第23卷第6期2005年11月
北京工商大学学报(自然科学版)
J ournal of Beijin g T echnology and Bus iness University(Natural S cience E dition )
Vo l.23N o.6N o v.2005
文章编号:1671-1513(2005)06-0014-06
废水脱氮过程中N 2O 的控逸理论及研究进展
刘俊女, 汪 苹, 柯国华, 董黎明
(北京工商大学化学与环境工程学院,北京 100037)
摘 要:N 2O 是大气中重要的温室气体之一,大量研究表明,污水生物处理的硝化反硝化过程是N 2O 的重要强源之一.通过对硝化反硝化全过程的机理分析,探讨了N 2O 的逸出机理.同时阐述了外界因素对N 2O 逸出量的影响规律.据此优化实际运行中的污水生物脱氮工艺,以达到有效控制N 2O 逸出的目的.
关键词:N 2O;控逸;脱氮机理;温室气体;硝化反硝化中图分类号:X131.2;X172 文献标识码:A 收稿日期:2005
0620
基金项目:北京市自然科学基金项目;北京市教育委员会科技发展计划重点项目(KZ 200510011008)作者简介:刘俊女(1980-),女,河北沧州人,硕士研究生,主要从事水处理脱氮研究.
汪 苹(1953-),女,上海人,教授,主要从事水处理研究.
脱氮是目前污水处理中的一项重要内容,利用微生物进行污水脱氮处理更是一种经济而有效的方法.但是,脱氮后的产物是什么?众所周知,微生物参与的硝化和反硝化过程都可能产生N 2O ,而N 2O 是一种强力温室气体,其温室效应是CO 2的300倍左右,占全球温室气体效应贡献值的6.4%,它因能破坏大气臭氧层而受到国际社会普遍关注.
目前全球N 2O 每年的排放量为22×1012g ,在大气中的背景值正以每年0.2%～0.3%的速度增加,初步估计污水处理过程中每年排放N 2O 量约在(0.3～3.0)×1012g ,因此人们怀疑,污水脱氮可能是全球N 2O 的产源之一.但污水脱氮是否是未知N 2O 产源之一,需要研究.因此,对废水脱氮处理过程中N 2O 控逸理论的研究是非常重要的.
1 N 2O 逸出机理
现已得到公认,氮元素在化合价的升高(氧化)和降低(还原)中,可能存在3条由产生N 2O 、NO 、N 2O 4和N 2等气体而使水体脱氮的主要途径,如图1.但每种菌属所具有的酶系统不同,酶所受到的环境制约条件不同,代谢途径和产物也不相同,N 2O 、NO 既有可能是脱氮最终产物,也有可能仅仅是作
为以N 2脱氮的中间产物.
图1 氮元素化合价升高和降低的主要途径
1.1 硝化过程N 2O 的逸出
经典的水处理理论认为,硝化反应是由无机自养型微生物完成,是指NH +4或NH 3氧化物经由NO -2被氧化为NO -3的过程,见图2.这些反应是在两组微生物菌群的作用下完成的:第1组可称之为
NH 3氧化剂或初级硝化菌,第2组可称之为NO -2氧化剂或二级硝化菌.这2种硝化菌统称为ni -
trobacteriaceae ,其中N itrobacter w inogradsky i 就是一种典型的NO -
2氧化剂.由整个硝化反应的主要生物化学过程可以看出,N 2O 既不是硝化反应的中间产物也不是最终产物,因此推测它应该是这一过程的副产物,而且N 2O 的生成主要集中在亚硝化过程.但亚硝化过程非常复杂,对一些中间产物能否生成N 2O 还存在争议.目前比较一致的看法认为在硝化
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反应过程中,N 2O 可能通过以下几种方式生成.
NH +4
O 2
NH 2OH NOH NO -2
(NO 2?NHOH )
HNO -2
2e
HNO -3
图2 硝化菌的生物化学过程
1)羟胺(NH 2OH)的氧化过程.在好氧条件下,当系统中NH 3/NH +4浓度过高或pH 过高时,亚硝化过程的第一个中间体NH 2OH 就会发生累积,进而在羟胺氧化还原酶的作用下氧化生成N 2O.但目前还缺乏对这一生物化学过程的确切描述.
2)硝酰基(NOH)的非生物反应.在好氧条件下,亚硝化过程的第二个中间体NOH 通过双分子聚合反应生成次亚硝酸盐,进而水解生成N 2O 逸出.但在缺氧条件下这个过程不会发生.因为在缺氧条件下不存在分子态氧,NH +
4不能被氧化生成NOH ,因而也就无法生成N 2O .
3)硝化菌的反硝化过程.1985年,Poth 和Fo cht [1]
首次证实了在硝化过程中,硝化菌能够利用NO -2作为电子受体生成N 2O,即硝化菌的反硝化过程.Po th 认为当系统中分子氧作为限制性因素存在时,硝化过程无法彻底进行,由于NO -2的进一步氧化受到抑制,会造成系统中NO -2的累积.此时,好
氧硝化菌利用NH +4氧化过程中提供的电子经异化还原反应将其转化为气态产物N 2O 放出.
4)好氧反硝化菌的存在.在硝化系统中,除了硝化菌的反硝化现象外,好氧反硝化菌的存在可能也是造成好氧条件下NO -2还原成N 2O 的原因之一.Anderso n 和Gupta 等人[2]的研究表明,至少有4种
菌能在好氧条件下将NO -3或NO -2还原成N 2O 和
N 2.Lloyd 等人[3]
发现反硝化菌在好氧条件下还原
NO -
3生成的N 2O 比缺氧条件下多得多,这可能是由于O 2对N 2O 还原酶的抑制造成的.但好氧反硝化菌对废水硝化系统的贡献程度还不是十分清楚.
5)异养菌的硝化作用.1894年Stutzer [4]首次提出异养硝化过程的存在,从而改变了硝化过程只是由无机自养菌完成的传统观点.在废水的生物脱氮过程中也发现有异养硝化菌的存在,而且在某些条件下,异养硝化菌在硝化过程中产生的量大大超过了自养硝化菌.在可比条件下,异养硝化释放的N 2O 量要比自养硝化高出2个数量级.目前,异养硝化菌在硝化系统中所起的作用正受到越来越多的
关注,但对于这些菌属生成N 2O 的机理还不十分清
楚,只推测可能与自养硝化菌相类似.1.2 反硝化过程N 2O 的逸出
反硝化是NO -
3转化为N 2的过程,主要由反硝
化菌完成,它们包括P seudomonas ,Bacillus ,T hiobacillus ,P rop ionibacterirm 以及其它一些菌类.这些占主导地位的微生物是特殊的厌氧微生物,在氧浓度较低或厌氧条件下,它能以NO -3替代氧气作为电子受体.对反应起催化作用的酶是硝酸还原酶、亚硝酸还原酶、硝酸氧化还原酶以及亚硝酸氧化还原酶.在反硝化过程中,NO -3通过反硝化菌的代谢活动有同化反硝化和异化反硝化,当有机物缺乏时微生物还可以通过消耗自身的原生质进行内源反硝化,其中会产生一些中间产物,如图3.
图3 反硝化的生物化学过程
与硝化相比,N 2O 在反硝化过程中是一种中间物质.目前,对反硝化过程中N 2O 的逸出有如下几种解释.在低pH 值条件下,由于N 2O 还原酶受到抑制导致N 2O 释放量的增多.因为NO -3是比N 2O 更强的电子受体,在NO -3浓度较高时N 2O/N 2的比例就会升高,如果有O 2存在,这一比例还会增加,因为O 2对亚硝酸氧化还原酶的抑制强于对其它反硝化过程中还原酶的抑制.
Otte 等人[5]
也认为,在反硝化过程中,各种还原酶间对电子的竞争能力不同,其中N 2O 还原酶的竞争电子的能力最弱.因此,当环境中电子供体不足时,各还原酶开始竞争电子,使N 2O 还原酶的活性受到抑制,导致反硝化过程中N 2O 逸出.而当外界电子供体充足时,N 2O 还原酶的活性得到恢复,生成的N 2O 顺利转化成N 2,从而避免N 2O 的逸出.
Greenber g 等人[6]
则提出了相反的观点,认为反硝化过程中N 2O 的逸出主要是由一些特殊的反硝化菌造成的.他们研究发现,有些反硝化菌进行反硝化时其最终产物只有N 2O ,这些菌种缺少将N 2O 进一步还原为N 2的酶,常见的有荧光假单胞菌(Fluo -rescent P seudomonads )等.而有些反硝化菌的还原产物始终是N 2,几乎不产生N 2O.目前国内外已筛选出的仅产生N 2O 的反硝化菌约有十几种,如R oseobacter denitrif icans 等.
N 2O 是反硝化的一种中间产物,造成反硝化过
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程N2O逸出的主要原因是各种还原酶竞争电子能力的不同,在低氧浓度、充足的NO-3以及可生化碳源较低的条件下就会被大量地释放出来.筛选菌种也是控制N2O产生的有效方法.
1.3 硝化细菌反硝化和同时硝化反硝化过程N2O
的逸出
硝化细菌反硝化是硝化的一种途径,只是它仅能够在低氧浓度条件下实现.在硝化细菌反硝化中, NH+4转化为N O-2然后NO-2再转化为N2O和N2.这一系列的反应仅仅在一类被称为自养型NH-3氧化剂的微生物群落作用下完成.其中NH+4转化为NO-2可以看作一种硝化作用,反之NO-2的减少被视为反硝化作用.对于反硝化,NO-2将经由N O转化为N2O,然后进一步转化为N2.在硝化细菌反硝化方面用N etr osomonas euro p aea进行实验,并用15N对NH+4、NO-2或NH2OH进行示踪.实验发现以NH2OH为电子供体,NO-2会在N etrosomonas eu-rop aea的作用下转化为N2O,这一现象在好氧及厌氧的条件下都同样发生.目前硝化细菌反硝化在水处理领域得到了越来越多的关注.所谓的OLAND 工艺就是利用了硝化细菌反硝化,通过控制反应器中O2的浓度,使得硝化仅仅进行到NO-2,由于电子受体的短缺,NO-2将氧化另一摩尔的NH+4.这表明O2是硝化细菌反硝化重要的控制因素.
同时硝化反硝化脱氮,从微环境理论来讲是指在好氧性微环境占主导地位的活性污泥系统中,同时存在少量的微氧、缺氧、厌氧等状态的微环境.硝化发生在好氧层,而在厌氧或缺氧区域发生反硝化.好氧硝化过程产生的NO-2和NO-3就能被反硝化细菌所利用,N2O就产生于厌氧与好氧的交界部位.
2 影响N2O逸出的环境因素
废水脱氮过程中影响N2O产出的因素包括外在因素和内在因素.近年来,针对环境因素国内外已进行了一些研究,人们希望选择和控制最佳的环境条件来达到控制N2O排放的目的.如今对环境因素(如DO、COD/N、pH值、温度等)与N2O逸出间的关系已有了一定的认识,现归纳如下:
2.1 DO对N2O产生的影响
DO(溶解氧)是生物脱氮系统的重要因素之一,它直接影响系统的硝化和反硝化程度.因此,它势必也是影响N2O产生量的重要因素.根据前面述及的水体脱氮途径可以看出,微生物参与的硝化和反硝化过程都可能产生N2O,它是生物脱氮过程中的中间产物.那么不同的菌种、不同的反应器DO是如何影响N2O产生的呢?日本的Yuji Okay asu等人[7]在实验室模拟了高体积负荷NH+4废水的MLC (mix ed liquor cir culating)和SBR(序批式间歇反应器,sequencing batch reactor)系统,来研究DO对N2O产生的影响.对于M LC反应器,在高DO操作条件下N2O的释放量极少,几乎始终低于总脱氮量的1%;在低DO操作条件下N2O的释放量变动相当大,远大于高DO阶段,每天最大产生量占总脱氮量的36%.实验证明在好氧阶段DO水平是影响N2O产生量的一个关键因素,如果DO>1mg/L, N2O的产生量就会被抑制在总脱氮量的5%以下.对于SBR反应器,N2O大多产生在好氧阶段的低DO时期,其整个运行周期的平均释放量达总脱氮量的40%左右.Paek K.Y.等人[8]同样在SBR反应器中追踪研究了N2O的释放特性.研究表明N2O 主要产生在好氧阶段,而在缺氧阶段的产生量可以忽略.特别是,在好氧阶段最初时段有限的DO条件下N2O的产生速率很高,在此条件下NO-2短暂的积累与N2O大量产生,是由于DO不足,硝化作用不完全引起的.此外,在好氧阶段N2O大量产生还认为与硝化细菌的不完全反硝化有关.实验表明高浓度的NH+4加速了N2O在SBR中好氧阶段的产生.Noda Naohiro等人[9]在缺氧-好氧活性污泥系统中SRT(泥龄)和DO对还原酶活性的影响进行了研究,得出了同样的结论,在低SRT条件下硝化反应效率被降低,同时在好氧反应器中N2O的产生速率增加,在低DO条件下N2O的产生将加强.吕锡武[10]等人在研究污水硝化过程中N2O的逸出时也有类似发现,在低溶解氧(DO<0.5mg/L)条件下,N2O的逸出量明显增加.溶解氧为0.2～0.5 m g/L时N2O逸出量达到最大.由此得出结论:硝化阶段低溶解氧易产生N2O.其原因可能是:低DO 下,由于分子氧的缺乏,亚硝化生成的NO-2不能及时进一步氧化成为NO-3造成NO-2的累积,强化了硝化细菌的反硝化过程,导致N2O逸出量增加.因此,提醒那些采用高速率硝化反硝化脱氮方法的废水处理工厂,如不能为硝化阶段提供充足的氧就有可能产生大量的N2O.
大量试验还发现,溶解氧的高低对反硝化过程
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中N2O的逸出也有很大影响.Sculthess等人[11]在实验中发现,当DO为零时,反硝化过程中几乎没有N2O逸出,而当DO达到0.5mg/L时,反硝化生成的气态产物中N2O占1%;DO上升到4mg/L时, N2O占6%.氧对N2O逸出的影响可以从两方面解释:一方面,由于反硝化菌是兼性菌,既可进行有氧呼吸也可进行无氧呼吸.但由于有氧呼吸时产生的能量远高于无氧呼吸,因此当分子氧与N O-3盐同时存在时,反硝化菌会优先利用分子氧,抑制反硝化的进行;另一方面,分子氧的存在会对氧化亚氮还原酶产生抑制,阻碍了N2O向N2的还原.两方面的共同作用导致了反硝化过程在高溶解氧下N2O的大量逸出.
Kimochi Yuzur u等人[12]在实际的生活污水处理厂研究了缺氧阶段对N2O的产生和脱氮的影响.对于间歇曝气操作,大部分的N2O产生在好氧阶段,从间歇曝气过程中释放的N2O量约为0.43～1.89g/人?年.实验发现选择好氧段和缺氧段适宜的结合比例对于改善脱氮效率及控制N2O的产生是非常重要的.
澳大利亚Zeng Raym ond J.等人[13]在实验室规模的SBR反应器中实现SND(同时硝化反硝化),对出气分析得出最后的反硝化产物主要是N2O,而不是N2.最终的实验结果证明脱氮途径是NO-2,而不是NO-3.其运行过程中好氧阶段的DO较低(0.5 mg/L),由此也说明了低DO对N2O产生的影响.
2.2 COD/N对N2O产生的影响
COD(化学需氧量)/N是影响生物脱氮效果的主要因素之一,它直接影响系统反硝化进行的程度.因此,它势必也是影响N2O产生量的重要因素.那么不同的菌种、不同的反应器COD/N高低是如何影响N2O产生的呢?日本Itokaw a Hiroki等人[14]针对间歇曝气的生物脱氮过程中进水COD/N对N2O 产生量的影响进行了研究.在低COD/N条件下利用15N对N2O的产生途径进行追踪.在稳定的操作条件下,当进水COD/N< 3.5时,N2O的产生量占进水总氮的20%～30%.15N跟踪实验表明N2O产生在反硝化的缺氧阶段,且在低的COD/N条件下,较高的N2O释放率主要是由于后序缺氧阶段NO-2的内源反硝化作用.Chung Y.C.等人[15]利用BNP (bio lofical nitrogen potential)实验估计COD/N对生物反硝化过程中N2O产生的影响.结果表明,在C源充足的条件下,N2O的转化速度为总脱氮速度的0.005%;如果在C源不足的条件下,N2O的转化速率增加100倍至0.5%.Kishida Naohiro等人[16]对养猪废水处理系统中COD/N对N2O逸出量的影响研究得出,好氧硝化过程COD/N对N2O逸出量无影响,而反硝化过程N2O逸出量决定于COD/ N;反硝化过程BOD5(生化需氧量)/N为2.6时, N2O的逸出量大约是BOD5/N为4.5时的270倍;结果表明通过调整最佳的泥水分离比或外加C源来稳定COD/N是控制N2O的有效方法.
针对低COD/N导致N2O大量逸出的原因,主要包括菌种和电子供体2种说法.目前认为较为合理的原因应该是由于系统中用于反硝化的电子供体严重缺乏造成.一方面电子供体的缺乏限制了反硝化还原反应的彻底进行;另一方面,电子供体的严重缺乏导致NO-2的大量累积,对反硝化酶产生毒性效应,抑制了氧化亚氮还原酶的活性.两方面共同作用的结果导致N2O的大量逸出.
2.3 污泥龄(SRT)对N2O产生的影响
有关SRT对N2O逸出量影响的研究报道指出,在低SRT条件下硝化作用效率被降低,在好氧反应池N2O产生速率将增加,当系统的SRT为3d 时,转化成N2O的比例高达16%,当将污泥龄延长至10d时,转化成N2O的比例降至2.3%[17].原因是系统采用短泥龄时,由于硝化菌的生长速率比亚硝化菌低得多,硝化菌在系统中得不到充分增长,使整个硝化过程的氮平衡遭到破坏,导致N2O大量逸出.同样在反硝化过程中短SRT(<3d)也会促进N2O的逸出.所以在污水脱氮系统中选择适当的污泥龄也是控制N2O逸出的因素之一.
2.4 pH值对N2O产生的影响
对于pH值对N2O逸出量的影响,T horn[18]等人在瑞典的污水处理厂研究得出pH值的变化直接关系到N2O逸出量的变化,pH值在5～6之间对N2O的产生量最大,pH值在6.8以上则几乎没有N2O的产生.究其原因可能是由于pH值对菌种产生了选择性,即低pH值下有利于以N2O作为反硝化终产物的菌种生长.也可能是pH值的变化直接改变了反硝化菌的正常代谢途径,从而导致了N2O 的累积.而有人却认为这种pH值和N2O的相关性可能是由于低pH值下形成的游离HNO2对氧化亚氮还原酶的抑制作用引起的(HN O2和NO-2在溶液中的平衡与pH值有关).pH值对N2O逸出影响的真正原因还有待进一步研究.
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2.5 NO-3浓度及碱度对N2O产生的影响
韩国Kim E.W.和Bae J.H.等人[19]利用硫填充床反应器对人工合成废水及垃圾渗滤液进行了研究.当进水NO-3浓度达750m g/L时,其反硝化速率均在98%以上.在此条件下,水力停留时间(HRT)为2.34h(负荷率2.2kg/m2?d),完全反硝化对碱度的需求达3.25～3.76g CaCO3/NO-3-N.当进水为1500mg/L的NO-3被完全去除时,其中有25%～40%氮转化为N2O,这意味着不完全反硝化发生.研究表明,产生的N2O量随进水NO-3浓度的减少而减少,当进水浓度达750mg/L时没有N2O产生,同时剩余碱度对抑制N2O的产生是有利的.由此表明:NO-3的浓度和反应器的碱度对抑制N2O的产生有影响.Park Ki Young[20]等人针对间歇曝气的生物废水处理系统研究得出,无论在好氧阶段还是在缺氧阶段,N2O的产生速度都严重受剩余N O-3的影响,在反硝化阶段利用甲醇作为外加碳源来减少NO-3浓度.当甲醇加入时,超过N2O平均释放量的95%在好氧和缺氧阶段都得到抑制. 2.6 温度对N2O产生的影响
温度作为污水生物脱氮过程的重要因素对N2O逸出的影响也同样不可忽视.从动力学角度分析,温度对硝化、反硝化速率影响很大.但试验发现温度对这两个过程中N2O生成的影响却并不尽然. Gejlsbjerg[21]的试验结果表明,温度对硝化过程中N2O生成量的影响显著,这主要是因为亚硝化速率受温度的影响程度大于硝化速率,温度的升高破坏了亚硝化和硝化之间的平衡,造成NO-2的累积,从而增加了N2O的逸出.但对于反硝化而言,温度虽然影响反硝化速率,但并不影响N2O的逸出,这表明所有的反硝化酶和温度之间都有近似的相关性.目前对该因素的研究报道较少,还有待进一步研究.
综上所述,在硝化过程中如果能保证系统有充足的供氧基、足够长的污泥龄及适合的pH,使整个硝化过程得以顺利进行,尽量减少副反应的发生,就可以使该过程中N2O的逸出减至最低.对于反硝化系统而言,无论是从N2O生成的机理分析还是大量的试验研究都表明,如果系统运行条件适宜,反硝化过程能顺利而彻底地进行,就有可能完全避免N2O 的逸出.但寻找具体实现途径还需要进行大量的研究工作.3 结论
随着生物脱氮工艺的普及,控制污水处理中N2O的逸出显得更为重要.但由于生物硝化反硝化中N2O的逸出是一个非常复杂的过程,既涉及到己知和未知的中间产物,又涉及到各种酶的参与.到目前为止,对生物脱氮过程中N2O逸出机理的研究还有待完善,而环境因素的影响也还需系统性的研究.因此,今后还需进一步明确N2O的生成机理,掌握环境因素对其逸出的影响规律,据此优化实际运行中的污水生物脱氮工艺,以达到有效控制N2O逸出的目的.
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LIU Jun-nu b, WANG Ping, KE Guo-hua, DONG Li-m ing
(College o f Chemical and E nvironmental E ngineering,Beij ing Technology and
Business University,Beij ing100037,China)
Abstract:N2O is an important g reen house gas in the atmosphere.Research sug gests that biolo g-ical nitr ification and denitr ification of w astewater is one o f the important sources of N2O.T he mechanics and the affecting rules of outer factors o f N2O emission are discussed her e.So the actu-al technic o f the biolo gical denitrification of w astewater is o ptimized in order to co ntrol N2O emis-sion effectively.
Key words:N2O;control emission;denitrification mechanism;green house g as;nitrification and denitrificatio n
(责任编辑:邓清燕)19
第23卷第6期刘俊女等:废水脱氮过程中N2O的控逸理论及研究进展
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷？ 氮、磷的主要危害：一是受纳水体富营养化；二是影响水源水质，增加给水处理成本；三是对人和生物有一定的毒害。 生物脱氮分为三步： 1、氨化作用，即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中，氨化作用进行得很快，无需采取特殊的措施。 2、硝化作用，即在供氧充足的条件下，水中的氨氮首先在亚硝酸钠的作用下被氧化成亚硝酸盐，然再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。 3、反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。 生物除磷原理 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 可分为三个阶段，,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。 首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并 大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。 脱氮除磷工艺 1、传统A2/O 法即厌氧→缺氧→好氧活性污泥法。污水在流经三个不同功能分区的过程中,在不同微生物菌群作用下,使污水中的有机物、氮和磷得到去除。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种,为除磷创造了条件,然后污水进入缺氧池,反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中, 达到脱氮的目的。 2、氧化沟工艺是一种污水处理工艺形式，因其构造简单、易于维护管理，很快得到广泛应用。主要有Passveer单沟型、Orbal同心圆型、Carrousel循环折流型、D型双沟式和Ｔ型三沟式等。传统Passveer单沟型和Carrousel型氧化沟不具备脱氮除磷功能，但是在Carrousel氧化沟前增设厌氧池，在沟体内通过曝气装置的合理设置形成缺氧区和好氧区，形成改良型氧化沟，便具备生物脱氮除磷功能。 3、SBR 法是间歇式活性污泥法，降解有机物，属循环式活性污泥法范围，主要是好氧活性污泥，回流到反应池前部的污泥吸附区，回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物达到脱氮除磷的效果。 随着对脱氮除磷机理的深入探究，新工艺的不断出现及其可行性, 为水处理工艺提供了新的理论和思路。但社会的可持续发展给污水脱氮除磷处理提出了越来越高的要求，污水处理已不仅限于满足排放标准,更要考虑污水的资源化和能源化的问题,必须朝着最小的COD 氧化、最低的氮磷排放量、最少的剩余污泥排放等可持续污水处理工艺的方向发展。而生物学及其技术的发展,能使生物脱氮除磷工艺得到更大的发展。
污水生物脱氮工艺研究 短程硝化是将传统的硝化反应控制在亚硝化阶段,与传统工艺相比,短程硝化反硝化需氧量减少25% ,碳源需求减少40% ,具有节省曝气能耗、缩短反应时间、减少污泥生成量、减少反应器有效容积和节约基建费用等优点 ,因此如何实现与维持稳定的短程硝化成为目前污水生物脱氮领域的研究热点。 硝化菌是一种自养菌,生长缓慢,对环境因子变化十分敏感,采用微生物固定化技术可解决硝化菌流失问题,提高系统中硝化菌浓度,已得到广泛的研究和应用。但是大部分实验还都停留在传统的以包埋材料为载体的“滴下造粒法”和“成型切断法”阶断,由于载体材料自身(微球和包埋块)的限制,活性填料在机械强度、传质、稳定性和处理效率等方面都存在一定的问题,更为主要的缺陷是这些填料不具有较好的水力学特征,无法充分发挥填料的硝化活性。因此,开发出稳定性好、处理效率高、传质效果好的固定化生物活性填料对氨氮废水的处理具有十分重要意义。 本研究从污水处理厂获取的剩余污泥经筛选富集培养得到的硝化菌群(混合菌)为菌源,采用包埋法制备的固定化填料为载体,重点研究了溶解氧(dissolved oxygen,DO) 对活性填料发生短程硝化的影响,利用高游离氨(free ammonia,FA)对亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria,NOB)产生抑制作用使氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria,AOB)成为优势菌群(混合菌),实现了在高氨氮负荷下序批次反应器(SBR)短程硝化的快速启动及稳定运行,填料中的实验还考察该新型活性填料的抗冲击负荷能力。 1 材料与方法 1. 1实验用水 实验用水采用人工模拟配水,按氨氮浓度为100 mg·L - 1 时各基质组分质量浓度为:NH4 Cl 382. 81mg·L - 1 ,NaHCO3 1 272. 02 mg·L - 1 ,KH2 PO4 112 mg·L - 1 ,CaCl2 ·2H2 O 111 mg·L - 1 ,MgSO4 15 mg·L - 1 ,FeSO4 ·7H2 O 11. 1 mg·L - 1 ,NaCl 500 mg·L - 1 ,进水投加的微量元素:H3 BO3 14 mg·L - 1 ,MnCl2 ·4H2 O 990 mg·L - 1 ,CuSO4 ·5H2 O 250 mg·L - 1 ,CoCl2 ·6H2 O 240 mg·L - 1 ,ZnSO4 ·7H2 O 430 mg·L - 1 ,NiCl2 ·6H2 O 190 mg·L - 1 ,NaMoO4 ·2H2 O 220 mg·L - 1 (每1 L 进水投加1 mL 微量元素溶液,以满足微生物生长需求),进水氨氮浓度发生变动时,其他组分按比例增减。 1. 2 分析项目及测试方法 NH 4+ -N:纳氏试剂分光光度法;NO2- -N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3- -N:紫外分光光度法;pH值:PHS-2C 实验室pH 计;DO:德国WTW inoLab Oxi 7310 实验室台式溶氧仪; 1. 3 菌种的来源及活性填料的制备 本实验包埋所用菌源来自于北京市某污水处理厂二沉池剩余污泥,经筛选富集培养后的硝化菌群。具体做法如下:首先将剩余污泥过度曝气,利用气体扰动作用和异氧菌的内源呼吸代谢使污泥絮体解体;然后将解体污泥用纱布进行过滤去除无机颗粒杂质,保留滤液;最后对
污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究，结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此，城市污水处理厂一般不推荐采用。从七十年代以来，国外开始研究并逐步采用活性污泥法生物脱氮除磷。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术，在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前，常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制，首先，污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见，生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件： 硝化阶段：足够的的溶解氧，DO值在2mg/L以上，合适的温度，最好在20℃，不能低于10℃，，足够长的污泥泥龄，合适的PH条件。 反硝化阶段：硝酸盐的存在，缺氧条件DO值在0.2mg/L左右，充足碳源（能源），合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物（氨化作用）（硝化作用）（反硝化作用）
?生物除磷原理 磷常以磷酸盐（H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中，生物除 磷就是利用聚磷菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态从外部摄取磷，并将其以聚合形态储藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的，因此，剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果。有报道称，当泥龄为30d时，除磷率为40%，泥龄为17d时，除磷率为50%，而当泥龄降至5d时，除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实，再说横无除磷工艺中，经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥，在好氧状态下有很强的吸磷能力，也就是说，磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提，但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷，磷的厌氧释放可以分为两部分：有效释放和无效释放，有效释放是指磷被释放的同时，有机物被吸收到细胞内，并在细胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存，内源损耗，PH变化，毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中，含聚磷菌的会留污泥与污水混合后，在初始阶段出现磷的有效释放，随着时间的延长，污水中的易降解有机物被耗完以后，虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止，但微生物为了维持基础生命活动，仍将不断分解聚磷，并把分解产物（磷）释放出来，虽然此时释磷总量不断提高，但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说，污水污泥混合液经过2小时厌氧后，磷的释放已经甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP，厌氧时间加长，无效释放逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好，同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击，否则除磷能
污水生物脱氮技术研究现状 摘要：概述了传统生物脱氮技术原理及传统的生物脱氮技术，分析了传统生物脱氮工艺的不足，并介绍了同时硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化等几种生物脱氮新技术的机理、特点和研究现状。最后对生物脱氮技术的今后的发展趋势进行了展望及建议，指出高效、低能耗的可持续脱氮工艺是污水处理的发展方向。 关键词：生物处理；生物脱氮；短程硝化反硝化；同步硝化反硝化；厌氧氨氧化Research Status of Biological Removal of Nitrogen from Wastewater Abstract：Summarizes the conventional biodenitrification technology principle and conventional biological removal of nitrogen technology, analyzes the deficiencies of conventional biological removal of nitrogen, and introduces nitration denitrification, shortcut nitrification and denitrification anaerobic ammonium oxidation ,and the features, the mechanism and the current research status of the several biological new technologies,. Finally have a outlook and Suggestions of the new technologies , points out that high efficiency, low energy consumption is the development direction of removal of nitrogen in sewage treatment. Keywords：biological disposal；nitrogen removal；shortcut nitrification；Simultaneous nitrification and denitrifieation；anaerobic ammonium
水处理中脱氮原理及工艺 张路 摘要：水资源短缺和水污染严重已经成为严重制约我国社会经济持续发展、危害环境生态、影响人民生活和身体健康的突出问题，迫切需要加以解决。本文论述了我国水处理的概况以及脱氮的原理及传统脱氮工艺和新的脱氮工艺。 关键字：水处理；脱氮工艺 1 氮污染概况 我国水资源总量较为丰富，总量28124亿m3，位居世界第六，然而人均占有水资源量仅2340 m3，约为世界人均占有量的1/4。并且我国水资源主要来源于降水，受大气环流、海陆位置、地形及地势等因素影响严重，在地域及时间上分布都极不均匀。尤其近年来水资源短缺危机日益严重，如何合理配置现有水资源、在最大程度上避免水资源的浪费成为亟待解决的重大问题。与此同时，全国年排污水量为350亿m3，城市污水集中处理率仅为百分之七，百分之八十的污水未经有效处理就排入江河湖海，使我国的水污染状况和水质富营养化十分严重，并进一步加剧了水资源的短缺。可以说水资源短缺和水污染严重已经成为严重制约我国社会经济持续发展、危害环境生态、影响人民生活和身体健康的突出问题，迫切需要加以解决。 我国缺水的东北、华北和沿海地区，每年可回收污水量约五十多亿立方米，通过污水回用可以在相当程度上缓解全国的水资源紧缺状况，成为江，河，湖，地下水之外的新水源，从而促进工农业产值的大幅度提高。 污水的再生利用往往离不开脱氮除磷技术，这是因为传统的污水二级生物处理技术氮磷去除能力低，氮磷含量较高的再生污水回用于城市水体、工业冷却水、工业生产用水或者市政杂用水时将造成危害。因此，当利用城市污水处理厂作为第二水源开发时，在污水再生利用过程中，对于某些回用对象，必须对氮和磷的含量加以控制。
污水处理A/O工艺脱氮除磷 一般的活性污泥法以去除污水中可降解有机物和悬浮物为主要目的，对污水中氮、磷的去除有限。随着对水体环境质量要求的提高，对污水处理厂出水的氮、磷有控制也越来越严格，因此有必要采取脱氮除磷的措施。一般来说，对污水中氮、磷的处理有物化法和生物法，而生物法脱氮除磷具有高效低成本的优势，目前出现了许多采用生物脱氮除磷的新工艺。 一、生物脱氮除磷工艺的选择 按生物脱氮除磷的要求不同，生物脱氮除磷分为以下五个层次： (1)去除有机氮和氨氮； (2)去除总氮； (3)去除磷； (4)去除氨氮和磷； (5)去除总氮和磷。 对于不同的脱氮除磷要求，需要不同的处理工艺来完成，下表列出了生物脱氮除磷5个层次对工艺的选择。 生物脱氮除磷5个层次对工艺的选择 对于不同的TN出水水质要求，需要选择不同的脱氮工艺，不同的TN出水水质要求与脱氮工艺的选择见下表。 不同TN出水水质要求对脱氮工艺的选择 生物除磷工艺所需B0D5或COD与TP之间有一定的比例要求，生物除磷工艺所需BOD5或COD与T比例P的要求见下表。 生物除磷工艺所需BOD5或COD与TP的比例要求 二、A/O工艺生物脱氮工艺 （一）工艺流程 A/0工艺以除氮为主时，基本工艺流程如下图1。 图1 缺氧/好氧工艺流程 A/O工艺有分建式和合建式工艺两种，分别见图2、图3。分建式即硝化、反硝化与BOD 的去除分别在两座不同的反应器内进行；合建式则在同一座反应器内进行。 合建式反应器节省了基建和运行费用以及容易满足处理工程对碳源和碱度等条件的 要求，但受以下闲素影响：溶解氧 ~L)、污泥负荷[0. 1~ 0. 15kgBOD5/ (kgMLVSS?d)]、C/N 比(6 -7)、pH值( 7. 5~ ,而不易控制。 对于pH值，分建式A/O工艺中，硝化液一部分回流至反硝化池，池内的反硝化脱氮菌以原污水中的有机物作碳源，以硝化液中NOx-N中的氧作为电子受体，将NOz-N还原成N2 ,不需外加碳源。反硝化池还原1gNOx -N 产生碱度，可补偿硝化池中氧化1gNH3-N 所需碱度(7. 14g)的一半，所以对含N浓度不高的废水，不必另行投碱调pH 值，反硝化池残留的有机物可在好氧硝化池中进一步去除。 一般来说分建式反应器(A/O工艺）硝化、反硝化的影响因素控制范围可以相应增大，更为有效地发挥和提高活性污泥中某些微生物（如硝化菌、反硝化菌等）所特有的处理能力，从而达到脱、处理难降解有机物的目的，减少了生化池的容积，提高了生化处理效率，同时也节省了环保投资及运行费用；而合建式A/O工艺便于对现有推流式曝气池进行改造。 图2 分建式缺氧一好氧活性污泥脱氮系统
污水处理中的脱氮除磷工艺 摘要：在陈述城市污水生物脱氮除磷机理的基础下，简单分析生物脱氮除磷的处理工艺。 关键词：脱氮除磷；机理；工艺 1 前言 城市污水中的氮、磷主要来自生活污水和部分工业废水。氮、磷的主要危害:一是使受纳水体富营养化;二是影响水源水质, 增加给水处理成本;三是对人和生物产生毒害。上述 危害严重制约了城市水环境正常功能的发挥, 并使城市缺水状况加剧，而且随着人民生 活水体的提高和环境的恶化，对水质的要求也越来越高。为了达到较好的脱氮除磷效果，环境工作者对一些传统工艺进行了改进或设计出新工艺，本文简单介绍一些脱氮除磷工艺。 2 生物脱氮原理【1】 一般来说, 生物脱氮过程可分为三步: 第一步是氨化作用, 即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中, 氨化作用进行得很快, 无需采取特殊的措施。第二步是硝化作用, 即在供氧充足的条件下, 水中的氨氮首先在亚硝酸菌的作用下被氧化成亚硝酸盐, 然后再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。第三步是反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。反应方程式如下: ( 1) 硝化反应: 硝化反应总反应式为: ( 2) 反硝化反应:
另外, 由荷兰Delft 大学Kluyver 生物技术实验室试验确认了一种新途径, 称为厌氧氨( 氮) 氧化。即在厌氧条件下,以亚硝酸盐作为电子受体,由自养菌直接将氨转化为氮, 因而不必额外投加有机底物。反应式为:NH4+NO2→N2+2H2O 3 生物除磷原理【1】 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 生物除磷过程可分为3 个阶段,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。反应方程式如下: ( 1) 聚磷菌摄取磷: ADP+H3PO4+能量→ATP+H2O ( 2) 聚磷菌的放磷: ATP+H2O→ADP+H3PO4+能量 4.脱氮除磷工艺 4.1 AB法【2】 AB法污水处理工艺是一种新型两段生物处理工艺，是吸附生物降解法的简称。该工艺将高负荷法和两段活性污泥法充分结合起来，不设初沉池，A、B两段严格分开，形成各自的特征菌群，这样既充分利用了上述两种工艺的优点，同时也克服了两者的缺点。所以
晶澳公司光伏废水脱氮改造工程技术研究本文针对晶澳公司废水处理总氮超标的问题,分析了该生产废水特点、现有污水处理设施存在的问题,提出了采用的提标改造污水处理方案;结合厂区生产实际,计算设计了各工艺池体参数、运行控制参数并调试监控;最后从技术和经济两方面分析了该改造工程的可行性和先进性。通过研究,获得如下结论:(1)晶澳公司废水主要为硅片电池生产工艺废水、废气处理喷淋废水和员工生活污水,经现有系统处理后,出水氟离子浓度及SS浓度均能达标排放,但出水总氮浓度仍高达450mg/L,难以满足《电池工业污染物排放标准》(GB30484-2013)的总氮排放指标。该厂区生产废水中污染物的有机物种类复杂,总氮含量较高,COD含量较低,营养比失调,氟化物含量较大,对水中微生物有一定生理毒害作用,影响生化处理效果,水质水量波动较大,存在冲击负荷;(2)原有废水处理工艺为“两级除氟工艺+SBR生化池”,由于此工艺缺少反硝化的环境,脱氮能力较差,TN无法达标,提标改造后采用“两级预缺氧+A/O”处理工艺,A/O生物处理采用缺氧+好氧处理工艺。 由于废水中COD指标低,总氮浓度较高,反硝化动力不足,需投加碳源。预计一级A/O去除率为80%,二级A/O去除率为65%,预测改造后水处理系统出水TN 为31.5mg/L,小于排放标准要求40mg/L,脱氮效率能到达到93%左右,污水可达标排放;(3)通过一个月的调试,整个系统出水已达到相应的排放标准。生化系统的二级A/O系统目前也比较稳定,一段去除率基本在70%～80%之间,二段出水已达到排放标准,出水COD现在稳定在120mg/L左右,总氮在30mg/L,氨氮25mg/L,说明硝态氮的去除率比较明显,整个反硝化反应的停留时间还是足够的,可以适当降低葡萄糖的加药量以控制成本。 A/O工艺各段的指标要严格控制,PH:6.5～8.5,O段DO控制在2～4mg/L,A
废水脱氮除磷技术研究进展 发表时间：2019-11-15T15:52:45.343Z 来源：《防护工程》2019年14期作者：崔树春1 张磊2 王明2 傅高健2 [导读] 吹脱、汽提法对于脱除水中溶解气体和某些挥发性物质有较好的效果。 1，国网淮安供电公司江苏淮安 223002；2，江苏方天电力技术有限公司江苏南京 211102 摘要：氮磷作为湖泊富营养化的重要元素，一直受到人们的关注。本文综述了处理氮磷废水的主要技术及相关应用，并对未来的发展提出展望。 关键词：氮；磷；废水 1废水脱氮技术 1.1吹脱法 吹脱、汽提法对于脱除水中溶解气体和某些挥发性物质有较好的效果。吹脱法去氮是利用NH4+与NH3的动态平衡，将废水中的离子态铵，通过pH值的调节转化为分子态氨，向装置吹脱载气，游离的分子态氨利用气液接触带离水中。按载气方式的不同可分为空气和蒸汽吹脱[1]。低浓度废水在室温下用空气吹脱，而高浓度废水则常用蒸汽进行吹脱。吹脱是一个传质过程，即在高pH时，使废水与空气密切接触从而降低废水中氨浓度的过程，推动力来自空气中氨的分压与废水中氨浓度相当的平衡分压之间的差值。按载气方式的不同可分为空气和蒸汽吹脱。 与直接脱氮相比，加入脱氮剂的脱氮效果要更好一些。发现吹脱工艺对水量较少的高浓度氨氮废水的脱氮有较好的作用。对于浓度在8000~10000mg/L的NH3-N废水采用吹脱工艺处理时，采用水温45~55℃；气水比为3000~4500∶1；HRT为2~3h；pH在10.5~11.5之间，脱氮剂采用椰油酸系列的复合制剂，吹脱时间不小于2h时,氨氮的去除率最高。 以平均氨氮浓度550mg/L以上的猪场废水为研究对象，利用高效复合脱氮剂物化法处理高浓度氨氮废水。试验证明与直接脱氮相比，投加高效复合脱氮剂能够降低反应时间，提高氨氮去除率，最高可提高7.6%。但脱氮剂投加量变化对氨氮去除率影响较低。 除了采用脱氮剂的方法，还可采用联合工艺去氮。利用蒸氨-吹脱法联合处理工艺处理高浓度脂肪胺污水。污水的氨氮浓度最高达21985mg/L，COD8925mg/L，设计污水处理量200t/d。针对脂肪胺污水中有油类的存在，所以先利用混凝剂和液碱调整pH，使有机胺破乳分离，铵盐亦转化为游离氨。再依次进入蒸氨和吹脱。结果表明，利用蒸氨-吹脱法处理法后出水氨氮可降低至600mg/L以下，经过进一步处理可达国家一级排放标准。但蒸氨-吹脱法工艺成本较高，不适于水量大，氨氮含量低的水量。而且运行中要注意对蒸氨系统进行清洗维护。 1.2折点氯化法 折点氯化法是在低浓度氨氮废水中加入次氯酸钠或氯气，依靠次氯酸钠和氯气的强氧化性，将废水中的氨氮氧化为N2的脱氮方法。 理论上，将氯气通入废水中达到某一点，在该点时水中游离氯含量较低而氨氮的浓度降为零，当氯气通入量超过该点时，水中的游离氯增多，即自由余氯。因此，将氨氮全转化为氮气时氯气通入量点称为折点，该状态下的氯化称为折点氯化。 利用折点加氯法率处理时所需的实际氯气量取决于温度、pH值及氨氮浓度。理论需氯量取决于氨氮的浓度，两者质量比为7.6:1，实际应用中为了保证完全反应，一般氧化lmg氨氮需加9~10mg的氯气。pH值在6~7时为最佳反应区间，接触时间为0.5~2h。虽然氯化法反应迅速，所需设备投资少，但液氯的安全使用和贮存要求较严，处理成本也较高。若用次氯酸或二氧化氯发生装置代替使用液氯，可以缓解安全问题，但成本又有增加。副产物氯胺和氯代有机物会造成二次污染，增加出水对生物致癌、致畸的潜在危险性。折点氯化法处理后的出水在排放前一般需用活性炭或O2进行反氯化，以去除水中残余的氯。因此氯化法一般用于给水处理，对于大水量高浓度氨氮废水的处理常用于深度处理中。 用折点氯化法处理高氨氮含钴废水进行了试验及工程实践，利用吹脱法先去除废水中70%的氨氮，再利用折点加氯法，出水氨氮低至15mg·L-1以下。城市污水试验表明，折点氯化法脱氨可以使出水氨氮质量浓度<0.1mg·L-1。 采用折点氯化处理稀土冶炼废水发现pH为7，反应时间控制在10～15min时，废水中NH4+-N去除率达98%。同时与中和后的草酸沉淀母液处理发现Cl/NH4+为8:1效果最好。反应对pH、Cl/NH4+投入比的要求较为精确，在实际工程中需要准确操作。反应后余氯含量高于废水排放标准，去除率达98%以上，在折点氯化反应后投加适量Na2SO3还原余氯，可使余氯得到有效去除，且费用较低。 1.3离子交换法 离子交换是指在固体颗粒和液体的界面上发生的离子交换过程。常规的离子交换树脂不具备对氨离子的选择性，故不能用作从废水中去除氨氮，目前常用沸石作为去除氨氮的离子交换体。 沸石是一类多空含水的架状铝硅酸盐矿物，它的骨架结构由硅(铝)氧四面体通过氧桥相互连接构成，由于硅连接方式的不同，形成了很多孔穴和孔道。孔穴和孔道会被具有移动性的阳离子和水填充，可进行阳离子交换，加热可使水从沸石中脱出，而沸石结构不会破坏。氨有很强的极性，且分子小于沸石孔径，斜发沸石对氨氮有较高的选择性，其交换能力远大于活性炭和离子交换树脂。通过物理、化学方法处理可提高沸石的孔隙率和阳离子交换能力，对氨氮的处理容量和选择性进一步增强。 近年来，国内外大量研究了斜发沸石和丝光沸石在微污染饮用水源处理中的应用。沸石是一种廉价的无机非金属矿，在净水方面有有取代昂贵的活性炭目的趋势，利用它去除水中的氨氮效率高，工艺简单，易再生，处理成本低，可为水中氨氮的去除提供一条高效、经济的新途径。 1.4生物脱氮法 生物脱氮是在硝化细菌和反硝化细菌的联合作用下将废水中的含氮污染物转化为氮气的过程。生物脱氮主要是经过以下步骤进行的： 1.4.1氨化反应 氨化反应是指有机氮在微生物细胞外经一系列复杂反应转化为氨氮的反应过程。有机氮中氮的价态一般为负三价，与氨氮中氮的价态一致，反应能量来自于自身的氧化还原反应，所以氨化反应比较容易进行。氨化反应时维持地球氮平衡的重要反应之一，避免了有机氮的
污水生物脱氮技术原理、影响因素和3大关键菌种 本篇主要讲解污水生物脱氮原理，包括污水脱氮方法简介、生物脱氮技术原理、污水生物脱氮影响因素、生物脱氮作用中的三类关键菌种。 01、污水脱氮方法简介 目前含氮污水脱氮，常用的方法有生物法、物理法、化学法、电化学法等四种方法，其中物理法大多采用加碱吹脱，化学法最常用的是折点加氯法，电化学法通过外加直流电，在阳极产生强氧化剂，在阴极产生强还原环境和碱性环境，相互作用脱氮。不过物理法和化学法、电化学法都不是咱们注册考试考察重点内容，《排水工程》考察重点脱氮方法为生物脱氮方法。 02、生物脱氮技术原理 说到生物脱氮，就离不开缺氧的概念，一定要注意缺氧和厌氧的区别，其中缺氧是没有分子氧但是有硝酸根、亚硝酸根，而厌氧则是既没有分子氧也没有氮的氧化物，要求要比缺氧更加严格。 水体中的总氮=硝酸盐氮+亚硝酸盐氮+有机氮+氨氮，其中有机氮+氨氮=凯氏氮，硝酸盐氮+亚硝酸盐氮=硝态氮，所以总氮=凯氏氮+硝态氮。这是一个知识常考点，需要大家弄清楚这几个氮的相互包含关系。 生物脱氮的原理，大致可以分为以下4步骤描述： 1.有机氮在氨化细菌的作用下，发生氨化作用生成氨氮，注意氨化作用在厌氧环境、好氧环境均能进行，且氨化作用能够产生碱度。 2.水中氨氮再亚硝酸菌的亚硝化作用下，生成亚硝酸根，亚硝化过程消耗碱度，且在好氧条件下进行。 3.亚硝酸菌在硝酸菌的作用下，发生硝化作用，继续生成硝酸根，这个过程也是在好氧条件下进行的，这个过程也消耗碱度，但是消耗量要比亚硝化过程少。 4.生成的硝酸根在缺氧条件下，由反硝化细菌发生反硝化作用，生成氮气排入大气，这个过程能够大大增加碱度，可以适当弥补前面阶段消耗的碱度。 对于最常规的生物脱氮，就是以上4步骤，但是目前研究最多的还有短程反硝化脱氮，也就是进行到第2步，生成亚硝酸根时，就在缺氧条件下由反硝化细菌把亚硝酸根转变为氮气排除进入大气中，省略了第3步骤，从而提高了脱氮
污水处理中的AO脱氮工艺 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。
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%，故反硝化反应是为经济的节能型降解过程。 4.容积负荷高
污水生物脱氮除磷技术污水生物脱氮的基本原理是：在好氧条件下通过硝化反应先将氨氮氧化为硝酸盐，再通过缺氧条件下的反硝化反应将硝酸盐异化还原成气态氮从水中去除。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区和好氧区分开，形成分级硝化反硝化工艺，以便硝化与反硝化能够独立进行。 随着近代生物学的发展以及人们对生物技术的掌握，污水脱氮除磷技术由以单纯的工艺改革向着以生物学特性研究、促进工艺改革的方向发展，以达到高效低耗。主要表现在以下几个方面： 1)系统中硝化菌与聚磷菌间的矛盾主要在于泥龄。由于快速生物降解COD理论的发展，人们逐渐认识到反硝化菌与聚磷菌间的矛盾主要是由基质竞争引起的，所以有研究者将工作的重点转移到对碳源需求的研究上：一是通过改进工艺将除磷和脱氮在空间和时间上分开，分别设置厌氧、缺氧、好氧环境来满足脱氮和除磷要求;一是寻找快速可替代有机碳源，使反硝化速率加快，脱氮效率提高。目前已有研究者在研究如何采用生物技术将城市污水的初沉污泥这种潜在的碳源高速、高效地转化为快速有机碳源，达到提高污水除磷脱氮效果和废物利用的双重目的。 2)短程污水生物脱氮法由于具有节能、节约外加碳源、缩短水力停留时间和减少剩余污泥排放量等优点受到关注。利用微生物动力学特性的固有差异而实现亚硝酸菌和硝酸菌的动态竞争与选择，尤其是通过降低溶解氧实现短程硝化的控制是对传统生物脱氮处理的深化，
但对活性污泥的沉降性能和污泥膨胀、低溶解氧下同步硝化与反硝化等问题，有待于进一步研究与完善。 3)在一般系统中，提高除磷效率往往伴随着脱氮率的下降，因此有研究者设想如果将反硝化与除磷这两个需碳源的过程合二为一，即在缺氧环境下利用亚硝酸盐作为电子受体，同时进行反硝化和超量聚磷，这样可大大减少碳源需求量。已有研究者观察到这种现象，并认为存在反硝化聚磷菌(DNPAO)可同时进行反硝化作用和超量聚磷，但在不同环境条件下，DNPAO的诱导增殖与代谢途径的变化规律等仍有待研究。 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、磷脱除技术开发已成为世界各国主要的奋斗目标。我国对污水脱氮除磷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。目前在污水脱氮除磷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污水脱氮除磷技术发展的主要方向，主要体现在： (1)开展对生物脱氮除磷更深入的基础研究和应用开发，优化生物脱氮除磷组合工艺，开发高效、经济的小型化、商品化脱氮除磷组合工艺。 (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磷回收和处理水回用等方向发展。
污水脱氮技术浅析 刘钰畴 (南昌有色冶金设计研究院南昌 330002) [内容摘要]介绍了各种污水脱氮方法及其基本原理，着重介绍生物法脱氮技术。对污水脱氮的发展趋势做了简要说明。 [关键词]富营养化硝化反硝化生物法脱氮 随着人类活动的不断增加，环境资源的不断改变，水体氮污染日趋严重，据统计，我国主要湖泊处于因氮、磷污染而导致富营养化的占统计湖泊的56%之多，过多的氮化合物进入天然水体将恶化水体质量，影响渔业发展和危害人体健康，氮污染的主要危害为： (1)使水体正常的溶解氧平衡遭受干扰，并进一步促使水质恶化； (2)影响水源水质，增加水处理负担； (3)加速水体的富营养化过程； (4)含氮化合物对人和生物有毒害作用； (5)使水体感官性状恶化，从而降低水体美学价值。 氮以有机氮和无机氮两种形态存在于水体中，有机氮有蛋白质、多肽、氨基酸和尿素等，它们经微生物分解后转为无机氮，水中无机氮指氨氮、亚硝态氮和硝态氮。各种形态氮的相对含量，根据污水的性质而有所不同。 近半个世纪以来，人们对转化和去除污水中的氮进行了大量的工作，尝试并运用了各种可行的方法，主要方法有：物理法、化学法、离子交换法、人工湿地法、生物法及它们之间的组合。下面就这些方法作一些简单介绍。 1 物理法 （1）吹脱法：污水中的氨氮是以氨离子(NH 4+)和游离氨(NH 3 )两种形式保持平衡状态而存在： NH 3+H 2 O==NH 4 ++OH— 将pH值保持在11.5左右(投加一定量的碱)，让污水流过吹脱塔，使NH 3 逸出，以达脱氮目的。 首先投加石灰调pH值至11.5以促使NH 4+—N向NH 3 —N转化，然后在除氮塔内，空气自 下向上吹入塔内，水自上而下喷淋，析出的NH 3 进入空气中，其去除率可达85%，水得以净化 后再回流至格栅前，而除氮塔出来的空气再进入硫酸淋洗塔生成(NH 4) 2 SO 4 ，可作肥料或工业 原料，该法虽然操作简便易控，除氨效果稳定，但存在下列问题：pH值过高易生成水垢；游离氨逸散造成二次污染等。 （2）电渗析法和反渗透法：这两种方法脱氮效果都好，但对水质要求高，处理成本高，一般极少使用。
城市污水城市污水厌氧氨氧化厌氧氨氧化厌氧氨氧化生物脱氮研究进展生物脱氮研究进展 唐崇俭，郑 平 (浙江大学 环境工程系，浙江 杭州 310029) 摘 要：厌氧氨氧化菌可在厌氧条件下以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气，是目前废水生物脱氮的研究热 点之一。小试的研究表明，该工艺的容积负荷可高达125kg N/(m 3 ·d)。城市污水处理厂污泥厌氧消化液以及城市 生活垃圾填埋场渗滤液都含有高氨氮浓度以及低有机物浓度，十分适合采用厌氧氨氧化工艺进行处理。目前，生 产性厌氧氨氧化工艺已在荷兰、丹麦和日本等国成功应用于这两类废水的脱氮处理，最大容积氮去除速率高达 9.5kg N/(m 3·d)，显示了该工艺诱人的工程应用前景。本文分析了世界上第一个生产性厌氧氨氧化工艺处理城市 污水厂污泥厌氧消化液的运行情况，论述了厌氧氨氧化工艺在城市污水处理中面临的问题。结合课题组内的研究 结果，提出了一种新型的菌种流加式厌氧氨氧化工艺，并探讨了其在城市污水处理中的作用。 关键关键词词：厌氧氨氧化；城市污水；生物脱氮；工程应用 Application of Anammox Process in Municipal Wastewater Treatment Tang Chongjian, Zheng Ping （Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China ） Abstract : Under anoxic condition, anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) bacteria can oxidize ammonium to nitrogen gas using nitrite as electron acceptor. It becomes a topic issue on biological nitrogen removal from ammonium-rich wastewater due to some promising advantages such as low operational cost and super high volumetric loading rate. As reported, the nitrogen loading rate reached up to 125 kg N/(m 3·d). Characterized by high ammonium concentration and relatively low biodegradable organic content, the sludge digester liquor from the municipal wastewater treatment plant and the landfill leachate are demonstrated to be very suitable for application of Anammox process to realize high-rate nitrogen removal. The full-scale application of Anammox process has already been applied for nitrogen removal from sludge digester liquor and landfill leachate in The Netherlands, Japan and Denmark with the maximum nitrogen removal rate as high as 9.5 kg N/(m 3·d). Thus, the operation of the first full-scale Anammox reactor treating municipal sludge digester liquor was introduced, and the problems during the application of Anammox process in municipal wastewater treatment were discussed. An innovative Anammox process with sequential biocatalyst addition (SBA-Anammox process) was proposed to overcome the drawbacks and accelerate the application of Anammox process in municipal wastewater nitrogen removal.
生活污水脱氮新技术分析 无锡市智慧环保技术监测研究院有限公司 摘要：近些年，城市化进程的快速发展，生活污水处理已经成为社会重点关注的话题。为了能够有效处理生活污水，本文深入研究分析了ANAMMOX工艺，其处理高氮废水和城市污水有着良好效果。 关键词：生活污水；脱氮技术；ANAMMOX工艺 社会经济的快速发展，居民生活质量水平的不断提升，在一定程度上加大了生活污水中脱氮处理难度，并且处理费用十分昂贵。而在科学技术不断发展与进步下，厌氧氨氧化菌的生产制作为生活污水脱氮处理奠定了技术基础。近些年来，许多研究学者通过不断探索，制作了供污水脱氮技术的相关反应器，可是对于厌氧氨氧化的研究仅仅是处理高氨废水，比如说垃圾渗滤液和污泥消化液等方面。对此，生活污水处理应该加强厌氧氨氧化技术的利用，其并不需要中和剂，也不需要外加碳源，耗氧量相对较低。 一、试验材料 试验设备的材质是有机玻璃，向下流的生物膜滤池，一般情况下规格高度是2米，内径为7厘米。同时填料的粒径是2.0毫米至5毫米的页岩颗粒，需要布置的调料高度是1.6
米，原水是城市的生活污水中的二沉池储水，该水质标准如下：COD是24至45mg/L，TOC是9-12mg/L，为15-40mg/L，ph是7.40至7.85，水的温度在25至58摄氏度。选择硝化菌当作厌氧氨氧化菌的相应接种污泥，把亚硝酸盐添加至二沉池出水，其也是ANAMMOX工艺的基本需要，同时是厌氧氨氧化菌脱氨有效维持的需求。一般情况下试验在反应过后两个月表现的现象如下：其中附着在滤池中的生物膜颜色发生了明显的变化，从最初的土黄色慢慢变成棕褐色，最红变化成红色，同时许多的厌氧氨氧化菌会附着在进水泵相应的输水管壁上。另外，二沉池出水的保持于40mg/L时，试验设备中的的去除率可以达到98%。此反应的结果表明，厌氧氨氧化技术比较适宜运用在生活污水处理。 二、试验方法 试验关系到的主要检测项目比较多，因此要采用多种试验方法。比如说，Photo LabS12主要检测COD，MultiNC3000重点检测TOC，纳氏试剂光度法检测，运用PhotoLabS12的分光光度方法可以检测，利用N-（1-萘基）-乙二胺的光度方法能够检测，另外，Oxi315i能够检测DO。 三、实验结果和讨论 无机氮间的转变。依据Van de Graaf的研究分析结果，在进行厌氧氨氧化的试验时，所形成的硝态氮和消耗的亚硝态氮及氨氮之间的比例是0.22：0.31：1。同时试验过程中关