污泥浓度与脱氮关系

同步硝化反硝化脱氮机理及影响因素研究贾艳萍*贾心倩马姣（东北电力大学化学工程学院，吉林吉林132012）摘要：本文结合国内外研究，从宏观环境理论、微环境理论以及微生物学理论三方面阐明了同步硝化反硝化的脱氮机理，并对同步硝化反硝化的影响因素进行了综述，提出了该技术今后的研究方向。

关键词：同步硝化反硝化；脱氮机理；影响因素引言氮、磷等物质排入江河易导致水体的富营养化，传统脱氮理论认为，废水中氨氮必须经硝化反应和反硝化反应过程，才能够达到脱氮目的，这是因为硝化和反硝化过程中微生物生长的环境有很大差异，硝化反应需要有氧气存在的环境，而反硝化则需在厌氧或缺氧环境中进行。

近年来，国内外学者通过大量的试验对工程实践中遇到的现象和问题进行了研究，以传统的生物法脱氮理论作基础，发现硝化反应和反硝化反应可以在同一操作条件下同一反应器内进行，即同步硝化反硝化(简称SND)，它使传统工艺中分离的硝化和反硝化两个过程合并在同一个反应器中，避免了亚硝酸盐氧化成硝酸盐及硝酸盐再还原成亚硝酸盐这两个多余的反应，从而可节省约25%的氧气和40%以上的有机碳，在反应过程中不需要添加碱度和外加碳源。

与传统工艺相同处理效果情况下减少了20%的反应池体积，需要更低的溶解氧浓度（1.0mg/L左右），无混合液的回流以及反硝化搅拌设施[1,2]。

因此，SND简化了生物脱氮工艺流程，减少了运行成本。

它突破了传统的生物脱氮理论，简化了脱氮反应发生的条件和顺序，强化了生物脱氮过程，使传统的生物脱氮理论发生了质的飞跃。

1 同步硝化反硝化作用机理SND的脱氮机理可以从宏观环境理论、微环境理论和微生物学理论三个方面加以解释1.1宏观环境理论一般来说，反应中所需的DO都是通过曝气来供给，不同的曝气装置会导致反应器内DO的分布状态不同。

但是在好氧条件下的活性污泥脱氮系统中，无论哪种曝气装置都无法保证反应器中的DO在废水中分布均匀，例如：在SBR反应器中，曝气并不能保证整个反应器中DO完全处于均匀的混合状态,缺氧区域的存在就为该反应器中成功实现SND提供了可能。

传统活性污泥工艺运行方式的改进来源：中国论文下载中心更新时间：08-9-1 14:29 作者: 黄甦刘瑾1 传统工艺低负荷运行除磷脱氮的限度由于传统工艺运行的污水厂没有深度净化功能，也没有更多资金新建大规模污水处理厂，因此对老厂原工艺进行改进，使其成为AO或连续流间隙曝气工艺是十分必要的。

常规的活性污泥法采用的污泥负荷为0.2～0.3kgBOD5/(kgMLSS·d)，曝气池活性污泥浓度控制在2～3g/L之间，泥龄维持在4～5d以内。

由于泥龄短，活性污泥中硝化菌的增殖速率小于其随剩余污泥排出的速率，因而常规活性污泥法在满负荷的条件下，氨氮去除率低，一般仅为20%～30%。

为使按常规法设计的污水厂获得满意的硝化效果，必须减小污泥负荷，提高污泥泥龄。

在不增加曝气池容积的前提下，可采用的办法就是提高曝气池污泥浓度。

为了达到这一目标，要保证做到以下两点：一是活性污泥具有良好的沉降性能；二是曝气系统具有足够的供氧能力。

为了改善污泥的沉降性能，可采用超越初沉池的办法，这样进水中悬浮颗粒可能成为细菌絮凝的核心。

某污水处理厂采用超越初沉池的低负荷活性污泥法，严格控制曝气池溶解氧(前段1.1mg/L，中段1.6mg/L，后段2.8mg/L)，运行结果表明，BOD5的去除很好，出水平均值＜10mg/L，去除率达95.4%；NH3-N硝化相当完全，出水为0.1mg/L，硝化率为99.6%；氮磷的去除情况见表1。

超越初沉池，提高曝气池污泥浓度的运行结果表明，硝化的效果相当好，氨氮去除率达99%，但出水的总氮在20mg/L以上，去除效果还不是很理想。

某污水厂设计处理能力27 000 m3/d，实际水量为15 000m3/d，进水中很大部分为工业废水。

超越初沉池低负荷活性污泥法运行数据表明，在平均水温为26.6 ℃，MLSS为4.98 g/L，SVI为50.5 mL/g时，COD、BOD5的去除率达90%以上，出水NH3-N为3.0mg/L，硝化率为85.3%，当BOD5/TN为4.4时，总氮去除率为48.5%。

生物脱氮原理及6大参数高氨氮废水是我们经常会遇到的一种废水，想要将污水中的氨氮去除，除了要了解各种脱氮原理，还要从经济有效的角度来考虑选用哪种工艺，而生物脱氮技术恰恰符合以上条件，成为污水脱氮中最常见的工艺之一。

今天我们就来聊一聊生物脱氮原理和主要控制参数。

污水中的氮主要以氨氮和有机氮的形式存在，通常没有或只有少量亚硝酸盐和硝酸盐形式的氮。

只有不到20%——40%的氮在传统的二级处理中被去除。

污水生物处理脱氮主要是靠一些专性细菌实现氨形式的转化，经过氨化、硝化、反硝化过程，含氮有机化合物最终转化为无害的氮气，从污水中去除，其过程如图所示：1、工艺原理及过程硝化菌把氨氮转化为硝酸盐的过程称为硝化过程，硝化是一个两步过程，分别利用了两类微生物--亚硝酸盐菌和硝酸盐菌。

这两类细菌统称为硝化菌，这些细菌所利用的碳源是CO32-、HCO3-和CO2等无机碳。

第一步由亚硝酸盐菌把氨氮转化为亚硝酸盐，第二步由硝酸盐菌把亚硝酸盐转化为硝酸盐。

这两个反应过程都释放能量，硝化菌就是利用这些能量合成新细胞和维持正常的生命活动，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少了它的需氧量。

反硝化过程是反硝化菌异化硝酸盐的过程，即由硝化菌产生的硝酸盐和亚硝酸盐在反硝化菌的作用下，被还原为氮气后从水中溢出的过程。

反硝化过程也分为两步进行，第一步由硝酸盐转化为亚硝酸盐，第二步由亚硝酸盐转化为一氧化氮、氧化二氮和氮气。

同时，反硝化菌利用含碳有机物和部分分硝酸盐转化为氨氮用于细胞合成，该碳源既可以是污水中的有机碳或细胞体内碳源，也可以外部投加。

2、生物脱氮的工艺控制（1）消化过程（硝化菌）的影响因素1.温度：硝化反应的最适宜温度范围是30一35℃，温度不但影响硝化菌的比增长速率，而且影响硝化菌的活性。

温度低于5℃，硝化细菌的生命活动几乎完全停止：在5一35℃的范围内，硝化反应速率随温度的升高而加快；但达到30℃后，蛋白质的变性会降低硝化菌的活性，硝化反应增加的幅度变小。

活性污泥法的各种指标及相互关系：MLVSS /MLSS一般0.75左右，SVI =混合液30min 静沉后污泥溶积/污泥干重=SV%×10/MLSS（100ML 量筒）影响活性污泥处理效果的因素：①溶解氧2mg/l左右为宜②营养物BOD：N：P=100：5：1③PH值6.5-9.0④水温：20-30度⑤有毒物质：重金属、H2S等无机物质和氰、酚等有机物质。

会破坏细菌细胞某些必要的生理结构，或抑制细菌的代谢过程。

衡量曝气效果的指标及适用围：动力效率（Ep）、氧转移效率（EA）对鼓风曝气而言即氧利用率、充氧能力（对机械曝气而言）活性污泥法常见的问题及处理方法：①污泥膨胀：防止办法：加强操作管理，经常检测污水水质、溶解氧、污泥沉降比、污泥指数等。

解决办法：缺氧、水温高可加大曝气量或降低进水量以减轻负荷或适当降低MLSS，使需氧量减少。

如污泥负荷率过高，可适当提高MLSS值，以调整负荷。

如PH值过低，可投加石灰调整PH。

若污泥大量流失，则可投氯化铁，帮助凝聚。

②污泥解体：污水中存在有毒物质，鉴别是运行方面的问题则对污水量、回流污泥量、空气量和排泥状态以及SV%、MLSS、DO、Ns等进行检查，加以调整；如是混入有毒物质，需查明来源，采取相应对策。

③污泥脱氮：呈块状上浮，由于硝化进程较高，在沉淀池产生反硝化，氮脱出附于污泥上，从而使污泥比重降低，整块上浮。

解决办法：增加污泥回流量或及时排除剩余污泥，在脱氮之前将污泥排除；或降低混合液污泥浓度，缩短污泥岭和降低溶解氧等，使之不进行到硝化阶段。

④污泥腐化：污泥长期滞留而进行厌氧发酵生成气体，从而大块污泥上浮的现象。

防止措施：a、安设不使污泥外溢的浮渣清除设备；b、消除沉淀池的死角区；c、加大池底坡度或改进池底刮泥设备，不使污泥滞留于池底。

⑤泡沫：原因污水中存在大量合成洗涤剂或其他起泡物质。

措施：分段注水以提高混合液浓度；进行喷水或投加除泡剂等。

生物滤池：是以土壤自净原理为依据，有过滤田和灌溉田逐步发展来的。

污泥回流的一些知识在生物处理系统中必须保持足够且恒定的生物群体，因此在二沉池中所沉淀的生物固体（污泥）一部分必须返回到曝气池，另一部分从二沉池中排放掉。

返回到曝气池的生物量，是用来维持系统所要求的污泥浓度，降解进入系统中的有机物质。

有机物越多，需要的生物量越大，要想维持系统所要求的污泥浓度，就必须保证回流污泥的量。

在生物系统物料平衡中有如下关系式存在：X= X r•R/(1+R)式中：R ---污泥回流比%；X r---回流污泥浓度kg/m3；X ---混合液污泥浓度MLSS kg/m3由此式可看出:（1）想要得到预期的X（MLSS）值,就必须保证有一定的回流污泥浓度和回流污泥量；（2）X<X r。

回流污泥量，一般用回流比控制。

对于平流式和辐流式二沉池一般采用R≤1.5;竖流式沉淀池R≤2.0，因为较大的回流比会加大二沉池分离区紊动程度，而影响沉淀过程。

浓缩区的高度和停留时间与下列因素有关：固体负荷；二沉池进、配水方式；刮泥机种类与性能；污泥回流量及二沉池的池型等。

在我国一般认为，混合液在量筒中沉淀30min后形成的污泥浓度基本上可代表混合液在二沉池所形成的污泥浓度，也即为回流污泥浓度。

回流污泥浓度（X r）与SVI之间有下列关系：Xr=r•106/SVI（mg/l）式中的r是考虑污泥在二沉池中的停留时间、池深、污泥层厚度等因素有关的系数，一般取1.2左右。

污泥浓缩时间越长，底流污泥浓度则越高，回流污泥浓度越高，回流比R则可越小；另一方面活性污泥在二沉池浓缩区和刮泥区的停留时间应尽可能短，以免二沉池内污泥中的磷再次释放以及因脱氮(反硝化)而造成的污泥上浮现象。

但是要精确的确定最佳浓缩时间和影响系数，还要做大量的研究工作。

常见的疑问：问：你说回流比可以有较大的变化，难道运行中就不用控制了答：没错！要控制的是回流污泥量，我认为回流比是设计参数而不是工艺运行参数，在设计上有用，如污泥污泥管的通量和回流污泥泵的配制等。

污水处理中有关氨氮等生化处理方面常见问题解析在污水处理过程中，会遇到各种各样的污水问题。

例如：COD、氨氮、SS等指标不达标，污泥膨胀、浮泥和活性微生物死亡等，因为污水处理的原理都是相同的，所以污水处理研究从开始基本上是以生活污水作为研究蓝本的，我们以生活污水的为目标来总结运营过程中会遇到的问题。

进水水量与水质进水水量在我国，城市污水处理厂进水水量不足的现象普遍存在，这种吃不饱的原因既有通常被提到的污水收集管网建设滞后问题，也有设计能力超前的问题。

这两方面原因导致许多地方的污水处理厂已经建成几年仍不能满负荷运行，有些污水处理厂甚至只能抽取厂区周边的河水进行处理，使得污水处理工艺控制增加了难度，也增加了工程投资的成本，造成资产的闲置与浪费，无谓地过多消耗本来就已非常紧张的污水处理资金。

相反，有的污水处理厂存在长期超负荷运行状态，例如某污水处理厂一期工程规模为40万m3∕d,二期工程规模为24万m3∕d,但由于资金短缺而使二期工程建设滞后，一期实际处理量已达到52万πι3∕d,处理出水水质有所下降。

为此，合理确定污水处理厂建设规模与分期，高效使用治污资金，以及尽量提高污水收集率，是实现污水减排的前提。

进水水质污水收集管网不配套，雨污合流制管网较普遍，管网管理不到位，致使进入城市污水处理厂的进水中雨水、河道水和工业废水的比例较大。

以下进水水质情况均不利于污水处理厂的正常运行：1.进水中BOD、COD含量比设计值低，而氮、磷等指标则等于或高于设计值，从而增加污水脱氮除磷处理达标排放的难度；2.工业废水中的夹带油污或有毒物质对城市污水处理厂的生物系统造成巨大影响，在极端情况下这些油污或有毒物质会使整个生物系统瘫痪，微生物菌种死亡，整个污水处理厂不得不重新培养活性污泥；3.进水水质偏高，供氧与污泥脱水设备规格不能满足污水与污泥处理要求。

其中垃圾渗滤液引入给城市污水处理厂运行所造成的影响需要给予足够重视。

对于污水收集与污水处理能力不协调的问题，需要有关主管部门将城市排水管网和污水处理厂建设纳入城市建设近、远期总体规划，保证污水收集系统与污水处理厂同步或先行建设。

AO脱氮工艺计算公式｜AO脱氮工艺计算公式是指利用氨氧化工艺（AO工艺）进行水体中氨氮的脱除过程中相关参数的计算公式。

AO工艺是一种采用生物脱氮法将水体中的氨氮转化为氮气的处理工艺，一般分为两个阶段，即氨化阶段（Anoxic）和硝化阶段（Oxic）。

在AO脱氮工艺的计算中，主要需要计算的参数有氨氮的质量浓度、氨氮转化率和污泥的回流比率。

首先，计算氨氮的质量浓度。

在氨化阶段，氨氮的转化过程为：NH4+->NO2-+H2O->NO3-其中，NH4+为水体中的氨氮，NO2-为亚硝酸盐氮，NO3-为硝酸盐氮。

氨氮质量浓度（NH4-N）的计算公式为：NH4-N = NH4+浓度（mg/L）* 14 / 17其中，14为NH4+中氮原子的相对分子质量，17为氨态氮（NH4-N）的相对分子质量。

其次，计算氨氮的转化率。

氨氮转化率（η）是指在氨化阶段中，氨氮转化为亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的比例。

氨氮转化率的计算公式为：η=(NO2-N+NO3-N)/NH4-N*100%其中，NO2-N为亚硝酸盐氮的质量浓度（mg/L），NO3-N为硝酸盐氮的质量浓度（mg/L）。

最后，计算污泥的回流比率。

污泥的回流比率（RAS）是指将污泥从污泥浓化系统回流至脱氮系统的比例。

污泥回流比率的计算公式为：RAS=Qr/Qa*100%其中，Qr为回流污泥流量（m3/h），Qa为总进水流量（m3/h）。

以上是AO脱氮工艺的主要计算公式，通过计算这些参数可以评估和优化脱氮工艺的效果，从而实现高效的氮污染控制和处理。

这些公式提供了对AO脱氮工艺运行情况的定量分析和控制，并可作为工程设计和运营管理的依据。

生化法微生物去除氨氮过程需经过硝化和反硝化两个阶段过程。

传统观点认为：硝化过程为好氧过程，在此过程中，氨态氮在微生物的作用下转化为硝基氮和亚硝基氮；而反硝化过程为厌氧过程，在此过程中，硝基氮和亚硝基氮转化为氮气。

因此，一般的生物脱氮过程为厌氧／好氧过程、或厌氧／缺氧／好氧过程。

近年来的研究表明，反硝化过程可以在有氧的条件下进行，即好氧反硝化过程。

它为突破传统生物脱氮技术限制，利用一个生物反应器在一种条件下完成脱氮反应提供了依据。

SBR生物脱氮工艺的优点在于以时间序列代替空间序列，使好氧硝化过程和反硝化过程在同一容器中完成。

采用SBR技术处理高氨氮废水，在曝气段实现高氨氮废水的好氧硝化／反硝化处理。

通过实验研究，她们提出的反应序列为：一段缺氧一好氧曝气一二段缺氧的SBR反应器，好氧段反硝化脱氮率要占总脱氮率的70%以上。

研究表明：好氧反硝化菌为异养菌，脱氮反应历程与缺氧反硝化菌相同，并且最终产物主要为N2。

目前生物脱氮的浓度一般在400 mg／L以下，采用生物脱氮技术处理高浓度氨氮废水就需要进行大倍数稀释，这就使得生物处理设施的体积庞大，能耗会相应提高。

因此，在处理高氨氮废水时，采用生物处理前，一般要首先进行物化处理。

物化方法在处理高浓度氨氮废水时不会因为氨氮浓度过高而受到限制，但是不能将氨氮浓度降到足够低（如100 mg/L以下）。

而生物脱氮会因为高浓度游离氨或者亚硝酸盐氮而受到抑制。

实际应用中采用生化联合的方法，在生物处理前先对含高浓度氨氮的废水进行物化处理。

目前，较先进的生化脱氨主要有以下几类方法。

膜生物反应器技术膜生物反应器(MBR)是一种由膜过滤取代传统生化处理技术中二次沉淀池和沙滤池的水处理技术。

MBR将分离工程中的膜技术应用于废水处理系统，提高了泥水分离效率，并且由于曝气池中活性污泥浓度的增大和污泥中特效菌(特别是优势菌群)的出现，提高了生化反应速率。

同时，通过降低F／M比减少剩余污泥产生量(甚至为零)，从而基本解决了传统活性污泥法存在的突出问题。

温度和污泥浓度对短程内源反硝化脱氮的影响王少坡!彭永臻!王淑莹!张艳萍北京工业大学水质科学与水环境恢复工程重点实验室北京100022摘要!采用SBR反应器以亚硝酸盐NO2-作电子受体对温度和污泥浓度对短程内源反硝化脱氮的影响进行了研究结果表明在1530范围内随着温度的升高短程内源反硝化速率逐渐增高温度每升高10反硝化速率增加3倍温度一定时污泥浓度增加短程内源反硝化速率也相应增加当MLSS从4000m g L变化到12000m g L时反硝化速率从开始的0.0259g N g VSS d增加到了0.0378g N g VSS d即增大了近1.5倍即采用较高污泥浓度可以大大节省反应时间关键词!生物脱氮内源反硝化温度污泥浓度中图分类号!X703.1文献标识码!A文章编号!1003-6504"2005#04-0085-03氮污染是引起水体富营养化的主要因素之一污水中氮的去除越来越受到人们关注生物脱氮是污水脱氮处理中应用得最为普遍的方法生物脱氮包括硝化和反硝化两个过程作为常规硝化过程产物的硝酸盐NO3-和亚硝酸盐NO2-如果去除不彻底而排入水体则会给环境带来危害1-2硝酸盐及亚硝酸盐的去除可通过反硝化来完成生物反硝化需要有机碳源作为电子供体用于产能和细胞合成可用碳源一般有三类外加碳源原污水碳源和内源碳源利用原水碳源的前置反硝化工艺一般总氮去除率不高如果要进一步提高脱氮效率则需外加碳源而采用内源脱氮既可以节省外加碳源又可以减少剩余污泥产量和污泥处置费用有些工艺也正是利用内源反硝化来加强其脱氮或除磷效率的3-4然而国内外此类研究的详细报道却不多见对于短程内源反硝化以亚硝酸盐为电子受体的研究就更少本文主要对内源反硝化脱氮过程中不同温度及其污泥浓度MLSS对反硝化速率的影响进行了研究以期探索内源脱氮合适的环境条件和合理的运行参数1材料与方法1.1试验用泥试验所用活性污泥取自北京市某污水处理厂测得该活性污泥上清液各项指标如表1所示表1试验用污泥及其上清液指标m g Lp H O NH+4N NO-2N NO-3N T P V S S M LS S 7.37.630400301051370%76%1.2试验装置本试验采用总容积为8L的玻璃SBR反应器有基金项目!国家863科技专项2003AA601010北京市教委重点科技项目KZ200310005003作者简介!王少坡1975-男博士主要从事水污染控制研究方面的工作电话67392627效容积7L反应器中设有搅拌器保持泥水混合均匀温控仪和加热器用于调控水温运行方式为瞬时投加亚硝酸盐并搅拌定时检测混合液的MLSS N H+4-N NO-3-N和NO-2-N等参数在线监测ORP p H和水温见图12结果与分析2.1温度对短程内源反硝化速率的影响MLSS维持在6500m g L左右起始亚硝酸盐氮NO2-N浓度均为40m g L采用4个温度水平进行短程内源反硝化试验即172025和30图2为25时以NO2-N作电子受体时一个具有代表性的周期内氮的转化从图中可以看出随着反硝化反应的进行NO2-N浓度逐渐降低并在6h后达到最低反应起始NH4+N浓度较低然后逐渐增加这是由于微生物的死亡分解而导致混合液中氨氮浓度上升并使得反应后期总氮TN浓度变化有略微升高趋势该周期内TN最大去除率第9h为83%图3为4个温度水平下短程内源反硝化过程中NO2-N浓度的变化显然在试验范围内随着温度的升高反硝化速率相应加快当温度从20增加到30时内源反硝化速率由0.018g N m g VSS d 升高到0.057g N m g VSS d即增大了3倍多反硝化40m g L的亚硝态氮时间从6h缩短到4h因此在30以内采用较高的温度可以大大加快内源58温度和污泥浓度对短程内源反硝化脱氮的影响王少坡$等反硝化的反应速率温度不仅影响细菌的比增长速率 而且会影响细菌的活性 在5 30 随着温度的升高 反硝化反应速率也逐渐增加 温度过高 蛋白质的变性会降低细菌的活性 反硝化速率则会降低 当温度低于4 细菌的生命活动几乎停止 本试验的温度范围在15 30 之间 图4对不同温度下的短程内源反硝化速率进行了总结 并回归出实验条件下短程内源反硝化速率和温度之间的关系式 rN=0.0017e0.1173T2.2污泥浓度对反硝化速率的影响温度均控制在25 起始NO 2- N 浓度均为40m g L 在不同MLSS 下进行短程内源反硝化试验 这里采用5个MLSS 水平 分别为 4000m g L 6000m g L 8000m g L 10000m g L 和12000m g L图5是在不同污泥浓度下短程内源反硝化过程中NO 2- N 的变化情况 显然 高污泥浓度下NO 2-N 浓度降低的速率比低污泥浓度下要快 MLSS 为4000m g L 时 完全还原40m g NO 2- N L 需要11h而在12000m g L 的MLSS 下 只需3h 因此 采用短程内源反硝化进行脱氮时 应该选择较高的污泥浓度表2总结了本试验中不同污泥浓度 MLSS 下的反硝化速率rN值 可以看出 随着污泥浓度的增加r N 值也逐渐增大 根据反硝化反应动力学可知 5影响反硝化菌反硝化速率有两种底物 即硝态氮NO X - N =NO 3-N +NO 2-N 和碳源有机物由于各反应器内起始NO 2-N 浓度相同 因此 这里决定反硝化速率的主要有两个因素 反硝化菌数量和有机碳源 MLSS 较高时 相应的反硝化菌数量就较多 重要的是 反硝化菌可利用的有机碳源的量也相应增多 这是因为随着MLSS 的增高 微生物量也就增加 根据细菌死亡-再生 deat h-re g enerati on 理论 6微生物衰减时会产生二次基质 这些二次基质可供微生物生长使用 微生物量的增加 必然引起内源代谢物质的增多 因此 反硝化反应所需要另一底物 有机碳源浓度也随之增大 这两个因素协同作用 最终导致了反硝化速率的加快 因此 在起始亚硝酸盐浓度相同的条件下 随着MLSS 的增高 短程内源反硝化速率也逐渐增加 当MLSS 从4000m g L 变化到12000m g L 时 N 值从0.0259g N g VSS d 增加到了0.0378g N g VSS d 即 N 值增大了近1.5倍表2不同M LS S 下的短程内源反硝化速率MLSSm g L 起始NO 2-浓度m g L 反硝化速率g N g VSS d标准误差4000400.02590.00146000400.02910.00158000400.03130.001510000400.03410.001312000400.03780.00183结论1 采用短程内源反硝化脱氮 在节省100%外加碳源条件下 总氮去除率可达80%以上2 污泥浓度一定时 在15 30 内 随着温度的升高 短程内源反硝化速率加快 温度每升高10 反应速率增大3倍 试验条件下短程内源反硝化速率和温度的关系式为 N =0.0017e 0.1173T!下转第103页"68第28卷第4期2005年7月埋场距离大小的关系不很明显表明污染质在粘土屏障中渗透扩散传播对500m以内的土壤环境造成的影响已趋平稳态势考虑到垃圾场处于瓯江边长年受流动水的影响污染浓度可能会有所减少否则污染更为严重同时垃圾场污染向江水和地下水的渗透也是不可避免的本调查还对土壤中水分以及挥发酚的含量进行了测量结果也高于土壤的本底含量对土壤环境存在一定的影响3讨论与展望我国大部分城市的垃圾填埋场院和部分工业固体废物填埋场都采用当地天然黏土或人工改性土作为防渗衬层其最大的优点就是经济成本低但事实证明6-8几乎所有的黏土衬层都不可避免地被一部分垃圾渗滤液经过一段时间的腐蚀而穿透由此造成地下水和环境的污染尤其是城市垃圾在进入填埋场之前绝大部分都没经过早期脱水处理加上填埋场封顶防渗措施缺乏或排水不畅在全年雨水充足的亚热带地区渗滤液必然大量产生导致天然防渗衬层的填埋场对周边环境尤其是对地下水起到的污染隔离作用非常有限严格地说黏土型防渗层只能延缓渗滤液的渗漏并不能绝对安全地阻止污染的迁移就目前而言9-10对防渗衬层或屏障材料的研究和设计主要考虑如何防止污染因对流而渗透因浓度梯度而扩散起到隔离的作用在考虑到垃圾经过多年的填埋会自动降解或衰减保持稳定后便可成为名符其实的垃圾安全处置地但从调查的情况看杨府山垃圾填埋场在勘探深度内由淤泥及淤泥夹砂二个工程地质层组成渗透系数与黏土的接近＜10-7c m sec不到20年的时间内污染质已穿透天然屏障对周围500m土壤造成了不容忽视的污染今后屏障材料和结构的发展方向不仅是防渗还要考虑对可能穿透的污染进行有效处理净化和降解新型的屏障隔离材料结合物理化学方法和生物技术提出了两种基本不同类型的增强屏障的概念一种是所谓的矿化增强屏障具有低渗透率由吸咐沉淀和可能的其他化学反应延缓有机和无机的污染另一种是生物增强型屏障不但具有低渗透率而且有能力促使和提高已经渗透的有机污染进行生物降解也有能力象第一种类型一样延缓有机和无机污染增强型屏障是对现有屏障的改进是目前研究的热门课题!参考文献"1Huan g W ei.F i nite el e m ent anal y sis f or t he barri er s y ste m of t he landfill J.Soil and S edi m ent onta m i nati on2002113.2赫英臣H uell m ann金瞰昆.垃圾填埋场的保护目标与安全J.河北建筑科技学院学报200219228-30. 3陈怀满土壤-植物系统中的重金属污染M.北京科学出版社1996.4秦天才吴玉树王焕校.镉铅及其相应作用对小白菜生理生化特性的影响J.生态学报199414146-50.5任继凯陈清朗陈灵芝.土壤中镉铅锌及其相互作用对作物的影响J.植物生态学与地植物学丛刊198264320-329.6Hei ke B B radl V ertical Barri ers.W it h Increased Sor p ti ona p aciti es R.Inter nati onal ontai n m ent T echnol o gyonf erence S t Petersbur g F l ori da199729-12645-651.7H Y Fan g John L ani els H il ar y I In y an g.Envir o-g eotechnical onsi derati ons i n W aste ontai n m ent S y ste mesi g n and Anal y sis J.i bi d.414-421.8A B randeli k Huebner Lar g e-area.Lon g-ter m M onit o-ri n g of M i neral Barri er M ateri als J.i bi d.1060-1066.9Ral p h R R Ja m es K M.A ssess m ent of Barri er ontai n-m ent T echnol o g i es M.Inter nati onal ontai n m ent T ech-nol o gy W or ksho p Balti more M ar y l and1995829-31. 10陈崇成高吉喜李军.城市垃圾填埋场地下水环境预测评价J.福州大学学报1998202105-109.收稿2004-06-23修回2004-08-31～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～～!上接第86页"3随着污泥浓度的增高短程内源反硝化速率逐渐增加因此在采用内源反硝化进行脱氮时应该选择较高的污泥浓度以缩短反应时间!参考文献"1郑平胡宝兰.生物脱氮技术的研究进展J.环境污染与防治199719425-28.2中国环境优先污染物监测课题组.环境优先污染物M.北京中国环境科学出版社1989.15-16.3周雹.城镇污水生物处理新工艺及其应用J.中国给水排水200391236-39.4罗宁罗固源吉方英等.利用聚磷菌快速内源性反硝化脱氮研究J.重庆环境科学200325632-34.5郑兴灿李亚新.污水除磷脱氮技术M.北京中国建筑工业出版社1998.51-53.6M ar k M V an Loosdrecht M o g ens HenZe.M ai nte-nance endo g enous res p irati on l y sis deca y and p redati onJ.W ater S ci ence and T echnol o gy1999392107-117.收稿2004-06-23修回2004-8-23301垃圾污染质在天然黏土屏障中运移情况的调查黄蔚温度和污泥浓度对短程内源反硝化脱氮的影响作者：王少坡， 彭永臻， 王淑莹， 张艳萍， WANG Shao-po， PENG Yong-zhen， WANG Shu-ying ， ZHANG Yan-ping作者单位：北京工业大学水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022刊名：环境科学与技术英文刊名：ENVIRONMENTAL SCIENCE & TECHNOLOGY年，卷(期)：2005,28(4)被引用次数：4次1.Mark C M;Van Loosdrecht;Mogens Henze Maintenance,endogenous respiration,lysis, decay and predation[外文期刊] 1999(02)2.郑兴灿;李亚新污水除磷脱氮技术 19983.罗宁;罗固源;吉方英利用聚磷菌快速内源性反硝化脱氮研究[期刊论文]-重庆环境科学 2003(06)4.周雹城镇污水生物处理新工艺及其应用[期刊论文]-中国给水排水 2003(12)5.中国环境优先污染物监测课题组环境优先污染物 19896.郑平;胡宝兰生物脱氮技术的研究进展 1997(04)1.张丽莉.赵旭德.刘子国.夏璐SBR处理城镇污水中除磷反应进程研究[期刊论文]-工业安全与环保 2011(3)2.赵丰.戴兴春.黄民生温度对A~2/O工艺脱氮影响的研究[期刊论文]-环境科学与技术 2010(3)3.殷芳芳.王淑莹.昂雪野.侯红勋.彭永臻.王伟碳源类型对低温条件下生物反硝化的影响[期刊论文]-环境科学 2009(1)4.杨丽丽.张明星.曹月波.王晓玲二沉池硝态氮分布的CFD模拟[期刊论文]-现代农业科技 2008(18)本文链接：/Periodical_hjkxyjs200504035.aspx。

生物脱氮各阶段的控制参数生物脱氮工艺是通过硝化作用和反硝化作用两个过程实现的。

硝化作用分为两个阶段，即亚硝化（氨氧化）和硝化（亚硝酸氧化），分别由两类化能自养微生物完成，亚硝化细菌进行氨的氧化，硝化细菌完成亚硝酸氧化，再经反硝化细菌将硝态氮转化为氮气。

内容分享生物脱氮各阶段的控制参数。

一、硝化阶段硝化阶段：含氮有机物（有机氮）在有氧或无氧环境中被氨化为氨氮，改部分污水进入有氧的处理构筑物后，在亚硝酸细菌和硝化菌的做一下转化为硝酸盐氮，为后续反硝化提供准备。

溶解氧：溶解氧控制在2~3mg/L之间，溶解氧低于0.6mg/L，硝化过程将受到较大抑制。

水温：硝化菌比较合适的水温20~30℃之间。

通常低于5℃时，硝化菌的活动就基本停止。

PH值：硝化菌最佳的PH值7.5~8.5。

底物浓度：硝化细菌是自养型好氧菌，底物浓度对于硝化菌不是其生产的必要因素。

污泥龄：需要保证好氧系统的微生物有足够的硝化菌，提供硝化菌的浓度，通常将污泥龄控制在10d左右。

二、反硝化阶段反硝化阶段：承接硝化段的产物硝酸盐氮，对其进行反硝化反应，使硝酸盐氮转化为氮气排出水体。

PH值：反硝化过程合适的PH值6.5~7.5，PH值控制不当，将影响反硝化细菌的生长速率及反硝化酶的活性。

水温：反硝化菌和硝化菌对水温的要求基本相同，反硝化菌耐受高水温较硝化菌强，一般在20~40℃。

底物浓度：底物浓度对于反硝化的进行至关重要，BOD5/RKN>4.0，否则需要补充底物（投加碳源）。

溶解氧：反硝化进行需要严格控制溶解氧，一般控制在DO>0.5mg/l,反硝化菌属于兼性菌，有氧和无语条件下皆可生存，我们需要利用的是反硝化菌无氧代谢。

甘度| 做好菌种做好服务。

污水脱氮除磷工艺氨氮、总氮、总磷超标原因及控制一、氨氮超标原因及控制措施1、污泥负荷与污泥龄生物硝化属低负荷工艺，F/M一般在0.05～0.15kgBOD/ kgMLVSS•d。

负荷越低，硝化进行得越充分，NH-N向NO--N转化的效率就越高。

与低负荷相对应，生物硝化系统的SRT般较长，因为硝化细菌世代周期较长，若生物系统的污泥停留时间过短，污泥浓度较低时，硝化细菌就培养不起来，也就得不到硝化效果。

SRT控制在多少，取决于温度等因素。

对于以脱氮为主要目的生物系统，通常SRT可取11～23d。

2、回流比与水力停留时间生物硝化系统的回流比一般较传统活性污泥工艺大，主要是因为生物硝化系统的活性污泥混合液中已含有大量的硝酸盐，若回流比太小，活性污泥在二沉池的停留时间就较长，容易产生反硝化，导致污泥上浮。

通常回流比控制在50～100％。

生物硝化曝气池的水力停留时间也较活性污泥工艺长，至少应在8h以上。

这主要是因为硝化速率较有机污染物的去除率低得多，因而需要更长的反应时间。

3、BOD5/TKNBOD5/TKN越大，活性污泥中硝化细菌所占的比例越小，硝化速率就越小，在同样运行条件下硝化效率就越低；反之，BOD5/TKN越小，硝化效率越高。

很多城市污水处理厂的运行实践发现，BOD5/ TKN值最佳范围为2～3左右。

4、溶解氧硝化细菌为专性好氧菌，无氧时即停止生命活动，且硝化细菌的摄氧速率较分解有机物的细菌低得多，如果不保持充足的氧量，硝化细菌将“争夺”不到所需要的氧。

因此，需保持生物池好氧区的溶解氧在2mg/L以上，特殊情况下溶解氧含量还需提高。

5、温度与pH硝化细菌对温度的变化也很敏感，当污水温度低于15℃时，硝化速率会明显下降，当污水温度低于5℃时，其生理活动会完全停止。

因此，冬季时污水处理厂特别是北方地区的污水处理厂出水氨氮超标的现象较为明显。

硝化细菌对pH反应很敏感，在pH为8～9的范围内，其生物活性最强，当pH＜6.0或＞9.6时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。

关于布吉污水处理厂高污泥浓度对脱氮除磷的影响【摘要】通过布吉污水处理厂调试运行中发现在aa/o工艺中高污泥浓度有利于提高脱氮除磷效率。

本文主要介绍了污泥浓度高脱氮除磷过程中的有利因素。

具体从反应速率、回流溶解氧、有机碳源分配、同程反硝化等方面进行解释。

从而得出在处理设施允许的条件下应尽量提高污泥浓度来提高系统的脱氮除磷效率的观点。

【关键词】脱氮除磷；硝化；反硝化；污泥浓度；释磷；高泥龄一、概述当前，普遍认为污水处理厂污泥浓度正常值处于3000～4000mg/l，如污泥浓度过高，很可能导致生化系统能耗过高，微生物对于营养源竞争强度过大，导致有效菌种数量减少，出水水质下降，而且污泥浓度过高很可能导致二沉池翻泥，进一步影响出水水质。

然而，高污泥浓度（或者污泥龄长）并非一无是处，相反高污泥浓度在一定程度上能够提高脱氮除磷效率，对于特别的某些厂来说反而比较适合将污泥浓度控制在较高值，而不是在3000～4000mg/l 范围，如深圳市布吉污水处理厂就是其中之一。

（如表1）通过表1可知2012年全年可以看出布吉污水处理厂生化池污泥浓度维持在较高的浓度，从数据看维持高浓度对生化池的脱氮除磷有一定的降解作用，其tp<0.5mg/l tn<15mg/l，mlss值一直维持较高的浓度，这说明污泥中活性组分所占比例较高，可能导致污泥中聚磷菌的含量高，使得总磷去除率有所上升。

二、高污泥浓度促进脱氨除磷的因素（一）高污泥浓度与脱氮关系生物脱氮过程中，硝化作用的程度往往是生物脱氮的前提，其控制相对比较简单；反硝化作用是生物脱氮的关键，其受诸多因素影响较大，同时反硝化效果也很大程度上影响系统除磷。

1、高污泥浓度对硝化影响影响硝化反应的环境因素有很多包括：ph、温度、srt、do、bod/tkn、污泥浓度、有毒物质等。

实际污水处理厂在工艺的运行中只能对srt、do、bod/tkn、污泥浓度等参数进行控制。

（1）在好氧硝化过程中较高的污泥浓度其硝化细菌的浓度相对较高，因此好氧硝化反应的速率在高污泥浓度条件下较高。

反硝化脱氮产泥系数全文共四篇示例，供读者参考第一篇示例：反硝化脱氮产泥系数是指在脱氮过程中产生的污泥量与去除的氮量的比值。

它反映了脱氮工艺中产生的副产物，即污泥的数量。

通常情况下，反硝化脱氮产泥系数越高，说明单位氮去除需要较多的污泥产生，这对后续的处理与处置工作都会带来一定的影响。

反硝化脱氮是一种常见的脱氮技术，通过在缺氧或微氧条件下利用硝态氮作为电子受体，还原为氨氮或氮气的过程来实现氮的去除。

在这一过程中，细菌通过还原硝态氮来获得生长的能量，而产生的副产物就是污泥。

反硝化脱氮产泥系数可以看作是衡量这一过程效率和经济性的一个重要参数。

反硝化脱氮产泥系数的大小受到多种因素的影响，主要包括废水水质、废水流量、废水温度、废水pH值、氮负荷等因素。

废水水质的好坏直接影响了系统中微生物的生长繁殖情况，从而影响了氮的去除效率和产泥系数。

废水流量和温度的大小也会对细菌的活性和生长速率产生影响，进而影响产泥系数的大小。

而废水的pH值和氮负荷则直接决定了反硝化脱氮过程的进行情况，影响了氮的去除效率和产泥系数。

在实际的工程应用中，需要根据实际情况进行合理的选择和优化，以减少反硝化脱氮产泥系数。

一般来说，通过调节pH值、控制氮负荷、增加有机物负荷等方法可以有效降低产泥系数。

合理设计反硝化脱氮工艺、提高废水处理设备的效率和稳定性，也是降低产泥系数的重要手段。

需要指出的是，降低反硝化脱氮产泥系数并不意味着是一种好的方向，有时过低的产泥系数可能会引起新的问题。

产泥是脱氮过程中不可避免的产物，过分追求降低产泥系数可能导致废水中氮的去除效率下降，甚至影响后续废水处理的有效性。

在进行相关工艺设计和操作时，需要综合考虑各种因素，寻求产泥系数与氮去除效率之间的最佳平衡点。

反硝化脱氮产泥系数是衡量脱氮工艺效率和经济性的一个重要指标。

通过合理优化反硝化脱氮工艺和操作，可以降低产泥系数，提高氮的去除效率，从而实现废水处理系统的高效运行与持续改进。

《水污染控制工程》重点复习题一．名词解释1 生物膜法2 活性污泥法3 生物脱氮4 泥龄5 污泥比阻6. 水体自净7. 废水生物处理8BOD59 破乳10. 有机负荷（N S）11. SVI12. 毛细时间13. 米氏方程二．问答题1何谓活性污泥法？画出其基本工艺流程并说明各处理构筑物的功能作用。

2.污泥沉降比，污泥指数，污泥浓度三者关系如何？试叙其在活性污泥运行中的重要意义。

3. 画出厌氧－缺氧－好氧生物脱氮除磷工艺流程图，并简述其工作过程。

4. 普通活性污泥法中为什么存在氧气的供需矛盾？如何解决该矛盾？5试说明沉淀有哪几种类型？各有何特点，并讨论各种类型的内在联系与区别、各适用在哪些场合？6 在气浮中微气泡与悬浮颗粒粘附的基本条件是什么？如何改善微气泡与悬浮颗粒的粘附性能？7 生物滤池中的滤料要满足什么要求？8设置沉砂池的目的和作用是什么？曝气沉砂池的工作原理与平流式沉砂池有何区别？9 在缺氧－好氧生物脱氮工艺中，为什么将缺氧池置于好氧池之前？10水的沉淀处理法的基本原理是什么？试分析球形颗粒的静水自由沉降（或浮上）的基本规律，影响沉淀或浮上的因素有哪些？11．化学混凝剂在投加时为什么必须立即与处理水充分混合,剧烈搅拌? 12．化学沉淀法与化学混凝法在原理上有何不同?使用的药剂有何不同?三、计算题1. 已知活性污泥曝气池进水水量Q＝2400m3/d，进水BOD5为180mg/L，出水BOD5为40mg/L，混合液浓度MLVSS＝1800mg/L，曝气池容积V＝500m3，a＝0.65，b ＝0.096d－1，求剩余污泥量 X并据此计算总充氧量R。

2. 已知曝气池的MLSS为2.2g/L，混合液在1000ml量筒中经30min沉淀的污泥量为180ml，计算污泥体积指数。

如污泥的含水率从98.5％降到94％，求污泥体积变化。

3. 某城市拟采用鼓风曝气活性污泥法处理其生产污水，设计流量为10000m3/d，进曝气池BOD5浓度为200mg/L，要求去除率为90％，有关设计参数为Y＝0.4kg/kg，k d＝0.1/d，二沉池排出污泥浓度Xu＝9000mg/L，求曝气池有效容积、每天排除污泥量和回流比。

反硝化脱氮产泥系数全文共四篇示例，供读者参考第一篇示例：反硝化脱氮是一种重要的污水处理技术，可以有效降低水体中的氮污染。

在反硝化脱氮过程中，产生的污泥是一个重要的副产品。

而反硝化脱氮产泥系数则是反映反硝化脱氮过程中产生污泥量的一个重要参数。

一、反硝化脱氮产泥系数的定义反硝化脱氮产泥系数是指在反硝化脱氮过程中，单位去除的氮产生的污泥的质量与单位去除的氮的质量之比。

具体可以用以下的公式表示：产泥系数=（产生的污泥量）/（去除的氮量）1. 底物种类和浓度：反硝化脱氮的底物种类和浓度会影响产泥系数，一般来说，有机物含量高、碳氮比大的底物更容易产生较多的污泥。

2. 氧气浓度：氧气浓度对反硝化脱氮的效率和产泥系数都有明显影响，氧气浓度低会促进产生较多的污泥。

3. 温度：温度是影响微生物代谢活动的重要因素，适宜的温度可以提高反硝化脱氮的效率。

4. PH值：PH值对微生物的生长和反硝化脱氮过程也有一定影响，适宜的PH值可以减少产泥系数。

5. 营养盐含量：水体中营养盐含量过高会导致微生物生长异常，增加产泥系数。

了解反硝化脱氮产泥系数的意义对于设计和运营污水处理系统非常重要。

通过控制产泥系数，可以在保证脱氮效率的减少污泥处理的成本和难度。

合理的产泥系数可以帮助提高污泥的干化率和降解率，在减少二次污染的同时实现资源化利用。

1. 选择合适的底物种类和浓度：根据水体的实际情况选择适宜的底物种类和浓度，尽量减少底物过量的情况。

2. 控制氧气浓度：在反硝化脱氮系统中，要根据实际需要合理控制氧气浓度，尽量减少氧气的进入。

3. 提高温度：保持适宜的温度有助于提高微生物的活性，降低产泥系数。

4. 调控PH值：稳定水体中的PH值，避免出现酸碱变化，有利于减少产泥系数。

五、结语第二篇示例：反硝化脱氮是一种重要的水源保护技术，可有效减少水体中的氮污染。

在反硝化脱氮过程中，产生的污泥是一个重要的副产品。

而反硝化脱氮产泥系数则是评估该技术效果的重要指标之一。

反硝化脱氮产泥系数
产泥系数的数值可以受到很多因素的影响，比如反硝化菌的种
类和数量、废水的氮浓度、温度、PH值等。

产泥系数的数值通常在0.3到0.5之间，这意味着对于每单位氮的去除，需要产生0.3到
0.5单位的污泥。

产泥系数的数值越高，说明反硝化过程产生的污
泥量相对较多，而数值较低则说明污泥产生相对较少。

在实际的污水处理工程中，需要根据具体情况来调整产泥系数，以达到最佳的污水处理效果。

产泥系数的准确评估和控制对于污水
处理系统的稳定运行和氮素去除效率具有重要意义。

因此，在污水
处理工程中，对产泥系数的研究和控制都具有重要的理论和实际意义。