生物脱氮技术

水作为反硝化外加碳源。国内在硝化废水的生物 脱氮方面已成功地采用副产品粗酚作为外加碳 源。采用污水处理厂内厌氧消化污泥上清液作为 城市废水生物脱氮的碳源， 经测试发现它的组分 中 ８０％以上是挥发性脂肪酸， 因此它作碳源时反 硝化速 率 比 甲 醇 、乙 醇 作 碳 源 还 要 快 ， 但 缺 点 是 将大量的氮带入到处理系统中， 增加了系统氮的 负荷。 ３．４．３ 内碳源： 内碳源主要指活性污泥微生物死亡、 自溶后释放出来的有机碳。为了利用内碳源来进 行反硝 化 脱 氮， 要 求 反 应 器 的 泥 龄 长 、污 泥 负 荷 低， 使微生物处于生长曲线稳定期的后部或衰亡 期。这样， 反应器的容积相应增大， 负荷率低。经 测定， 内碳源的反硝化速率极低， 约为上述两种 方法的十分之一左右。它的优点是在废水碳氮比 低时不必外加碳源也可达到脱氮目的， 此外由于 污泥产率低而减少了污泥处置的费用。 ３．５ 有毒物质： 某些重金属、络合阴离子和有毒有 机物对硝化细菌有毒害作用。另外， 氨态氮和亚 硝态氮对硝化细菌也有影响， 据研究， 当污水中 氨 氮 浓 度 小 于 ２００ｍｇ ／Ｌ， 亚 硝 态 氮 浓 度 小 于 １００ｍｇ ／Ｌ 时， 对硝化作用没有影响。
２ 生物脱氮的工艺流程
生物脱氮的工艺流程， 根据细菌在系统中存 在的状态可分为悬浮物污泥系统和生物膜法系统 两大类， 每一大类又可分为去碳、硝化、反硝化结 合的单级污泥系统以及去碳、硝化、反硝化相分隔 的多级污泥系统。此外， 根据脱氮时所用的碳源， 还可将其细分为两类： 内碳源即利用原水中的碳 和内源性碳和外加碳源即另外投加甲醇或含碳丰 富的其他工业废水 （ 如一些含 Ｎ 较低 ＢＯＤ 较高
溶解氧对反硝化脱氮有抑制作用， 其机制为 阻抑硝酸盐还原酶的形成或者充当电子受体从而 竞争性地阻碍了硝酸盐的还原。虽然氧对反硝化
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第 ３６ 卷
脱氮有抑制作用， 但氧的存在对能进行反硝化作 用的反硝化菌却是有利的， 因为这类菌为兼性厌 氧菌， 菌体内的某些酶系统组分只有在有氧时才 能合成， 因而在工艺上最好使这些反硝化菌（即活 性污泥）交替处于好氧、缺氧的环境条件下。
第 ３６ 卷第 ２ 期 ２００７ 年 ４ 月
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的制糖废水） 。 ２．１ 悬 浮 污 泥 系 统 以 Ａ／Ｏ 工 艺 为 代 表 作 简 单 介 绍：
图 ２ Ａ／Ｏ 工艺流程图 在 Ａ／Ｏ 工艺中， 原废水中的 ＴＫＮ 和 ＢＯＤ 在 反硝化反应池中同时去除。反硝化池内不需要 Ｏ２， 所以比普通活性污泥法减少了动力。硝化池中 的硝化液（ 含有硝态氮的活性污泥） 一部分回流到 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－ 中的氧作为电子受 体， 将 ＮＯＸ－－ Ｎ 还原成 Ｎ２， 不需外加碳源。为解决 剩余的 ＮＯＸ－－ Ｎ 进入沉淀池因脱氮反应而产生污 泥上浮， 可以在硝化反应器后再加一个反硝化反 应池和硝化池， 形成一个多级的反硝化生物脱氮 系统。此外还有 Ａ２／Ｏ（ 厌氧—缺氧—好氧生物脱 氮降磷工艺） ， 氧化沟、桥本工艺等。 ２．２ 生物膜系统 与悬浮污泥系统相比， 生物膜系统的主要优 点是无需回流污泥， 且构筑物内可维持较高的生 物量， 因此， 水力停留时间较悬浮污染系统短， 负 荷率高， 脱氮效率高， 是一种较为经济适用的脱氮 工艺。 生物膜法脱氮系统中通常使反硝化过程和硝 化过程分别在两个处理构筑物内进行， 并使反硝 化设备内微生物处于缺氧状态。反硝化处理设备 可采用淹没式生物滤池、淹没式生物转盘和生物 流化床；硝化处理构筑物除上述三种外， 还可以用 生物滤池。同悬浮污泥系统—样， 生物膜脱氮系统 也可以分为内碳源系统和外加碳源系统。
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生物脱氮技术
杨俊杰 张秋 （ 莲花天安食业有限公司水处理 项城 ４６６２００）
摘 要： 本文论述了生物脱氮技术的发展历程， 生物脱氮工艺， 以及对生物脱氮的影响因素。 关键词： 生物脱氮 硝化 反硝化 影响因素
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、磷的去除没 有特殊要求， 但随着对水体环境质量要求的提高， 对 污 水 处 理 出 厂 的 氮 、磷 有 控 制 要 求 。 而 对 污 水 中氮、磷的处理有物化法和生物法， 但生物脱氮方 面的研究进展很快， 最早出现了三种用以去除 ＢＯＤ和氮的生物脱氮系统： 即去碳、硝化、反硝化 各自分开的三级生物脱氮系统； 去碳、硝化同时进 行， 沉淀后再进行反硝化的二级生物脱氮系统以 及 去 碳 、硝 化 、反 硝 化 相 结 合 的 单 级 生 物 脱 氮 系 统。这三种系统都需要在硝化阶段加碱， 在反硝 化阶段投加有机物， 这使生物脱氮系统的运行费 用较高。为改进这些缺点， ２０ 世纪 ８０ 年代初期， 又产生了将反硝化设备放置在处理系统最前面的 前置反硝化生物脱氮法， 又称缺氧、好氧生物脱氮 法， 这种 Ａ／Ｏ 废水处理工艺为代表的生物脱氮技 术， 是目前最广泛采用的生物脱氮工艺。
《水污染治理工程》 黄铭荣 胡纪萃 高等教育出版社
纪念《发酵科技通讯》创刊
３ ５ 周年！
（ １９７２￣２００７）
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反硝化包括异化反硝化和同化反硝化， 在生 物脱氮技术中以异化反硝化为主：反硝化菌在 ＤＯ 浓 度 很 低 的 环 境 中 ， 一 般 情 况 下 ＤＯ 值 在 低 于 ０．５ｍｇ／Ｌ 时， 反硝化才能正常运行。利用硝酸盐中 的氧（ ＮＯｘ－－ Ｏ） 作为电子受体， 有机物作为碳源及 电子供体而得到降解。
细菌分别在 ７．０～７．８ 和 ７．７～８．１ 时活性最强， ｐＨ 值 在这个范围以外， 其活性便急剧下降， 由此可见， ｐＨ 是影响硝化速度的重要因素。
在生物反应构筑物中， 硝化反应适宜的 ｐＨ 范围相对要宽一些。一些研究表明， 硝化细菌经过 一段时间驯化后， 低 ｐＨ 值比突然降低 ｐＨ 值的影 响小得多。经过驯化， 硝化反应可在低 ｐＨ 值（如 ５．５）条件下进行。要使硝化反应的 ｐＨ 值从 ７．０ 降 到 ６．０， 约需要驯化 １０ｄ。但突然降低 ｐＨ 值（如由 ７．２ 降到 ５．８）， 会使硝化反应速度骤降。当 ｐＨ 值升 高后， 硝化反应速度又会很快地恢复。
生物脱氮过程中， 通常把硝化段运行的 ｐＨ 值控制在 ７．２～８．０ 之间， 反硝化段 ｐＨ 控制在 ７．５～ ９．２ 之间。 ３．２ 温度硝化反应速度受温度影响很大， 其原因 在于温度对硝化细菌的增殖速度和活性影响很 大。两类硝化细菌的最宜温度为 ３０℃左右。
研究表明温度对反硝化速度的影响大小与反 硝化设备的类型（微生物悬浮生长型或固着型）、硝 酸盐负荷率等因素有关。流化床反硝化对温度的 敏感性比生物转盘和悬浮污泥的小得多。填料床 反硝化的反应速度受温度的影响比悬浮污泥法 小。不同硝酸盐负荷下， 温度对反硝化反应速率的 影响， 结果表明负荷低， 温度影响小； 反之亦然。 ３．３ 溶解氧： 溶解氧浓度影响硝化反应速度和硝化 细菌的生长速度， 硝化过程的溶解氧浓度， 一般建 议应维持在 １．０～２．０ｍｇ ／Ｌ。
ｐＨ 值也影响反硝化的速率。不同的学者以不 同的反硝化细菌或不同来源的污泥进行试验， 所 报道的最适 ｐＨ 值Байду номын сангаас围略有不同， 但大多数学者 认为反硝化的最佳 ｐＨ 范围在中性和微碱性。由 于反硝化作用是由各种非专性的反硝化细菌共同 参与下进行的， 所以在水处理系统中 ｐＨ 值的影 响并不明显。
环 境 的 ｐＨ 值 可 影 响 到 反 硝 化 的 最 终 产 物 。 当 ｐＨ 低于 ６．０￣６．５ 时， 最终产物以 ＮＯ２ 占优势； 当 ｐＨ 大于 ８ 时， 会出现 ＮＯ２－ 的积累， 且 ｐＨ 值越 高， ＮＯ２－（积累越多。经深入研究， 发现这是因为高 ｐＨ 抑制了亚硝酸盐还原酶的活性而对硝酸盐还 原酶的活性影响不大所致。
在悬浮污泥反硝化系统中， 缺氧段溶解氧应 控制在 ０．５ｍｇ ／Ｌ 以下， 由于污泥絮凝物内部仍呈 厌氧状态， 同样可进行反硝化作用， 故而脱氮反 应并不要求溶解氧保持在零的状态。在膜法反硝 化系统中， 菌周围微环境的氧分压与大环境的氧 分压不同， 即使滤池内有一定的溶解氧， 生物膜 内层仍呈缺氧状态， 因此， 当缺氧段溶解氧控制 在 ｌ￣２ｍｇ ／Ｌ 以下时也不影响反硝化的进行。 ３．４ 碳源 碳源物质主要是通过影响反硝化细菌 的活性来影响处理系统的脱氮效率。能为反硝化 细菌所利用的碳源是多种多样的， 但从废水生化 处理生物脱氮的角度来看可分成三类： ３．４．１ 废 水 中 所 含 的 有 机 碳 源 废 水 中 各 种 有 机 基 质 ， 例 如 有 机 酸 类 、醇 类 、碳 水 化 合 物 或 烷 烃 类、苯 酸 盐 类 、酚 类 和 其 他 的 苯 衍 生 物 都 可 以 作 为反硝化过程中的电子供体（碳源）。一般认为， 当 废水中所含碳（ＢＯＤ５）与总氮的比值大于 ３： １ 时 ， 无需外加碳源， 即可达到脱氮目的。这类碳源最 经济， 因而为大多数微生物脱氮系统所采用。 ３．４．２ 外加碳源 当废水的 ＢＯＤ５ 与总氮比值小于 ３： １ 时， 需另外投加碳源才能达到理想的去氮效 果。外加碳源大多采用甲醇， 因为它氧化分解产 物为二氧化碳和水， 不留任何难分解的中间产 物， 价格也较低廉。欧美各国在饮用水的反硝化 中采用乙醇， 避免残余的甲醇对人体的毒性作 用， 但费用比甲醇略贵。为了降低成本， 目前已利 用淀粉 厂 、酿 造 厂 、豆 制 品 厂 等 的 高 浓 度 有 机 废
３ 影响因素
由于微生物脱氮系统对氮的去除主要是通过 硝化作用和反硝化作用实现的， 因而影响这两个 过程的一些环境因子都将对整个系统的氮去除产 生影响， 研究表明， 影响微生物脱氮的主要因素有 以下几个方面： ３．１ ｐＨ 硝化反应要消耗碱， 因此， 如果污水中没有 足够的碱度， 则随着硝化的进行， ｐＨ 会急剧下降。 而硝化细菌对 ｐＨ 十分敏感， 亚硝酸细菌和硝酸
１ 基本原因
图 １ 氮在水中的存在形态与分类 生物脱氮的原理主要是经过硝化作用和反硝 化作用来完成的。 １．１ 硝化作用 硝化作用是指 ＮＨ３ 氧化成 ＮＯ２－ ， 然 后用氧化成 ＮＯ３－ 的过程。
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硝化细菌虽然几乎存在于所有的污水生物处 理系统中， 但是一般情况下， 其含量很少。除温度、 酸碱度等对硝化细菌的生长有影响外， 另有两个 主要原因： （ １） 硝化细菌的比增长速度比生物处理 中（ 如活性污泥） 的异养型细菌的比增长速度要小 一个数量级。对于活性污泥系统来说， 如果泥龄较 短， 排放剩余污泥量大， 将使硝化细菌来不及大量 繁殖。欲得到较好的硝化结果， 就需有较长的泥 龄。（ ２） ＢＯＤ５ 与总氮（ ＴＫＮ） 的比例也影响活性污 泥中硝化细菌所占的比例。所以， 在微生物脱氮系 统中硝化作用的稳定和硝化速度的提高是影响整 个系统脱氮效率的一个关键。 １．２ 反硝化作用
近年来， 工业废水和城市污水处理的生物脱 氮的技 术 研 究 、开 发 和 应 用 ， 已 在 全 世 界 范 围 内 得到了长足进步， 并出现了许多新型工艺。生物 脱氮工艺有的已在国内外实际过程中得到了良 好的应用， 有的已显示出其良好的应用前景， 得 到广大研究者和工程技术人员的关注， 并在进行 不断深入研究。 参考文献