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
近年来，随着工业化和城市化程度的不断提高，合成洗涤剂、化肥和农药被广泛使用。大量氮元素进入水体，使水体富营养化日益严重，我国现有污水处理厂中有60%没有脱氮功能,即使有脱氮功能的污水处理厂采用传统的脱氮技术对氨氮、总氮的去除率仅在10％～30％之间仍然难达到一级A标准[1]。因此，越来越多的国家和地区开始制定日趋严格的污水排放标准，这就意味着对新建及已建污水处理厂提出了更高的要求。和其他的脱氮技术相比生物脱氮技术相对其他方法的脱氮技术有着很强的优势，但传统的生物脱氮工艺存在着一些不可避免的缺陷，随着研究的不断深入，新的脱氮技术越来越多的引起人们的注意，已经成为当前研究的热点[2]。
1生物脱氦机理
生物脱氮包括氨化、硝化、反硝化三个过程，并由有机氮氨化、硝化、反硝化及微生物的同化作用来完成，即水体中的有机氮首先在氨化菌的作用下转化为氨态氮，这也就是所谓的氨化阶段。一般氨化过程与微生物去除有机物同时进行，氨化作用进行得很快，有机物去除结束时，氨化过程也已完成；之后是硝化阶段，
-一N；最后是反硝化阶氨态氮在好氧的条件下通过亚硝化菌和硝化菌转化为NO
2
段，该阶段在缺氧的条件下，通过反硝化菌将亚硝酸盐氮和硝酸盐氮转化为N
2 O。由于反硝化细菌是兼性厌氧菌，只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝或N
2
化，因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境[1]。
而近年来的一些研究发现，在好氧的条件下发生了同时硝化和反硝化作用；在厌氧的条件下氨态氮减少；这些现象都无法用传统生物脱氮理论来解释，表明除了传统的生物脱氮理论外，还存在其他的生物脱氮原理。
2传统生物脱氮技术
废水中的氮以有机氮、氨氮、亚硝氮和硝酸盐4种形态存在。传统生物脱氮技术遵循已发现的自然界氮循环机理，废水中的有机氮依次在氨化菌、亚硝化菌、硝化菌和反硝化菌的作用下进行氮化反应、亚硝化反应、硝化反应和反硝化反应后最终转变为氮气而溢出水体，达到了脱氮目的。
普遍认为氨氮的去除是通过硝化和反硝化这两个相互独立的过程实现的，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，反硝化反应则发生在严格的缺氧或厌氧条件下。在这种理论指导下，传统的生物脱氮工艺都是将缺氧区(或厌氧区)与好氧区分隔开，如A／0、A2／O等工艺；或者是在同一个反应器中，通过时问或空问上的好氧和缺氧的交替进行来实现氮的去除，如SBR等工艺[2]。
2.1 传统生物脱氮工艺
2.1.1 三级活性污泥法脱氮工艺[5]
它是以氨化、硝化和反硝化3项反应过程为基础建立的。其工艺流程示之于下图所示：
第一级曝气池为一般的二级处理曝气池，其主要功能是去除BOD、COD，使有
机氮转化，形成NH
3、NH
4
，即完成氨化过程。第二级硝化曝气池，在这里进行硝
化反应，使NH
3及NH
4
氧化为NO
3
-N。第三级为反硝化反应器，这里在缺氧条件下，
NO
3-N还原为气态N
2
，并逸往大气，在这一级应采取厌氧--缺氧交替的运行方式。这种系统的优点是有机物降解菌、硝化菌、反硝化菌，分别在各自反应器内
生长增值，环境条件适宜，而且各自回流在沉淀池分离的污泥，反应速度快而且比较彻底。但处理设备多，造价高，管理不够方便。
2.1.2 A/O工艺
该工艺是80年代初开创的工艺流程，其主要特点是将反硝化反应器放置在系统之首，即反硝化、硝化与BOD去除分别在两个不同的反应器内进行。其工艺流程示之于图2：
本工艺主要不足之处是该流程的处理水是来自硝化反应器，因此，在处理水中含有一定浓度的硝酸盐，如果运行不当，在沉淀池内也会发生反硝化反应，使污泥上浮，使处理水水质恶化。
3生物脱氮新工艺
目前研究较多的生物脱氮新工艺主要有:短程硝化反硝化(Shortcut Nitrification D e n i t r i f i c a t i o n) 、同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification, SND)厌氧氨氧化(Anaerobic Ammonium Oxidation,ANAMMOX)。
3.1 同步硝化反硝化
根据传统脱氮理论: 氨氮的去除通过硝化和反硝化两个独立过程实现, 由于对环境的要求不同,两个过程不能同时发生。现行的生物脱氮工艺是把硝化和反硝化作为两个独立的阶段分别安排在不同的反应器中(空间上)或者利用间歇好氧和厌氧条件(时间上)实现氮的去除, 往往造成系统复杂, 能耗较大且运行管理不便。然而, 近几年国内外有不少试验和报道证明硝化反应和反硝化反应可以在同一操作条件下与同一反应器内进行, 称为好氧反硝化或同步硝化反硝化现象( S imu ltaneous N itrification and Den itrif ication, 简称SND)。有研究表明, 好氧条件下的反硝化现象存在于各种不同的生物处理系统, 如流化床反应器、生物转盘、SBR、氧化沟、CAST工艺等。
3.1.1 同步硝化反硝化工艺机理
目前，对于SND现象的形成原因有很多种解释，归纳起来主要集中于两个方面：物理学解释和生物学解释。物理学解释认为，SND是一种物理现象，是由于曝气方式、反应器构型等造成的宏观缺氧环境。或者受微生物种群结构、基质分布和生物代谢反应的不均匀性，以及物质传递变化等因素的相互作用，缺氧(或厌氧)段可以在活性污泥菌胶团内部形成微观缺氧环境。
关于SND的生物学解释认为硝化过程被认为发生在好氧条件下, 反硝化过程被认为在缺氧条件下发生。但是20世纪80年代好氧反硝化菌和异养硝化菌的发现, 打破了传统理论认为的硝化反应只能由自养细菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点, 为好氧反硝化的解释提供了生物学的依据。研究表明反硝化在好氧条件下也能发生, 同样, 硝化反应在氧浓度较低时也能够发生。在此过程中, 好氧反硝化菌同时利用氮和氧作为最终电子受体, 直接将氨转化为最终气态产物。由于许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌, 能够直接把NH+4 转化为最终气态产物而去除, 因此, 同步硝化反硝化生物脱氮也就成为可能。
影响SND 脱氮效率及脱氮速率的控制因素还有很多, 如: 溶解氧、ORP、pH 值、碳源、污泥龄。利用氧化还原电极电位ORP控制实际上是一种间接DO 控制。ORP可以很好地反映DO 的变化, 特别是DO 比较低时。若DO 无法直接测量, ORP 更可成为DO 的间接测量手段。
pH 是影响废水生物脱氮处理工艺运行的一个重要因子。考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的相互性, 同步硝化与反硝化的最适pH 值应保持在8. 0左右。
此外, 温度、污泥浓度以及游离氨浓度( FA )等也都会对SND有着一定的影响。
3.1.2 同步硝化反硝化工艺研究前景
同步硝化反硝化技术的产生为今后污水处理降低投资并简化生物脱氮过程提供了可能性, 在荷兰、丹麦、德国、意大利等国已有污水处理工厂在利用同步硝化反硝化脱氮工艺运行, 但关于同步硝化反硝化机理的研究大多数仍处于实验阶段, 离投入工程运行还有距离。总的来说, 今后在以下方面还值得作进一步深入的研究：
1) 好氧颗粒污泥具有同步硝化反硝化的微观环境,可对其形成机理、微生物学特性、脱氮性能等方面加以研究。
2) 研究发现兼性反硝化菌具有很强的生物摄、放磷能力, 如何将脱氮除磷
有机的结合起来, 探索一种可持续城市污水生物处理技术正成为研究热点。
3）逸出造成二次污染问题的有害中间气态产物如NO、N2O等也是近期研究的课题。
4）如何综合考虑各种影响因素, 以及实际工程应用中控制条件的确定, 以便提高同步硝化反硝化工艺的稳定可靠性。
3.2 短程硝化反硝化
通常，有机氮化合物在氨化细菌的脱氨基作用下产生氨(氨化作用)，氨在有氧的条件下，经亚硝化菌的作用转化为亚硝酸或亚硝酸盐，然后再经硝化菌的作用转化为硝酸或者硝酸盐，这就是硝化作用；而反硝化作用是在厌氧的条件下，反硝化细菌将硝酸盐还原成为HNO2、N2等物质的作用。短程硝化反硝化技术（Shortcut Nitrification and Denitrification）则是将硝化反应控制在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化，就转入反硝化反应。因此，它可以缩短曝气时间，节省运行费用。短程硝化反硝化在经济上和技术上均具有较高的可行性。，但短程硝化反硝化的缺点是不能长久稳定地维持NO2-积累。短程硝化反硝化工艺尤其适用于低碳氮比、高氨氮、高pH值和高碱度废水的处理。实现短程硝化和反硝化的关键在于抑制硝酸菌的增长，从而使亚硝酸盐在硝化过程中得到稳定的积累。
-阶段。利用亚硝酸实现短程硝化反硝化的关键在于将NH4+的氧化控制在NO
2
菌和硝酸菌在生理特征上的差异性, 使硝化过程中亚硝酸菌占优势地位, 从而实现亚硝酸的积累。目前研究认为影响亚硝酸积累的因素主要有温度、DO、pH、分子态游离氨( FA) 、泥龄及其他有害物质。
3.2.1 短程硝化反硝化典型工艺--SHARON工艺
SHARON工艺是由荷兰Delft工业大学开发的脱氮新工艺，其基本原理是短程硝化一反硝化。
该工艺核心是应用硝化细菌和亚硝化细菌的不同生长速率，即在操作温度30～35℃下，亚硝化细菌的生长速率明显高于硝化细菌的生长速率，亚硝化细菌的最小停留时间小于硝化细菌这一特性，通过控制系统的水力停留时间使其介于硝化细菌和亚硝化细菌最小停留时问之间，可以将硝化细菌从反应器中淘汰出去，使反应中亚硝化细菌占据绝对优势，从而使氨氧化控制在亚硝化阶段，同时
通过缺氧环境达到反硝化的目的[17]。
SHARON 工艺具有如下鲜明特点: 传统硝化工艺一般用于处理城市污水, 进水氨氮浓度常为30 mg/ L~ 50 mg/ L, 而SHARON 工艺被用于处理厌氧硝化污泥分离液, 进水氨氮浓度高达1 000 mg/ L以上; 传统工艺一般采用常温操作, 运行温度极少超过30 , 而SHARON 工艺运行温度在35 左右, 较高温度有利于富集最适合生长温度偏高的菌群, 处理效率高; 传统硝化工艺重视菌体的持留, 泥龄较长( 如5 d~ 10 d) , 而SHARON 工艺采用完全混合反应器, 泥龄较短( 如1 d~ 2. 5 d) ; 短程硝化反硝化在一个反应器中完成, 工艺流程短, 可借助反硝化作用调控酸碱度, 无需加碱中和, 且反应器内不持留污泥, 装置结构简单。SHARON工艺流程图如图3所示：
图3 SHARON工艺流程图
3.2.2 短程硝化反硝化的研究前景
目前, 对SCND 理论研究, 以探讨影响亚硝氮积累的影响因素为主, 且对实现亚硝氮积累的认识有所不同, 对SCND 理论解释仍不充分。在研究亚硝酸盐积累影响因素时, 单因素影响效果研究较多, 多个影响因素共同作用的联合效应研究不足[19]。实现短程硝化的标志是稳定且较高的亚硝酸盐积累( 亚硝氮积累50%以上) , 目前的研究中发现通过控制一些影响因素可以实现短程硝化, 但难以维持长久稳定的高亚硝酸盐积累。
SCND 工艺的实现是亚硝酸盐积累控制因素与运行方式的合理结合。对于不同的反应器, 运行方式不同, 控制因素也有所差别。因此, 对于SCND 工艺的研究仍有较大的不足。SCND 理论和工艺方面的研究, 主要以模拟废水为研究对象, 在实际废水方面的应用还较为少见, 必须加大该方面的研究。
有研究显示, 在较低的DO 下进行的短程硝化伴随着总氮的去除, 即发生了
同步硝化反硝化( SND) 现象。也有研究表明, 亚硝酸型的反硝化是SND 工艺的脱氮方式之一。可见SND, SCND两种工艺之间存在一定联系。因此, 研究通过低DO 浓度实现SCND, 有必要探讨研究该环境下SND 现象。
3.3 厌氧氨氧化
厌氧氨氧化反应, 是由奥地利理论化学家 Engelbert Broda 在1977年根据反应的自由能计算而提出的。厌氧氨氧化(ANAMMOX)工艺由荷兰Delft技术大学Kluyver生物技术实验室研究开发，其基本原理是，在厌氧状态下以N02-一N、N03-一N作为电子受体，将氨转化为氮气。厌氧氨氧化是自养的微生物过程，不需投加有机物以维持反硝化，且污泥产率低，还可改善因硝化反应产酸、反硝化反应产碱而均需中和的情况，对控制化学试剂消耗，防止可能出现的二次污染具有重要意义[21]。因此厌氧氨氧化的优点是：可以大幅度降低硝化反应的充氧能耗；免去反硝化反应的外加碳源；可节省传统硝化反硝化反应过程中所需的中和试剂；产泥量少。
3.3.1 厌氧氨氧化工艺机理
1995 年荷兰学者Mulder 在反硝化流化床反应器中发现氨氮在随着硝态氮的消失同时有氮气生成的现象, 并将其命为“ANAMMOX”, 随后Van de Graaf等人通过大量的实验证明ANAMMOX 一个生物学过程, 并用15N 标记的氮化合物证明NO2?才是ANAMMOX 的关键电子受体, 而不是之前认为的NO3?, 并提出了厌氧氨氧化可能的代谢途径如图1所示。因此ANAMMOX 是厌氧氨氧化细菌在厌氧条件下以NO2?为电子受体, 将氨氮氧化为氮气的生物学过程。羟氨(NH2OH)和联氨(N2H4)是厌氧氨氧化过程的中间产物, 其中羟氨为最可能的电子受体。羟氨由NO2?还原产生, 这一还原过程又为联氨转化为氮气提供所需要的等量电子[21]。Strous[22]等在利用SBR 反应器富集厌氧氨氧化细菌的过程中, 根据化学计量和物料衡算提出了厌氧氨氧化反应可能的总反应方程式, 如下:
1NH
4++ 1.32NO
2
?+ 0.066HCO
3
? + 0.13H+→1.02N
2
+ 0.26NO
3
? + 0.066CH
2
O
0.5
N
0.15
+2.03H
2
O
厌氧氨氧化反应的条件相较其他生化反应而言较为苛刻。国内外学者在研究温度、溶解氧和pH等因素对厌氧氨氧化影响的同时, 也研究了有机物、磷酸盐等对它的作用。Kang 等人[12]的研究发现,当COD 在0?500 mg/L 的范围内时, 随着
COD 的升高氨氮和亚硝态氮的去除率不断上升。Jetten 等人[20]在厌氧氨氧化细菌的富集培养过程中发现磷酸盐对厌氧氨氧化反应产生明显的影响, 厌氧氨氧化细菌只能耐受1 mmol/L 的磷酸盐, 当磷酸盐的浓度在5?50 mmol/L 时, 厌氧氨氧化活性完全受到抑制。王勇等[14]研究了进水Ca/p 比对厌氧氨氧化的影响, 低Ca/p 对厌氧氨氧化活性有抑制作用。张蕾等人[22]认为添加少量的Fe3+可以促进厌氧氨氧化细菌生长,提高厌氧氨氧化活性; 任南奇等人[16]在研究CANON工艺时, 添加微量的NO2 有效提高了AUSB 反应器的脱氮效率; 姚阔为[17]考察了盐度对厌氧氨氧化的影响。此外也有文献报道, 厌氧氨氧化细菌属光敏性微生物, 光能抑制其活性, 能降低30%?50%的氨氮去除率[22]。
3.3.2厌氧氨氧化典型工艺
3.3.2.1 SHARON - Anammox 工艺
由于SHARON工艺在反硝化过程中需要消耗有机碳源，并且出水亚硝酸盐浓度相对较高，因此以该工艺作为硝化反应器、ANAMMOX工艺作为反硝化反应器进行组合，可以有效提脱氮效率。将SHARON工艺的出水作为ANAMMOX工艺的进水，将
和水。工艺流程见图4。SHARON—ANAMMOX 氨氮和亚硝酸盐在厌氧条件下转化为N
2
联合工艺适合处理高浓度氨氮废水而不需外加碳源，与传统工艺相比，耗氧量节
的排放，污泥产量少，与其他工艺相比对环境造成的污染约50％，同时减少CO
2
小，具有良好的应用前景。
图4 SHARON - Anammox 工艺示意图
3.3.2.2 OLAND 工艺
OLAND 工艺是利用普通硝化污泥在有限氧的条件下,无需外加碳源,利用自养氨氧化菌一步生化催化、去除富氮废水中的氮的过程。其关键特性是控制溶解氧,使硝化过程仅进行到产生亚硝酸盐的阶段,在无其他电子供体的情况下,剩余的氨与亚硝酸盐起作用产生氮气。OLAND 工艺中的优势菌种为氨氧化菌的普通硝
化菌( N. europaea) ,其氨的氧化能力不高。
4 生物脱氮技术的发展趋势
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。我国对生物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。目前在生物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脱氮除磷工艺发展的主要方向，主要体现在：
1)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。
释放。减少剩余污泥排放以 2)持续污水处理工艺，朝着节约碳源、降低CO
2
及实现氮磷回收和处理水回用等方向发展。
3)开发适合现有污水处理厂改造的高效脱氮除磷技术。
5 结语
反硝化除磷、同时硝化与反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化等生物脱氮除磷技术都是突破传统生物脱氮除磷原理基础上发展起来的新技术，都是朝着经济、高效、低耗的可持续方向发展的生物脱氮除磷新技术。研究者们对这些新技术已进行了较为深入的研究。并且，有些新技术都已经运用于实践中。但这些新技术的原理、工艺还不够成熟，其原理、工艺及其影响因素还有待于进一步的研究。
参考文献
[1] Voet J P．Removal of nitrogen from highly nitrogenous
wastewater[J]． JWPCF，1975(47)：394-398．
[2] 申奕，邓玉美．污水生物脱氮除磷工艺现状和发展[J]．天津化工，2009， 23(2)：15
—17．
[3] Alleman J E．Elevated nitrite occurrence in biological wastewater
treatmentsystem[J]．Wat Sei Teeh，1984，17：409-419．
[4] Sauter L J，Alleman J E．Astreamlined approach to biological nitrogen
removal[J]．ASCE special Eonference in Environ．Eng，New York，1980：296-306．[5] 薛艳，黄勇，潘杨．废水生物脱氮除磷工艺的进展与评述[J]．工业用水与废水，2006，
37(3)：11—15．
[6] 代更明，程晓如．污水生物脱氮除磷机理与新工艺[J]．节水灌溉，2008(11)：29—32．
[7] 李芬芳，龙睿．污水生物脱氮除磷新技术[J]．杭州化工，2007，37(2)：25—28．
[8] 陈静，张维佳，黄天寅．生物脱氮除磷新技术及其剩余污泥发酵的研究[J]．中国科技
信息，2008(24)：34—36．
[9] Sutherson S．Inhibition of nitrite oxidation during nitrification：
someobservations[J]．Water Pollution．res．Jean，1986，21：257-266．[10] Anthonisen A C，Laoehr R C．Inhibition of nitrification：by ammonia and nitrous
acid [J]．JWPCF，1976，(48)：835-750．
[11] Verstraete W Philips S.Nitrification-denitrification processes
andtechnologies in new contexts．Environmental pollution [J]．1998，37(9)：135-142．
[12] 孙志伟，王庆年．同时硝化／反硝化生物脱氮技术的研究概况[J]．甘肃科技，2010，
26(2)：50一53．
[13] Laanbroek H J， Gerards S． Competition for limiting amounts of oxygen between
nitrosomonas europaea and nitrobacter winogradskyi grown in mixed continuous cultures ［J］． Archives of Microbiology，1993， 159（6）： 453－ 459．[14] 于德爽，彭永臻，张相忠，等．中温短程硝化反硝化的影响因素研究［J］．中国
给水排水， 2003， 19（1）： 40－42．
[15] 徐冬梅，聂梅生，金承基．亚硝酸型硝化的试验研究［J］．给水排水， 1999，
25（7）： 37－39．
[16] 任南琪, 吴永志, 王秀蘅. 新型反硝化脱氮除磷工艺及其影响因素研究[J].哈尔滨
商业大学学报,2006,22(6):20-23.
[17] 姚阔为，杨健，聂静，等．短程硝化一反硝化生物脱氮技术研究[J]．油气田环境保
护，2006，16(4)：19-21．
[18] 蒋彬，吕锡武．生物脱氮除磷机理及技术研究[J]．安全与环境工程，2005，12(3)：
74—77．
[19] 袁林江，彭党聪，王志盈．短程硝化－反硝化生物脱氮［J］．中国给水排水， 2000，
16（2）： 29－31．
[20] Isaka, K., Date, Y., Kimura, Y., Sumino, T., Tsuneda, S., 2008. Nitrogen
removal performance using anaerobic ammonium oxidation at low temperatures.
FEMS Microbiol. Lett. 282 (1), 32–38.
[21] 廖小兵，许玫英.厌氧氨氧化在污水处理中的研究进展[J]．微生物学同通报，
2011，4(2)：11-13．
[22] 王惠，刘研．厌氧氨氧化菌脱氮机理及其在污水处理中的应用[J]．生态学报，2011，
31(7)：74—77．
[23] 王青，陈建中．污水生物脱氮除磷技术的研究进展[J]．环境科学与管理，2006．32(8)：
126—129．
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
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
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；
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
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
晶澳公司光伏废水脱氮改造工程技术研究本文针对晶澳公司废水处理总氮超标的问题,分析了该生产废水特点、现有污水处理设施存在的问题,提出了采用的提标改造污水处理方案;结合厂区生产实际,计算设计了各工艺池体参数、运行控制参数并调试监控;最后从技术和经济两方面分析了该改造工程的可行性和先进性。通过研究,获得如下结论:(1)晶澳公司废水主要为硅片电池生产工艺废水、废气处理喷淋废水和员工生活污水,经现有系统处理后,出水氟离子浓度及SS浓度均能达标排放,但出水总氮浓度仍高达450mg/L,难以满足《电池工业污染物排放标准》(GB30484-2013)的总氮排放指标。该厂区生产废水中污染物的有机物种类复杂,总氮含量较高,COD含量较低,营养比失调,氟化物含量较大,对水中微生物有一定生理毒害作用,影响生化处理效果,水质水量波动较大,存在冲击负荷;(2)原有废水处理工艺为“两级除氟工艺+SBR生化池”,由于此工艺缺少反硝化的环境,脱氮能力较差,TN无法达标,提标改造后采用“两级预缺氧+A/O”处理工艺,A/O生物处理采用缺氧+好氧处理工艺。 由于废水中COD指标低,总氮浓度较高,反硝化动力不足,需投加碳源。预计一级A/O去除率为80%,二级A/O去除率为65%,预测改造后水处理系统出水TN 为31.5mg/L,小于排放标准要求40mg/L,脱氮效率能到达到93%左右,污水可达标排放;(3)通过一个月的调试,整个系统出水已达到相应的排放标准。生化系统的二级A/O系统目前也比较稳定,一段去除率基本在70%～80%之间,二段出水已达到排放标准,出水COD现在稳定在120mg/L左右,总氮在30mg/L,氨氮25mg/L,说明硝态氮的去除率比较明显,整个反硝化反应的停留时间还是足够的,可以适当降低葡萄糖的加药量以控制成本。 A/O工艺各段的指标要严格控制,PH:6.5～8.5,O段DO控制在2～4mg/L,A
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）
废水脱氮除磷技术研究进展 发表时间：2019-11-15T15:52:45.343Z 来源：《防护工程》2019年14期作者：崔树春1 张磊2 王明2 傅高健2 [导读] 吹脱、汽提法对于脱除水中溶解气体和某些挥发性物质有较好的效果。 1，国网淮安供电公司江苏淮安 223002；2，江苏方天电力技术有限公司江苏南京 211102 摘要：氮磷作为湖泊富营养化的重要元素，一直受到人们的关注。本文综述了处理氮磷废水的主要技术及相关应用，并对未来的发展提出展望。 关键词：氮；磷；废水 1废水脱氮技术 1.1吹脱法 吹脱、汽提法对于脱除水中溶解气体和某些挥发性物质有较好的效果。吹脱法去氮是利用NH4+与NH3的动态平衡，将废水中的离子态铵，通过pH值的调节转化为分子态氨，向装置吹脱载气，游离的分子态氨利用气液接触带离水中。按载气方式的不同可分为空气和蒸汽吹脱[1]。低浓度废水在室温下用空气吹脱，而高浓度废水则常用蒸汽进行吹脱。吹脱是一个传质过程，即在高pH时，使废水与空气密切接触从而降低废水中氨浓度的过程，推动力来自空气中氨的分压与废水中氨浓度相当的平衡分压之间的差值。按载气方式的不同可分为空气和蒸汽吹脱。 与直接脱氮相比，加入脱氮剂的脱氮效果要更好一些。发现吹脱工艺对水量较少的高浓度氨氮废水的脱氮有较好的作用。对于浓度在8000~10000mg/L的NH3-N废水采用吹脱工艺处理时，采用水温45~55℃；气水比为3000~4500∶1；HRT为2~3h；pH在10.5~11.5之间，脱氮剂采用椰油酸系列的复合制剂，吹脱时间不小于2h时,氨氮的去除率最高。 以平均氨氮浓度550mg/L以上的猪场废水为研究对象，利用高效复合脱氮剂物化法处理高浓度氨氮废水。试验证明与直接脱氮相比，投加高效复合脱氮剂能够降低反应时间，提高氨氮去除率，最高可提高7.6%。但脱氮剂投加量变化对氨氮去除率影响较低。 除了采用脱氮剂的方法，还可采用联合工艺去氮。利用蒸氨-吹脱法联合处理工艺处理高浓度脂肪胺污水。污水的氨氮浓度最高达21985mg/L，COD8925mg/L，设计污水处理量200t/d。针对脂肪胺污水中有油类的存在，所以先利用混凝剂和液碱调整pH，使有机胺破乳分离，铵盐亦转化为游离氨。再依次进入蒸氨和吹脱。结果表明，利用蒸氨-吹脱法处理法后出水氨氮可降低至600mg/L以下，经过进一步处理可达国家一级排放标准。但蒸氨-吹脱法工艺成本较高，不适于水量大，氨氮含量低的水量。而且运行中要注意对蒸氨系统进行清洗维护。 1.2折点氯化法 折点氯化法是在低浓度氨氮废水中加入次氯酸钠或氯气，依靠次氯酸钠和氯气的强氧化性，将废水中的氨氮氧化为N2的脱氮方法。 理论上，将氯气通入废水中达到某一点，在该点时水中游离氯含量较低而氨氮的浓度降为零，当氯气通入量超过该点时，水中的游离氯增多，即自由余氯。因此，将氨氮全转化为氮气时氯气通入量点称为折点，该状态下的氯化称为折点氯化。 利用折点加氯法率处理时所需的实际氯气量取决于温度、pH值及氨氮浓度。理论需氯量取决于氨氮的浓度，两者质量比为7.6:1，实际应用中为了保证完全反应，一般氧化lmg氨氮需加9~10mg的氯气。pH值在6~7时为最佳反应区间，接触时间为0.5~2h。虽然氯化法反应迅速，所需设备投资少，但液氯的安全使用和贮存要求较严，处理成本也较高。若用次氯酸或二氧化氯发生装置代替使用液氯，可以缓解安全问题，但成本又有增加。副产物氯胺和氯代有机物会造成二次污染，增加出水对生物致癌、致畸的潜在危险性。折点氯化法处理后的出水在排放前一般需用活性炭或O2进行反氯化，以去除水中残余的氯。因此氯化法一般用于给水处理，对于大水量高浓度氨氮废水的处理常用于深度处理中。 用折点氯化法处理高氨氮含钴废水进行了试验及工程实践，利用吹脱法先去除废水中70%的氨氮，再利用折点加氯法，出水氨氮低至15mg·L-1以下。城市污水试验表明，折点氯化法脱氨可以使出水氨氮质量浓度<0.1mg·L-1。 采用折点氯化处理稀土冶炼废水发现pH为7，反应时间控制在10～15min时，废水中NH4+-N去除率达98%。同时与中和后的草酸沉淀母液处理发现Cl/NH4+为8:1效果最好。反应对pH、Cl/NH4+投入比的要求较为精确，在实际工程中需要准确操作。反应后余氯含量高于废水排放标准，去除率达98%以上，在折点氯化反应后投加适量Na2SO3还原余氯，可使余氯得到有效去除，且费用较低。 1.3离子交换法 离子交换是指在固体颗粒和液体的界面上发生的离子交换过程。常规的离子交换树脂不具备对氨离子的选择性，故不能用作从废水中去除氨氮，目前常用沸石作为去除氨氮的离子交换体。 沸石是一类多空含水的架状铝硅酸盐矿物，它的骨架结构由硅(铝)氧四面体通过氧桥相互连接构成，由于硅连接方式的不同，形成了很多孔穴和孔道。孔穴和孔道会被具有移动性的阳离子和水填充，可进行阳离子交换，加热可使水从沸石中脱出，而沸石结构不会破坏。氨有很强的极性，且分子小于沸石孔径，斜发沸石对氨氮有较高的选择性，其交换能力远大于活性炭和离子交换树脂。通过物理、化学方法处理可提高沸石的孔隙率和阳离子交换能力，对氨氮的处理容量和选择性进一步增强。 近年来，国内外大量研究了斜发沸石和丝光沸石在微污染饮用水源处理中的应用。沸石是一种廉价的无机非金属矿，在净水方面有有取代昂贵的活性炭目的趋势，利用它去除水中的氨氮效率高，工艺简单，易再生，处理成本低，可为水中氨氮的去除提供一条高效、经济的新途径。 1.4生物脱氮法 生物脱氮是在硝化细菌和反硝化细菌的联合作用下将废水中的含氮污染物转化为氮气的过程。生物脱氮主要是经过以下步骤进行的： 1.4.1氨化反应 氨化反应是指有机氮在微生物细胞外经一系列复杂反应转化为氨氮的反应过程。有机氮中氮的价态一般为负三价，与氨氮中氮的价态一致，反应能量来自于自身的氧化还原反应，所以氨化反应比较容易进行。氨化反应时维持地球氮平衡的重要反应之一，避免了有机氮的
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.