废水脱氮处理技术概况
氨氮和硝酸盐对煤制气废水生化处理影响及去除技术
摘要：本文综述了
来源（加药等）、
去除技术：控制或减少来源（减少硝酸盐药使用，防止带入）、控制总氮量；后续回水中的氨氮、硝态氮对生化影响
目录
1 来源、危害及对生化处理的影响 (1)
1.1 来源 (1)
1.1.1一般废水中氨氮来源 (1)
1.1.2煤制气项目含氨氮废水来源 (1)
1.2 危害 (1)
1.3 对生化处理的影响 (2)
1.3.1氨氮影响 (2)
1.3.2硝酸盐影响 (2)
2 废水脱氮技术 (2)
2.1 生物脱氮 (2)
2.1.1 硝化-反硝化工艺 (2)
2.1.2 同步硝化-反硝化工艺 (4)
2.1.3 短程硝化-反硝化工艺 (4)
2.1.4 厌氧氨氧化工艺 (5)
2.1.5 好氧反硝化工艺 (6)
2.1.6 藻类养殖除氮工艺 (8)
2.2 物化法脱氮 (8)
2.2.1 吹脱法 (8)
2.2.2 选择性离子交换法 (9)
2.2.3 膜分离技术 (9)
2.2.4 MAP沉淀法 (10)
2.2.5 化学脱氮法 (11)
2.3 物化-生化联合法脱氮 (12)
3 煤气化废水脱氮 (12)
4 小结及建议 (13)
1 来源、危害及对生化处理的影响
1.1 来源
1.1.1一般废水中氨氮来源
废水中的氨氮主要来源有两种，一种是在氮素循环中，废水中的有机氮化合物可经过氨化微生物的分解释放出氨；另一种由N2经氮微生物的固氮作用产生。一般废水中，氮元素以有机态氮（氨基酸、胺类、氰化物、硝基化合物等）、铵态氮、硝酸态氮和亚硝酸态氮形式存在。
1.1.2煤制气项目含氨氮废水来源
煤制气项目含氨氮废水来源主要包括碎煤气化与粉煤气化过程产生的废水，低温甲醇洗、硫回收、焦油加氢等装置废水和全场地面冲洗水、全厂生活污水等，也有通过投加化学药剂和微生物营养物质带入的。一般来说，煤气化过程产生的高浓度酚氨回收废水是含氨废水主要来源，而煤气净化过程产生的煤气终冷水、分离水和焦油精制过程产生的废水则贡献相对较少，但是对其处理同样不容忽视。
另外，煤制气废水在处理过程中，一些含氮元素有机物或无机化合物（如废水中的硫氰化物、氰化物等）经微生物作用在化学和生化反应中转化为氨态氮，这部分氨氮也需要加以关注。
1.2 危害
废水中的氨氮是造成水体富营养化和环境污染的一种重要物质，氨氮超标会造成水体严重富营养化，致使受纳水体DO降低和水生生物死亡，甚至形成“水华“现象；氨氮硝化生成的硝酸在某些情况下会在人体消化道内被反硝化还原为亚硝酸盐，亚硝酸盐会与人体血红蛋白反应引起高铁血红蛋白症。此外，亚硝酸盐是亚硝酸胺的前身，而亚硝酸胺是强致癌物质；含有大量氨氮的水体作为给水水源时，氨氮会与氯生成氯胺，从而增加用氯量，降低消毒能力效率，导致处理成本上升；同时，废水处理中氨氮浓度过高会严重抑制硝化菌对氨氮的去除。
同样，NO3-也危害人类健康。NO3-进入人体后被还原为NO2-， NO2-有致癌作用。婴幼儿体内吸入的NO3-进入血液后与血红蛋白作用，将Fe（Ⅱ）氧化成Fe（Ⅲ）而导致形成高铁血红蛋白，高铁血红蛋白与氧发生不可逆结合，引起高铁血红蛋白症。世界卫生组织（WHO）颁布的饮用水质标准规定NO3--N的最大允许浓度为10mg/L，而我国部分省市的地下水中NO3--N含量高达20~50mg/L。
硝酸盐在水中溶解度高，稳定性好，难于形成共沉淀或吸附。因此，传统的简单水处理技术，如石灰软化、过滤等工艺难以除去水中的硝酸盐。
1.3 对生化处理的影响
1.3.1氨氮影响
赵庆良等研究了合成废水和垃圾渗滤液中氨氮浓度对活性污泥微生物活性的影响，研究结果认为，氨氮对活性污泥微生物活性有抑制作用，废水中氨氮浓度越高，其对微生物活性抑制效果越强。
1.3.2硝酸盐影响
钟晨宇等研究硝酸盐对厌氧生物膜和颗粒污泥的同时产甲烷反硝化性能影响认为：
（1）硝酸盐浓度对生物膜和颗粒污泥的同时脱氮除碳功能产生重要影响，但生物膜体系对硝酸盐的处理能力更强。
（2）生物膜和颗粒污泥体系对硝酸盐的抵御和恢复能力不同。颗粒污泥在低浓度的硝酸盐负荷下表现出更好的抵御能力和恢复能力，而生物膜则更适合于高浓度硝酸盐负荷下脱碳功能和脱氮功能的耦合。
（3）亚硝酸盐积累是影响生物膜和颗粒污泥体系同时脱氮除碳性能的主要因素。同等情况下，颗粒污泥体系中亚硝酸盐积累量远远高于生物膜体系，最大量可达10 倍。
2 废水脱氮技术
2.1 生物脱氮
生物脱氮是目前公认的经济、有效、最有发展前途的方法。生物脱氮研究已取得很大发展并走向成熟，但实际应用中也有一些不足之处。
2.1.1 硝化-反硝化工艺
传统的硝化-反硝化（nitrification-denitrification）工艺分为两个阶段：在好氧条件下硝化细菌将废水中的有机氮转化为氨氮（NH4+-N），再将NH4+-N进一步氧化成亚硝态氮（NO2--N）和硝态氮（NO3--N），方程式（1）和（2）是这一阶段的反应关系式；反硝化菌在缺氧条件下利用各种碳源将NO3--N还原为氮气（N2），从而将氮从废水中去除，这一阶段的反应以甲醇为例可用方程式（3）
和（4）表示。
2NH4++3O 2→ 2NO2-+2H2O +4H+（1）
2NO2-+O2→ 2NO3-（2）
6NO3-+2CH3OH → 6NO2-+2CO2 +4H2O （3）
6NO2-+3CH3OH → 3N2 +3CO2 +3H2O +6OH-（4）
由于硝化细菌和反硝化细菌的生态位不同，这两个过程是不能同时发生的。因此，传统的硝化-反硝化工艺有：后置反硝化工艺、前置反硝化工艺（A/O工艺、A2/O工艺）、SBR工艺等。这些工艺都是将好氧区与缺氧区分开，使硝化、反硝化独立进行。后置反硝化工艺保证了出水中氮的含量，但一般需外加碳源（如甲醇等）；前置反硝化可以利用新鲜废水中的有机物，无需另加碳源；SBR 工艺实现了同一反应器中依次进行硝化和反硝化，节省了基建费用。虽然硝化-反硝化可以有效地去除废水中的氮，但是它仍然存在着很多不足之处：硝化菌群增殖速度慢，为了保证出水中氮的去除率，整个系统的水力停留时间将延长；为了中和硝化阶段产生的酸度必须投加碱，因此处理费用较高。总氮的脱除主要依靠反硝化过程，但若没有NO2--N和NO3--N，总氮则无法去除。
Vasel 等采用硝化-反硝化工艺处理垃圾渗滤液，氨氮去除率可达85~90%。Zeng等采用两SBR工艺处理高COD、高浓度氨氮废水，结果表明，与单级SBR 工艺相比，COD的降解速率与硝化速率可分别提高8kg COD /（kgMLSS·d）和0.25 kg NH4+-N /（kgMLSS·d）。Szpyrkowicz 等利用硝化反硝化工艺处理皮革废水，并指出导致该工艺运行不稳定的主要影响因素是稀释速率与污泥停留时间。
西安建筑科技大学郭瑜和彭党聪等人研究了活性污泥系统以硝酸盐氮为唯一氮源时异养微生物的增长特性。试验建立两个SBR反应器，以城市污水处理厂活性污泥为接种污泥，硝酸盐氮为唯一氮源，分别以缺氧/好氧（R1）和缺氧（R2）两种条件运行，结果为——当进水COD浓度为1400mg/L、硝酸盐氮浓度为280mg/L时，R1与R2中COD和硝酸盐氮的去除率分别达到97%和99%；活性污泥系统运行稳定，沉降性能良好；污泥含氮量与以氨氮为氮源的污泥含氮量一致。R1与R2中异养微生物的产率系数分别为0.3536gVSS / g△COD和0.3035gVSS / g△COD，低于以氨氮为氮源的活性污泥的产率系数。R1与R2中污泥的最大反硝化速率分别为0.019mgNO3--N（/mgVSS·h）和0.016mg NO3--N
（/mgVSS·h），与常规以氨氮为氮源的活性污泥系统相近。与常规活性污泥系统相比，以硝酸盐氮为氮源时污泥的胞外聚合物（EPS）中蛋白质含量低，而溶解性代谢产物（SMP）中糖类含量高。通过对比实验，证明了硝酸盐氮为唯一氮源时，微生物通过DNRA途径，首先将硝酸盐氮还原为氨氮，然后利用氨氮合成细胞物质。反硝化菌可利用硝酸盐氮为氮源进行细胞合成对生物法处理含硝酸盐氮的废水具有重要意义。一方面由于无需投加氨氮降低废水处理成本，另一方面由于污泥产率低，降低了污泥处理成本。同时，对比试验结果可知采用的缺氧/好氧和完全缺氧两种工艺对污染物去除效果以及系统的运行性能没有显著差别，实际工艺中为了节省曝气成本，可采用完全缺氧工艺。
2.1.2 同步硝化-反硝化工艺
近些年来发展起来的同步硝化—反硝化工艺（simultaneous nitrification
-denitrification，SND）是一种新型的脱氮工艺，其机理可从三方面得到解释。宏观环境解释认为，反应器内的水流流态不同，可形成缺氧区域；微观环境解释认为，由于微生物生存环境外部氧大量消耗，氧扩散受到限制，在微生物絮体与生物膜内产生溶解氧梯度，絮体和膜的外表面溶解氧较高，以硝化细菌为主进行硝化反应，絮体和膜的内部溶解氧较低形成缺氧区，反硝化菌占优势，进行反硝化反应；生物学解释认为：许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，能将氨根离子（NH4+）直接转化为N2排出。
目前采用SND 脱氮的工艺主要有氧化沟和SBR 反应器系统等。该技术的优点有：硝化阶段和反硝化阶段可以在同一反应器中进行，占地面积及基建投资相对较少，避免了亚硝酸盐氧化成硝酸盐、硝酸盐还原成亚硝酸盐的多余反应，节约了氧气和有机碳。但是，生物膜、生物絮体间溶解氧的传递是能否达到SND 环境的关键因素，很难控制。
Nakhla 等SND应用于液态活性污泥的处理系统中，发现在水力停留时间为418h、污泥停留时间12~17d 的情况下，总氮的去除率可达90%~91%，但在温度低于15℃时硝化效率较低。Nakhla等还SND应用于慢速砂滤池去除废水中的氮，出水中凯氏氮（TKN）和总氮（TN）的浓度可分别低至0.6mg/L 和1.5mg/L 。
2.1.3 短程硝化-反硝化工艺
短程硝化-反硝化（shortcut nitrification-denitrification）是在硝化过程中造成
一定的特殊环境使NH4+正常硝化成亚硝酸根离子（NO2-），而NO2-到硝酸根离子（NO3-）的过程受阻，NO2-积累后直接反硝化，从而实现废水中氮的去除。短程硝化-反硝化的反应方程式如下：
2NH4++3O2→2NO2-+2H2O +4H+（5）
6NO2-+3CH3OH → 3N2 +3CO2 +3H2O +6OH- （6）
该工艺特点十分明显：能大大节省曝气量，减少反硝化阶段中碳源的投加，反应器的体积也能相应减少。但是在一般条件下要实现短程硝化-反硝化脱氮比较困难，主要是因为亚硝化反应生成的亚硝酸会很快被硝酸菌氧化成硝酸，所以如何将NH4+-N氧化控制在亚硝酸阶段、持久维持较高浓度的亚硝酸盐积累，就成为实现短程硝化反硝化的关键。
目前采用短程硝化-反硝化的工艺主要是由荷兰Delft 技术大学开发的SHARON（single reactor high activity ammonia removal over nitrite）工艺。该工艺在经过几年的小试研究后，已应用于实际工程，并取得了良好的脱氮效果。
邱立平等将短程硝化-反硝化与曝气生物滤池相结合处理含有较高浓度氮的废水，发现反应器内NO2-积累现象明显，同步脱碳除氮能力较强，但仍有不足之处，在于出水中NH4+-N和NO2--N浓度仍比较高。Ciudad 等利用该工艺处理高NH4+-N废水，结果发现在溶解氧浓度为1.4mg/L 的条件下，NH4+-N 的去除率可达95%。Wang等在实时监控的SBR 反应器中应用短程硝化-反硝化工艺处理大豆废水，COD和TN 的去除率可分别达到90% 和92%。Ruiza等用合成废水（模拟含高浓度氨氮的工业废水）试验确定实现亚硝酸盐积累的最佳条件。要想实现亚硝酸盐积累，pH不是一个关键的控制参数，因为pH在6.45~8.95时，全部硝化生成硝酸盐，在pH<6.45或pH>8.95时发生硝化受抑，氨氮积累。当DO=0.7 mg/L时，可以实现65%的氨氮以亚硝酸盐的形式积累并且氨氮转化率在98%以上。DO<0.5 mg/L时发生氨氮积累，DO>1.7 mg/L时全部硝化生成硝酸盐。刘俊新等对低碳氮比的高浓度氨氮废水采用亚硝玻型和硝酸型脱氮的效果进行了对比分析。试验结果表明，亚硝酸型脱氮可明显提高总氮去除效率，氨氮和硝态氮负荷可提高近1倍。此外，pH和氨氮浓度等因素对脱氮类型具有重要影响。
2.1.4 厌氧氨氧化工艺
厌氧氨氧化（Anaerobic Ammonium Oxidation，ANAMMOX）是在厌氧条
件下以NO2-作为电子受体由自养菌将NH4+直接氧化成N2的一种新型生物脱氮工艺。其反应方程式为：
NH4++NO2-→ N2↑ +2H2O （7）
NH4++0.6NO3-→ 0.8N2 +1.8H2O +0.4H+（8）
该工艺具有以下优点：在ANAMMOX 过程中不需要将NH4+转化氧化为NO3-，而仅需转化为NO2-，因此所需供氧量大大降低；由于实现ANAMMOX 的微生物为自养菌，因此无需外加碳源。虽然此工艺的基质是氨和亚硝酸盐，但若这两种物质浓度过高会对厌氧氨氧化菌的活性产生抑制作用。而且，厌氧氨氧化菌的活动温度范围为20℃~43℃，需要外部加热，因此该工艺的运行费用较高。
厌氧氨氧化的应用主要有两种：CANON工艺和与中温亚硝化（SHARON）结合，构成SHARON-ANAMMOX联合工艺。CANON工艺是在限氧的条件下，利用完全自养性微生物将氨氮和亚硝酸盐同时去除的一种方法，从反应形式上看，它是SHARON和ANAMMOX工艺的结合，在同一个反应器中进行。孟了等发现深圳市下坪固体废弃物填埋场渗滤液处理厂，溶解氧控制在1mg/L左右，进水氨氮<800 mg/L，氨氮负荷<0.46 kgNH4+/（m3?d）的条件下，可以利用SBR反应器实现CANON工艺，氨氮的去除率>95%，总氮的去除率>90%。
魏学军等对含氨模拟废水的运行条件进行研究，发现厌氧氨氧化反应的最适pH值为7~7.5，最适温度约在30±1℃。厌氧氨氧化随亚硝酸盐浓度的升高而下降，氨的厌氧转化随COD 浓度的增加也呈抑制型曲线，当COD 浓度为800±50mg/L时，厌氧氨氧化速率达到最大。Wang等在膨胀颗粒污泥反应器（EGSB）中利用ANAMMOX 工艺，总氮TN、NH4+-N、NO2--N的去除率分别为54.3%、21.7%、99.9%，其中NH4+- N的去除速率非常稳定，大约为3.17mgN /L·h。FUXC等在固定床反应器中应用ANAMMOX工艺，氮的去除率可达80~85%。Fux 等对比了传统硝化-反硝化工艺与亚硝化/厌氧氨氧化联合工艺对污泥消化废液中氮的去除效果。结果表明：这两种工艺对高NH4+-N 浓度的废水NH4+-N去除率均可达到85%~90%；但是，由于前者工艺中产生的中间产物一氧化二氮（N2O）需要消耗氧和有机碳源，因此，所需费用要比亚硝化/厌氧氨氧化所需费用高。
2.1.5 好氧反硝化工艺
传统脱氮理论认为，反硝化菌为兼性厌氧菌，其呼吸链在有氧条件下以氧气为终末电子受体在缺氧条件下以硝酸根为终末电子受体。所以若进行反硝化反应，必须在缺氧环境下。近年来，国内外的不少研究和报道已能充分证明反硝化可发生在有氧条件下，即好氧反硝化（Aerobic denitrification）。
好氧反硝化的机理可以从生物学、生物化学以及物理学的角度进行解释。从生物学角度来看，好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，能够直接把氨转化成最终气态产物；从生物化学角度来看，好氧反硝化所呈现出的最大特征是好氧阶段总氮的损失，而这一损失主要是因其中间产物N2O的逸出造成的；从物理学角度来看，在好氧性微环境中，由于好氧菌的剧烈活动，当耗氧速率高于氧传递速率时，好氧微环境可变成厌氧微环境，同样厌氧微环境在某些条件下也能转化成好氧性微环境。而采用点源性曝气装置或曝气不均匀时，则易出现较大比例的局部缺氧微环境，因此曝气阶段会出现某种程度的反硝化。
吕锡武等采用序批式反应器处理氨氮废水，试验结果验证了好氧反硝化的存在，好氧反硝化脱氮能力随混合液溶解氧浓度的提高而降低，当溶解氧浓度为0.5mg/L 时，TN去除率可达到66%。Otani等对三种菌的好氧反硝化活性进行了研究，结果发现当碳源浓度低于500mg/L时，NO3--N的降解受到抑制。
Xie 等研究了温度变化对好氧反硝化的影响：温度较低时（<10℃）好氧反硝化受到抑制；另外，较低的水力负荷可以提高好氧反硝化的反应速率。贾剑晖等用序批式反应器处理氨氮废水，试验结果验证了好氧反硝化的存在，好氧反硝化脱氮能力随混合液溶解氧浓度的提高而降低，当溶解氧浓度为0.5 mg/L时，总氮去除率可达到66.0%。
赵宗胜等连续动态试验研究表明，对于高浓度氨氮渗滤液，普通活性污泥达的好氧反硝化工艺的总氮去除串可达10%以上。硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而下降；反硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而上升。硝化及反硝化的动力学分析表明，在溶解氧为0.14 mg/L左右时会出现硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化现象。其速率为4.7mg/（L?h），硝化反应KN＝0.37 mg/L；反硝化反应KD=0.48 mg/L。
在反硝化过程中会产生N2O是一种温室气体，产生新的污染，其相关机制研究还不够深入，许多工艺仍在实验室阶段，需要进一步研究才能有效地应用于
实际工程中。另外，还有诸如全程自养脱氮工艺、同步硝化反硝化等工艺仍处在试验研究阶段，都有很好的应用前景。
2.1.6 藻类养殖除氮工艺
藻类养殖除氮的原理为：藻类和异养细菌两类微生物之间在生理功能上产生协同作用，形成菌藻共生系统。即废水中的有机物质由好氧细菌进行氧化分解，产生CO2等物质；而藻类则以阳光为能源，CO2为碳源，NH4+- N为氮源，通过藻类细胞中叶绿素的光合作用，产生藻类自身的细胞物质并释放氧气，供细菌氧化有机物之用，从而达到处理废水的目的。藻类光和作用的方程式为：
106CO2 +236H2O +16NH4++HPO42-→C106H181O45N16P+118O2+171H2O+14H+ （9）藻类养殖可以回收藻类加以利用，是一种经济有效的方法。但对于那些排放水体要求严格的排放区域，必须采用微滤除藻等工艺严格控制出水中的藻类，以免引起受纳水体内藻类的大量繁殖。
王晓波等用活性污泥-藻共生的间歇法有效地去除模拟城市污水中的氮、磷。采用人工富营养形式利用氮，可以取消惯常缺氧反硝化过程。活性污泥在系统中提供良好的絮凝作用无需专门除藻措施，混合条件不影响藻类生长。藻类死亡后形成的有机物能被活性污泥利用。姚爱莉等以颤藻为主体，结合好氧微生物、高等水生植物多阶段多层次地对鸡粪厌氧消化废液进行处理，在治理废水的同时回收生物质能，获得了废水净化和废物资源化的综合效益。
2.2 物化法脱氮
2.2.1 吹脱法
在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。通过调整pH，使氨氮主要以游离氨形态存在，然后再进行曝气吹脱，使游离氨从水中逸出，从而达到去除氨氮的目的。胡继峰等对吹脱法处理氮肥厂废水进行了研究，发现若使氨氮去除率达到90%以上，需要调整pH>12，温度>90 ℃，因此只能采用蒸汽或热空气吹脱；而要使废水达标排放，还需要增加其他后续处理工艺。卢平等用鼓风曝气法对垃圾渗滤液进行吹脱，在pH9.5、吹脱时间为12h时，可使氨氮质量浓度从1400 mg/L 降至530mg/L，且随吹脱时间的延长，出水pH降至8.7，有利于后续生化系统的运行。孙英杰等进行了吹脱法处理尿素厂高氨氮废水的研
究，发现吹脱法预处理高浓度氨氮废水是可行的，且氨氮去除率可达78%。吹脱法去除氨氮具有除氨氮效果较好、操作简便、易于控制等优点，是目前常用的物化脱氮技术。
但吹脱法用于处理高氨氮废水存在如下问题：（1）吹脱气体的二次污染；（2）吹脱塔内经常结垢，低温时氨氮去除效率低；（3）对于含有大量弱酸、弱碱盐的高氨氮废水，例如垃圾渗滤液，对pH的缓冲能力强，当将pH调至10左右时，pH变化缓慢，需要投加大量的碱才能使pH突变。因此，吹脱法适合于高浓度氨氮废水的预处理。开发新型高效吹脱装置，提高吹脱效率，对脱氨尾气进行有效处理，防止吹脱气体的二次污染是今后的发展方向。
2.2.2 选择性离子交换法
利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。沸石一般被用于处理低浓度含氨废水或含微量重金属的废水。然而，蒋建国等探讨了沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的效果及可行性。小试研究结果表明，每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的极限潜力，当沸石粒径为30~16目时，氨氮去除率达到了78.5%，且在吸附时间、投加量及沸石粒径相同的情况下，进水氨氮浓度越大，吸附速率越大，沸石作为吸附剂去除渗滤液中的氨氮是可行的。
Milan等用沸石离子交换法处理经厌氧消化过的猪肥废水时发现Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果最好，其次是Ca-Zeo。增加离子交换床的高度可以提高氨氮去除率，综合考虑经济原因和水力条件，床高18cm （H/D=4），相对流量小于7.8BV/h是比较适合的尺寸。离子交换法受悬浮物浓度的影响较大。
应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题，通常有再生液法和焚烧法。采用焚烧法时，产生的氨气必须进行处理。
2.2.3 膜分离技术
利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。这种方法操作方便，氨氮回收率高，无二次污染。蒋展鹏等采用电渗析法和聚丙烯（PP）中空纤维膜法处理高浓度氨氮无机废水可取得良好的效果。电渗析法处理氨氮废水2000~3000 mg/L，去除率可在85%以上，同时可获得8.9%的浓氨水。此法工艺流程简单、不消耗药剂、运行过程中消耗的电量与废水中氨氮浓度成正比。PP中空纤维膜
法脱氨效率＞90%，回收的硫酸铵浓度在25%左右。运行中需加碱，加碱量与废水中氨氮浓度成正比。
乳化液膜是种以乳液形式存在的液膜具有选择透过性，可用于液-液分离。分离过程通常是以乳化液膜（例如煤油膜）为分离介质，在油膜两侧通过NH3的浓度差和扩散传递为推动力，使NH3进入膜内，从而达到分离的目的。用液膜法处理某湿法冶金厂总排放口废水（1000~1200 mgNH4+-N/L，pH为6~9），当采用烷醇酰胺聚氧乙烯醚为表面活性剂用量为4%~6%，废水pH调至10~11，乳水比在1：8~1：12，油内比在0.8~1.5。硫酸质量分数为10%，废水中氨氮去除率一次处理可达到97%以上。
2.2.4 MAP沉淀法
主要是利用以下化学反应：
Mg2++NH4++PO43-=MgNH4PO4 （10）理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐，当[Mg2+ ][ NH4+][ PO43-]>2.5×10–13时可生成磷酸铵镁（MAP），除去废水中的氨氮。
穆大纲等采用向氨氮浓度较高的工业废水中投加MgCl2?6H2O和Na2HP04?12H20生成磷酸铵镁沉淀的方法，以去除其中的高浓度氨氮。结果表明，在pH为8.9l，Mg2+，NH4+，PO43-的摩尔比为1.25：1：1，反应温度为25 ℃，反应时间为20 min，沉淀时间为20 min的条件下，氨氨质量浓度可由9500 mg/L 降低到460mg/L，去除率达到95%以上。由于在多数废水中镁盐的含量相对于磷酸盐和氨氮会较低，尽管生成的磷酸铵镁可以做为农肥而抵消一部分成本，投加镁盐的费用仍成为限制这种方法推行的主要因素。海水取之不尽，并且其中含有大量的镁盐。
刘小澜等人采用化学沉淀法处理氨氮浓度较高的焦化废水，往此废水中加入镁盐和磷酸盐，使其与废水中的氨氮反应，生成磷酸铵镁沉淀，可获得较高的氨氮去除率，达到预处理的目标，为后续生化处理奠定了基础。并且反应中生成的磷酸铵镁沉淀物，是一种很有价值的缓释肥，它的开发利用可以大大降低水处理费用，具有较大的经济意义。
Kumashiro等以海水做为镁离子源试验研究了磷酸铵镁结晶过程。盐卤是制盐副产品，主要含MgCl2和其他无机化合物。Mg2+约为32g/L为海水的27倍。
Lee等用MgCl2、海水、盐卤分别做为Mg2+源以磷酸铵镁结晶法处理养猪场废水，结果表明，pH是最重要的控制参数，当终点pH≈9.6时，反应在10min内即可结束。由于废水中的N/P不平衡，与其他两种Mg2+源相比，盐卤的除磷效果相同而脱氮效果略差。
2.2.5 化学脱氮法
化学脱氮方法优于常用的生化法及物理法，与物理法、常规的化学法及生化法比较，无二次污染，反应速度快，占地面积小，因反应在常温常压下进行，比常规的化学分解法操作简单，能耗低，金属锌可重复使用。对硝酸盐去除率比生化法效率高出许多倍。因为生化法只能处理较低浓度的硝酸盐废水，所以化学脱氮方法更适用于高浓度硝酸盐废水的治理。
天津化工研究院童娜等人研究了一种化学脱氮方法，其原理为金属物质还原废水中的硝酸盐生成亚硝酸盐。再利用酰胺类物质与亚硝酸盐反应生成氮气。试验表明，用锌和氨基磺酸两种物质与之反应生成氮气!达到去除硝酸盐的目的。结果表明，在停留时间为1.5~2h，反应pH为1及锌与氨基磺酸达到最佳投入比例时，使含硝酸氮的质量浓度为，351~488mg/L的废水达到96%的去除率。间歇反应与连续反应对比表明，连续反应具有更高的去除率。出水有锌离子生成，可用电解法回收处理，回用于废水处理工艺。
利用强氧化剂将氨氮直接氧化成氮气进行脱除的另一种方法。折点加氯是利用在水中的氨与氯反应生成氨气脱氨，这种方法还可以起到杀菌作用，但是产生的余氯会对鱼类有影响，故必须附设除余氯设施。在溴化物存在的情况下，臭氧与氨氮会发生如下类似折点加氯的反应：
Br-+O3+H+→HBrO+O2（11）
NH3+HBrO→NH2Br+H2O （12）
NH2Br+HBrO→NHBr2+H2O （13）
NH2Br+NHBr2→N2+3Br-+3H+（14）
Yang等用一个有效容积32 L的连续曝气柱对合成废水（氨氮600 mg/L）进行试验研究，探讨Br/N、pH以及初始氨氮浓度对反应的影响，以确定去除最多的氨氮并形成最少的NO3-的最佳反应条件。发现NFR（出水NO3--N与进水氨氮之比）在对数坐标中与Br-/N成线性相关关系，在Br-/N>0.4，氨氮负荷为3.6~4.0
kg/（m3?d）时，氨氮负荷降低则NFR降低。出水pH＝6.0时，NFR和BrO--Br （有毒副产物）最少。BrO--Br可由Na2SO3定量分解，Na2SO3投加量可由ORP 控制。
2.3 物化-生化联合法脱氮
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。
卢平等研究采用吹脱-缺氧-好氧工艺处理含高浓度氨氮垃圾渗滤液。结果表明，吹脱条件控制在pH=9.5、吹脱时间为12 h时，吹脱预处理可去除废水中60%以上的氨氮，再经缺氧-好氧生物处理后对氨氮（由1400 mg/L降至19.4 mg/L）和COD的去除率>90%。
Horan等用生物活性炭流化床处理垃圾渗滤液（COD为800~2700 mg/L，氨氮为220~800 mg/L）。研究结果表明，在氨氮负荷0.71 kg/（m3?d）时，硝化去除率可达90%以上，COD去除率达70%，BOD全部去除。Fikret等以石灰絮凝沉淀+空气吹脱做为预处理手段提高渗滤液的可生化性，在随后的好氧生化处理池中加入吸附剂（粉末状活性炭和沸石），发现吸附剂在0~5 g/L时COD和氨氮的去除效率均随吸附剂浓度增加而提高。对于氨氮的去除效果沸石要优于活性炭。
膜-生物反应器技术（MBR）是将膜分离技术与传统的废水生物反应器有机组合形成的一种新型高效的污水处理系统。MBR处理效率高，出水可直接回用，设备少战地面积小，剩余污泥量少。其难点在于保持膜有较大的通量和防止膜的渗漏。李红岩等利用一体化膜生物反应器进行了高浓度氨氮废水硝化特性研究。研究结果表明，当原水氨氮浓度为2000mg/L、进水氨氦的容积负荷为 2.0 kg/（m3?d）时，氨氮的去除率可达99%以上，系统比较稳定。反应器内活性污泥的比硝化速率在半年的时间内基本稳定在0.36/d左右。
3 煤气化废水脱氮
一般来说，煤化工类大项目废水脱氮技术会综合考虑处理成本及技术优势，目前物理化学法由于其经济性较生物处理差，技术优势不是非常明显，因此不适宜在工程中大规模应用。对于生物脱氮技术，除考虑技术的可行性外，要取得理
想效果，需注重系统中影响脱氮效果因素的设计和调试。
生物脱氮技术出水铵盐、硝酸盐及总氮值除要达到正常生化处理出水一级排放标准外，还要满足后面深度处理甚至中水回用的要求。所以，生化处理阶段需将氮脱至满足正常运行需求。煤气化综合废水是一种较难处理的工业废水，目前传统的活性污泥法不能满足生产要求，于是许多先进有效的处理工艺应运而生。这些工艺往往是许多处理方法的综合体，包括生物和物化方法等。
生物脱氮还应考虑运行中温度、pH值、溶解氧（DO）、营养条件、有毒物质、A/O容积比、混合液回流比及C/N比等因素。
硝化菌比生长速率及硝化菌、亚硝酸菌的活性与温度有关，所以温度能影响脱氮速率及程度；适宜的pH值对硝化和反硝化过程很重要，过低和过高都会强烈抑制脱除过程；对硝化菌、硝酸菌和亚硝酸菌来说，废水中的有毒物质除许多重金属外，还有多种过量的大分子有机物，这些都可能抑制菌类活性；营养条件的不同会造成脱氮菌类效率的不同，工程运行中应酌情加入；缺氧段和好氧段的容积比对硝化及反硝化效果影响较大，对于可生化性差的煤气化废水，A/O容积比应大些，这样可以使大部分有机物在缺氧段被去除，减轻好氧段的有机负荷。
溶解氧和有机碳源是同步硝化好氧反硝化过程中的关键因素。合适的DO浓度既能满足硝化作用的需要又不严重抑制好氧反硝化作用；在适合于同步脱氮的DO范围内，容易出现亚硝酸盐的积累，而硝酸盐氮的浓度较小。这是因为同步生物脱氮是经由短程硝化反硝化途径所致。反硝化过程需要利用有机碳源作为能源和合成细胞成分的物质，足够的易生物降解有机碳源是完全好氧反硝化的必要条件。在存在易生化降解的有机碳源时没有出现亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的积累，即发生了完全的好氧反硝化作用；总氮的去除率随着进水碳氮比的增加而增加，但是反应器运行在过高的碳氮比环境条件下自养硝化菌的活性受到抑制；当进水碳氮比达到一定值时，氨氮几乎全部被去除，总氮的去除率也很高，在此条件下运行能够获得比较理想的同步脱氮效果。
对于煤化工废水高氮现状，应注意控制除正常工艺进水外的外加氮源，比如营养物质的加入、化学药剂的使用等。
4 小结及建议
从国家环保政策出发，对含氮废水的治理，首先应考虑通过完善生产工艺或
进行工艺改善来消除或消减污染物的产生，实施源头污染治理。
对不同的氨氮废水应进行定量影响程度分析，从而提出适合所需处理废水的适用技术；有特殊处理要求的废水，要从强化处理手段着手，彻底弄清各阶段反应机理；进一步研究DO、后续工段回水、A和O状态交替等因素对各种形式的氮及总氮的去除影响。
随着我国煤化工产业的快速发展，煤化工废水的氨氮处理显得愈发重要，并且，单独的生物脱氮技术已不能满足生产需要，未来的趋势为各种优势技术的联合处理，使污水处理技术逐渐达到更经济、更高效和更实用的阶段。
污水处理各种工艺大全及优缺点对比 一、A/O工艺 1.基本原理 A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，所以A/O法是改进的活性污泥法。 A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2～4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化（有机链上的N或氨基酸中的氨基）游离出氨（NH 3、NH4+），在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N（N H4+）氧化为NO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮（N2）完成C、N、O 在生态中的循环，实现污水无害化处理。 2.A/O内循环生物脱氮工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的焦化废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点：
(1)效率高。该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其他指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。 (2)流程简单，投资省，操作费用低。该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。尤其，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。 (3)缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。如COD、BO D5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。 (4)容积负荷高。由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的容积负荷。 (5)缺氧/好氧工艺的耐负荷冲击能力强。当进水水质波动较大或污染物浓度较高时，本工艺均能维持正常运行，故操作管理也很简单。通过以上流程的比较，不难看出，生物脱氮工艺本身就是脱氮的同时，也降解酚、氰、COD等有机物。结合水量、水质特点，我们推荐采用缺氧/好氧(A/O)的生物脱氮(内循环) 工艺流程，使污水处理装置不但能达到脱氮的要求，而且其它指标也达到排放标准。
污水的生物处理方法生 物膜法 集团文件发布号：（9816-UATWW-MWUB-WUNN-INNUL-DQQTY-
污水的生物处理方法——生物膜法 教学要求： 1)掌握生物膜法的微生物学特征和工艺特征 2)掌握高负荷生物滤池、曝气生物滤池、塔式生物滤池以及生物转盘三 相传质和工艺运行特点。 3)掌握生物接触氧化特点及其工艺设计 第一节概述 生物膜——是使细菌、放线菌、蓝绿细菌一类的微生物和原生动 物、后生动物、藻类、真菌一类的真核微生物附着在滤料或某些载体上 生长繁殖，并在其上形成膜状生物污泥。 生物膜法：污水经过从前往后具有细菌→原生动物→后生动物、从 表至里具好氧→兼氧→厌氧的生物处理系统而得到净化的生物处理技 术。 一、生物构造及其对有机物的降解 1 生物膜的构造特征 生物膜(好氧层＋兼氧层＋厌氧层) Array＋附着水层(高亲水性)。 2 降解有机物的机理 1)微生物：沿水流方向为细菌—— 原生动物——后生动物的食物链 或生态系统。具体生物以菌胶团 为主、辅以球衣菌、藻类等，含
有大量固着型纤毛虫（钟虫、等枝虫、独缩虫等）和游泳型纤毛虫（楯纤虫、豆形虫、斜管虫等），它们起到了污染物净化和清除池内生物（防堵塞）作用。 2) 污染物：重→轻(相当多污带→α中污带→β中污带→寡污带). 3) 供氧：借助流动水层厚薄变化以及气水逆向流动，向生物膜表面供 氧。 4) 传质与降解：有机物降解主要是在好氧层进行，部分难降解有机物经 兼氧层和厌氧层分解，分解后产生的H 2S ，NH 3等以及代谢产物由内向外传递而进入空气中，好氧层形成的NO 3－－N 、NO 2－－N 等经厌氧层发生反硝化，产生的N2也向外而散入大气中。 5) 生物膜更新：经水力冲刷，使膜表面不断更新（DO 及污染物），维持 生物活性（老化膜固着不紧）。 二、生物膜的主要特征 1 微生物相方面的特征 1) 参与净化反应微生物多样化； 2) 食物链长，污泥产率低； 3) 能够存活世代较长的微生物； 4) 可分段运行，形成优势微生物种群，提高降解能力。 2 工艺方面的特征 1) 对水质水量变动有较强适应性； 2) 污泥沉降性能好，宜于固液分离； 3) 能处理低浓度污水；
一体化污水处理核心处理工艺比较选择 污水处理工艺的选择是污水处理厂设计的主体和关键，污水处理工艺是否合理，直接关系到污水处理厂的出水水质、处理效果、运转的稳定性、运转成本和操作管理的水平。因此必须结合实际，在满足处理效果的前提下，选择成熟、可靠、经济、高效且操作管理方便、先进的污水处理工艺，以取得最佳的效益。 由设计水质和处理要求可以看出，污水处理厂主要污染为有机污染，参考我国《室外排水设计规范》（GB50014-2006）对污水处理厂的处理效率的规定，一级处理方法，对于SS处理效率为40~55%，对于BOD5处理效率为20～30%；二级处理方法，对于SS处理效率为60~90%，对于BOD5处理效率为65～95%。结合本工程设计，应采用二级处理方法。 普通活性污泥法具有运行稳定、管理方便的优点，前人在设计和运行方面积累了大量的工程经验，但普通活性污泥法也存在着在运行不当时或进水水质异常时易发生污泥膨胀导致出水恶化的问题，同时由于污泥泥龄较短和没有缺氧工况；对氮、磷的去除率不理想，随着社会经济发展，进入水体的污染负荷已严重超过水体自然净化能力，特别是氮、磷在自然水体中积累，造成水体的富营养化已成为人们普遍关注的问题。所以城市生活污水的脱氮除磷显得越来越重要。 现就目前国内外城市污水脱氮除磷二级生物处理采用较多的工艺作一分析比较。 生物除磷脱氮污水处理工艺比较 目前，用于城市污水处理具有一定脱氮除磷效果的污水处理工艺大致分为两大类：第一类为按空间进行分割的连续流活性污泥法；第二类为按时间进行分割的间歇性活性污泥法。另外还有一类就是以BAF工艺为代表的生物膜法。
按空间分割的连续流活性污泥法 按空间分割的连续流活性污泥法是指各种处理功能（如进水、曝气、沉淀、出水）在不同的空间(不同的池子)内完成。目前，较成熟的工艺有：传统A2/O 工艺、A2/O氧化沟工艺等。 传统A2O工艺及UCT、倒置A2/O工艺 传统A2O工艺于70年代由美国专家在厌氧—好氧除磷工艺（AO工艺）的基础上开发出来的。该工艺是在AO工艺中增加一个缺氧段，将好氧段流出的一部分混合液回流至缺氧段，以达到脱氮的目的。 传统A2O工艺可以完成有机污染物的去除、硝化反硝化脱氮、磷的过量摄取而被去除等功能。其流程简图如下： 进水出水 回流污泥剩余污泥 传统A2O工艺流程简图 传统A2O工艺的特点： 在去除有机污染物的同时可达到除磷脱氮目的； 工艺简单、水力停留时间较短； 在厌氧—缺氧—好氧条件下交替运行，丝状菌不会过度繁殖，从而不会引发污泥膨胀。 传统A2O工艺的缺点是回流污泥中过多的硝酸盐破坏厌氧环境，影响厌氧放磷效果，为此产生了UCT工艺。与传统A2O工艺比较，UCT工艺不同之处在于污泥先回流至缺氧段，再将缺氧段部分混合液回流至厌氧段，从而减少了回流污泥中硝酸盐对厌氧放磷的影响。但UCT工艺增加了一次回流，即多一次提
污水处理工艺简介及对比方案必选比 用
A/O工艺、A2/O工艺、氧化沟、SBR工艺、CAST工艺 一、A/O工艺 1.基本原理 A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，因此A/O法是改进的活性污泥法。A/O 工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2～4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化（有机链上的N或氨基酸中的氨基）游离出氨（NH3、NH4+），在充分供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N（NH4+）氧化为NO3-，经过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮（N2）完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。2.A/O内循环生物脱氮工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的焦化废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点： (1)效率高。该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混
凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其它指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。 (2) 流程简单，投资省，操作费用低。该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。特别，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。 (3) 缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。如COD、BOD5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。 (4) 容积负荷高。由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的容积负荷。 (5) 缺氧/好氧工艺的耐负荷冲击能力强。当进水水质波动较大或污染物浓度较高时，本工艺均能维持正常运行，故操作管理也很简单。经过以上流程的比较，不难看出，生物脱氮工艺本身就是脱氮的同时，也降解酚、氰、COD等有机物。结合水量、水质特点，我们推荐采用缺氧/好氧(A/O)的生物脱氮 (内循环) 工艺流程，使污水处理装置不但能达到脱氮的要求，而且其它指标也达到排放标准。 3. A/O工艺的缺点 1.由于没有独立的污泥回流系统，从而不能培养出具有独特
废水的生化处理方法 一、专业术语 1．化学需氧量（COD cr） 化学需氧量是指在规定条件下用化学氧化剂（K2Cr2O7或KMnO4）氧化分解水中有机物时，与消耗的氧化剂当量相等的氧量(mg／L)。 当氧化剂用重铬酸钾(K2Cr2O7)时，由于重铬酸钾氧化作用很强，所以能够较完全地氧化水中大部分有机物(除苯、甲苯等芳香烃类化合物以外)和无机性还原物质(但不包括硝化所需的氧量)，此时化学需氧量用COD Cr，或COD表示；如采用高锰酸钾（KMnO4）作为氧化剂时，则称为高锰酸指数，写作COD Mn。 与BOD5相比，COD Cr能够在较短的时间内(规定为2小时)较精确地测出废水中耗氧物质的含量，不受水质限制，因此得到了广泛的应用。缺点是不能表示可被微生物氧化的有机物量，此外废水中的还原性无机物也能消耗部分氧，造成一定误差。 如果废水中各种成分相对稳定，那么COD与BOD之间应有一定的比例关系。一般说来，COD Cr＞BOD20＞BOD5＞COD Mn，其中BOD5／COD Cr可作为废水是否适宜生化法处理的一个衡量指标。比值越大，该废水越容易被生化处理。—般认为BOD5／COD Cr大于0.3的废水才适宜采用生化处理。 2．五日生化需氧量（BOD5） 生化需氧量（BOD）是表示在有氧条件下，温度为20℃时，由于微生物(主要是细菌)的活动，使单位体积污水中可降解的有机物氧化达到稳定状态时所需氧的量(mg/L)。BOD的值越高，表示需氧有机物越多。 20℃时在BOD的测定条件（氧充足、不搅动）下，一般有机物20天才能够基本完成在第一阶段的氧化分解过程（完成过程的99%）。就是说，测定第一阶段的生化需氧量，需要20天，这在实际工作中是难以做到的。为此又规定一个标准时间，一般以5日作为测定BOD的标准时间，因而称之为五日生化需氧量，以BOD5表示之。BOD5约为BOD20的70%左右。 3．氨氮（NH3-N） 氨氮是指水中以游离氨（NH3）和铵离子（NH4+）形式存在的氮。 4．总磷（TP） 总磷是水样经消解后将各种形态的磷转变成正磷酸盐后测定的结果，以每升水样含磷毫克数计量。水中磷可以元素磷、正磷酸盐、缩合硫酸盐、焦磷酸盐、偏磷酸盐和有机团结合的磷酸盐等形式存在。 5．悬浮固体（SS） 水体中悬浮物的含量是水质污染程度的基本判断指标之一。悬浮物是指在水中呈悬浮状态的
污水处理生化调试技术方案 一污泥的培养 方法有同步与异步培养与接种,同步是培奍与驯化同时进行或交替进行，异步是先培后驯化，接种是利用类似污水的剩余污泥接种。 活性污泥可用糞便水经曝气培养而得，因为粪便污水中，细菌种类多，本身含有的营养丰富，细菌易于繁殖。?通常为了缩短培菌周期，我们会选择接种培养。?先说粪便水培菌?具体步骤:?将经过过滤的粪便水投入曝气池,再用生活污水或河水稀释，至BOD约为3００-400，进行连续曝气。这样过二,三天后,为补充微生物的营养物质和排除由微生物产生的代谢产物,应进行换水,换水根据操作情况分为间断和连续操作。?１.间断操作：?当第一次加料曝气并出现模糊的活性污泥绒絮后,就可停止曝气，使混合液静止沉淀，经1－１.５小时后排放上清液,把排放的上清液约占总体积的60-７0%。?然后再加生活污水和粪便水,这时的粪便水可视曝气池内的污泥量来调整,这样一直下去，直至ＳV达到30%。一般需2周，水温低时时间要延长。 在每次换水时，从停止曝气,沉淀到重新曝气的总时间要控制在２小时之内为宜?成熟的污泥应具有良好的混凝，沉降性能，污泥内有大量的菌胶菌和终生?纤毛类原生动物，如钟虫,等枝虫,盖纤虫等,并可使污水的生化需氧量去除率达90%左右 2.连续操作：?在第一次加料出现绒絮后,就不断地往曝气池投加生活污水或河水,添加粪便水的控制原则与间断投配相同。往曝气池的投加的水量,应保证池内的水量能每天更换一次,随着培奍的进展，逐渐加大水量使在培养后期达到每天更换二次。在曝气池出水进入二次沉淀池后不久(0．5-1）就开始回流污泥,污泥的回流量为曝气池进水量的5０%?驯化的方法：可在进水中逐渐增加被处理的污水的比例，或提高浓度,使生物逐渐适应新的环境开始时，被处理污水的加入量可用曝气池设计负荷的20-３0%，达到较好的处理效率后,再继续增加，每次以增加设计负荷的１0-20％为宜，每次增加负荷后，须等生物适应巩固后再继续增加，直至满负荷为止。?如果被处理工业污水中,缺氮和磷以及其它营养物时，可根据BOD：N：P为100:5:1的比例来调整。?个人认为在此阶段，必要的超赿管路要具备，工艺没设计的可用消防管代替。 而且各种分析要跟上去,和种参数需及时测定,特别是镜检,因为有经验的人可能通过镜检和数据就可以很好的完成任务,另外良好的心理素质也比较重要,有些现象要果断处理,有些则需等侍再认定上面是异步法,同步就是在污泥培养过程中，不断加入工业污水，使污泥在增长过程中逐渐适应工业污水的环境，这样虽可缩短培养和驯化的时间,但在这一过程中发生的问题，又缺实践经验则难以判断问题出在哪一个环节上。 若有条件,就是接种培养，这样可缩短时间，若是相似的污水的污泥,更可提高驯化效果。 二、试运行
第七章废水生物化学处理基础 本章重点： 如何建立单个细菌以及生物膜或生物絮体的数学模型。 1947年，首次出现了“生物化学工程”( Biochemical engineering)一词。1965年Aiba等人的专著《物化学工程》(Biochemical Engineering)出版，标志着这一学科的正式出现。1971年Coulson及Richardson等著述的化学工程标准教材新添了第三卷，其中包括了一章生物化学反应工程，标志着生物化学工程已成为化学工程的—个新的组成部分。此后出版的生物化学工程专著有Atkinson的《生物化学反应器》(Biochemical Reactors，1974年)，Bailey及ollis 的《生物化学工程基础》(Biochemical Engineering Fundamentals．1977年)等书。 生物化学工程中应用的发酵器有两种基本类型，一种是利用微生物絮体的作用，这与废水处理中的活性污泥法相类似；另一种是利用微生物膜的作用，这与废水处理中的生物滤池法相类似。 以生物化学工程的方法来研究废水的生物处理，提高了它的理论深度，应该是发展的方向。把废水的生化处理看成是生物化学工程的一个重要分支，在学科体系上可能更合适—些。 §7.1 单个细菌的模型 从细菌结构及代谢途径来看，如果要按实际情况建立一个数学模型，几乎无法着手。所以目前一般采用一个远为简化的模型，而这个模型也起到了对营养物传入细菌内的整个过程，给出明确概念的作用。 底物一般是通过细胞的粘液层、细胞壁与细胞膜进入细胞内部的，而代谢作用只发生在
细胞内部的细胞质区。发生代谢作用后，底物也就消失了。 这里，我们假设： ①不考虑复杂的代谢过程； ②把底物的消失引用流体力学中“汇”的概念来解释； ③粘液层、细胞壁、细胞膜等作为底物传递的边界。 这样就得到一个细菌的简化模型，如图7-1所示。 扩散区指细胞壁外粘液层的部分，其表面积为a d cm 2，，底物通过扩散区时服从Fick 的第一扩散定律，即底物的通量为： Nd = －D γρd d （7-1） 式中，下标d 表示扩散区， γρd d 表示晏半径γ方向的浓度梯度，D 仍然表示分子扩散系数。 扩散区的内面为透酶区。这一区指细胞膜的透酶所起的运输作用。透酶是细脑膜内的一类立体专一性载体分子，这类分子也是一种蛋白质，取名透酶以示区别于代谢酶。透酶区的通量可用下列公式来表示： 'P ' p P K a N ρ+ρ= （7-2） 式中的下标p 表示透酶区，a p 及Kp 为两个常数，ρ’为透酶区外的底物浓度。 通量Np 只与透酶区外的底物浓度ρ’有关，而与代谢区中的底物浓度ρ’’无关。当ρ’＞ ρ’ 时，称为被动运输；ρ’＜ ρ’时，称为主动运输。 代谢区指细胞膜内的区域。这一区域内虽然产生了许多极复杂的代谢途径，但组成代谢途径的每一个反应都是由酶控制的，因而服从于Michaelis —Menten 方程。代谢区内底物消耗速率可以表示为： ' 'm ' 'm ''K a dt d ρ+ρ=ρ （7-3） 式中，ρ’’表示代谢区中底物的浓度，a m 及K m 为Michaelis-Menten 方程的常数。 当代谢区消耗底物的速率恰好和底物通过两个运输区的速率相等时，便得到一个稳定的状态，这时存在下列关系： ???? ??ρ+ρ=??? ? ??ρ+ρ=???? ??-γρ''m ''m m 'p 'p p r d K a V K a a d d D a d （7-4） 式中，a d 为扩散区的外表面积，下标r d 指浓度d ρ/d γ计值的扩散外径，a p 为透酶区的外表面积，V m 为代谢区的容积。 当底物不需透酶区的运输时，式（7-4）简化为：
污水处理的生化调试 摘要：通过工程实例总结，就如何缩短污水生化调试所需时间，从调试前期准备到污水全负荷投入运行，分3个阶段予以解剖分析。介绍了前期准备工作的内容和所需物料的种类及数量；调试各阶段物料投加量及所需控制的条件；调试过程所需注意的事项。文中所述内容尤其适用于以鼓风机曝气为主的生化处理设施。 污水处理设施在正式投入使用时，其生化处理装置均需进行污泥接种、驯化（俗称调试）。对于规模较大的污水处理设施尽量缩短调试时间，使处理主体尽快投入正常运行，在实际操作过程中有着重要的意义。我们通过多个日处理万吨的污水处理设施的生化调试发现，在生化调试过程中，如果准备充分，正常气温下一般7~10d即可完成生化设施的培菌接种工作；10d后就可以对污水进行驯化，20d左右便可进入正常运行。 本文将分三方面对生化调试工作中需注意的问题进行简要分析。为方便起见，文中所列数据均以生化池体积5000m3为基准。 1、前期准备阶段 1.1、物料准备 ①污泥准备 对于万立方米级污水处理装置而言，其生化池体积较大，为了保证生化池初始污泥浓度，需要准备投加的原始污泥量很大。理论上讲，投加后生化池的污泥的质量浓度最好控制在2 500mg/L左右。实际运行时，为了节约成本，调试期间初始污泥的质量浓度可控制在1 500mg/L左右，一日处理1×104m3污水生化时间为12h的污水处理装置为例，调试前需准备含水率在80%的活性污泥约40m3。污泥品种最好是同类或相似的活性污泥。如有困难，其它活性较强的污泥也可使用。污泥在使用前为保证一定的活性，对待用的污泥需进行喷水保湿处理，在保湿条件下污泥的活性至少可保持15d以上。 ②碳源培养寄的准备 生化调试过程中理想的碳源是大粪及淀粉。一般来说调试前期以加入大粪为主，中后期以加入淀粉为主，为节省成本，淀粉可用地脚面粉替代。由于大粪无法事先储存，因此，事前需和有关部门确定好调试期间需要的数量。调试期间碳源准备量一般按如下原则进行估算。每天投加到生化池的COD量按混合后生化池COD的质量浓度在200~300mg/L水平计，其中地脚面粉COD的质量折算量约为1t[COD]/t[面粉]。大粪的COD折算比较困
常见污水处理工艺对比 一、A/O工艺 1、基本原理 A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，所以A/O法是改进的活性污泥法。 A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2~4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化(有机链上的N或氨基酸中的氨基)游离出氨(NH3、NH4+)，在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N(NH4+)氧化为NO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮(N2)完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。 2、A/O内循环生物脱氮工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的焦化废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点： (1) 效率高。该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其他指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。 (2) 流程简单，投资省，操作费用低。该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。尤其，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。 (3) 缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。如COD、BOD5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。 (4) 容积负荷高。由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的
废水的生化处理方法 、专业术语 1．化学需氧量（COD cr） 化学需氧量是指在规定条件下用化学氧化剂（K2Cr2O7 或KMnO 4）氧化分解水中有机物时， 与消耗的氧化剂当量相等的氧量（mg／L）。 当氧化剂用重铬酸钾（K 2Cr2O7）时，由于重铬酸钾氧化作用很强，所以能够较完全地氧化水中大部分有机物（除苯、甲苯等芳香烃类化合物以外）和无机性还原物质（但不包括硝化所需的氧量），此时化学需氧量用COD cr,或COD表示；如采用高锰酸钾（KMn0 4）作为氧化剂时，则称为高锰酸指数，写作COD Mn。 与BOD5相比，COD cr能够在较短的时间内（规定为2小时）较精确地测出废水中耗氧物质的含量，不受水质限制，因此得到了广泛的应用。缺点是不能表示可被微生物氧化的有机物量，此外废水中的还原性无机物也能消耗部分氧，造成一定误差。 如果废水中各种成分相对稳定，那么COD 与BOD 之间应有一定的比例关系。一般说来，COD cr>BOD 20> BOD5> COD Mn，其中BOD 5/COD cr可作为废水是否适宜生化法处理的一个衡量指标。比值越大，该废水越容易被生化处理。一般认为 BOD5/COD Cr大于0.3的废水才适宜 采用生化处理。 2．五日生化需氧量（BOD 5） 生化需氧量（BOD ）是表示在有氧条件下，温度为20C时，由于微生物（主要是细菌）的活动，使单位体积污水中可降解的有机物氧化达到稳定状态时所需氧的量（mg/L）。BOD 的值越高，表 示需氧有机物越多。 20 C时在BOD的测定条件（氧充足、不搅动）下，一般有机物20天才能够基本完成 在第一阶段的氧化分解过程（完成过程的99%）。就是说，测定第一阶段的生化需氧量， 需要20 天，这在实际工作中是难以做到的。为此又规定一个标准时间，一般以 5 日作为 测定BOD的标准时间，因而称之为五日生化需氧量，以BOD 5表示之。BOD 5约为BOD 20 的70% 左右。 3．氨氮（NH 3-N ） 氨氮是指水中以游离氨（NH3）和铵离子（NH4+）形式存在的氮。 4．总磷（TP） 总磷是水样经消解后将各种形态的磷转变成正磷酸盐后测定的结果，以每升水样含磷毫克数 计量。水中磷可以元素磷、正磷酸盐、缩合硫酸盐、焦磷酸盐、偏磷酸盐和有机团结合的磷酸盐等形式存在。 5．悬浮固体（SS） 水体中悬浮物的含量是水质污染程度的基本判断指标之一。悬浮物是指在水中呈悬浮状态的固体物质，它包括无机物和有机物，如不溶于水的淤泥、粘土、微生物等，含量用每升水样中含有多少毫克悬浮物来表示，记为毫克/升。 6?溶解氧（DO） 溶解氧是指溶解于1升水中的分子氧的含量，用毫克（氧）/升表示。它是衡量水体污染程度的重要指标，是水环境监测
表4 常用工艺性能简述 工艺 名称 工艺简述优点缺点 AB法工艺AB法工艺即吸附-生物降解工艺， 该工艺不设初沉池，由A、B二级 活性污泥系统串联组成，并分别有 独立的污泥回流系统。A段负荷高， 主要进行吸附去除，B段负荷低， 进行生物氧化降解。 ①抗冲击负荷能力强、运 行稳定性好；②去除COD、 BOD效果好；③具有良好的 脱氮除磷效果；④投资省， 运转费用低。 ①A段负荷太高， 如果控制不好， 很容易产生臭 气；②A段产生 的污泥量较大， 有机物含量高， 不易稳定化处置 [3]。 A/A/O 工艺A/A/O生物脱氮除磷工艺由厌氧 池、缺氧池、好氧池串联而成。在 工艺流程内，BOD5、SS和以各种形 式存在的氮和磷一并出去。系统的 活性污泥中，菌群主要由硝化菌、 反硝化菌和聚磷菌组成。在好氧 段，硝化细菌通过生物硝化作用， 将氨氮及有机氮转化成氮气逸入 大气中，从而达到脱氮目的；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。且以 上三菌均有去除BOD的作用。 ①在同类脱氮除磷的工艺 中，该工艺流程最为简单， 总的水力停留时间也少于 同类其它工艺；②在厌氧- 缺氧-好氧交替运行条件 下，丝状菌不会大量繁殖， SVI一般小于100，污泥易 沉淀，不易发生污泥膨胀； ③污泥中磷含量高，一般 在2.5%以上，污泥肥效好。 ①该工艺适用于 TP/BOD值较低的 污水，当TP/BOD 值很高时，BOD负 荷过低会使得剩 余污泥量少，难 以达到满意的处 理效果②当污水 量变化时（高低 峰）会造成沉淀 池内污水停留时 间长，导致聚磷 菌在厌氧条件下 产生磷的释放， 会降低除磷效 率。 传统SBR工艺SBR活性污泥法又称序批式活性污 泥法、间歇式活性污泥法。此法将 初沉池出水引入SBR反应池，按时 间顺序进行进水、曝气、沉淀、出 水等基本操作。各操作周而复始反 复进行，且在同一池子中完成。此 工艺不需要设置专门的二沉池和 污泥回流系统，但每个池子都需设 ①工艺流程简单，造价低， 占地面积小；②处理效果 良好，出水可靠；③较好 的脱氮除磷效果；④污泥 沉降性能良好。⑤控制灵 活，易于实现脱氮除磷⑥ 对进水水质水量的波动具 有良好的适应性 ①设备的闲置率 较高；②污水提 升水头损失较 大；③不连续出 水时，需要较大 的调节池；④不 适合于大型污水 处理厂[4]。
《废水生化处理工程》 习题 河北科技大学 环境科学与工程学院 2005年10月
目录 第一章污水水质和污水出路 -------------------------------------------------------------- 1 第二章稳定塘和污水的土地处理 -------------------------------------------------------- 4 第三章废水生物处理的基本概念和生化反应动力学基础 -------------------------- 5 第四章污水的好氧生物处理（一）——生物膜法 ----------------------------- 6 第五章污水的好氧生物处理（二）——活性污泥法 -------------------------- 8 第六章污水的厌氧生物处理 ------------------------------------------------------------- 10 第七章城市污水的深度处理 ------------------------------------------------------------- 11 第八章污泥处理和处置 ------------------------------------------------------------------- 12
第一章污水水质和污水出路 1、概述水体污染控制的主要水质指标。 2、概述我国我省的水排放标准。 3、概述我国水环境质量标准。 4、水污染控制技术可分为几大类型？简要介绍重要的控制技术。 5、污水处理方法与污染物粒径有何关系？试举例说明之。 6、什么叫水体的自然净化？水体自然净化能力取决于哪几个方面的因素？ 7、某河流受有机废水污染到A点已完全混合，此时La=20mg/L,Da = 5mg/L，流速0.9m/s,水温20℃。求10天内的氧垂曲线和最大缺氧点的位置及最大亏氧量。（每隔2天取一个t值）K1=0.1，K2=0.2。 8、某河川La=15mg/L，K1=0.1，K2=0.2，在污水与河水相混合处氧不足量为Da=3mg/L，求定：1d后的缺氧量和最大缺氧量是多少。（先求出最大缺氧点的日期（取整数），再计算最大缺氧量） 9、已测定出某废水20℃BOD5=250mg/L,K1(20℃)=0.1,求30 ℃时BOD5。 10、某一水样20℃的生化需氧量（Yt）测定结果如下： （K1=2.61b/a La = 1/2.3k1a3）试确定此水样的K1、La及BOD5（Y5）值。 11、如某工业区生产污水和生活污水的混合污水的2天30℃生化需氧量为200 mg/l，求该污水5天20℃的生化需氧量（BOD5），如在20℃时， K1=0.1d-1。
生物化学处理污水的基本原理及一般过程 ——污水处理厂工程技术人员培训稿生物化学处理是利用微生物处理污水中污染物质的一种工艺，因其运行稳定且费用较低，是目前处理城市污水的主体工艺。今天主要讲五个问题： 一是污水处理中的微生物及其特性；二是微生物的新陈代谢；三是污水生物化学处理的一般过程；四是污水生化处理的种类；五是传统活性污泥工艺的原理及过程 一、污水处理中的微生物及其特性 微生物在日常生活中无处不在。 污水中细菌的数量在105—106个/L之间，呈游离或团块状，病毒数量在200—7000个/L之间。微生物主要包括细菌、放线菌、藻类、真菌、立克次氏体、衣原体、枝原体，以及原生动物和后生动物。其中与污水处理关系密切的是细菌、放线菌、藻类、原生动物和后生动物中的某些种类。 （一）、细菌 细菌只有一个细胞组成，是最小的生物。其中又以球形细菌最小，直径只有0.5—2微米，杆菌一般长度为1-5微米，螺旋菌的宽度一般为0.5—2微米，长度一般在5—15微米。这样小的形体，人们只有在1000倍以上的电子显微镜下才能观察到。 如环境适宜，微生物一般情况下20—30min分裂一次。 1、细菌细胞的构造及各部分的作用： 壁、膜、质、核 2、菌胶团形成的机理、作用 菌胶团是活性污泥正常情况下的主要组成成分。 菌胶团形成的机理、作用： 荚膜形成的机理、作用； （二）、丝状菌 污水处理界：丝状菌是一大类菌体细胞相连而形成丝状的微生物的总称。它包括丝状细菌、丝状真菌和丝状藻类等微生物类群。污水处理过程中的丝状菌主要有球衣细菌、丝状硫磺细菌和放射线菌。 丝状菌的特点及污水处理中作用。
（三）、藻类 藻类是一种低等植物，有单细胞，也有多细胞的。按照色素组成，主要有绿藻、蓝藻、硅藻和褐藻等。藻类在生物稳定塘处理污水工艺中发挥着重要作用。 (四)、原生动物 原生动物是最低等的单细胞动物，个体很小，长度一般在100-300微米之间，用普通的光学显微镜可清楚地观察到其形态。与污水处理工艺有关的原生动物主要有三类：肉足类、鞭毛类和纤毛类。 1、大多数肉足类能任意改变形态，一般称之为变形虫； 2、鞭毛类原生动物一般都长有一根或几根鞭毛，因此常称之为鞭毛虫。鞭毛虫有很多种类，与污水处理工艺相关的常有：绿眼虫。 3、纤毛类原生动物的特点是周身表面或部分表面有纤毛，作为行动或捕食的工具，因此被称之为纤毛虫。纤毛虫有自由游动型和固着型二种。前者能自由流动，常见的为周身都布满纤毛的草履虫，因形态像草鞋而得名。固着型纤毛虫一般固着在其它的物体上生活，常见的为钟虫，因其外形象钟而得名。原生动物在活性污泥中发挥着重要作用，它们既能捕食游离的细菌，进一步提高沉降效果，又能起到指示的作用。 （五）后生动物 后生动物由多个细胞组成，种类很多。在污水生化处理过程中，常见的有轮虫和线虫。轮虫体型前端有一个头冠，头冠上有一列或多列纤毛形成的纤毛环。纤毛环经常摆动，可将食物引入。轮虫因其纤毛摆动时像旋转的轮盘而得名。 线虫的形体为长线形，最长可达2mm，断面为圆形。轮虫和线虫在活性污泥和生物膜中都能观察到，它们的存在，往往表示处理效果较好。 （六）微生物易变异 二、微生物的新陈代谢 （一）微生物新陈代谢的过程、同化和异化的作用 1、微生物新陈代谢的过程 一是从外界环境中吸收营养物质并将自身代谢的产物排出体外； 二是在消耗吸收的营养物质的同时进行分裂产生新的微生物。 2、微生物新陈代谢中同化和异化作用。
一、A/O工艺 1.基本原理 A/O是Anoxic/Oxic的缩写，它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外，还具有一定的脱氮除磷功能，是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理，所以A/O法是改进的活性污泥法。 A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起，A段DO不大于0.2mg/L，O段DO=2～4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸，使大分子有机物分解为小分子有机物，不溶性的有机物转化成可溶性有机物，当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时，可提高污水的可生化性及氧的效率；在缺氧段，异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化（有机链上的N或氨基酸中的氨基）游离出氨（NH3、NH4+），在充足供氧条件下，自养菌的硝化作用将NH3-N（NH4+）氧化为NO3-，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮（N2）完成C、N、O在生态中的循环，实现污水无害化处理。 2.A/O内循环生物脱氮工艺特点 根据以上对生物脱氮基本流程的叙述，结合多年的焦化废水脱氮的经验，我们总结出(A/O)生物脱氮流程具有以下优点： (1)效率高。该工艺对废水中的有机物，氨氮等均有较高的去除效果。当总停留时间大于54h，经生物脱氮后的出水再经过混凝沉淀，可将COD值降至100mg/L以下，其他指标也达到排放标准，总氮去除率在70%以上。 (2) 流程简单，投资省，操作费用低。该工艺是以废水中的有机物作为反硝化的碳源，故不需要再另加甲醇等昂贵的碳源。尤其，在蒸氨塔设置有脱固定氨的装置后，碳氮比有所提高，在反硝化过程中产生的碱度相应地降低了硝化过程需要的碱耗。 (3) 缺氧反硝化过程对污染物具有较高的降解效率。如COD、BOD5和SCN-在缺氧段中去除率在67%、38%、59%，酚和有机物的去除率分别为62%和36%，故反硝化反应是最为经济的节能型降解过程。 (4) 容积负荷高。由于硝化阶段采用了强化生化，反硝化阶段又采用了高浓度污泥的膜技术，有效地提高了硝化及反硝化的污泥浓度，与国外同类工艺相比，具有较高的容积负荷。 (5) 缺氧/好氧工艺的耐负荷冲击能力强。当进水水质波动较大或污染物浓度较高时，本工艺均能维持正常运行，故操作管理也很简单。通过以上流程的比较，不难看出，生物脱氮工艺本身就是脱氮的同时，也降解酚、氰、COD等有机物。结合水量、水质特点，我们推荐采用缺氧/好氧(A/O)的生物脱氮 (内循环) 工艺流程，使污水处理装置不但能达到脱氮的要求，而且其它指标也达到排放标准。 3. A/O工艺的缺点 1.由于没有独立的污泥回流系统，从而不能培养出具有独特功能的
几种常用生活污水处理工艺的比较 一、概述 生活污水处理工艺目前已相当成熟，其核心技术为活性污泥法和生物膜法，对活性污泥法（或生物膜法）的改进及发展形成了各种不同的生活污水处理工艺，传统的活性污泥法处理工艺在中小型生活污水处理已较少使用。根据污水的水量、水质和出水要求及当地的实际情况，选用合理的污水处理工艺，对污水处理的正常运行、处理费用具有决定性的作用。 本文主要对生活污水几种常用的处理工艺作简单介绍，包括氧化沟、序批式活性污泥法（SBR）、生物接触氧化法、曝气生物滤池（BAF）、A-0工艺、膜生物反应器（MBR）等。 二、中小型生活污水处理工艺简介 典型的生活污水处理完整工艺如下： 污水——前处理——生化法——二沉池——消毒——出水 | | ——-——污泥处理系统-- 前处理也称为预处理技术，常用的有格栅或格网、调节池、沉砂池、初沉池等。 由于生活污水处理的核心是生化部分，因此我们称污水处理工艺是特指这部分，如接触氧化法、SBR法、A/O法等。用生化法（包括厌氧和好氧）处理生活污水在目前是最经济、最适用的污水处理工艺，根据生活污水的水量、水质及现场的条件而选择不同的污水处理工艺对投资及运行成本具有决定性的影响。下面就目前常用的生活污水处理工艺作一简介。 1、氧化沟工艺 氧化沟是活性污泥法的一种变形，其池体狭长，故称为氧化沟。氧化沟有多种构造型式，典型的有：A：卡罗塞式；B：奥巴尔型；C：交替工作式氧化沟；D：曝气—沉淀一体化氧化沟 氧化沟技术已广泛应用于大中型城市污水处理厂，其规模从每日几百立方米至几万立方米，工艺日趋完善，其构造型式也越来越多。其主要特点是：进出水装置简单；污水的流态可看成是完全混合式，由于池体狭长，又类似于推流式；BOD负荷低，处理水质良好；污泥产率低，排泥量少；
常见的污水生物处理方法 （1）传统活性污泥法。传统活性污泥处理法是一种最古老的工业污水处理工艺，其工业污水处理的关键组成部分为沼气池与沉淀池，主要处理部分关系框图如图2-1所示。 图2-1传统活性污泥法工艺流程图 污水中的有机物在曝气池停留的过程中，曝气池中的微生物吸附污水中的大部分有机物，并且在曝气池中被氧化成无机物，然后在沉淀池中经过沉淀后的部分活性泥需要回流到曝气池中。该工艺的优点有：有机物去除率高，污泥负荷高，池的容积小，耗电省，运行成本低。该工艺的缺点有：普通曝气池占地多，建设投资大，满足国家标准相关指标范围小、易产生污泥膨胀现象，磷和氮的去除率低。 （2）A/O法。A/O法是在传统活性污泥法的基础上发展起来的一种工业污水处理工艺，其中A代表Anoxic（缺氧的），O代表Oxic（好氧的）。A/O法是一种缺氧----好氧生物工业污水处理工艺。该工艺通过增加好氧池与缺氧池所形成的硝化----反硝化反应系统，很好的处理了污水中的氮含量，具有明显的脱氮效果。但是此硝化----反硝化反应系统需要得到很好的控制，这样就对该工艺提出了更高的管理要求，这也成为了该工艺的一大缺点。其工艺流程图如下：
（3）A2/O法。A2/O法也是在传统活性污泥法的基础上发展起来的一种工业污水处理工艺，其中A2，即A-A，前一个A代表Anaerobic（厌氧的），后一个A代表Anoxic（缺氧的）；O代表（好氧的）。A2/O是一种厌氧—缺氧—好氧工业污水处理工艺。A2O法的除磷脱氮效果非常好，非常适合用于对除磷脱氮有要求的工业污水处理。因此，在对除磷脱氮有特别要求的城市工业污水处理厂，一般首选A2/O工艺。其工艺流程图如图2.3所示。 图2-3 A2/O法工艺流程图 （4）A/B法。A/B法是吸附生物降解法的简称，该工艺没有初沉淀，将曝气池分为高低负荷两段，并分别有独立的沉淀和污泥回流系统。高负荷段停留时间约为20~40min，以生物絮凝吸附作用为主，同时发生不完全氧化反应，去除BOD 达50%以上。B段与常规活性污泥法相识，负荷较低。AB法中A段效率很高，并有较强的缓冲能力。B段起到出水把关作用，处理稳定性较好。对于高浓度的工业污水处理，AB法具有很好的适用性，并有较高的节能效益。尤其在采用污泥消化和沼气利用工艺时，优势最为明显。但是，AB法污泥产量较大，A段污泥有机物含量极高，因此必须添加污泥后续稳定化处理，这样就将增加一定的投资和费用。另外，由于A段去除了较多的BOD，造成了碳源不足，难以实现脱氮工艺的要求。对于污水浓度低的场合，B段也比较困难，也难以发挥优势。 总体而言，AB法工艺较适合于污水浓度高，具有污泥消化等后续处理设施的大中规模的城市工业污水处理厂，且有明显的节能效果，而对于有脱氮要求的城市工业污水处理厂，一般不宜采用。 （5）SBR法。SBR法是歇式活性污泥法的简称，是一种按照一定的时间顺序间歇式操作的污水生物处理技术，也是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥工业污水处理技术，又称序批式活性污泥法。其反应机理及去除污染物的机理与传统的活性污泥法基本相同，只是运行操作方式不尽相同。SBR法与传统的水处理工艺的最大区别在于它是以时间顺序来分割流程各单元，以时间分割操作代替空间分割操作，非稳态生化反应代替生化反应，静置理想沉淀代替动态沉淀等。整个过程对于单个操作单元而言是间歇进行的，但是通过多个单元组合调度后又是连续的，在运行上实现了有序和间歇操作相结合。