2020年(生物科技行业)生物脱氮过程中氮的转化途径的初探
（生物科技行业）生物脱氮过程中氮的转化途径的初
探
生物脱氮过程中氮的转化途径的初探
摘要近些年来，出现了壹些新的脱氮的工艺，对生物脱氮的原理的研究也进壹步深入，这使脱氮的理论不断地得到发展和完善。本文结合实验室小型SBR试验的结果，围绕脱氮过程中N2O的产生中对脱氮途径进行了介绍，其目的在于使人们对这些不同的途径有更深的认识。其中很有必要的壹项工作便是对这些脱氮途径作出了明确的定义，且将它们进行了区分。最后对壹些尚未能解释的问题以及壹些假设作了讨论。
1．简介
对氮元素转化途径的研究起源于农业中对氮肥在土壤中的转化的探讨。土壤系统中氮元素总的输入和输出的不平衡使科学家们困惑了50多年（e.g.Allison,1995），同样的情况也出当下许多水处理的脱氮工艺中，这使得人们对氮元素其它转化途径的研究产生了兴趣。最初人们对生物脱氮的认识是NH3或NH4＋在微生物的作用下转化为NO2-以及NO3-，后俩者再转化为N2而达到氮的去除，当下见来这种认识是比较粗略的。
对脱氮其它途径的研究实际上能够归结为对脱氮过程中间产物以及他们产生的环境条件和微生物机理的研究。这些中间产物包括NO、N2O以及N2。N2O是壹种对环境影响极大的温室气体，它的主要去向是在大气的同温层中原子态的氧反应生成NO，NO对臭氧层会造成破坏（Bliefert,1994）。这就使得许多水处理工艺虽然实现了水体中脱氮但却有可能对大气造成影响。
2．实验结果的分析
实验室中SBR反应器是壹个有效容积为4L的有机玻璃柱，每个周期10.5小时，实验工序为：进水→厌氧搅拌3hr→曝气8hr→厌氧搅拌1.5hr→沉淀1hr→排水，每个周期排水2L进水2L，曝气阶段溶解氧控制在2.5～3.0mg/L。在通过对照试验基本排除了游离氨被吹脱的可能之后，采用试验进水CODcr为720mg/L,NH4＋-N为110mg/L，在系统稳定运行之后对壹周期各阶段内水相中各种氮化合物的浓度进行跟踪试验。实验期间每间隔1hr测定
壹次数据。根据这些数据绘成图1。
图1中，在前2个小时的缺氧搅拌中（即0～2hr）NO X--N有明显下降，但NH4+-N 基本没有变化，说明本系统中未发生厌氧氨氧化过程而是硝酸盐缺氧反硝化的结果。在运行周期的第2～8小时的曝气状态下，NH4＋-N浓度迅速下降，由58.8mg/L降为0.1mg/L，这主要是好氧硝化的结果。8小时曝气之后的缺氧阶段，NO3--N和NO2--N也有比较明显的减少，说明再次发生缺氧反硝化。当然，在这三个阶段中其它途径对脱氮所作的贡献将在下文结合对各种途径的介绍作进壹步的阐述。
图1运行过程中各种形态的氮的变化情况
而在整个周期中TN从59.9mg/L降为8.5mg/L，好氧反应期间各种含氮化合物的化学衡量计算得到：氨氮经硝态氮（包括硝基氮和亚硝基氮）脱氮途径所得脱氮量仅占同期脱氮总量的46.5%，在扣除生化合成反应所需氮素之外，尚有50%左右的氮在硝化之前便已去向不明,对此唯壹的解释是在此过程中产物以气态形式进入周围的空气中。由于衡算过程比较复杂，不作详细介绍。
3.硝化
3.1自养型硝化
硝化是指NH3或NH4＋经由NO2-被氧化为NO3-的过程。硝化过程通常是由自养或兼性微生物完成的（Laanbroek等1994）。这些微生物可分为俩类，第壹类微生物将NH3或NH4＋氧化为NO2-，被称为初级硝化菌，典型的如Nitrosomonaseuropaea；第二类微生物将氧化为NO3-，被称为次级硝化菌，典型的如Nitrobacterwinogradskyi （Macdonald,1986;Klemedtssonetal.,1999）。通常利用基因探测针的方法能够对活性污泥中参和硝化的微生物进行分析和检测（Wagner等1996）。需要强调的是目前仍尚未发现壹种单壹的微生物能将NH3或NH4＋直接氧化为NO3-。
硝化过程会产生壹些中间产物。第壹个NH3被氧化中间产物是NH2OH，这个反应的催化剂是氨单壹氧酶（Wood,1986）。氨单壹氧酶的催化作用会受到壹些底物的限制，这些底物通过共价键将酶结合到其活性区域从而会抑制酶对NH3的催化氧化功能。比如说C2H2会被转化为壹种具有电抗性的不饱和环状化合物，这种化合物能通过共价键抑制氨单壹氧酶的活性（McCarty,1999）。C2H2在浓度为0.1到10Pa的范围内会抑制NH3的氧化（Bergetal.,1982）。CH3F是氨单壹氧酶的另壹种抑制剂(Hymanetal.,1994)。但和C2H2相比它的优点是在较高浓度下（10kPa）不会影响反硝化过程(OremlandandCulbertson,1992)。
第二步NH3的氧化过程是NH2OH转化为NO2?，这壹反应的催化剂是羟基氧化仍原酶（McCarty,1999），而联氨对这类酶有抑制（NicholasandJones,1960）。
NO2?氧化为NO3-的酶是亚硝酸盐氧化仍原酶（Bocketal.,1986）。氯酸盐是这壹反应的催化剂（BelserandMays,1980）。另外，浓度过高的NH3会对硝化细菌产生毒性。有文献称：每1g干的Nitrosomonassp.的生成需要消耗30gNH3（Schlegel,1992）。因而，就算在硝化细菌数量且不多的环境中，它在氮的转化方面的作用是很大的。无论是最终产物NO3?仍是壹些中间产物都会大量产生，然而后者在工艺过程中且不会产生积累。
N2O的产生来源于价态介于NH4＋和NO2-之间的NH3的氧化物的化学分解作用，例如NH2OH或NO2?本身。也有证据表明NH2OH或NH3的不完全的氧化形式能导致N2O的产生（HooperandTerry,1979）。因而，NH3氧化为NO2-的过程可能是产生N2O的壹个源头。不仅如此，通过其产物NO2-和NO3-硝化和反硝化结合了起来，后者是N2O产生的另壹个显著的过程，将在下面的文章中对其进行更深入的阐述。
3.2非自养型硝化
和自养型硝化细菌利用硝化作用作为能量来源合成CO2不同，非自养型硝化细菌利用有
机碳作为碳源和能量（RobertsonandKuenen,1990;Castignetti,1990）。虽然自养型硝化和非自养型硝化的底物、最终产物以及中间产物是相同的，但在俩个过程中发生作用的酶是有区别的。在非自养型硝化过程中发生作用的氨单壹氧酶且不受C2H2的抑制。非自养型硝化细菌不仅能氧化NH3，同样能氧化氮的其它有机物例如尿素（Papenetal.,1989）。有报导表明自养型硝化将在有氧条件下产生NO3?，可能在环境条件变得于之有利的条件下参和反硝化（CastingnettiandHollocher,1984）。和传统的反硝化细菌不同（见下文），这些非自养型硝化细菌经常能够在有氧条件下进行反硝化（Robertsonetal.,1989）。N2O作为NO2?转化为的N2中间产物（Andersonetal.,1993;Richardsonetal.,1998）在有氧环境下，每个细胞单位的非自养型硝化细菌比自养型硝化细菌产生更多的N2O （Papenetal.,1989;Andersonetal.,1993）。虽然普遍认为非自养型硝化是较小的N2O产生源，但在壹定条件下非自养型硝化仍会产生大量的N2O，例如低PH值，较高的氧浓度以及有机物质较好的生物可利用性（Papenetal.,1989;Andersonetal.,1993）。
4.反硝化（denitrification）
反硝化是NO3-转化为N2的过程，这壹过程中会产生壹些中间产物（如图2）。反硝化由反硝化细菌完成，它们包括Pseudomonas,Bacillus,Thiobacillus,Propionibacterium以及其他的壹些菌类（Firestone,1982）。这些占主导地位的微生物是特殊的厌氧微生物，在氧浓度较低或者厌氧条件下，它能以NO3-替代氧气作为电子受体。对反应起催化作用的酶是硝酸仍原酶，亚硝酸仍原酶，硝酸氧化仍原酶以及亚硝酸氧化仍原酶（HochstemandTomlinson,1988,见图2）。和硝化相比，N2O在反硝化过程中是壹种中间物质。如果PH值低，那么N2O的释放就较多，因为N2O的仍原在较低PH值下会受到抑制（Knowles,1982）。如果NO3-较多N2O/N2的比例就会较高，因为NO3-是比N2O更强的电子受体（Schlegel,1992）如果水中有壹定浓度的溶解氧那么这壹比例仍会升高，因为
O2对亚硝酸氧化仍原酶的抑制强于对其他反硝化过程中的仍原酶的抑制（Knowles,1982）。在较高氧浓度下，反硝化细菌的好氧代谢会增强，这样NO3-就不会减少。除了这些环境因素，仍没有发现C2H2以外的对反硝化以及N2O的转化有抑制作用的物质。如果C2H2的浓度达到10kPa那么N2O便会成为反硝化唯壹的最终产物(Yoshinarietal.,1997)。
概括的说，N2O是反硝化的壹种中间产物，在低氧浓度、充足的NO3-以及可生化碳源的条件都会导致它的大量产生。
5.联合硝化反硝化(couplednitrification-denitrification)
之所以提到联合硝化反硝化是因为它经常会和硝化细菌反硝化混淆。英文中“coupled”壹词的意思是“结合”或“联合”。联合硝化反硝化不是壹个分开的过程，这个术语是用来强调硝化过程中产生NO2-的或NO3-能被反硝化细菌所利用。如果微生物菌落所处的环境条件良好，硝化细菌和反硝化细菌都存在和于对方的微环境中，就会出现这种在硝化和反硝化之间的联合(e.g.Arah,1997)。在对这些微环境的研究之中，Khdyer和Cho(1983)用壹个土壤柱对硝化和反硝化的程度进行了实验，这个土壤柱中均匀地混合有尿素，且且其中氧的浓度是呈梯度的。结果是硝化发生在好氧层，而在厌氧区域反硝化占据的主要地位。而N2O 产生于厌氧和好氧的交界部位，且能向土壤表面扩散。这表明N2O更多地产生于对硝化细菌和反硝化细菌都较为适宜的环境中。同时硝化反硝化被用来处理污水，通过环境条件使反应控制在硝化和反硝化的交界阶段而达到较好的脱氮效果（dosSantorsetal.,1996）。
6.硝化细菌反硝化
硝化细菌反硝化是硝化的壹种途径。在硝化细菌反硝化中，NH4＋转化为NO2-然后NO2-再转化为N2O和N2（图3）。这壹系列的反应仅仅在壹类被称为自养型初级硝化菌的微生物群落作用下完成。在次级硝化菌中也存在壹种进行硝化细菌反硝化类似的途径。据报导，以丙酮酸盐作为电子供体某些Nitrobacter能够在厌氧条件下由NO3-产生N2O
（Freitagetal.,1987）。相对硝化细菌反硝化而言，目前国内外对这壹途径的研究且不多，仍缺乏相关的信息，所以下文中将不另作介绍。
硝化细菌反硝化的第壹部分（NH4+被氧化为NO2-）能够见作壹种硝化作用，反之NO2-的减少可被视为反硝化作用（PothandFocht,1985）。对于反硝化，NO2-将经由NO转化为N2O（PothandFocht,1985），然后进壹步转化为N2（Poth,1986）。参和硝化细菌反硝化的有可能大都属于初级硝化菌（KuaiandVerstraete,1998）。
进行硝化细菌反硝化的初级硝化菌的酶实质上和反硝化的酶是相同的。Hooper(1968)首先发现了壹种亚硝基仍原酶，且指出它对反应中NO2-的减少起到了作用。
根据之上的定义，硝化细菌反硝化不同于非自养型硝化和好氧反硝化的结合。由于没有自养硝化细菌的参和以及不同的酶的参和作用，这些后续的过程且不被认为是硝化细菌反硝化。
土壤中的硝化和反硝化包括那些反应在图4中作了说明。为了使图4更为简洁，非自养型硝化和好氧反硝化没有作具体的说明。由于硝化细菌反硝化是硝化的壹个途径，硝化的方框和硝化细菌反硝化的方框出现了重叠，但从NO2-的转化开始分开。
总的来说，只有硝化细菌进行硝化细菌反硝化，而硝化细菌和反硝化细菌则参和了同时硝化反硝化。另外，NO3-不仅由硝化细菌反硝化产生，而且它可能仍是同时硝化反硝化的中间产物。
在硝化细菌反硝化方面壹部比较经典的论著是由Ritchie和Nicholas(1972)完成的。他们对Nitrosomonaseuropaea进行实验，且用15N对NH4＋、NO2?或NH2OH进行示踪实验。他们发现，以NH2OH为电子供体，NO2-会在N.europaea的作用下转化为N2O，这壹现象在好氧及厌氧的条件下都同样发生。
Poth和Focht(1985)发现N.europaea仅仅在壹定的氧分压条件下才会通过硝化细菌
反硝化产生N2O。被冲洗过的细胞悬浮液将15NO2?转化为15N2O。N2O中15N和反硝化动力学是完全壹致的，这表明这壹部分的硝化细菌反硝化和在反硝化中的实际上是完全壹致的。硝酸盐不仅能被细胞悬浮物质所利用。这和硝化细菌反硝化的途径是吻合的，即NO2?减少了但却没用来形成NO3?（见图3及4）。
Mulleretal.(1995)指出硝化细菌反硝化作用是N2产生的根源之壹。他仍指出由于空气中背景气体N2的浓度太高，硝化细菌浓度太低以及选用的硝化细菌的种类不对，以至于以前没有检验出硝化细菌所产生的N2（根据Poth,1986,NitrosomonaseuropaeaATCC19718且不产生N2）。
目前，对硝化细菌反硝化对氮的减少的贡献定量化研究是脱氮研究的难点之壹，Robertson和Tiedje(1987)对此曾作过壹些相关的实验，但且没有得出令人信服的结论。最主要的原因是C2H2和O2对硝化细菌反硝化的抑制作用机理尚不太清楚(RobertsonandTiedje,1987;WebsterandHopkins，1996a）。
硝化细菌反硝化在水处理领域得到了越来越多的关注。壹些污水处理工艺因为采用了硝化细菌反硝化和同时硝化反硝化而取得了进展，但为了节省能耗，它们忽略了NO3-产生过程中的中间产物的问题（VerstraeteandPhilips,1998）。OLAND工艺就是利用了硝化细菌反硝化通过控制反应器中O2的浓度使得硝化仅仅进行到NO2-，由于电子受体的短缺，NO2-将氧化另壹摩尔的NH4＋（VerstraeteandPhilips,1998）。这表明O2是硝化细菌反硝化重要的控制因素。在ANAMMOX工艺中，以NO2?为电子受体，在壹种新发现的菌Brocadiaanammoxidans的作用下NH4＋被氧化为N2（Strousetal.,1999）。这表明在硝化细菌反硝化过程中推进反应进行的过程中这种菌的能力被表现出来。
德国生物脱氮计算
德国生物脱氮工艺中曝气池的设计计算 作者：屈计宁高廷耀 阅读：1904次 上传时间：2004-12-13 推荐人：yiming (已传论文1137套) 简介：德国是世界上环境保护工作开展较好的国家，在污水处理的脱氮除磷方面积累了很多值得借鉴的经验。现将德国排水技术协会(ATV)最新制定的城市污水设计规范A131中关于生物脱氮(硝化和反硝化)的曝 气池设计方法介绍给大家，以供参考。 关键字：生物脱氮曝气池脱氮除磷 相关站中站：曝气技术及设备产品应用 A131的应用条件： ①进水的COD/BOD5≈2，TKN/BOD5≤0.25； ②出水达到废水规范VwV的规定。 对于具有硝化和反硝化功能的污水处理过程，其反硝化部分的大小主要取决于： ①希望达到的脱氮效果； ②曝气池进水中硝酸盐氮NO－3－N和BOD5的比值； ③曝气池进水中易降解BOD5占的比例； ④泥龄ｔs； ⑤曝气池中的悬浮固体浓度X； ⑥污水温度。 图1为前置反硝化系统流程。 1 计算N DN/BOD5和V DN/V T N DN表示需经反硝化去除的氮，它与进水的BOD5之比决定了反硝化区体积V DN占总体积V T的大小。 由氮平衡计算N DN/BOD5： N DN=TKN i-N oe-N me-N s 式中TKN i——进水总凯氏氮，mg/L N oe——出水中有机氮，一般取1～2mg/L
N me——出水中无机氮之和，包括氨氮、硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，是排放控制值。按德国标准控制在 18mg/L以下，则设计时取0.67×18＝12mg/L N s——剩余污泥排出的氮，等于进水BOD5的0.05倍，mg/L 由此可计算N DN/BOD5之值，然后从表1查得V DN/V T。 2泥龄 泥龄ts是活性污泥在曝气池中的平均停留时间，即 ts=曝气池中的活性污泥量/每天从曝气池系统排出的剩余污泥量 t S＝（X×V T）/（Q S×X R＋Q×X E） 式中t S——泥龄，d X——曝气池中的活性污泥浓度，即MLSS，kg/m3 V T——曝气池总体积，m3 Q S——每天排出的剩余污泥体积，m3/d X R——剩余污泥浓度，kg/m3 Q——设计污水流量，m3/d X E——二沉池出水的悬浮固体浓度，kg/m3 根据要求达到的处理程度和污水处理厂的规模，从表2选取应保证的最小泥龄。
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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
污水生物脱氮技术研究现状
污水生物脱氮技术研究现状 摘要：概述了传统生物脱氮技术原理及传统的生物脱氮技术，分析了传统生物脱氮工艺的不足，并介绍了同时硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化等几种生物脱氮新技术的机理、特点和研究现状。最后对生物脱氮技术的今后的发展趋势进行了展望及建议，指出高效、低能耗的可持续脱氮工艺是污水处理的发展方向。 关键词：生物处理；生物脱氮；短程硝化反硝化；同步硝化反硝化；厌氧氨氧化Research Status of Biological Removal of Nitrogen from Wastewater Abstract：Summarizes the conventional biodenitrification technology principle and conventional biological removal of nitrogen technology, analyzes the deficiencies of conventional biological removal of nitrogen, and introduces nitration denitrification, shortcut nitrification and denitrification anaerobic ammonium oxidation ,and the features, the mechanism and the current research status of the several biological new technologies,. Finally have a outlook and Suggestions of the new technologies , points out that high efficiency, low energy consumption is the development direction of removal of nitrogen in sewage treatment. Keywords：biological disposal；nitrogen removal；shortcut nitrification；Simultaneous nitrification and denitrifieation；anaerobic ammonium
影响生物脱氮的主要因素
影响生物脱氮的主要因素 1、酸碱度（pH值） 大量研究表明，氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的适宜的pH分别为7.0～8.5和6.0～7.5，当pH值低于6.0或高于9.6时，硝化反应停止。硝化细菌经过一段时间驯化后，可在低pH值（5.5）的条件下进行，但pH值突然降低，则会使硝化反应速度骤降，待pH值升高恢复后，硝化反应也会随之恢复。 反硝化细菌最适宜的pH值为7.0～8.5，在这个pH值下反硝化速率较高，当pH值低于6.0或高于8.5时，反硝化速率将明显降低。此外pH值还影响反硝化最终产物，pH值超过7.3时终产物为氮气，低于7.3时终产物是NO。2硝化过程消耗废水中的碱度会使废水的pH值下降（每氧化1g 将消耗7.14g碱度，以CaCO计）。3相反，反硝化过程则会产生一定量的碱度使pH值上升（每反硝化1g 将产生3.57g碱度，以CaCO计）3但是由于硝化反应和反硝化过程是序列进行的，也就是说反硝化阶段产生的碱度并不能弥补硝化阶段所消耗的碱度。因此，为使脱氮系统处于最佳状态，应及时调整pH值。 2、温度（T） 硝化反应适宜的温度范围为5～35℃，在5～35℃范围内，反应速度随温度升高而加快，当温度小于5℃时，硝化菌完全停止活动；在同时去除COD和硝化反应体系中，温度小于15℃时，硝化反应速度会迅速降低，对硝酸菌的抑制会更加强烈。 反硝化反应适宜的温度是15～30℃，当温度低于10℃时，反硝化作用停止，当温度高于30℃时，反硝化速率也开始下降。有研究表明，温度对反硝化速率的影响取与反应设备的类型、负荷率的高低都有直接的关系，不同碳源条件下，不同温度对反硝化速率的影响也不同。 3、溶解氧（DO） 在好氧条件下硝化反应才能进行，溶解氧浓度不但影响硝化反应速率，而且影响其代谢产物。为满足正常的硝化反应，在活性污泥中，溶解氧的浓度至少要有2mg/L，一般应在2～3mg/L，生物膜法则应大于3mg/L。当溶解氧的浓度低于0.5～0.7mg/L时，硝化反应过程将受到限制。 传统的反硝化过程需在较为严格的缺氧条件下进行，因为氧会同竞争电子供体，且会抑制微生物对硝酸盐还原酶的合成及其活性。但是，在一般情况下，活性污泥生物絮凝体内存在缺氧区，曝气池内即使存在一定的溶解氧，反硝化作用也能进行。研究表明，要获得较好的反硝化效果，对于活性污泥系统，反硝化过程中混合液的溶解氧浓度应控制在0.5mg/L 以下；对于生物膜系统，溶解氧需保持在1.5mg/L以下。 4、碳氮比（C/N） 在脱氮过程中，C/N将影响活性污泥中硝化菌所占的比例。因为硝化菌为自养型微生物，代谢过程不需要有机质，所以污水中的BOD/TKN越小，即BOD5的浓度越低硝化菌所占的比例越大，硝化反应越容5易进行。硝化反应的一般要求是BOD/TKN＞5，COD/TKN＞8,下表是Grady C.P.L.Jr推荐的不同的C/N对5脱氮的效果的影响： 不同的C/N的脱氮效果 氨氮是硝化作用的主要基质，应保持一定的浓度，但氨氮浓度超过100～200mg/L时，会对硝化反应起抑制作用，其抑制程度随着氨氮浓度的增加而增加。 专业文档供参考，如有帮助请下载。． 反硝化过程需要有足够的有机碳源，但是碳源种类不同亦会影响反硝化速率。反硝化碳源可以分为三类：第一类是易于生物降解的溶解性的有机物；第二类是可慢速降解的有机物；第三类是细胞物质，细菌利用细胞成分进行内源硝化。在三类物质中，第一类有机物作为碳源的反应速率最快，第三类最慢。
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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 ++→+
生物脱氮新技术研究进展_周少奇
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
生物脱氮的基本原理
摘要：进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键词：生物脱氮基本原理氨化硝化反硝化同化 生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和NH3-N转化为N2和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)。
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷？ 氮、磷的主要危害：一是受纳水体富营养化；二是影响水源水质，增加给水处理成本；三是对人和生物有一定的毒害。 生物脱氮分为三步： 1、氨化作用，即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中，氨化作用进行得很快，无需采取特殊的措施。 2、硝化作用，即在供氧充足的条件下，水中的氨氮首先在亚硝酸钠的作用下被氧化成亚硝酸盐，然再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。 3、反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但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化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。 生物除磷原理 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 可分为三个阶段，,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。 首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并 大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。 脱氮除磷工艺 1、传统A2/O 法即厌氧→缺氧→好氧活性污泥法。污水在流经三个不同功能分区的过程中,在不同微生物菌群作用下,使污水中的有机物、氮和磷得到去除。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种,为除磷创造了条件,然后污水进入缺氧池,反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中, 达到脱氮的目的。 2、氧化沟工艺是一种污水处理工艺形式，因其构造简单、易于维护管理，很快得到广泛应用。主要有Passveer单沟型、Orbal同心圆型、Carrousel循环折流型、D型双沟式和Ｔ型三沟式等。传统Passveer单沟型和Carrousel型氧化沟不具备脱氮除磷功能，但是在Carrousel氧化沟前增设厌氧池，在沟体内通过曝气装置的合理设置形成缺氧区和好氧区，形成改良型氧化沟，便具备生物脱氮除磷功能。 3、SBR 法是间歇式活性污泥法，降解有机物，属循环式活性污泥法范围，主要是好氧活性污泥，回流到反应池前部的污泥吸附区，回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物达到脱氮除磷的效果。 随着对脱氮除磷机理的深入探究，新工艺的不断出现及其可行性, 为水处理工艺提供了新的理论和思路。但社会的可持续发展给污水脱氮除磷处理提出了越来越高的要求，污水处理已不仅限于满足排放标准,更要考虑污水的资源化和能源化的问题,必须朝着最小的COD 氧化、最低的氮磷排放量、最少的剩余污泥排放等可持续污水处理工艺的方向发展。而生物学及其技术的发展,能使生物脱氮除磷工艺得到更大的发展。
生物脱氮基本原理
生物脱氮基本原理 摘要：进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。 关键词：生物脱氮基本原理氨化硝化反硝化同化 生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和NH3-N转化为N2和NxO气体的过程[1]。 废水中存在着有机氮、NH3-N、NOx－-N等形式的氮，而其中以NH3-N和有机氮为主要形式。在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成NH3-N，而后经硝化过程转化变为NOx－-N，最后通过反硝化作用使NOx－-N转化成N2，而逸入大气。 由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。由于氨化反应速度很快，在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。
1. 氨化作用 氨化作用是指将有机氮化合物转化为NH3-N的过程，也称为矿化作用。参与氨化作用的细菌称为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌、兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨[2]。例如氨基酸生成酮酸和氨： (2-1) 丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸 另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们是好氧菌，其反应式如下： (2-2) 在厌氧或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱水脱氨三种途径的氨化反应。 (2-3) (2-4) (2-5)
2. 硝化作用 硝化作用是指将NH3-N氧化为NOx－-N的生物化学反应，这个过程由亚硝酸菌和硝酸菌共同完成，包括亚硝化反应和硝化反应两个步骤。该反应历程为： 亚硝化反应 (2-6) 硝化反应 (2-7) 总反应式 (2-8) 亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸球菌属。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌[22]。发生硝化反应时细菌分别从氧化NH3-N和NO2－-N的过程中获得能量，碳源来自无机碳化合物，如CO32－、HCO－、CO2等。假定细胞的组成为C5H7NO2，则硝化菌合成的化学计量关系可表示为：亚硝化反应 (2-9) 硝化反应 (2-10) 在综合考虑了氧化合成后，实际应用中的硝化反应总方程式为： (2-11) 由上式可以看出硝化过程的三个重要特征：
生物脱氮除磷原理
生物脱氮原理 （碳源） （碳源）图1 硝化和反硝化过程 图2 A2/O工艺流程
水体中氮的存在形态 生物脱氮原理 1、氨化作用 在好氧或厌氧条件下，有机氮化合物在氨化细菌的作用下，分解产生氨氮的过程，常称为氨化作用。 有机氮 氨氮 2、硝化作用 以A 2/O 工艺为例，硝化作用主要发生在好氧反应器中，污水中的氨氮NH 4+-N 在亚硝酸 细菌的作用下转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮NO 2--N 在硝酸细菌的作用下进一步转化为硝酸氮NO 3 --N 。（见图 1左边） 亚硝酸细菌和硝酸细菌统称为硝化细菌，属于好氧自养型微生物，不需要有机物作为营养物质。 3、反硝化作用 反硝化作用主要发生在缺氧反应器中，好氧反应器中生成的硝酸氮NO 3--N 和亚硝酸氮NO 2--N 通过内循环回流到缺氧池中，在有一定碳源的条件下，由反硝化细菌先将硝酸氮NO 3--N 转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮再进一步转化为氮气N 2，水体中的氮从化合物转化为氮气进入到空气中，才能最终将污水中TN 降低。（见图1右边） 反硝化细菌是异养兼性缺氧型微生物，其反应需要在缺氧环境中才能进行。 氨化菌
生物除磷原理 磷在自然界以2 种状态存在：可溶态（正磷酸盐PO43-）或颗粒态（多聚磷酸盐）。 所谓除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离。 厌氧释磷 污水在生物处理中，在厌氧条件下，聚磷菌的生长受到抑制，为了自身的生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐，同时产生自身生长所需的所需的能量，称该过程为磷的释放。 好氧吸磷 进入好氧环境后，聚磷菌活力得到充分恢复，在充分利用基质的同时，从废水中摄取大量溶解态的正磷酸盐，从而完成聚磷的过程。 富含磷的污泥通过剩余污泥外排的方式最终使磷得到去除。
微生物脱氮原理
简介：介绍了生物脱氮基本原理及影响因素，为环境工作者掌握生物脱氮。废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮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氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，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。 关键字：生物脱氮基本原理影响因素 废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮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氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，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 1.1 概念 氨化作用是指将有机氮化合物转化为氨态氮的过程，也称为矿化作用。 1.2 细菌 参与氨化作用的细菌成为氨化细菌。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。 1.3 降解方式（分好氧和厌氧） 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。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，它们式好氧菌，其反应式如下： [2-2]
三种生物脱氮工艺研究现状
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
水处理生物脱氮除磷工艺
生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害，主要表现在以下几个方面： 氨氮会消耗水体中的溶解氧； 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气，增加氯的用量； 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用：① 氨氮对鱼类有毒害作用；② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质；③ 水中NO 3-高，可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”； 加速水体的“富营养化”过程；所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化，其主要因子是N 和P （尤其是P ）；解决的办法主要就是要严格控制污染源，降低排入水环境的废水中的N 、P 含量；对于城市废水来说，利用传统的活性污泥法进行处理，对N 的去除率一般只有40%左右，对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法： -++?+OH NH O H NH 423 2 2每 3 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程
1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →++ + 一般用Al 2(SO 4)3，聚氯化铝（PAC ）和铝酸钠（NaAlO 2） 2、铁盐除磷：FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰，由于形成OH -，污水的pH 值上升，磷与Ca 2+反应，生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程： 第一级曝气池的功能：① 碳化——去除BOD 5、COD ；② 氨化——使有机氮转化为氨氮； 第二级是硝化曝气池，投碱以维持pH 值； 第三级为反硝化反应器，可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行，反应速率较快且较彻底；但七缺点是处理设备多，造价高，运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺 与前一工艺相比，该工艺是将其中的前两级曝气池合并成一个曝气池，使废水在其中同时实现碳化、氨化和硝化反应，因此只是在形式上减少了一个曝气池，并无本质上的改变。 二、缺氧——好氧活性污泥法脱氮系统（A —O 工艺）
城市污水厌氧氨氧化生物脱氮研究进展
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.
生物脱氮的过程和条件
生物脱氮的过程和条件 一、废水当中的氮分为有机氮和氨氮即硝酸及亚硝酸盐氮，氮的脱除经过以下 三步反应 1、反硝化反应。在反硝化菌的作用下，少部分亚硝酸及硝酸盐氮同化为有机氮化物， 成为菌体，大部分异化为气态（70～75％）。 2、硝化反应。在亚硝化及硝化菌的作用下，氨氮进一步分解氧化为亚硝酸及硝酸盐氮。 a)氨化反应。在氨化菌的作用下，有机氮化合物分解，转化为氨氮。 二、硝化菌对环境的变化很敏感，它所需要的环境条件主要包括以下几方面： 3、适宜温度20～30℃。 a)好氧条件，DO≥1mg/l,并保持一定碱度，适宜的PH值为8.0～8.4。 4、抑制浓度尽可能的低，除重金属外，抑制硝化菌的物质还有高浓度有机基质，高浓 度氨氮、NOx-N以及络合阳离子。 5、(有机物含量不宜过高，污泥负荷≤0.15kgBOD/kgMLVSS·d,因为硝化菌是自养菌，有 机基质浓度高，将使异氧菌快速增殖而成为优势。 6、硝化过程NH3-N耗于异化氧化和同化的经典公式NH4++1.83O2+1.98HCO3- 0.98NO3-+0.021C5H7NO2+1.88H2CO3+1.04H2O因此表明，去除1gNH3-N约：耗 去4.33gO2；生成0.15g细胞干物质；减少7.14g碱度；耗去0.08g无机碳。 7、硝化菌在反应器中的停留时间必须大于最小世代时间。 三、反硝化反应的适宜条件： 8、最适宜温度为20～40℃，低于15℃，反硝化反应速率降低。 a)最适宜的PH值为6.5～7.5。PH高于8或低于6，反硝化速率将大为降低。 9、BOD/TN≥3～5。反硝化菌是异氧兼性厌氧菌，可作为其碳源的有机物较多。 10、反硝化菌需要缺氧、好氧（合成酶系统）条件交替存在，系统DO≤0.5mg/l 11、(5)反硝化过程 NO3-+1.08CH3OH+0.24H2CO3→0.06C5H7NO2+0.47N2+1.68H2O+HCO3-
生物脱氮原理
水体中氮素过多所引起的危害—水体的富营养化:水体中含 氮量大于0.2～0.3m g/L就会引起水体的富营养化。 经富营养化污染的水体，治理关键是要脱氮除磷，而脱氮最常用的是生物脱氮。 生物脱氮原理：生物脱氮是在好氧条件下通过硝化反应先将氨氮氧化为硝酸盐，再通过缺氧条件下的反硝化反应将硝酸盐还原成气态氮从水中去除。生物脱氮通过氨化、硝化、反硝化三个步骤完成。 1、氨化反应：氨化作用是指将有机氮化合物转化为N H -N的过程，也称为 3 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，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。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、硝化反应：在硝化细菌的作用下,氨态氮进一步分解、氧化,就此分两个阶段进行。首先,在亚硝化细菌的作用下,使氨(N H4 + )转化为亚硝酸氮,亚硝酸氮在硝酸菌的作用下,进一步转化为硝酸氮。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。 影响硝化反映的因素： 1、好样环境条件下，并保持一定的碱度：溶解氧在1.2～2.0m g/L。 2、pH：硝化反应的pH在8.0～8.4 3、温度：硝化反应的适宜温度在20～30℃ 4、尽量减少有毒有害物质的进入，且高浓度的氨氮和硝态氮对硝化作用有抑 制。 以上因素之所以会对硝化作用有影响，主要是因为他们对硝化细菌的生长环境造成了影响。 3、反硝化反应：反硝化反应是指硝酸氮和亚硝酸氮在反硝化菌的作用下,被还原为气态氮(N2 )的过程。进行这类反应的细菌主要有变形杆菌属、微球菌属、假单胞菌属、芽胞杆菌属、产碱杆菌属、黄杆菌属等兼性细菌，它们在自然界中广泛存在。 影响反硝化作用的因素: 1、要有充足的碳源 2、pH：反硝化反应的pH在6.5～7.5 3、溶解氧浓度：反硝化菌是异养兼性厌氧菌，溶解氧应控制在0.5mg/L以下 4、温度：反硝化反应的适宜温度在20～40℃ 生物脱氮工艺 主要有传统生物脱氮工艺（三级生物脱氮工艺）、A/O 工艺、A2/O 工艺（脱