德国生物脱氮工艺中曝气池的设计计算 作者：屈计宁高廷耀 阅读：1904次 上传时间：2004-12-13 推荐人：yiming (已传论文1137套) 简介：德国是世界上环境保护工作开展较好的国家，在污水处理的脱氮除磷方面积累了很多值得借鉴的经验。现将德国排水技术协会(ATV)最新制定的城市污水设计规范A131中关于生物脱氮(硝化和反硝化)的曝 气池设计方法介绍给大家，以供参考。 关键字：生物脱氮曝气池脱氮除磷 相关站中站：曝气技术及设备产品应用 A131的应用条件： ①进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25； ②出水达到废水规范VwV的规定。 对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于： ①希望达到的脱氮效果； ②曝气池进水中硝酸盐氮NO－3－N和BOD5的比值； ③曝气池进水中易降解BOD5占的比例； ④泥龄ｔs； ⑤曝气池中的悬浮固体浓度X； ⑥污水温度。 图1为前置反硝化系统流程。 1 计算N DN/BOD5和V DN/V T N DN表示需经反硝化去除的氮，它与进水的BOD5之比决定了反硝化区体积V DN占总体积V T的大小。 由氮平衡计算N DN/BOD5： N DN=TKN i-N oe-N me-N s 式中TKN i——进水总凯氏氮，mg/L N oe——出水中有机氮，一般取1～2mg/L
N me——出水中无机氮之和，包括氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，是排放控制值。按德国标准控制在 18mg/L以下，则设计时取0.67×18＝12mg/L N s——剩余污泥排出的氮，等于进水BOD5的0.05倍，mg/L 由此可计算N DN/BOD5之值，然后从表1查得V DN/V T。 2泥龄 泥龄ts是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，即 ts=曝气池中的活性污泥量/每天从曝气池系统排出的剩余污泥量 t S＝（X×V T）/（Q S×X R＋Q×X E） 式中t S——泥龄，d X——曝气池中的活性污泥浓度，即MLSS，kg/m3 V T——曝气池总体积，m3 Q S——每天排出的剩余污泥体积，m3/d X R——剩余污泥浓度，kg/m3 Q——设计污水流量，m3/d X E——二沉池出水的悬浮固体浓度，kg/m3 根据要求达到的处理程度和污水处理厂的规模，从表2选取应保证的最小泥龄。
新型生物脱氮工艺 摘要介绍六种新型生物脱氮工艺的基本原理和研究现状。随后介绍新型生物脱氮工艺 的原理和特征及工艺的发展前景。 关键词SHARON工艺；ANAMMOX工艺；SHARON-ANAMMOX组合工艺；OLAND 工艺；CANON工艺； 随着现代工业的不断发展、化肥的普遍应用及大量生活污水的排放，废水中的氮污染日益严重。各种水体富营养污染事件频繁爆发，破坏了水体原有的生态平衡，严重污染了周围环境。我国作为水资源十分短缺的国家，严格控制脱氮污水的超标排放是十分必要的。对于氮素污染的治理，国内外常见的工程技术有空气吹脱法、选择性离子交换法、折点氯化法、磷酸铵镁沉淀法、生物脱氮法等。其中，生物脱氮法使用范围广，投资及运转成本低，操作简单，无二次污染，处理后的废水易达标排放，已成为脱氮常用处理方法。 1 传统生物脱氮工艺 传统生物脱氮一般包括硝化和反硝化两个阶段，分别由硝化菌和反硝化菌完成。硝化反应是由一类化能自养好样的硝化细菌完成，主要包括两个步骤：第1步称为亚硝化过程，由亚硝酸菌将氨态氮转化为亚硝酸盐；第2步称为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。 反硝化作用是在厌氧或缺氧条件下反硝化菌把硝酸盐转化为氮气排除。该转化过程有许多中间产物，如HNO2、NO2和N2O。反硝化菌多数是兼性厌氧菌，在无分子态氮存在 的环境下，利用硝酸盐作为电子受体，有机物作为碳源和电子供体提供能量并被转化为CO2、H2O。 传统生物脱氮工艺在废水脱氮方面起到了一定的作用，但任存在以下问题[1]： （1）在低温冬季硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度。造成系统总水力停留时间（HRT）长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用。 （2）硝化过程是在有氧条件下完成的，需要大量的能耗； （3）反硝化过程需要一定的有机物，废水中的COD经过曝气有一大部分被去除，因此反硝化时往往要另外加入碳源； （4）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； （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；
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
影响生物脱氮的主要因素 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。 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NO。2硝化过程消耗废水中的碱度会使废水的pH值下降（每氧化1g 将消耗7.14g碱度，以CaCO计）。3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 将产生3.57g碱度，以CaCO计）3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BOD/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5易进行。硝化反应的一般要求是BOD/TKN＞5，COD/TKN＞8,下表是Grady C.P.L.Jr推荐的不同的C/N对5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。 专业文档供参考，如有帮助请下载。． 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。
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
第1卷第6期2000年12月 环境污染治理技术与设备 T echniques and Equipment fo r Enviro nmental Pollutio n Co ntrol V ol.1,N o.6 Dec.,2000生物脱氮新技术研究进展① 周少奇 周吉林 (华南理工大学环境科学与工程系,广州510640) 摘 要 本文对短程硝化反硝化、同时硝化反硝化及厌氧氨氧化等生物脱氮新技术的研究和开发 进展进行了简单的综述和讨论,并指出了这些新技术的特点和研究开发应用的前景。 关键词:生物脱氮 短程硝化反硝化 同时硝化反硝化 厌氧氨氧化 脱氮处理是废水处理中的重要环节之一。废水中氮的去除方法有物理法、化学法和生物法三种,而生物法脱氮又被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法之一。目前,废水的脱氮处理大多采用生物法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展,无论是在理论认识上还是在工程实践方面,都取得了很大的进步。 传统生物脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段,硝化和反硝化反应分别由硝化菌和反硝化菌作用完成,由于对环境条件的要求不同,这两个过程不能同时发生,而只能序列式进行,即硝化反应发生在好氧条件下,反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区与好氧区分开,形成分级硝化反硝化工艺,以便硝化与反硝化能够独立地进行。1932年,Wuhrmann利用内源反硝化建立了后置反硝化工艺(post-denitrification),Ludzack和Ettinger于1962年提出了前置反硝化工艺(pre-denitrificatio n),1973年Barnard结合前面两种工艺又提出了A/O工艺,以及后又出现了各种改进工艺如Bardenpho、Phoredox(A2/O)、UC T、JBH、AAA工艺等,这些都是典型的传统硝化反硝化工艺[1]。 然而,生物脱氮技术的新发展却突破了传统理论的认识。近年来的许多研究表明[2～12]:硝化反应不仅由自养菌完成,某些异养菌也可以进行硝化作用;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;而且,许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌(如Thiosphaera pantotropha菌),并能把NH4+氧化成NO2-后直接进行反硝化反应。生物脱氮技术在概念和工艺上的新发展主要有:短程(或简捷)硝化反硝化(shortcut nitrification-denitrification)、同时硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrifi-cation-SND)和厌氧氨氧化(Anaerobic Ammonium Oxidation-ANAMMOX)。 ①广东省重点科技攻关项目、广东省自然科学基金项目(980598)、广州市重点科技攻关项目资助
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 ++→+
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
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：
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
2016 年春季学期研究生课程考核 （读书报告、研究报告）考核科目:专业新技术 学生所在院 :市政环境工程学院 （系） 学生所在学科: 学生姓名:左左 学号: 学生类别:工学硕士 考核结果阅卷人 三种生物脱氮工艺研究现状 一、前沿
氮是造成水体富营养化的一种主要污染物质，尤其是当水体有机性污染物降低到一定标准之后。为了维护生态环境，保障人体健康，国家的污水排放标准逐步严格，对氮的去除也有了更高的要求。因此，研究具有高效脱氮功能的工艺越来越重要。 传统的生物脱氮理论[1]包括硝化和反硝化两个过程，分别由自养型硝化菌和异氧型反硝化菌完成。其生物脱氮原理为: 氨化反应是在氨化菌作用下，有机氮被分解转化为氨态氮，这一过程称为氨化过程，氨化过程很容易进行;硝化反应由好氧自养型微生物完成，在有氧状态下，亚硝化菌利用无机碳为碳源将NH4+氧化成NO2-，然后硝化菌再将NO2-氧化成NO3-的过程。反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将亚硝酸盐氮、硝酸盐氮还原成气态氮 (N2 )的过程。反硝化菌为异养型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物 (污水中的 BOD 成分)作为电子供体，提供能量并被氧化稳定。具体流程图如下： 传统生物脱氮途径 近十多年来，许多国家加强了对生物脱氮的研究，并在理论和技术上都取得了重大突破。其中主要包括短程硝化反硝化，厌氧氨氧化和同步硝化反硝化等，以及它们的组合工艺[2]。这些新的理论研究表明: ①硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用; ②反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌可在好氧或缺氧条件下完成反硝化; ③许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，并能把NH4+氧化成NO2-后，直接进行反硝化反应。 二、研究现状 1、短程硝化反硝化 短程硝化反硝化[3]是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后进行反硝化，省去了传统生物脱氮中将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，再还原成亚硝酸盐两个环节。因此，该技术具有很多优点: 可节省约25%氧供应量，降低能耗; 可节省反硝化所需的碳源，在C/N 一定的情况下，提高TN的去
城镇污水处理厂工艺设计（生物脱氮除磷 工艺）
精品好文档，推荐学习交流 目录 1．设计任务书 (3) 2.设计说明书 (4) 2.1 工程概况 (4) 2.2污水处理厂设计规模及污水水质 (5) 2.2.1 设计规模 (5) 2.2.2 污水水质及污水处理程度 (5) 2.3 污水处理厂工艺设计 (5) 2.3.1污水处理工艺设计要求 (5) 2.3.2污水处理工艺选择 (6) 2.3.3污泥处理工艺选择 (10) 2.4 污水处理厂工程设计 (12) 2.4.1污水处理厂总平面设计 (12) 2.4.2污水处理厂总高程设计 (15) 2.5 各主要构筑物及设备说明 (16) 2.5.1粗格栅间 (16) 2.5.2水提升泵房 (17) 2.5.3细格栅间 (18) 2.5.4曝气沉砂池 (18) 2.5.5氧化沟 (19) 2.5.6二沉池 (19) 2.5.7 接触池 (19) 2.5.8加氯间 (20) 2.5.9污泥回流泵房 (21) 2.5.10污泥浓缩池 (21) 2.5.11污泥脱水间 (21) 2.5.12其他建筑物 (22) 3.设计计算书 (22) 3.1 设计依据 (22) 3.2设计流量 (23) 3.3格栅设计 (23) 3.3.1设计参数 (23) 3.3.2设计计算 (23) 3.4曝气沉砂池 (28) 3.4.1设计参数 (28) 3.4.2设计计算 (28) 3.5氧化沟 (30)
精品好文档，推荐学习交流 3.5.1设计参数 (30) 3.5.2设计计算 (30) 3.6辐流式二沉池 (36) 3.6.1设计参数 (36) 3.6.2 设计计算 (36) 3.7消毒池 (38) 3.7.1设计参数 (38) 3.7.2 设计计算 (38) 3.8液氯投配系统 (39) 3.8.1设计参数 (39) 3.8.2设计计算 (39) 3.9计量堰 (39) 3.10泥回流泵房 (40) 3.11浓缩池 (40) 3.12泥脱水间 (41) 4.污水厂成本概算 (41) 4.1 水厂工程造价 (41) 4.1.1 计算依据 (41) 4.1.2 单项构筑物工程造价计算 (41) 4.2 污水处理成本计算 (43) 参考文献 (44)
生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害，主要表现在以下几个方面： 氨氮会消耗水体中的溶解氧； 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气，增加氯的用量； 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用：① 氨氮对鱼类有毒害作用；② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质；③ 水中NO 3-高，可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”； 加速水体的“富营养化”过程；所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化，其主要因子是N 和P （尤其是P ）；解决的办法主要就是要严格控制污染源，降低排入水环境的废水中的N 、P 含量；对于城市废水来说，利用传统的活性污泥法进行处理，对N 的去除率一般只有40%左右，对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法： -++?+OH NH O H NH 423 2 2每 3 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程
1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →++ + 一般用Al 2(SO 4)3，聚氯化铝（PAC ）和铝酸钠（NaAlO 2） 2、铁盐除磷：FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰，由于形成OH -，污水的pH 值上升，磷与Ca 2+反应，生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程： 第一级曝气池的功能：① 碳化——去除BOD 5、COD ；② 氨化——使有机氮转化为氨氮； 第二级是硝化曝气池，投碱以维持pH 值； 第三级为反硝化反应器，可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行，反应速率较快且较彻底；但七缺点是处理设备多，造价高，运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺 与前一工艺相比，该工艺是将其中的前两级曝气池合并成一个曝气池，使废水在其中同时实现碳化、氨化和硝化反应，因此只是在形式上减少了一个曝气池，并无本质上的改变。 二、缺氧——好氧活性污泥法脱氮系统（A —O 工艺）
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.
龙源期刊网 https://www.doczj.com/doc/0e7257805.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