城市污水AO处理中试系统的启动与运行.doc

西安建筑科技大学硕士学位论文城市污水a2/o处理中试系统的启动与运行专 业：环境工程研 究 生：敬 世 平指导教师：彭 党 聪 教授摘 要如何使活性污泥系统快速、经济、高效的启动和运行是新建活性污泥法城市污水处理厂面临的重要问题之一。本研究提出了一种改进的城市污水处理系统快速启动和稳定运行的方法，并采用中试系统对实际污水进行启动和处理试验，其主要研究结果如下：（1）采用经过初次沉淀的城市污水进行自培养，10天后，曝气池内混合液浓度仅为220 mg/l，达不到成功启动的目的。采用未经初次沉淀的污水（原污水）在同样的条件下，经10天运行后，污泥浓度仅为500mg/l。其启动效果缓慢。（2）采用未经初次沉淀的污水（原污水）并投初沉污泥作为启动进水，同时在曝气末端投加絮凝剂的方法，经过10天后曝气池内混合液浓度高达3000 mg/l。由此可见，通过此种方法可以快速地启动新建活性污泥法城市污水处理厂。初沉池污泥为城市污水处理厂副产物，可就近获得，从而可节约大量的接种污泥购置费、装卸费、运输费和投加费。（3）中试系统在hrt=10h，srt=12d，平均水温28，污泥回流比r=3050%，混合液回流比r=100%的运行条件下，tcod平均去除率80%，scod平均去除率83%，tn去除效率55.83%。整个运行期间，氨氮的去除率高达98%，几乎被完全硝化。（4）中试系统除磷效率仅40%左右，出水tp高达2mg/l，厌氧池内释磷效果不明显，从而导致该系统除磷能力较弱，其原因是回流污泥中含有大量的硝酸盐，厌氧池的orp高达40mv。为了提高除磷效果，未来应采取通过改变厌氧池和缺氧池容积及污泥回流比来诱导聚磷菌的生长，实现系统的同时高效脱氮和除磷。关键词：城市污水；a2/o中试系统；启动；完全硝化；运行论文类型：应用研究型the starting-up and operation of a2/o pilot scale system with municipal wastewaterspecialty:environmental engineeringname:jingshipinginstructor:professor peng dangcongabstractafter the municipal wastewater treatment plants （wwtp）was built up，the first and also the most important problem is how to start up the system economically，rapidly and efficiency .this pilot scale system which used an improved wwtp system and operation method to get success starting-up and stable operation. the main research results are as follows:（1）for the starting-up of the pilot scale system， only by using the primary sediment effluent wastewater.10 days later,the mix liquid suspend solid was only about 220 mg/l,it can not achieve successful starting-up.and by using raw sewage under the same cultivation condition, 10 days later,the mix liquid suspend solid was about 500 mg/l,the effects was not very significant.（2）for the starting-up of the pilot scale system，using the raw sewage、adding amount of primary sediment sludge and adding some flocculation in the effluent ，then improved the hydraulic load step by step. 10 days later, the mix liquid suspend solid achieved 3000 mg/l,so,it will be very convenient and rapid to start-up the the pilot scale system in this way，what is more，the primary sediment sludge itself is byproduct ，it can be gained almost without cost，it can also save a lot of manpower and meterial power.（3）the system was operated with 3050% of return activated sludge(ras)，under10h of hydraulic retention time(hrt)，and 12 days of sludge retention time，100% of mix liquid sludge return，average temperature was 28.the average removal efficiency of tcod，scod， nh4+-n，tn， tp reached 80%，83%，98%，55.83%，40%.（4）although the system has the potential to remove nitrogen，but the tp removal efficiency only reached about 40% and kept an effluent phosphate reached 2 mg/l，large amount of phosphate release has not been found yet in the anaerobic tank ，so the system is weak at removing phosphate ，as the orp shows ,in anaerobic tank ,the orp reached 40mv,and large amout of nitrate significantly effects the release of phosphate of phosphorus accumulating orgnisims(paos).so ,it needs to induce the growth paos in the next step.the feasible way is to enhance anaerobic tank and change return activated sludge ratio.key words: municipal wastewater; a2/o pilot scale system; starting-up; fully nitrificatiom; operationpaper type: applied research目 录1 绪言11.1 引言11.1.1 我国水资源和水环境现状11.1.2 我国水污染现状11.1.3 氮、磷的危害31.1.4 水环境改善途径41.2 废水生物脱氮原理及工艺41.2.1 生物脱氮原理41.2.2 生物脱氮工艺91.3 生物脱氮强化技术的研究进展201.3.1 延长污泥龄技术201.3.2 分段进水强化硝化工艺211.3.3 生物添加技术221.4 污泥水富集硝化菌强化硝化241.4.1 污泥水来源和特性241.4.2 污泥水强化硝化工艺251.5 课题来源及研究内容291.5.1课题来源291.5.2 研究背景291.5.3 研究内容312 中试系统设计、安装及调试322.1 系统设计322.1.1 处理工艺322.1.2 设计参数322.1.3 设计要点332.1.4 反应器尺寸及布置332.2 中试系统安装342.2.1 系统机械和检测设备及安装342.2.2 反应器安装与连接352.3 中试系统调试362.3.1 机械设备调试362.3.2 水力调试362.3.3 流态试验383 中试系统启动403.1 启动方法403.2 分析方法413.3 进水水质423.4 启动过程423.4.1 mlss历时变化433.4.2 svi和sv443.4.3 cod历时变化453.4.4 n的历时变化463.5 生物相观察473.6 小结474 中试系统运行494.1 处理效果494.1.1 cod494.1.2 nh4+-n504.1.3 tn504.1.4 tp514.1.5 mlss变化（mlss/mlvss）524.2 污染物的沿程变化524.2.1 nh4+-n、no2-n 、no3-n 的沿程变化524.2.2 scod的沿程变化534.2.3 po43-p的沿程变化544.3 污泥的生物和沉淀性能564.4 小结575 结论58致 谢59参考文献60ii西安建筑科技大学硕士学位论文1 绪论1.1 引言1.1.1 我国水资源和水环境现状据统计，2006年我国669座城市中有400多个城市缺水，其中有110多个城市严重缺水，此外还有2000多万农村人口饮水困难，年缺水达400多亿立方米。全国城市日缺水量达1600万吨。其主要的缺水原因是我国水污染严重，据有关专家估计，我国2010年缺水近1000亿立方米，2020年将缺水3000多亿立方米。中国作为世界上人口最多的国家，其水资源总量在28100亿立方米左右，但是，人均水资源为2300立方米，仅相当于世界平均人均占有率的1/4。我国水资源较丰富，但是造成我国严重缺少的原因可能是我国水资源在地区上分布不均，很多地方的水资源分布和当地人口，经济发展水平及耕地的面积极为不匹配。我国水资源主要分布在长江以南地区，就人均占有淡水资源方面，南方最高地区和北方最低地区相差数十倍，西部地区比东部地区高出五六百倍，这些地区水资源短却的现状将在以后相当长的时间内成为一个很难解决的问题。由于社会不断发展、城市规模的逐渐扩大、工业化的发展、造成了我国用水量和排水量的大量增加，但是由于我国城市生活污水处理设施不足以及普遍存在的能耗高、效率低和运行不稳定等问题，这些问题造成了造成了城市污水的超标排放，直接加重了我国水环境问题。根据全国2222个监测站的监测（水环境监测覆盖面达到：流域面积的80%，水体纳污量的80%，流域工农业总产值的80%，流域人口的80%，例行监测河段总长已达到34万公里，占全国河流总长度的80%）结果表明，我国七大水系污染程度次序为：海河辽河淮河黄河松花江珠江长江，其中海河、辽河、淮河污染最重。主要大淡水湖泊的污染程度次序为：巢湖(西半湖)滇池南四湖太湖洪泽湖洞庭湖镜泊湖兴凯湖博斯滕湖松花湖泻海，其中巢湖、滇池、南四湖、太湖污染最重。 1.1.2 我国水污染现状在我国，有90%以上的城市水域污染严重，近50%的重点城镇水源水质不合格。在主要的江、河、湖、库等水域已监测出数百种有机物，特别是有些区域已经受到非常严重的有机物污染，水污染正在从东部向西部发展，从支流向干流延伸，从城市向农村蔓延，从地表向地下参透，从区域向流域扩散1。其主要表现在以下几个方面：（1）河流湖泊污染状况国家环保总局2006年统计，我国河流主要污染物是有机物、氨氮和石油类。辽河、海河污染严重，松花江、黄河、淮河中度污染，珠江、长江水质总体良好。同时对七大水系的197条河流408个监测断面分析表明，类，、类和劣类水质的断面比例分别为46%、28%、26%。我国湖泊污染也很严重，多数出现水体富营养化，水体富营养化的直观形象是产生“水华”（海洋的富营养化称为“赤潮”），其中太湖、巢湖和滇池（简称“三湖”）污染最为严重。近年来，虽然我国城市污水处理率不断提高，但是，由氮、磷污染引起的水体富营养问题不但没有得到解决反而更加严重。（2）饮用水安全程度下降目前全世界有20%左右的人用不到安全的饮用水，主要的原因是饮用水污染。农村饮用水水源大多收到污染，据调查，目前农村有3亿多人仍饮用不合格的水，其中约1.9亿人的饮用水有害物质超标。河北涉县、河南沈丘县、天津北辰区、陕西华县等地区频频出现“癌症村”，这些无不与饮用水污染有关。（3）工业污染严重工业废水是我国水源污染的主要来源之一，近年来，我们国家污水处理率不断提高，但是污水的年排放量还是在大幅度的增加。根据2006年全国环境统计公报，全国废水排放总量536.8亿吨，比上年增加2.3%。其中工业废水排放量240.2吨，占废水排放总量的44.7%，比上年减少了1.1%。城镇生活污水排放量296.6亿吨，占废水排放总量的55.3%，比上年增加5.8%。废水中化学需氧量排放量1428.2万吨，比上年增加1.0%。其中，工业废水中化学需氧量排放量541.5万吨，占化学需氧量排放总量的37.9%，比上年减少2.4%；废水中氨氮排放量141.3万吨，比上年减少5.7%。其中，工业氨氮排放量42.5万吨，占氨氮排放量的30.0%，比上年减少19.0%；全国工业固体废物产生量15.2亿吨，比上年增加12.7%。根据第一次全国污染源普查公报显示，2007年度全国废水排放总量 2092.81亿吨，工业固体废物为4914.87万吨；工业危险废物为3.94万吨。工业固体废物的堆放不仅占用大量土地，并且对空气、地表水和地下水产生二次污染，其危险和影响更加隐蔽和长远。1.1.3 氮、磷的危害随着工业化和城市化水平的不断提高，世界各国的污水排放总量不断的增加，造成了水环境严重污染，其中以氮、磷等营养物的大量排放引起的水体富营养化表现尤为突出，含有较多数量的氮、磷的水大量排放至河流湖泊直接导致蓝藻和绿藻等的过度繁殖，发生“水华”现象，排入近海则会发生赤潮。近年来由于氮、磷等营养物的大量排入，引起我国海域从北到南（从渤海到南海），多处大面积的赤潮，对海洋生态和水产造成了严重的损害。污水中含有大量氮、磷会造成一系列的危害：（1）加速水体富营养化，这也是水体中氮、磷对湖泊江河的最大危害。（2）加速水质恶化：氨氮在被转化为亚硝态氮和硝态氮的过程中会消耗水体中的溶解氧，据计算lg氨氮被完全硝化需要4.57g氧，当水中的溶解氧逐渐被消耗，而大气复氧来不及补充水中氧的消耗时就会引起水体缺氧，最终导致水生生物死亡和水体黑臭恶化。（3）影响人体的健康：当水环境中的ph大于7时，氨氮在水体中以游离形式存在，游离的氨氮对水中生物有巨大的毒害作用，因为当水体中氨氮浓度在1mg/l以上时，水中生物对o2的结合能力大量下降，当氨氮浓度在3mg/l时，有资料显示在24到96小时内金鱼及鳊鱼等大部分鱼类就会死亡。可见氨氮对水中生物的毒害之大。对于人类而言，由于氨氮在水体中是一种不稳定的物质，很容易转化为亚硝态氮和硝态氮，no3-n进入人体后被还原为no2-n ，亚硝态氮与某些物质化合为亚硝胺，会形成对人类具有“致癌、致变、致畸”三致作用的有害物质。世界卫生组织（who）颁布的饮用水质标准规定no3-n的最大允许浓度为10mg/l，而我国部分省市的地下水中no3-n含量高达2050mg/l，若这部分氮没有得到及时去除，将严重影响人体健康。（4）影响供水水质并增加制水成本：湖泊和水库是重要的城市供水水源，约占我国城市供水量的四分之一。由于水体富营养化日趋严重，富营养水作为水源时，会给净水水厂带来一些了问题，比如过量的藻类会给净水厂的过滤过程带来障碍，水藻经常堵塞滤池，为了消除堵塞现象，需要改善或者增加过滤措施。并且富营养化的水体在一定条件下产生硫化氢、甲烷和氨气等有毒有害气体以及水藻本生产生的某些有毒物质大都将大大的增加水处理的技术难度。这显然大大增加制水费用，甚至导致水厂关闭。1.1.4 水环境改善途径水体的富营养化严重破坏了水体功能，降低水资源的利用价值，对城市经济、政治和自然环境均构成了严重的威胁。一般认为，防止富营养化应该尽可能地同时对氮和磷进行控制，制定更严格的排放标准是目前世界各国普遍的发展趋势，我国已经把控制氮、磷的排放作为控制富营养化的手段，一个重大的变革是我国1996年颁布执行的污水综合排放标准（gb89781996）中对排入类以上水域执行的一级标准中，氨氮的浓度为15mg/l，对总氮未作规定2；而2002年开始执行的城镇污水处理厂污染物排放标准（gb18918-2002）中对氨氮的排放标准1级b为8mg/l，总氮浓度则必须小于20mg/l3，对tp的排放标准（2006年1月1日后建设的污水厂）1级a为0.5mg/l，1级b为1mg/l。国家通过制定严格的排放标准来改善水环境，鉴于对氮磷排放标准日益严格，切实可行的高效、低能损耗的脱氮除磷污水处理工艺格外受到水处理界研究者的重视。1.2 废水生物脱氮原理及工艺1.2.1 生物脱氮原理所谓生物脱氮指的是有机氮经过细菌分解和水解转化为氨氮，氨氮在好氧条件下经过氨氧化细菌转化为亚硝氮，亚硝氮在经过亚硝酸盐氧化菌转化为硝氮，硝态氮最终在碳源充足的情况下通过反硝化菌转化为氮气，此过程称为典型的硝化反硝化生物脱氮过程。（1） 氨化所谓“氨化”就是指有机氮在氨化菌的作用下，被分解转化为氨态氮。人和高等动物所排泄的尿液中含有尿素，尿素在尿素酶的作用下迅速水解生成碳酸铵。生活污水中的nh4+-n主要源于尿素的水解。以最简单的有机氮化合物尿素水解为例，其反应式为：h2nhconh2 + 2h2o 2nh4+ + co32- （1-1）氨化反应在好氧和厌氧条件下均可进行，在好氧条件下参与脱氨基的微生物主要有大肠杆菌、枯草芽抱杆菌和荧光假单胞菌等；厌氧条件下的微生物主要有酵母菌、变形杆菌、兼性大肠杆菌和腐败梭菌4。氨化反应是一种普遍存在的生化作用，几乎所有的异养型微生物都具有氨化功能，所以在脱氮过程中氨化阶段的生化效率很高，通常不作为控制步骤。（2）氨氧化氨氮在氨氧化菌（ammonia oxidizing bacteria， aob）的作用下被氧化为亚硝酸盐的步骤称之为氨氧化或者亚硝酸化（ammonia oxidation）5。有研究表明，氨氧化过程中，氨氮首先在氨氧化酶的作用下转化为羟氨（nh2oh），然后再由羟氨氧化酶转化为亚硝酸盐，但在实际污水处理系统中，由于这两步进行的非常快，所以很难检测到中间产物羟氨。氨氧化过程可表示为：nh4+ + 1.5 o2 no2- + 2h2o + 2h+ + 84kcalmol-1 （1-2）反应式（1-2）表明：每氧化1 g nh4+-n需要3.42 g o2，每氧化1molnh4+-n可产生2molh+，因此，这就要求水体中有足够溶解氧和碱度，以保证硝化反应的顺利进行。氨氧化菌亦可分为自养型和异养型，一般认为自养型氨氧化菌是硝化作用的主要菌群。所有自养型氨氧化菌都是革兰氏阴性菌，自养生长时，以氨为唯一能源，以co2为唯一碳源。在伯杰氏系统细菌学手册第一版中，氨氧化细菌被划分为五个属6，即nitrosomonas，nitrosococcus，nitrosospira，nitrosolobus和nitrosovibrio ，它们的形态特征及其生存环境见表1-17。表1-1 各属氨氧化细菌的形态特征及生存环境特征氨氧化单胞菌nitrosomonas氨氧化球菌nitrosococcus氨氧化螺旋菌nitrosospira氨氧化叶菌nitrosolobus氨氧化弧菌菌nitrosovibrio细胞形态杆状至椭球状球状至椭球状紧密螺旋状多形态细长弧状细胞大小/微米(0.71.5)(1.02.4)(1.51.8)(1.72.5)(0.30.8)(1.08.0)(1.01.5)(1.02.5)(0.30.4)(1.03.0)鞭毛极生至偏极生丛生或单生周生周生极生至偏极生细胞内膜的排列方式呈扁平泡囊分布于四周呈泡囊分布于四周或堆积于中央无内膜使细胞分隔无内膜温度范围/540235153515352035ph5.88.56.08.06.58.56.08.27.57.8（4）亚硝酸盐氧化在溶解氧供给充足的条件下，亚硝酸氧化菌将亚硝盐进一步氧化为硝酸盐的过程称为亚硝酸盐氧化（nitrite oxidation），其反应方程式可表示为： no2- + 0.5 o2 no3- + 84kcalmol-1 (1-3)反应式（1-3）表明每氧化1 g no2-n需要消耗1.14 g o2。所有亚硝酸氧化菌都是革兰氏染色阴性菌。自养生长时，以亚硝酸盐为唯一能源，以co2为唯一碳源。大多数亚硝酸氧化菌适合的生长条件为：温度2530，ph在7.58.0之间，亚硝氮浓度为230mmol/l，倍增时间为10小时至数天。根据菌体形态和细胞内膜的排列方式，伯杰氏系统细菌学手册第一版将参与亚硝酸盐氧化过程的细菌划分为四个属6：nitrobacter，nitrospira，nitrospina 和nitrococcus。它们的形态特征及其生存环境见表1-27。表1-2 各属亚硝酸氧化细菌的形态特征及生存环境特征硝酸杆菌nitrobacter硝酸球菌nitrococcus硝酸螺旋菌nitrospira硝酸刺菌nitrospina细胞形态梨状至多形态杆状球状疏松螺旋状细杆状细胞大小/微米(0.50.8)(1.02.0)(1.51.8)(0.30.4)(0.81.0)(0.30.4)(1.76.6)鞭毛极生至侧生极生未观察到未观察到细胞内膜的排列方式呈扁平泡囊分布于一侧呈管状随机分布无内膜无内膜温度范围/537153020302030ph6.58.57.68.07.58.07.08.0自养微生物的氨氧化和亚硝酸氧化过程统称为硝化，影响这一过程的环境因素：温度生物硝化反应可以在445的范围内进行。亚硝酸菌最佳生长温度在35，硝酸菌的最佳生长温度为3542。温度不但影响硝化菌的比增长速率，而且影响硝化菌活性。在温度530范围内，随着温度的升高，硝化反应速率也增加。当温度超过30时，硝化速率随着温度升高而降低。当温度低于4时，硝化菌的生命活动几乎停止。对于同时去除有机物和进行硝化反应的系统，当温度低于15就会发现硝化速度急剧降低。低温对硝化菌的抑制作用非常强烈，因此在低温条件下（1214）常常会出现亚硝酸盐的积累。因此在低温下实现系统的完全硝化的工艺是亟待需要的。溶解氧生物硝化反应必须在好氧条件下进行，水体中溶解氧的浓度高低直接影响硝化反应的速率，一般建议水体中溶解氧保持在1.52.0mg/ l，溶解氧低于0.5mg/l，则硝化反应速度大幅度降低，若硝化反应溶解氧于高于建议值，则会造成对反硝化不利，这将增加反硝化成本。直接影响系统对氮的去除。ph据计算，将1g氨氮氧化为硝态氮需4.57 g氧，并消耗7.14 g碱度（以caco3计）。如果污水中氨氮浓度为20 mg/l，则需要碱度143 mg/l。一般污水对硝化反应而言，其碱度往往是不够，因此需要补充碱度，如果不补充碱度，则就会是系统ph值急剧下降。硝化反应对ph变化十分敏感。最佳ph值范围为8.08.4，当ph降低到5.05.5时，硝化反应几乎停止。ph过高，硝化菌的活性也会降低。因此在实际的生物脱氮的硝化阶段，通常控制ph为7.28.0。污泥龄（srt）硝化菌世代时间长，为使其能够在连续流反应器系统中存活，微生物在反应器内的停留时间必需大于自养型硝化菌最小的世代时间，否则硝化菌的流失数量会大于净增殖量，从而使硝化菌会从系统中流失，一般认为停留时间应取67天，为硝化菌最小世代时间的2倍以上。有毒物质一些有机物对硝化菌有抑制作用。因为催化硝化反应的酶内含cu cu 电子对，凡是与酶中蛋白质竞争cu或直接嵌入酶结构有机物，都会对硝化菌产生抑制作用。一些重金属也对硝化菌有抑制作用。有研究表明，当ph为7.58.0时，由于离子浓度较低，硝化菌可以忍受1020 mg/l的重金属浓度8。对硝化菌有抑制作用的重金属有：zn、cu、hg、cr、cd、pb和co等。对硝化菌有抑制作用的无机物有：hcn、叠氮化钠、三价砷和氟化物等。（5）反硝化所谓反硝化就是指在厌氧或者缺氧（不存在分子态溶解氧）的条件下，反硝化菌以有机物作为电子供体，以硝酸氮（no3-n）作为电子受体，将硝酸氮（no3-n）还原为n2的过程。反硝化均属兼性异养菌，在自然界普遍存在。在污水处理系统中常见的反硝化菌有变形杆菌（proteus）、微球菌属（microcouus）、假单胞菌属（pseudomonas）、产碱杆菌属（alcaligenes）等。生物反硝化过程可用式(1-4)、(1-5)表示：no2-+3h（电子供体） 0.5n2+h2o+oh- (1-4)no3-+5h（电子供体） 0.5n2+2 h2o +oh- (1-5)反硝化过程中no2-和no3-的转化是通过反硝化菌的同化作用和异化作用来完成的。同化作用将no2-和no3-还原为nh3-n，氮成为合成新的细胞的成分，合成新的微生物细胞。异化作用是将no2-和no3-还原为no、n2o和n2等气态物质，主要是n2。异化作用去除的氮约占总去除量的7075%。硝酸盐的反硝化还原过程如下式所示：no3- no2- no n2o n2 (1-6)反硝化过程的产物与反硝化的微生物种类和环境因素有关，例如当ph低于7.3时，n2o的产量增加。但是在污水处理系统中，我们可以认为n2是反硝化唯一的产物，下面以c6h1206为例说明反硝化的过程。反硝化菌5 c6h12o6 + 24no3 -+ 2h2o 12n2 +30co2 +18h2o+24oh- (1-7)由上述反应式计算可知，每还原1g硝酸氮可提供3.74g碱度(以 caco3计)。转化1gno3-n为n2，需要有机物 2.86g(325)/(144) = 2.86，才能满足反硝化菌对碳源的需要。影响反硝化的环境因素： 温度温度对反硝化的影响遵从arrheius方程。温度对反硝化的影响与反硝化的设备类型（微生物悬浮生长与附着生长型）及硝酸盐负荷有关。 ph反硝化最佳ph为7.07.5，不适宜的会影响反硝化的增值和酶的活性。当低于6.0或高于8.0时，反硝化反应都会受到抑制。 溶解氧反硝化需要保持严格的缺氧条件，溶解氧对反硝化的抑制作用主要是因为氧与硝酸盐竞争电子供体，同时分子态氧也会抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。一般认为，在活性污泥系统中，溶解氧必须保持在0.5mg/l以下才能使反硝化正常进行。 碳源反硝化反应过程是由异养微生物完成的，它们在溶解氧极低的条件下利用硝酸盐作为电子受体，有机物作为电子供体和碳源。碳源不同，则反硝化速率也不一样。研究表明，甲醇是一种比较理想的反硝化碳源物质，与其他碳源物质相比具有反硝化速率高的特点。 c/n比理论上将1gno3-n还原为n2需要有机物（以bod5计）2.86g。一般认为，当反硝化反应器污水的bod5/tkn值大于46时，可以认为碳源充足。否则反硝化将面临碳源不足，不完全反硝化。1.2.2 生物脱氮工艺从废水中脱氮的方法有许多种，如折点氯化法、吹脱法、离子交换法和生物化学法。但是目前普遍认为生物化学法是城市污水脱氮最为经济和有效的方法。污水处理过程中氮的所有可能转换途径，如图1-1所示，废水生物脱氮工艺的研究开始于1930年，wuhrmann就在生物滤池内发生了硝化反应，并建立了“脱氮菌还原硝酸盐作为供氢体有效利用细胞内物质的生物脱氮法”，并开发了“wuhrmann处理法”，这种脱氮法不需要外加有机碳源，但是由于反硝化速率较慢，处理设备体积较大，而且出水ss浓度高，难于实际应用，但wuhrmann工艺是单级活性污泥脱氮系统的先驱。1960年前后，bringmann提出“利用城市污水中的有机物作为反硝化所需碳源”的概念，并建立了“bringmann法”。由此，“wuhrmann处理法”和“bringmann法”成为生物脱氮的技术的基石。20世纪60年代早期，luzack和ettinger等提出了循环脱氮法（a/o法），并且又在70年代bamard开发出了bamard法。他们都充分考虑了对废水中有机物和碱度的利用（增加了混合液回流），可同时去除有机物和氮，因此此法很快得到了水处理界的高度重视，有力的推动了生物脱氮技术向实用化方向的发展。特别是bamard法，其出水处于充分氧化状态，保证了出水的水质，从而逐步发展成为现代生物脱氮技术的主流，同时也使a/o工艺进入了工业化应用阶段，在其后相继出现了uct、orbal、sbr、sharon、bardenpho、oland等工艺，他们都被广泛应用于城市污水和工业废水中营养物的去除9。目前国内外最为热门的新型脱氮工艺有：厌氧氨氧化工艺工（anammox）、短硝化-厌氧氨氧化（sharon- anammox）工艺、短程硝化-反硝化（sharon）工艺、基于亚硝氮的全自养型脱氮（canon）工艺、限氧自养型硝化-反硝化（oland）工艺、snd工艺（同时硝化和反硝化工艺）。虽然这些新工艺都各自有自己的优点，但是同时也同时存在一些缺点，新工艺的实际广泛推广应用尚需一段时间，因此目前最为成熟的能脱氮同时除磷的工艺仍是a2/o工艺。图1-1 污水生物脱氮可能途径1.2.2.1 脱氮新型工艺介绍（1）厌氧氨氧化工艺工艺（anammox）10,11 anammox工艺（anaerobic ammonium oxidation）于1990年由delft技术大学的mulder开发。该工艺是在厌氧条件下以no2-n作为电子受体，nh4+-n直接被氧化到n2的过程。其反应如下：nh4+ + no2- n2 + 2h2o （1-8）anammox完全突破了生物脱氮工艺的基本概念，为利用生物法处理高氨氮、低bod的废水找到了一条合适的途径。与传统的硝化反硝化生物脱氮技术相比，anammox脱氮技术在理论上具有以下优点：传统的硝化反应每氧化1molnh4+-n将产生2molh+，反硝化还原1mol no2-或no3-将产生1moloh-，而在anammox反应中，1mol nh4+产生1molh+，no2-反硝化将产生1moloh-，产酸量大幅下降，即可省去中和过程所需的化学试剂，降低运行费用，又能减轻二次污染。由于氨可以直接作为反硝化反应的电子供体，因此不需外加有机物作为电子供体，既节省运行费用，又可防止二次污染。所提供的氧得到更加经济有效地利用氧，供氧能耗大幅度下降。因为厌氧氨氧化以氨作为电子供体，所以在短程硝化中只需将一半氨氧化成亚硝酸盐。在传统全程硝化反应中，每氧化1mol nh4+-n需消耗2molo2。而在厌氧氨氧化反应中只消耗0.75molo2，可比全程硝化节约62.5%的供氧量和50%的耗碱量。厌氧氨氧化反应中不需外加碳源，可比传统反硝化节省大量碳源。厌氧氨氧化反应产泥量低。由于厌氧氨氧化菌的比增殖速率低，生物量生长很慢，产生的污泥量很少。在理论上，厌氧氨氧化作为一种经济合理、高效节能的废水处理技术，厌氧氨氧化技术具有可持续性，广阔、良好的发展前景。但是，厌氧氨氧化工艺工艺（anammox）存在着很多问题：影响anammox的因素非常复杂，目前其参数的控制范围还不能最终确定；厌氧氨氧化菌生长速度慢，世代时间长，生物量难以维持，致使水力停留时间比较长，所需反应器的容积很大；厌氧氨氧化工艺工艺中，由于亚硝酸盐的不稳定性，其产生和浓度保持难以稳定；目前国内外对anammox的研究都集中在处理高氨废水应用方面，对城市生活污水处理方面的研究未见报道；虽然anammox过程在微生物的特性和反应机理方面有很大的进展，但从实际应用的情况来看，anammox技术还不能应用于实际废水处理工程。（2）sharon 工艺sharon工艺又名短程硝化-反硝化（single reactor system for high ammonium removal over nitrite）1215 生物脱氮途径（硝化nh4 +no3 -与反硝化no3 -n2）从可持续发展角度看并不是最佳途径，因为充分地氧化氨氮到硝酸氮，大量曝气要消耗大量能源，还需要有足够碳源（cod）来还原硝酸盐到氮气。sharon工艺就是基于这一考虑发展起来的。其原理如下式所示。脱氮过程 nh4 + no2 -no3 -no2-n2 （1-9）短程硝化反硝化过程 nh4 + no2 -n2 （1-10）其基本原理可用方程式（1-7）表示，即碱度充足的条件下，污水中50%的氨氮被亚硝化菌氧化为no2-n。因仅一半氨氮被氧化且硝化作用仅进行到亚硝化阶段，所以sharon通常又被称为半硝化。0.5nh4+ + 0.75o2- 0.5no2- + h+ + 0.5h2o （1-11）该工艺采用的是cstr反应器，适合于处理高浓度含氮废水（500mgn /l）。其成功之处在于巧妙地利用了硝酸菌和亚硝酸菌的不同生长速率，即在较高温度下（3040），硝酸菌的生长速率明显低于亚硝酸菌的生长速率。因此，通过控制温度和hrt就可以自然淘汰掉硝酸菌，使反应器中的亚硝酸菌占绝对优势，从而使氨氧化控制在亚硝酸盐阶段，并通过间歇曝气便可达到反硝化的目的。由于在一定的较高温度下，硝化菌对氨有较高的转化率，所以该工艺缩短了hrt，反应器的容积相应也就可以减小。另外，硝化和反硝化在同一个反应器中完成，减少了投碱量，同时也简化了工艺流程。与传统脱氮工艺相比，减少了25%的能源，减少碳源40%。sharon 工艺的成功的原因一下几个方面：sharon 工艺利用了温度这一重要因素，利用较高温度（3040）提高了亚硝酸菌的竞争能力；利用完全混合反应器在无污泥回流条件下污泥停留时间（srt）与水力停留时间（hrt）的同一性，控制hrt大于亚硝酸菌的世代时间，小于硝酸菌的世代时间达到实现对硝酸菌的“筛选”。使反应器内主要是亚硝化菌；控制较高的ph值，不仅抑制了硝酸菌，也消除了游离no2-n对亚硝酸菌的抑制。该工艺由于是在较高温度下实现短程硝化反硝化，对于大多数废水的处理不是很现实，尤其是在低温的北方和冬季，故限制了其推广。（3）snd工艺（同时硝化和反硝化工艺）1617好氧环境下的反硝化菌和异养硝化菌的发现打破了传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点。对于好氧反硝化、异养硝化、由于许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，能够直接把nh4+-n转化为最终气态产物而逸出。由于好氧反硝化和异样硝化菌的发现，在主流水处理系统中，硝细菌和反硝化菌在活性污泥中的比例将会提高，不会再与其他异养菌的竞争中处于劣势。同时硝化反硝化又称好氧反硝化（snd）。国内外对snd生物脱氮技术现象的研究主要集中在回转升降生物接触工艺（rbc）、氧化沟、序批式活性污泥法（sbr）等工艺。但国对snd的研究尚处于起步阶段，同时硝化反硝化生物脱氮技术不仅克服生物脱氮存在的问题，还具有以下优点：避免了no3-n、no2-n的积累对硝化反应的抑制，加速了硝化-反硝化进程，减少占地面积和建设资金；反硝化产生的碱度可以补充硝化过程中损失的碱度。使系统ph值相对稳定；反硝化阶段不需要另外添加碳源。（4）基于亚硝氮的全自养型脱氮canon工艺图1-2 canon工艺生物膜反应模型canon工艺（生物膜内自养脱氮工艺）实质上是通过控制生物膜内溶解氧的浓度实现短程硝化反硝化，使生物膜内聚集的亚硝化菌和anammox微生物能同时生长，生物膜内一体化完全自养脱氮的工艺。其生物膜反应模型见图1-2。亚硝酸氮在生物膜内的聚集是亚硝化的另一种形式18。硝化菌与亚硝化菌对氧的亲和性的不同以及传质限制等因素影响两种微生物在细胞膜内的数量。在低do/nh3-n比值的情况下，溶解氧便成为限制性因素，使硝化菌与亚硝化菌展开竞争。竞争的结果是亚硝酸氮在生物膜表层聚集。当溶解氧逐渐向细胞膜内扩散并被消耗后，出现厌氧层，厌氧氨氧化细菌便能生长。随着未被亚硝化的氨氮与亚硝化后的亚硝酸氮扩散至厌氧层，anammox反应就发生19 。环境中的氨氮与溶解氧是决定canon工艺的两个关键因素20。canon工艺目前在世界上还处于研究阶段，没有真正应用到工程实践中。sharon工艺和canon工艺都是经亚硝酸型生物脱氮工艺处理的，出水中可能含有较高的亚硝酸盐，因此运行时应加以严格的控制。（5）限氧自养硝化-反硝化工艺（oland）2122linping kual在用sbr反应器处理含氮浓度高的污水实验中，在只提供微量氧（do在0.10.8mg/l之间），且不加碳源情况下，将nh4+-n一步去除，其反应机理是由亚硝酸菌对no2-n进行催化歧化反应，反应如下：0.5nh4+ + 0.75o2 0.5no2- + 0.5h2o + h+ （1-12）0.5nh4+ + 0.5no2 0.5 n2 + h2o （1-13）此发现由比利时gent大学微生物生态实验室于1996年开发，并研制出了oland工艺，该生物脱氮系统吸取了sharon、anammox 等先进生物脱氮工艺的优点，实现了生物脱氮在常温温度（2230）下的稳定运行，并实现了硝化阶段no2-n的稳定积累。其关键技术是控制溶解氧浓度，使硝化过程仅进行到nh4+-n 氧化为no2-n阶段，从而实现no2-n的积累。此工艺就是利用这硝化菌和亚硝化菌这两类菌在动力学特性方面的差异，实现了淘汰硝酸菌，使no2-n大量积累。oland生物脱氮系统具有节约能耗、系统稳定性好和易于控制等优点，但是在实际应用中，由于厌氧氨氧化阶段的生物量生长非常缓慢，而且其数量少，仍然存在启动时间长的问题（100d），故限制了其发展。（6）短硝化-厌氧氨氧化（sharon- anammox）工艺sharon-anammox组合工艺23-25 ，该工艺是由荷兰delft工业大学于2001年开发的一种新型的脱氮工艺。其基本原理是在两个反应器内，先在sharon反应器内的有氧条件下，利用氨氧化菌将氨氧化生成no2-；然后在anammox反应器的缺氧条件下，以nh4+为电子供体，将no2-反硝化。sharron 和anammox连用，仅需将50%的氨转化为no2-，不仅不需要投加no2-，而且无需投加碱度物质。与传统的生物脱氮工艺相比，sharonanammox联合工艺在氧气需要量和外加碳源上都具有明显的优势：传统工艺的氧气需要量为4.65kgo2/kgn，需要45kgcodkgn ；而组合工艺氧气需要量为1.7 kgo2kgn，相比传统的生物硝化-反硝化脱氮工艺减少耗氧量60%，而且不需要外加碳源。由此可知，sharonanammox工艺具有耗氧量少、污泥产生量少、不需外加碳源等优点，该工艺同时实现了氨氮的最短途径转化和能源与资源消耗量的最小化。但是，由于anammox工艺存在的诸多问题和sharon工艺需要在较高温度下运行，使得很难应用于实际城市污水处理中。图1-3 shron+anammox组合工艺流程图（7）生物倍增工艺（bio-dopp）生物倍增（bio-dopp）污水处理工艺是德国恩格拜环保技术公司在多年的科学研究和实践经验基础上开发出的一项先进的污水处理技术26。生物倍增工艺主要是通过采用德国恩格拜公司研发bio-dopp曝气系统、bio-dopp固定床及bio-dopp快速澄清装置等。将生物脱n除p、氧化去除有机物、污泥消化稳定等各种不同工艺步骤放在同一反应池内同时进行。该工艺把现有污水生物处理工艺的优点理想地结合起来，最大特点是把功污染物去除过程全都集中在一个单一池内协同进行，通过对池体进行特殊设计以实现污水生物处理、曝气池、及泥水分离，无需单独设立二沉池，工艺流程如图1-4所示。图1-4 bio-dopp工艺流程图