好氧反硝化菌T7用于废水脱氮特性的研究
第1卷 第3期三 峡 环 境 与 生 态
V o l.1 N o.32008年11月
Envir onment and Eco lo gy in the T hree Go rg es N ov.2008
好氧反硝化菌T 7用于废水脱氮特性的研究
收稿日期:2008 10 15
基金项目:国家自然科学基金资助项目(50378095)作者简介:汤丽娟(1983 ),女,湖南邵阳人,硕士,从事水污染控制方向,E mail:tlj0512@https://www.360docs.net/doc/0f7382182.html,.
汤丽娟,罗固源,许晓毅,林晓东,陈燕云
(重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室,重庆400045)
摘 要:从具有同时硝化反硝化(SN D)现象的OG O 反应器中分离出一株脱氮活性较高的好氧反硝化菌,命名为菌株T 7,分离菌株革兰氏染色为阳性,形状为杆状,颜色为粉红,经PCR 扩增后测定该菌株的16SrDN A 基因序列,由16SrD NA 基因序列比较可知T 7为赤红红球菌属(Rhodococcus )。菌株在柠檬酸钠为唯一碳源、硝酸钾为唯一氮源的培养基中生长良好,且最佳C/N 比为5。将其扩大培养后对硝酸盐氮与亚硝酸盐氮为唯一氮源的模拟废水进行处理,选用聚乙烯醇(PV A )作为包埋载体,将接种菌做成固定化的小球,再将其投放于不同浓度的模拟废水中,同时与未包埋时的处理效果进行比对。试验结果表明:该菌株能在好氧的条件下代谢硝酸盐氮与亚硝酸盐氮,可以处理不同浓度的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮的废水,且PV A 包埋菌泥的投放方式为好氧反硝化菌的工程应用提供更有利的条件。
关键词:同时硝化反硝化菌;脱氮;好氧反硝化;扩大培养;PV A 包埋 中图分类号:X703 文献标识码:A
文章编号:1674 2842(2008)03 0024 04
Study on Nitrogen Removal Characteristics of
an Aerobic Denitrifying Bacterium Rhodococcus Strain T 7
TANG Li juan,LU O Gu yuan,XU Xiao yi,LIN Xiao dong,CH EN Yan yun
(Key Laboratory of Thr ee Gorges Res ervoir Region s Eco Environm ent Education>,Chongqing University,Ch on gqing 400045,China) Abstract:One strain o f aer obic denitr ify ing bacter ium ,named as T 7,with hig h activit y of nitr og en remo val w as iso lated fr om O GO reactor po ssessing simultaneo us nitr ification and denitr ification (SN D)phenomenon,T 7is Gr am po sitive ,ro d like and pink and identif ied as Rhodococcus acco rding to its PCR amplificatio n and 16Sr DN A sequence ho molog y compariso n.It could g row w ell wit h potassium nitr ate as o nly nitr og en so ur ce and so dium cit rate as only car bo n so urce,and o pt imum rat io of C/N w as fiv e.T he amplification cultur e o f this bacter ium w as used in synthet i cal nit rate wastewat er treatment,and po ly viny l alcohol (P VA )w as selected as entr apment car rier to immobilize T 7.T he ex perimental results indicat e that the bacterium can met abo lize nit rate w hen sufficient ox yg en ex ists,and can treat different co ncentrations o f nitr og en containing w astewater.Besides,t he mode o f dro pping bacteria immo bilized by polyv inyl alco ho l(PV A )can prov ide adv ant age co nditions for eng ineer ing applicatio n of aerobic denitr ify ing bacte r ia. Key words:simultaneous nitr ificatio n and denit rificat ion (SN D);nitr og en remo val;aer obic denitr ify ing ;am plificatio n cultur e;polyv inyl a lcohol(P V A)immobilizatio n 近年来,我国水体中氮素污染日益严重。生物脱氮以其无污染、脱氮彻底和安全等优点被认为是 目前最经济、有效、可行性高的水体除氮方法。目前,国内外的研究证明,反硝化也可发生在有氧的条 件下,即存在好氧反硝化[1 3]。在许多实际运行中的好氧硝化池中,也常常发现有30%的总氮损失[1] 。这种好氧反硝化过程是由好氧反硝化细菌引起的。国外的研究者[4 5]把得到的好氧反硝化细菌用于实验阶段的工艺研究,也取得了较好的总氮去除效果。笔者以硝酸盐氮为氮源,柠檬酸钠为碳源,溴百里酚蓝(BT B)作为pH 指示剂,从具有同时硝化反 硝化(SND)现象的OGO反应器中筛选出一株脱氮活性较高的好氧反硝化菌,通过16S rDNA测序,鉴定其为Rhod ococcus菌属,命名为菌株T7。通过对菌株T7的脱氮特性进行研究,显示其在好氧条件下能够代谢硝酸盐氮与亚硝酸盐氮,故将其扩大培养后投放于不同浓度的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮模拟废水的处理,脱氮效果显示其在硝酸盐氮与亚硝酸盐氮废水的处理中具有较好的应用前景。 1 材料与分析方法 1.1 培养基 DM反硝化培养基(g L-1):柠檬酸钠5.0g; KNO32.0g;K2H PO41.0g;KH2PO41.0g;M gSO4 0.2g;微量盐溶液2ml;蒸馏水1000ml;固体培养基加2%琼脂;1%溴百里酚蓝(BTB)1ml,pH7.0~7.2。 微量元素溶液(g L-1):乙二胺四乙酸(ED T A)50g;EnSO4 2.2g;CaCl25.5g;CuSO4 5H2O1 57g;MnCl2 4H2O5 06g;FeSO4 7H2O 5.0g;COCl2 6H2O1.61g;pH7.0。 1.2 试验水质与分析方法 试验水质由柠檬酸钠、KNO3(NaNO2)、K2H PO4、KH2PO4、M g SO4、蒸馏水等按比例配置而成。主要试验指标的分析测试方法见表1。 表1 水质指标的分析测试方法 指标分析方法 CODcr H ACH-COD测定仪(美)﹡ NH+4 N钠氏试剂分光光度法 NO-2 N N(1-萘基)乙二胺分光光度法 NO-3 N酚二磺酸光度法 TN过硫酸钾消解钼锑抗分光光度法 DO YS15100型DO测定仪 OD用紫外分光光度仪在600nm处测吸光度 *:用铬酸盐标准法GB11914进行校正 2 试验方法 2.1 菌株T7脱氮活性检测 将菌株T7接种于DM液体培养基中,进一步检验菌株的脱氮特性。30!摇床振荡培养5d,根据试验要求,通过调整转速和不同气体组分(O2,Ar),调节溶解氧浓度。取样(以未接种菌液的培养基的值作为初始值)离心后取上清液测培养基中NO-3 N 降解率以及NO-2 N的积累量。为了保证试验的准确性,上述试验重复3次。2.2 菌株T7生长及反硝化曲线确定 取实验菌株T7纯培养24h后的菌液按5%的接种量接种到未加BTB的DM液体养基中,30!、120r/m in摇床振荡培养96h,每隔3h取样1次,用紫外分光光度仪在波长600nm处测培养液的生长量,然后取离心后的上清液测培养液中亚硝酸盐的积累量。每次实验重复3次。 2.3 最佳碳源、氮源与碳氮比的确定 为确定好氧反硝化菌T7生长的最佳碳源、氮源与碳氮比,分别进行了相关的试验设计。碳源试验:以硝酸钾(0.2%)为唯一氮源,分别以酵母膏、酒石酸钾钠、葡萄糖、柠檬酸钠、乙酸钠、碳酸氢钠为碳源;氮源试验:以柠檬酸钠(0 5%)为唯一碳源,分别以草酸铵、亚硝酸钠、磷酸二氢铵、硫酸铵、氯化铵、硝酸钾为氮源。碳氮比试验:以柠檬酸钠为碳源(0 5%),硝酸钾(0.2%)为氮源,并将碳氮比分别设为1、5、10、15、20、25等6个不同的值。接种量均为5%,置于30!,120r/min恒温空气摇床上振荡培养24h后取样,采用紫外分光光度仪在600nm下测细菌的生长量,以确定菌株的生长状况。 2.4 菌株T7对硝酸盐氮与亚硝酸盐氮废水的处理 将菌株T7扩大培养后按5%的接种量投放,取已经培养好的培养液于4000r/m in的转速下离心25min,得到好氧反硝化细菌菌泥,称量并记录。称与菌泥等质量的PVA溶于10倍量的80!蒸馏水中并搅拌,水浴加热溶解,冷却至30!。将菌泥加入冷却的PVA固定剂中,搅拌均匀后,再将其做成固定化的小球,浸入饱和硼酸溶液中,防止粘连,在11.5!恒温静置24h。将固定有好氧反硝化细菌T7的小球置于10L灭菌的好氧反硝化培养液中进行适应性培养,直至恢复其脱氮特性[6]。再将其应用于不同浓度的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮模拟废水的处理,并以菌泥直接投放时的处理效果做参照。 试验条件:温度30!,DO(5.0?0.5)mg L-1,pH值7.0~7.2,C/N比为5。 2.5 菌株的鉴定 2.5.1 形态学鉴定 对T7进行革兰氏染色后用光学显微镜观察。 2.5.2 16SrDNA同源性比较 参照文献[7]的方法提取总DNA,用16SrDNA 的引物序列为:正向引物8F:AGAGT T TGAT C CTGGCT CAG(对应于E.coli16SrRNA基因的8- 25 3期汤丽娟等:好氧反硝化菌T7用于废水脱氮特性的研究 27个碱基),反向引物1495R:CTACGG CTACCTT GTTACGA (对应于E.coli 16SrRNA 基因的1514-1495个碱基),扩增其部分16S rDNA 序列。分析PCR 结果,送上海生物工程技术有限公司进行测序,测序采用341正向测序引物测一个序列。 3 结果与讨论 3.1 菌株T 7脱氮活性检测结果 菌株T7在5d 内将硝酸盐氮从133.00m g/L 降解至50.47mg /L,降解率为62.05%,且反应过程中亚硝酸盐的最大积累量<0.6mg /L 。其脱氮特性如图1 所示。 图1 菌株T 7硝酸盐的降解及亚硝酸盐的积累曲线3.2 菌株T 7生长及反硝化曲线测定结果 菌株T 7生长及反硝化曲线如图2所示,从中可以看出,菌株T7的生长趋势随时间的变化有4个明显的生长阶段:停滞期,对数期,静止期,衰亡期。菌株在接种后的12h 进入了对数生长期,24h 菌体浓度达到最高,随后进入生长静止期,72h 左右进入衰亡期。从图中硝酸盐的降解可知,硝酸盐的 降解与细菌的生长有着相反的趋势。在对数期,硝酸盐浓度变化差异最明显,下降最快,故菌体的反硝化主要是在菌体的对数期发生,在菌体进入静止期和衰亡期时硝酸盐的浓度基本不变。 3.3 不同碳、氮源、碳氮比对菌株的生长量的影响 菌株T 7在不同碳、氮源、碳氮比的液体DM 培养基中的生长情况如表2所示。 由表2可知,碳源试验:菌株T7在硝酸钾为氮源的前提下,柠檬酸钠为碳源时生长量最大,其次是以乙酸钠、酵母膏为碳源时生长量良好,在酒石酸钾钠为碳源时生长量微弱。氮源试验:菌株T 7以柠檬酸钠为碳源前提下,以硝酸钾、亚硝酸钠为氮源时 生长良好,这与反硝化过程是以有机碳源作为电子 图2 菌株T 7生长及反硝化曲线 供体,以硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体的氧化还原作用,以获取反硝化菌合成所需的能量是一致的。碳氮比试验:菌株T7在碳氮比为5的培养基中生长量良好,碳氮比小于或大于5时菌株的生长量会受到一定抑制。碳源与氮源试验显示了菌株具有较广的碳源氮源谱,表明了菌株较强的适应能力,与已报道的好氧反硝化菌Rhodoco ccus sp.类似[8]。因此确定柠檬酸钠、亚硝酸钠分别为适宜株菌生长的最佳碳源、氮源且最佳碳氮比为5。 表2 菌株T 7在不同碳、氮源、碳氮比培养基中的生长量 碳源OD 600氮源OD 600C/N OD 600酵母膏 1.066草酸铵0.33210.214酒石酸钾钠0.083硝酸钾 1.31550.412葡萄糖0.413磷酸二氢铵0.441100.344柠檬酸钠 1.259硫酸铵0.181150.176乙酸钠 1.203氯化铵0.298200.103碳酸氢钠 0.178 亚硝酸钠 1.235 25 0.155 3.4 菌株对硝酸盐氮与亚硝酸盐氮废水的处理结果 表3 菌株T 7的两种投放方式处理不同浓度硝酸盐氮废水 NO -3 N 初始浓度/(mg L -1) PVA 包埋投放菌泥投放 结束浓度/(mg L -1) 去除率/%结束浓度/(mg L -1) 去除率/%10.08691.400.10889.2010 1.81281.88 2.17178.2910040.3659.6450.0649.94500420.1815.96450.759.851000 939.20 6.08 970.92 2.91 表4 菌株T 7的两种投放方式处理不同浓度亚硝酸盐氮废水 NO -2 N 初始浓度/(mg L -1) PVA 包埋投放菌泥投放 结束浓度/(mg L -1) 去除率/%结束浓度/(mg L -1) 去除率/%10.09490.600.11588.5010 3.61663.84 5.29147.0910089.7210.2895.39 4.61500473.28 5.34492.03 1.591000 979.08 2.09 991.50 0.85 26 三 峡 环 境 与 生 态 1卷 从表3、表4可知:两种投放方式对这五种初始浓度的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮模拟废水的降解率差异显著。当硝酸盐氮与亚硝酸盐氮的初始浓度都为1mg L -1时,降解率最高,都达到85%以上。但随着硝酸盐氮与亚硝酸盐氮初始浓度的增加,两种投放方式的处理效果都下降,但菌泥直接投放时的处理效果下降速度更快,表明PVA 包埋的好氧反硝化菌比直接投放的好氧反硝化菌对高浓度的含氮废水具有更强的耐受性。同时也说明单位数量的好氧反硝化菌对氮的降解是有限的,当硝酸盐氮与亚硝酸盐氮初始浓度超出好氧反硝化菌的最大承受范围时,就会对好氧反硝化菌的脱氮效果起到抑制或毒害作用。 3.5 菌株鉴定结果3.5.1 形态学鉴定 T7菌株革兰氏染色为阳性、形状为杆状,在未加BT B 的DM 固体培养基中的菌落颜色为粉红。 图3 菌株T 7革兰氏染色形态(#100) 3.5.2 16SrDNA 同源性比较 菌株T 7经PCR 扩增、16SrDNA 测序,将所测序列通过NCBI (美国国立生物技术信息中心)和BLAST 核酸比对软件比对,结果表明:菌株T7的序列与Rhodococcus 序列的相似性都达到99%以上,故判定T 7为Rhodococcus 菌属。 4 结论 4.1 从OGO 反应器中筛选出一株脱氮活性较高 的好氧反硝化菌,命名为菌株T7。该株菌在柠檬酸钠为唯一碳源、硝酸钾为唯一氮源的培养基上生长 良好,且最佳碳氮比为5。16S rDNA 测序后确定T 7为Rhod ococcus 菌属,特性与已报道的好氧反硝化菌Rhod ococcus sp.相似。 4.2 菌株T7的好氧反硝化作用主要发生在对数生长期,细菌在这个时期生长速度达到最大,细胞合成所需要的能量和还原力主要在这一阶段被消耗,所以对数生长期是反硝化效率最高的时期。 4.3 菌株T7在有氧的条件下能处理不同浓度的硝酸盐氮与亚硝酸盐氮废水,且PVA 包埋菌泥的投放方式进一步提高了好氧反硝化菌在高浓度含氮废水中的耐受性,为其在实际工程中的应用提供了更有利的条件。参考文献: [1] 冯叶成,王建龙,钱 易.同时硝化反硝化的实验研究[J].上 海环境科学,2002,21(9):527 529. [2] Lukow T,Diekmann H.Aerobic denitrification by a new ly i solated h eterotrophic bacteriu m strain T [J ].Biotechn ology Letter s,1997,11(9):1157 1159. [3] Otani Y,H as egaw a K,H anak i https://www.360docs.net/doc/0f7382182.html,parison of aerob ic de nitrifying activity among three cu ltural species w ith various carbon sources[J].Water Sci.T echnol,2004,50(8):15 22.[4] Frette L,Gejls bjerg B,W es termann P.Aerob ic denitrifier s i solated from an altermating activated sludge system [J].FEM S M icrobiology Ecology,1997,24:363 370. [5] Pai S L,C hong N M ,Chen C H.Potential applications of aer ob ic denitrifyin g bacteria bioagens in w as te w ater treatmen t [J].Bior esource T echn ology,1999,68:179 185. [6] 袁林江.聚乙烯醇固定化反硝化细菌的脱氮特性[J ].中国环 境科学,1998,18(2):189 191. [7] S am brook J ,Ru ssellDW.M olecu lar clon ing:a laboratory manual3rded [M ].3rd edition.New York:Cold S pringH ar bor Laboratory Press,2001:27 30. [8] 张光亚,方柏山,闵航,等.一株好氧反硝化菌的特征及系统进 化分析[J].华侨大学学报(自然科学版),2004,25(1):75 78. (上接第23页) 该项目建立了离子色谱法测定环境样品中铵的分析方法。在没有国标和国家环保局推荐分析方法情况下,能够弥补环境样品分析的需要。参考文献: [1] 中华人民共和国国家标准.GB7479 87水质铵的测定纳氏试 剂比色法[S]. [2] 国家环境保护总局.?水和废水监测分析方法%[M ].第4版.北 京:中国环境科学出版社,2002. [3] 牟世芬等.离子色谱分析方法及应用[M ].第2版.北京:化学 工业出版社,2005. 27 3期汤丽娟等:好氧反硝化菌T 7用于废水脱氮特性的研究 水域溶解氧分布特征及影响因素研究综述 摘要：基于水域溶解氧分布特征及影响因素的前期研究成果，本文对其进行系统分区整理，总结归纳影响溶解氧含量变化的主要因素，并对后续研究方向提出建议，望能够对同行业有一定的参考性价值。 关键词：溶解氧；影响因素；研究综述 随着海洋经济不断发展，海洋污染日益严重，富含N、P等营养物质的生活、工业废水大量排入海洋造成某些海域富营养化，直接导致某些海区海水缺氧现象日益严重。溶解氧(DO)代表溶解于海水内氧气的含量，绝大部分的海洋生物均需依赖溶解氧来维持生命。溶解氧水平不仅是衡量水体自净能力的一个重要指标，也反映了海洋生物的生长状况和海水的环境质量，对海洋渔业发展有重大影响。 然而，当前低氧已经成为世界范围内沿岸物理交换不良水域的一个主要环境问题，典型的例子当属长江口外的季节性大范围底层低氧现象[1]。Vaquer-Sunyer 等人研究发现，许多海洋生物在溶解氧3mg/L～4mg/L时就受到显著影响[2]。此外，溶解氧水平在很短时间内就会发生剧烈变化，因此海洋溶解氧一直是保持海洋生态平衡最重要的环境因素之一。 为及时有效应对溶解氧含量过低对海洋环境产生的恶劣影响，针对溶解氧含量的分布特征及影响因素研究，一直是海洋环境监测和海洋动力学、海洋化学研究的重要内容之一，国内外众多学者针对重点海域、湖泊及生物养殖区溶解氧的分布特征及影响因素给予大量关注，整理归纳，主要有以下几片海域。 长江口海域溶解氧分布特征及影响因素研究 张莹莹、张经等[3]对长江口及其毗邻海域某断面上的溶解氧的分布特征的研究结果表明，在6月的航次中，DO值随着离岸距离的增加逐渐增加，底层DO值低于表层；8月份调查海区底层明显出现低氧状态，形成原因主要是海水层状结构稳定水交换较弱和有机物分解耗氧；长江径流N、P污染物的不断输入为低氧区域表层浮游植物的生长提供了丰富的营养盐，从而加剧了氧亏损。石晓勇、陆茸等[4]对长江口邻近海域的秋季溶解氧分布特征及主要影响因素进行了研究，结果显示，溶解氧平面分布整体上呈近岸高、外海低，表层高、底层低的分布趋势，在约20m深度存在溶解氧跃层。调查海域溶解氧不饱和状态由表层至底层逐渐加剧。该海域秋季溶解氧分布主要受陆地径流和外海水等物理过程控制，生物活动仅在底层溶解氧低值区有较大的影响。 黄东海海域溶解氧分布特征及影响因素研究 胡小猛、陈美君等[5]分析了黄东海海域的DO分布和季节变化规律，结果表明：基于太阳辐射导致的海水温度时空差异，影响黄东海DO分布及其季节变化的主要因素是黄海暖流和大陆入海径流。杨庆霄、董娅婕等[6]描述了黄、东 分段进水A/O脱氮工艺反硝化速率的测定 王卿卿1，王社平1、2，惠灵灵1，金尚勇1 （1 西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安，710055； 2. 西安市市政设计研究院，陕西西安，710068） 摘要: 采用间歇式反应器对分段进水A/O脱氮工艺中试装置中活性污泥的反硝化速率进行了测定，结果表明：反硝化过程存在三个速率明显不同的阶段，且随着反应时间的延长，反硝化速率逐渐降低。根据实验结果提出了城市污水厂缺氧选择池和生化反应池缺氧区设计计算时反硝化速率、水力停留时间的参考值。 关键词：城市污水；反硝化速率；分段进水A/O脱氮工艺 The Determination of Denitrification Rate of Step-feed A/O Nitrogen Removal Process Wang Qingqing1, Wang Sheping1,2, Hui Lingling1,Jin Shangyong1 (1.School of Environmental and municipal Engineering,Xi,an University of Architecture & Technology , Shanxi Xi,an ,710055 2. Xi,an Municipal Engineering Design and Research Institution , Shanxi Xi,an ,710068) Abstract: The denitrification rate is determined in batch reactor, the results indicated that there are three obvious different denitrification rates stages in the denitrification process, and with the reaction time prolonging, the denitrification rate declined gradually. According to the experimental results, the reference value of the denitrification rate and hydraulic retention time (HRT) are suggested, which is used in designing and calculating the anoxic selecting tank and the bio-reactor anoxic zone of the municipal wastewater treatment plant (MWTP) . Key Words: municipal wastewater, the specific denitrification rate, Step-feed Nitrogen Removal Process. 反硝化速率的测定对于城市污水处理厂生化反应池缺氧区及缺氧选择池的设计具有十分重要的意义。利用测定的反硝化速率，可更加合理的确定生物反应池的水力停留时间，使其既 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。 我国城市污水普遍存在反硝化碳源不足的问题，碳源不足已成为制约生物脱氮效率的重要因素，污水处理厂选择外加碳源成为必要的手段。 1、脱氮为什么对碳源有需求？ 硝化过程主要由自养微生物完成，亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，硝化过程所需碳源来自CO2-、HCO-等无机碳源；硝化菌的世代期较异养菌长得多，生长繁殖速度缓慢，产率较低，若进水中有机污染物(COD)大大超过氨氮时，异养菌大量繁殖，并在与硝化菌竞争中占优势，逐渐成为优势菌种，从而降低反应器的硝化效率。一般认为处理系统的BOD 负荷小于0.15BOD/(gMLSS.d)时，硝化反应才能正常进行。 反硝化菌利用碳源作为电子供体，NO-和NO-作为电子受体，将NO-、NO-还原成氮气，达到脱氮的效果。当有溶解氧存在时，反硝化菌分解有机物利用分子态氧作为最终电子受体。在 无氧情况时，反硝化菌利用硝态氮和亚硝态氮作为能量的电子受体，O2-作为受氢体生成HO和OH-碱度，有机物作为碳源及电子供体提供能量并被氧化稳定。 硝化、反硝化过程对有机物的存在是矛盾的：自养硝化菌适宜在低碳源环境下生存，在大量有机物存在时，对氧气和营养物质的竞争不如好氧异养菌，致使反应器内异养菌成为优势菌种；而反硝化反应需要有机碳源作为电子供体完成脱氮过程。 2、反硝化碳源的选择原则 1、外加碳源易被微生物降解，易被反硝化菌利用，不存在残留物对后续出水达标造成不利影响的间题； 2、反应速度足够快，确保所投加的碳源尽量在厌、缺氧功能区内耗尽，避免增加后续曝气系统的负担和运行成本； 3、不会对系统内的微生物种群类型和含量造成影响，避免投加碳源前后出现微生物的短暂适应性问题； 4、价格便宜，安全性好，且易于投加、保存和运输，可就近获得。 3、常用反硝化碳源的优缺点 目前市面上常用的碳源：甲醇、乙酸钠、面粉、葡萄糖、生物质碳源等。在使用过程中，需要根据实际工程情况选择合适的碳源。现对各种常用的碳源进行对比，分析各种碳源的优缺点： 1、甲醇 普遍认为甲醇作为外碳源具有运行费用低和污泥产量小的优势，甲醇作为碳源时，C/N〉5时能达到较好效果。 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 污水处理技术中反硝化碳源的选择方法 随着国家对废水排放标准的提高，其中总氮排放的要求也进一步提高,尤其一些地区要求市政污水处理厂提标到地表水准四类标准，其中要求总氮小于10PPM，为保证总氮达标排放，通过外加碳源降低污水中总氮的量，成为了目前唯一适用于实践的手段。 一、碳源介绍 目前市面上常用的碳源：甲醇、乙酸、乙酸钠、面粉、葡萄糖、生物质碳源及污泥水解上清液等。在使用过程中，需要根据实际工程情况选择合适的碳源。现对各种常用的碳源进行对比，分析各种碳源的优缺点： 1、甲醇 甲醇作为外碳源具有运行费用低和污泥产量小的优势，在甲醇碳源不足时，存在亚硝酸盐积累的现象。以甲醇为碳源时的反硝化速率比以葡萄糖为碳源时快3倍，其最佳碳氮比（CO D：氨氮）为2.8～3.2 。 但甲醇作为外加碳源时，有以下3点问题需关注： ①甲醇易燃，为甲类危化品，储存和使用均有严格要求。特别是其储存需报当地公安部门备案审批，手续繁琐。 ②微生物对甲醇的响应时间较慢，甲醇并不能被所有微生物利用，当甲醇用于污水处理厂应急投加碳源时效果不佳； ③甲醇具有一定的毒害作用，将甲醇作为长期碳源，对尾水的排放也会造成一定的影响。 2、乙酸钠 乙酸钠的优点在于它能立即响应反硝化过程，可作为水厂应急处置时使用。 乙酸钠由于是小分子有机酸盐的原因，反硝化菌易于利用，脱氮效果是最好的。通过实验发现，碳氮比在4.6时，可以达到稳定的脱氮效果，而且它的水解物为小分子有机物，能容 易被微生物降解，反硝化响应时间快，而且无毒，能作为应急碳源。但是，它价格较贵，产泥率高，对污水厂的污泥处置会带来了一定的压力。 使用乙酸钠要考虑以下3点： ①乙酸钠多为20%、25%、30%的液体，由于当量COD低，运输费用高，不能远距离运输。 ②产泥量大，污泥处理费用增加； ③价格较为昂贵，污水处理厂大规模投加乙酸钠几乎不可能。 3、乙酸 乙酸作为碳源，与乙酸钠类同。但作为工业化产品，用做碳源确实浪费。 但其弊端有四点： ①乙酸为乙类危化品，也是挥发性酸，是大气污染VOC的重要组成部分，环保部门监管多，储存条件要求高。 ②多数污水处理厂远离乙酸厂，运输费用高，不能远距离运输。 ③乙酸代谢后的氢离子有降低出水pH的可能。 ④乙酸价格市场变化大，高价时做碳源价格昂贵，将乙酸应用于污水处理厂的大规模投加几乎不可能。 4、糖类 糖类外加碳源中，以面粉、蔗糖、葡萄糖为主，由于葡萄糖是最简单的糖，所以目前研究比较多。当碳源充足时，以葡萄糖为碳源的最佳碳氮比较甲醇为碳源时高得多，为6∶1～7∶1。碳源对硝氮的比还原速率几乎没有影响，但是对亚硝氮的比积累速率影响较大，在研究中发现只有葡萄糖作为外加碳源时对亚硝氮的比累积速率没有影响。 什么是水的溶解氧？受哪些因素的影响？ 溶解于水中的游离氧称为溶解氧，常以mg/L、ml/l等单位来表示.天然水中氧的主要来源是大气溶于水中的氧,其溶解量与温度/压力有密切关系.温度升高氧的溶解度下降,压力升高溶解度增高.天然水中溶解氧含量约为8-14mg/l,敞开式循环冷却水中溶解氧一般约为5-8mg/L. 水体中的溶解氧含量的多少,也反映出水体遭受到污染的程度.当水体受到有机物污染时,由于氧化污染质需要消耗氧,使水中所含的溶解氧逐渐减少.污染严重时,溶解氧会接近于零,次数厌氧菌便滋长繁殖起来,并发生有机物污染的腐败而发臭.因此,溶解氧也是衡量水体污染程度的一个重要指标. 影响溶解氧测量的因素氧的溶解度取决于温度、压力和水中溶解的盐，另外氧通过溶液扩散比通过膜扩散快，如流速太慢会产生干扰。 1. 温度的影响由于温度变化，膜的扩散系数和氧的溶解度都将发生变化，直接影响到溶氧电极电流输出，常采用热敏电阻来消除温度的影响。温度上升，扩散系数增加，溶解度反而减小。温度对溶解度系数a 的影响可以根据Henry 定律来估算，温度对膜扩散系数β可以通过阿仑尼乌斯定律来估算。 (1)氧的溶解度系数：由于溶解度系数a 不仅受温度的影响，而且受溶液的成分的影响。在相同氧分压下，不同组分的实际氧浓度也可能不同。根据亨利定律可知氧浓度与其分压成正比，对于稀溶液，温度变化溶解度系数a 的变化约为2%/ ℃。 (2)膜的扩散系数：根据阿仑尼乌斯定律，溶解度系数β与温度T 的关系为： C=KPo2·exp(-β／T)，其中假定K、Po2 为常数，则可以计算出β在25℃时为2.3%/ ℃。当溶解度系数a 计算出来后，可通过仪表指示和化验分析值对比计算出膜的扩散系数(这里略去计算过程)，膜的扩散系数在25℃时为1.5%/℃。 2. 大气压的影响根据Henry 定律，气体的溶解度与其分压成正比。氧分压与该地区的海拔高度有关，高原地区和平原地区的差可达20%，使用前必须根据当地大气压进行补偿。有些仪表内部配有气压表，在标定时可自动进行校正；有些仪表未配置气压表，在标定时要根据当地气象站提供的数据进行设置，如果数据有误，将导致较大的测量误差。 污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究，结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此，城市污水处理厂一般不推荐采用。从七十年代以来，国外开始研究并逐步采用活性污泥法生物脱氮除磷。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术，在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前，常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制，首先，污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见，生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件： 硝化阶段：足够的的溶解氧，DO值在2mg/L以上，合适的温度，最好在20℃，不能低于10℃，，足够长的污泥泥龄，合适的PH条件。 反硝化阶段：硝酸盐的存在，缺氧条件DO值在0.2mg/L左右，充足碳源（能源），合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物（氨化作用）（硝化作用）（反硝化作用） ?生物除磷原理 磷常以磷酸盐（H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中，生物除 磷就是利用聚磷菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态从外部摄取磷，并将其以聚合形态储藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的，因此，剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果。有报道称，当泥龄为30d时，除磷率为40%，泥龄为17d时，除磷率为50%，而当泥龄降至5d时，除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实，再说横无除磷工艺中，经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥，在好氧状态下有很强的吸磷能力，也就是说，磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提，但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷，磷的厌氧释放可以分为两部分：有效释放和无效释放，有效释放是指磷被释放的同时，有机物被吸收到细胞内，并在细胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存，内源损耗，PH变化，毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中，含聚磷菌的会留污泥与污水混合后，在初始阶段出现磷的有效释放，随着时间的延长，污水中的易降解有机物被耗完以后，虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止，但微生物为了维持基础生命活动，仍将不断分解聚磷，并把分解产物（磷）释放出来，虽然此时释磷总量不断提高，但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说，污水污泥混合液经过2小时厌氧后，磷的释放已经甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP，厌氧时间加长，无效释放逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好，同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击，否则除磷能 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 污水生物脱氮技术原理、影响因素和3大关键菌种 本篇主要讲解污水生物脱氮原理，包括污水脱氮方法简介、生物脱氮技术原理、污水生物脱氮影响因素、生物脱氮作用中的三类关键菌种。 01、污水脱氮方法简介 目前含氮污水脱氮，常用的方法有生物法、物理法、化学法、电化学法等四种方法，其中物理法大多采用加碱吹脱，化学法最常用的是折点加氯法，电化学法通过外加直流电，在阳极产生强氧化剂，在阴极产生强还原环境和碱性环境，相互作用脱氮。不过物理法和化学法、电化学法都不是咱们注册考试考察重点内容，《排水工程》考察重点脱氮方法为生物脱氮方法。 02、生物脱氮技术原理 说到生物脱氮，就离不开缺氧的概念，一定要注意缺氧和厌氧的区别，其中缺氧是没有分子氧但是有硝酸根、亚硝酸根，而厌氧则是既没有分子氧也没有氮的氧化物，要求要比缺氧更加严格。 水体中的总氮=硝酸盐氮+亚硝酸盐氮+有机氮+氨氮，其中有机氮+氨氮=凯氏氮，硝酸盐氮+亚硝酸盐氮=硝态氮，所以总氮=凯氏氮+硝态氮。这是一个知识常考点，需要大家弄清楚这几个氮的相互包含关系。 生物脱氮的原理，大致可以分为以下4步骤描述： 1.有机氮在氨化细菌的作用下，发生氨化作用生成氨氮，注意氨化作用在厌氧环境、好氧环境均能进行，且氨化作用能够产生碱度。 2.水中氨氮再亚硝酸菌的亚硝化作用下，生成亚硝酸根，亚硝化过程消耗碱度，且在好氧条件下进行。 3.亚硝酸菌在硝酸菌的作用下，发生硝化作用，继续生成硝酸根，这个过程也是在好氧条件下进行的，这个过程也消耗碱度，但是消耗量要比亚硝化过程少。 4.生成的硝酸根在缺氧条件下，由反硝化细菌发生反硝化作用，生成氮气排入大气，这个过程能够大大增加碱度，可以适当弥补前面阶段消耗的碱度。 对于最常规的生物脱氮，就是以上4步骤，但是目前研究最多的还有短程反硝化脱氮，也就是进行到第2步，生成亚硝酸根时，就在缺氧条件下由反硝化细菌把亚硝酸根转变为氮气排除进入大气中，省略了第3步骤，从而提高了脱氮 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 计算污水处理反硝化深床滤池运营成本 一、反硝化深床滤池工艺特点总结 1、多功能性：反硝化深床滤池一池多用，同步去除 TN、SS、TP 三个水质指标稳定达标，运行可靠，而其它滤池技术功能单一。 2、N TN 低温时稳定达标：根据调查现实运行情况，因国内大部分污水处理厂在冬季低温条件下反硝化不彻底，反硝化深床滤池可对 TN 的稳定达标起到了把关作用，并可应对远期日益严格的 TN 排放标准。 3、工艺灵活性：夏季 TN 如能达标，运行时简单改变工艺运行条件，反硝化深床滤池可灵活转换成深床滤池，可只直接过滤SS，满足SS 稳定达标并可小于5mg/l。 4、投资成本低：因反硝化深床滤池一池多用，污水处理厂总体投资大大节省。 5、运行成本少：反硝化滤池独有的驱氮技术，保证滤池具有最小的碳源消耗和能耗。反冲洗水量小，本技术反冲洗水量一般≤2%，保证≤4%，远小于其他类型滤池的5%-10%，这无疑降低了反冲洗废水的处理成本。 6、反硝化深床滤池终身免维护，无易损易耗件。 二、运行费用 此处选择了广州龙岱贵州地区10000m3/D项目举例计算反硝化滤池运营成本。 滤池的运行费用由四部分组成： 1、反冲洗电费 反冲洗电耗计算：滤池运行周期 24h （按最不利工况计算），每天冲洗 4 格滤池，反冲洗历时：气单独反冲洗 2min + 气水联合反冲洗 10min + 水单独反冲洗 5min 。则气反冲洗时间为 12min/ 每池，计 48min/0.8h ；水反冲洗时间为 15min/ 每池，计 60min/1h 。 驱氮电耗计算：驱氮周期 3h ，每次水反冲 2min 。 2、反硝化脱氮，则碳源投加费用： 冬季低温进水平均TN为35mg/L，设计出水TN为15mg/L，则去除TN 为20mg/l。 众所周知，过多氮磷会引起水环境恶化，因此，为保护我们所生活的环境，去除污水处理中氮磷是势在必行。但在需要脱氮的污水中，如碳源不足导致反硝化的去除率低，则会导致出水TN超标，那么需要哪种碳源比较好呢?下边，为使大家有所进一步的了解，现将目前应用比较广泛的碳源做一个对比，快来围观吧。 1、甲醇 普遍认为甲醇作为外碳源具有运行费用低和污泥产量小的优势。阎宁发现，在甲醇碳源不足时，存在亚硝酸盐积累的现象。以甲醇为碳源时的反硝化速率比以葡萄糖为碳源时快3倍，最佳碳氮比（COD：氨氮）为2.8～3.2 。 从目前研究来看，甲醇作为碳源时，C/N>5 时能达到较好的效果，但其弊端有三点： ①作为化学药剂，成本相对较高； ②响应时间较慢，甲醇并不能被所有微生物利用，当投加甲醇后，需要一定的适应期直到它完全富集，发挥全部效果，当用于污水处理厂应急投加碳源时效果不佳； ③甲醇具有一定的毒害作用，长期用甲醇作为碳源，对尾水的排放也会造成一定的影响。 2、乙酸钠 乙酸钠的优点在于它能立即响应反硝化过程，能用作水厂运行时的应急处理。乙酸钠由于是小分子有机酸的原因，反硝化菌易于利用，脱氮效果是最好的。但是，由于价格较为昂贵，污泥产率高，且目前污水厂的污泥处置问题也是一个较大的攻关难题，所以，将乙酸钠应用于污水处理厂的大规模投加几乎不可能。 3、糖类 糖类物质中，以面粉、蔗糖、葡萄糖为主，由于葡萄糖是最简单的糖，所以目前研究比较多。当碳源充足时，以葡萄糖为碳源的最佳碳氮比较甲醇为碳源时高得多，为6∶1～7∶1 。碳源类型对硝氮的比还原速率几乎没有影响，对亚硝氮的比积累速率影响较大，只有葡萄糖在该研究中没发现积累现象。 以葡萄糖为代表的糖类物质作为外加碳源处理效果不错，可是，它作为一种多分子化合物，容易引起细菌的大量繁殖，导致污泥膨胀，增加出水中COD的 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。更多污水处理技术文章参考易净水网https://www.360docs.net/doc/0f7382182.html, 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(0.5~1.5mg/L)、污泥负荷[0. 1~ 0. 15kgBOD5/ (kgMLVSS?d)]、C/N 比(6 -7)、pH值( 7. 5~8.0) ,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3.57g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 1 溶解氧对发酵的影响 溶氧是需氧发酵控制最重要的参数之一。由于氧在水中的溶解度很小，在发酵液中的溶解度亦如此，因此，需要不断通风和搅拌，才能满足不同发酵过程对氧的需求。溶氧的大小对菌体生长和产物的形成及产量都会产生不同的影响。如谷氨酸发酵，供氧不足时，谷氨酸积累就会明显降低，产生大量乳酸和琥珀酸。 1.1 溶氧量在发酵的各个过程中对微生物的生长的影响是不同的 改变通气速率发酵前期菌丝体大量繁殖，需氧量大于供氧，溶氧出现一个低峰。在生长阶段，产物合成期，需氧量减少，溶氧稳定，但受补料、加油等条件大影响。补糖后，摄氧率就会增加，引起溶氧浓度的下降，经过一段时间以后又逐步回升并接近原来的溶解氧浓度。如继续补糖，又会继续下降，甚至引起生产受到限制。发酵后期，由于菌体衰老，呼吸减弱，溶氧浓度上升，一旦菌体自溶，溶氧浓度会明显上升。 1.2 溶氧对发酵产物的影响 对于好氧发酵来说，溶解氧通常既是营养因素，又是环境因素。特别是对于具有一定氧化还原性质的代谢产物的生产来说，DO的改变势必会影响到菌株培养体系的氧化还原电位，同时也会对细胞生长和产物的形成产生影响。[1] 在黄原胶发酵中，虽然发酵液中的溶氧浓度对菌体生长速率影响不大,但是对菌体浓度达到最大之后的菌体的稳定期的长短及产品质量却有着明显的影响。 [2] 需氧微生物酶的活性对氧有着很强的依赖性。谷氨酸发酵中，高溶氧条件下乳酸脱氢酶(LDH)活性明显比低溶氧条件下的LDH酶活要低，产酸中后期谷氨酸脱氢酶(GDH)的酶活下降很快,这可能是由于在高溶氧条件下,剧烈的通气和搅拌加剧了菌体的死亡速度和发酵活性的衰减。[3] DO值的高低还会改变微生物代谢途径，以致改变发酵环境甚至使目标产物发生偏离。研究表明，L-异亮氨酸的代谢流量与溶氧浓度有密切关系，可以通过控制不同时期的溶氧来改变发酵过程中的代谢流分布,从而改变Ile等氨基酸合成的代谢流量。[4] 2 溶氧量的控制 废水生物脱氮技术的发展现状及展望 氮循环是生物地球化学循环的重要组成部分，在人类工业化活动之前，地球上的氮收支基本上是平衡的，随着人类的生产活动，全球每年新增的“活性”氮导致全球氮循环严重失衡，并引起一系列环境问题。其中水体中的氮元素失衡就是其中最典型的问题之一。目前对于废水的脱氮处理是废水处理的难点之一，而生物脱氮技术作为最经济、彻底的脱氮技术，受到业界的广泛关注，文中将对废水生物脱氮技术发展的现状和未来的展望进行分析和研究。 标签：废水;生物脱氮技术;现状;展望 1 水体中氮元素的危害 在自然水体中，植物和藻类的生长经常会受到氮元素和磷元素的限制。当过量的氮元素随着污水的排入而不断进入水体，就会引起水体的富营养，导致水生植物以及藻类过度繁殖，因此产生一系列的不良后果。（1）一方面，某些藻类自身带的腥味就能使水质变恶劣并使水体腥臭难闻;另一方面，某些藻类本身含有的蛋白质毒素就会在水生物体内积累，并经过食物链危害人类的健康，更甚导致人中毒。（2）水生植物以及藻类大量的繁殖，覆盖水体，从而极大的影响江河湖泊的观赏价值。（3）如果以富营养化的水体作为水源，藻类就会堵塞住自来水厂的滤池影响生产;其含有的毒素和气味物质会使饮用水的质量受到影响。 2 废水生物脱氮技术 2.1硝化反硝化脱氮工艺 硝化反硝化技术是目前最常见的生物脱氮技术，在国内外得到了广泛的应用。在实际应用中，通常采用反硝化-硝化的工艺组合（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有机物，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，在缺氧段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N2，从而实现脱氮的目的。通常认为该脱氮过程包含氨化、亚硝化、硝化、反硝化几个过程，根据实际工艺设计和控制的不同，可能存在一定的差异。这项技术对于废水的适用性较好，参与处理的微生物菌群丰富，对于环境的适应性好，工艺控制较为成熟。但是该工艺需要将氨氮、有机氮氧化成硝态氮，需氧量较大，同时，在反硝化阶段需要足够的碳源才能保证脱氮效率，对于碳氮比较低的废水，通常需要补充碳源才能获得较高的脱氮效率。 2.2短程硝化-反硝化脫氮技术 与传统脱氮方法相比，从本质上讲，短程硝化-反硝化脱氮技术具有一定的区别，氨氮的硝化仅进行到亚硝化阶段，形成亚硝酸盐，在反硝化期间以亚硝酸 反硝化脱总氮方案及计算书 1、设计范围 反硝化滤池脱总氮的工艺设计，包括全部设备选型及非标设备设计、工艺管道设计；本系统内的电气、自动控制及仪表系统设计。 2、设计进水条件 （1）RO浓水水量3000m3/d，TN为80mg/L;雨季和冬季防冻时水量达4000m3/d，TN为40mg/L时，仍能满足TN≤10mg/L 的处理要求。 （2）进水呈中性，含钙离子2mg/L、镁离子300mg/L，主要是硝态氮。 （3）设计进水：化学需氧量（CODcr）≤250mg/L；TN≤80mg/L （硝态氮为主）；设计出水水质：化学需氧量（CODcr）≤400mg/L；TN（以N计）≤10mg/L。 3、工艺流程概述 本系统主体工艺包括两部分，即反硝化滤池和配套的清水池及反冲洗废水池部分。反硝化滤池的主要作用是将废水中的硝态氮通过反硝化过程而转化为氮气，从而达到脱总氮的目的。 4、系统工艺流程详细说明 （1）原水经加压提升进入反硝化滤池总进水分配槽，由总进水分配槽分配至每单元反硝化滤池进水管，每单元反硝化滤池进水管将污水送至滤池底部，污水自下而上以一定的流速流经生物滤料，滤料上长满生物膜，污水与生物膜相接触，在生物膜微生物的作用下，污 水得到净化。同时充满滤料的滤床可以有效的截留水中的悬浮物质，从而使污水能得到进一步澄清。 （2）为了保证脱总氮的效果和总体去除率；考虑到冬季运行去除效率的下降，这里的反硝化滤池设为二级反硝化工艺。一级反硝化滤池出水自流进入二级反硝化滤池。由于反硝化过程需要消耗碳源，当碳源不足时通过投加甲醇补充碳源，保证每一级的反硝化过程的正常运行。 （3）第二级每单元反硝化滤池汇总出水进入循环水池（清水池），内设有循环水泵，通过循环水泵的提升，将循环水池的处理水泵入第一级反硝化滤池总进水分配槽，与原水混合。通过处理水回流，一方面用于提高反硝化滤池的水力负荷，保证滤池适宜的滤速，另一方面出水回流可对原水中的SS、硝态氮等进行稀释，降低其在进水中的浓度，有利于保证滤池系统正常稳定运行，出水稳定达标。同时回流可以增加滤池中的反硝化微生物，提高滤池的反硝化处理效果。 （4）循环水池（清水池）外设有反冲洗水泵，以备滤池反冲洗和驱氮系统时使用。循环水池（清水池）出水自流或提升进入后续工艺设备。 5、反硝化滤池冲洗流程 （1）由于微生物的不断繁殖，生物膜逐渐增厚，超过一定厚度后，吸附的有机物，在传递到滤料表面的微生物之前已被代谢。此时，滤料表面的内层微生物因得不到有机营养而进入内源代谢，失去其粘附在滤料上的性能，脱落下来。这时滤池则需要进行冲洗。冲洗采用水域溶解氧分布特征及影响因素研究综述
硝化、反硝化的计算
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷
反硝化碳源的选择原则!
废水生物处理基本原理—生物脱氮原理
污水生物脱氮工艺研究
污水处理技术中反硝化碳源的选择方法
溶解氧影响因素
污水处理工艺脱氮除磷基本原理
废水生物脱氮基本原理
污水生物脱氮技术原理
污水处理工艺脱氮
计算污水处理反硝化深床滤池运营成本
反硝化碳源选用什么比较好
污水处理AO工艺脱氮
1 溶解氧对发酵的影响
废水生物脱氮技术的发展现状及展望
反硝化脱总氮方案及计算书