氨氮废水处理过程中的好氧反硝化研究
氨氮废水处理过程中的好氧反硝化研究
吕锡武 李峰 稻森悠平 水落元之
提要: 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，总氮去除率可达到66.0%。并结合理论分析，对好氧反硝化的机理进行了探讨。
关键词: 氨氮 硝化 好氧反硝化 溶解氧 碳氮比
0 前言
传统水处理理论认为：氨氮的去除是通过硝化和反硝化两个相互独立的过程实现的，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，反硝化反应则发生在严格的缺氧或厌氧条件下。在这种理论指导下，传统的生物脱氮工艺都是将缺氧区(或厌氧区)与好氧区分隔开，如A/O系统。在好氧区供氧充足，氨氮被硝化菌群氧化成硝酸盐氮，然后混合液一般被回流至前置式缺氧段；在缺氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐氮和原污水中的有机物完成反硝化过程，达到脱氮的目的。而在后置式反硝化场合，因为混合液中有机物的缺乏，一般还需要人工投加碳源，但脱氮效果可高于前置式，理论上可达到近于百分之百的脱氮。
迄今为止的水处理实践几乎都是以上述传统理论为指导，采用序列式硝化反硝化脱氮模式运行着。
然而近年来，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)的存在[1～2]。而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[3]。作者在采用序批式反应器处理某化肥厂氨氮废水的研究中也发现了类似的现象。本文在试验研究的基础上，结合理论分析和讨论，对好氧反硝化的机理进行初步的探讨。
1 试验方法
1.1 反应器及运行工况
序批式反应器试验装置采用有机玻璃柱制成，内径100mm，高700mm，有效容积5L。一个完整的工作周期为12h，由5个阶段构成，其工作模式为进水0.5h，缺氧搅拌3h，曝气7h，沉淀1h，排水0.5h。反应器置于28℃恒温箱中，每周期处理水量3L(即排水后保留容积为2L)，废弃25mL混合液的剩余污泥以维持泥龄在85d左右。
1.2 废水水质情况
试验采用人工模拟某化肥厂废水水质，为满足研究需要选用3种进水负荷，其COD/N比值分别为5.78、4.26和2.03(后者为某化肥厂废水水质)，具体水质指标如表1所示。
2 结果与分析
2.1 COD/N比值对好氧反硝化的影响
在三种不同的COD/N比值进水条件下，反应器达到稳定运行时，NH3-N去除率均接近100% (99%以上)，COD去除率也在90%左右，但总氮去除率却有明显的差别。按进水COD/N比值由高到低的排列，出水NO3--N浓度分别为18.79mg/L，23.6mg/L和27.93mg/L。这表明进水COD越高，出水NO3--N浓度越低，总氮去除率越高，从而说明了碳源对生物反硝化的重要影响，数据参见表1。
表1 COD/N比值对硝化和除氮效果的影响
COD/N COD(mg/l) 氨氮(mg/l) 硝态氮(mg/l) 总氮去除率
(%)
进水 出水 去除率
(%) 进水 出水 去除率 (%) 进水 出水
5.78 346.6 26.75 92.28 59.92 ＜0.2 ＞99.7 0 18.79 68.61
4.26 252.96 18.52 92.68 59.36 ＜0.2 ＞99.7 0 23.60 60.21
2.03 106.6 12.86 87.94 52.64 ＜0.2 ＞99.6 0 27.93 46.88
从化肥厂的典型生产废水(表1中COD/N＝2.03)的处理效果看，氨氮的硝化非常彻底，除氨氮是一件较为容易的事，但总的氮的去除效果却不理想(只有46.88%)。其原因在于进水有机物浓度过低，即COD/N比值过低(2.03)，难以满足反硝化过程对碳源的需求。因此，对于氨氮含量高，而有机物浓度低的化肥工业废水，或其它类型的氨氮废水，要达到有效的除氮目的，就必须考虑人工投加有机物的措施，以提高总氮的去除率。一般来说，当COD/N低于4时，就有必要向废水中投加有机物。
2.2 好氧过程中的反硝化
为了考察水处理过程中除氮的特征，对COD/N＝5.78的进水处理过程进行了氮元素的跟踪测定，结果列于图1。图1中，曝气是从第3.5h开始(之前先经过0.5h进水和3h缺氧)，此后经7h曝气至第10.5h的期间为好氧阶段。从跟踪测定结果可以明显观察到好氧反硝化确实发生了。处理过程中，有两次总氮的明显降低，第一次发生在缺氧阶段；第二次发生在好氧阶段的2h内，即曝气开始后的2h。
图1 处理过程中氮元素变化情况
从图1可直观地发现，发生在缺氧阶段的第一次总氮降低，只是硝酸盐反硝化的结果；而在好氧初期的2h中，既发生了氨氮的硝化，同时也有反硝化导致的总氮的去除，即同时发生了硝化和反硝化。氮元素的跟踪测定结果表明，表1中对三种不同COD/N比值的进水处理，好氧阶段的反硝化总氮去除率分别为24.99%，17.16%和3.92 %。由此可见，碳源不仅影响缺氧反硝化，也同样影响好氧反硝化效率，碳源越充足，总氮去除率越高。同时的COD跟踪测定表明，由于好氧阶段开始后COD迅速降低，碳源已不能满足反硝化的要求，因而总氮没有下降，如图2所示。
图2 处理过程中COD浓度变化情况
2.3 溶解氧浓度对好氧反硝化的影响
以COD浓度400mg/L，NH3-N 40mg/L的人工配水作为试验用水，反应器的MLSS控制在4000mg/L，采用TDO-100型数字式溶解氧(DO)自动控制仪控制11h的好氧处理过程中的曝气，使混合液DO浓度分别控制在4mg/L，2mg/L和0.5mg/L，以考察好氧过程中DO
浓度对硝化反硝化的影响，试验结果如图3所示。
图3 溶解氧对硝化反硝化效率的影响
图3的结果表明，在三种DO浓度下，经11h的好氧过程，也均实现了100%的硝化反应，即NH3-N去除率为100%。但总氮去除率却有较大差异，按DO浓度自高到低，TN去除率依次分别为35.9%、47.5%、66.0%。总氮去除率是随着DO的降低而提高。这意味着，在试验的DO范围内，DO浓度的降低对完全硝化没有造成不利影响，却反而提高了反硝化的效率。这一研究成果对于指导脱氮实践显然有十分积极的意义，因为在工程实践中，维持较低的DO浓度，即意味着运行费用的降低，而同时还提高了脱氮效率。
3 机理探讨
对于好氧反硝化的现象，本文试以试验研究结果为依据，并结合近年来较一致认同的研究成果和理论为基础，从生物学、生物化学以及物理学的角度对好氧反硝化的机理进行一些有意义的探讨。
3.1 生物学角度
对于好氧反硝化的现象，近年来生物学上的发现和进展已经可以给出令人较为满意的答案。最初，反硝化被认为是一个严格的厌氧过程[4]，因为反硝化菌作为兼性需氧菌优先使用DO呼吸(甚至在DO浓度低达0.1mg/L时也如此)。这一特点阻止了使用硝酸盐和亚硝酸盐作为最终电子受体。不过这种限制只是对于专性厌氧反硝化菌而言。由于80年代好氧反硝化菌的重要发现，使得好氧反硝化的解释有了生物学的依据。已知的好氧反硝化菌有Pseu
domonas Spp、Alcaligenes faecalis、Thiosphaera Pantotropha，这些好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌[5～6]。正因为如此，能够直接把氨转化成最终气态产物[6]。Robertson等人还提出了好氧反硝化和异养硝化的工作模型，即Thiosphaera Panto tropha和其它好氧反硝化菌使用硝酸盐/亚硝酸盐呼吸(好氧反硝化)，氨氧化(这里指的是异养硝化，而不是传统意义上的自养硝化)，以及在最后一步作为过量还原能量的累积过程形成Pdy-P-hydroxybuty-rate(PHB)。关于好氧反硝化和异养硝化菌，其反应速率随着DO增加而减少的规律，也有类似的报道[5]。与厌氧反硝化细菌相比，好氧反硝化菌的一般特征为反硝化速率慢一些，但能较好适应厌氧(或缺氧)好氧周期变化[6]。
3.2 生物化学角度
好氧反硝化所呈现出的最大特征是好氧阶段总氮的损失。一方面这一现象可由存在的好氧反硝化菌的生物学理论予以解释；另一方面从生物化学的途径也能解释一部分总氮损失的原因。
关于硝化作用的生物化学机制的研究，目前已初步清楚按以下途径进行：
NH3(氨)→H2N-NH2(联胺) →NH2-OH(羟胺) →N2(氮气) →N2O(HNO)(氧化亚氮(硝酰基)) →NO(氧化氮) →NO2-(亚硝酸) →NO3-(硝酸)。
在这个过程中，至少有三个中间产物N2、N2O和NO能以气体形式产生。其中硝化、反硝化过程均可以产生中间产物NO、N2O，而且其比例可高达氮去除率的10%以上[7]，而Marshall Spector甚至发现过硝酸盐反硝化过程中N2O最大积累量可达到总氮去除率50%～80%[8]。较多的研究报道表明，在好氧硝化过程中，如果碳氮比值较低，DO较低，或SRT较小，都能导致N2O释放量增大[9]；而且还有人发现，好氧条件的反硝化会产生比厌氧条件反硝化时更多的N2O中间产物[10]。因为好氧硝化或好氧反硝化产生了中间产物N2O作为气体逸出，构成了好氧条件下总氮损失的一部分。在此，应着重指出的是，因为好氧硝化产生了中间产物N2O的逸出而导致的一部分总氮损失，实际上不是反硝化脱氮，但人们往往却将其归功于反硝化作用。
3.3 物理学角度(微环境理论)
微环境理论侧重从物理学观点，研究活性污泥和生物膜的微环境中各种物质(如DO、有机物等)传递的变化，各类微生物的代谢活动及其相互作用，从而导致微环境中的物理、化学和生物条件或状态的改变。
微环境理论认为：由于微生物个体形态非常微小，一般属μm级，影响生物的生存环境也是微小的。而宏观环境的变化往往导致微环境的变化或不均匀分布，从而影响微生物群体或类型的活动状态，并在某种程度上出现所谓的表里不一(即宏观环境与微观环境不一致)的现象。事实上，由于微生物种群结构、基质分布代谢活动和生物化学反应的不均匀性，以及物质传递的变化等因素的相互作用，在活性污泥菌胶团和生物膜内部会存在多种多样的微环境类型。而每一种微环境往往只适合于某一类微生物的活动，而不适合其它微生物的活动[11]。
在活性污泥中，决定各类微环境状况的因素包括有机物和电子受体，如：DO、硝态氮的浓度及物质传递特性、菌胶团的结构特征、各类微生物的分布和活动状况等。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，可变成厌氧性微环境；同样，厌氧性微环境在某些条件下，也能转化成好氧性微环境。如DO浓度增高，搅拌加剧，使氧传递能力增强时，就会使菌胶团内部原来的微环境由厌氧型转为好氧型。一般而论，既使在好氧性微环境占主导地位的活性污泥系统中，也常常同时存在少量的微氧、缺氧、厌氧
短程硝化反硝化的研究详解
1 短程硝化反硝化的研究进展
摘 要 短程硝化反硝化技术主要用于处理高氨氮质量浓度和低C/N比的
污水。成功实现短程硝化反硝化技术的关键是将硝化反应控制并维持在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化。本文探讨了短程硝化反硝化的机理并对氨氧化菌的分子生物学研究进行了分析，同时探讨了A/SBR工艺的应用。
关键词 短程硝化反硝化 氨氧化菌 A/SBR
1 引言
近年来，随着工业化和城市化进程的不断提高，大量氮、磷等营养物质进入水体，水体富营养化的现象日益严重，由于常规的活性污泥工艺硝化作用不完全，反硝化作用则几乎不发生，总氮的去除率仅在10%～30%之间，出水中还含有大量的氮和磷[1]。因此，只有对常规的活性污泥法进行改进，加强其生物脱氮功能，
才能解决日益突出的受纳水体“富营养化”问题。目前，各城市污水处理厂均应用新的运行方法和控制策略进行脱氮除磷。随着新的微生物处理技术的介入，污水处理设施的功效得到显著提高。短程硝化反硝化技术对于处理这种污水在经济和技术上均具有较高的可行性。
短程硝化反硝化技术已成为脱氮领域研究的热点。其研究内容主要集中在实现氨氧化菌在反应器的优势积累、构造适于氨氧化菌长期稳定生长并抑制亚硝酸氧化菌的最佳环境因素、优化过程控制模式实现持续稳定的短程硝化等。
2 短程硝化反硝化的机理
生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程。第一步是由氨氧化菌( ammonium
oxidition bacteria，AOB) 将NH4-N氧化NO-2-N的亚硝化过程;第二步是由亚硝酸氧化菌( nitrite oxidition bacteria，NOB) 将NO-2-N氧化为NO-3-N的过程。然后通过反硝化作用将产生的NO-3-N经由NO-2-N、NO或N2O转化为N2 ， NO-2-N是硝化和反硝化两个过程的中间产物。Voets等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程NO-2-N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化生物
水体中氨氮去除技术研究进展
第
49卷第
8期
2021年
4月广州化工
Guangzhou Chemical IndustryVol. 49 No. 8
Apr. 2021
水体中氨氮去除技术研究进展
贺琳杰，屈撑囤
（西安石油大学化学化工学院，陕西西安710065）
摘 要：含氨氮废水作为一种难处理污水，对其进行有效处理一直是国内外环境工程领域研究的热点。由于其组成的复杂
性，使传统处理技术难以满足高氨氮废水的处理需要。本文讨论并总结了硝化反硝化法、化学沉淀法、电渗析法和液膜法等新型
氨氮处理技术特点。针对高浓度氨氮废水中氨分子在较高温度与较高
pH值条件下易于从水中挥发的特点，分析对比了氨氮处理
联合装置优势，展望了氨氮废水处理研究方向。
关键词：氨氮；水；硝化；反硝化
中图分类号：
X703 文献标志码：
A 文章编号：
1001 -9677（2021 ）08-0017-04
Research Progress on Removal Technology of Ammonia Nitrogen in Water
HE Lin-jie, QU Cheng-tun
(College of Chemistry and Chemical Engineering, Xi'an Shiyou University, Shaanxi Xi'an 710065, China)
Abstract: As a common domestic sewage, ammonia - containing wastewater is relatively difficult to treat in the field of
industrial production. Its treatment technology has always been the focus of research in the field of environmental
engineering at home and abroad ( effective treatment of it has always been the focus of research in the field of
好氧颗粒污泥处理高氨氮废水的试验研究
２０１０年３８卷第６期 广州化工 ・ｌ７７・
好氧颗粒污泥处理高氨氮废水的试验研究
徐勇军 ，谢磊
（１东莞理工学院东莞市清洁生产科技中心，广东 东莞５２３８０８；
２南华大学城市建设学院，湖南衡阳４２１００１）
摘 要：采用好氧颗粒污泥ＳＢＲ工艺（序列间歇式活性污泥法）处理高浓度氨氮废水，结果表明工艺具有良好的ＣＯＤ和氨氮
去除效果。在进水ＣＯＤ质量浓度为８００ｍｇ／Ｌ，氨氮质量浓度为５０ｍｇ／Ｉ 的条件下，ＣＯＤ与氨氮的去除率均随处理时间增加而上升，但
ＣＯＤ的去除效率远高于氨氮，以反应４小时计，氨氮去除效率约为５５％，而ＣＯＤ去除效率达到９０％左右。平稳运行下亚硝酸盐与硝
酸盐浓度随时间的变化始终稳定在较低的水平。
关键词：好氧颗粒污泥；氨氮废水；ＳＢＲ工艺
Ｓｔｕｄｙ ｏｎ Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｏｆ Ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｗｉｔｈ Ｈｉｇｈ Ａｍｍｏｎｉａ—ｎｉｔｒｏｇｅｎ
Ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｂｙ Ａｅｒｏｂｉｃ Ｇｒａｎｕｌａｒ Ｓｌｕｄｇｅ
ＸＵ Ｙｏｎｇ—ｊｕ． ，ＸＩＥ Ｌｅｉ
（１ Ｄｏｎｇｇｕａｎ Ｃｌｅａｎｅｒ Ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ Ｃｅｎｔｅｒ，Ｄｏｎｇｇｕａｎ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｇｕａｎｇｄｏｎｇ Ｄｏｎｇｇｕａｎ ５２３８０８；
２ Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｕｒｂａｎ Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ，Ｎａｎｈｕａ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｈｕｎａｎ Ｈｅｎｇｙａｎｇ ４２１００１，Ｃｈｉｎａ）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｓｏｍｅ ｍｅｔｈｏｄｓ ｄｅａｌｉｎｇ ｗｉｔｈ ｈｉｇｈ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｗａｓｔｅ ｂｙ ａｅｒｏｂｉｃ ｇｒａｎｕｌａｒ ｓｌｕｄｇｅ ｗｅｒｅ
ｉｎｔｒｏｄｕｃｅｄ．Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ａｅｒｏｂｉｃ ｇｒａｎｕｌａｒ ｓｌｕｄｇｅ ｈａｄ ｇｏｏｄ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ＣＯＤ ａｎｄ ａｍｍｏｎｉａ ｒｅｍｏｖａｌ ａｔ ｔｈｅ ｃｏｎ—
短程硝化反硝化生物脱氮技术
短程硝化反硝化生物脱氮技术
简介：是一种高效的生物处理技术，用于处理含高浓度氨氮的废水。本文将介绍的原理、应用、优缺点以及未来发展方向。
一、原理
是利用硝化细菌和反硝化细菌的协同作用，将废水中的氨氮转化为氮气释放。整个过程可以分为两步：硝化和反硝化。
硝化指的是将废水中的氨氮通过硝化细菌氧化为亚硝酸盐，进一步氧化为硝酸盐的过程。这一步在好氧条件下进行，需要提供足够的氧气供给。
反硝化指的是将硝酸盐通过反硝化细菌还原为氮气并释放到大气中的过程。这一步在缺氧条件下进行，需要消耗有机物作为电子供体。
二、应用
1. 功能与特点
在处理含高浓度氨氮废水时具有以下功能与特点：
（1）高效除氮：该技术能够将氨氮转化为氮气释放，实现高效除氮，将废水中的氨氮浓度降低至国家排放标准以下。
（2）占地面积小：相比传统的生物脱氮技术，短程硝化反硝化技术所需的处理设施相对较小，能够节约占地面积和投资成本。
（3）适用范围广：该技术适用于各类含高浓度氨氮的废水，如城市生活污水、养殖废水等。
2. 应用案例
在各个领域得到了广泛应用。 （1）城市生活污水处理：城市污水处理厂采用该技术对处理前的生活污水进行处理，将废水中的氨氮降低至符合排放标准。
（2）养殖废水处理：养殖业废水中含有大量的氨氮，使用该技术可以将废水中的氨氮转化为氮气释放，减少对水环境的污染。
（3）工业废水处理：一些工业废水中含有高浓度氨氮，采用短程硝化反硝化技术可实现高效除氮。
三、优缺点
1. 优点
（1）高效除氮：短程硝化反硝化技术能够将氨氮转化为氮气释放，实现高效除氮。
（2）占地面积小：相比传统的生物脱氮技术，所需处理设施相对较小，能够节约占地面积和投资成本。
（3）处理效果稳定：短程硝化反硝化技术对氨氮的去除效果较为稳定，能够适应废水中氨氮含量的变化。
氨氮废水生物处理新工艺的研究进展
第２２卷 ２００８薤 第２期 ６月 山东轻工业学院学报 ＪＯＵＲＮＡＬ ＯＦ ＳＨＡＮＤＯＮＧ ＩＮＳＴＩＴＬｒＩＥ ＯＦ ＬＩＧＨＴ ＩＮＤＵＳＴＲＹ Ｖ０１．２２ Ｎ６．２ Ｊｕｎｅ．２Ｏ０８
文章编号：１００４—４２８ｏ（２ｏｏ８）ｏ２—００３０—０５
氨氮废水生物处理新工艺的研究进展
李宜娟，李彦春
（山东轻工业学院轻化与环境工程学院，山东济南２５０３５３）
摘要：本文对废水中氨氮生物处理的一些新工艺进行了简单介绍，其中包括短程硝化一反硝化，同时硝化一反硝
化，厌氧氨氧化，好氧反硝化及经亚硝化的厌氧氨氧化，并简单概括了各种方法的特点及其发展过程。
关键词：氨氮；生物处理；新工艺
中图分类号：Ｘ５０６ 文献标识码：Ａ
Ｔｈｅ ｒｅｓｅａｒｃｈ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｉｎ ｎｅｗ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｏｆ ａｍｍｏｎｉａ——ｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
Ｕ Ｙｉ—ｊｎａｎ，ＬＩ Ｙａｎ—ｃｈｕｒｌ
（Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｌｉｇｈｔ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｓｈａｎｄｏｎｇ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｌｉｇｈｔ Ｉｎｄｕｓｔｒｙ，Ｊｉｎａｎ ２５０３５３，Ｃｈｉｎａ）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｉｓ ｐａｐｅｒ ｉｎｔｒｏｄｕｃｅｓ ｓｏｍｅ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｔｏ ｒｅｍｏｖｅ ａｍｍｏｎｉａ—ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｗａｔｅｒ ｓｉｍｐｌｙ ｉｎ－
ｃｌｕｄｉｎｇ ＳＨＡＲＯＮ，ＳＮＤ，ＡＮＡＭＭＯＸ ａｎｄ ＳＨＡＲＯＮ—ＡＮＡＭＭＯＸ．Ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｔｈｅｓｅ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ａｎｄ
ｔｈｅｉｒ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｓ ａｒｅ ａｌｓｏ ｉｎｔｒｏｄｕｃｅｄ ｉｎ ｂｒｉｅｆ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ：ａｍｍｏｎｉａ—ｎｉｔｒｏｇｅｎ；ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ；ｎｅｗ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ’
污水深度处理的硝化与反硝化
污水深度处理的硝化与反硝化
一 。硝化
(1) 微生物：自营养型亚硝酸菌(Nitrosmohas)
自营养型硝酸菌 （Nitrobacter）
(2) 反应： 城市污水中的氮化物主要是NH3,硝化菌的作用是将NH3—N氧化为
NO3—N
NH+4+1.5O2———NO2+H2O+H+－ΔE
亚硝酸菌 ΔE=278.42kJ
NO2+0.5O2———NO-3－ΔE
硝酸菌 ΔE=278.42kJ
NH+4+2.0O2——— NO-3+H2+2H+－ΔE
硝酸菌 ΔE=351kJ
研究表明,硝化反应速率主要取决于氨氮转化为亚硝酸盐的反应速率。
硝酸菌的细胞组织表示为C5H7NO2
55NH+4+76O2+109HCO-3———C5H7NO2+54NO-2+57H2O+104H2Co3
亚硝酸菌
400 NO2+ NH+4+4 H2Co3+ HCO-3+195 O2 ——— C5H7NO2+3 H2O+400 NO-3
硝酸菌
NH+4+1.86 O2+1.98HCO-3——— 0.02C5H7NO2+1.04H2O+0.98 NO-3+1.88H2Co3
硝酸菌
(3) 保证硝化反应正常进行的必要条件：
pH 8~9
水温 亚硝酸菌反应最佳温度 t=35 0C t>15 0C
DO 2 ~ 3 mg / L > 1.0 mg / L
硝化1克NH3—N：消耗4。57克O2
消耗7。14克碱度（擦CaCo3计）
生成0。17克硝酸菌细胞
污水处理技术之氨氮废水相关处理技术详解
污水处理技术之氨氮废水相关处理技术详解
所属行业: 水处理 关键词：氨氮废水 生物脱氮 脱氮工艺
过量氨氮排入水体将导致水体富营养化，降低水体观赏价值，并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。因此，废水脱氮处理受到人们的广泛关注。目前，主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。
消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮(500mg/L以上，甚至达到几千mg/L)，以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。
高浓度氨氮废水 的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮 法。
物化法Vol.01
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。
而控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。
在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右，渗滤液pH控制在10.5左右，对于氨氮浓度高达2000～4000mg/L的垃圾渗滤液，去除率可达到90%以上。吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。
采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水(例如882mg/L)进行了处理试验。最佳工艺条件为pH=11，超声吹脱时间为40min，气水比为1000：1试验结果表明，废水采用超声波辐射以后，氨氮的吹脱效果明显增加，与传统吹脱技术相比，氨氮的去除率增加了17%～164%，在90%以上，吹脱后氨氮在100mg/L以内。
为了以较低的代价将pH调节至碱性，需要向废水中投加一定量的氢氧化钙，但容易生水垢。同时，为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染，需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。
在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液(2240mg/L)时发现在pH=11.5，反应时间为24h，仅以120r/min的速度梯度进行机械搅拌，氨氮去除率便可达95%。而在pH=12时通过曝气脱氨氮，在第17小时pH开始下降，氨氮去除率仅为85%。据此认为，吹脱法脱氮的主要机理应该是机械搅拌而不是空气扩散搅拌。
污水中氨氮的主要去除方法
再生资源网 /
本文摘自再生资源回收-变宝网（）
污水中氨氮的主要去除方法
近20年来，对氨氮污水处理方面开展了较多的研究。其研究范围涉及生物法、物化法的各种处理工艺，目前氨氮处理实用性较好国内运用最多的技术为：生物脱氮法、氨吹脱汽提法、折点氯化法、化学沉淀法、离子交换法、液膜法、土壤灌溉法等。
一、生物法
1.生物法机理——生物硝化和反硝化机理
在污水的生物脱氮处理过程中，首先在好氧条件下，通过好氧硝化菌的作用,将污水中的氨氮氧化为亚硝酸盐或硝酸盐;然后在缺氧条件下，利用反硝化菌(脱氮菌)将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从污水中逸出。因而，污水的生物脱氮包括硝化和反硝化两个阶段。生物脱氮工艺流程见图1。
硝化反应是将氨氮转化为硝酸盐的过程,包括两个基本反应步骤:由亚硝酸菌参与的将氨氮转化为亚硝酸盐的反应;由硝酸菌参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应。
在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将硝化过程中产生的硝酸盐或亚硝酸盐还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体是各种各样的有机底物(碳源)。 再生资源网 /
生物脱氮法可去除多种含氮化合物，总氮去除率可达70%—95%,二次污染小且比较经济，因此在国内外运用最多。但缺点是占地面积大，低温时效率低。
2.传统生物法
目前，国内外对氨氮污水实际处理中应用较成熟的生物处理方法是传统的前置反硝化生物脱氮，如A/O、A2/O工艺等，都能在一定程度上去除污水中的氨氮。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-denitrification),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)UCT、JBH、AAA工艺等，这些都是典型的传统硝化反硝化工艺。
国内外氨氮废水处理地研究现状
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国外氨氮废水处理的研究现状
随着工农业的迅速发屣，氮氮污染的来源越来越广泛*排放呈也越来越大.除了 生活污水、动物排泄物外，还存大呈的工业废水排放*如化工啖水、合金废水*炼汕 废水，以及垃圾渗滤液等，造成氨氮的污染日盐严亟。氨氮抑入水体，尤其是流訪较 缓慢的湖泊、海湾，客易屮起水中藻类及坯他殺生物大董繁殖，形成水体當营养优， 除了会造成自来水处理厂运行闲溺*给饮用水带来异味外F严車时还会使水中溶解氧 下降，鱼类犬最聽广，其至会导致湖泊的干澗灭亡•氮氮的存在还使给水消谦和工业 循环爪杀曲处理的过程中螂大用氯蛍；对某些金属.特別星对铜具有腐蚀性:当污朮回用 时.再生水屮的氨輒可以促遴输水管遭和用水设备屮徽生物的繁殖.形匾生物垢’ U 塞欝道利用水设备，井影响换热效率“
股水屮的觀一股以有机氮、氨氮、亚硝馥盐氮和硝酸盐氮等四种形态存缶*工业 废水中規的上箜存在形态是氨氮：生活污水中氮的主芟存在昭态是冇机氮和氨氮.其中 仃机氮占生活污水含氮量的40%r-60%t氨鼠占50%"60%.亚硝酸盐氮和晞酸氮小于 5%, ®水中的瓯氮主耍以按离产存在，是水体富营养化利环境污染的 种主璽污染物 處，也是最难降解及去除的成份h
近十碧年来*随著纳米辄化锌的雀橡胶、涂料、油蚤s颜填料“催化剂*高档化 妆品以及医药第领域中逐渐展现岀广闊的应用前景，生产规模客小断的扩大.由于首 接沉淀法操作生产纳米轨化锌简单易和*訂设备技术要求不高*产物纯度高.不島引 人其它杂质.成木较（E,所以直接沉淀法長制需纳米氣化锌所广泛采用的一种方法. 采用］'［接沉淀法生产 砚纳米氧化悴的生严冊同肘会产生大约45盹的氨氮贬忆废水 可分为两个部分.-部分是被称为母液的含自约10%的磕酸钺的商浓度液体，木量約 为5吨，另一部分是冲哉匮水，氨氮的含早约在1000m&/L左右*水量约为40*也废水 中还含有碱式碳酸锌的颗粒状物体且及悴馬子，这些都会对水坏境造成严車:的威盼， 加剧江河湖海水质不断恶化.
关于用活性污泥法脱除废水中氨氮实验报告
关于用活性污泥法脱除废水中氨氮实验报告
一、目的：
用活性污泥法脱除废水中的氨氮，使之达到废水处理后的排放标准。
二、基本原理：
活性污泥法脱氨氮是生物脱氮方法中的一种，它包括硝化和反硝化两个反应过程。硝化是废水中氨氮在好氧条件下，首先，利用亚硝化杆菌在爆气的好氧池中将氨氮转化为NO2-，然后在利用硝化细菌把NO2-氧化为NO3-。最后，利用异养型微生物在缺氧或厌氧条件下把NO3-转化为N2，从而使废水得到净化[7]。硝化的总反应式为：NH4++2O2→NO3-+2H++H2O；反硝化的反应式为：2NO3-+2H++2.5C→N2+2.5CO2+H2O
三、工艺流程示意图
循环回流
四、操作步骤
A、初期处理阶段
1、将含酸、碱废水由出关排放至中和调节池。
2、开启鼓风机进行鼓风搅拌，同时视在线检测酸碱度指示数据决定加入酸碱跳PH值合格。
3、当PH值合格后，加入配制后的絮凝剂。
4、加入絮凝剂，继续用鼓风搅拌5-10分钟，停鼓风。让其静止自然沉淀，观察形成絮花情况，视情况在调整絮凝剂及鼓风。
5、澄清后，开启提升泵将底物周围的沉淀抽到泥浆池进行处理。
B、生物脱氮阶段
1、接种培养驯化；将硝化池，反硝化池注满污水，然后投入定量的活性污泥。开启罗茨风机向硝化池通入空气曝气搅拌。曝气量不宜太大。
2、开启回流泵，使硝化吃部分污泥回流到反硝化池，形成回流循环。回流量控制在3-4m3/h,同时向反硝化池内滴加葡萄糖液，其浓度为2.5%。
3、视在线检测PH、DO值来调节空气曝气搅拌。
4、罗茨风机、回流泵24小时运行。葡萄糖溶液24小时滴加。
5、污泥在培养驯化需8-10天时间。分析氨氮含量调节回流量及葡萄糖滴加量，并确定培养驯化是否达到要求。
6、调节水流量至满负荷。