53 mg・(L・h)-1, NO3–N生成速率和氨氮氧化速率趋势一致, 且没有出现NO2–N积累, 说明本试验中苯胺主要对氨氮氧化菌(AOB)活性有抑制作用, 而对NOB活性没有抑制作用.当苯胺浓度增加到7.5 mg・L-1时, 氨氮氧化速率没有进一步降低, 说明苯胺浓度超过6 mg・L-1时, 硝化反应被抑制到最低反应速率, 为0.53 mg・(L・h)-1左右.该结果与长期运行过程中NOB活性被抑制不一致, 可能是由于试验接种污泥为AO反应器长期驯化污泥, NOB活性较低, 因此加入低浓度苯胺后, AOB首先出现了明显的抑制作用.试验中的反应时间仅为2 h, 反应时间较短, 因此没有出现NOB抑制作用. Khin等的研究中也发现周期试验中, 反应8 h左右后抑制NOB活性, 且进水苯胺浓度超过250 mg・L-1后NOB活性不能恢复.
表 3 苯胺抑制硝化试验反应速率
3 结论
(1) 水解酸化/AO工艺处理含有RR2的印染废水时, 可以有效去除色度、COD和NH4+-N, 去除率分别为71.0%、92.2%和83.5%.
(2) 水解酸化反应器中主要偶氮染料降解菌为Desulfovibrio, AO反应器中硝化菌主要为Nitrospira, 反硝化菌为Thauera和Dechloromonas.
(3) 水解酸化过程中COD浓度为400 mg・L-1时, 温度由25℃提高至35℃, 色度去除率提高141.2%;温度为25℃时, COD浓度从200 mg・L-1提高至800 mg・L-1, 色度去除率提高208.9%.
(4) AO反应器中苯胺浓度为1 mg・L-1时, 出现NO2–N积累, 亚硝化率为73.8%.染料RR2对硝化过程没有抑制作用, 苯胺对硝化过程有抑制作用.苯胺浓度超过6 mg・L-1时氨氮氧化速率达到最低值0.53 mg・(L・h)-1.
1、基本原理
A/O法生物去除氨氮原理：污水中的氨氮，在充氧的条件下(O段)，被硝化菌硝化为硝态氮，大量硝态氮回流至A段，在缺氧条件下，通过兼性厌氧反硝化菌作用，以污水中有机物作为电子供体，硝态氮作为电子受体，使硝态氮波还原为无污染的氮气，逸入大气从而达到最终脱氮的自的。硝化反应：
NH4++2O2→NO3-+2H++H2O
反硝化反应：
6NO3-+5CH3OH(有机物)→5CO2↑+7H2O+6OH-+3N2↑
A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2～4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率;在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化(有机链上的N或氨基酸中的氨基)游离出氨(NH3、NH4+)，在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N(NH4+)氧化为NO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮(N2)完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。
2、A/O内循环生物脱氮工艺特点
根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点：
(1)效率高。
该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其他指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。
(2)流程简单，投资省，操作费用低。
反硝化在前，硝化在后，设内循环，以原污水中的有机底物作为碳源，效果好，反硝化反应充分;曝气池在后，使反硝化残留物得以进一步去除，提高了处理水水质;A段搅拌，只起使污泥悬浮，而避免DO的增加。O段的前段采用强曝气，后段减少气量，使内循环液的DO含量降低，以保证A段的缺氧状态。
该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。尤其，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。
(3)缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。
如COD、BOD5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。
(4)容积负荷高。
由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的容积负荷。
(5)缺氧/好氧工艺的耐负荷冲击能力强。
当进水水质波动较大或污染物浓度较高时，本工艺均能维持正常运行，故操作管理也很简单。通过以上流程的比较，不难看出，生物脱氮工艺本身就是脱氮的同时，也降解酚、氰、COD等有机物。结合水量、水质特点，我们推荐采用缺氧/好氧(A/O)的生物脱氮(内循环) 工艺流程，使污水处理装置不但能达到脱氮的要求，而且其它指标也达到排放标准。
3、A/O法存在的问题
(1)由于没有独立的污泥回流系统，从而不能培养出具有独特功能的污泥，难降解物质的降解率较低;
(2)若要提高脱氮效率，必须加大内循环比，因而加大运行费用。从外，内循环液来自曝气池，含有一定的DO，使A段难以保持理想的缺氧状态，影响反硝化效果，脱氮率很难达到90% 。
4、污水脱氮的影响因素
1、酸碱度(pH值)
大量研究表明，氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的适宜的pH分别为7.0～8.5和6.0～7.5，当pH值低于6.0或高于9.6时，硝化反应停止。硝化细菌经过一段时间驯化后，可在低pH值(5.5)的条件下进行，但pH值突然降低，则会使硝化反应速度骤降，待pH值升高恢复后，硝化反应也会随之恢复。具体联系污水宝或参见更多相关技术文档。
反硝化细菌最适宜的pH值为7.0～8.5，在这个pH值下反硝化速率较高，当pH值低于6.0或高于8.5时，反硝化速率将明显降低。此外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时终产物是N2O。
硝化过程消耗废水中的碱度会使废水的pH值下降(每硝化1g氨氮将消耗7.14g碱度，以CaCO3计)。相反，反硝化过程则会产生一定量的碱度使pH值上升(每反硝化1g硝酸盐将产生3.57g碱度，以CaCO3计)但是由于硝化反应和反硝化过程是序列进行的，也就是说反硝化阶段产生的碱度并不能弥补硝化阶段所消耗的碱度。因此，为使脱氮系统处于最佳状态，应及时调整pH值。
2、温度(T)
硝化反应适宜的温度范围为5～35℃，在5～35℃范围内，反应速度随温度升高而加快，当温度小于5℃时，硝化菌完全停止活动;在同时去除COD和硝化反应体系中，温度小于15℃时，硝化反应速度会迅速降低，对硝酸菌的抑制会更加强烈。
反硝化反应适宜的温度是15～30℃，当温度低于10℃时，反硝化作用停止，当温度高于30℃时，反硝化速率也开始下降。
有研究表明，温度对反硝化速率的影响取与反应设备的类型、负荷率的高低都有直接的关系，不同碳源条件下，不同温度对反硝化速率的影响也不同。
3、溶解氧(DO)
在好氧条件下硝化反应才能进行，溶解氧浓度不但影响硝化反应速率，而且影响其代谢产物。为满足正常的硝化反应，在活性污泥中，溶解氧的浓度至少要有2mg/L，一般应在2～3mg/L，生物膜法则应大于3mg/L。当溶解氧的浓度低于0.5～0.7mg/L时，硝化反应过程将受到限制。
传统的反硝化过程需在较为严格的缺氧条件下进行，因为氧会同竞争电子供体，且会抑制微生物对硝酸盐还原酶的合成及其活性。但是，在一般情况下，活性污泥生物絮凝体内存在缺氧区，曝气池内即使存在一定的溶解氧，反硝化作用也能进行。研究表明，要获得较好的反硝化效果，对于活性污泥系统，反硝化过程中混合液的溶解氧浓度应控制在0.5mg/L以下;对于生物膜系统，溶解氧需保持在1.5mg/L以下。
4、碳氮比(C/N)
在脱氮过程中，C/N将影响活性污泥中硝化菌所占的比例。因为硝化菌为自养型微生物，代谢过程不需要有机质，所以污水中的BOD5/TKN越小，即BOD5的浓度越低硝化菌所占的比例越大，硝化反应越容易进行。硝化反应的一般要求是BOD5/TKN>5，COD/TKN>8,下表是GradyC.P.L.Jr推荐的不同的C/N对脱氮的效果的影响：
不同的C/N的脱氮效果
氨氮是硝化作用的主要基质，应保持一定的浓度，但氨氮浓度超过100～200mg/L时，会对硝化反应起抑制作用，其抑制程度随着氨氮浓度的增加而增加。
反硝化过程需要有足够的有机碳源，但是碳源种类不同亦会影响反硝化速率。反硝化碳源可以分为三类：第一类是易于生物降解的溶解性的有机物;第二类是可慢速降解的有机物;第三类是细胞物质，细菌利用细胞成分进行内源硝化。在三类物质中，第一类有机物作为碳源的反应速率最快，第三类最慢。
有研究认为，废水中BOD5/TKN≥4~6时，可以认为碳源充足，不必外加碳源。
5、污泥龄(SRT)
污泥龄(生物固体的停留时间)是废水硝化管理的控制目标。为了使硝化菌菌群能在连续流的系统中生存下来，系统的SRT必须大于自养型硝化菌的比生长速率，泥龄过短会导致硝化细菌的流失或硝化速率的降低。在实际的脱氮工程中，一般选用的污泥龄应大于实际的SRT。有研究表明，对于活性污泥法脱氮，污泥龄一般不低于15d。污泥龄较长可以增加微生物的硝化能力，减轻有毒物质的抑制作用，但也会降低污泥活性。
6、内回流比(r)
内回流的作用是向反硝化反应器内提供硝态氮，使其作为反硝化作用的电子受体，从而达到脱氮的目的，循环比不但影响脱氮的效果，而且影响整个系统的动力消耗，是一项重要的参数。循环比的取值与要求达到的效果以及反应器类型有关。有数据表明，循环比在50%以下，脱氮率很低;脱氮率在200%以下，脱氮率随循环比升高而显著上升;内回流比高于200%以后，脱氮效率提高较缓慢。一般情况下，对低氨氮浓度的废水，回流比在200%～300%最为经济。
7、氧化还原电位(ORP)
在理论上，缺氧段和厌氧段的DO均为零，因此很难用DO描述。据研究，厌氧段ORP值一般在-160～-200mV之间，好氧段ORP值一般在+180mV坐右，缺氧段的ORP值在-50～-110mV之间，因此可以用ORP作为脱氮运行的控制参数。
8、抑制性物质
某些有机物和一些重金属、氰化物、硫及衍生物、游离氨等有害物质在达到一定浓度时会抑制硝化反应的正常进行。游离氨的抑制允许浓度：亚硝酸(Nitosomonas)为10～150mg/L，硝酸盐(Nitrobacter)为0.1～1mg/L。有机物抑制硝化反应的主要原因：一是有机物浓度过高时，硝化过程中的异养微生物浓度会大大超过硝化菌的浓度，从而使硝化菌不能获得足够的氧而影响硝化速率;二是某些有机物对硝化菌具有直接的毒害或抑制作用。
9、其他因素影响
生物脱氮系统涉及厌氧和缺氧过程，不需要供氧，但必须使污泥处于悬浮状态，搅拌是必需的，搅拌所需的功率对竖向搅拌器一般为12～16W/m3，对水平搅拌器一般为8W/m3。
10、生物脱氮过程中氮素的转化条件
生物脱氮过程包括氨氧化、亚硝化、硝化及反硝化，有机物降解碳化过程亦伴随着这些过程同时完成。综合考虑各项因素(如菌种及其增值速度、溶解氧、pH值、温度、负荷等)可有效减化和改善生物脱氮的总体过程。
生物脱氮反应与有机物好氧分解反应条件与特性
生物脱氮反应与有机物好氧分解反应条件与特性 (来源：环保工程师)
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