氧化沟 硝化反硝化(苍松参考)
氧化沟 1.设计参数
COD cr BOD 5
SS
NH 3-N
总氮
TP
pH
进水水质 400
160
220
35
45
5.0
6~9
出水水质 50 10 10 5 15 0.5 6~9
好养区 溶解氧浓度不小于2mg/L
缺氧区 0.2---0.5mg/L 厌氧区小于0.2mg/L
进水BOD 与COD 之比大于0.3 当进行生物脱氮时 BOD/TKN 应大于等于4 本工程 ( BOD) / ( TP) > 20, 可采用生物除磷工艺。 氧化沟内的平均流速宜大于 0.25m ∕s
根据氧化沟渠宽度，弯道处可设置一道或多道导流墙；氧化沟的 隔流墙和导流墙宜高出设计水位 0.2～0.3m
氧化沟的有效水深与曝气、混合和推流设备的性能有关，宜采用 3.5~4.5m 。
进水和回流污泥点宜设在缺氧区首端，出水点宜设在充氧器后的
好氧区。氧化沟的超高与选用的曝气设备类型有关，当采用转刷、转碟时， 宜为 0.5m ；当采用竖轴表曝机时，宜为 0.6～0.8m ，其设备平台宜高出设计 水面 0.8～1.2m 。
1 脱氮时，污水中的五日生化需氧量与总凯氏氮之比宜大于 4；
2 除磷时，污水中的五日生化需氧量与总磷之比宜大于 17；
3 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求；
4 好氧区（池）剩余总碱度宜大于 70mg/L （以 CaCO 3 计） ，当进水碱度 不能满足上述要求时，应采取增加碱度的措施。 2.设计计算
1.硝化区的容积
1. 需要去除的5BOD
由于设计的出水L mg BOD /105=，处理水中的非溶解性5BOD 可利用经验公式求的，此公式仅使用于氧化沟
()()
8.6142.1107.0142.17.0523.0523.05=-??=-??=?-?-e e C BOD e f mg/L
式中e C ---------出水中5BOD 的浓度 mg/L 则处理水中的溶解性5BOD 的浓度为：10-6.8=3.2mg/L
则需要去除的5BOD 为：
5BOD ?=160—3.2=156.8mg/L 2. 污泥龄c θ
考虑到污泥基本稳定及除磷的要求（泥龄过长会导致污泥厌氧磷释放），污泥龄c θ根据公式进行估算： ()0/1μθk c =
其中0μ是硝化菌比生长速率，
()()()0158.105.015098.001047.0K DO DO
N C N C e t t +??
???
??
+??=--μ 其中溶解氧DO=2mgl/L ，氧的半速率常数0K 取1.3 k 为安全系数，对于好养活性污泥，其取值范围为2.0~4.0，本设计取3.5 温度取15C ?
则
()()()26.03.122
105547.01047.0158
.11505.00158.105.015098.00=+?+?=+?????
??
+??=-?--K DO DO N C N C e t t μ()0/1μθk c ==3.5×1÷0.26=13.5d 取c θ=30d 。
4.硝化区的容积1V
1V =
()()
35max 0.448006.030175.040008
.156********.01m K MLVSS BOD Q Y C d C =?+?????=?+?????θθ
其中max Q -------------氧化沟的设计流量 d m /3
5BOD ?----------------需去除的BOD, mg/L
d K ------------污泥的自身氧化率，一般为0，04~0.1。这里取0.06
Y--------------污泥产率系数，一般为0.5~0.7。这里取0.5kgMLVSS/kgBOD
MLSS-----------污泥混合浓度 一般为2000~4000ml/L,这里取4000ml/L ，f=0.75;
c θ--------------污泥龄 d
5. 硝化区水力停留时间： 1t =h 72.616000448024=??
?
???
2.反硝化区容积
1.根据动力学能确定氧化沟中生物污泥产量X ?:
()d kg K BOD Q Y X c d /448)
06.0301(10008
.156160005.011000=?+???=?+????=
?θ
式中 X ?----------生物污泥产量 d kg /
Y--------------污泥产率系数。
c θ--------------污泥龄 d
Q-------------氧化沟的设计流量 d m /3
一般情况下， 生物污泥中有12. 4% 为氮, 则用于合成的氮为：448×0.124=55.6d kg / 则进水中用于生物合成的氮浓度为：
()N ρ=
48.316000
1000
6.55=?mg/L
所以，系统反硝化N NO -3量：()N N NO TN TN C ρ--=-213=45-15-3.48=26.52mg/L 则每天需去除的氮量()d kg C Q N N NO /32.4241000/52.26160003=?=?=?- 2.反硝化速率
假设，反硝化条件时的溶解氧的浓度(DO=0.2mg/L,,计算温度仍采用15C ? 则
()()()()03.02.0109.106.0109.1201520,=-?=-?=--DO r r T DN DN
式中 DN r ---------------反硝化速率()d mgVSS N mgNO ?--
/3，在温度15~27C ?，城市污水
取值范围0.03~0.11. 这里取0.06 3.确定反硝化区的体积
2V =
3
,
6.471403
.0332.424m r X N DN V =?=? 式中2V ----------反硝化区的体积 3
m
N ?---------去除的硝酸盐氮量 kg/d 4水力停留时间
h Q V t 07.7160006.471424/2422=÷?=?=
缺氧区水力停留时间一般占脱氮区的30%，故其停留时间h t 12.23.007.73=?= 其
相应的体积3
338.14143.06.4714m V =?=(不太确定这个计算是否正确）
3 总容积 (9194.6)
卡罗赛尔2000氧化沟的总容积3216.91946.47144480m V V V =+=+= 水力停留时间 h t t t 79.1307.772.621=+=+= 13.79 校核污泥负荷S N :
()[]d kgMLSS kgBOD XV S Q N S ?=??==
/07.06
.91944000160
1600050max 0.07 4.氧化沟的工艺尺寸
（1）取有效水深h=5m ，超高取0.5m ，氧化沟的高度为H=5+0.5=5.5m 。 中间分隔墙厚度为0.2m 。 则氧化沟的面积A ：292.18385
6
.9194m h V A ===
单沟道宽度b=8m ；采用4廊道氧化沟
弯道部分的面积22
2
146.6232
22.0384222.0822m A =?
?? ???+?+??? ?
?+?=ππ 直线段部分的面积2125.121546.62396.1838m A A A =-=-= 故氧化沟单沟直线段长度为m A L 9.3732
5.1215842==?= 取38m （2）缺氧区的尺寸计算 缺氧区的面积3A
2
3
3876.2825
m V A ==
弯道部分的面积4A 2
2
401.20622.082m
A =??
? ??+?=π 直线段部分的面积1L
m
A A L 61.98
01
.20686.2828431=-=-=
取9.6m
5.氧化沟需氧量的确定
()()()d kg e QC X TN TN Q X e
BOD
Q
AOR N NO kt
/31.393052.26100016000
6.244856.015451000160005.444842.118.1561000160006.256.05.442.115
22.0213=??-?--??+?--?=-?--+?--?=?---式中 K---------速率常数. K 取0.221-d X ?----------生物污泥产量 d kg /
2O ----------同时去除BOD5和脱氮所需的氧量()d kgO /2
t----------BOD 试验天数（d ）对于BOD5，t=5d.
1TN ---------进水的总氮浓度 （mg/L ） 2TN ---------出水水的总氮浓度 （mg/L ）
()N NO C -3-------反硝化的硝酸盐氮量 (
)
L N mgNO /3--
考虑安全系数1.2，则d kg AOR /2.471613.39302.1=?=
如取水质修正系数95.0,85.0==βα，压力修正系数1=ρ，温度为
C C ??25,20时的饱和溶解氧浓度分别为L mg C L mg C /4.8,/17.92520==
则标准状态需氧量：
()()h
kg d kg C C O C SOR /86.314/8.7556024.124.895.085.02
.471617.9024.15
202525220==?-???=-=
-βρα
6.进水管与出水管
污泥回流比R=100%，进出水管的流量
()s m Q R Q /37.0185.02131=?=?+= 取管道流速v=1m/s 则管道的过水断面237.00
.137.0m v Q A === 管径m A
d 687.014
.337
.044=?=
=
π
,取700mm 7.出水堰及出水竖井
初次估算67.0/ （1）出水堰 m H Q b 22.22 .086.137.086.12 32 3=?= = 取b=2.3m 式中 b------------堰宽；m H------------堰上水头高，取0.2m 。 校核堰上水头：m b Q H 195.03.286.137.086.132 32=?? ? ???=??? ??= (2)出水竖井 考虑可调堰安装要求，堰两边各留0.3m 的操作距离。 出水竖井长 L=0.3×2+b=0.6+2.3=2.9m 出水竖井宽 B=1.4m(满足安装要求） 氧化沟的出水孔尺寸为 b ×h=2.3m×0.5m 8. 曝气设备选择 每座氧化沟设两台卡罗塞尔专用表面曝气机。充氧能力为2.1()h kW kgO ?/2,则需电机 浅谈厌氧氨氧化及其工艺的研究 摘要厌氧氨氧化工艺是生物脱氮领域里不断发展起来的新工艺。由于厌氧氨氧化生物脱氨技术在经济方面的优势，成为近来研究的热点。目前，我国对该技术的研究主要处于实验室小试阶段，缺少中试及以上规模厌氧氨氧化工程的实际应用。综述列举了厌氧氨氧化工艺的应用及出现的一些问题，从而为该技术更深入的研究奠定了基础，同时对该技术的进一步发展提出了展望。 关键词厌氧氨氧化；SHARON／ANAMMOX；OLAND；前景 目前，随着工农业生产的发展和人民生活水平的提高，含氮化合物的排放量急剧增加，引起了严重的水体环境污染和水质富营养化问题，许多湖泊水体已不能发挥其正常功能进而影响了工农业和渔业生产。近年来，国内外学者一直在寻找一种低能耗、高效率的新型生物脱氮技术。就目前情况而言，厌氧氨氧化由于是自养的微生物过程、不需要外加碳源以及反硝化、污泥产率低，成为国内外学者研究的热点问题。 1厌氧氨氧化原理 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。后来在荷兰Delft技术大学一个中试规模的反硝化流化床中发现了ANAMMOX工艺。厌氧氨氧化是指在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NH4+作为电子供体，以NO3-或NO2-作为电子受体，将NH4+、NO3-或NO2-转变成N2的生物氧化过程。反应方程式如下： NH4++0.85O2→0.435N2+0.13N03-+1.3H2O+1.4H+ （1） ANAMMOX工艺在发生反硝化反应时不需外加碳源。因为反应所产生的吉布斯自由能能够维持自养细菌的生长，这一现象是摩德尔等对使用硫化物作电子供体的流化床反应器中自养菌反硝化运行工况进行仔细观测和研究发现的。 1）存在的问题。厌氧氨氧化工艺启动缓慢，世界上第一座生产性装置的启动时间长达3.5年，过长的启动时间是其工程应用的重大障碍。 厌氧氨氧化菌为自养菌，以CO2为碳源，无需有机物，因此厌氧氨氧化工艺适于处理C/N值较低的含氮废水。在大多数的实际废水中，有机物往往与氨氮共存，不利于厌氧氨氧化菌的生长。厌氧氨氧化的基质为氨和亚硝酸盐，均具毒性，尤以亚硝酸盐毒性更大。厌氧氨氧化工艺的运行稳定性是其工程应用必须解决的重大难题。 2）解决的方法。研究证明，厌氧氨氧化工艺的启动过程依次呈现菌体自溶、活性迟滞、活性提高和活性稳定等4个阶段。为此可采取如下控制对策：①在菌体自溶阶段，消除接种物中的残留有机物，控制反硝化所致的pH过高；②在活 同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？ 古语云：殊途同归。对于污水脱氮来说，亦是如此。处理方法并不是只有一种。 方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。 方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。 条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？ 根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势： 1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就 是减少能耗； 2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用； 3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右； 4.减少50%左右污泥； 5.反应器容积可以减少30%-40%左右； 6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持 反应容器内的PH。 （以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》） 既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。也就是说，有利就有弊。 同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。同步硝化反硝化的影响因素总结如下： 1.溶解氧（DO） 控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。对于实现同步硝化反硝化来说，DO浓度不宜太高，一方面，过高的溶解氧具有较强的穿透力，就无法在污泥絮体以及生物膜内部形成缺氧区，第二方面，会使异养好氧菌活性提高，从而加速对有机物的消耗，最终造成反硝化因营养源不足而无法完成。研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/L时，硝化速率等于反硝化速率， 2.温度 生物硝化适宜的温度在20到35℃，一般温度低于15℃硝化反应速度降低，但低温对硝化产物以及两种硝酸菌的影响不同，12到14℃活性污泥中硝酸菌的活性受到严重抑制，出现NO2-N的积累。当温度超 厌氧氨氧化工艺如何处理污水 1 引言 随着科技的迅速发展，工业化和城市化程度的不断提高，水体富营养化的问题日益严重，使得水资源更加紧张.而氮是引起水体富营养化的主要因素.所以越来越多的国家和地区制定了氮排放标准.因此，研究开发经济、高效的脱氮技术已成为水污染控制工程领域的研究重点. 生物处理法作为19 世纪末废水处理新型技术，与物化处理法相比具有处理费用低，不会对环境造成二次污染等优点.因此，生物处理法至今已成为世界各国污水二、三级处理的主要手段.众所周知氮元素可在相应微生物的作用下转化成各种氧化态和化学形式(目前已知的生物氮循环途径如图 1所示)，因此在污水生物脱氮处理中衍生了大量组合工艺.而厌氧氨氧化过程是目前最捷径的生物脱氮过程，因此被誉为最具前景的污水脱氮工艺.为了更好的将厌氧氨氧化工艺应用到实际规模中，本文着重对厌氧氨氧化菌的发现及其与污水处理中常见细菌的协同与竞争关系进行了详细的综述.旨在为厌氧氨氧化工艺在污水生物处理中的应用提供理论依据，并为今后厌氧氨氧化工艺的研究方向提出一些意见. 图 1 氮循环示意图 2 厌氧氨氧化概述 早在1976年，Broda预言在自然界中存在一种以NO-2或NO-3作为电子受体把NH+4氧化成N2的化能自养型细菌.直到1995年，Mulder等处理酵母废水的反硝化流化床反应器内发现了NH+4消失的现象，从而证实了厌氧氨氧化反应的存在. 厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，Anammox)是在缺氧条件下以亚硝酸盐(NO-2)为电子受体将氨(NH+4)转化成氮气(N2)，同时伴随着以亚硝酸盐为电子供体固定CO2并产生硝酸盐(NO-3)的生物过程.执行该过程的微生物称之为厌氧氨氧化菌(Anaerobic ammonium oxidation bacteria，AAOB)，其化学计量学方程式如下： 1NH+4+1.32NO-2+0.066HCO-3+0.13H+→ 1.02N2+0.26NO-3+0.066CH2O0.5N0.15+ 2.03H2O 厌氧氨氧化（ANAMMOX）和全程自养脱氮(CANON) 【格林大讲堂】 厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。 厌氧氨氧化（Anaerobicammoniaoxidation，简称ANAMMOX）是指在厌氧条件下，以Planctomycetalessp为代表的微生物直接以NH4+为电子供体，以NO2-或NO3-为电子受体，将NH4+、NO2-或NO3-转变成N2的生物氧化过程。 武汉格林环保有完善的服务体系和配套的专业环境工程团队，秉着崇高的环保责任和义务长期维护提供免费的污水处理解决方案，是湖北省工业废水运营管理行业中的品牌。18年来公司设计并施工了上百个交钥匙式的污水处理工程。 该过程利用独特的生物机体以硝酸盐作为电子供体把氨氮转化为N2，最大限度的实现了N的循环厌氧硝化，这种耦合的过程对于从厌氧硝化的废水中脱氮具有很好的前景，对于高氨氮低COD的污水由于硝酸盐的部分氧化，大大节省了能源。目前推测厌氧氨氧化有多种途径。 其中一种是羟氨和亚硝酸盐生成N2O的反应，而N2O可以进一步转化为氮气，氨被氧化为羟氨。另一种是氨和羟氨反应生成联氨，联氨被转化成氮气并生成4个还原性[H]，还原性[H]被传递到亚硝酸还原系统形成羟氨。第三种是：一方面亚硝酸被还原为NO，NO被还原为N2O，N2O再被还原成N2；另一方面，NH4+被氧化为NH2OH， NH2OH经N2H4，N2H2被转化为N2。 厌氧氨氧化工艺的优点：可以大幅度地降低硝化反应的充氧能耗；免去反硝化反应的外源电子供体；可节省传统硝化反硝化反应过程中所需的中和试剂；产生的污泥量极少。厌氧氨氧化的不足之处是：到目前为止，厌氧氨氧化的反应机理、参与菌种和各项操作参数不明确。 全程自养脱氮的全过程实在一个反应器中完成，其机理尚不清楚。Hippen等人发现在限制溶解氧（DO浓度为0.8·1.0mg/l）和不加有机碳源的情况下，有超过60%的氨氮转化成N2而得以去除。 同时通过实验证明在低DO浓度下，细菌以亚硝酸根离子为电子受体，以铵根离子为电子供体，最终产物为氮气。有实验用荧光原位杂交技术监测全程自养脱氮反应器中的微生物，发现在反应器处于稳定阶段时即使在限制曝气的情况下，反应器中任然存在有活性的厌氧氨氧化菌，不存在硝化菌。有85%的氨氮转化为氮气。鉴于以上理论，全程自养脱氮可能包括两步第一是将部分氨氮氧化为烟硝酸盐，第二是厌氧氨氧化。 同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification 厌氧氨氧化的反应器 一、全球运行的厌氧氨氧化的工程实例 表1-2 全球运行的厌氧氨氧化工程实例 Table 1-2 Application of ANAMMOX in the world SHARON-ANAMMOX工艺由荷兰TU Delft大学研究开发，该工艺流程分成两段，第一段是在好氧反应器中将一半的NH4+转化为NO2-，第二段是在厌氧反应器中将剩余的NH4+和NO2-一起直接转化为N2。 图1-7短程硝化与厌氧氨氧化结合工艺流程 Figure1-7The combined SHARON-ANAMMOX process 二、SHARON-ANNOMMOX工艺反应器资料 AN A MM OX的生化反应式为: 因此AN A MM OX反应器进水要求有氨氮和亚硝氮且比例最好为1:1。而S H AR ON工艺的生化反应式为： SHARON（短程反硝化）反应装置 SHARON常用SBR、CSTR反应装置 SHARON（短程反硝化）反应条件控制 （1）当溶解氧(DO)浓度在1.1-1.5mg/L、氨氮负荷0.029kgNH4+--N/KgVSS.d 和PH 值在7.3-7.8时，可以使亚硝酸盐得到稳定积累，出水亚硝态/总硝态氮大于90%，出水NO2--N/NH4+-N接近1.0，满足厌氧氨氧化的进水要求。（2）实现短程硝化的关键是在硝化阶段实现NO2--N的积累，国内外的研究都是着眼于积累NO2--N的控制条件。根据国内外文献报道，SHARON工艺的操作温度以30~35℃为宜，pH适应控制在7.4~8.3之间，溶解氧浓度己控制在1.0~1.5mg/L范围，供氧方式可采用间歇曝气。基质中游离氨浓度调控在5~10mg/L范围内有利于实现短程硝化，污泥(以VSS计)氨负荷为 0.02~1.67kg/(kg·d)，泥龄在1~2.5天。 （3）大量国内外试验表明，在废水温度较高、Do较低条件下，利用亚硝酸菌和硝酸菌的不同生长速度，通过控制水力停留时间，将生长速率较慢的硝酸菌冲走，使亚硝酸菌大量积累，可以使短程反硝化成功运行。 ANNOMMOX反应器 2.5 A/O生化处理 2.5.1 基本原理 本系统生化处理段采用缺氧/好氧(A/O)工艺，A/O工艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加一段缺氧生物处理过程。在好氧段，好氧微生物氧化分解污水中的BOD5，同时进行硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利用氧化态氮和污水中的有机碳进行反硝化反应，使化合态氮变成分子态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。这里着重介绍生物脱氮原理。 1) 生物脱氮的基本原理 传统的生物脱氮机理认为：脱氮过程一般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。 ①氨化(Ammonification)：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)：废水中的氨氮在硝化菌（好氧自养型微生物）的作用下被转化为NO2-和NO3-的过程； ③反硝化(Denitrification)：废水中的NO2-和NO3-在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌)的作用下被还原为N2的过程。 其中硝化反应分为两步进行：亚硝化和硝化。硝化反应过程方程式如下所示： ①亚硝化反应：NH4++1.5O2→NO2-+H2O+2H+ ②硝化反应：NO2-+0.5O2→NO3- ③总的硝化反应：NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+ 反硝化反应过程分三步进行，反应方程式如下所示(以甲醇为电 子供体为例)： 第一步：3NO3-+CH3OH→3NO2-+2H2O+CO2 第二步：2H++2NO2-+CH3OH→N2+3H2O+CO2 第三步：6H++6NO3-+5CH3OH→3N2+13H2O+5CO2 2) 本系统脱氮原理 针对本系统生化工艺段而言，除了上述脱氮原理外，还糅合了短程硝化-反硝化，即氨氮在O池中未被完全硝化生成NO3-，而是生成了大量的NO2--N，但在A池NO2-同样被作为受氢体而进行脱氮（上述第二步可知）；再者在A池NO2-同样也可和NH4+进行脱氮，即短程硝化-厌氧氨氧化，其表示为：NH4++NO2-→N2+2H2O。 因此针对本系统而言，A/O工艺如在进水水质以及系统控制参数稳定的条件下也可达到理想的出水效果。 2.5.2工艺特征 A/O脱氮工艺主要特征是：将脱氮池设置在去碳硝化过程的前端，一方面使脱氮过程能直接利用进水中的有机碳源而可以省去外加碳源；另一方面，则通过消化池混合液的回流而使其中的NO3-在脱氮池中进行反硝化，且利用了短程硝化-反硝化以及短程硝化-厌氧氨氧化等工艺特点。因此工艺内回流比的控制是较为重要的，因为如内回流比过低，则将导致脱氮池中BOD5/NO3-过高，从而是反硝化菌无足够的 硝化与反硝化 利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化 1 生物脱氮与同步硝化反硝化 在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作，形成同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification简称SND)，则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了pH值的波动，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。 2 实现同步硝化反硝化的途径 由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效率。 新型脱氮工艺研究 一、短程硝化反硝化 1、简介 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N 氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为NO3--N 的过程；然后通过反硝化作用将产生的NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N 是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年V oets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如图1所示。 NH4+ NO2-NO3-NO2-N2 传统生物脱氮途径 NH+NO-N2 短程硝化-反硝化生物脱氮途径 图1 传统生物脱氮途径和短程 硝化-反硝化生物脱氮途径 比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2- NO3-和NO3-NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点： ⑴可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 ⑵在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除 率。并可以节省投碱量。 ⑶由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速 度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。 ⑷短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过 程中可以减少产泥约50%。 由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。 2、影响短程硝化反硝化的因素 2.1温度的影响 温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。 2.2 pH值的影响 pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。 2.3溶解氧（DO）的影响 DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。 2.4泥龄的影响 氨氮的硝化速率比亚硝态氮的氧化速率快，而亚硝酸菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，因此可以通过控制HRT使泥龄在亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间，使亚硝酸菌成为优势菌种，逐步淘汰硝酸菌。 2.5其它因素的影响 亚硝酸根对厌氧氨氧化过程的抑制作用 摘要：在过去十年中有关亚硝酸盐对厌氧氨氧化细菌活性的抑制作用的报道层出不穷。尽管不良效果是明显的，相关矛盾报道的分歧在于发生反应的条件和发生的反应是否可逆。对环境因素影响进行评价的同时，关于亚硝酸盐的抑制作用也做了深入研究。厌氧氨氧化活性是厌氧氨氧化颗粒在连续标准化测压批量测试监测得到的，由滞后次数，测试中最大转换率和底物/产物转化比三个要素估算得出的。这种颗粒是在一级厌氧氨氧化反应器中获得的，占优势的厌氧氨氧化生物体属于Brocadia类型。观测到亚硝酸盐抑制50%活性时浓度为0.4g N /L.在亚硝酸盐全部去除时厌氧氨氧化活性可以恢复。使新鲜的介质保持6g N /L的浓度达到24小时，就会损失60%的活性。在亚硝酸根（0.2g N /L）暴露中使得活性大量降低由于铵根的存在。亚硝酸根产生的过程中氧的存在也会导致最大活性降低32%。由于暴露后恢复的现象表示：亚硝酸盐的不利影响是可逆的，某种程度上只是抑制作用而不是有毒的性质。在三个不同的PH值暴露之间的异同表明，亚硝酸盐是实际的抑制化合物，而不是亚硝酸。 1、介绍 厌氧氨氧化（anammox）工艺是处理富铵废水中较为经济的脱氮工艺。在世界范围内迅速地得到推广。负责微生物生长的铵根以硝酸盐作为电子受体反应后有氮气产生。厌氧自养微生物节约了曝气时消耗的能源，也不需要有机碳的注入并且只产生少量污泥。在进行厌氧氨氧化过程中的细菌类属“Brocadiales”中的浮霉状菌目，其中污水 处理最相关的两个菌种为Brocadia和Kuenenia。 在厌氧氨氧化过程中最关键的环节之一就是亚硝酸盐的稳定，因为它是整个过程中的电子受体并且由厌氧氨氧化菌完成转换，而且还是一个潜在的抑制化合物。亚硝酸盐的浓度低到5—40 mgN/L时抑制作用最强、Strouset首次提出亚硝酸盐的不利影响，他发现在100mgN/L时亚硝酸盐的抑制作用是完全可逆的。其他作者提出了抑制厌氧氨氧化过程中亚硝酸盐的浓度都类似于100mgN/L，但是并没有明确指出抑制作用是可逆还是不可逆的。一些文献提出了最高的没有抑制厌氧氨氧化活性时亚硝酸盐的浓度值（毒性阈值超过300mgN/L）。 关于亚硝酸盐的研究观察，其观察范围宽泛，基于厌氧氨氧化技术原理使得它很难预测，模拟或设计。因此，进行着亚硝酸盐对厌氧氨氧化细菌抑制作用的深入研究。特别强调了暴露于亚硝酸盐之后，厌氧氨氧化菌的复苏现象。我们区分抑制作用和毒性作用这两个概念时，抑制作用定义是一个现象，它是可逆的，并且取决于其接触抑制化合物的时间和浓度，毒性作用被定义为失去活性的不可逆过程，取决于其接触毒物的时间和浓度。 Dapena-More首先提出使用标准化测压批量测试，这种方法逐渐被修改，使其提高准确性和稳定性，并且把它作为重现我们研究的方法。最高转换率的标准评价由评估滞后次数和底物/产物转换率共同决定。 2、材料和方法 2.1.测压试验设备 同步硝化反硝化SND 根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中；实际上，较早的时期，在一些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们就层多次观察到氮的非同化损失现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失。 在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在同样的处理条件及同一处理空间内，因此，这些现象被称为同步硝化/反硝化（SND）。 一、同步硝化反硝化的优点 对于各种处理工艺中出现的SND现象已有大量的报道，包括生物转盘、连续流反应器以及序批示SBR反应器等等。与传统硝化-反硝化处理工艺比较，SND 具有以下的一些优点： 1、能有效地保持反应器中pH稳定，减少或取消碱度的投加； 2、减少传统反应器的容积，节省基建费用； 3、对于仅由一个反应池组成的序批示反应器来讲，SND能够降低实现硝化-反硝化所需的时间； 4、曝气量的节省，能够进一步降低能耗。 因此SND系统提供了今后降低投资并简化生物除氮技术的可能性。 二、同步硝化反硝化的机理 1、宏观环境 生物反应器中的溶解氧DO主要是通过曝气设备的充氧而获得，无论何种曝气装置都无法使反应内氧气在污水中充分混匀。最终形成反应器内部不同区域缺氧和好氧段，分别为反硝化菌和硝化菌的作用提供了优势环境，造成了事实上硝化和反硝化作用的同时进行。除了反应器不同空间上的溶氧不均外，反应器在不同时间点上的溶氧变化也可以导致同步硝化/反硝化现象的发生。Hyungseok Yoo 研究了SBR反应器在曝气反应阶段，反应器内DO浓度历经减小后逐渐升高，并伴随的同步硝化/反硝化现象。 2、微环境理论 硝化与反硝化去除氨氮的 原理 Prepared on 22 November 2020 硝化与反硝化去除氨氮操作 一、硝化与反硝化的作用机理： 1、硝化细菌包括亚硝化菌和硝化菌，亚硝化菌将废水中的NH3转化为亚硝酸盐，硝化菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐，称为硝化作用。硝化作用必须通过这两类菌的共同作用才能完成。 2、反硝化菌将硝酸盐转化为N2、NO、N2O，称为反硝化作用。 3、硝化细菌必须在好氧条件下作用。 4、反硝化菌必须在无氧或缺氧的条件下进行。 二、作用方程式： 硝化反应： 2NH3＋3O2――（亚硝化菌）――2HNO2＋2H2O＋能量（氨的氧化） 2HNO2＋O2――（硝化菌）――2HNO3＋能量（亚硝酸的氧化） 反硝化反应： NO3— +CH3OH —— N2 + CO2+H2O+ OH—（以甲醇作为C源） 三、操作： 1、将购买的硝化菌投加到曝气池5、6#，亚硝化菌投加到曝气池1、 2、 3、4#，反硝化菌投加到厌氧池。 2、控制指标： 生物硝化 ①PH值：控制在— ②温度：25—30℃ ③溶氧：2—4mg/L ④污泥停留时间：必须大于硝化菌的最小世代时间，一般应大于2小时生物反硝化： ①PH值：控制在— ②温度：25—30℃ ③溶氧：L ⑤机碳源：BOD5/TN＞（3—5）过低需补加碳源 生物脱氮机理 污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用，将氨氮通过硝化作用转化为亚硝态氮、硝态氮，即，将转化为和。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转化为氮气，即，将（经反亚硝化）和（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的。 ○1硝化——短程硝化： 硝化——全程硝化（亚硝化+硝化）： ○2反硝化——反硝化脱氮： 反硝化——厌氧氨氧化脱氮： 反硝化——厌氧氨反硫化脱氮： 废水中氮的去除还包括靠微生物的同化作用将氮转化为细胞原生质成分。主要过程如下：氨化作用是有机氮在氨化菌的作用下转化为氨氮。硝化作用是在硝化菌的作用下进一步转化为硝酸盐氮。其中亚硝酸菌和硝酸菌为好氧自养菌，以无机碳化合物为碳源，从或的氧化反应中获取能量。其中硝化的最佳温度在纯培养中为25-35℃，在土壤中为30-40℃，最佳pH值偏碱性。反硝化作用是反硝化菌（大多数是异养型兼性厌氧菌， DO 氧化沟同时硝化反硝化的生物脱氮机理 周少奇 1, 范家明 1, 吴宋标 2, 黄庆明 1, 银玉容 1, 史伟 1 (1. 华南理工大学环境科学工程系 , 广州 510640; 2. 中国石化广州分公司污水处理厂 , 广州 510726 摘要 :氧化沟是一种得到广泛应用的有机废水生物反应器 , 简要介绍了氧化沟生物废水处理技术的特点和典型工艺 , 并就氧化沟的硝化反硝化脱氮功能和同时硝化反硝化进行了讨论 , 运用电子计量学方法 , 推导并讨论了同时硝化反硝化反应的计量方程式。 关键词 :氧化沟 ; 废水生物处理 ; 同时硝化反硝化 ; 电子计量学 中图分类号 :X17 文献标识码 :A 文章编号 :1003 6504(2002 06 0003 03 氧化沟 (Oxida tion ditch , 又名连续循环曝气器 (c ontinuous loop reactor , 是延时曝气活性污泥法的一种变形。氧化沟最初应用于荷兰 , 由于该工艺造价低 , 易维护 , 管理方便 , 而且处理效果好而稳定 , 因此很快在世界各国得到广泛应用 , 如今 , 它已成为一种重要的污水生物处理技术 , 不仅用于城市污水处理 , 而且用于工业污水的生化处理。 近年来 , 生物脱氮被公认为是目前废水脱氮处理中经济、有效的方法之一。生物脱氮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 , 即硝化反应在好氧条件下自由养菌完成 , 反硝化反应在厌 /缺氧条件下由异养菌完成。近几十年来 , 尽管生物脱氮技术有了很大发展 , 但硝化和反硝化仍然是在两个独立的或分隔的具有不同 DO 浓度的反应器中进行 , 或者是在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中进行 , 一个过程分成两个系统 , 条件控制复杂 , 两者难以在时间和空间上统一 , 脱氮效果差 , 设备庞大 , 投资高。显然 , 如果两个过程能够在同一个反应器中同时进行 , 则可节省更多的占地面积 , 还可避免 NO 2氧化成NO 3及 NO 3再还原成 NO 2这两个多余的反应 , 从而可节省约 25%的 O 2和 40%以上的有机碳 ; 另外 , 微生物硝化过程中好氧、耗碱度、无需 C OD, 而反硝化过 氧化沟 1.设计参数 COD cr BOD 5 SS NH 3-N 总氮 TP pH 进水水质 400 160 220 35 45 5.0 6~9 出水水质 50 10 10 5 15 0.5 6~9 好养区 溶解氧浓度不小于2mg/L 缺氧区 0.2---0.5mg/L 厌氧区小于0.2mg/L 进水BOD 与COD 之比大于0.3 当进行生物脱氮时 BOD/TKN 应大于等于4 本工程 ( BOD) / ( TP) > 20, 可采用生物除磷工艺。 氧化沟内的平均流速宜大于 0.25m ∕s 根据氧化沟渠宽度，弯道处可设置一道或多道导流墙；氧化沟的 隔流墙和导流墙宜高出设计水位 0.2～0.3m 氧化沟的有效水深与曝气、混合和推流设备的性能有关，宜采用 3.5~4.5m 。 进水和回流污泥点宜设在缺氧区首端，出水点宜设在充氧器后的 好氧区。氧化沟的超高与选用的曝气设备类型有关，当采用转刷、转碟时， 宜为 0.5m ；当采用竖轴表曝机时，宜为 0.6～0.8m ，其设备平台宜高出设计 水面 0.8～1.2m 。 1 脱氮时，污水中的五日生化需氧量与总凯氏氮之比宜大于 4； 2 除磷时，污水中的五日生化需氧量与总磷之比宜大于 17； 3 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求； 4 好氧区（池）剩余总碱度宜大于 70mg/L （以 CaCO 3 计） ，当进水碱度 不能满足上述要求时，应采取增加碱度的措施。 2.设计计算 1.硝化区的容积 1. 需要去除的5BOD 由于设计的出水L mg BOD /105=，处理水中的非溶解性5BOD 可利用经验公式求的，此公式仅使用于氧化沟 ()() 8.6142.1107.0142.17.0523.0523.05=-??=-??=?-?-e e C BOD e f mg/L 论厌氧氨氧化工艺的应用进展 本文从网络收集而来，上传到平台为了帮到更多的人，如果您需要使用本文档，请点击下载按钮下载本文档（有偿下载），另外祝您生活愉快，工作顺利，万事如意！ 厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，Anammox)工艺因其无需外加有机碳源、脱氮负荷高、运行费用低、占地空间小等优点，已被公认为是目前最经济的生物脱氮工艺之一。近年来，国内外对厌氧氨氧化工艺的研究取得了大量的实验室成果。但是，一方面由于厌氧氨氧化菌(anaerobicammonium oxidizing bacteria，AnAOB)生长缓慢(倍增时间长达11 天)、细胞产率低[m(VSS)/m(NH4+-N)=/g)、对环境条件敏感，另一方面由于实际废水成分复杂，常含有AnAOB 的抑制物质，限制了厌氧氨氧化工艺在实际工程中的大规模应用。因此，有必要对近年来国内外厌氧氨氧化工艺的应用实例和经验进行系统总结，推动该工艺的进一步工业化应用，使之在污水脱氮处理领域发挥更积极的作用。本文介绍了AnAOB 的生物多样性和厌氧氨氧化工艺形式的多样性，重点综述了厌氧氨氧化技术在处理各类废水中的实验室研究和工程应用情况。 1 厌氧氨氧化菌生物多样性 迄今为止，已发现的AnAOB 有6 属18 种，构成了独立的厌氧氨氧化菌科(Anammoxaceae)，并且AnAOB 广泛存在于自然生态系统中，如海洋沉积物、淡水沉积物、油田、厌氧海洋盆地、氧极小区、红树林地区、海洋冰块、淡水湖以及海底热泉等。AnAOB 的生态分布多样性是由自身的代谢多样性决定的，也正因如此，厌氧氨氧化在全球氮素循环中扮演重要角色，将其应用于不同水质含氮废水的治理也具有与生俱来的优势和不可估量的潜力。 2 厌氧氨氧化工艺形式多样性 基于厌氧氨氧化原理的工艺形式纷繁多样，包括分体式(两级系统)和一体式(单级系统)两种。一体式有CANON(completely autotrophic nitrogenremoval over nitrite)、OLAND(oxygen limitedautotrophic nitrification and denitrification)、DEAMOX(denitrifying ammonium oxidation)、DEMON(aerobic deammonification)、SNAP(simultaneous partial nitrification，anammox anddenitrification)、SNAD(single-stage nitrogen removalusing anammox and partial nitritation)等工艺;分体式主要有SHARON(single reactor for high activityammonia removal over nitrite)-anammox 工艺。随着工程经验越来越丰富，一体化系统正日益得到青 同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳 1,2,李多松 1,2,孙开蓓 1,2,刘丽茹 1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州(221008 2江苏省资源环境信息工程重点实验室,江苏徐州(221008 E-mail: 摘要:同步硝化反硝化脱氮 (SND技术不同于传统的脱氮理论,其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理,并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素,最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况,提出了该技术的研究方向。 关键词:生物脱氮;同步硝化反硝化;好氧反硝化 中图分类号:X703.1 1. 引言 近年来, 水体中的氮素污染越来越严重, 给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点,越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下, 自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸 (盐和硝酸 (盐 ; 反硝化作用是指亚硝酸 (盐和硝酸 (盐在异氧型反硝化菌的作用下, 被还原为氮气的过程。因此, 目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区(或厌氧区分隔开,分别在不同的反应器中运行,或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而, 自 20世纪 80年代以来, 研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中, 曾多次观察到氮的非同化损失现象, 即存在有氧情况下的反硝化反 应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中,硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内, 这种现象被称作同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and dinitrification,SND ,亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实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 [1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据,分析 SND 现象发生的环境条件 [2]。在生物反应器中, 由于曝气装置类型的不同, 使得其内部出现氧气分布不均的现象,从而形成好氧段、缺氧段及(或厌氧段,此为 生物反应器的宏观环境。例如:在生物膜反应器中,由于基质浓度和膜厚变化的影响,形成膜内的缺氧区,其他如 RBC 、 SBR 反应器及氧化沟等也存在类似的现象 [3]。实际上,在生产规模的生物反应器中,完全均匀的混合状态并不存在,所以,同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释 SND 现象, 是目前被普遍接受的一种机理, 被认为是 SND 发生的主要原因之一 [4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质(如DO 、有机物、氨氮、NO 2― 、 NO 3-等传递的变化,从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是,对于 SND 现象来说,主要是由于溶解氧扩散作用的限制, 使微生物絮体内产生 DO 梯度, 从而导致微环境的同步硝 化反硝化。微生物絮体的外表面 DO 浓度较高, 自养型硝化细菌利用氧气进行硝化反应; 絮体内部,由于氧传递受阻,以及有机物氧化、硝化作用的消耗,形成缺氧区,反硝化菌占优势,反硝化菌利用 NO 3-为电子受体,发生反硝化反应,即系统缺氧 厌氧氨氧化作用即在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮氧化为氮气的生物反应过程。这种反应通常对外界条件（pH值、温度、溶解氧等）的要求比较苛刻，但这种反应由于不需要氧气和有机物的参与，因此对其研究和工艺的开发具有可持续发展的意义。 厌氧氨氮化一般前置短程硝化工艺，将废水中的一部分氨氮转化成亚硝酸盐。目前在处理焦化废水、垃圾渗滤液等废水方面已经有成功的运用实例。 厌氧氨氧化是一个微生物反应，反应产物为氮气。具有一些优点：由于氨直接作反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物(甲醇)，既可节约运行费用，也可防止二次污染；由于氧得到有效利用，供氧能耗下降；由于部分氨没有经过硝化作用而直接参与厌氧氨氧化反应，产酸量下降，产碱量为零，这样可以减少中和所需的化学试剂，降低运行费用，也可以减轻二次污染。 厌氧氨氧化反应是一种化能自养的古菌（俗称Anammox）的反应。简单式为：1NH4+ + 1NO2- → N2 + 2H2O。如果在化学方程式里加入微生物本身，则为：1NH4+ + 1.32NO2- + 0.066 HCO3- + 0.13H+ → 1.02N2 + 0.26 NO3- + 0.066 CH2O0.5N0.15 + 2.03H2O 该古菌为自养型，只需无机碳源CO2，并且在全球碳循环过程中发挥着很重要的作用。在目前污水的氨氮处理上被广为看好。但是由于亚硝酸根含量在大部分污水是不够显著的，所以anammox技术要结合其他技术来使用，比如已经在荷兰鹿特丹投产的Sharon+anammox工艺，就是结合了短程硝化和厌氧氨氧化工艺，还是比较成功的。 利用混合污泥培养厌氧氨氧化颗粒污泥 同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳1,2，李多松1,2，孙开蓓1,2，刘丽茹1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州（221008） 2江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏徐州（221008） E-mail:jsgdyhappy@https://www.360docs.net/doc/559439204.html, 摘要：同步硝化反硝化脱氮(SND)技术不同于传统的脱氮理论，其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理，并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素，最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况，提出了该技术的研究方向。 关键词：生物脱氮；同步硝化反硝化；好氧反硝化 中图分类号：X703.1 1. 引言 近年来，水体中的氮素污染越来越严重，给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点，越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下，自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸（盐）和硝酸（盐）；反硝化作用是指亚硝酸（盐）和硝酸（盐）在异氧型反硝化菌的作用下，被还原为氮气的过程。因此，目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区（或厌氧区）分隔开，分别在不同的反应器中运行，或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而，自20世纪80年代以来，研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中，曾多次观察到氮的非同化损失现象，即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中，硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内，这种现象被称作同步硝化反硝化（simultaneous nitrification and dinitrification,SND），亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实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[1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据，分析SND现象发生的环境条件[2]。在生物反应器中，由于曝气装置类型的不同，使得其内部出现氧气分布不均的现象，从而形成好氧段、缺氧段及（或）厌氧段，此为生物反应器的宏观环境。例如：在生物膜反应器中，由于基质浓度和膜厚变化的影响，形成膜内的缺氧区，其他如RBC、SBR反应器及氧化沟等也存在类似的现象[3]。实际上，在生产规模的生物反应器中，完全均匀的混合状态并不存在，所以，同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释SND现象，是目前被普遍接受的一种机理，被认为是SND 发生的主要原因之一[4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质（如DO、有机物、氨氮、NO2―、NO3－等）传递的变化，从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。 在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是，对于SND现象来说，主要是由于溶解氧扩散作用的限制，使微生物絮体内产生DO梯度，从而导致微环境的同步硝浅谈厌氧氨氧化及其工艺的研究
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