第34卷第4期2006年4月
同济大学学报(自然科学版)
J OURNAL OF T ONG JIUN I VERSI TY(NATURAL SC I ENCE)Vo.l 34No .4
Ap r .2006
收稿日期:2004-02-27
基金项目:国家 八六三 高技术研究发展计划资助项目(2002AA601320);污染控制与资源化研究国家重点实验室开放课题
(PCRRF04008);湖北省废物地质处置与环境保护重点实验室开放课题(H B W DEP-2003-06)
作者简介:王学江(1974-),男,河南南阳人,工学博士.E m ai:l xj w ang3@163.co m
DO 对MBBR 同步硝化反硝化生物脱氮影响研究
王学江,夏四清,陈 玲,赵建夫
(同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)
摘要:研究了移动床生物膜反应器(M BBR )同步硝化反硝化生物脱氮城市污水处理工艺.试验结果表明,当溶解氧(DO )质量浓度为2m g !L -1、水力停留时间为8h 、悬浮填料填充率为50%时,M BBR 工艺可通过同步硝化反硝化实现90%以上的脱氮效果.生物膜内DO 质量浓度梯度造成好氧和缺氧区是实现同步硝化和反硝化的关键.该工艺能在同一个反应器中实现同时硝化和反硝化,并达到两个过程的动力学平衡,大大简化了生物法脱氮的工艺流程,提高了生物脱氮的效率,并节省投资.关键词:生物处理;悬浮填料;生物膜;脱氮
中图分类号:X 506 文献标识码:A
文章编号:0253-374X (2006)04-0514-04
Eff ect ofDO on Sm i ultaneous Nitrifi c ati o n and Denitrifi c ati o n in MBBR
WANG X uejiang,X I A Siq ing,C HEN L ing,Z HAO J ianfu
(StateK ey Laborat ory of Polluti on C on trol and Res ources Reuse ,T ongjiUn i versi ty ,Shangh ai200092,C h i na)
Abstr act :The m ov i n g bed b iofil m reactor (M BBR),where the b i o m ass is attached to s m all plastic carri
er ele m ents thatm ove freely a l o ng w it h the w ater i n the reactor ,has been tested for si m ultaneous nitrifica ti o n and den itrification (SND)for m unic i p alw aste w ater .The SND can be successfully estab lished at dis so lved oxygen (DO )of about 2mg !L -1
,and above 90%o f total n itrogen (TN )re m ova l e fficiency through SND has been found in the syste m.It see m s that a physi c al pheno m enon is responsible for SND i n the MBB R,i n particu lar the oxygen diffusi o n li m itation .The syste m s 'perfor m ance i n dicates that a si n g le stage aerob ic biofil m can be deve l o ped to m eet the i n creasi n g ly stringent regulati o ns on effl u ent nitro gen discharges ,wh ich affords severa l advantages over the conven ti o na l syste m s .Key wor ds :biological treat m en;t suspended carrier ;biofil m ;denitrificati o n
近年来,水体富营养化问题引起了人们的普遍关注,氮、磷是引起水体富营养化的主要因素[1]
,因此国内外对氮、磷的排放标准越来越严格.现有的生物脱氮除磷组合工艺主要是建立在传统生物脱氮除磷理论基础上进行构架组合的.传统生物脱氮方法
包括硝化和反硝化两个阶段,分别由硝化菌和反硝化菌来完成.由于二者对环境条件的要求不同,这两
个过程一般不能同时发生,而只能序列式进行,即硝化反应在好氧条件下由自养菌完成,反硝化反应在厌氧(或缺氧)条件下由异养菌完成.一个过程分成
第4期王学江,等:DO 对M BBR 同步硝化反硝化生物脱氮影响研究
两个系统,条件控制复杂,二者难以在时间和空间上统一,脱氮效果差,设备庞大,投资高.近十余年来的研究表明,硝化和反硝化可在同一个反应器中同时发生[2,3]
.例如,在氧化沟[4]
、间歇反应器[5]
、生物
膜[6]
等反应器中均发现了好氧状态下高达30%的总氮损失,这正是近年来国内外在积极研究开发的同时硝化反硝化(si m u ltaneous nitrificati o n den itrifi ca ti o n ,SND )生物脱氮新技术.SND 生物脱氮技术有很多优点,其经济效益不容忽视.首先,与传统的工艺相比,反应器的体积减小(反硝化池可以减小甚至去掉),或者用于反硝化的反应时期可以去除(如对于间歇反应器),从而简化了整个系统的设计,由此使投资费用约降低10%.
悬浮填料移动床工艺(MBB R )是在20世纪90年代中期得到开发和应用的,它是吸收了传统的流化床和生物接触氧化法两者的优点而成的一种高效污水处理方法.其核心部分是以密度接近于水的悬浮填料直接投加到曝气池中作为微生物的活性载体,依靠曝气池内的曝气和水流的提升作用处于流化状态,它是悬浮生长的活性污泥和附着生长的生物膜法相结合的一种工艺.在国外,悬浮填料载体移动膜工艺已进入使用阶段,而我国的悬浮填料移动床生物膜工艺基本上还处于实验室阶段和中试研究阶段.目前,国内外对于活性污泥法同步硝化反硝化研究已达到实际应用水平,并取得较好的效果,而对于悬浮填料移动床生物膜工艺同步硝化反硝化的研究报道较少.DO(溶解氧)浓度是影响同步硝化反硝化的一个主要的限制因素,在对DO 质量浓度实行控制的条件下,可同时在生物膜的不同部位形成好氧区或缺氧区,这样便具有了实现同步硝化反硝化的物理条件.本试验以MBBR 同步硝化反硝化为研究对象,主要考察不同DO 质量浓度对SND 的影响,探索MBB R 工艺实现同步硝化反硝化生物脱氮可行性.
1 试验部分
移动床生物膜工艺流程见图1.试验所用移动
床生物膜反应器有效容积为6.5L .试验用水取自上海某小区生活污水,其水质C OD cr 质量浓度约50~350mg !L -1
,氨氮约11.2~27.8mg !L -1
,总磷(TP)约3.1~4.2mg !L -1
,碱度(以CaCO 3计)180m g !L -1
;pH 约7.6.生活污水经恒流泵定量进入填
料床反应器,反应器内设有曝气砂头,投加直径为
25mm 的球型悬浮填料作为生物载体见图2.该填料主要材质为聚丙乙烯塑料,通过添加不同量的无机添加剂调整填料密度,该填料密度为0.90~0.98kg !L -1
.在不曝气条件下,填料悬浮于池体表面,曝气条件下,能够达到全池流化状态.流化过程中填料可具有公转和自转运动,且不结团和堵塞,易于生物膜脱落,填料在流化状态时可对气泡进行切割,能有效提高充氧能力和传质效率.
2 结果与讨论
在气水体积比为3?1条件下连续进水进行生物膜培养试验,经过3周连续培养后镜检观察到有大量菌胶团、变形虫、漫游虫出现,培养1个月时镜检观察到有钟虫、轮虫等后生动物出现,生物膜呈浅褐色,C OD cr 去除率稳定在50%左右,标志着悬浮填料挂膜已经成熟.此后,通过调节气水比控制DO 质量浓度,分别进行不同DO 质量浓度条件下试验数据测试分析,有关分析结果如下.2.1 DO 对CODcr 去除的影响
移动床生物膜反应器在DO 质量浓度分别为6,4,2和1m g !L -1
、水力停留时间为8h 条件下,对CODcr 去除情况如图3所示.从图3可以看出,DO 质量浓度为4,6m g !L -1
左右时,COD cr 的去除率可分别达到96%和95%左右.当DO 质量浓度在2m g !L -1
时,悬浮填料膜生物反应器对有机污染物亦能进行很好的降解,出水C OD cr 质量浓度都很低.当DO 质量浓度为1m g !L -1
时,CODcr 的去除率约为89%左右,出水CODcr 有所上升且具有较大的波动性,但仍可维持较低浓度.上述实验表明,悬浮填料生物膜对该生活污水中有机物具有良好、稳定的去除性能,但要维持高效稳定的CODcr 去除效果,反应池中DO 质量浓度应保持在2m g !L -1
以上.2.2 DO 对MBBR 硝化效果影响
图4为不同DO 质量浓度条件下M BBR 对氨氮
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同济大学学报(自然科学版)第34卷
的去除情况.由图4可以看出,当DO 质量浓度在2m g !L -1
以上时,DO 对M BBR 硝化效果的影响不大,氨氮的去除率可达97%~99%,出水氨氮都能保持在1m g !L -1
以下.DO 质量浓度在1m g !L
-1
左右时,氨氮的去除率在84%左右,出水氨氮浓度有明显上升.由此可以推断溶解氧在生物膜内部的扩散是影响其硝化速率的主要因素.以前研究表明,悬浮载体生物膜及其他生物膜工艺主要缺点是在保持较高的硝化效果时,均需较高的DO 质量浓度
[7]
.
图3 不同DO 质量浓度对CODcr 去除率的影响Fig .3 COD cr re m ova l efficien cies at differen t
DO concen trations
图5,6为MBBR 工艺出水中对应的硝氮和亚硝氮质量浓度变化情况.由图6可以看出,在DO 质量浓度为6m g !L -1
这样较高浓度条件下,M BBR 工艺出水中依然可检测到亚硝氮,这证实了亚硝氮为氨氮硝化过程的中间产物(见反应(1)和(2)),且其较低质量浓度表明了氨氮的亚硝化过程是整个
硝化过程限速步骤.在污水处理工艺中,由于亚硝氮对鱼类等物种具有较强的毒性,因此出水中应保持较低的亚硝氮质量浓度.但在硝化反硝化生物脱氮过程中,对反硝化菌而言,硝氮和亚硝氮均可作为最终电子受体.因此,反硝化不仅可以经过硝氮途径(全程硝化反硝化)实现,也可以经亚硝氮途径(短程硝化反硝化)实现.早在1975年,V oe t 就发现在硝化过程中亚硝氮积累的现象,并首次提出了短程硝化-反硝化生物脱氮(short nitrificati o n den itrifi c a ti o n ,SND )机理,其方法就是将硝化过程控制在亚硝氮阶段而终止,随后进行反硝化.短程SND 生物脱氮与全程SND 生物脱氮相比具有以下特点:#可以节省约25%氧供应量,降低能耗;?节省约40%的反硝化碳源,在C 与N 质量比较低的情况下实现反硝化脱氮;%缩短反应历程,增加脱氮效率,节省50%的反硝化反应器容积;&减少投碱量,降低运
行费用.经历短程SND 生物脱氮技术对于废水的生
物脱氮处理,具有极大的吸引力.
NH +
4+1.5O 2
HNO 2+H +
+H 2O
(1)HNO 2+0.5O 2
HNO 3
(2)
图4 不同DO 质量浓度对氨氮去除率的影响
Fig .4 NH +4?N removal eff i c ien cy at
d ifferent DO lev
e ls
图5 不同DO 质量浓度条件下出水硝氮变化情况Fig .5 NO 3?N concentrat i on s i n the e ff l uen t
at d ifferen t DO levels
图6 不同DO 质量浓度条件下出水亚硝氮变化情况
Fig .6 NO 2?N concentrat i on s i n the e ff l uen t
at d ifferen t DO levels
2.3 MBBR 同步硝化反硝化生物脱氮
由图7知,DO 对TN 的去除影响很大,当DO 质量浓度为4m g !L -1
以上时,TN 的去除率在30%左
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第4期王学江,等:DO 对M BBR 同步硝化反硝化生物脱氮影响研究
右.这是因为DO 质量浓度很高时,DO 能穿透到生物膜内部,使其内部难以形成缺氧区,大量的氨氮被氧化为硝酸盐和亚硝酸盐,使得出水TN 质量浓度仍然很高.根据微环境理论,在生物膜反应器中污泥
浓度很高的情况下,即使DO 质量浓度很高,仍可使部分污泥絮体内部形成缺氧区,从而具有部分的反硝化能力.但当DO 质量浓度太高时,好氧层中的异养好氧菌活力很强,能将有机物进行快速彻底降解,所以即使在部分生物膜内部能形成缺氧区,也会由于有机物的供应不足而降低反硝化能力.由图4~6可知,当DO 质量浓度为2m g !L -1
时,MBB R 工艺中氨氮的去除效果良好,且仅伴随较低质量浓度的硝氮和亚硝氮产生,TN 的去除效果非常好.由此可以判断该DO 质量浓度条件下硝化和反硝化两个过程达到动力学平衡,使得M BBR 可实现良好的同步硝化反硝化生物脱氮,TN 去除率在90%以上.当
DO 质量浓度进一步降低为1m g !L -1
时,悬浮填料生物膜发黑,能形成较大比例缺氧层,所以反硝化能力增强(出水硝氮和亚硝氮质量浓度都很低),但由于DO 供应不足,M BBR 工艺硝化效果下降,使得出水氨氮浓度上升,从而导致出水TN 质量浓度上升,但仍可实现50%左右的TN 去除效果
.
图7 不同DO 质量浓度对TN 去除率的情况Fig .7 TN re m ova l efficien cy at d ifferen t DO levels
2.4 移动床生物膜生物相分析
在DO 质量浓度为2m g !L -1
,水力停留时间为8h 条件下的稳定运行过程中,对悬浮填料生物膜表层和深层微生物相进行镜检观察,镜检结果见图8.镜检发现,在生物膜表层的微生物相中累枝虫和轮虫较多;在膜内层生物相中存在大量线虫和丝状菌等原生动物,表明在该DO 浓度条件下,生物膜形成良好的好氧硝化层和缺氧反硝化层生态系统.2.5 M BBR 同步硝化反硝化生物脱氮机理分析
在菌胶团这样一个微生态系统中,细菌种群数
量繁多,各种群之间存在互惠互利、拮抗、捕食等多种复杂的相互关系.各种群都具有自己独特的生理生化机能,有些是共同的,有些是特有的,有些在某些生理生化反应进行的基础上才能进行.由于氧扩
散的限制,在生物膜(絮体内)内产生DO 浓度梯度(见图9).微生物絮体的外表面溶解氧质量浓度较高,以好氧菌、硝化菌为主;深入生物膜内部,氧传递受阻及外部氧消耗造成氧传质动力不足,产生缺氧区,反硝化菌占优势.将反应器DO 质量浓度控制在较低水平,将可能适当提高缺氧区微生物环境所占的比例,从而促进反硝化作用.在生物膜污水处理工艺中,由于生物膜密实性高,因此氧传质阻力较大.当DO 质量浓度维持在2m g !L -1
时,生物膜内部仍能形成合适比例的好氧层和缺氧层,使其既具有良好COD cr 去除效果,又可实现硝化和反硝化两个过程的动力学平衡,从而达到良好的同步硝化反硝化脱氮效果.而在常规好氧活性污泥系统中,在保持正常的有机污染指标去除的基础上,很难通过对DO 质量浓度调节来实现同步硝化反硝化作用.因此,此类系统通常采用间歇性操作来实现同一反应池中的同步硝化反硝化生物脱氮.
图8 悬浮填料微生物相镜检
Fig .8 Ana l ysis of m icroorgan is m on susp ended carr i er
图9 生物膜内DO 传质示意图
Fig .9 Pa ttern of d issolved oxygen concen tration
i n si de a biofil m
从同步硝化反硝化现象的生物学方面看,近年来由于好氧反硝化菌和异氧硝化菌的发现,打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识.正是由于好氧反
(下转第538页)
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4 结语
本文从白车身资源管理的复杂性出发,论述了建立白车身制造生产线资源管理系统的重要性.在建立白车身制造生产线资源管理系统总体方案的基础上,详细分析研究了以e M为工作平台,开发白车身制造生产线资源管理系统的实现方法和技术.当前白车身制造生产线资源管理还多为人工,该系统的建立,实现了在计算机上管理白车身资源信息,从而为解决当前白车身制造过程中存在的资源管理的问题提供了新的手段.该系统已经成功应用于国内某汽车制造公司,取得了明显的社会和经济效益.参考文献:
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(11):1.
(编辑:陶文文)
(上接第517页)
硝化菌、低DO质量浓度下的硝化菌、异养硝化菌及自养反硝化菌等的存在,同样使得同步硝化反硝化能够进行.
3 结论
悬浮填料移动床生物膜反应器对城市生活污水中有机物及氨氮具有良好的去除效果.在反应器填料投加率为50%、水力停留时间为8h、DO质量浓度为2m g!L-1时,M BBR工艺可通过同步硝化反硝化实现90%以上的脱氮效果.
移动床生物膜反应器具有生物膜相微生物种群丰富、较强的抗冲击负荷能力、出水水质稳定、氨氮去除高、传质效果好和占地面积小及运行维护方便等优点.该工艺能在同一个反应器中实现同时硝化和反硝化,并达到两个过程的动力学平衡,大大简化了生物法脱氮的工艺流程,提高生物脱氮的效率并节省投资.参考文献:
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(编辑:曲俊延)
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短程硝化反硝化的研究进展 摘要短程硝化反硝化技术主要用于处理高氨氮质量浓度和低C/N比的污水。成功实现短程硝化反硝化技术的关键是将硝化反应控制并维持在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化。本文探讨了短程硝化反硝化的机理并对氨氧化菌的分子生物学研究进行了分析，同时探讨了A/SBR工艺的应用。 关键词短程硝化反硝化氨氧化菌A/SBR 1 引言 近年来，随着工业化和城市化进程的不断提高，大量氮、磷等营养物质进入水体，水体富营养化的现象日益严重，由于常规的活性污泥工艺硝化作用不完全，反硝化作用则几乎不发生，总氮的去除率仅在10%～30%之间，出水中还含有大量的氮和磷[1]。因此，只有对常规的活性污泥法进行改进，加强其生物脱氮功能，才能解决日益突出的受纳水体“富营养化”问题。目前，各城市污水处理厂均应用新的运行方法和控制策略进行脱氮除磷。随着新的微生物处理技术的介入，污水处理设施的功效得到显著提高。短程硝化反硝化技术对于处理这种污水在经济和技术上均具有较高的可行性。 短程硝化反硝化技术已成为脱氮领域研究的热点。其研究内容主要集中在实现氨氧化菌在反应器的优势积累、构造适于氨氧化菌长期稳定生长并抑制亚硝酸氧化菌的最佳环境因素、优化过程控制模式实现持续稳定的短程硝化等。 2 短程硝化反硝化的机理 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程。第一步是由氨氧化菌( ammonium oxidition bacteria，AOB) 将NH4-N氧化NO-2-N的亚硝化过程;第二步是由亚硝酸氧化菌( nitrite oxidition bacteria，NOB) 将NO-2-N氧化为NO-3-N的过程。然后通过反硝化作用将产生的NO-3-N经由NO-2-N、NO或N2O转化为N2，NO-2-N 是硝化和反硝化两个过程的中间产物。V oets等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程NO-2-N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化生物
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；
■K硝化池 反硝化池主要是去除废水中的氨氮，同时降解废水中其他的污染物质。 反硝化细菌在缺氧条件下，还原硝酸盐，释放出分子态氮（N）或一氧化二 氮（NO）的过程。微生物和植物吸收利用硝酸盐有两种完全不同的用途，一是利用其中的氮作为氮源，称为同化性硝酸还原作用：NO —NH+f有机态氮。许多细菌、放线菌和霉菌能利用硝酸盐做为氮素营养。另一用途是利用N02和NO 为呼吸作用的最终电子受体，把硝酸还原成氮（2）,称为反硝化作用或脱氮作用：NO —NO-NT。能进行反硝化作用的只有少数细菌，这个生理群称为反硝化菌。大部分反硝化细菌是异养菌，例如脱氮小球菌、反硝化假单胞菌等，它们以有机物为氮源和能源，进行无氧呼吸，其生化过程可用下式表示： GH2Q+12NO—6HO+6C312NO+能量 CHCOOH+8N e6H2O+1OC04N+8OF+ 能量 少数反硝化细菌为自养菌，如脱氮硫杆菌，它们氧化硫或硝酸盐获得能量，同化二氧化碳，以硝酸盐为呼吸作用的最终电子受体。可进行以下反应： 5S+6KNO2HX 3N2+K2SO+4KHSO ■硝化池 这里的硝化主要是指生化处理工艺段的好养段，将氨氮氧化成亚硝酸氮或者 硝态氮的过程。由于污水氨氮较高。 该反应历程为： 亚硝化反 应］' （2-6） 硝化反 N~O2~-h-02 (2-7)
总反应 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。 发生硝化反应时细菌 分别从氧化NH -N 和NO 「-N 的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如 CO 3 一、HCO 、CO 等。假定细胞的组成为 GH 7NO ，则硝化菌合成的化学计量关系可表 示为： 亚硝化反 15CQ TlONO/ +3C 5H ?NO a +22H + +4巴0 硝化反 + NH. +10NO ； T + (2-10) 工艺中采用了两段硝化工艺设施。最大限度上降低生化手段降低氨氮的浓度, 同时减少其他污染物的浓度。 同时废水中的其他污染物质在两段反硝化 +硝化的过程中得到有效降解。 血 3 +202——NO,+ 屮 + (2-8) (2-9)
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
短程硝化反硝化生物脱氮技术概述 [摘要] 首先阐述了传统硝化反硝化脱氮过程；其次重点介绍了短程硝化反硝化生物脱氮机理，过程实现的控制因素；最后提出了短程硝化反硝化脱氮的研究前景。 [关键词] 短程硝化反硝化；生物脱氮 随着水体受到氮素污染越来越严重，废水脱氮日益受到人们的重视。其中生物脱氮技术将有机氮和氨氮通过硝化反硝化过程去除具有无可比拟的发展前景。其中传统的生物脱氮技术认为要完全去除水中的氨态氮就必须要经过完整的硝化与反硝化过程，即以硝酸盐作为硝化的终点和反硝化的起点，这主要是基于要防止对环境危害较大的亚硝酸盐的积累以及对好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌不能在同一个反应器里同时大量存在的认识导致的。而现在的大量研究表明，好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌是可以在同一个反应器里共同起作用的。因为在整体和每一单元填料表面所附着的生物膜上都存在基质和溶解氧的浓度梯度分布，这就为各种生态类型的微生物在生物膜内不同部位占据优势生态位提供了条件。由于短程硝化反硝化脱氮比传统的脱氮技术具有很多的优点，因此引起了国内外研究者的广泛关注，对影响短程硝化反硝化的因素以及实现和维持短程硝化反硝化的工艺控制进行了大量的研究。 1.传统硝化反硝化脱氮机理 1.1 硝化反应 硝化反应是由一类自养耗氧微生物完成的，包括两个步骤：第一步为亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐；第二步为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都利用无机碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作为碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量。 亚硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制时，有可能出现NO2-积累的情况。 1.2反硝化反应 反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程，它的主要过程是在缺氧的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮。反硝化细菌多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3-作为电子受体，O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度，有机物则作为碳源和电子供体提供能量，并得到氧化稳定。 反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化时通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将NO2-和NO3-还原为NO、N2O、N2等气体物质，主要是N2。而同化作用是反硝化菌将NO2-和NO3-还原成为NH3-N,供新细胞合成使用，使氮成为细胞质的成分，此过程可成为同化反硝化。 反硝化反应一般以有机物为碳源和电子供体。当环境中缺乏有机物时，微生物还可以消耗自身的原生质，进行所谓的内源反硝化。反应式如下：C5H7O2N+4NO3-→5CO2+NH3+2N2+4OH- 可见内源反硝化的结果是细胞原生质的减少，并会有NH3的生成，因此废
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
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
硝化与反硝化去除氨氮的 原理 Prepared on 22 November 2020
硝化与反硝化去除氨氮操作 一、硝化与反硝化的作用机理： 1、硝化细菌包括亚硝化菌和硝化菌，亚硝化菌将废水中的NH3转化为亚硝酸盐，硝化菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐，称为硝化作用。硝化作用必须通过这两类菌的共同作用才能完成。 2、反硝化菌将硝酸盐转化为N2、NO、N2O，称为反硝化作用。 3、硝化细菌必须在好氧条件下作用。 4、反硝化菌必须在无氧或缺氧的条件下进行。 二、作用方程式： 硝化反应： 2NH3＋3O2――（亚硝化菌）――2HNO2＋2H2O＋能量（氨的氧化） 2HNO2＋O2――（硝化菌）――2HNO3＋能量（亚硝酸的氧化） 反硝化反应： NO3— +CH3OH —— N2 + CO2+H2O+ OH—（以甲醇作为C源） 三、操作： 1、将购买的硝化菌投加到曝气池5、6#，亚硝化菌投加到曝气池1、 2、 3、4#，反硝化菌投加到厌氧池。 2、控制指标： 生物硝化 ①PH值：控制在— ②温度：25—30℃ ③溶氧：2—4mg/L
④污泥停留时间：必须大于硝化菌的最小世代时间，一般应大于2小时生物反硝化： ①PH值：控制在— ②温度：25—30℃ ③溶氧：L ⑤机碳源：BOD5/TN＞（3—5）过低需补加碳源
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，将氨氮通过硝化作用转化为亚硝态氮、硝态氮，即，将转化为和。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转化为氮气，即，将（经反亚硝化）和（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硝化——短程硝化： 硝化——全程硝化（亚硝化+硝化）： ○2反硝化——反硝化脱氮： 反硝化——厌氧氨氧化脱氮： 反硝化——厌氧氨反硫化脱氮： 废水中氮的去除还包括靠微生物的同化作用将氮转化为细胞原生质成分。主要过程如下：氨化作用是有机氮在氨化菌的作用下转化为氨氮。硝化作用是在硝化菌的作用下进一步转化为硝酸盐氮。其中亚硝酸菌和硝酸菌为好氧自养菌，以无机碳化合物为碳源，从或的氧化反应中获取能量。其中硝化的最佳温度在纯培养中为25-35℃，在土壤中为30-40℃，最佳pH值偏碱性。反硝化作用是反硝化菌（大多数是异养型兼性厌氧菌， DO 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 第26卷第5期 2006年5月 环 境 科 学 学 报 Acta Scientiae Circu m stantiae Vol .26,No .5May,2006 基金项目:国家自然科学基金-国际(地区)重大合作项目(No .50521140075);国家自然科学基金(No .20377003);北京市重点实验室开放基金 Supported by the Nati onal Natural Science Foundati on of China (No .20377003);The Key I nternati onal Cooperative Pr oject of NSFC (No .50521140075);The Open Pr oject of Key Laborat ory of Beijing 作者简介:马 勇(1976—),男,博士;3通讯作者(责任作者),E 2mail:pyz@bjut .edu .cn B i ography:MA Yong (1976—),male,Ph . D.;3Correspond i n g author ,E 2mail:pyz@bjut .edu .cn 马 勇,王淑莹,曾 薇,等.2006.A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究[J ].环境科学学报,26(5):703-709 Ma Y,W ang S Y,ZengW ,et al .2006.A /O p il ot 2scale nitr ogen re moval p r ocess treating domestic wastewater Ⅰ.The study of short 2cut nitrificati on and denitrificati on[J ].Acta Scientiae Circum stantiae,26(5):703-709 A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化 反硝化的研究 马 勇1 ,王淑莹2 ,曾 薇2 ,彭永臻 1,2,3 ,周 利 3 1.哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨150090 2.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京10002231青岛理工大学环境与市政学院,青岛266033 收稿日期:2005208219 修回日期:2006203221 录用日期:2006203221 摘要:应用A /O 生物脱氮中试试验装置处理实际生活污水,从pH 、污泥浓度(MLSS )、自由氨(F A )、温度、污泥龄(SRT )、溶解氧(DO )和水力停留时间(HRT )等方面系统的分析了A /O 工艺实现短程硝化反硝化的主要影响因素。结果表明,DO 浓度是A /O 工艺实现短程硝化反硝化的主要因素,由F I SH 检测发现长期控制低DO 浓度(0.3～0.7mg ?L -1)可以导致亚硝酸盐氧化菌(NOB )的淘洗,从而实现稳定的亚硝酸盐积累率,试验获得平均亚硝酸氮积累率为85%,有时甚至超过95%。提高DO 浓度,1周内亚硝酸氮积累率从85%降到10%,继续维持低DO 浓度,大约需要2个污泥龄时间才可重新恢复到较高的亚硝酸氮积累率(>75%)。低DO 浓度下,试验初期污泥沉淀性能随着亚硝酸氮积累率的增加而变差,而在试验后期,无论亚硝酸氮积累率多高,污泥沉淀性能一直很好,S V I 值处于80～120mL ?g -1关键词:A /O 中试装置;生活污水;短程硝化反硝化;低DO,亚硝酸氮积累;F I SH 文章编号:025322468(2006)0520703207 中图分类号:X70311 文献标识码:A A /O p ilot 2sca le n itrogen re m ova l process trea ti n g do m esti c wa stewa ter Ⅰ.The study of short 2cut n itr i f i ca ti on and den itr i f i ca ti on MA Yong 1 ,ZENG W ei 2 ,WANG Shuying 2 ,PENG Yongzhen 1,2,3 1.School of Munici pal and Envir onmental Engineering,Harbin institute of Technol ogy,Harbin 150090 2.Key Laborat ory of Beijing f orW ater Envir onmental Recovery Engineering,Beijing University of Technol ogy,Beijing 100022 3.I nstitute of Envir onment &Munici pal Engineering,Q ingdao technol ogical University,Q ingdao 266033Rece i ved 19August 2005; rece i ved in revised for m 21March 2006; accepted 21March 2006 Abstract:The effect of main fact ors,such as pH,MLSS,F A,T,SRT,DO and HRT,on short 2cut nitrificati on and denitrificati on was syste matically analyzed in a p il ot 2scale A /O nitr ogen re moval p lant treating domestic waste water .The experi m ental results de monstrated that DO is the main fact or t o achieve short 2cut nitrificati on in the study .Fish analysis p resented that a l ong 2ter m operati on at l ow DO (0.3～0.7mg ?L -1)concentrati on lead t o the eli m inati on of a mmonia oxidizing bacteria (AOB ),s o as t o realize nitrite accumulati on .The average nitrite accumulati on rati o could reach 85%;s ometi m es the nitrite accumulati on rati o was higher than 95%.The short 2cut nitrificati on and denitrificati on was da maged with the nitrite accumulati on rati o decreasing fr om 85%t o 10%when DO was increased above 1.5mg ?L -1.The nitrite accumulati on rati o was resumed t o 75%after about t w o sludge ages with the DO kep t in l ow level .The S V I increased with the increase of nitrite accumulati on rati o in the initial peri od,but the S V I maintained at a p r oper level of 80～120mL ?g -1in the after ti m e no matter how high or l ow the nitrite accumulati on rati o was .Keywords:A /O p il ot p lant;domestic waste water;short 2cut nitrificati on and denitrificati on;DO;nitrite accumulati on 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(N itroso m onas )将NH + 42N 氧化为 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） 反硝化细菌和反硝化聚磷菌在污水处理中的运用 摘要：微生物法在污水处理过程中起到十分重要的作用。其中反硝化细菌与反硝化聚磷菌在污水处理中运用更为广泛，本文就对这两种细菌的研究情况作一些简单概述。 关键词：反硝化细菌；反硝化聚磷菌；自养反硝化；好氧反硝化 随着人类生活水平的不断提高和工业生产的快速发展，带来越来越严重的水质污染问题。寻求新的高效污水处理办法也是现在的一大研究方向，微生物处理法在污水处理中有着广泛的运用。本文着重介绍两种细菌：反硝化细菌和反硝化聚磷菌在污水处理中的一些运用。 一．反硝化细菌 反硝化细菌(Denitrifying bacteria) 是一类兼性厌氧微生物,当处于缺氧环境时,反硝化细菌可用硝酸盐、氮化物等作为末端电子受体。有些反硝化细菌能还原硝酸盐和亚硝酸盐,有些反硝化细菌只能将硝酸盐还原为亚硝酸盐。 反硝化细菌与污水除氮原理：污水中的含氮有机物经过异养菌的氨化作用转变为氨氮,再经过硝化细菌的硝化作用将氨氮转变为亚硝酸盐和硝酸盐态氮,最后经过反硝化细菌的反硝化作用将亚硝酸盐和硝酸盐还原为NO、N 2 O ,并最终变 为N 2 ,从而将含氮物质从污水处理系统中排出。当环境中有分子态氧存在时,反硝化细菌氧化分解有机物,利用分子态氧作为最终电子受体。在无分子态氧存在下,反硝化细菌利用硝酸盐和亚硝酸盐作为电子受体,有机物则作为碳源及电子供体提供能量。在污水处理中,当溶解氧(DO) 小于或等于0.15mgPL 情况下,反硝化细菌利用污水中的有机碳源(污水中的BOD) 作为氢供体,以硝酸态盐作为电子 受体,将硝酸盐还原为NO、N 2O 或N 2 ,这既可消除污水中的氮,又可恢复环境的pH 稳定性,对污水处理系统的正常运行起重要作用。在污水处理中反硝化细菌种类很多。 影响污水脱氮过程中反硝化反应的因素： 1.有机碳源：一般认为,当污水中的BOD 5 PT2N 值> 3～5 时,即可认为碳源是充足的,此时不需要补充外加碳源。甲醇作为碳源时反硝化速率高,被分解后的产物为 CO 2和 H 2 O ,但处理费用较高。污水处理系统中碳源的种类不同可导致反硝化细 菌的类群及反硝化活性不同。 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 ■反硝化池 反硝化池主要是去除废水中的氨氮，同时降解废水中其他的污染物质。 反硝化细菌在缺氧条件下，还原硝酸盐，释放出分子态氮（N 2 ）或一氧化二 氮（N 2 O）的过程。微生物和植物吸收利用硝酸盐有两种完全不同的用途，一 是利用其中的氮作为氮源，称为同化性硝酸还原作用：NO 3-→NH 4 +→有机态氮。许 多细菌、放线菌和霉菌能利用硝酸盐做为氮素营养。另一用途是利用NO2-和NO 3 - 为呼吸作用的最终电子受体，把硝酸还原成氮（N 2 ），称为反硝化作用或脱氮作 用：NO 3-→NO 2 -→N 2 ↑。能进行反硝化作用的只有少数细菌，这个生理群称为反硝 化菌。大部分反硝化细菌是异养菌，例如脱氮小球菌、反硝化假单胞菌等，它们以有机物为氮源和能源，进行无氧呼吸，其生化过程可用下式表示： C 6H 12 O 6 +12NO 3 -→6H 2 O+6CO 2 +12NO 2 -+能量 CH 3COOH+8NO 3 -→6H 2 O+10CO 2 +4N 2 +8OH-+能量 少数反硝化细菌为自养菌，如脱氮硫杆菌，它们氧化硫或硝酸盐获得能量，同化二氧化碳，以硝酸盐为呼吸作用的最终电子受体。可进行以下反应： 5S+6KNO 3+2H 2 O→3N 2 +K 2 SO 4 +4KHSO 4 ■硝化池 这里的硝化主要是指生化处理工艺段的好养段，将氨氮氧化成亚硝酸氮或者硝态氮的过程。由于污水氨氮较高。 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。发生硝化反应时细菌 分别从氧化NH 3-N和NO 2 －-N的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如CO 3 2 －、HCO－、CO 2等。假定细胞的组成为C 5 H 7 NO 2 ，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) 工艺中采用了两段硝化工艺设施。最大限度上降低生化手段降低氨氮的浓度，同时减少其他污染物的浓度。 同时废水中的其他污染物质在两段反硝化+硝化的过程中得到有效降解。 （注：专业文档是经验性极强的领域，无法思考和涵盖全面，素材和资料部分来自网络，供参考。可复制、编制，期待你的好评与关注） 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（H2PO4-、HPO42-和H2PO43-)、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，否则除磷能力将污水处理工艺脱氮
A_O生物脱氮工艺处理生活污水中试_一_短程硝化反硝化的研究
水处理生物脱氮除磷工艺
环境微生物作业,硝化,反硝化细菌
污水生物脱氮技术原理
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污水处理工艺脱氮除磷基本原理
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