廢水脫氮除磷技術

1、跳轉到第一頁現(xiàn)代水處理技術之七現(xiàn)代水處理技術之七跳轉到第一頁內容內容n氮的存在狀態(tài)n化學方法脫氮n生物方法脫氮n新型的生物脫氮工藝n化學方法除磷n生物方法除磷前言前言 隨著我國社會經濟的快速發(fā)展，工業(yè)化和城市化程度的不斷提高，我國的水環(huán)境污染也日益嚴重，來自生活污水和一些工業(yè)廢水的氮、磷進入水體，引發(fā)水體的富營養(yǎng)化，給工農業(yè)生產帶來了巨大的損失。硝態(tài)氮或亞硝態(tài)氮也嚴重影響魚類的生長并形成對人類具有“三致”作用的有害物質。這些不僅嚴重制約國民經濟的可持續(xù)發(fā)展，造成相當可觀的經濟損失，而且對人民生活和健康，甚至對人民的基本生存條件造成了很大威脅。跳轉到第一頁 廢水中，以有機氮、氨氮、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)

2、氮四種形式存在。在生活污水中，主要含有有機氮和氨態(tài)氮，它們均來源于人們食物中的蛋白質。新鮮的生活污水中有機氮約占總氮的60%，氨氮約占40%。當污水中的有機物被生物降解氧化時，其中的有機氮被轉化為氨氮。經活性污泥法處理的污水有相當數量的氨氮排入水體，可導致水體富營養(yǎng)化。水體若為水源，將增加給水處理的難度和成本。一、氮的存在狀態(tài)有關氮污染對水環(huán)境質量的危害主要有以下幾個方面： 使水體感官形狀惡化，從而降低水體美學價值； 使水體正常的溶解氧平衡遭受干擾，并進一步促使水體惡化； 降低了供水質量，增加水處理負擔，從而使水廠不能正常運轉； 破壞了水體生態(tài)平衡，使水體經濟價值降低。因而防止水體氮磷污染對社

3、會經濟持續(xù)協(xié)調發(fā)展至關重要。 2006年4月13日，中國工程院院士魏復盛在山東大學作過講座中國的環(huán)境污染及健康危害，指出造成水體水質超標的污染物依次為：TN、類大腸菌群、石油類和氨氮等。 跳轉到第一頁一、氮的存在狀態(tài)1999年7月16日遼東灣夜光蟲赤潮1999年5月15日上海外灘赤潮跳轉到第一頁脫氮的方法有化學方法、生物法和高級處理方法三大類。一、氮的存在狀態(tài)高級處理方法有：濕式氧化法、超臨界水氧化法、電化學氧化法、光催化氧化法等。生物方法有：傳統(tǒng)的脫氮工藝傳統(tǒng)的脫氮工藝，如A/O法 、三級活性污泥法脫氮工藝、兩級活性污泥法脫氮工藝、UCT脫氮工藝、氧化溝（Oxidation Ditch）生物

4、脫氮工藝等。 新型的脫氮工藝新型的脫氮工藝，如同時硝化反硝化工藝、厭氧氨氧化工藝、OLAND工藝、SHAROH工藝等。化學方法有：吹脫法 、折點加氯法、化學沉淀法、離子交換法、超重力脫氮法等。 跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮1.吹脫法 廢水中的氨氮可以氣態(tài)吹脫。廢水中，NH3與NH4+以如下的平衡狀態(tài)共存： 324NHH ONHOH 該法是利用廢水中所含的實際濃度和平衡濃度之間存在的差異，在堿性條件下用空氣吹脫，使廢水中的氨氮不斷地由液相轉移到氣相中，從而達到從廢水中去除氨氮的目的。 跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮1.吹脫法 吹脫法的工藝流程如圖： 調節(jié)pH 值

5、沉 淀氨 吹 脫空氣+氨氣沉 淀石灰乳 石灰回收裝置再碳酸化處理水 含氨廢水 污 泥空氣CO2污 泥 跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮1.吹脫法 影響氨吹脫塔的工藝因素主要有吹脫塔的類型、pH值、溫度、水力負荷、氣液比、塔高和填料的布置等。 npH值 廢水中的氨氮，大多數以NH3與NH4+形式存在，并在水中通過上述式子保持平衡，該平衡關系受pH值的影響，當pH值升高時，平衡向左移動，廢水中游離氨的比率增大。為了提高氨氮的脫除效率，必須使pH值提高到廢水中氨離子都轉變成游離氨的數值上。氨吹脫工藝一般在廢水中投加石灰在10.511.5的范圍。n溫度 在一定壓力下，氣體在廢水中的溶解度

6、隨溫度升高而降低，因此，升高溫度對吹脫廢水中的氨氮是有利的。n水力負荷 水力負荷過大和過小都不利于廢水中氨態(tài)氮的脫除。實驗表明，當水力負荷在1.825.72m3/(m2.h)范圍內，氨的吹脫效率變化甚小。設計氨吹脫塔的水力負荷值常取2.47.2 m3/(m2.h)。n氣液比 為保證90%氨的去除率，氣液比應為3590m3/m3。對于逆流吹脫塔，塔內風速的上限為168m/min。最好使氣液比控制在液泛極限，此時傳質效率較高。n其他因素 填料塔塔體大，傳質不如篩板塔，當廢水中懸浮物交多時，易發(fā)生堵塞現(xiàn)象。他的高度取決于所選的填料，也影響著氨的去除率。而填料因為表面光滑不易結垢。跳轉到第一頁二、二、

7、 化學方法脫氮化學方法脫氮1.吹脫法 該法去除氨氮工藝的主要問題如下： n水溫降低時，水中氨的溶解度會增加，從而減少氨吹脫的推動力，當環(huán)境溫度低于0，氨吹脫塔無法運行。n進入吹脫塔的污水pH值高而不穩(wěn)定，極易在填料表面生成碳酸鈣沉淀，從而降低吹脫效率。n不能處理硝態(tài)氮。n容易產生二次污染及增加排水中的溶解性固體含量。跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮2.折點加氯法 含氨氮的水加氯時，有下列反應： 224224224222223533ClH OHOClHClNHHOClNH ClHH ONHHOClNHClHH ONHHOClNHClH O 總反應式： 跳轉到第一頁二、二、 化學方法

8、脫氮化學方法脫氮2.折點加氯法 余氯濃度氨氮濃度最大余氯 加氯量余氯量最小余氯5.0 7.6氨氮濃度Cl2:NH4+-N(重量比)折點跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮2.折點加氯法 工程特點 折點氯化脫氮可以使出水氨氮濃度控制在0.1mg/L之內，可以作為一個單獨的脫氮工藝來采用，也可以對生物脫氮工藝出水深度處理，從而進一步去除廢水中的氮素。 折點氯化脫氮反應迅速，設備費用低；但是液氯的安全使用和貯存要求，運行中加氯量大，從而運行管理成本高。此法不太適合大流量的高濃度含氮廢水的處理。 跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮2.折點加氯法 工藝控制因素 n預處理情況 含氮廢

9、水除氨氮外往往還含有一些能消耗氧化劑氯的無機還原物質如S2-、HS- 、SO32-、NO2-和Fe2+，以及有機物等。因此，為保證氨氮氯化反應的完全進行，實際投氯量應大于理論計算值7.6。npH值 廢水中的pH值影響氯化反應的速度和產物，當pH值越高，氯化反應的副產物為NO3- 增加，過低，氯化反應的副產物為NCl3增加。因此，當pH值為中性條件時進行廢水的氯化處理較為合適，同時要準確控制好氯的投入量。n氯化反應的速度 在氯氣通入水中于污水中的氨氮發(fā)生的化學反應中，氮氣的生成是通過一氯胺和次氯酸發(fā)生化學反應而形成的，因此中間產物一氯胺的生成速度對整個脫氮反應來說是十分重要的。n余氯的脫除問題

10、折點氯化法脫除廢水中的氨氮后，其經處理的水中或多或少皆有余氯，余氯對水生物有毒害作用。通常采用二氧化硫或活性碳來脫除。跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮3.化學沉淀法 化學沉淀法是20世紀90年代興起的一種新工藝，此法可以處理各種濃度的氨氮廢水，尤其適合于高濃度氨氮廢水的處理。 反應機理 通過投加Mg2+和PO43-，使之與廢水中的氨氮生成難溶的復鹽MgNH4PO46H2O（Magnesium Ammouium Phosphate 簡稱MAP）沉淀物（0時其溶解度僅為0.023g/100mol），從而達到凈化廢水中氨氮的目的。 跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮3.化學

11、沉淀法 2244244266MgNHHPOH OMgNH POH OH2344244266MgNHPOH OMgNH POH O224242442662MgNHH POH OMgNH POH OH 4426MgNH POH O 俗稱鳥類石，其營養(yǎng)成分比其它可溶性肥料的釋放速率慢，故可將其作為緩釋肥料、堆肥、花園土壤，或作為干污泥的添加劑、結構制品的阻火劑或作耐火磚等。 Mg2+可以用、MgO、Mg（NO3）2等，PO43-可用H3PO4，或者用NaH2PO4、Na2HPO412H2O等。跳轉到第一頁二、二、 化學方法脫氮化學方法脫氮3.化學沉淀法 工藝控制條件工藝控制條件pH值值 當溶液pH值

12、太高時，容易造成工藝中NH3的揮發(fā)而污染環(huán)境并造成氨的損耗。 通過實驗可知，MAP沉淀法的pH值最好不要大于9.5。pH值在10.512時，固定氨會從MAP中游離出來，生成更難溶的Mg3（PO4）2。沉淀時間沉淀時間 沉淀時間與MAP形成的晶粒大小有關。通常沉淀時間1min其晶粒長為0.1mm，沉淀60min，晶粒長0.8mm，沉淀3小時則晶粒長3mm。且沉淀粒子大，沉淀效果就好。 物料比物料比 Mg2+濃度對的形成影響較大。 當以MgCl26H2O ，NaH2PO412H2O為沉淀劑時，Mg2+：NH4+：PO43-=1：1：1時，在pH值為8.6時，可使污水中的氨氮從5628mg/L降到6

13、5mg/L，氨氮的去除率可達到98%以上。當以n(Mg) ：n(N) ：n(P)=1.3：1：1.08（質量比）投加Mg2+和PO43-時，在pH值為9時，污水中所含的（9007500）mg/L的氨氮去除率最高可達98%。跳轉到第一頁 1、生物脫氮機理三、生物方法脫氮硝化反應3242222NHONOHH O 亞硝酸菌12232NOONO 硝酸菌224232NHONOHH O 硝化細菌總反應式為： 生物脫氮一般由硝化和反硝化兩個過程完成。硝化過程可以分為兩個過程，分別由亞硝酸菌和硝酸菌完成。這兩種細菌統(tǒng)稱為硝化細菌，屬于化能自養(yǎng)型微生物，硝化菌屬專性好氧菌，它們利用無機化合物如CO32-、HCO

14、3-和CO2作碳源，從NH4+或NO2-的氧化反應中獲得能量。反應式如下： 亞硝酸菌有亞硝酸單胞菌屬、亞硝酸螺桿菌屬和亞硝酸球菌屬，硝酸菌有硝酸桿菌、螺菌屬和球菌屬。 硝化細菌是化能自養(yǎng)菌，生長率低，對環(huán)境條件較為敏感，溫度，溶解氧，污泥齡，pH值，有機負荷等都會對它產生影響。跳轉到第一頁 1、生物脫氮機理三、生物方法脫氮硝化反應 硝化反應對溶解氧有較高的要求，處理系統(tǒng)中的溶解氧最好保持在2mg/L以上。另外，在硝化反應過程中，有H+釋放出來，使pH值下降，硝化菌受pH值的影響很敏感，為了保持適宜的pH值78，應該在廢水中保持足夠的堿度，以調節(jié)pH值的變化。 1克氨態(tài)氮（以氮計）完全硝化，需要

15、4.57g氧（其中亞硝化反應需耗氧3.43g，硝化反應需耗氧1.14g）,同時約需堿度（以CaCO3計）7.14g以平衡硝化產生的酸度。跳轉到第一頁 1、生物脫氮機理三、生物方法脫氮亞硝酸菌和硝酸菌的特性如表所示： 項目亞硝酸菌硝酸菌細胞形狀橢球或棒狀橢球或棒狀細胞尺寸11.50.51革蘭氏染色陰性陰性世代期（h）8361259需氧性嚴格好氧嚴格好氧最大比增長速率0.961.920.481.44產率系數0.040.130.020.07飽和常數0.33.60.31.7跳轉到第一頁 1、生物脫氮機理三、生物方法脫氮反硝化反應33222 62624NOCH OHNOCOH O硝酸還原菌23222 6

16、33336NOCH OHNCOH OOH 亞硝酸還原菌反硝化反應是指在無氧條件下，反硝化菌將硝酸鹽和亞硝酸鹽還原為氮氣的過程，反應如下：反硝化菌為異養(yǎng)型兼性厭氧菌，在有氧存在時，它會以氧氣為電子受體進行耗氧呼吸；在無氧而有硝酸鹽氮或亞硝酸鹽氮存在時，則以硝酸鹽氮或亞硝酸鹽氮為電子受體，以有機碳為電子供體和營養(yǎng)液進行反硝化反應。跳轉到第一頁 1、生物脫氮機理三、生物方法脫氮反硝化反應在反硝化反應中，最大的問題就是污水中可用于反硝化的有機碳的多少及其可生化程度。當污水中BOD5/TKN 46時，可認為碳源充足。碳源按其來源可分為三類： 第一類為外加碳源，多為投加甲醇，這是因為甲醇結構簡單，被分解后

17、的產物為二氧化碳和水，不產生難以降解的中間產物，缺點費用高； 反硝化反應中每還原1gNO3-可提供2.6g的氧，同時產生3.47g的CaCO3和0.45g反硝化菌，消耗2.47g甲醇（約為3.7gCOD）。第二類為污水，因為原污水中含有有機碳；第三類為內源呼吸碳源細菌體內的原生物質及其儲存的有機物。跳轉到第一頁 1、生物脫氮機理三、生物方法脫氮綜上所述，可以得到在硝化反應和反硝化反應過程中氮元素的轉化及氧化還原態(tài)的變化如表所示 ：氮的價態(tài)變化氮的轉化-3氨或銨離子NH4+-N-2-1 羥胺NH2OH0 氮氣N2 N2+1 硝?；鵑OH+2 NO2NHOH NO一氧化氮氣體+3 亞硝酸鹽NO2

18、NO2 +4+5 硝酸鹽NO3跳轉到第一頁2、傳統(tǒng)的生物脫氮工藝三、生物方法脫氮分析環(huán)境對硝化與反硝化的影響影響因素影響因素硝化過程硝化過程反硝化過程反硝化過程溫度 硝化反應的適宜溫度為20oC30oC。低于15oC時，反應速度迅速下降，5oC時反應幾乎完全停止。溫度不但影響硝化菌的比增長速率，而且影響硝化菌的活性。 反硝化反應的溫度范圍較寬，在540范圍內都可以進行。但溫度低于15時，反硝化速率明顯下降。最適宜的溫度為20oC40oC。pH值 硝化菌受pH值的影響很敏感，比較適宜的pH值范圍為7.08.0。硝化過程消耗堿度，使得pH值下降，因此需補充堿度。 反硝化反應的適宜pH值為6.57.

19、5。pH值高于8或低于6時，反硝化速率將迅速下降。反硝化過程會產生堿度。 溶解氧 溶解氧是硝化過程中的電子受體，硝化反應必須在好氧條件下進行。一般要求在2.0mg/l以上。 溶解氧會與硝酸鹽競爭電子供體，同時分子態(tài)氧也會抑制硝酸鹽還原酶的合成及活性。一般認為，活性污泥系統(tǒng)中，溶解氧應保持在0.5mg/l以下。 C/N 由于硝化菌是自養(yǎng)菌，水中的C/N不宜過高，否則將有助于異樣菌的迅速增殖，微生物中的硝化菌的比例將下降。 在反硝化反應中，最大的問題就是污水中可用于反硝化的有機碳的多少及其可生化程度。一般認為，當反硝化反應器污水的BOD5/TKN值大于46時，可以認為碳源充足。 跳轉到第一頁2、傳

20、統(tǒng)的生物脫氮工藝三、生物方法脫氮 a. A/O生物脫氮工藝 A/O（Anoxic/Oxic）法脫氮工藝，是在20世紀80年代初開創(chuàng)的工藝流程，其主要特點是將反硝化反應器放置在系統(tǒng)前，故又稱為前置反硝化生物脫氮系統(tǒng)，這是目前采用比較廣泛的一種脫氮工藝。 其工藝流程如下：缺氧池好氧池 沉淀池回流污泥(20%100%)剩余污泥進水出水混合液回流跳轉到第一頁2、傳統(tǒng)的生物脫氮工藝三、生物方法脫氮 a. A/O生物脫氮工藝 優(yōu)點：1.反硝化反應以污水中的有機物為碳源，節(jié)省了外碳源的費用并可獲得較高的C/N比，以確保反硝化作用的充分進行；2.好氧池在缺氧池之后，可進一步去除反硝化殘留的有機污染物，確保出水

21、水質達到排放標準；3.曝氣池中含有大量的硝酸鹽的回流混合液，在缺氧池中進行反硝化脫氮。在反硝化反應中產生的堿度可補償硝化反應中所消耗的堿度的50%左右。4.該工藝流程簡單，無需外加碳源，因而基建費用及運行費用較低，脫氮效率一般在70%左右。 缺點： 但是由于出水中含有一定濃度的硝酸鹽，在二次沉淀池中，有可能進行反硝化反應，造成污泥上浮，影響出水水質。跳轉到第一頁2、傳統(tǒng)的生物脫氮工藝三、生物方法脫氮 由 巴茨（Barth）開創(chuàng)的傳統(tǒng)活性污泥法脫氮工藝為三級活性污泥法流程，它是以氨化、硝化和反硝化3個生化反應為基礎建立的。其工藝流程如圖所示。 b.三級活性污泥法脫氮工藝甲醇 氮氣曝氣池(去除BO

22、D)(氨化)沉淀池(1)硝化池(硝化)沉淀池(2)反硝化池(反硝化)沉淀池(3)堿原水污泥回流剩余污泥污泥回流剩余污泥污泥回流剩余污泥出水跳轉到第一頁2、傳統(tǒng)的生物脫氮工藝三、生物方法脫氮 b.三級活性污泥法脫氮工藝 該工藝流程將去除BOD5與氨化、硝化和反硝化分別在三個反應池中進行，并各自有其獨立的污泥回流系統(tǒng)。第一級曝氣池為一般的二級處理曝氣池，其主要功能是去除BOD，將有機氮轉化為NH3 - N，即完成有機碳的氧化和有機氮的氨化功能。第一級曝氣池的混合液經過沉淀后，出水進入第二級曝氣池，稱為硝化曝氣池，進入該池的污水，其BOD5值已降至1520mg/L的較低水平，在硝化曝氣池內進行硝化反

23、應，使NH3-N氧化為NO3-N，同時有機物得到進一步的降解。硝化反應要消耗堿度，所以需要投加堿，以防pH值下降。硝化曝氣池的混合液進入沉淀池，沉淀后出水進入第三級活性污泥系統(tǒng)，成為反硝化反應池，在缺氧條件下，NO3-N還原為氣態(tài)氮氣，排入大氣。因為進入該級的污水中的BOD5值很低，為了使反硝化反應正常進行，所以需要投加甲醇作為外加碳源，但是為了節(jié)省運行成本，也可以引入污水充作碳源。跳轉到第一頁2、傳統(tǒng)的生物脫氮工藝三、生物方法脫氮 b.三級活性污泥法脫氮工藝 優(yōu)點： 有機底物降解菌、硝化細菌、反硝化細菌分別生長增殖，環(huán)境條件適 宜 ，而且各自回流沉淀池分離的污泥，反應速度快而且反應比較徹底。

24、 缺點： 1.處理流程長，設備多、造價高、管理不方便。 2.反硝化反應需外加碳源，從而增加了運行成本。 3.為保證出水水質和溶解氧，有的需再設曝氣反應器，從而增加了動力 費用。跳轉到第一頁1、同時硝化反硝化工藝四、新型的生物脫氮工藝 近年來，國內外研究人員對生物脫氮工程實踐中遇到的問題和現(xiàn)象進行了大量的理論和實驗研究，越來越多的學者發(fā)現(xiàn)硝化反應和反硝化反應可以在同一操作條件下在同一反應器內進行，即同時硝化和反硝化(SND即simultaneous nitrification and denitrification)。 關于同時硝化和反硝化的研究，目前國內外學者普遍認同的觀點有物理學（即微環(huán)境理

25、論）、生物及生物化學角度。 跳轉到第一頁1、同時硝化反硝化工藝四、新型的生物脫氮工藝 物理學理論認為，同時硝化和反硝化是由于氧在微生物絮凝體內的物質傳遞受阻，而在活性污泥絮凝體內部或生物膜里側形成一個微生物厭氧區(qū)，從而為異養(yǎng)反硝化菌提供了條件使其進行反硝化。物理學角度 物理學理論認為的同時硝化和反硝化機理可以用圖表示 :由于溶解氧的穿透能力有限，使絮凝體內部溶解氧較低，形成了缺氧區(qū)，主要生存著異養(yǎng)反硝化菌，進行反硝化反應。而在絮凝體外部溶解氧穿透的地方形成了好氧區(qū)，自養(yǎng)型的好氧硝化菌占優(yōu)勢，進行硝化反應。跳轉到第一頁1、同時硝化反硝化工藝四、新型的生物脫氮工藝物理學角度 從物理學角度看，影響同

26、時硝化和反硝化的因素包括以下幾個方面： 2.溶解氧(或氧分壓)： 在同時硝化和反硝化中，溶解氧的控制是很重要的。溶解氧的濃度必須足夠高以使硝化反應能夠進行，同時溶解氧濃度的增加將提高對生物絮凝體的穿透力,所以又必須足夠低以便能夠在絮凝體內部形成厭氧區(qū)，保證反硝化的順利進行 。Bruce E. et al 提出理想的溶解氧濃度是0.10.5mg/l 。3.絮凝體的大小： 影響絮凝體擴散阻力的兩個重要因素是絮凝體的大小及絮凝體大小的分布函數。微生物絮凝體的大小（假設絮凝體為球體，以直徑表示其大小）對能否在其內形成一個厭氧區(qū)起著很大的作用。 1.碳源：反硝化反應是異養(yǎng)型微生物完成的生化反應，它們在溶

27、解氧極低的條件下利用硝酸鹽中的氧作為電子受體，有機物作為碳源及電子供體。碳源物質不同，反硝化速率也不同。跳轉到第一頁1、同時硝化反硝化工藝四、新型的生物脫氮工藝生物學角度 1.異養(yǎng)硝化的微生物及生物化學 物理學解釋是一種比較傳統(tǒng)的觀點，并未被大家普遍接受。Christine Helmer et al在用生物轉盤處理垃圾滲濾液時，用機械方法使生物膜均質（homogenizing），以破壞生物膜內可能存在的厭氧區(qū)，結果發(fā)現(xiàn)在氧的濃度為1mg/l，且未加碳源的條件下，有近90%的氨氮被去除，但只有少量的硝酸鹽產生，也未發(fā)現(xiàn)亞硝酸鹽的積累。他們認為，傳統(tǒng)的解釋在這里不成立，進而推測在生物膜上生長著一大

28、群自養(yǎng)型微生物可以進行好氧反硝化，但也不排除存在異養(yǎng)硝化菌的可能性。 事實上，早在八十年代生物學家就研究發(fā)現(xiàn)，許多硝化菌如熒光假單胞菌( Pseudo-monas fluorescens)、糞產堿菌（Alcaligenes faecalis）、致金色假單胞菌（Pseudomonas aureofaciena）、銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginos ） 等都可以進行異養(yǎng)硝化。同自養(yǎng)型硝化菌相比，異養(yǎng)型硝化菌具有生長速率快，細菌產量高；要求的溶解氧的濃度較低；能夠在偏酸性環(huán)境中生長等特點 。跳轉到第一頁1、同時硝化反硝化工藝四、新型的生物脫氮工藝生物學角度 2.好氧反硝化的微生

29、物及生物化學 文獻報道在實驗室里的純菌種和混合菌種的培養(yǎng)中，以及在處理城市污水、垃圾滲濾液時都發(fā)現(xiàn)了好氧反硝化的現(xiàn)象 。通常認為反硝化菌在有微量分子態(tài)氧存在的條件下，總會優(yōu)先利用O2作為電子受體而不是亞硝酸鹽和硝酸鹽中的氮。在純培養(yǎng)條件下，0.2mg/l的溶解氧即可使反硝化過程停止運行 ，但好氧反硝化中氧的濃度可在0.10.8mg/l，甚至達到1.0 mg/l 。氧化還原電位（ORP）控制在-50mv+50mv或 -100mv+100mv。 大量研究表明，傳統(tǒng)的硝化菌可以進行好氧反硝化。Bock et al在純細菌培養(yǎng)中發(fā)現(xiàn)硝化桿菌（Nitrobacter）在交替的好氧和厭氧的條件下不僅可以氧

30、化亞硝酸根，而且還能將硝酸根依次還原成亞硝酸根，氨氮直至氮氣或N2O 釋放。 同厭氧反硝化相比，好氧反硝化的特點是：反硝化率相對比較低；在交替好氧和厭氧的條件下能在某些適當的位置具有生態(tài)上的優(yōu)勢；需要特定的碳源如甲醇等。 跳轉到第一頁1、同時硝化反硝化工藝四、新型的生物脫氮工藝生物學角度 2.好氧反硝化的微生物及生物化學 從生物化學角度，氨氮轉化為硝酸鹽氮的過程可以如下表示：NH3 H2N-NH2 NH2-OH N2 N2O NO NO2- NO3-在這個過程中至少有三種中間產物N2、N2O和NO以氣態(tài)形式產生。跳轉到第一頁2.亞硝酸型硝化原理 四、新型的生物脫氮工藝按傳統(tǒng)的生物脫氮技術，在反

31、應過程嚴格按照硝化和反硝化進行，通過在第一步提供足夠的氧氣將NH4+氧化成NO2-階段和NO2-進一步氧化成NO3-階段，在厭氧條件下，NO3-通過NO2-還原成氮氣的過程，這種常規(guī)的過程在硝化階段進行曝氣通常需要消耗大量的能量，反硝化階段則需要有機碳源的額外加入。為了實現(xiàn)生物脫氮過程的可持續(xù)性，人們開發(fā)了另一種生物脫氮途徑：亞硝酸型硝化途徑，即通過控制運行條件，使氨氮的氧化控制在亞硝酸鹽階段，然后亞硝酸鹽再進一步轉化成氮氣，可表示為：NH4+ NO2-N2。跳轉到第一頁2.亞硝酸型硝化原理 四、新型的生物脫氮工藝 最近幾年研究表明，不需要額外加入有機碳源，而通過亞硝酸鹽途徑的生物脫氮構成已成

32、為可能。亞硝酸型生物脫氮的技術與傳統(tǒng)的生物脫氮技術相比具有以下特點： 1.在NH4+NO2-NO3- 的一連串的硝化反應中，限制因子是亞硝化單胞菌屬增長速度，而且為了維持亞硝酸型的硝化方式所需要的pH值范圍大致在7.8-8.8。在這個范圍內，亞硝化單胞菌屬的增長速度較維持硝酸化方式所必須的pH值6.8-7.8范圍的增長速度大。為完成硝化作用所需要的極限污泥負荷范圍大。 2.對流入硝化反應器的NH3進行生物氧化時，把NH3氧化到NO2-為止，較氧化到NO3-為止更能節(jié)省能源。 3.亞硝酸型脫氮方式中，在脫氮反應初期便存在著來自NO2-的阻礙作用的一段停滯期，但盡管包括這個停滯期在內，NO2-的還

33、原速度仍然較NO3-的還原速度大。 4.在亞硝酸型脫氮方式中，作為脫氮菌所必須的氫供體，即有機碳源的需要量較硝酸型脫氮減少50%左右。跳轉到第一頁四、新型的生物脫氮工藝亞硝酸型硝化實現(xiàn)條件亞硝酸型硝化實現(xiàn)條件 亞硝酸型硝化反應的控制一定程度上取決于對兩種硝化細菌的控制。亞硝化細菌和硝酸細菌在生理機制及動力學特征上存在固有的差異，導致某些影響因素對其存在不同的抑制作用，從而影響硝化形式。主要因素有溫度、pH 值、溶解氧（DO）、游離氨（FA）和污泥泥齡等，國內外一些學者在這方面作過很好的研究。 （1）溫度 生物硝化反應的適宜溫度為20oC 350C，一般溫度低于150C硝化速率會降低。硝化桿菌在

34、低溫（150C以下）和高溫（300C以上）時受到抑制的程度比亞硝化單胞桿菌要大，因此，控制硝化階段溫度在低溫度或較高溫度時，硝化產物主要是亞硝酸。 （2）溶解氧濃度 亞硝酸菌和硝化菌是絕對好氧菌 keisuke hanaki et al實驗發(fā)現(xiàn)，DO 0.5mg/l時，亞硝化單胞桿菌的增長量加倍從而彌補了低溶解氧造成的機質利用率的降低，但硝化桿菌的產量未發(fā)現(xiàn)增加，產生亞硝酸鹽的積累。 （3）pH值 pH值是亞硝酸硝化的一個決定因素，最近研究表明，在pH值為7.4-8.3時，亞硝酸積累速率達到很高，NO2-N生成速度在pH值8.0附近達到最大；而NO3N生成速度在pH值7.0附近達到最大。跳轉到

35、第一頁四、新型的生物脫氮工藝亞硝酸型硝化實現(xiàn)條件亞硝酸型硝化實現(xiàn)條件 （4）游離氨（FA）FA對硝化作用有明顯的抑制作用，硝化桿菌屬較亞硝化單胞菌屬更易受到FA的抑制，0.6mg/l的FA幾乎就可以全部抑制硝酸桿菌屬的活性，當FA達到5mg/l以上才會對亞硝化單胞菌屬活性產生影響，當達到40mg/l才會嚴重抑制亞硝酸的形成。 3/10/10pHpHbwNHNmg lKK總的（以計，）（）FA（以NH3-N計，mg/l）=（5）控制泥齡 由于亞硝酸菌的世代周期比硝酸菌世代周期短，在懸浮處理系統(tǒng)中，若泥齡介于與亞硝酸菌和硝酸菌的最小倍增時間之間時，系統(tǒng)中硝酸菌會逐漸被沖洗掉，使亞硝酸菌成為系統(tǒng)優(yōu)勢

36、菌種，從而維持穩(wěn)定的NO2-N積累。Kb /Kw=exp6334/（273+T） KbNH3-N在水中的平衡常數（25oC時，Kb=10-4.8）Kw水的平衡常數（25oC時，Kw=10-14）324NHH ONHOH跳轉到第一頁a、SHARON工藝四、新型的生物脫氮工藝 SHARON（Single reactor for High Ammonium Removal Over Nitrite）, 簡稱單一反應器的亞硝酸鹽去除氨氮工藝。此工藝是Delft 技術大學在1997年提出的。 其基本原理就是使硝化反應停留在亞硝酸階段，為了抑制亞硝酸鹽轉化為硝酸鹽。該工藝的核心是應用了硝酸菌和亞硝酸菌的不

37、同生長速率，即在高溫（30oC35oC）下，亞硝酸細菌的生長速率明顯高于硝酸菌的生長速率，亞硝酸菌的最小停留時間小于硝酸菌這一固有特性控制系統(tǒng)的水力停留時間，使其介于硝酸菌和亞硝酸菌最小停留時間之間，從而使亞硝酸菌具有較高的濃度而硝酸菌具有較高的濃度而硝酸菌被自然淘汰，從而維持了穩(wěn)定的亞硝酸積累，然后進行反硝化。跳轉到第一頁a、SHARON工藝四、新型的生物脫氮工藝 荷蘭研究人員Hunik繪出了亞硝化細菌和硝化細菌的最小污泥與溫度之間的關系，如圖所示：543210 10 20 30 40 亞硝化單胞桿菌 硝化桿菌 最小停留時間/d溫度/oC跳轉到第一頁a、SHARON工藝四、新型的生物脫氮工藝

38、 這樣在完全混合反應器里控制較短的水力停留時間，提供較高的溫度就可以將硝化桿菌去掉。該工藝與傳統(tǒng)工藝相比，O2和CH3OH分別節(jié)約了25%和40%。 利用此工藝的兩座廢水處理廠已在荷蘭建成，用于處理城市污水二級處理系統(tǒng)中污泥消化上清液和垃圾滲濾液等高氨氮廢水。工藝利用了消化液自身溫度較高的特點，對大多數工程意義并不是很大，且其去除率最大達90%，當今水氨氮濃度為1000mg/l時，除水氨氮仍高達100mg/l。跳轉到第一頁b、OLAND工藝工藝四、新型的生物脫氮工藝 OLAND(Oxygen Limited Antotrophic Nitrification and Denitrificati

39、on)工藝，又稱限氧自養(yǎng)硝化-反硝化工藝 。是限氧亞硝化和厭氧氨氧化相偶聯(lián)的一種新型生物脫氮工藝，它是由比利時根特大學微生物生態(tài)實驗室于1996年開發(fā)研制的。 該生物脫氮系統(tǒng)實現(xiàn)了生物脫氮在較低溫度（22-30oC）下的穩(wěn)定運行，并通過限氧調控實現(xiàn)了硝化階段亞硝酸鹽的穩(wěn)定積累，同時提出厭氧氨氧化反應過程中微生物作用機理的新概念。此技術核心是通過嚴格控制DO使限氧亞硝化階段進水NH4+ -N轉化率控制在50%，進而保持出水中NH4+-N與NO2- -N的比值在1 (1.20.2)。跳轉到第一頁b、OLAND工藝工藝四、新型的生物脫氮工藝+-+42 22 0.5NH+0.75O0.5NO +0.5

40、 H O+ H +- 42220.5NH+0.5NO0.5N + H O反應過程見下：+4222 NH+0.75O0.5N +1.5 H O+ H在OLAND系統(tǒng)中，控制反應的關鍵是氧的供給，即如何提供合適的氧使硝化反應只進行到亞硝酸階段。目前，這種控制只是在純的細菌培養(yǎng)中得以實現(xiàn)，而在連續(xù)的混合細菌培養(yǎng)中還很難做到。OLAND系統(tǒng)可以節(jié)省氧氣和碳源的耗量，但它的處理能力還很低。跳轉到第一頁3.厭氧氨化工藝厭氧氨化工藝 四、新型的生物脫氮工藝 厭氧氨化（ANAMMOX即 Anaerobic AMMonium Oxidation）工藝Delft 技術大學的研究人員，在用固定床和流化床處理污泥消化

41、液出水中的高濃度的氨氮時發(fā)現(xiàn)了厭氧氨化現(xiàn)象，即在缺氧的條件下將氨氮轉化為氮氣，以亞硝酸鹽作為電子接受體。這一過程是自養(yǎng)的，無須投加碳源。根據氮的示蹤實驗認為反應方程式如下所示：+-4222 NH+ NON + 2H O 有人進一步提出在ANAMMOX過程中，羥胺（NH2OH）和朕胺（NH2NH2）作為電子受體可能參與了除氮反應，具體過程見圖： 跳轉到第一頁3.厭氧氨化工藝厭氧氨化工藝 四、新型的生物脫氮工藝ANAMMOX工藝和部分硝化結合，與傳統(tǒng)的硝化/反硝化相比，更具明顯的優(yōu)勢：1.減少需氧量50%-60%；2.無需另加碳源；3.污泥產量很低；4.高氮轉化率（6kg/(m3.d)）。 比較O

42、LAND工藝和ANAMMOX工藝，兩者十分相似，都是控制溶解氧的濃度是硝化反應只進行到亞硝酸鹽階段，不同的是前者提供微量的氧，而后者則不需要氧。而且ANAMMOX工藝的氨氮去除率達98.2%，較之OLAND工藝要高。 目前在荷蘭、丹麥、意大利等已有污水廠在利用同時硝化和反硝化脫氮工藝運行。但關于同時硝化和反硝化機理的研究大多數仍停留在實驗階段，離投入工程運行還有很長的距離。跳轉到第一頁4、生物膜內自養(yǎng)脫氮工藝生物膜內自養(yǎng)脫氮工藝四、新型的生物脫氮工藝所謂生物膜內自養(yǎng)脫氮工藝，即CANON（Completely Autotrophic N removal Over Nitrite）就是在生物膜系

43、統(tǒng)內部可以發(fā)生亞硝化，若系統(tǒng)供氧不足則膜內部厭氧氨氧化（ANAMMOX） 微生物也能同時發(fā)生，那么生物膜內一體化的完全自養(yǎng)脫氮工藝便可能實現(xiàn)。在實踐中，這種一體化的自養(yǎng)脫氮現(xiàn)象確實已經在一些工程或實驗中被觀察到，他的工作原理見圖 厭氧層好氧層邊界層跳轉到第一頁4、生物膜內自養(yǎng)脫氮工藝生物膜內自養(yǎng)脫氮工藝四、新型的生物脫氮工藝在支持同時硝化與ANAMMOX的生物膜系統(tǒng)中，通常存在3種不同的自養(yǎng)微生物：亞硝化細菌、硝化細菌和厭氧氨氧化細菌。這3中細菌競爭氧、氨氮與亞硝酸氮。如上所述，由于亞硝化細菌與硝化細菌間對氧的親和性不同，以及傳質限制等因素，亞硝酸氮在生物膜表層的聚集是可能的。當氧向內擴散到被

44、全部消耗后，厭氧層出現(xiàn)厭氧氨氧化細菌便可能在此生長。隨著未被亞硝化的氨氮與亞硝化后的亞硝酸氮擴散至厭氧層，ANAMMOX反應開始進行。CANON工藝的化學計量式由如下方程式表示。4222313422NHONH OH跳轉到第一頁 城市污水中的磷主要的來源：糞便、洗滌劑和某些工業(yè)廢水。污水中的磷以正磷鹽、聚磷鹽和有機磷等形式溶解于水中。一般僅能通過物理、化學或生物方法使溶解的磷化合物轉化為固體形態(tài)后予以費力。物理法因為承辦過高，技術復雜而很少應用，因此常用的分離方法有化學方法和生物方法兩大類。五、化學方法除磷1.磷的來源和處理方法 跳轉到第一頁 2.化學法除磷 五、化學方法除磷 化學法是最早采用的

45、一種除磷方法。它是以磷酸鹽能和某些化學物質如鋁鹽、鐵鹽、石灰等反應生成不溶解的沉淀物為基礎進行的。 化學方法是向污水中投加藥劑，使水中磷酸離子生成難溶性的鹽，形成絮凝體與水分離，從而去吹污水中所含磷的一種物理方法。根據使用的藥劑不同可分為石灰沉淀法和金屬沉淀法兩種。跳轉到第一頁 2.化學法除磷 a.石灰沉淀法五、化學方法除磷 正磷酸鹽有氫氧根離子存在的條件下，與鈣離子反應生成羥基磷酸鈣沉淀。22454 32354()()3HPOCaOHCa OHPOH O 此反應中，pH值越高，磷的去除率越高。應考慮到污水中堿度、鎂也與石灰反應而消耗石灰用量。23 232()()22Ca OHCa HCOCa

46、COH O 2222()()Ca OHMgMg OHCa 2()Mg OH 生成的CaCO3能提高絮凝體的沉淀性能，而 能去除重磷，所以林的總量去除率是較高的。 這種方法主要是投加石灰而使污水pH值升高，隨pH值的上升，處理水中總磷量減少，當pH值為11左右時，總磷濃度可以小于0.5mg/L。為了使pH值達到所要求的數值，必須投加石灰消除堿度所帶來的污水緩沖能力。投加石灰量主要取決于污水的堿度。跳轉到第一頁 2.化學法除磷 a.金屬鹽沉淀法五、化學方法除磷 采用的混凝劑有鋁鹽（硫酸鋁、聚合氯化鋁）鐵鹽（氯化亞鐵、氯化鐵、硫酸亞鐵、酸酸鐵）等。 硫酸鋁與磷反應如下：324 324442()182

47、2318Al SOH OPOAlPOSOH O 33323()3AlHCOAl OHCO 金屬和磷的物質的量比為理論值的兩倍以上。從沉淀物的溶解度看，最適宜的pH值范圍：鋁鹽pH值為6，亞鐵鹽及鐵鹽pH值分別為8和4.5。跳轉到第一頁 生物除磷是新工藝，近二十年來受到了廣泛的重視和研究。目前普遍認可的生物除磷理論是“聚合磷酸鹽(Poly-P)累積微生物”-PAO (Poly-phosphateAccumulating Organisms)的攝磷釋磷原理。 它是利用微生物在好氧條件下對污水中溶解性磷酸鹽的過量吸收作用，然后沉淀分離而除磷。含有過量磷的污泥部分以剩余污泥的形式排出系統(tǒng)，大部分和污水

48、一起進入厭氧狀態(tài)，此時污水中的有機物在厭氧發(fā)酵產酸菌的作用下轉化為乙酸苷：而活性污泥中的聚磷菌在厭氧的不利狀態(tài)下，將體內積聚的聚磷分解，分解產生的能量部分供聚磷菌生存。另一部分能量供聚磷菌主動吸收乙酸苷轉化為PHB（聚羥基丁酸）的形式儲藏于體內。聚磷分解形成的無機磷釋放回污水中，這就是厭氧放磷。進入好氧狀態(tài)后，聚磷菌將儲存于體內的PHB進行好氧分解并積聚于體內，這就使好氧分解。六、生物方法除磷1.生物除磷機理 跳轉到第一頁六、生物方法除磷1.生物除磷機理 跳轉到第一頁 該類微生物均屬異養(yǎng)型細菌，現(xiàn)已報道的種類包括：不動桿菌屬、腸桿菌屬、著色菌屬、脫氮微球菌屬等。在厭氧條件下，聚磷菌消耗糖元，將

49、胞內的聚磷(Poly-P)水解為正磷酸鹽釋放到胞外，并從中獲得能量，同時將環(huán)境中的有機碳源(揮發(fā)性脂肪酸VAF)以胞內碳源存貯物(主要為PHB聚-羥基丁酸)的形式貯存。在好氧條件下，聚磷菌以O2為電子受體，演化胞內貯存的PHB及利用產生的能量過量地從環(huán)境中攝磷，以聚磷酸高能鍵的形式存貯。通過排放高磷剩余污泥實現(xiàn)去除磷的目的。聚磷菌的最大產率系數與好氧異養(yǎng)菌相當，即0.50.6kgCOD(B)/kgCOD(S)。若以懸浮物(SS)的重量為計算單位，將會有所變化，完全取決于細菌內所含的聚磷酸鹽量高低。細菌的聚磷酸鹽最高含量約50%，這相當于15%20%的含磷量和1.01.2kgSS/kgCOD(S

50、)的產率系數。六、生物方法除磷1.生物除磷機理 跳轉到第一頁 A2/O工藝，是一項能夠同步脫氮除磷的污水工藝，如圖所示 ：六、生物方法除磷2 . A2/O（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工藝 出水氮氣內循環(huán)沉淀池污泥回流（含磷污泥）剩余污泥厭氧池（釋放磷）缺氧池(反硝化)好氧池 (吸收磷硝化)原水跳轉到第一頁六、生物方法除磷2. A2/O（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工藝 該工藝格單元功能與特征是，在原來A/O工藝的基礎上，嵌入一個厭氧池，原水進入，同時還有沉淀池中的回流污泥，在該反應器中主要是釋放磷，同時有部分有機物進行氨化。厭氧池的出水進入缺氧池，本單元是反硝

51、化細菌將由好氧池回流的硝態(tài)氮轉化成氣態(tài)氮，達到脫氮的功能，循環(huán)的混合液的量較大，一般是原污水流量的兩倍。從缺氧池出來的混合液即如好氧反應池，這個反應器單元是多功能的，去除有機物，硝化和吸磷等反應都是在這里進行的。沉淀池的功能是泥水分離，污泥的一部分回流到厭氧反應池，上清液作為出水排出。 該處理系統(tǒng)出水磷濃度基本在1mg/L以下，氨氮也可在15mg/L以下。由于污泥交替進行厭氧池和好氧池，絲狀菌較少，污泥的沉降性能好。跳轉到第一頁六、生物方法除磷2. A2/O（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工藝 影響因素1.污水中可生物降解有機物對脫氮除磷的影響生物反應池混合液中能快速生物降解的溶

52、解性有機物對脫氮除磷的影響最大。厭氧段中吸收該類有機物而使有機物濃度下降，同時使聚磷菌釋放出磷，以使好氧段更變本加厲地吸收磷，從而達到去除磷的目的。缺氧段，當污水中的C/N較高，此時NO3-N的反硝化速率最大，缺氧段的水力停留時間HRT為0.513小時即可；如果C/N比較低，則缺氧段HRT需23小時。由此可見，污水中的C/N對脫氮除磷的效果影響很大，一般，污水中COD/KN大于8時，氮的總去除率可達80%。2.污泥齡c的影響 A2/O工藝系統(tǒng)的污泥齡受兩方面的影響，一方面是受硝化菌世代時間的影響，即c普通活性污泥法的污泥齡長一些；另一方面，由于除磷主要是通過剩余污泥排出系統(tǒng)，要求A2/O工藝中

53、的泥齡不宜過長。權衡這兩個方面， A2/O工藝中的鵝泥齡一般為1520天。跳轉到第一頁六、生物方法除磷2. A2/O（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工藝 影響因素3.A2/O工藝中溶解氧（DO）的影響 在好氧段，DO升高，NH4+-N的硝化速度會隨之加快，但DO大于2mg/L后其增長趨勢減緩。因此，DO非高越好。因為好氧段的DO過高，則溶解氧會隨著污泥回流和混合液回流帶至厭氧段和缺氧段，造成厭氧段厭氧不完全，而影響聚磷菌的釋放和缺氧段的硝態(tài)氮的反硝化。4.污泥負荷率Ns的影響 在好氧池， Ns應在0.18kgBOD5/(kgMLSS.d)之下，否則異養(yǎng)菌數量會大大超過硝化菌，使硝

54、化反應受到抑制，所以在A2/O工藝中其污泥負荷率Ns的范圍狹小。5.KN/MLSS負荷率的影響 過高的氨態(tài)氮對硝化菌會產生抑制作用，所以KN/MLSS負荷應小于0.05kgBOD5/(kgMLSS.d)之下，否則異養(yǎng)菌數量會大大超過硝化菌，使硝化反應受到抑制，所以在A2/O工藝中其污泥負荷率Ns的范圍狹小。跳轉到第一頁六、生物方法除磷2. A2/O（Anaerobic-Anoxic-Oxic）工藝 影響因素6.污泥回流比和混合液回流比的影響 脫氮效果與混合液比尤很大關系，回流比高，則效果好，但動力費用增大，反之亦然，A2/O工藝適宜的混合液回流比一般為200%。A2/O工藝流程存在的問題 當A2/O工藝流程脫氮效果效果好時,除磷效果則交差，反之亦然。該工藝很難同時取得好的脫氮除磷的效果，其原因為：該流程回流污泥全部進入厭氧段，為了使系統(tǒng)維持在較低的污泥負荷下運行，以確保硝化過過程的完成，則要求猜采用較大的回流比，這樣系統(tǒng)的硝