深床脱氮生物硝化动力学实验研究
深床脱氮生物硝化动力学实验研究1
范荣桂1，范彬2，栾兆坤2
1 辽宁工程技术大学职业技术学院，阜新（123000）
2 中国科学院生态环境研究中心环境水化学国家重点实验室，北京（100085）
E-mail：fanronggui@https://www.wendangku.net/doc/6510853932.html,
摘 要：本文研究了深床条件下的生物硝化技术，建立了深床生物硝化反应动力学模型和生物膜传质模型，实验结果证实了深床条件下的生物硝化反应动力学级数为零级，氨氮浓度、硝酸盐氮浓度与床层深度或HRT具有良好的线性关系；讨论了溶解氧浓度及HRT对生物硝化反应，以及氨氮去除率的影响；分析了反冲洗工艺对深床硝化脱氮效果的影响。关键词：深床技术；生物硝化；反应动力学
1概述
氮、磷是构成水体富营养化的两大主要元素。随着城市人口的增加和工农业的快速发展，水体富营养化问题已引起人类的高度重视。如何更经济地从废水中去除这两大营养成分成为废水处理领域的重要课题。
废水体中的氮通常以有机氮和无机氮两种形态存在。有机氮主要指蛋白氮、氨基酸等，这些有机氮经微生物分解后可转化为无机氮；无机氮则是指氨氮、硝酸盐和亚硝酸盐氮。常用的除氮方法主要有吹脱法、离子交换法、折点加氯法及生物脱氮法等；生物脱氮法是既经济有效，又不致引起其它负面效应的除氮方法，也是目前广泛研究的脱氮法之一。
生物除氮包括生物硝化和生物反硝化两部分。生物硝化作用是指氨态氮先被氧化成NO-2—Ｎ,然后再进一步氧化成NO-3—Ｎ的过程。生物硝化过程中的亚硝酸菌和硝酸菌是以无机化合物CO2-3,HCO-3及CO2等为碳源,以NH+4及NO-2为电子供体,Ｏ2为电子受体,使氨氮氧化成硝酸盐氮及亚硝酸盐氮，同时有新的细胞合成，补充新的微生物。目前,对硝化机理的研究表明,从NO-2—Ｎ转化成NO-3—Ｎ是非常快的,对硝化反应速率的控制步骤是氨态氮先被亚硝化菌氧化成NO-2—Ｎ[1]
2 深床脱氮生物硝化反应动力学分析
2.1深床生物硝化理论模型的建立
实验采用升流式填料床，含氨氮废水从塔的底部进入，与填料表面的微生物发生生物化学反应。假设：（1）废水以薄层的形式流过填料，在流动过程中不会产生扰流，没有反混作用，即认为流动过程类似于推流式；（2）只考虑氨氮的硝化作用；（3）不考虑因浓度的变化而导致的反应速度变化，即整个塔内的生物硝化反应速度恒定。
1本课题得到国家“863”高技术研究发展项目（2003AA601010）的资助。
-1-
取塔中任意一薄层，对其进行物料衡算，有：
t
C Z A C V r Z A C V z
Z Z z ???
Δ?+?=?Δ?+?Δ+)()( (1)式中：V ――体积流量；
Cz ――Z 断面处的氨氮浓度； A ――填料塔横截面面积； ΔZ ――薄层厚度；
r ――生物硝化反应速度。
令z z z C C C ?=ΔΔ+
有：t
C Z A r Z A C V z
???Δ?=?Δ?+Δ??)()(两边除以Z A Δ?，有t
C r Z C
A V z ??=+ΔΔ??
(2) 因
θ
Δ=
Δ?11Z A V ，θ为流体流到Z 处所需的时间，Δθ即为在ΔZ 薄层处的停留时间。
将上式改写成偏微分形式，并略去下标，有：
t C
r C ??=
+???
θ (3) 考虑整个系统处于稳定状态，即进入填料塔的基质浓度不随时间变化，且不存在积累现象，则
t
C
??＝0，得到下列微分方程： r d dC
=θ。 (4) 1）、若生物硝化反应为一级反应，即kC r ?=，代入上式并积分，得：
)(θk e C C in ?= (5)
由此可计算出出塔时的氨氮浓度)(HTR k e C C in out ???= (6) HRT 为总的水力停留时间。
2）、若生物硝化反应为零级反应，即k r ?=，代入上式并积分，得：
in C k C +??=θ (7)
其出塔时的氨氮浓度为in out C HRT k C +??= (8)
上述模型是建立在宏观质量守衡的基础上得出的，并且只考虑流体的稳态流动和进入系统的基质（氨氮浓度）保持恒定。但事实上由于填料在塔内分布上的不均匀性，造成流动阻力的不均匀，使得塔内的水体流动相当复杂；其次，不仅进入塔的氨氮浓度是变化的，沿塔方向各点的氨氮浓度也是变化的。
-2-
2.2 硝化过程中生物膜的传质过程分析
由于生物硝化反应是在生物膜上（表面或内部）进行的，只有当各种基质（电子供体和电子受体）传递到生物膜时，反应才能进行，也就是说，除了反应速度外，传质过程有时也会起着很重要的作用的。其次，生物膜表面及内部各种微生物之间的竞争，以及生物膜在整个填料塔内分布的不均匀性等等，给生物硝化模型的准确预测带来一些非常在的困难。
微生物在附着固相载体上的生物膜的形式生长，基质和其它营养物只能通过传质机理才能达到生物膜内的细菌，因此，生物膜必须视为非均相系统，需同时考虑其反应和传质
假设生物膜为一均匀的、厚度为L 的薄层，水相主体氨氮浓度为C main ，生物膜内任一点的氨氮浓度为C ，生物膜内氨氮的体积转化速率为r ，如图2所示。
边界条件：在X ＝L 处，有C ＝0，即氨氮完全氧化；
在X ＝0处，有C ＝C main 。
在厚度为L 的生物膜中取其中一厚度为ΔX 的薄层进行物料衡算，有：
t
C
xA r xA dX
dC A D dX
dC A D s
s x
x s
e x s
e ??Δ=Δ?+?Δ+ (9) 考虑在稳定状态时，有
0=??t
C
， 两边同除A s 、Δx ，且有Δx →0，以dx 代替Δx ，可以得到：
r dx C d D e =22，或r D dx
C d e ×=12
2 Gheewala [2]提出的生物膜硝化动力学方程为：
)]2.7(0833.01)((
,pH DO
K DO
C K kC r o s s ??++= (10)
式中：C ――生物膜内的氨氮浓度； k ――生物膜的零次反应速率；
-3-
K s ――氨氧化半饱和常数； DO ――生物膜内溶解氧浓度； K s,o ――对溶解氧而言的半饱和系数； 考虑到DO 》K s,o ，pH 值接近7.2，故此有：
C
K kC
r s +=
(11)
代入上式，
×=e D dx C d 12
2C K kC
s + (12) 对上式积分即可求出氨氮浓度在生物膜内的分布情况。
可见，沿生物膜厚度方向上的氨氮浓度不仅与生化反应有关，且与反应物的传质有关。
3 实验方法及实验装置
生物硝化实验装置及工艺流
程如图1所示。实验系统由曝气硝化塔、中间贮槽及测压、计量部分组成。进水由某废水处理厂二沉池出水引入，其COD 为30～80mg/L ，氨氮浓度为30～70mg/L ）。曝气塔内径为Φ230mm ，总高度3.3m ；其中填料段高度2.0m ，曝气塔气水分配段高0.5m ，空柱体积0.083m 3
；柱内填料采用φ3～4mm 的聚苯乙烯发泡颗粒，孔隙度45～55%；布气采用DTB-3型钛板布气装置，其孔隙度40～45%，布气孔径平均10～20μm ，最大曝气压力为8atm ；实验时水力负荷为4～7m 3/m 2·d 。
沿曝气塔高度上分设七个取样口，并在顶、底端设有测压点。NH4+－N 、NO3－－N 、NO2－－N 采用比色法测定 (DR/4000U Spectrophotometer HACH Co.)；DO 使用Sension6便携式溶解氧测定仪测定（HACH Co ）；COD 采用重铬酸钾法测定；pH 使用EC10 pH 仪测定（HACH Co.）；所采用的测定方法符合《水和废水监测分析方法》（第四版）[3]。
4 实验结果与讨论
4.1 生物硝化过程中的动力学分析
经典的Monod 方程是用来描述单一限制性基质浓度与微生物生长速率间的关系。方程
-4-
的形式为：
s
s s
S K S +=max
μμ
式中：μ――微生物比增长速率，max μ――微生物最大比增长速率，――半饱和系数，
s K s S ――基质浓度；
由此可见，决定了s K μ接近max μ的快慢程度；越小，s K μ接近max μ时的基质浓度就越低。
对Monod 方程的简化可经看出，当值远大于时，Monod 方程变为一级反应形式，即：s K s S s
K max
μμ=
；而当值远小于时，Monod 方程变为零级反应形式，即：
s K s S max μμ=；此时，微生物的生长速率与基质浓度无关。
对硝化反应来说，硝化反应是在好氧状态下由亚硝酸菌与硝酸菌共同完成的，硝化菌和亚硝化菌的生长速率基本遵循Monod 方程。
利用Monod 方程导出的基质比去除速率与上式具有同样的形式，即上述的分析结果同样适用于基质比去除速率[4]。
按照国际水协城市污水处理2号模型，硝化微生物的最大比生长率为0.35~1.00d -1，氨氮半饱和系数为1.00gN/m 3，即1.000mgN/L ；资料显示[5,6]，20℃时，氨氮的半饱和系数为0.06~5.6mgN/L ，通常采用 1.0mgN/L ，硝酸菌的半饱和系数比亚硝化菌的稍大，为0.06~8.4mgN/L 之间，典型值为1.3mgN/L 。实验条件下，进水氨氮浓度在30~70mg/L 之间，由此可见，
远远小于
，硝化反应过程可以认为是以零级反应方式进行的。
s
K s
S 4.2 出塔氨氮浓度、硝酸盐氮浓度与水力停留时间的关系
对所得实验数据进行分析归纳，其结果列于表1中。我们发现，利用深床进行生物硝化时，进水的氨氮浓度、出水的硝酸盐氮浓度与水力停留时间具有良好的线性关联，说明利用深床进行生物硝化时，其生物硝化反应级数宏观表现为零级，出水氨氮浓度与水力停留时间具有线性递减，类似地，出水硝酸盐氮浓度与其水力停留时间呈线性递增关系；如式（8）所示；只有在硝化反应动力学级数为零级时，才有这样的结果出现，因此，我们可以推断，上升流式生物填料塔进行生物硝化时的硝化反应动力学反应级数为零级。这对采用深床技术进行生物硝化处理氨氮具有一定的指导意义。
但从微生物学角度，微生物的生长受多种因素的影响，尤其是进水基质的影响；一方面基质浓度的增加虽不会增加微生物的生长速率，但会导致微生物总量的增加；另一方面，微生物的最大增长速率并不意味着一定有最大的硝化速率，这可以从平均反应速率系数来考虑。
平均反应速率系数k e 为：k e =q/K s ，而q=μ/Y ，
（q 为最大比基质去除率；Y 为生长比率，或产率系数，即去除单位基质所生物的细胞物质的数量）；Y 与μ一样，既受基质影响，又受微生物影响。实质上，Y 是基质中有效能量的反映，而μ则反映了微生物利用这种能量而
-5-
生长的快慢。自养硝化中硝化菌和亚硝化菌的Y 值分别为0.12和0.47mg 细胞COD/mgN [7]。硝化过程中的硝化菌浓度可以用被硝化的NH 3－N 浓度乘以硝化细菌的Y 值来进行估算。
生物硝化反应是依靠生物膜的作用，生物硝化反应主要是发生在生物膜内或生物膜的表面，而不是液流主体相，氨氮向生物膜表面及其内部迁移，反应产物由生物膜内部向外迁移及扩散，对硝化反应亦有重要的影响。因为在某一浓度范围内，Monod 方程对于基质来说变为零级反应，而传质过程却是一级的，这就意味着基质去除率主要受传质过程所控制。由前面的分析可知，这种传质过程一方面受浓度差（传质推动力）的影响，另一方面，生物膜的结构及主体液相的理化性能都会影响传质过程，从而影响处理的结果。因为硝化生物膜是附着在滤料表面上的，因此滤料的外比表面积对硝化生物膜的质量会产生一定的影响。对于某一确定滤料来说，滤料的比表面积与粒径成反比。但由于生物膜是一种立体结构,因此硝化生物量并不是严格地与表面积成正比,也不是与粒径成反比,可见所采用的滤料对生物量有很大的影响[8]，也会影响到生物硝化反应速率。
表1 拟合硝化动力学方程及出水氨氮浓度、硝酸盐氮浓度及亚硝酸盐氮浓度间的关系
Table 1 Simulating kinetic equations andrelationship between Effluent concentration of ammonia-nitrogen
and nitrate-nitrogen as well as nitrite-nitrogen
序 进塔浓度 出塔浓度 反应温度总HRT 气水比拟合方程 R 2氨氮 41.50 1.50 19.50 0.798 5.38
C out ＝ －59.586×HRT + 41.5 0.8706 1
硝态氮 3.95 38.28 19.50 0.798 5.38
C out ＝ 48.17×HRT + 3.95 0.9189 氨氮 33.50 2.00 18.50 0.865 5.83
C out ＝ －39.278×HRT + 33.5 0.9367 2
硝态氮 7.53 56.25 18.50 0.865 5.83
C out ＝ 56.866×HRT + 7.53 0.8924 氨氮 47.50 3.50 17.00 1.186 4.86
C out ＝ －44.314×HRT + 47.5 0.8715 3
硝态氮 8.63 48.13 17.00 1.186 4.86
C out ＝ 32.703×HRT + 8.63 0.9816 氨氮 51.50 1.50 16.50 1.186 6.29
C out ＝ －50.936×HRT + 51.5 0.8760 4
硝态氮 2.00 50.20 16.50 1.186 6.29
C out ＝ 43.666×HRT + 2 0.9293 氨氮 57.5 2.5
16.00 1.04 6.50
C out ＝ －64.667×HRT + 57.5 0.7642 5
硝态氮 3.43
54.785 16.00 1.04 6.50
C out ＝ 55.266×HRT + 3.43 0.9017 氨氮 52.33 1.23 11 1.06 5.1 C out ＝－55.33×HRT+52.33 0.9315 6
硝态氮 0 46.49 11 1.06 5.1
C out ＝49.79×HRT 0.9098 氨氮 58.37 1.37 12 1.74 10.8 C out ＝ －29.373×HRT + 58.37 0.8808 7
硝态氮 0 46.53 12 1.74 10.8
C out ＝26.17×HRT 0.9567 氨氮 56.93 2.2 11 1.66 8.8 C out ＝ －35.575×HRT + 56.93 0.9722 8
硝态氮 0 51.56 11 1.66 8.8
C out ＝ 29.708×HRT 0.9609 氨氮 55.44 3.42 15 0.84 5.1 C out ＝ －65.206×HRT + 55.44 0.9620 9
硝态氮 0 41.65 15 0.84 5.1
C out ＝ 40.908×HRT 0.8731 氨氮 52.77 2.32 15.5 1.27 7 C out ＝ －46.223×HRT + 52.77 0.9180 10 硝态氮 0.45 41.01 15.5 1.27 7
C out ＝ 34.966×HRT 0.9091 11
氨氮
53.64 2.44 15.5 1.41 7.1
C out ＝ －38.885×HRT + 53.64 0.9771
-6-
C out＝29.158×HRT + 0.93 0.8303
硝态氮0.93 47.73 15.5 1.41 7.1
12 氨氮47.94 1.67 15 0.71 4.4
C out＝－69.236×HRT + 47.94 0.9739
C out＝52.449×HRT + 0.6 0.9291
硝态氮0.62 39.57 15 0.71 4.4
13 氨氮28.82 2.66 17.5 0.75 6.3
C out＝－36.521×HRT + 28.82 0.9752
C out＝18.564×HRT + 11.59 0.7869
硝态氮11.59 30.06 17.5 0.75 6.3
14 氨氮32.99 3.66 17 0.55 4.1
C out ＝－52.767×HRT + 32.99 0.9873
C out＝33.811×HRT + 8.63 0.9860
硝态氮8.63 27.05 17 0.55 4.1
15 氨氮31.32 3.67 17 0.72 6.9
C out＝－34.51×HRT + 31.32 0.9425
C out＝21.776×HRT + 7.6 0.9186
硝态氮7.6 24.54 17 0.72 6.9
16 氨氮40.44 1.77 17.5 0.9 9.2
C out＝－39.432×HRT + 40.44 0.9702
C ou t ＝20.647×HRT + 6.83 0.7954
硝态氮 6.38 31.08 17.5 0.9 9.2
4.3 水力停留时间对硝化作用的影响
水力停留时间（HRT）是生物硝化反应中极其重要的参数，其值有两种表述，一种是
以空塔体积作为计算基准，一种是以真实体积作为计算基准，本文采用后一种表述。
HRT＝V空/Q，或V实/Q；
V空、V实分别表示空塔体积和真实体积（即空塔体积与填料所占体积之差）；
Q为体积流量。
水力停留时间的确定需要满足两方面的要求，一方面要满足微生物生长的需要；同时
还需要保证生物硝化反应的需要。首先，污水在填料塔必须有足够的停留时间，以使微生
物与填料间有足够的接触时间，保证微生物的繁殖与增长，特别是像生长比较缓慢的硝化
菌及亚硝化菌；一旦HRT小于微生物生长所需的最小时间时，微生物将会悬浮生长，并随
出水流出，降低出水质量，恶化硝化效果；其次，生物硝化及亚硝化反应需要一定的时间，基质向生物膜表面传质过程，以及生物硝化产物向生物膜外的传质都需要一定的时间，因此，其停留时间亦不能太短。只有当基质浓度足够高时，生物膜处于完全渗透状态，传质
限制才会消失。当然，水力时间过长，会降低处理效率，增加处理的费用。合适的HRT
应该既能满足生物硝化的需要，又能最大限度地提高处理能力，降低处理成本。
也应该看到，生物硝化作用的反应速率在很大程度上取决于反应时的温度和基质本身
的可生化性等因素，一般而言，反应时间延长，对生物反应有利，因而对基质的去除率也
就越高。
对于曝气生物硝化填料塔，水力停留时间的延长对填料的物理吸附、截留作用的影响
不大。
从硝化反应的机理及反应动力学分析来看，HRT对出水水质影响很大，不同氨氮浓度
的废水，需要不同的水力停留时间；这就要针对所需处理废水的氨氮浓度，确定最佳的HRT。
-7-
图4反映了硝化塔内氨氮浓度、硝酸盐氮浓度及亚硝酸盐氮浓度随滤床深度或HRT的
变化情况。图4中的上图表明在合适的HRT下，含氨氮废水经过曝气塔后，硝化反应正好结束，所有氨氮几乎都转变为硝酸盐氮，出水氨氮浓度很低，即出水时整个硝化反应结束；图4的中图则表明因水力时间过长，硝化反应只在曝气塔的下部即已完成，氨氮的去除主要在塔的底部，而硝化塔上部的硝化反应很弱，氨氮的去除率很低，但曝气塔总的氨氮去除率较高；而图4的下图则说明了在水力停留时间不足时，曝气塔内氨氮、硝酸盐氮及亚硝酸盐氮间的浓度关系，很明显，由于水力停留时间比生物硝化反应所需的时间短，硝化反应尚未结束时，废水已从曝气塔内流出，其出水氨氮浓度当然较高。
4.4 HRT对氨氮去除率的影响
图5表明了HRT及滤床深度对氨氮去除率的影响。随HRT的提高，曝气塔内氨氮去除率相应提高，但与此同时，处理能力也相应下降。实验中还发现，进水浓度相同时，HRT越大，出水浓度越小，氨氮去除率越高；在相同的HRT时，进水浓度提高，出水浓度也会相应增加，其去除率有所下降。这与硝化反应动力学是一致的。
4.5 生物硝化过程中DO的影响
生物硝化过程不仅是氨氮氧化需要氧，硝化菌及亚硝化菌的生物也需要氧的存在，氨氮生物硝化反应总反应式可表示成：
氨
氮
浓
度
（m
g
/
L
）
HRT(h)
硝酸盐氮及亚硝酸盐氮浓度（mg/l）
HRT(h)
氨
氮
浓
度
（m
g
/
L
）硝酸盐氮及亚硝酸盐氮浓度（mg/L）
HRT(h)
氨
氮
浓
度
（m
g
/
L
）硝酸盐氮及亚硝酸盐氮浓度（mg/L）
图4 曝气塔内氨氮、硝酸盐氮及亚硝酸盐氮的浓度
随滤床深度及HRT的变化
Figure 4The relationship of concentration change of
ammonia-nitrogen and nitrate-nitrogen as well as
nitrite-nitroge and height of filtration media or HRT
in aerated pillar
-8-
NH 4＋
＋2O 2→ NO 3－
＋2H ＋
＋
H 2O
由上述反应式可以求出，氧的总消耗为4.57gO 2/gN ；其中3.43gO 2用于氨氮转变为亚硝酸氮，1.14gO 2用于亚硝酸氮转化为硝酸氮，除此之外还有微生物细胞生物所需的氧。但据Werzernak 和Gannon(1967)的测定，实际上氨氧化过程中所需的氧为4.33gO 2/gN ，
其中3.22gO 2用于氨氧化为亚硝酸氮，另有 1.11gO 2用于亚硝酸氮的继续氧化[9]
。实验证实，只有当硝化塔内的溶解氧浓度超过2.0mg/L 时，且均匀分布，生物硝化反应才能顺利进行。
4.6 反冲洗工艺对生物硝化反应的影响
生物硝化过程中，由于生物膜的产率较高，会不断在滤料的表面产生生物膜积累，以及水体中原先存有的悬浮物，在经过一段时间运行后，水流通道逐渐减小，严重时会使整个通道堵死，造成堵塔现象的发生，因此，采用深床工艺时一定要及时进行反冲洗，一方面可以改善水流通道，另一方面还会使滤料表面陈旧的生物膜被剥离下来，露出新的生物膜表面，利于生物硝化反应的顺利进行。
5 结论
1．利用深床技术可有效地进行生物硝化作用，进而实现脱氮的目的；
2．深床生物硝化时其宏观反应动力学级数表现为零级，进出硝化塔的氨氮浓度、硝酸盐氮浓度与HRT 具有线性关系；
3．HRT 、DO 及滤床深度对氨氮去除率有重要影响； 4．深床生物硝化时必须适时进行反冲洗。
浓
度（m g /L ）滤塔高度（m）
氨氮 氨氮去除率（%）
图5 HRT 与滤床深度与氨氮去除率间的关系 Figure 5 The relationship of HRT or height of the filter media and the removal efficiency of ammonia-nitrogen
-9-
参考文献
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Experimental study on kinetics of bio-nitrification in the processes of removal nitrogen with the deep bed technique
Fan Ronggui1，Fan Bin2，Luan Zhaokun2
1.V ocational and Technical College, Liaoning Technical University, Fuxin (123000)
2.State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for
Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Science, Beijing (100085）
Abstract
Bio-nitrification technology was discussed in the processes of the deep bed filtration in this paper. The kinetics model of bio-nitrification was constructed in deep bed technique. The result of experiment approve that the order of reaction of bio-nitrification kinetics was zero and the relationship of the concentration of ammonia as well as the nitrate and HRT or height of deep bed was provided well with linearity. The effect of the dissolve oxygen and HRT on removal efficiency or reaction processes was discussed. The effect of backwashing technique on removal efficiency of ammonia was analyzed.
Keywords: deep bed technique; bio-nitrification; reaction kinetics
作者简介：范荣桂（1962~），男，工学博士，副教授，主要从事水环境与水污染控制工程技术研究。
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短程硝化反硝化的研究详解
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。V oets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
短程硝化反硝化生物脱氮技术概述
短程硝化反硝化生物脱氮技术概述 [摘要] 首先阐述了传统硝化反硝化脱氮过程；其次重点介绍了短程硝化反硝化生物脱氮机理，过程实现的控制因素；最后提出了短程硝化反硝化脱氮的研究前景。 [关键词] 短程硝化反硝化；生物脱氮 随着水体受到氮素污染越来越严重，废水脱氮日益受到人们的重视。其中生物脱氮技术将有机氮和氨氮通过硝化反硝化过程去除具有无可比拟的发展前景。其中传统的生物脱氮技术认为要完全去除水中的氨态氮就必须要经过完整的硝化与反硝化过程，即以硝酸盐作为硝化的终点和反硝化的起点，这主要是基于要防止对环境危害较大的亚硝酸盐的积累以及对好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌不能在同一个反应器里同时大量存在的认识导致的。而现在的大量研究表明，好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌是可以在同一个反应器里共同起作用的。因为在整体和每一单元填料表面所附着的生物膜上都存在基质和溶解氧的浓度梯度分布，这就为各种生态类型的微生物在生物膜内不同部位占据优势生态位提供了条件。由于短程硝化反硝化脱氮比传统的脱氮技术具有很多的优点，因此引起了国内外研究者的广泛关注，对影响短程硝化反硝化的因素以及实现和维持短程硝化反硝化的工艺控制进行了大量的研究。 1.传统硝化反硝化脱氮机理 1.1 硝化反应 硝化反应是由一类自养耗氧微生物完成的，包括两个步骤：第一步为亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐；第二步为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都利用无机碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作为碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量。 亚硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制时，有可能出现NO2-积累的情况。 1.2反硝化反应 反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程，它的主要过程是在缺氧的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮。反硝化细菌多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3-作为电子受体，O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度，有机物则作为碳源和电子供体提供能量，并得到氧化稳定。 反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化时通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将NO2-和NO3-还原为NO、N2O、N2等气体物质，主要是N2。而同化作用是反硝化菌将NO2-和NO3-还原成为NH3-N,供新细胞合成使用，使氮成为细胞质的成分，此过程可成为同化反硝化。 反硝化反应一般以有机物为碳源和电子供体。当环境中缺乏有机物时，微生物还可以消耗自身的原生质，进行所谓的内源反硝化。反应式如下：C5H7O2N+4NO3-→5CO2+NH3+2N2+4OH- 可见内源反硝化的结果是细胞原生质的减少，并会有NH3的生成，因此废
污水生物脱氮技术研究现状
污水生物脱氮技术研究现状 摘要：概述了传统生物脱氮技术原理及传统的生物脱氮技术，分析了传统生物脱氮工艺的不足，并介绍了同时硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化等几种生物脱氮新技术的机理、特点和研究现状。最后对生物脱氮技术的今后的发展趋势进行了展望及建议，指出高效、低能耗的可持续脱氮工艺是污水处理的发展方向。 关键词：生物处理；生物脱氮；短程硝化反硝化；同步硝化反硝化；厌氧氨氧化Research Status of Biological Removal of Nitrogen from Wastewater Abstract：Summarizes the conventional biodenitrification technology principle and conventional biological removal of nitrogen technology, analyzes the deficiencies of conventional biological removal of nitrogen, and introduces nitration denitrification, shortcut nitrification and denitrification anaerobic ammonium oxidation ,and the features, the mechanism and the current research status of the several biological new technologies,. Finally have a outlook and Suggestions of the new technologies , points out that high efficiency, low energy consumption is the development direction of removal of nitrogen in sewage treatment. Keywords：biological disposal；nitrogen removal；shortcut nitrification；Simultaneous nitrification and denitrifieation；anaerobic ammonium
新型生物脱氮工艺
新型生物脱氮工艺 摘要介绍六种新型生物脱氮工艺的基本原理和研究现状。随后介绍新型生物脱氮工艺 的原理和特征及工艺的发展前景。 关键词SHARON工艺；ANAMMOX工艺；SHARON-ANAMMOX组合工艺；OLAND 工艺；CANON工艺； 随着现代工业的不断发展、化肥的普遍应用及大量生活污水的排放，废水中的氮污染日益严重。各种水体富营养污染事件频繁爆发，破坏了水体原有的生态平衡，严重污染了周围环境。我国作为水资源十分短缺的国家，严格控制脱氮污水的超标排放是十分必要的。对于氮素污染的治理，国内外常见的工程技术有空气吹脱法、选择性离子交换法、折点氯化法、磷酸铵镁沉淀法、生物脱氮法等。其中，生物脱氮法使用范围广，投资及运转成本低，操作简单，无二次污染，处理后的废水易达标排放，已成为脱氮常用处理方法。 1 传统生物脱氮工艺 传统生物脱氮一般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。硝化反应是由一类化能自养好样的硝化细菌完成，主要包括两个步骤：第1步称为亚硝化过程，由亚硝酸菌将氨态氮转化为亚硝酸盐；第2步称为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。 反硝化作用是在厌氧或缺氧条件下反硝化菌把硝酸盐转化为氮气排除。该转化过程有许多中间产物，如HNO2、NO2和N2O。反硝化菌多数是兼性厌氧菌，在无分子态氮存在 的环境下，利用硝酸盐作为电子受体，有机物作为碳源和电子供体提供能量并被转化为CO2、H2O。 传统生物脱氮工艺在废水脱氮方面起到了一定的作用，但任存在以下问题[1]： （1）在低温冬季硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度。造成系统总水力停留时间（HRT）长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用。 （2）硝化过程是在有氧条件下完成的，需要大量的能耗； （3）反硝化过程需要一定的有机物，废水中的COD经过曝气有一大部分被去除，因此反硝化时往往要另外加入碳源； （4）系统为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用； （5）抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌的生长；
废水生物处理基本原理—生物脱氮原理
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
生物脱氮新技术研究进展_周少奇
第1卷第6期2000年12月 环境污染治理技术与设备 T echniques and Equipment fo r Enviro nmental Pollutio n Co ntrol V ol.1,N o.6 Dec.,2000生物脱氮新技术研究进展① 周少奇 周吉林 (华南理工大学环境科学与工程系,广州510640) 摘 要 本文对短程硝化反硝化、同时硝化反硝化及厌氧氨氧化等生物脱氮新技术的研究和开发 进展进行了简单的综述和讨论,并指出了这些新技术的特点和研究开发应用的前景。 关键词:生物脱氮 短程硝化反硝化 同时硝化反硝化 厌氧氨氧化 脱氮处理是废水处理中的重要环节之一。废水中氮的去除方法有物理法、化学法和生物法三种,而生物法脱氮又被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法之一。目前,废水的脱氮处理大多采用生物法。废水生物脱氮技术经过几十年的发展,无论是在理论认识上还是在工程实践方面,都取得了很大的进步。 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-denitrificatio n),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)、UC T、JBH、AAA工艺等,这些都是典型的传统硝化反硝化工艺[1]。 然而,生物脱氮技术的新发展却突破了传统理论的认识。近年来的许多研究表明[2～12]:硝化反应不仅由自养菌完成,某些异养菌也可以进行硝化作用;反硝化不只在厌氧条件下进行,某些细菌也可在好氧条件下进行反硝化;而且,许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌(如Thiosphaera pantotropha菌),并能把NH4+氧化成NO2-后直接进行反硝化反应。生物脱氮技术在概念和工艺上的新发展主要有:短程(或简捷)硝化反硝化(shortcut nitrification-denitrification)、同时硝化反硝化(simultaneous nitrification-denitrifi-cation-SND)和厌氧氨氧化(Anaerobic Ammonium Oxidation-ANAMMOX)。 ①广东省重点科技攻关项目、广东省自然科学基金项目(980598)、广州市重点科技攻关项目资助
污水生物脱氮工艺研究
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
第三章 微生物反应动力学习题
第三章微生物反应动力学习题 1. 微生物反应的特点，其与化学反应的主要区别有那些？ 2．简要回答微生物反应与酶促反应的最主要区别？ 3. 进行微生物反应过程的物量衡算有何意义，请举例说明。 4．Monod 方程建立的几点假设是什么？Monod 方程与米氏方程主要区别是什么？ 5．举例简要说明何为微生物反应的结构模型？ 6. 以葡萄糖为单一碳源，进行某种微生物好氧或厌氧培养。已知此菌的比生长速率μ、葡萄糖的比消耗速率γ、细胞、葡萄糖、二氧化碳和各产物中的碳元素含量α1、α2、α3 和αi，利用这6 个常数给出此菌的与生长相关的物料衡算式。 7. 葡萄糖为碳源的复合培养基进行干酪乳杆菌的厌氧培养，1mol葡萄糖可生成乳酸或乙酸或乙醇或甲酸为0.05mol、1.05mol、0.94mol和1.76mol，试讨论各分解代谢的碳元素的恒算及生成ATP的摩尔数。 8. 荧光假单胞菌（Pseudomonas fluorescens）好氧培养中，已知：Y x/s=180g/mol,Y x/o=30.4g/mol,每消耗1mol葡萄糖可生成2molATP，氧化磷酸化的P：O比为1，求Y ATP？ 9. 在啤酒酵母的生长试验中，消耗了0.2kg 葡萄糖和0.0672kgO2，生成0.0746kg 酵母菌和 0.121kgCO2，请写出该反应的质量平衡式，计算酵母得率Y X/S 和呼吸商RQ。 10. 微生物物繁殖过程中分裂一次生成两个子细胞，也有4 分裂或8 分裂的，试证明当n 分 裂时，有如下式子：，式中： 为倍增时间， 为世代时间。 11．分别采用含有蛋白胨和牛肉膏的复合培养基、含有20 余种氨基酸的合成培养基和基本培养基进行运动发酵单胞菌厌氧培养，碳源为葡萄糖，获得如下表所示结果。已知菌体的含碳量（以碳源/细胞计）为0.45g/g，求采用不同培养基时的Y KJ。 12. 葡萄糖为碳源进行酿酒酵母培养，呼吸商为1.04，氨为氮源。消耗100mol 葡萄糖和48mol氨，生成细胞48mol、二氧化碳312mol 和水432mol。求氧的消耗量和酵母细胞的化学组成。 13. 以葡萄糖为唯一碳源的最低培养基进行Candida utilis 培养，Y x/s=91.8g-细胞/mol 葡萄糖，求Y kJ。已知葡萄糖的燃烧热为2830KJ/mol。 15. 以葡萄糖为唯一碳源的基本培养基厌氧培养产气气杆菌, Yx/s= 26.1 g 细胞/mol 葡萄糖,试求分解代谢消耗葡萄糖的量占总消耗量的分率? 已知每克细胞含0.45g 碳,每mol 葡萄糖含72g 碳,且△S=△S 合成 +△S分解。 16.一个新发现的微生物在每一次细胞分裂时，可产生3个新细胞，由下列生长数据求：①此微生物的比生长速率μ(h-1)；②两个细胞分裂的平均间隔时间；③此微生物细胞的平均世代时间。 时间/h 0 0.5 1.0 1.5 2.0 细胞干重/(g/L) 0.10 0.15 0.23 0.34 0.51
废水生物脱氮基本原理
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
A_O生物脱氮工艺处理生活污水中试_一_短程硝化反硝化的研究
第26卷第5期 2006年5月 环 境 科 学 学 报 Acta Scientiae Circu m stantiae Vol .26,No .5May,2006 基金项目:国家自然科学基金-国际(地区)重大合作项目(No .50521140075);国家自然科学基金(No .20377003);北京市重点实验室开放基金 Supported by the Nati onal Natural Science Foundati on of China (No .20377003);The Key I nternati onal Cooperative Pr oject of NSFC (No .50521140075);The Open Pr oject of Key Laborat ory of Beijing 作者简介:马 勇(1976—),男,博士;3通讯作者(责任作者),E 2mail:pyz@bjut .edu .cn B i ography:MA Yong (1976—),male,Ph . D.;3Correspond i n g author ,E 2mail:pyz@bjut .edu .cn 马 勇,王淑莹,曾 薇,等.2006.A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究[J ].环境科学学报,26(5):703-709 Ma Y,W ang S Y,ZengW ,et al .2006.A /O p il ot 2scale nitr ogen re moval p r ocess treating domestic wastewater Ⅰ.The study of short 2cut nitrificati on and denitrificati on[J ].Acta Scientiae Circum stantiae,26(5):703-709 A /O 生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化 反硝化的研究 马 勇1 ,王淑莹2 ,曾 薇2 ,彭永臻 1,2,3 ,周 利 3 1.哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨150090 2.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京10002231青岛理工大学环境与市政学院,青岛266033 收稿日期:2005208219 修回日期:2006203221 录用日期:2006203221 摘要:应用A /O 生物脱氮中试试验装置处理实际生活污水,从pH 、污泥浓度(MLSS )、自由氨(F A )、温度、污泥龄(SRT )、溶解氧(DO )和水力停留时间(HRT )等方面系统的分析了A /O 工艺实现短程硝化反硝化的主要影响因素。结果表明,DO 浓度是A /O 工艺实现短程硝化反硝化的主要因素,由F I SH 检测发现长期控制低DO 浓度(0.3～0.7mg ?L -1)可以导致亚硝酸盐氧化菌(NOB )的淘洗,从而实现稳定的亚硝酸盐积累率,试验获得平均亚硝酸氮积累率为85%,有时甚至超过95%。提高DO 浓度,1周内亚硝酸氮积累率从85%降到10%,继续维持低DO 浓度,大约需要2个污泥龄时间才可重新恢复到较高的亚硝酸氮积累率(>75%)。低DO 浓度下,试验初期污泥沉淀性能随着亚硝酸氮积累率的增加而变差,而在试验后期,无论亚硝酸氮积累率多高,污泥沉淀性能一直很好,S V I 值处于80～120mL ?g -1关键词:A /O 中试装置;生活污水;短程硝化反硝化;低DO,亚硝酸氮积累;F I SH 文章编号:025322468(2006)0520703207 中图分类号:X70311 文献标识码:A A /O p ilot 2sca le n itrogen re m ova l process trea ti n g do m esti c wa stewa ter Ⅰ.The study of short 2cut n itr i f i ca ti on and den itr i f i ca ti on MA Yong 1 ,ZENG W ei 2 ,WANG Shuying 2 ,PENG Yongzhen 1,2,3 1.School of Munici pal and Envir onmental Engineering,Harbin institute of Technol ogy,Harbin 150090 2.Key Laborat ory of Beijing f orW ater Envir onmental Recovery Engineering,Beijing University of Technol ogy,Beijing 100022 3.I nstitute of Envir onment &Munici pal Engineering,Q ingdao technol ogical University,Q ingdao 266033Rece i ved 19August 2005; rece i ved in revised for m 21March 2006; accepted 21March 2006 Abstract:The effect of main fact ors,such as pH,MLSS,F A,T,SRT,DO and HRT,on short 2cut nitrificati on and denitrificati on was syste matically analyzed in a p il ot 2scale A /O nitr ogen re moval p lant treating domestic waste water .The experi m ental results de monstrated that DO is the main fact or t o achieve short 2cut nitrificati on in the study .Fish analysis p resented that a l ong 2ter m operati on at l ow DO (0.3～0.7mg ?L -1)concentrati on lead t o the eli m inati on of a mmonia oxidizing bacteria (AOB ),s o as t o realize nitrite accumulati on .The average nitrite accumulati on rati o could reach 85%;s ometi m es the nitrite accumulati on rati o was higher than 95%.The short 2cut nitrificati on and denitrificati on was da maged with the nitrite accumulati on rati o decreasing fr om 85%t o 10%when DO was increased above 1.5mg ?L -1.The nitrite accumulati on rati o was resumed t o 75%after about t w o sludge ages with the DO kep t in l ow level .The S V I increased with the increase of nitrite accumulati on rati o in the initial peri od,but the S V I maintained at a p r oper level of 80～120mL ?g -1in the after ti m e no matter how high or l ow the nitrite accumulati on rati o was .Keywords:A /O p il ot p lant;domestic waste water;short 2cut nitrificati on and denitrificati on;DO;nitrite accumulati on 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(N itroso m onas )将NH + 42N 氧化为
污水生物脱氮技术原理
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
三种生物脱氮工艺研究现状
2016 年春季学期研究生课程考核 （读书报告、研究报告）考核科目:专业新技术 学生所在院 :市政环境工程学院 （系） 学生所在学科: 学生姓名:左左 学号: 学生类别:工学硕士 考核结果阅卷人 三种生物脱氮工艺研究现状 一、前沿
氮是造成水体富营养化的一种主要污染物质，尤其是当水体有机性污染物降低到一定标准之后。为了维护生态环境，保障人体健康，国家的污水排放标准逐步严格，对氮的去除也有了更高的要求。因此，研究具有高效脱氮功能的工艺越来越重要。 传统的生物脱氮理论[1]包括硝化和反硝化两个过程，分别由自养型硝化菌和异氧型反硝化菌完成。其生物脱氮原理为: 氨化反应是在氨化菌作用下，有机氮被分解转化为氨态氮，这一过程称为氨化过程，氨化过程很容易进行;硝化反应由好氧自养型微生物完成，在有氧状态下，亚硝化菌利用无机碳为碳源将NH4+氧化成NO2-，然后硝化菌再将NO2-氧化成NO3-的过程。反硝化反应是在缺氧状态下，反硝化菌将亚硝酸盐氮、硝酸盐氮还原成气态氮 (N2 )的过程。反硝化菌为异养型微生物，多属于兼性细菌，在缺氧状态时，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，以有机物 (污水中的 BOD 成分)作为电子供体，提供能量并被氧化稳定。具体流程图如下： 传统生物脱氮途径 近十多年来，许多国家加强了对生物脱氮的研究，并在理论和技术上都取得了重大突破。其中主要包括短程硝化反硝化，厌氧氨氧化和同步硝化反硝化等，以及它们的组合工艺[2]。这些新的理论研究表明: ①硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用; ②反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌可在好氧或缺氧条件下完成反硝化; ③许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，并能把NH4+氧化成NO2-后，直接进行反硝化反应。 二、研究现状 1、短程硝化反硝化 短程硝化反硝化[3]是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后进行反硝化，省去了传统生物脱氮中将亚硝酸盐氧化成硝酸盐，再还原成亚硝酸盐两个环节。因此，该技术具有很多优点: 可节省约25%氧供应量，降低能耗; 可节省反硝化所需的碳源，在C/N 一定的情况下，提高TN的去
水处理生物脱氮除磷工艺
生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害，主要表现在以下几个方面： 氨氮会消耗水体中的溶解氧； 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气，增加氯的用量； 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用：① 氨氮对鱼类有毒害作用；② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质；③ 水中NO 3-高，可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”； 加速水体的“富营养化”过程；所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化，其主要因子是N 和P （尤其是P ）；解决的办法主要就是要严格控制污染源，降低排入水环境的废水中的N 、P 含量；对于城市废水来说，利用传统的活性污泥法进行处理，对N 的去除率一般只有40%左右，对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法： -++?+OH NH O H NH 423 2 2每 3 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程
1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →++ + 一般用Al 2(SO 4)3，聚氯化铝（PAC ）和铝酸钠（NaAlO 2） 2、铁盐除磷：FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰，由于形成OH -，污水的pH 值上升，磷与Ca 2+反应，生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程： 第一级曝气池的功能：① 碳化——去除BOD 5、COD ；② 氨化——使有机氮转化为氨氮； 第二级是硝化曝气池，投碱以维持pH 值； 第三级为反硝化反应器，可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行，反应速率较快且较彻底；但七缺点是处理设备多，造价高，运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺 与前一工艺相比，该工艺是将其中的前两级曝气池合并成一个曝气池，使废水在其中同时实现碳化、氨化和硝化反应，因此只是在形式上减少了一个曝气池，并无本质上的改变。 二、缺氧——好氧活性污泥法脱氮系统（A —O 工艺）
第三章 微生物反应动力学习题答案
第三章 微生物反应动力学习题答案 1. 微生物反应的特点，其与化学反应的主要区别有那些？ 答：微生物反应与化学反应相比，具有以下特点： 1）微生物反应属于生化反应，通常是在常温常压下进行；2）反应原料来源相对丰富；3）易于生产复杂的高分子化合物和光学活性物质；4）通过菌种改良，可大大提高设备的生产能力；5）副产物多，提取有一定难度；6）生产微生物受外界环境影响比较大；7）开发成本较大；8）废水BOD较大 2．简要回答微生物反应与酶促反应的最主要区别？ 答：微生物反应与酶促反应的最主要区别在于，微生物反应是自催化反应，而酶促反应不是。此外，二者还有以下区别： （1）酶促反应由于其专一性，没有或少有副产物，有利于提取操作，对于微生物反应而言，基质不可能全部转化为目的产物，副产物的产生不可避免，给后期的提取和精制带来困难，这正是造成目前发酵行业下游操作复杂的原因之一。 （2）对于微生物反应，除产生产物外，菌体自身也可是一种产物，如果其富含维生素或蛋白质或酶等有用产物时，可用于提取这些物质。 （3）与微生物反应相比，酶促反应体系较简单，反应过程的最适条件易于控制。 微生物反应是利用活的生物体进行目的产物的生产，因此，产物的获得除受环境因素影响外，也受细胞因素的影响，并且微生物会发生遗传变异，因此，实际控制有一定难度。 （4）酶促反应多限于一步或几步较简单的生化反应过程，与微生物反应相比，在经济上有时并不理想。 4. 答：Monod 方程建立的基本假设：微生物生长中，生长培养基中只有一种物质的浓度（其他组分过量）会影响其生长速率，这种物质被称为限制性基质，并且认为微生物为均衡生长且为简单的单一反应。Monod 方程与米氏方程的主要区别如下表所示： Monod 方程：S K S S += max μμ 米氏方程：S K S r r m += max 方程中各项含义： μ：生长比速 μmax ：最大生长比速 S: 单一限制性基质浓度 K S : 半饱和常数 方程中各项含义： r：反应速率 r max ：最大反应速率 S：底物浓度 K m ：米氏常数 微生物生长动力学方程 酶促反应动力学方程
城市污水厌氧氨氧化生物脱氮研究进展
城市污水城市污水厌氧氨氧化厌氧氨氧化厌氧氨氧化生物脱氮研究进展生物脱氮研究进展 唐崇俭，郑 平 (浙江大学 环境工程系，浙江 杭州 310029) 摘 要：厌氧氨氧化菌可在厌氧条件下以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气，是目前废水生物脱氮的研究热 点之一。小试的研究表明，该工艺的容积负荷可高达125kg N/(m 3 ·d)。城市污水处理厂污泥厌氧消化液以及城市 生活垃圾填埋场渗滤液都含有高氨氮浓度以及低有机物浓度，十分适合采用厌氧氨氧化工艺进行处理。目前，生 产性厌氧氨氧化工艺已在荷兰、丹麦和日本等国成功应用于这两类废水的脱氮处理，最大容积氮去除速率高达 9.5kg N/(m 3·d)，显示了该工艺诱人的工程应用前景。本文分析了世界上第一个生产性厌氧氨氧化工艺处理城市 污水厂污泥厌氧消化液的运行情况，论述了厌氧氨氧化工艺在城市污水处理中面临的问题。结合课题组内的研究 结果，提出了一种新型的菌种流加式厌氧氨氧化工艺，并探讨了其在城市污水处理中的作用。 关键关键词词：厌氧氨氧化；城市污水；生物脱氮；工程应用 Application of Anammox Process in Municipal Wastewater Treatment Tang Chongjian, Zheng Ping （Department of Environmental Engineering, Zhejiang University, Hangzhou 310029, China ） Abstract : Under anoxic condition, anaerobic ammonium-oxidizing (Anammox) bacteria can oxidize ammonium to nitrogen gas using nitrite as electron acceptor. It becomes a topic issue on biological nitrogen removal from ammonium-rich wastewater due to some promising advantages such as low operational cost and super high volumetric loading rate. As reported, the nitrogen loading rate reached up to 125 kg N/(m 3·d). Characterized by high ammonium concentration and relatively low biodegradable organic content, the sludge digester liquor from the municipal wastewater treatment plant and the landfill leachate are demonstrated to be very suitable for application of Anammox process to realize high-rate nitrogen removal. The full-scale application of Anammox process has already been applied for nitrogen removal from sludge digester liquor and landfill leachate in The Netherlands, Japan and Denmark with the maximum nitrogen removal rate as high as 9.5 kg N/(m 3·d). Thus, the operation of the first full-scale Anammox reactor treating municipal sludge digester liquor was introduced, and the problems during the application of Anammox process in municipal wastewater treatment were discussed. An innovative Anammox process with sequential biocatalyst addition (SBA-Anammox process) was proposed to overcome the drawbacks and accelerate the application of Anammox process in municipal wastewater nitrogen removal.