第二章废水生物脱氮技术
2-1 概述
传统的废水生物处理工艺多以含碳有机物和悬浮固体为主要处理目标，而对废水中的氮、磷等植物营养物质的的去除率则比较低。由于农业径流、大量未经处理或未经适当处理的含有大量氨氮的各种废水的排放，在一定条件下可使水中的溶解氧耗尽，影响鱼类和其他水生动植物的生存。氨与氮的过量排放业已造成了越来越严重的水体富营养化问题。此外，水中存在过多的氨氮会对金属产生腐蚀作用,降低给水处理中的消毒的效果。
废水生物脱氮技术是70年代中美国和南非等国的水处理专家们在对化学、催化和生物处理方法研究的基础上，提出的一种经济有效的处理技术。目前，欧洲各国对废水的脱氮要求越来越严。如德国除要求到1995年有85%的污水处理厂达到三级处理标准外，还要求到1999年污水厂出水每2h取样的混合水样中至少有80%（五个水样中至少有4个）满足无机氮<=5mg/l的要求，否则就需交纳排污费；奥地利于1990年颁布了“污水排放法”，其中要求人口当量大于50000的污水处理厂出水24小时混合水样的80%达到：氨氮<=5mg/l，总氮去除率>=60%，此外，欧共体于1991年5月颁布了有关污水处理的法令，其中不仅对污水处理长出水的COD、BOD5和SS作了严格的定量的规定，还对排入“敏感”水体（如已经或将要发生富营养化的水体、用作水源的水体）的处理厂出水中的氨和磷作了严格的规定，如对人口当量在10000～100000的污水处理厂，其出水中的总氮不得超过15mg/l；对人口当量越过100000的污水处理厂，其出水中的总氮不得超过10mg/l。
由于污水未经适当处理或未处理就排放所造成的富营养化问题，在我国已到了较为严重的地步，许多湖泊水体已不能发挥其正常功能而严重地影响了工农业和渔业生产。为此，我国自80年代以来，也开始了污水脱氮除磷的研究工作，并取得了一定的进展。但由于近10多年来，我国污水处理厂工艺技术改进的速度发展并不快，加之乡镇企业如雨后春笋般的迅猛发展，实际上水体的富营养化问题还在加重，越来越严重地阻碍着我国国民经济的发展。因此，控制水体的富营养化问题，已经提到我国水污染控制的议事日程上。
近20年来，废水生物脱氮技术得到了较快的发展，许多研究者提出了一系列的脱氮工艺，并在实际工程中得到了应用，有关废水脱氮的理论也日臻成熟。
2-2 废水生物脱氮的机理
废水中的氮一般以有机氮、氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮等四种形态存在。生活污水中氮的主要存在形态是有机氮和氨氮。其中有机氮占生活污水含氮量的40%～60%，氨氮占50%～60%，亚硝酸盐氮和硝酸盐氮仅占0～5%。废水生物脱氮的基本原理是在传统二级生物处理中，将有机氮转化为氨氮的基础上，通过硝化和反硝化作用，将氨氮通过硝化转化为亚硝态氮、硝态氮，再通过反硝化作用将硝态氮转化为氮气，而达到从废水中脱氮的目的。
废水的生物脱氮处理的过程，实际上是将氮在自然界中循环的基本原来应用于废水生水生物处理，并借助于不同微生物的共同协调作用以及合理的认为运行控制，而将生物去摊过程中转化产生及原废水中存在的氨氮转化为氮气而从废水中脱除的过程。在废水的生物脱氮处理的过程中，首先在好氧（Oxic）条件下，通过好氧硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐氮或硝酸盐氮；然后在缺氧条件（Anoxic）下，利用反硝化菌（脱氮菌）将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气(N2)从水中逸出。因而,废水的生物脱氮通常包括氨氮的硝化和亚硝酸盐氮及硝酸盐氮的反硝化的反硝化两个阶段，只要当废水中的氮以亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的形态存在时，仅需要反硝化（脱氮）一个阶段。
2-2-1硝化和反硝化反应
废水在中脱氮是在硝化和反硝化菌参与的反应过程中，将氨氮最终转化为氮气而将其从废水中去除的。硝化和反硝化反应过程中参与的微生物种类不同、转化基质不同、所需的反应条件也不相同。
1. 硝化反应过程
硝化反应是将氨氮转化为硝酸盐的过程。它包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌参与的将氨氮转化为亚硝酸盐的反应；由硝酸菌参与将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应。其中亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属等；硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸螺菌属和硝酸球菌属等。亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们利用CO2、CO32-和HCO3-等作为碳源，通过与NH3、NH4+或NO2的氧化还原反映获得能量。硝化反映过程需在好氧条件下进行，并以氧作为电子受体。其反应过程可用下式表示：
亚硝化反应：NH4++O2+ HCO3-→NO2-+H2O+H2CO3+亚硝化菌
硝化反应：NO2-+ NH4++ H2CO3+ HCO3-+O2→NO3-+H2O+硝化菌
总反应：H2CO3+O2+ HCO3-→NO3-+H2O+ H2CO3+微生物
通过对上述反应过程的物料衡算可知，在硝化反应过程中，将1g氨氮氧化为硝酸盐氮需耗氧4.57g（其中亚硝化反应需耗氧3.43g，硝化反应需耗氧1.14g），同时约需耗7.07g重碳酸盐（以CaCO3计）碱度。亚硝酸菌和硝酸菌分别增殖0.146g和0.019g。
在硝化反应过程中，氮元素的转化及其价态的变化如图1所示。其中NH4+-N向NO2-的转化过程经历了3步反应及6个电子价态的变化，而由NO2-向NO3-的转化过程则经历了1步反应及2个电子价态的变化。
图1 硝化反应过程中氮的转化及其价态的变化
表1列出了亚硝化菌和硝化菌的基本特征。
表1 亚硝酸菌和硝酸菌的基本特征
由表可见，亚硝化菌和硝化菌的特性基本相似，但亚硝化菌的生长速度较快、世代期较短、较易适应水质水量的变化和其他不利环境条件。但水质水量的变化或出现不利环境条件时较易影响硝化菌的生长，因而当硝化菌的生长受到抑制时，易在硝化过程中发生NO2-的积累问题。
2. 反硝化反应过程
反硝化反应是将硝化过程中产生的硝酸盐或亚硝酸盐还原成N2的过程。反硝化菌是异类化能异养兼性缺氧性微生
物，其反映需在缺氧的条件下进行,自然界中最普遍的反硝化细菌所属的菌属是假单胞菌属，其次是产碱杆菌属。反应过程中反硝化菌利用各种有机基质作为电子供体，以硝酸盐作为电子受体而进行缺氧呼吸。从NO 3-还原为N2的过程经历了一系列连续的4步反应过程： NO 3
-
????→?硝酸盐还原酶NO 2
-????→?亚硝酸盐还原酶NO ???→?氧化还原酶N 2
O ????→?氧化亚氮还原酶N 2
反硝化过程中，部分反硝化菌只含有硝酸盐还原酶时，NO 3-只能还原至NO 2-；硝酸盐还原酶是一种含有钼辅基的蛋白质复合物，它在催化反硝化时有如下电子转移过程：
NADH 2 →FAD →醌 →细胞色素b →M O →NO 3-
由上式可见，反应过程中，首先由黄素蛋白接受从还原型烟酰胺腺嘌呤二核苷酸来的电子，并将它转移给醌和细胞色素b ，然后将电子转移给含钼的硝酸言还原酶，使Mo +6还原为Mo +5,而Mo +5再将电子转移给NO 3-而使其还原成NO 2-。
硝酸盐还原酶通常是一类诱导酶，在缺氧和存在NO 3-的条件下才会诱发合成，它们大部分只能在缺氧条件下对反硝化反应起催化作用。有一部分以硝酸盐还原酶作为其结构酶的反硝化菌也可在好氧或不存在NO 3-的条件下合成。这部分反硝化菌在好氧——厌氧交替运行的生物脱氮工艺中具有重要的作用。Kurl 等人从生物脱氮系统污泥中分离到24株反硝化菌，其中5株可在好氧和缺乏NO 3-的条件下合成硝酸盐还原酶，而其余12株则不能合成硝酸盐还原酶。上述还原产生的NO 2-在亚硝酸盐还原酶的作用下进一步被还原为 NO ，并接着在氧化氮还原酶和氧化亚氮还原酶的作用下还原为 N 2 。在NO 向N 2转化的过程中，有时会出现一定数量的N 2O 中间产物。Verhoever 的研究表明，当NO 3-的浓度远远超过可被利用的氢供体时（如在废水中碳源不足时），反硝化过程中所产生的N 2量将减少，并致使反硝化反应大量生成N 2O 。
反硝化过程中，反硝化菌需要有机碳源（如甲醇）作电子供体，利用NO 3-中的氧进行缺氧呼吸。其反应过程可表示如下：
NO 3- + CH 3OH + H 2CO 3 → N 2↑+ H 2O + HCO 3- + 微生物细胞 NO 2- + CH 3OH + H 2CO 3 → N 2↑+ H 2O + HCO 3 + 微生物细胞
对上述反应式通过物料平衡算后可知，反硝化过程中每还原 1gNO 3-可提供 2.6g 的氧，消耗 2.47g 甲醇（约为3.7gCOD ），同时产生3.57g 左右的重碳酸盐碱度（以CaCO 3计）和0.45g 新细胞。反硝化过程中，每转化1g NO 3-约需要3.0g 的BOD 5 。 3. 硝化反应动力学
生物脱氮动力学是表征硝酸和有机物两者微生物比增长率的关系。在硝化过程中，亚硝酸菌的比增长速率（0.4～0.5d ）小于硝酸菌的比增长速率（1d ），且硝化反应常数K N 很小。所以在稳态条件下，亚硝酸菌将NH 4+氧化为亚硝酸的过程是NH 4+转化为NO 3-这一反应过程中的速率限制步骤，也就是NH 4+氧化为亚硝酸的速度控制整个硝化过程。所以硝化作用更接近与Monod 关系的基本条件，用方程表示硝化微生物比增长速率：
μNS =(μ
max
)NS ρN /(K N +ρN )
式中：μNS ，(μ
max
)NS —分别是微生物比增长速率和最大比增长速率，d -1
K N —饱和常数，15℃时取0.4mg/L ρN —NH 4+ 浓度，mg/L
进入硝化反应池的NH 4+-N 和BOD 5 浓度会影响硝化菌的繁殖，在混合液中硝化菌占总生物量的分数为：
rN
N rC C rN
N N S a S a S a F +=
式中：F N —硝化菌占总生物量的质量分数，%
a N —硝化菌产率系数，gNVSS/gNH 4+-N S rN —NH 4+-N 的进出水浓度差，mg/L a C —异样菌产率系数，gVSS/gBOD 5 S rC —BOD 5 的进出水浓度差，mg/L
4．反硝化动力学
大多数研究者认为，当反硝化过程中有充足的有机碳源存在时，同时NO 3-的浓度高于0.1mg/l 时，反硝化速率与NO 3-的浓度成零级动力学反应，即此时的反硝化速率与NO 3-的浓度高低无关，而只与反硝化菌的数量有关。此时在缺氧池中NO 3-的去除速率可用下式表示：
t X r S S V DN Ne No )(=-
式中 S N o —进水中NO 3-的浓度（mg/L ）
S N e —出水中NO 3-的浓度（mg/L ）
r DN —反硝化速率常数（gNO 3-－N/gVSS ·d ） X V —混合液悬浮固体浓度（mg/L ）
BARNRD 等人在处理城市污水的研究中发现，反硝化过程存在三种不同的反应速率(如图2所示)。在反硝化反应开始的5—15min 内为反应速率最快的第—阶段，其反应速率为50mg NO 3-／L ·h 。此阶段中，反硝化菌利用挥发性脂肪酸和醇类等易被降解的厌氧发酵产物作为碳源，因而其反应速率较快；第二阶段自第一阶段结束一直延续至全部外碳源利用完止，此阶段的反应速率较第一阶段慢，约为16 mg NO 3-／(L ·h)．这是因为在此阶段中易降解的碳源已在第一阶段被消耗尽，因而只能利用颗粉状和复杂的有机物作为其碳源的缘故；在第三阶段，由于外碳源的耗尽，反硝化菌便通过内源呼吸作用进行反硝化反应，此时反应速率更低，仅为5.4 NO 3-／L ·h 。若将第一阶段、第二阶段和第三阶段中被反硝化菌利用的有机基质分别称作第一类、第二类和第三类基质，则反硝菌利用第三类基质进行反硝化的速率仅为第一类基质的10％。有研究者提出如下反硝化菌利用不同基质时反硝化速率常数(20。C )：
mgVSS N mgNO r DN /0318.033-=- ------- 第一类碳源 mgVSS N mgNO r DN /0045.033-=- ------- 第二类碳源 mgVSS
N mgNO r DN /0032.033-=- ------- 第三类碳源
图2 反硝化反应速率
由此可见，当废水中的BOD浓度较高时，且多为易降解的有机基质时，反硝化过程可利用第一类基质，此时反硝化速率较快，因而可使脱氮池建得较小，其水力停留时间0.5——1.0 h即可；
如果废水中的第一类基质浓度较低或BOD5浓度较低，则为维持一定的反硝化速率，反硝化菌便要利用第二类基项进行反硝化，此时水力停留时需2—3h。
5．脱氮理论新认识
①亚硝化反应和硝化反应是由两类独立的细菌催化完成的两个不同反应，而参与作用的亚硝酸菌和硝酸菌因其世代周期、生长速率的不同，可以相互分开，生物脱氮可经历以NO2_为电子受体的反硝化反应过程。
②硝化反应不仅由自养菌完成，某些异氧菌也可以进行硝化作用；一些硝化细菌除能够正常进行硝化作用外，还能进行反硝化作用。
③反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌也可在好氧条件下进行反硝化。
④在厌氧条件下，发现某些细菌在硝化反硝化反应中能利用NO3_或NO2_作为电子受体将NH4+氧化为N2和气态氮化物。
在这些新认识的基础上，研究者提出了一些新的生物脱氮理论，如：氨氮氧化成亚硝酸后直接进入反硝化、硝化和反硝化过程同时进行而不不是序批进行，在有氧的条件下进行反硝化，让一些细菌彼此序列式合作把氨氮转化为氮气。
2-3 废水生物脱氮工艺
根据生物脱氮中硝化和反硝化的机理可知，要使废水中的氮最终转化为氮气而从废水中逸出去除，须先通过好氧硝化作用将氨氮转化为硝态氮，然后在缺氧条件下进行反硝化脱氮。因而，作为生物脱氮工艺，逻辑上应是采用先硝化、后反硝化的工艺流程，并据此提出了合并式和分布式处理工艺系统。从碳源的来源来分，可分为外碳源工艺和内碳源工艺；从硝化和反硝化过程在工艺流程中的位置来分，可分为传统工艺和前置反硝化工艺；从处理工艺中微生物的存在状态来分，可分为悬浮生长型和附着生长型。
合并式与分布式的比较？（经济）
同步式与分相式的比较？（技术：负荷、去除率、适应性）
现将主要的有关工艺介绍如下：
2-3-1传统工艺
图3至图6所示为几种传统的生物脱氮工艺流程。
图3 传统的三级生物脱氮工艺
图4 改进的三级生物脱氮工艺
图5 内源碳生物脱氮工艺
图6 有后曝气的生物脱氮工艺
2-3-2 改良脱氮工艺
1．A/O工艺
A/O工艺是一种前置反硝化工艺，流程如图7所示。
图7 A/O生物脱氮工艺
与传统的生物脱氮工艺相比，A/O工艺则具有流程简短，工程造价低的优点，其主要工艺特征是：将脱氮池设置在去碳硝化工程的前部，使脱氮过程一方面能直接利用进水中的有机碳源而可省去外碳源；另一方面则通过硝化池混合液的回流而使其中的NO3-在脱氮池中进行反硝化。此工艺中内回流比的控制是较为重要的。
根据原污水的水质、处理要求和混合液及污泥回流方式的不同，A/O脱氮工艺可有不同的布置形式，如图8所示。
A/O工艺的另一个优点是可以借助于反硝化过程中产生的碱度实现对硝化过程中对碱度消耗的内部补充作用。
图8 A/O脱氮工艺不同的布置形式
A/O工艺主要参数：
①水力停留时间，硝化反应不低于6h;反硝化2h
②内循环大于200%，取200～500%较好。
③MLSS大于3000mg/L.
④污泥泥龄 30天以上
⑤N/MLSS负荷率小于等于0.03gN/(gMLSS.d)
⑥污泥回流比50～100%
⑦进水总氮浓度应小于30mg/l,否则脱氮率就会下降。
2．A2/O工艺
A2/O工艺是一种同时具有脱氮和除磷功能的处理工艺。
3．同步硝化和反硝化工艺
同步硝化和反硝化工艺如图9所示。在运行过程中，硝化和反硝化分别在同一个处理构筑物的不同区域中进行，这样可省去A/O工艺中硝化段出水混合液的回流，而且废水在处理构筑物中循环流动，产替地经历好氧和缺氧区。同时，在工艺设计上，将进水点设在反硝化区，这样也不必向系统投加外碳源。
图9 同步硝化和反硝化工艺
4．Bardenpho工艺
Bardenpho工艺是一种由硝化段和反硝化段相互交替组成的工艺，是在A/O工艺中的好氧池后串联了一个缺氧池和
一个曝气池。如图10所示：
图10 Bardenpho脱氮工艺
5．UCT工艺
UCT工艺是在A2/O工艺的基础上通过调整，使沉淀池污泥回流到缺氧池的基础上形成的，该工艺增加了缺氧池混合液的回流，由于缺氧池混合液中含有较多的溶解性有机物，而溶解盐很少，为厌氧段内进行的发酵提供了最优条件，同时亦有效的阻止了处理系统中NO3-进入厌氧池从而影响除磷效果。工艺流程见图11：
图11 UCT工艺流程图
6．其他具有脱氮功能的处理工艺
（1）改进的AB工艺
（2）膜法生物脱氮工艺
（3）TETRA深床脱氮工艺
（4）SBR工艺
（5）Carrosel2000型氧化沟工艺
2-4 传统生物脱氮工艺存在的问题
由于传统废水生物处理工艺以含碳有机物和悬浮固体为主要处理目标，可通过微生物同化去除污水中的氮素量很少，通常只有10%-30%，因此对生活污水和含氮的工业废水采用常规的活性污泥法处理，出水中仍含有大量的氮素。这就促使人们对常规的活性污泥工艺流程进行改造，以提高氮的去除率，最具有代表性的就是A\O法、Bardenpho法等工艺，这些传统硝化反硝化工艺在废水脱氮方面起到了一定的作用，但仍存在着很多问题。
①硝化菌群繁殖速度慢，且硝化菌世代长，难以维持较高生物浓度，因此造成水力停留时间长、有机负荷低，增加了基建投资和运行费用。
②传统工艺中的反硝化过程需要一定量的有机物，而废水中的COD经过曝气后有一大部分被去除，因此反硝化时往往需要另加碳源，增加运行费用。
③为中和硝化过程中产生的酸度，需要加碱中和，增加脱氮处理成本。
④氨氮完全硝化需要大量的氧，使动力费用增加。
⑤抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌的生长。
⑥系统为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行
费用。
⑦运行控制相对较为复杂（回流比、加碳量、加减量）。
2-5 生物脱氮新技术
在生物脱氮理论取得新突破的基础上，废水生物脱氮技术也取得了快速的发展。以亚硝酸型硝化反硝化技术和厌氧氨氧化技术为标志的诸多新型生物脱氮技术的先后问世。
生物脱氮新技术详见表2：
表2 生物脱氮的新技术一览表
2-6 废水生物脱氮的运行控制要点
1.溶解氧的控制
硝化反应：DO 2～3mg/l,当DO浓度低于0.5～0.7 mg/l，氨转化为硝态氮和亚硝态氮的硝化反应将受到抑制。
反硝化反应：DO浓度为0.2～0.5 mg/l时，可获得良好的反硝化效果，而当DO浓度超过0.5 ～1.0mg/l时，反硝化效果将受到影响。
2.温度的控制
硝化反应的最适温度为30～350C。当温度低于50C时，硝化反应几乎停止。
反硝化反应可在温度范围为15～300C之间进行，温度低于100C时，反硝化速率明显下降，当温度低于30C时，反硝化反应停止。当温度高于300C时，反硝化速率也开始下降。
3.PH的控制
在脱氮处理过程中，硝化要消耗废水中的碱度而使PH下降；而在反硝化过程中，由于产生一定的碱度，可使PH有所上升。亚硝酸菌和硝酸菌的适宜PH值分别是7.0～8.5和6.0～7.5,当PH高于9.6或低于6.0时硝化反应停止。而反硝化菌的适宜PH为7.0～8.5。当PH值高于8.5或低于6.0时，反硝化速率明显降低。此外，PH值还影响反硝化最终产物，PH值超过7.3时最终产物为氮气，低于7.3时最终产物为N2O。
4.碳氮比（C/N）
反硝化反应的一般要求是BOD5/TKN > 4，COD/TKN > 8。碳源投加量计算：C CH3OH = 2.47C NO3--N + 1.53C NO2-N + 0.87DO 包括碳源种类的选择，需求量及供给方式等几个方面。反硝化的碳源可分为三类：易于生物降解的溶解性有机物（甲醇、乙酸、乳酸、葡萄糖）、慢速生物降解的有机物（蔗糖、啤酒、淀粉、蛋白质）、细胞物质（生物污泥消化液）。6.泥龄的控制
必须使微生物在反应器中的停留时间大于硝化和反硝化菌的最小世代期。一般，泥龄应控制在3～5d,有的可高达10～15d。
7.混合液回流比的控制
一般来说，前置反硝化工艺系统对氨氮的去除率（η）表示为
η
+
+
=
)
R+
r
)
(r
R
1/(
此类工艺中混合液回流比越大，氮的去除效率越高。
但回流比不能取得过高。一般情况下，对低氨氮浓度的废水，回流比在200%～300%较经济，但对于活性污泥系统取值可达800%，而对于流化床，为使载体流化需更高的循环比。
8.氧化还原电位（ORP）
厌氧段ORP一般在-160～-200mV之间，好氧段ORP一般在+180mV左右，缺氧段ORP一般在-50～-110 mV之间。9.抑制性物质
某些有机物和一些重金属、氰化物、硫及衍生物等有毒有害物质在达到一定浓度时会抑制硝化反应的正常进行。和硝化反应比较，抑制性物质对反硝化反应影响较小。表3为抑制硝化作用的化合物。表4为毒物对硝化作用的抑制程度。
表3 抑制硝化作用的化合物
表4 毒物对硝化作用的抑制程度
2-7 废水生物脱氮的设计 1.缺氧池容积的确定
缺氧池容积可用下式确定
]12.0)([1W Te Ti V
DN A X N N Q X K V --=
式中 N T i —进水中总氮的浓度（mg/L ）
N T e —出水中总氮的浓度（mg/L ）
K DN —反硝化速率常数（gNO 3-－N/gVSS ·h ） X V —混合液悬浮固体浓度（mg/L ） 0.12—VSS 中氮的质量分数
2. 好氧池容积的确定
好氧池容积可用下式确定
ke
V N ke re R O N X K N N Q Q V )
)((-+=
式中 N r e —进水中凯式氮的浓度（mg/L ）
N k e —出水中凯式氮的浓度（mg/L ）
K N —硝化速率常数（gNO 3-－N/gVSS ·h ） X V —混合液悬浮固体浓度（mg/L ）
一般而言，V A /V O 的比值应控制在1：2左右。
关于硝化菌和反硝化菌代谢负荷的确定？影响因素？
基质与抑制因素、碳源、工艺（同步与分相）、温度、环境条件及其他因素。 3.需氧量的计算
A/O 处理系统的需氧量可用下式计算：
-
-?---+---=326.256.0)(57.442.1)1(
NO Q Q N N Q f Q e
L L Q O W ke re v W kt
b a 式中 L a —进水中BOD 5的浓度（mg/L ）
L b —出水中BOD 5的浓度（mg/L ）
k —BOD 5降解速率常数（gBOD 5/gVSS ·d ） t —曝气时间（d ）
X V —混合液悬浮固体浓度（mg/L ） f V —混合液悬浮固体挥发比 ΔNO 3-—还原的硝态氮浓度（mg/L ） 其他符号同前 4．主要工艺设计参数
改良型生物脱氮工艺的设计参数见表5：
表5 主要工艺设计参数
2-8 废水生物脱氮工艺的研究应用
表6列出了部分国外脱氮厂的应用情况：
生物脱氮除磷原理及工艺 1 引言 氮和磷是生物的重要营养源，随着化肥、洗涤剂和农药普遍使用，天然水体中氮、磷含量急剧增加，水体中蓝藻、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，使水质恶化，对水生生物和人体健康产生很大的危害。然而, 我国现有的城市污水处理厂主要集中于有机物的去除,污（废）水一级处理只是除去水中的沙砾及悬浮固体；在好氧生物处理中，生活污水经生物 降解，大部分的可溶性含碳有机物被去除。同时产生N NH -3、N NO --3和- 34PO 和-24 SO ，其中25%的氮和19%左右的磷被微生物吸收合成细胞，通过排泥得到去除；二级生物处理则是去除水中的可溶性有机物，能有效地降低污水中的5BOD 和SS , 但对N 、P 等营养物只能去除10%～ 20% , 其结果远不能达到二级排放标准。因此研究开发经济、高效的, 适于现有污水处理厂改造的脱氮除磷工艺显得尤为重要。 2 生物脱氮除磷机理 2.1 生物脱氮机理 污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用，将氨氮通过反硝化作用转化为亚硝态氮、硝 态氮，即，将3NH 转化为N NO --2和N NO --3。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转 化为氮气，即，将N NO -- 2（经反亚硝化）和N NO --3（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的[1]。 ○ 1硝化——短程硝化：O H HNO O NH 22235.1+→+ 硝化——全程硝化（亚硝化+硝化）：O H HNO O NH 22235.1+???→?+亚硝酸菌 3225.0HNO HNO O ??→?+硝酸菌 ○ 2反硝化——反硝化脱氮：O H H CO N OH CH CH HNO 2222333][222+++→+ 反硝化——厌氧氨氧化脱氮：O H N HNO NH 22232+→+ ][35.122233H O H N HNO NH ++→+
污水处理生物脱氮除磷工艺 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷。 在好氧段,硝化细菌将入流污水中的氨氮及由有机氮氨化成的氨氮,通过生物硝化作用,转化成硝酸盐;在缺氧段,反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用,转化成氮气逸入大气中,从而达到脱氮的目的;在厌氧段,聚磷菌释放磷,并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物;而在好氧段,聚磷菌超量吸收磷,并通过剩余污泥的排放,将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5浓度逐渐降低。在厌氧段,由于聚磷菌释放磷,TP浓度逐渐升高,至缺氧段升至最高。在缺氧段,一般认为聚磷菌既不吸收磷,也不释放磷,TP保持稳定。在好氧段,由于聚磷菌的吸收,TP迅速降低。在厌氧段和缺氧段,NH3-N浓度稳中有降,至好氧段,随着硝化的进行,NH3-N逐渐降低。在缺氧段,由于内回流带入大量NO3-N,NO3-N瞬间升高,但随着反硝化的进行,NO3-N浓度迅速降低。在好氧段,随着硝化的进行,NO3-N浓度逐渐升高。 二、A-A-O脱氮除磷系统的工艺参数及控制 A-A-O生物脱氮除磷的功能是有机物去除、脱氮、除磷三种功能的综合,因而其工艺参数应同时满足各种功能的要求。如能有效地脱氮或除磷,一般也能同时高效地去除BOD5。但除磷和脱氮往往是相互矛盾的,具体体现的某些参数上,使这些参数只能局限在某一狭窄的范围内,这也是A-A-O系统工艺系统控制较复杂的主要原因。 1.F/M和SRT。完全生物硝化,是高效生物脱氮的前提。因而,F/M(污泥负荷)越低,SRT(污泥龄)越高。脱氮效率越高,而生物除磷则要求高F/M低SRT。A-A-O生物脱氮除磷是运行较灵活的一种工艺,可以以脱氮为重点,也可以以除磷为重点,当然也可以二者兼顾。如果既要求一定的脱氮效果,也要求一定的除磷效果,F/M一般应控制在0.1-0.18㎏ BOD5/(kgMLVSS·d),SRT一般应控制在8-15d。
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
废水生物处理基本原理 ——废水生物脱氮原理 1.1.1 废水中氮的存在形式 氮在废水中有以下几种形式 无机氮 N anorgan .: ? 氨氮 NH 4-N ? 亚硝氮 NO 2-N ? 硝氮 NO 3-N 有机氮 N organ . 总氮 N total = N anorgan . + N organ . 总凯氏氮 TKN = N organ . + NH 4-N 以氮的形式氮化合物的换算关系如下: NH NH N NH NO NO N NO NO NO N NO 4128541285 4 2328523285 2 3442834428 3 ++ -- -- ?→??-?→???→??-?→???→??-?→??/,*,/,*,/,*, 1.1.2 废水生物脱氮的基本过程 ①氨化（Ammonificaton ）：废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程； ②硝化（Nitrification ）：废水中的氨氮在好氧自养型微生物（统称为硝化菌）的作用下被转化为NO 2- 和NO 3-的过程； ③反硝化（Denitrification ）：废水中的NO 2- 和/或NO 3-在缺氧条件下在反硝化菌（异养型细菌）的作用下被还原为N 2的过程。
1.1.3 氨化作用基本原理 在废水中部分氮以无机物的形式存在。蛋白质被生化降解为氨氮 的作用成为氨化作用。尿素在酶的催化下降解也属于该作用。 举例: COOH O ∣∣ R - C - H + H2O + 1/2 O2 ----> R - C + NH4+ + OH-∣∣ NH2COOH NH2 ∣ C=0 + 3 H2O 尿素酶> 2 NH4++ 2 OH-+ CO2 ∣ NH2
简介：介绍了生物脱氮基本原理及影响因素，为环境工作者掌握生物脱氮。废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快。在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键字：生物脱氮基本原理影响因素 废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。 由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快。在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 1 氨化作用 1.1 概念 氨化作用是指将有机氮化合物转化为氨态氮的过程，也称为矿化作用。 1.2 细菌 参与氨化作用的细菌成为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌，兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。 1.3 降解方式（分好氧和厌氧） 在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨。例如氨基酸生成酮酸和氨： [2-1] 丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸 另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们式好氧菌，其反应式如下： [2-2]
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。
摘要：进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键词：生物脱氮基本原理氨化硝化反硝化同化 生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和NH3-N转化为N2和N x O气体的过程[1]。 废水中存在着有机氮、NH3-N、NO x－-N等形式的氮，而其中以NH3-N和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成NH3-N，而后经硝化过程转化变为NO x－-N，最后通过反硝化作用使NO x－-N转化成N2，而逸入大气。 由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 1. 氨化作用 氨化作用是指将有机氮化合物转化为NH3-N的过程，也称为矿化作用。参与氨化作用的细菌称为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌、兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨[2]。例如氨基酸生成酮酸和氨： (2-1) 丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸 另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们是好氧菌，其反应式如下： (2-2) 在厌氧或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱水脱氨三种途径的氨化反应。 (2-3) (2-4)
(2-5) 2. 硝化作用 硝化作用是指将NH3-N氧化为NO x－-N的生物化学反应，这个过程由亚硝酸菌和硝酸菌共同完成，包括亚硝化反应和硝化反应两个步骤。该反应历程为： 亚硝化反应 (2-6) 硝化反应 (2-7) 总反应式(2-8) 亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸球菌属。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌[22]。发生硝化反应时细菌分别从氧化NH3-N 和NO2－-N的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如CO32－、HCO－、CO2等。假定细胞的组成为C5H7NO2，则硝化菌合成的化学计量关系可表示为： 亚硝化反应 (2-9) 硝化反应 (2-10) 在综合考虑了氧化合成后，实际应用中的硝化反应总方程式为： (2-11) 由上式可以看出硝化过程的三个重要特征： ⑴NH3的生物氧化需要大量的氧，大约每去除1g的NH3-N需要4.2gO2； ⑵硝化过程细胞产率非常低，难以维持较高物质浓度，特别是在低温的冬季； ⑶硝化过程中产生大量的质子（H+），为了使反应能顺利进行，需要大量的碱中和，理论上大约为每氧化1g的NH3-N需要碱度5.57g(以NaCO3计)。
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
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
生物脱氮原理 （碳源） （碳源）图1 硝化和反硝化过程 图2 A2/O工艺流程
水体中氮的存在形态 生物脱氮原理 1、氨化作用 在好氧或厌氧条件下，有机氮化合物在氨化细菌的作用下，分解产生氨氮的过程，常称为氨化作用。 有机氮 氨氮 2、硝化作用 以A 2/O 工艺为例，硝化作用主要发生在好氧反应器中，污水中的氨氮NH 4+-N 在亚硝酸 细菌的作用下转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮NO 2--N 在硝酸细菌的作用下进一步转化为硝酸氮NO 3 --N 。（见图 1左边） 亚硝酸细菌和硝酸细菌统称为硝化细菌，属于好氧自养型微生物，不需要有机物作为营养物质。 3、反硝化作用 反硝化作用主要发生在缺氧反应器中，好氧反应器中生成的硝酸氮NO 3--N 和亚硝酸氮NO 2--N 通过内循环回流到缺氧池中，在有一定碳源的条件下，由反硝化细菌先将硝酸氮NO 3--N 转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮再进一步转化为氮气N 2，水体中的氮从化合物转化为氮气进入到空气中，才能最终将污水中TN 降低。（见图1右边） 反硝化细菌是异养兼性缺氧型微生物，其反应需要在缺氧环境中才能进行。 氨化菌
生物除磷原理 磷在自然界以2 种状态存在：可溶态（正磷酸盐PO43-）或颗粒态（多聚磷酸盐）。 所谓除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离。 厌氧释磷 污水在生物处理中，在厌氧条件下，聚磷菌的生长受到抑制，为了自身的生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐，同时产生自身生长所需的所需的能量，称该过程为磷的释放。 好氧吸磷 进入好氧环境后，聚磷菌活力得到充分恢复，在充分利用基质的同时，从废水中摄取大量溶解态的正磷酸盐，从而完成聚磷的过程。 富含磷的污泥通过剩余污泥外排的方式最终使磷得到去除。
生物脱氮基本原理 Document serial number【KKGB-LBS98YT-BS8CB-BSUT-BST108】
生物脱氮基本原理 作者：weidongwin 阅读：994次 上传时间：2005-10-13 推荐人：weidongwin 简介：进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施 中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键字：生物脱氮基本原理氨化硝化反硝化同化 生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和NH3-N转化为N2和N x O气体的过程[1]。 废水中存在着有机氮、NH3-N、NO x－-N等形式的氮，而其中以NH3-N和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成NH3-N，而后经硝化过程转化变为NO x－-N，最后通过反硝化作用使NO x－-N转化成N2，而逸入大气。 由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 1.氨化作用 氨化作用是指将有机氮化合物转化为NH3-N的过程，也称为矿化作用。参与氨化作用的细菌称为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌、兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨[2]。例如氨基酸生成酮 酸和氨： (2-1) 丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸 另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们是好氧菌，其反应式如下： (2-2) 在厌氧或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱 水脱氨三种途径的氨化反应。 (2-3)
废水生物脱氮基本原理 关于氨氮消耗碱度的理论计算问题书上写的理论上降解1克氨氮要消耗7.14克碱度（以碳酸钙计算），这里是不是说就是消耗7.14克碳酸钙啊？ 果换算成纯碱又如何计算？换算成小苏打又怎么计算呢？
消耗的是碳酸氢根。碳酸钙分子量100，纯碱106。以碳酸钙计算的量乘以1.06就是需要的纯碱量。 在不考虑细菌增值硝化消耗的碱度为1g氨氮7.14g碱度（碳酸钙），在考虑细菌增值的情况下是8.62g碱度（碳酸钙）。 碱度与硝化的比例系数为7.1 即每氧化1mg氨氮为硝酸根需消耗7.1mg碱度而发生反硝化反应时每反应掉1mg硝酸根可以产生3.57mg碱度所以，脱氮反应时为了取得好的效果必须不断补充碱度积磷菌、反硝化菌和硝化细菌生长的最佳pH值在中性或弱碱性范围，当 pH 值偏离最佳值时，反应速度逐渐下降，碱度起着缓冲作用。污水厂生产实践表明，为使好氧池的pH值维持在中性附近，池中剩余总碱度宜大于 70mg/L。每克氨氮氧化成硝态氮需消耗 7.14g 碱度，大大消耗了混合液的碱度。反硝化时，还原 1g 硝态氮成氮气，理论上可回收 3.57g 碱度，此外，去除1g五日生化需氧量可以产生0.3g 碱度。出水剩余总碱度可按下式计算，剩余总碱度＝进水总碱度＋0.3×五日生化需氧量去除量＋3×反硝化脱氮量一7.14×硝化氮量，式中 3 为美国 EPA(美国环境保护署)推荐的还原1g硝态氮可回收3g碱度。 由硝化方程式可知，随着NH3-N被转化成NO3—-N，会产生部分矿化酸度H+，这部分酸度将消耗部分碱度，每克NH3-N转化成NO3—-N 约消耗7.14g碱度(以CaC03计)。因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时，便会耗尽污水中的碱度，使混合液中的pH值降低至7.0
生物脱氮基本原理 摘要：进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键词：生物脱氮基本原理氨化硝化反硝化同化 生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和NH3-N转化为N2和NxO气体的过程[1]。 废水中存在着有机氮、NH3-N、NOx－-N等形式的氮，而其中以NH3-N和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成NH3-N，而后经硝化过程转化变为NOx－-N，最后通过反硝化作用使NOx－-N转化成N2，而逸入大气。 由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。
1. 氨化作用 氨化作用是指将有机氮化合物转化为NH3-N的过程，也称为矿化作用。参与氨化作用的细菌称为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌、兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨[2]。例如氨基酸生成酮酸和氨： (2-1) 丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸 另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们是好氧菌，其反应式如下： (2-2) 在厌氧或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱水脱氨三种途径的氨化反应。 (2-3) (2-4) (2-5)
2. 硝化作用 硝化作用是指将NH3-N氧化为NOx－-N的生物化学反应，这个过程由亚硝酸菌和硝酸菌共同完成，包括亚硝化反应和硝化反应两个步骤。该反应历程为： 亚硝化反应 (2-6) 硝化反应 (2-7) 总反应式 (2-8) 亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸球菌属。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌[22]。发生硝化反应时细菌分别从氧化NH3-N和NO2－-N的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如CO32－、HCO－、CO2等。假定细胞的组成为C5H7NO2，则硝化菌合成的化学计量关系可表示为：亚硝化反应 (2-9) 硝化反应 (2-10) 在综合考虑了氧化合成后，实际应用中的硝化反应总方程式为： (2-11) 由上式可以看出硝化过程的三个重要特征：
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
污水生物脱氮除磷基本原理及工艺发展现状 摘要：目前，污水处理技术已经逐渐从单一去除有机物为目的的阶段，进入到既要去除有机物又要脱氮除磷的深度处理阶段，脱氮除磷己成为当今污水处理领域的研究热点之一。 Abstract: at present, sewage treatment technology has gradually from a single removal organic phase for the purpose of, get into both the removing of organic matter and denitrification and the depth of the phosphorus processing stage, denitrification and phosphorus has become the sewage treatment of research in the field of one of the hotspots. 因氮、磷过量排放所引起的水体富营养化是目前最为关注的环境问题之一。当水体中总磷浓度高于0.02mg/L或总氮浓度高于0.2mg/L时则被视为富营养化水体，它的表征之一即为藻类过度增长。研究表明，每向水体中排放1g磷会引发950g(干重)藻类的生长[1]。控制水体富营养化，防止水体被污染的最根本途径就是对污染源进行治理，控制污染物的排放量。去除氮、磷以控制水体富营养化已成为各国的主要研究方向。 1.污水生物脱氮除磷基本原理 1.1生物脱氮基本原理 废水生物脱氮是在硝化菌和反硝化菌参与的反应过程中，将氨氮最终转化为氮气而将其从废水中去除的。硝化和反硝化反应过程中所参与的微生物种类不同、转化的基质不同、所需要的反应条件也各不相同。 1.2传统生物除磷基本原理 到目前为止，国际普遍认可和接受的生物除磷理论是“聚合磷酸盐(Poly-p)累积微生物”——聚磷菌PAO的摄/释磷原理。在聚磷菌新陈代谢过程中，三种贮存的化合物聚磷酸盐、糖元以及聚β羟基丁酸（PHB）起非常重要的作用。其中PHB属于PHV范畴。生物除磷过程通常包括厌氧释磷和好氧吸磷两个过程。 2 污水生物脱氮除磷工艺现状 2.1传统脱氮除磷技术 2.1.1 A2/O工艺 图1为厌氧/缺氧/好氧(A2/O)生物脱氮除磷工艺流程图。该工艺在是能够同步脱氮除磷的污水处理工艺。其特点是工艺简单，能够同步脱氮除磷，总停留时间短，污泥不易膨胀，不需投药，运行费用低。该工艺也存在一些问题。在达到一定效果后，A2/O工艺除磷量难于进一步提高，尤其是当进水P/BOD值高时
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。
龙源期刊网 https://www.doczj.com/doc/fd1377373.html, 污水处理厂Ａ－Ａ－Ｏ生物脱氮除磷工艺简介 作者：孟永进 来源：《硅谷》2009年第15期 中图分类号:X7文献标识码:A文章编号:1671-7597(2009)0810007-01 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产 生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷,其工艺流程如图1所示。 在好氧段,硝化细菌将入流污水中的氨氮及由有机氮氨化成的氨氮,通过生物硝化作用,转化成硝酸盐;在缺氧段,反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用,转化成氮气逸入大气中,从而达到脱氮的目的;在厌氧段,聚磷菌释放磷,并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物;而在好氧段,聚磷菌超量吸收磷,并通过剩余污泥的排放,将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5浓度逐渐降低。在厌氧段,由于聚磷菌释放磷,TP浓度逐渐升高,至缺氧段升至最高。在缺氧段,一般认为聚磷菌既不吸收磷,也不释放磷,TP 保持稳定。在好氧段,由于聚磷菌的吸收,TP迅速降低。在厌氧段和缺氧段,NH3-N浓度稳中有
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.