简述生物脱氮的基本原理范文 -欧洲杯买球平台

导语：如何才能写好一篇简述生物脱氮的基本原理，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

篇1

关键词:污水处理;生物处理;脱氮;除磷

随着化肥、洗涤剂、农药和各种其它化学物质在各个领域的普遍使用,城市污水中的氮、磷含量不断增加,造成近年来我国水体富营养化问题日益严重,如太湖和滇池都出现了不同程度的氮、磷污染,赤潮在我国也频繁发生。按照《城镇污水处理厂污染物排放标准》(gb18918-2002)一级标准的b标准规定,污水处理工艺方案必须具有脱氮除磷功能。而一般的生物处理或二级处理,对氮、磷的去除效果很差。为满足排放要求,就必须在原有的处理工艺上增加脱氮除磷工艺。从实际效果来看,防治水体污染最有效的途径就是对工业废水和生活污水进行脱氮除磷的深度处理。

一、生物脱氮除磷机理

(一)生物脱氮原理

生物脱氮理论认为生物脱氮主要包括硝化和反硝化2个生化过程,并由有机氮氨化、硝化、反硝化及微生物的同化作用来完成。

氨化作用即水中的有机氮化合物在氨化细菌分解作用下转化为氨氮。一般氨化过程与微生物去除有机物同时进行,氨化作用进行得很快,有机物去除结束时,氨化过程也已完成,故无需采取特殊的措施。

硝化作用即在供氧充足的条件下,水中的氨氮首先在亚硝化细菌的作用下被氧化成亚硝酸氮,然后再在硝化细菌的作用下进一步氧化成硝酸氮。由于亚硝化细菌和硝化细菌的生长速率低,所以要求较长的污泥龄。

反硝化作用是由反硝化细菌完成的生物化学过程。在缺氧条件下,反硝化细菌将硝化产生的亚硝酸氮和硝酸氮还原成气态氮()或 o、no。由于反硝化细菌是兼性厌氧菌,只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化,因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境(好氧池的混合液回流到缺氧池)。反应方程式如下:

1、氨化反应

2、硝化反应

硝化反应总反应式为:

3、反硝化反应

基于对硝化和反硝化反应的研究,有学者提出了短程硝化-反硝化原理,即将氨氮氧化控制在亚硝化阶段,然后进行反硝化。

此外,荷兰delft工业大学mulder等在研究三级生物处理系统中发现了一种自养型细菌,提出了脱氮的一种新途径,称为厌氧氨氧化。其原理即在厌氧条件下,厌氧氨氧化菌以亚硝酸盐作为电子受体将氨氮转化为氮气。该工艺中亚硝酸盐是一个关键的电子受体,在厌氧条件下,以亚硝酸盐作为电子受体,由自养菌直接将氨转化为氮,因而不必额外投加有机底物。其反应式为:

(二)生物除磷原理

生物除磷的机理目前还没有彻底研究清楚。一般认为,生物除磷过程中,聚磷菌(pao)这一类特殊的微生物在好氧条件下吸收大量的磷酸盐,磷酸盐作为能量的贮备;在厌氧状态下吸收有机底物并释放磷。聚磷菌在好氧条件下能够过量地,超过其生理需要地从外部环境中摄取磷,并将磷以聚合的形态贮存在菌体内,形成高磷污泥,将这些含磷量高的污泥排出系统,就可以达到从污水中除磷的目的。聚磷菌(pao)的作用机理如图1所示,nadh和phb分别表示糖原酵解的还原性产物和聚-β-羟基丁酸。聚磷菌以聚-β-羟基丁酸作为其含碳有机物的贮藏物质。反应方程式如下:

1、聚磷菌摄取磷

2、聚磷菌释放磷

随着除磷研究在微生物学领域的深化,研究者们发现传统生物脱氮除磷的活性污泥系统中有部分聚磷菌既能以溶解氧又能以硝酸盐作为电子受体,在进行反硝化的同时能完成过量吸磷反应。这类反硝化除磷细菌(denitrifying phosphorous removing bacteria简称dpb)的生物摄/放磷作用被荷兰代尔夫特工业大学(tu delft)和日本东京大学(ut)研究人员所证实 。它具有同pao极为相似的除磷原理,只是氧化细胞内贮存phb时电子受体不同而已(pao为,而dpb为)。这使得摄磷和反硝化(脱氮)这2个不同的生物过程借助同一个细菌在同一个环境中完成,摄磷和脱氮过程的结合不仅节省了脱氮对碳源的需要,而且摄磷在缺氧内完成可缩小曝气区的体积,同时节省了能源。

二、影响脱氮除磷的因素分析

污水处理厂tn、tp排放标准一般为出水tn≤15 mg/l, tp≤1 mg/l。在工艺运行中要氮、磷同时兼顾。脱氮除磷对一些参数的要求是矛盾的,因而要得到较高的除磷效率,则必然降低硝化效率,反之亦然。在污水处理厂实际运行中,应该根据污水排放的标准综合平衡参数。生物脱氮除磷主要影响因素包括f/m和srt、bod5/tkn与bod5 /tp、水力停留时间、do、ph值及温度等 。对污水处理厂工艺评价和控制主要体现在以下几个方面:

(一)研究f/m和srt

f/m计算公式如下:

其中:q为入流污水量(m3/d);为入流污水的bod5;va为曝气池的有效容积(m3);mlvss为曝气池内活性污泥浓度(mg/l)。

某污水处理厂入流污水量以2008年8月份平均值q=34617 m3;以2008年8月进水的平均值为准=113mg/l; va= 40000 m3;mlvss=2017 mg/l

(34617×113)/(2017×40000)=0.048

srt计算公式:

式中,为曝气池内的活性污泥量;为二沉池内的污泥量;为回流系统的污泥量;为每天排放的剩余污泥量;为二沉池出水每天带走的污泥量。

实际上,很多污水处理厂在srt控制排泥时,仅考虑曝气池内的污泥量,即,此时

上述污水处理厂

=(×4034mg/l)/1000=161360kg

= (34617×9mg/l)/1000=311.6kg

= (564×10745mg/l)/1000=6060.2kg

所以srt= =25.3d

(二)bod5/tkn与bod5/tp

tkn是指氨氮和有机氮之和。某污水处理厂2008年8月bod5入水的平均值为113 mg/l,tp同月入水的平均值为3.5 mg/l,tkn=34.2 mg/l。则该厂bod5/tkn与bod5/tp如下:

bod5/tkn=11334.2=3.3

bod5/tp=1133.5=32.3

三、污水脱氮除磷工艺在我国的应用与改进

(一)a/o工艺

a/o工艺通过聚磷菌在厌氧和好氧状态的循环实现磷的去除。也有部分a/o工艺以缺氧/好氧方式运行,通过硝化菌和反硝化菌实现脱氮。该工艺不需外加碳源脱氮,又能充分实现反硝化且易于控制污泥膨胀,投资和运行费用较低,在我国污水处理厂中广泛使用。

这些污水处理厂的运行结果表明:a/o工艺在污泥沉降性和磷的去除上明显优于传统活性污泥法,但是发生硝化作用和有限的工艺控制会造成磷去除率的下降。此外,a/o法在除磷方面的推广受到以下几个因素的制约。当温度低、进水负荷低时微生物代谢能力减弱,污泥生长缓慢,磷的去除率必然降低,厌氧池的厌氧条件难以保证,受水质波动影响大,不够稳定。由于a/o工艺流程简单,是在活性污泥法基础上发展起来的一种污水处新工艺因此适用于老厂改造。

(二)a2/o工艺

a2/o工艺在只有除磷功能的a/o工艺中添加了一个缺氧池,能同步脱氮除磷,操作简单、运行费用低,所产生的剩余污泥量较一般生物处理系统少,而且污泥沉降性能好,易脱水。

但由于含有硝酸盐的ras回流到厌氧区,影响了厌氧释磷作用,进而影响了a2/o工艺的除磷能力。a2/o工艺需要更高的进水c/n和c/p来达到同步脱氮除磷。

(三)改进a2/o工艺

针对传统a2/o工艺运行中的技术难题,有两项中国专利:倒置 a2/o工艺和a-a2/o工艺。倒置a2/o工艺把缺氧池置于厌氧池之前。进水时少于60 %的污水进入缺氧池,其余的进入厌氧池。倒置a2/o工艺在有无硝酸盐回流条件下均可运行。对于含氮低的污水,氮可以通过增加污泥回流转移到缺氧池。因此,厌氧池进水中硝酸盐含量很低,可产生一个较低的氧化还原电位,直接进入好氧池进行磷的过量摄取。倒置a2/o工艺有利于微生物形成更强的吸磷动力,所有污泥都将经历完整的释磷和吸磷过程使除磷能力得到增强。

江苏省常州市清潭污水处理厂两年多的运行状况表明:codcr、ss、tn和tp的去除率均有不同程度的提高,tp去除率提高最多。2003年出水codcr、bod5、ss、nh3―n和tp分别为35.5 mg/l、5.35mg/l、12 mg/l、0.65 mg/l和0.4 mg/l 。

a-a2/o工艺在厌氧池前增设缺氧池。充足的回流污泥停留时间保证了ras中硝酸盐彻底反硝化,需要20~30 min。10%~20%的原污水保证了足够的碳源。厌氧池中最低限度的硝酸盐使磷去除率得到提高。通过分隔厌氧池和原污水,此工艺可以很容易地由a2/o工艺改造而成。a-a2/o工艺最初应用在泰安污水处理厂,还有接下来的青岛团岛污水处理厂。团岛污水处理厂codcr、bod5、ss、nh3―n和tp的去除率分别为95.3%,96.7%,98.4%,91%和80%,在没有化学除磷的条件下,tp由进水的29.3 mg/l降低为出水的5.8mg/l。

(四)氧化沟

通过特殊的运行方式,氧化沟创造了一定的溶解氧梯度,使硝化和反硝化作用在氧化沟中交替发生而完成生物脱氮功能。

氧化沟工艺流程简单、运行稳定、运行方式灵活、管理方便、处理费用低。由于采用了较低的bod负荷、较长水力停留时间以及独特的流动方式,与其他工艺相比,氧化沟有较强的耐冲击负荷能力、出水水质较好,剩余污泥少且稳定,构筑物少。氧化沟工艺是我国20世纪90年代至今应用较多的污水处理工艺之一(见表1)。orbal氧化沟已由我国自行设计,实现设备国产化。采用carrousel氧化沟工艺的城市污水处理厂大部分为外贷项目。如昆明市第一污水处理厂,其tp去除率在90%左右,tn去除率70%左右。de型氧化沟和三沟式氧化沟在中高污染物浓度的中小型城市污水处理中也有应用,如四川省新都污水处理厂,出水tp达到0.5 mg/l以下 。

四、城市污水脱氮除磷技术的发展与展望

污水排放标准的不断严格是目前世界各国普遍发展的趋势,以控制水体富营养化为目的的氮、磷脱除技术开发已成为世界各国主要的奋斗目标。我国对生物脱氮除磷技术的研究起步较晚,投入的资金也十分有限,研究水平仍处于发展阶段。目前在生物脱氮除磷技术基础理论没有重大革新之前,充分利用现有的工艺组合,开发技术成熟、经济高效且符合国情的工艺应是今后我国脱氮除磷工艺发展的主要方向,主要体现在:

1、开展对生物脱氮除磷更深入的基础研究和应用开发,优化生物脱氮除磷组合工艺,开发高效、经济的小型化、商品化脱氮除磷组合工艺。

2、发展可持续污水处理工艺,向节约碳源、降低co2释放、减少剩余污泥排放以及实现氮磷回收和处理水回用等方向发展。

3、大力开发适合现有污水处理厂改造的高效脱氮除磷技术。

参考文献

[1]陈荷生.太湖的富营养化及氮磷污染的治理.污水脱氮除磷技术研究与实践,248~257.

[2]陈红书.浅析我国水资源与水污染治理现状.云南环境科学,2003,22(3):66~69.

篇2

【关键词】甲基苯并三氮唑；化工新材料行业；生产工艺；中国甲基苯并三氮唑行业发展趋势；能源化工产品评价；生产工艺的质量及成本控制

1 甲基苯并三氮唑概述

甲基苯并三氮唑，简称tta 。英文别名：tta，cas，分子式：c7h7n3，分子量：133.15，甲基苯并三氮唑的熔点：80-86°c。甲基苯并三氮唑其中的水分：≤0.2%，灰份：≤0.05%，ph值：5.5-6.5

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1.1 外观性状

甲基苯并三氮唑是白色颗粒或粉末，可加工成大片状、小片颗粒状、柱状、精细颗料状、粉状；甲基苯并三氮唑白色颗粒或粉末，易吸潮，是4-甲基苯并三氮唑与5-甲基苯并三氮唑的混合物，难溶于水，溶于醇、苯、甲苯、氯仿等有机溶剂，可溶于稀碱液。

1.2 用途说明

甲基苯并三氮唑用于金属（如银、铜、铅、镍、锌等）的防锈剂和缓蚀剂；

本品主要用作金属（如银、铜、铅、镍、锌等）的防锈剂和缓蚀剂，广泛用于防锈油（脂）类产品中，多用于铜及铜合金的气相缓蚀剂、油添加剂、循环水处理剂、汽车防冻液。本品也可与多种阻垢剂、杀菌灭藻剂配合使用，尤其对封闭循环冷却水系统缓蚀效果甚佳。

1.3 基本特性

甲基苯并三氮唑，纯品系白色颗粒或粉末，是4-甲基苯骈三氮唑与5-甲基苯骈三氮唑的混合物，熔点80-86℃，难溶于水，溶于醇、苯、甲苯、氯仿等有机溶剂，可溶于稀碱液。

1.4 甲基苯并三氮唑生产工艺基本步骤。

①在反应釜中，将3，4二氨基甲苯置于纯水中，加热溶解；

②向步骤①所成的溶液中加入3，4二氨基甲苯的亚硝酸钠，进行反应；

③将步骤②所成溶液冷却；

④在步骤③所成溶液中滴入硫酸，出现大量结晶体生成；

⑤将步骤④所得混合物进行脱液处理；

⑥将步骤⑤所得结晶体加热，脱水；

⑦将步骤⑥所得结晶体进行蒸馏，制成所述的5-甲基苯骈三氮唑；甲基苯并三氮唑的生产方法以3，4二氨基甲苯为原料，通过中压合成、酸化、脱水、蒸馏处理，制备5-甲基苯骈三氮唑的工艺简单、制备过程容易控制，收率高、纯度高，生产成本低、易于组织工业化生产。

1.5 甲基苯并三氮唑包装储藏。

包装： 塑料编织袋、复合袋、纸板桶、全纸桶、铁桶，内衬塑料袋

净重： 10kg，20kg，25kg，200kg

储藏： 本品易吸湿应存放在通风、干燥处，不得和食物与种子混放。

2 化工行业的发展特征及导向

2.1 化工业现状

化学工业简称化工，是国民经济的基础产业和支柱产业之一，与农业、国防、国民经济各部门及人民生活有着极为密切的关系。化学工业是从19世纪初开始形成，并发展较快的一个工业部门。随着科学技术的发展和人民生活水平的提高，化学工业的发达程度已经成为衡量国家工业化和现代化水平的一个重要标志。

我国化学工业一直受到国家的高度重视。经过50多年的发展，我国已形成门类齐全、基本能适应国民经济和相关工业发展的化学工业体系。改革开放以来，我国化学工业不仅在总量上迅速发展，而且在产品结构、技术结构、投资结构、组织结构、工艺装备水平等方面取得了长足进步。到“十一五”末，我国已形成包括油气开采、炼油、基础化学原料、化肥、农药、专用化学品、橡胶制品等约50个重要子行业，可生产6万多个（种）产品，涉及国民经济各领域的完整工业体系，成为世界石油和化工产品生产和消费大国，已进入世界化工大国的行列。

化学工业有多种分类方法。按原料来源划分，可分为石油化工、天然气化工、煤化工、盐化工等行业；天然气常与石油共生，也常把天然气化工归属于石油化工。从产品出发，可划分为无机化工、基本有机化工、高分子化工、精细化工等分支。还有其它多种分类方法，但每种分类方法都难于严格适应。

石油化工是化学工业的重要组成部分，它囊括了很多生产部门，如橡胶助剂行业，合成材料行业，农药行业，化肥行业等，在中国国民经济的发展中有重要作用，是中国的支柱产业部门之一。石化工业的持续高速发展，能有效地推动农业、机械、建筑、轻纺等相关产业的发展，从而促使整个国民经济高速发展。

2.2 行业现状

有机化学原料（有机化工中间体）是化学原料的一个重要分支，在化工行业起到承上启下的重要作用，既是基础原料的下游产品，又是精细化工产品的原料，具有品种繁多、合成路线选择性广、市场需求前景好、合成技术进展迅速等特点，它主要包括炔烃及衍生物、醇类、酮类、酚类、芳香烃衍生酸酐等，其产品主要有乙烯、丙烯、苯乙烯、三苯、甲醇、乙醇等。我国已经成为全球精细化工中间体主要生产国和供应国。 从产品生产的过程角度分析，基本有机化工产业作为整个石化工业的龙头，起着至关重要的作用。因此，基础化工产业已成为国家产业政策重点支持的行业。随着国家投融资体制的不断改革，国内基本有机化工原料产业已经由过去的以国有企业投资为主，转变为国有企业、港台、外商投资并举的局面，投资主体呈现多样化的趋势。投资主体的多元化，不但可以加快我国基本有机化工原料产业的发展速度，还可极大地提高整个行业的产业发展水平。基础化工行业的景气状况主要受到整体经济环境的影响。在“十二五”期间，我国基本有机化工原料受快速增长的国民经济拉动，仍将保持快速增长的态势[1]。

2.3 行业驱动要素

对于化工产品的升级换代，目前向高附加值产品转移：在利益推动下，对深加工、高附加值产品，企业加大了发力度，由低端精细化工品的加工向高附加值迈进，转移高技术含量的产品。由于新兴产业的新需求是推进大飞机、高速列车、电动汽车、发展电子信息、节能环保等重要产业以及低碳经济的发展，这都需要一系列关键化工新材料的支撑。

3 甲基苯并三氮唑化工产品生产工艺概述

3.1 甲基苯并三氮唑生产工艺

对于甲基苯并三氮唑的生产工艺，包括工艺过程、工艺参数，工艺配方和工艺设备等。随着环境优化的愈发明显，生产工艺中的三废处理也凸显重要。工艺流程简图见图1。甲基苯并三氮唑生产具体操作过程是在配料釜中加入水、亚硝酸钠和甲基邻苯二胺，常温下搅拌待物料溶解后，由真空抽入环合反应釜中，关闭进料阀，通入导热油缓慢进行加热到230（250）℃，水受热产生的蒸汽使釜内压力上升至3.8（4.0）mpa，保温保压反应约5小时，反应结束后，通入冷导热油降温到100℃以下，打开放空阀使得釜内恢复常压；将反应物料放入酸化釜中，通过高位槽加浓硫酸进行酸化，调节ph接近中性，酸化过程控制温度在70℃以下，酸化过程中产生的废气，导出至液碱吸收处理，物料趁热分层，上层水相冷却至室温析出结晶经离心分离后，结晶料与前道分层所得的下层料相一并送脱水釜中减压脱水，控制条件为：80℃、-0.07mpa，经脱水处理后，进入精馏釜，采取导热油加热，在

图1 工艺流程简图

3.2 甲基苯并三氮唑产品生产工艺的质量、成本控制

3.2.1 甲基苯并三氮唑生产质量控制

质量控制目标体现在qste四个方面：（quality）质量合格、（service）满意服务、（time）准时性和（environment）清洁生产。公司努力在质量计划，质量检测，质量改进和质量投诉方面加强管理，将质量控制全过程的各个环节的质量管理活动落实到各个部门和全体人员，力争取得iso9001：2000系列认证，树立良好产品形象，不断增强产品竞争力，为以后打入国际市场提供质量保证，确保公司生产经营良性循环发展。

3.2.2 甲基苯并三氮唑生产成本控制

对于成本控制，不从基础工作做起，成本控制的效果和成功可能性也将受到大大的影响。

（1）定额制定

所谓定额，就是企业在一定生产技术水平和组织条件下，人力、物力、财力等各种资源的消耗达到的数量界限，其主要有：材料定额、工时定额。成本控制主要是制定消耗定额，只有制定出消耗定额，才能在成本控制中起作用。对于工时定额制定，主要依据是各地区的收入水平、企业工资战略、人力资源状况。

在现代企业管理中，人力成本越来越大，工时定额就特别重要；在工作实践中，根据企业生产经营特点和成本控制需要，往往会出现动力定额、费用定额等。成本控制基础工作的核心是定额管理，建立定额领料制度来控制材料成本和燃料动力成本，通过建立人工包干制度来控制工时成本、控制制造费用，这都要依赖定额制度。如果没有好的定额，就无法控制生产成本；成本预测、决策、核算、分析、分配的主要依据也是定额，这也是成本控制工作的重中之重[2]。

（2）标准化工作

所谓标准化工作，就是符合现代企业管理的基本要求，它也是企业正常运行的基本保证，并且能促使企业的生产经营活动和各项管理工作达到合理化、规范化、高效化，是成本控制成功的基本前提。

4 甲基苯并三氮唑市场研究

市场调查报告往往是市场调查人员以书面形式进行的，其中反映的是市场调查内容以及工作过程，并提供调查结论和建议。市场调查研究成果的集中体现在市场调查报告中，整个市场调查研究工作的成果质量受撰写的好坏的影响，这也能给企业的市场经营活动提供有效的导向作用，更能为企业的决策提供客观依据。

中国甲基苯并三氮唑行业发展趋势：

多年来，为了立足国内市场，兼顾全球市场环境，并且结合甲基苯并三氮唑行业的供需变化规律，对甲基苯并三氮唑行业进行了研究，并且对甲基苯并三氮唑行业内企业群体也进行了深入的调查与研究。尤其在中国，甲基苯并三氮唑行业发展趋势，已经从不同角度切入了行业，这也为甲基苯并三氮唑企业提供了强大的数据支持与专业级的市场导向。这同时也为以后的企业的发展战略、投资决策、企业经营管理提供权威、充分、可靠的决策[3]。

甲基苯并三氮唑行业市场调查报告-用途，是业内企业市场部门、战略部门及中高层管理人员分析市场、掌握行情、了解竞争对手、洞悉行业发展趋势的有力参考资料；是行业新进入者了解市场现状、掌握竞争格局、发掘投资机会、明确产品定位的必备调研资料；帮助咨询公司、广告策划公司快速、深入地掌握行业现状和发展趋势；并提供市场规模及增速、市场份 额、进出口、行业财务指标等大量的数据和图表；帮助私募基金公司、风险投资公司及其它投资机构摸清行业的盈利能力和增长趋势，并对行业内的重点企业进行深入调研，分析其产品、技术、人才、管理、效益等（需要定制）；适用于其它需要对甲基苯并三氮唑行业进行全面市场调研的机构或个人。

【参考文献】

[1]朱宝吉.浅析如何强化项目安全管理[j].安装，2009（03）.

篇3

1.环境工程专业设置环境工程微生物

学优于普通微生物学除介绍原生动物、后生动物、藻类及突出脱氮除磷与厌氧微生物等内容外，环境工程微生物学教材内容更针对环境工程治理，甚至与后续课程有互补作用，优化了教学内容。如周德庆教授主编《微生物学教程》、同济大学周群英教授等主编的《环境工程微生物学》和同济大学高庭耀教授等主编的《水污染控制工程》均为国内使用量较大的教材，《环境工程微生物学》较《微生物学教程》增加了丝状细菌形态，为后续讲解丝状菌污泥膨胀埋了伏笔。且前者的实验内容安排观察藻类、原生动物等内容也与环境工程实践更接近。《环境工程微生物学》对活性污泥膨胀与控制方法、生物脱氮除磷、厌氧发酵微生物等描述比《水污染控制工程》详细，后者可能考虑到前述课程有讲解，对应内容比较简略。环境工程微生物学的教学内容和教学案例更有针对性，为后续课程的学习打下了更好的基础，与就业后参加注册环保工程师考试打下了对应的基础，提高了人才的市场竞争力。相反，开设普通微生物学，在后续课程中要补充部分内容，如要从后生动物概念开始讲到轮虫在水处理中作用。

2.对环境工程微生物学教学内容的思考

2.1教学思想应区别于普通微生物学

环境工程微生物学不仅要掌握微生物基础知识的内容，而且要学习环境工程应用微生物，教学核心思想是理解微生物代谢的多样性及其环境工程利用，为后续水污染控制工程、固体废物处理处置和大气污染控制工程课程打下基础，因此要考虑后续课程的要求，满足后续课程的要求，不能基本只讲微生物基础知识部分。

2.2突出环境工程应用微生物重点内容

由于学时限制，不可能把整个教材讲得都很清楚。周群英教授等主编的《环境工程微生物学》教材微生物基础知识和环境工程应用微生物学内容基本对半。由于后续课程还会提到环境工程应用微生物部分的内容，因此学时安排可以以微生物基础知识部分为主，后半部内容可以不全讲，如无实质性内容超过后续教材的垃圾发酵微生物和前沿性了解内容微生物燃料电池等内容可以不讲解，但要突出脱氮、除磷、厌氧发酵等重点内容。讲解微生物基础知识的目的是为讲解环境工程应用微生物学内容做准备，后半部分内容和后续课程相连接。前半部分也不能把内容过多的展开，象普通微生物学那样，形态、结构、繁殖讲解很详细，由于时间限制，前半部分也只能以后半部分课程够用为目标。

2.3与后续课程教学内容衔接

与后续水污染控制工程、固体废物处理处置和大气污染控制工程教学内容和教学深度要衔接。环境工程微生物学教材经常受普通微生物学教材影响，病毒章节内容偏多，由于后续课程基本不涉及病毒内容，因此该章节内容可以简化。虽然后续课程可能会提到环境微生物应用的问题，但是课程之间内容有偏重，教材内容详略有差异，污染控制工程偏重于工艺及设计，因此微生物应用的内容往往比环境工程微生物学对应内容简略，如厌氧发酵原理、微生物脱氮除磷原理、活性污泥膨胀与控制、原生后生动物对污水处理深度指示作用等内容，因此合理推断以上内容应该以此课程讲授为主，在此课程讲透，可以强化教材内容，污染控制工程中带过只是内容逻辑需要，或起重点内容的简要复习作用，尤其使用同济大学两门教材之间，更体现了这种安排。然而对于处理工艺，在环境工程微生物学中可以不当重点内容，在后续污染控制工程中掌握，如脱氮除磷工艺，可以作为水污染控制工程重点掌握内容，这样课程之间内容有主次，有衔接，有逻辑。更加突出水污染控制工程进行工艺和设计教育的功能。

3.结语

篇4

关键词：生物脱氮除磷，城市污水，发展趋势

中图分类号：u664.9 2 文献标识码：a

随着化肥、农药和洗涤剂等的广泛应用，氮磷污染及水体富营养化日趋严重。据近年来环境质量公报的消息，水体中的主要污染物为含氮磷的有机物。这些污染物进一步加剧了水资源短缺的矛盾，对可持续发展战略的实施带来了严重的负面影响。环境污染和水体富营养化问题的尖锐化迫使越来越多的国家和地区制定严格的氮磷排放标准，这也使污水脱氮除磷技术一度成为污水处理领域的热点和难点。因此，研究和开发高效、经济的生物脱氮除磷工艺成为当前城市污水处理技术研究的热点。本文致力于研究现阶段新型的脱氮除磷工艺，讨论该类工艺发展的可能性，为实际工程中脱氮除磷工艺的优化提供理论依。

1.城市污水脱氮除磷技术现状

目前含氮磷污水的处理技术可分为物理法、化学法、物理化学法和生物法[1]。化学法与物理化学法是最早的脱氮除磷方法，但由于成本高，对环境易造成二次污染。所以污水生物脱氮除磷技术是20世纪70年代美国和南非等国的水处理专家们在化学、催化和生物方法研究的基础上提出的一种经济有效的处理技术，该技术由于处理过程可靠，处理成本低，操作管理方便等优点而被广泛使用。微生物脱氮除磷技术按微生物在系统中的不同状态，可分为活性污泥法和生物膜法，通过设立好氧区、缺氧区和厌氧区来实现硝化、反硝化、释磷和放磷以达到脱氮除磷的目的。

具体的生物脱氮除磷工艺有：巴颠甫同步脱氮除磷工艺(bardenpho)、phoredox同步脱氮除磷工艺、a2/o法同步脱氮除磷工艺、uct工艺、sbr工艺、氧化沟工艺、a/b法、生物转盘同步脱氮除磷工艺等。

2.污水生物脱氮除磷新技术及其应用

常规的污水生物处理技术主要去除有机物和悬浮固体，对氮和磷的去处效率较低。实际应用中经常出现脱氮效果好时除磷效果较差，而除磷效果好时脱氮效果不佳[2]。因此，常规生物脱氮除磷工艺流程存在着影响该工艺有效运行的相互影响和制约的因素，主要表现为：

①厌氧与缺氧段污泥量的分配比影响磷释放或硝态氮反硝化的效果，厌氧段污泥量比例大则磷释放效果好，但反硝化效果差；反之，则反硝化效果好，而磷释放效果差；

②原污水经厌氧段进入缺氧段，磷释放与硝态氮反硝化争夺碳源，当原水中碳源不足时，磷释放或反硝化不完全；

③硝化菌世代繁殖时间长，要求较长的污泥龄，但磷从系统中被去除主要是通过剩余污泥的排放，因此要提高除磷效率则要求短污泥龄。

这就要求我们在实验研究中结合实践努力尝试新的生物脱氮除磷工艺，有效避免以上因素的影响，已达到更好的脱氮除磷效果。下面就目前现有的新型脱氮除磷技术进行简要说明。

2.1生物膜与活性污泥结合

图1 生物膜与活性污泥结合水处理工艺流程图

常规生物脱氮除磷工艺存在相互影响和制约的因素，因此脱氮和除磷效果难以同时达到最佳。生物膜与活性污泥结合新工艺的特点是缺氧段采用生物膜法，反硝化菌均匀分布在整个缺氧池内，反硝化反应充分；好氧和厌氧段采用悬浮污泥法便于对污泥龄的控制，有利于硝化菌和除磷菌的生长繁殖。生物膜与活性污泥结合工艺将常规工艺中相互影响和制约的因素分解，使不同的菌类生长在各自最佳环境条件下，因而在本工艺中脱氮和除磷效果可以同时达到最佳，而且工艺的可控性增强,图1。

2.2 反硝化除磷工艺

反硝化除磷是一些聚磷菌在缺氧的条件下,以硝酸盐作电子受体,过度摄磷,从而实现反硝化除磷的脱氮除磷过程。

2.2.1 dephanox工艺

该工艺首次采用交替的厌氧和缺氧条件并结合单独的固定生物膜,来实现生物除磷的思想,并将其运用到反硝化除磷工艺中。

它在厌氧池和缺氧池之间增加了沉淀池和固定膜反应池,污水在厌氧池中释磷,在沉淀池中进行泥水分离,含氨较多上清液进入固定膜反应池进行硝化,污泥则跨越固定膜反应池进入缺氧段,完成反硝化除磷。

该工艺具有能耗低,污泥产量低且cod消耗量低的特点。但该工艺中磷的去除效果很大程度上取决于缺氧段硝酸盐的浓度,当缺氧段硝酸盐不充足时,磷的过量摄取受到限制；反之硝酸盐又会随回流污泥进入厌氧段, 干扰磷的释放和聚磷菌体的phb 的合成[3]。

图2 dephanox工艺流程图

2.2.2 bcfs工艺

图3 bcfs工艺流程图

bcfs工艺较uct工艺增加了2个反应池,第一个增加的反应池介于厌氧池与缺氧池中间,起到选择器的作用,可以吸附剩余的cod,同时迅速反硝化自回流污泥的硝酸氮,可防止丝状菌的生长； 第二个反应池是混合池(缺氧或好氧) ,介于uct工艺缺氧池与好氧池之间,目的是形成低氧环境以获得同时硝化与反硝化,从而保证出水含有较低的总氮浓度[4]。

bcfs工艺还增加了2个内循环qb和qc,从好氧池设置内循环qb 到缺氧池十分必要,起辅助回流污泥向缺氧池补充硝酸氮的作用； 内循环qc的设置能在好氧池与混合池间建立循环,以增加硝化或同时硝化反硝化的机会,为获得良好的出水氮浓度创造条件。

3.结语

以上所介绍的工艺，皆是从理论角度出发，对不同处理工艺的机理进行阐述。但在实际工程中，需根据处理水质，地形、经济等限制因素选择处理工艺。脱氮除磷技术没有最好的，只有做适合的，至于对处理工艺的选择，需要在研究工作中慢慢积累经验。

生物除磷脱氮工艺的发展已不仅仅是要求较高的氮磷去除率，而且要求处理效果稳定可靠、工艺控制调节灵活、运行维护管理方便、投资运行费用节省。因此，目前，国内外生物除磷脱氮工艺正是向着这一简洁、高效、经济的方向发展，各类构筑物从工艺到结构都趋向于合建一体化[5]。现如今，污水排放标准的不断严格是目前世界各国普遍发展的趋势，以控制水体富营养化为目的的氮、磷脱除技术开发已成为世界各国主要的奋斗目标。我国对生物脱氮除磷技术的研究起步较晚，投入的资金也十分有限，研究水平仍处于发展阶段。目前我国在生物脱氮除磷技术基础理论没有重大革新之前，充分利用现有的工艺组合，开发技术成熟、经济、高效且符合国情的工艺应是今后我国脱氮除磷工艺发展的主要方向。

参考文献

[1] 刘萍莲，城市污水脱氮除磷技术与展望，山西建筑，2007年第33卷第6期：179

[2] 刘俊新、夏世斌、郑祥，经济高效的污水生物脱氮除磷新技术研究，世界科技研究与发展，2003年第2期：37-40

[3] 尹 军、吴相会，污水生物除磷技术若干研究进展，中国资源综合利用，2009年1月vol.27 no.1：24-27

篇5

关键词：燃煤电厂 ；烟气 ；治理 ；技术

0引言

so2和 nox是燃煤的主要污染物，也是导致酸雨、光化学污染等大气污染的罪魁祸首，对环境危害极大。节能减排十二五规划指出，相比于过去五年二氧化硫排放量要下降 8%，此外还新增了氨氮和氮氧化物排放量两个约束性指标，要求减排 10% 。我国是燃煤大国，且每年有一半以上的煤用于燃煤电厂和锅炉，全国八成以上的电力资源是来自煤炭的燃烧，因此，做好燃煤电厂烟气脱硫脱硝工作是控制氮、硫排放的关键。目前，我国 so2的排放量已经得到了一定的控制，正在逐年降低，但 nox排放量却呈增加趋势，部分抵消了我国在 so2减排方面付出的巨大努力，因此，开发廉价、高效的同时脱硫脱硝工艺显得尤为重要。本文对现有的脱硫脱硝工艺进行了简要概述，主要包括等离子体法、氧化法、吸收及吸附法三类，其中等离子体法包括电子束法、脉冲电晕法和流光放电氨法，氧化法包括强氧化剂法和光催化氧化法，吸收及吸附法包括络合吸收法和碳基材料吸附法。

1 燃煤电厂排放的烟气组成及其影响

煤炭 ，可以说是一种“树木化石”，见证了历史上亿年的变迁 ，是自然界不可再生的资源。煤炭里富含碳、氧、氮、硫等多种元素 ，因而在燃烧后 ，会排出大量烟尘 ，其中不仅有 co2、no2、so2等有害气体 ，还包括有矿物质微粒等杂质。虽在燃煤电厂配备有专用的锅炉设施 ，并在煤炭中添加相关矿物质 ，然而额定蒸发量参数较大 ，所以电厂中煤炉的排气量是其他工业用炉无法衡量的。由于燃煤温度较高 ，至少都是高于 1200℃，故都被烧成无机物。燃煤电厂配有专门的烟囱 ，煤炭燃烧后形成的污染气体及其他杂质便通过烟囱排入到大气中 ，并随着空气的流动进行扩散 ，影响周遭的环境。这些物质混入到空气中 ，会给人们造成各种呼吸性疾病 ，也会给工农业生产带来严重损失。

2 燃煤电厂烟气治理的策略

燃煤电厂对烟气的治理应当以推行洁净煤技术、加强技术改造、完善企业管理为根本 ，从而降低煤耗 ，减少煤炭燃烧产生的废气。同时 ，开发高效的废气治理技术和综合资源利用技术也至关重要。比如使用效率高的电除尘器、热电联产等都是烟气治理的重要举措。燃煤电厂对锅炉烟尘的治理主要是应用各类除尘设备 ，如电除尘器、袋式除尘器、旋转式除尘器等。电除尘器除尘效率相对较高 ，运行成本低 ，所以燃煤电厂多使用电除尘器。对于煤炭燃烧时产生的大量二氧化硫 ，其控制技术基本分为燃烧前脱硫、燃烧中脱硫、燃烧后脱硫。在治理烟气过程中 ，燃煤电厂应遵循“ 预防为主 ，防治结合 ，综合治理”的方针 ，将治理污染、节约能源、综合利用资源有机结合 ，不仅要控制新污染 ，还要加速对老污染的治理 ，通过改进生产经营管理 ，引入先进科学技术 ，提高环保设施投资的综合效益 ，努力做到经济效益、社会效益和环境效益的统一。根据近年来的治理经验，今后应当继续贯彻以下技术政策 ：大力推行节约能源及有利于环境保护的能源政策 ；节约能源不仅是减少能源消耗、提高经济效益的需要 ，也是谋求经济建设与环境保护长期协调发展的重要措施。与发达国家相比 ，我国节能潜力很大。因此 ，要继续采取措施 ，大力节约能源。严格把好“三同时”关 ，控制新污染 ；依靠科技进步 ，有效的控制污染物排放，实现污染防治与综合利用资源相结合 ；挖掘潜力，提高现有环保设施运转率 ，发挥其投资效益 ；积极筹措基金 ，治理老厂污染。

3脱硫脱硝技术

煤炭中含有碳、硫、氮等矿物元素 ，在燃烧过程中会释放出大量 so2及氮氧化合物 ，严重污染空，因此需对其进行脱硫脱硝处理 ，减少这些有害气体的排放。

3.1脱硫技术

脱硫技术处理分燃烧前、燃烧中及燃烧后。燃烧前的脱硫方法 ，主要是采用物理性脱硫 ，此方法主要是针对煤炭中含有的矿物硫成分 ，利用其带磁特性 ，减少煤炭中硫元素的含量 ；而燃烧中脱硫方法 ，又称其为“炉内脱硫”，主要是利用化学反应进行。锅炉中燃煤在高温燃烧过程中 ，可添加固硫剂成分如碳酸类化合物 ，与煤炭燃烧中的含硫化合物发生反应 ，生成固体硫酸盐 ，随炉内残渣排出。而燃烧后的脱硫技术 ，简称为 fgd，是防止 so2排放到空气中的最后一道防线。其主要有湿法、半干法及干法脱硫这三种形式 ，湿法脱硫选取强碱性溶液（如 ca（oh）2、naoh 等）作为 so2的吸收皿 ，并以石膏（主要是 caco3成分）辅助 ，实现对so2的强力吸收。这种方法也是目前燃煤电厂采用最多的 ，可大量吸收 so2，尤其适合低、中、高硫煤 ；半干法脱硫 ，使用碱性粉末 ，在高温蒸发的水分环境下 ，反应生成固态干粉。其主要采用喷雾干燥法（又称 sda）和吸着剂喷射法 ，虽说效果不如湿法脱硫 ，但其设备管理简单、运行维护较容易 ；而所谓的干法脱硫 ，即是选取颗粒状或粉状等固态吸收剂 ，利用催化反应或是在高温高压下分解成电子等方式减少 so2。与上述两种方法相比，该方法避免废液的处理，但由于不是在水环境中，耗时多，反应慢。

3.2脱硝技术

脱硝技术实现可从燃烧中降低 nox的生成及燃烧后对 nox处理出发。若减少 nox的生成 ，可通过减少锅炉内氧气的密度 ，缩短煤气在高温环境中的时间方法 ；而对 nox的处理 ，与脱硫类似 ，可通过喷射粉末吸附、溶液内反应、催化还原等方法 ，另其还可使用电子束处理。吸附粉末可选择具有良好吸附性的活性炭 ，并与 nh3组合使用 ；溶液内反应与 so2类似 ，选择强碱性溶液 ；另由于 n 这种元素的化合价有多种 ，可通过催还原剂对 nox处理 ，使其变为无公害的 n2。电子束处理 ，即利用电子束光照射 nox气体 ，得到具有强氧化性的 oh 基、氧原子等 ，对 nox氧化 ，生成硝酸 ，然后与nh3反应 ，生成无污染的硝酸盐。由于该方法对技术要求较高且有待进步考察 ，目前并未大力推广。

4脱硝脱硫技术的发展

方向随着工业时代的到来，能源的需求量必然会上升，从而使得能源的消耗量也急剧增长！能源时代带动了我国经济的发展，但是，从另一方面来说，也带来了环境的污染，严重威胁到了人们的健康。因此，脱硝脱硫技术必然会成为人们关注的焦点，它的前途不可限量，这不仅是因为它顺应了时代的潮流，更重要的是它迎合了目前人们亟需解决环境污染的需要。那么，它究竟会朝着什么方面发展，在哪方面取得重大突破呢？毫无疑问，其理论研究将会更加深入，因为理论是技术发展的前提和基础。因此，在完善的理论面前，烟气脱硝脱硫在技术上将会取得重大的突破。其次，烟气脱硝脱硫技术在设备上将更加完善，在节约成本，保障安全，增加效益方面也取得更大的成就，最后，烟气脱硝脱硫技术将很快被投入市场，在中小锅炉上发挥其不可忽视的作用，并实现其高效"低耗和便利的特点。

5结束语

本文就燃煤过程中产生的废气处理予以总结。通过加大对废气处理 ，减少排污量 ，提高技术管理应用水平 ，实现经济收益和环境保护的双赢作用。

参考文献：

篇6

关键词：脱氮除磷；城市污水；污水处理；双污泥系统；脱氮除磷；生物滤池

中图分类号：u664文献标识码： a

前言

随着中国经济的快速发展，城市规模不断扩大，水资源供需矛盾日趋激化。而我国现有的城市污水处理厂主要是针对碳源污染物的去除，对导致水体富营养化的主要营养盐氮、磷的去除率很低，导致水体富营养化现象加剧。因此研究和开发高效、经济的生物脱氮除磷工艺已成为当前研究的热点。本文系统的概述了生物脱氮除磷的机理，分析了生物脱氮除磷技术的现状，探讨了生物脱氮除磷技术的发展趋势。

1 脱氮工艺

生物膜脱氮工艺大多数处于小试、中试及半生产性实验阶段，生物转盘、生物滤池、生物流化床等生物膜法反应器均可以设计成具有脱氮功能的反应器。目前，已开发了浮动床生物膜反应器脱氮系统、浸没式生物膜反应器脱氮系统、三级生物滤池脱氮系统。这些生物膜脱氮系统相对于活性污泥脱氮系统具有更好的稳定性、污泥浓度高、产泥量少，但能耗大。

生物膜脱氮技术要应用到城市污水工程，还有许多问题有待解决。因此，对生物膜脱氮机理的深入研究和开发新型经济、高效生物膜反应器将是今后污水生物膜脱氮技术研究的主要方向。

1.1 生物脱氮新工艺

最近的研究表明，生物脱氮过程出现了超出传统脱氮理论的现象，研究者对此展开了研究，提出了一些新的脱氮工艺，如sharon工艺、anammox工艺[2]、de-ammonifieation工艺、oland工艺.

sharon(single reactor for high activity ammonia removal over nitrite)工艺是荷兰delft技术大学开发的脱氮新工艺，其基本原理是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后进行反硝化，达到脱氮目的。该工艺具有以下特点：硝化与反硝化在同一反应器中完成，简化工艺流程；节省反硝化过程需要外加的碳源，以甲醇为例，no2-反硝化比no3-反硝化节省40％的碳源；减少25％ 左右的供气量，节省动力消耗。

anammox (anaerobic ammonium oxidation)工艺是荷兰delft技术大学kluyver生物技术实验室于1990年开发的脱氮新工艺，其原理是在厌氧的条件下，以ych-、ych-为电子受体，将氨氧化还原为n2。deammonification工艺由hippen等人开发适合处理高浓度含氮废水的新工艺，该工艺脱氮过程不需要按照化学计量式消耗电子供体，其机理目前还不清楚。oland (oxygen limited autotrophic nitrificationdenitrification)工艺是比利时gent微生物生态实验室开发的脱氮新工艺，其原理是通过控制溶解氧，使硝化过程控制在no2-阶段，通过no2-氧化nh4 形成n2，达到脱氮目的。杨红等人以消化污泥脱水液为基质，采用悬浮填料床反应器进行oland工艺脱氮研究，达到70％的脱氮率。

2 生物除磷技术

污水生物除磷技术源于20世纪60年代srinath等人在生产运行过程中观察到超量吸磷现象[3]，通过基础性研究、生产性实验研究以及工程运行实践，生物除磷技术在理论和实践上都取得了重大突破， 目前，用于工程实践的生物除磷技术有a2/o工艺、氧化沟工艺、sbr工艺、phostrip工艺、改良bardenpho工艺、改良的uct工艺等。

a2/o工艺通过设置厌氧/缺氧/好氧环境，实现聚磷菌厌氧环境中有效释磷、好氧环境中聚磷。对倒置a2/o工艺[4]进行环境倒置效应实验研究，认为缺氧/厌氧/好氧的布置形式除磷效果更好，其原因在于：降低了厌氧区硝酸盐负荷，有利于聚磷菌有效释磷；聚磷菌厌氧释磷后，直接进入好氧环境，有利于充分利用厌氧条件下形成的吸磷动力。氧化沟工艺是通过曝气系统在反应器实现空间上厌氧/缺氧/好氧环境，为除磷创造条件。sbr工艺是通过曝气控制系统在反应器内实现时间上厌氧/缺氧/好氧环境，为聚磷菌有效释磷和聚磷过程创造条件，并通过排放富磷污泥实现除磷目的。phostrip工艺通过在污泥回流系统中设置厌氧区进行生物除磷，并且与化学除磷法进行组合，可以达到很好的除磷效果(tp≤1 mg/l)。改良bardenpho工艺通过进水与回流污泥在厌氧池混合接触，促进厌氧发酵和有效释磷，再进入后续构筑物聚磷，通过排泥达到除磷目的。改良的uct工艺是基于回流污泥中硝酸盐进入厌氧区不利于聚磷菌有效释磷的事实，将回流污泥直接回流到缺氧区，提高除磷效果。

2.1 同时生物脱氮除磷技术

自从bardnard首先发现了硝化/反硝化过程中除磷现象[5]，已开发出许多具有同时脱氮除磷功生物处理技术，如a2/o 工艺、氧化沟工艺、sbr工艺、phostrip工艺、改良bardenpho工艺、改良的uct工艺等。

这些工艺均来源于传统的污水处理技术，又超越了传统污水处理技术，一方面满足传统污水处理工艺去除有机物、悬浮物的要求；另一方面满足除磷脱氮要求。通过控制系统的污泥龄、流态及回流方式、充氧、配套设备与检测仪表等，实现厌氧、缺氧、好氧三种环境空间或时间上交替变化，达到高效脱氮除磷的目的。

2.2 双污泥脱氮除磷工艺

pasf工艺的流程如图1所示:

该工艺分前后两段，前段采用活性污泥法，主要由厌氧池、缺氧池、短泥龄好氧池、沉淀池等构筑物组成；后段为生物膜法，主要采用曝气生物滤池。污水依次流经活性污泥段和生物膜段。系统回流包括污水回流和污泥回流，污水回流是将部分生物滤池出水回流至缺氧池，以保证脱氮效果；污泥回流则是将沉淀池污泥部分回流到厌氧池，其余富含磷的剩余污泥被排掉。

图1 pasf工艺流程图

结语

污水生物脱氮除磷的目的是将氮、磷从废水中去除，防止引起受纳水体的富营养化，以工程手段从源头控制水体富营养化。从我国目前的实际情况出发，无论是单独的生物脱氮技术、生物除磷技术，还是同时生物脱氮除磷技术，探索简便、节能、高效、技术成熟的生物脱氮除磷技术是目前当务之急，为今后从源头解决水体富营养化问题，提供必要而有效的技术保障。

① pasf工艺解决了聚磷菌、硝化菌泥龄不同的矛盾，具有稳定的处理效果和较高的处理效率，并可减少反应器体积，降低了工程投资。硝化菌呈生物膜固着生长，给生长速率缓慢的硝化菌创造了一个稳定的生活环境，使硝化菌始终处于好氧环境中(传统的活性污泥系统则做不到这一点)，增加了系统中的硝化菌量，提高了硝化率，同时也可防止不利条件下的硝化细菌流失，并减少了水力停留时间和反应器体积；而除磷菌悬浮生长在活性污泥系统中，泥龄可根据除磷的需要而选择相对较短值，两者的分开解决了传统硝化菌与除磷菌泥龄之间的矛盾，更利于系统的稳定运行。由于细菌各自处于较好的环境中，故也可减少整个系统的水力停留时间。

② pasf工艺对进水水质具有较强的适应性。传统工艺的回流污泥中存在硝酸盐，会影响厌氧段磷的释放，因此在传统工艺中当系统硝化效果较好时，除磷效果往往较差，这一现象在低bod/tn和低bod/tp的情况下尤为明显。pasf采用双污泥系统，使硝化和除磷分开，并可根据进水水质来调节硝化滤池出水回流量(使缺氧段不存在硝酸盐的积累)，解决了厌氧段反硝化与除磷菌释磷的矛盾，确保了除磷效果。

参考文献：

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[2] st m,et a1 ,ammonium removal from concentrated waster streams with the anaerobic ammonium oxidation (anammox) process in different configurations [j]．wat．res．,1997,31(8):1955-1962．

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篇7

摘 要：从理论和实验两方面系统地 总结 了两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺的优点。

关键词：两级序批式活性污泥法工艺；除磷脱氮；自动控制；ph值；氧化还原电位；溶解氧

1 两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺理论上的优点

氮、磷的脱除不外乎有等四类生物反应过程。

大量研究表明，单级活性污泥除磷脱氮系统（如a2/o和sbr等系统）中氮和磷的去除为一对矛盾的关系，除磷效果好时脱氮效果不好，而脱氮效果好时除磷效果却不好。这是因为释磷、吸磷、硝化和反硝化这四类生化反应过程对微生物的组成、基质类型及环境条件的要求各不一样，使得单级活性污泥除磷脱氮系统不可避免地存在着固有的矛盾和不足。而两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺能避免这些矛盾和不足，其主要优点在于：

①解决了聚磷菌与硝化菌和反硝化菌混合生长的矛盾

在单级除磷脱氮系统中，除磷的主要微生物——聚磷菌和在脱氮过程中起重要作用的硝化菌是混合生长的。硝化菌通常属于自养专性好氧菌，其特点是繁殖速度缓慢，世代时间长，为获得良好的硝化效果，必须保证系统有较长的泥龄。而聚磷菌世代时间却较短，且磷的去除是通过排除剩余活性污泥实现的，若泥龄较长不仅导致生物处理系统产泥量减少，而且在硝化过程中，由于较长的好氧时间使污泥的活性降低，从而影响聚磷菌对磷的吸收率，造成活性污泥含磷量降低。所以为了保证良好的除磷效果，系统必须短泥龄运行，这就是一对矛盾。

在两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺中聚磷菌主要生长在除磷级，硝化菌和反硝化菌主要生长在脱氮级，这样巧妙地把聚磷菌与硝化菌和反硝化菌这两大功能微生物分别控制在两个反应器内生长，从而解决了功能微生物混合生长的矛盾。

②避免了释磷与反硝化过程中对碳源的竞争性矛盾。

生物除磷脱氮中的释磷与反硝化过程都需要消耗大量碳源。一般来说，城市污水中所含易降解有机物的含量有限，所以在单级除磷脱氮系统中的释磷与反硝化之间，必然存在着因碳源不足而引发的竞争性矛盾。

在两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺中释磷和反硝化分别控制在两个反应器内进行。除磷级的释磷过程所需碳源由原水供给，而脱氮级的反硝化过程所需碳源由外加乙醇或补充原水供给。

③解决了厌氧区的硝酸盐问题。

厌氧区硝酸盐含量的控制问题，是单级除磷脱氮系统需要解决的一个难题。在这种系统的厌氧段不可避免地存在有硝酸盐成分，特别是当污水中碳氮比（cod/n）较低时，这一问题更为突出。根据生物除磷原理，污水中溶解性bod含量及发酵产酸菌（主要是气单胞菌）的发酵产酸作用是决定其他聚磷菌能否正常发挥其功能的重要因素。如果厌氧区存在硝酸盐成分，一方面会被在除磷过程中担负发酵产酸作用的气单胞菌利用作为 电子 受体进行反硝化，抑制其对溶解性有机物的发酵产酸作用；另一方面，反硝化菌会与聚磷菌竞争污水中有限的溶解性有机物（特别是vfas）并优先于聚磷菌以这些有机物为电子供体进行反硝化。结果使聚磷菌无法得到足够vfas，从而抑制了聚磷菌的释磷及厌氧产物phb(聚-羟基丁酸盐)的合成能力，使得聚磷菌在后续的好氧条件下缺乏过量摄磷和自身增殖所需要的碳源和能量，使系统除磷效果下降，甚至遭到破坏。有资料认为，为保证厌氧区的高效释磷，一般应将no3-n浓度控制在0.2mg/l以下。

在两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺中，除磷级在前，而此时进水中氮以氨氮形式存在，除磷级主要是泥龄短的聚磷菌，泥龄长的硝化菌很难存活，这样聚磷菌就能够充分发挥其厌氧释磷和好氧吸磷功能，从而解决了单级除磷脱氮系统厌氧区硝酸盐问题。

④解决了有机物浓度与硝化作用的矛盾。

污水中可生物降解含碳有机物与氮之比（bod5/tkn）是影响生物硝化速率的主要因素。硝化菌是自养专性好氧菌，在好氧条件下，其增长速率与异养菌相比较要低得多。在硝化阶段，若含碳有机物的浓度过高，会使生长速率较高的异养菌迅速繁衍，从而使生长缓慢的硝化菌得不到优势生长，结果降低了硝化速率。另外，有机物对硝化菌的毒害和抑制作用，使得本来生产率就很低的硝化菌处于不利的生存环境。所以在硝化阶段，含碳有机物的浓度不能过高。一般资料认为，bod5应控制在20mg/l以下，且bod负荷应控制在0.06~0.1kgbod5/kgmlss·d的水平。

在两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺中，在前的除磷级的运行过程是先厌氧释磷后好氧吸磷，而此时进水中大量有机物正好做为释磷所需的碳源，等除磷级出水进入到脱氮级时系统中有机物浓度就很低了，这恰好是硝化菌所需的良好环境。

⑤降低了除磷和脱氮过程中的能量消耗。

在单级除磷脱氮系统中，当进水的cod/n值较高时，为使含碳有机物氧化分解至较低的浓度而保证硝化作用的进行，必须保证处理系统有较长的曝气时间和泥龄，这不仅对除磷不利，且运行费用也相对较高，不 经济 。

在两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺中，不存在硝化阶段cod/n值较高问题，故该工艺可以降低能耗。

以上分析了单级除磷脱氮系统的一系列矛盾关系，阐明了两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺优点。基于此提出了两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺，并进行了实验研究。

2 实验装置及流程简介

2.1 实验装置及控制

反应器大小为直径200mm，高600mm，有效容积12l有机玻璃柱。实验装置是由两套大小完全相同的反应器组成，分别用做除磷序批式活性污泥法级（简称除磷级）、脱氮序批式活性污泥法级（简称脱氮级）。以上每套装置见示意图1。除磷级和脱氮级串联使用，即原污水除磷级脱氮级，详见实验流程示意图2。另外还有单泥除磷脱氮序批式活性污泥法级，它单独运行，作为上述两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺对比工艺。

装置均采用鼓风曝气，用转子流量计控制曝气量。系统采用电热丝加热，并利用温控仪系统进行恒温控制。orp、ph和do均在线控制，根据orp、ph和do的变化控制各反应器的反应时间和采样。根据sbr工艺特点，每一种实验条件必须运行若干周期以上才进行采样测试。

2．2 实验流程

①两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺流程是由除磷级和脱氮级组成，它们串联使用，除磷级在前，脱氮级在后，除磷级的除磷的出水将进入和脱氮级进行脱氮处理，其流程见示意图2。除磷级和脱氮级周期运行时间均为8小时。

②单泥除磷脱氮序批式反应器单独运行，用作“两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺”对比工艺，周期运行时间均为16小时。

2．3 原水配制

3 在实验过程中，两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺体现出下列优势

①工艺对磷和氮的脱除是可行的和可靠的。

实验表明，两级序批式活性污泥法除磷脱氮工艺系统对磷和氮的去除是可行的，也是可靠的。该系统具有很高的处理效率：cod去除率为90.9～96.2%，出水cod均小于25mg/l；除磷率为97～99.2%，出水总磷浓度为0.1mg/l左右；脱氮率为98.5～99.9%，出水总氮浓度为0.4mg/l左右。

除磷脱氮效果好的根本原因在于把聚磷菌与硝化菌和反硝化菌这两大功能微生物分别控制在两个反应器内优势生长，各自发挥最佳功能所至。

同时进行的单泥除磷脱氮反应器处理结果为：除磷效果好，达90%以上；而经8h曝气，总氮去除率仅为62%左右，出水中仍然有30mg/l左右的氨氮没有被硝化。

②两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺除磷脱氮的历时短。

该工艺每周期除磷历时和脱氮历时均为8小时，这均比一般的同时除磷脱氮sbr系统要快［10］。

同时进行的单泥除磷脱氮序批式反应器除磷和脱氮历时为16小时。

③两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮工艺系统运行稳定，抗冲击能力强。

除磷级和脱级氮各自级功能微生物分别在各自反应器中优势生长，互不干扰，系统稳定，能避免冲击负荷，尤其是有机物对硝化菌的冲击。

④两级序批式活性污泥法生物除磷脱氮系统的除磷级和脱氮级均可通过orp、ph和do的阶段性变化 规律 ，实现自动控制。

通过检测orp、ph和do的阶段性变化规律，利用 现代 自动控制技术，可以分别对除磷级和脱氮级反应进行实时控制。尤其是脱氮级，该级又应以ph为优先控制信号，以do和orp作为辅助控制信号。

⑤两级序批式活性污泥法除磷脱氮工艺的除磷级对磷的去除不必达到一级排放标准，从而可缩短除磷历时。

除磷级出水磷浓度不必达到一级排放标准，而只须达到小于1.5mg/l即可。这样，一方面可以大大减少除磷级的反应时间；另一方面除磷级的出水进入脱氮级后，磷素将会被稀释作用和生物同化作用等过程而降低其浓度，从而达到排放标准。

参考 文献

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关键词 脱氮除磷； 机理； 工艺 ；污水处理

中图分类号x703 文献标识码a 文章编号 1674-6708（2013）95-0123-02

近年来，随着我国经济的不断地发展，污水排放量也在迅猛增长。污水中氮、磷含量的超标是造成水体营养化的重要原因。由于目前传统的污水处理工艺能较有效地处理污水中的有机物，对氮、磷等营养物的处理效果不是太明显。由于大量的氮、磷被排出，从而造成水体富营养化。因此，为了解决这一严峻的问题，世界各国都展开了对脱氮除磷机理以及技术的研究。随着研究成果的不断更新，使生物脱氮除磷机理以及技术得到不断地提高，并且在污水处理中得到广泛的运用。

1 生物脱氮除磷机理

1.1 生物脱氮机理

生物脱氮是由生物硝化与生物反硝化两个过程来共同完成的。其作用是在污水的处理过程中，通过将污水中的氮同化为微生物细胞的组成部分，使污水中的微生物得到增长。生物硝化作用：由自养型好氧微生物产生硝化反应，氨态氮在硝化细菌的作用下被逐渐的氧化和分解，从而转化为亚硝酸盐。亚硝酸盐在硝酸菌的作用下逐渐转化为硝酸盐，但在转变的过程必须具备大量的氧。生物反硝化作用：由异养兼性微生物产生反硝化反应，反硝化菌在分子氧存在的基础上进行有机物的分解，并将分子氧当作最终电子受体。如果在没有分子氧存在的情况下，只能将亚硝酸根以及硝酸根当作电子受体。oh-碱和h20是由受氢体生成，有机物由电子供体和碳源组成，其作用是可以有效地提供能量，从而实现氧化稳定。亚硝酸根和硝酸根在反硝化过程中的转化是在反硝化菌的同化作用和异化作用的情况下完成的。亚硝酸根和硝酸根被还原成nh3并于新细胞组合的过程被称为同化作用。亚硝酸根和硝酸根被还原成no、h2o以及n2等气态物的过程被称为异化作用。用异化作用除氮的效果明显，占氮总量的70%左右。

1.2 生物除磷机理

生物除磷技术是根据微生物超量吸磷的现象研究产生的。兼性菌在厌氧区内通过发酵，可以将溶解性bod转化成乙酸盐，成为低分子挥发性有机物的一种。聚磷菌可以在厌氧压抑的情况下大量吸收污水中的低分子挥发性有机物，并输送至细胞内，进行同化过程使其变成碳能源储存物。其过程所需的能量是由细胞内糖的酵解以及聚磷的水解所提供，在过程中会造成磷酸盐的释放。当专性好氧的聚磷菌进入好氧状态后，其活力会得到复原。并可以通过聚磷的方式对超过生产要求的磷进行捕捉。碳能源储存物在氧化分解的过程中产生的能量，对于聚磷的组成以及磷的吸收有着极其重要的作用。通过聚磷酸高能键的形式完成能量的储存。随着磷酸盐的排出，其产生的富磷污泥在排放过程中能将大量的磷进行排出。

2 生物脱氮除磷技术的进展

2.1 五箱一体化活性污泥工艺

五箱一体化活性污泥工艺属于一项智能化中小型脱氮除磷工艺，由一个矩形反应池作为主体，其中矩形反应池被分为五个单元池。五个单元池之间是互相流通的，并都设置了搅拌以及曝气系统。由于两边分别设置排污口和出水口，因此可以同时作为沉淀池以及曝气、搅拌池。除了中间的单元池以外，污水可以随意进入任何单元池，通过连续进水，完成交替运行。只有选择正确的运行方式，使好氧、厌氧条件达到一定的标准，才能实现脱氮除磷的目的。此项脱氮除磷工艺对脱氮除磷的效果较为明显，并且存在操作简单、占用面积相对较少以及自动化程度较高等特点。

2.2 a2/o工艺

在a2/o工艺中，要先将污水放入厌氧池，然后通过兼性厌氧发酵菌将污水中的易降解有机物转化为低分子挥发性有机物。回流污泥中聚磷菌可以将储存在体内的聚磷进行分解，在分解过程中所产生的能力是好氧聚磷菌在厌氧环境下生存的条件，同时也是聚磷菌主动吸收低分子挥发性有机物的能量。硝化菌在缺氧区内通过混合液倒流带进的有机物和硝酸盐进行反硝化脱氮。聚磷菌在好氧区内不但可以吸收污水中的易降解bod，而且可以通过分解自身储存的碳能源储存物所产生的能量来满足自身的成长繁殖所需的能量，并能有效地吸收溶解磷，运用聚磷的形式将其储存在体内。通过反硝化菌和聚磷菌的反复利用，污水中的有机物浓度已经明显减少，这样的环境对于自养的硝化菌的成长繁殖相当有利。在对a2/o工艺进行改良的过程中，必须设置缺氧调节池和厌氧池，其目的是为了避免回流污泥中存在的硝酸盐对厌氧释磷的影响。倒置a2/o工艺（见图1）通过取消a2/o工艺的内循环，从而形成好氧、厌氧以及缺氧工艺。反硝化对碳源的需要是通过将缺氧段提前来满足的，并有效加强了系统的脱氮功能。倒置a2/o工艺可以有效地减少回流污泥中溶解氧以及硝酸盐带来的影响，使回流污泥充分发挥释磷和摄磷的作用，由此可见，与传统的a2/o工艺相比，倒置a2/o工艺除磷效果更好。

3 结论

综上所述，由于我国水体营养化问题日益严重，因此，研发经济、简便且节能的生物脱氮除磷工艺已经成为社会各界关注的首要问题。生物脱氮除磷技术在我国起步较晚，目前正处于发展阶段。由于生物法运行具备成本低、处理能力较强以及效果稳定等特点，因此，我国必须充分利用现有的工艺基础，加大力度研发出符合国情以及经济高效的脱氮除磷技术。

参考文献

[1]汪大擎.雷乐成水处理新技术及工程设计.北京：化学工业出版社，2001.

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关键字: 氧化沟工艺、t型氧化沟、脱氮除磷、活性污泥处理工艺

中图分类号：u664.9 2 文献标识码：a 文章编号：

引言

工业、农业现代化快速发展带来全球人们优质生活同时，但是污水的排放量不断增加，加剧了用水紧张和水质污染。如果将未经处理或者半处理的污水注入到水域中，那么其中的有害物质将成为重要的水环境污染源，有可能造成“死海”水域，严重地影响了水环境的质量。根据早期的污水排放标准规定，通常只对去除污水中含碳有机物和ss为主要规定，因此，在污水处理的过程中，造成对去除氮、磷的意识相对薄弱。

由于上述原因，使得原先的污水处理设备相对于现有的国家2003年颁布实施的《城镇污水处理厂污染排放标准》（gb18918-2002）显得陈旧老化，尤其是在对氮、磷的去除效率显得尤为不足。为了符合我国国情、高效、低耗、能满足排放要求、基建和运行费用低的要求，在兴建大型污水厂的同时，应该对原有小规模的污水厂的污水处理的运行流程中关键部分加以改造和调整，从而能通过低成本地实现污水处理改造。

目前，本文主要对氧化沟污水处理工艺的脱氮除磷的因素进行分析，并通过对该工艺进行改进，以提高其脱氮除磷的良好效果。

氧化沟工艺污水脱氮的影响因素

氧化沟工艺是指活性污泥处理工艺的一种变形，它一般不需设初沉池，而通常采用封闭的环形沟渠形式，氧化沟曝气池推动污水及活性污泥混合液作水平流动，来实现延时曝气。氧化沟工艺系统构成如图1所示。

图1 氧化沟工艺系统构成

其中，氧化沟池体一般是环形的，其水深与曝气设备相关；曝气设备主要是用于供氧、推动水流作不停的循环运动、防止活性污泥沉淀、使有机物和微生物及氧气三者充分混合、接触；进(出)水装置进水口、回流污泥口和出水调节堰等；导流和混合装置括导流墙和导流板，以减少水头损失，防止弯道停滞区的产生和防止对弯道过度冲刷等；附属构筑物包括沉池、刮泥机和污泥回流泵房等。

氧化沟工艺通过整体完全混合及局部推流特性来提高二沉池的污泥沉降速度及澄清效

果，另外，这种独特的水流特性对脱氮除磷的影响意义重大；氧化沟工艺的构造形式具有多样化灵活的活性污泥法，处理效果稳定,出水水质好，并可实现脱氮，能承受水量、水质冲击负荷，对高浓度工业废水有很大的稀释能力。氧化沟污水处理工艺流程图如图2所示。

图2 氧化沟污水处理工艺流程图

根据相应的数据分析，温度是影响硝化效果的主要因素，且应不低于15摄氏度，否则硝化效率会大大降低，但是温度是随着一年四季的变化，每天每时每刻的温度都有所不同，因此，主要通过泥龄和溶解氧来实现控制；根据出水指标调控重点来实现低溶解氧来利于反硝化。硝化与反硝化的影响因素关系如图3所示。厌氧环境不适合缺氧条件下才能发生的反硝化过程。

图3硝化与反硝化的影响因素关系图

表1 不同点位置的氮浓度数据

氧化沟污水处理工艺改造

在氧化沟处理工艺中，t型氧化沟污水处理工艺是由相应的城市污水处理厂研发出的一系列脱氮除磷的污水处理新工艺。由于t型氧化沟工艺不需要另外设置二沉池等优点，在我国城市污水处理厂中得到广泛的应用，但是随着国家人类对污水处理出水质量的要求越来越高，原有的t型氧化沟工艺已经不能够满足国家出水质量的标准。虽然现在原来越多具有良好脱氮除磷功能的新工艺如a2o、cass等，然而若采用新工艺代替旧工艺势必需要耗费巨大的人力、物力和财力。

以一个t型氧化沟污水处理工艺系统为例，假设该工艺转刷相对固定，不能进行调速，不能调节淹没深度，难以根据不同的进水水质进行曝气量的调节，且该系统的污水处理过程具有明显的阶段性，且由于曝气量和曝气时间的不足而导致第二阶段的硝化作用不完全。

因此，对t型氧化沟工艺主要采取以下的改造方式：

根据文献可知，反硝化时间和硝化时间比与t型氧化沟工艺的脱氮效果有关。反硝化时间和硝化时间比为0.4时，t型氧化沟工艺的脱氮效果最好，反之，则t型氧化沟工艺的脱氮效果会越来越弱。当反硝化时间和硝化时间比>0.4时，可以考虑增加2个边沟转刷的运行时间，在不影响出水的ss情况下，延长曝气时间，缩短静置时间，使边沟在进水后有段较长闷曝的时间。t型氧化沟工艺系统经过改造后的脱氮效果如图4所示。

图4 t型氧化沟工艺系统经过改造后的脱氮效果

结语

本文阐述的针对小规模的污水处理厂的t型氧化沟污水处理工艺的运行流程中关键部分加以改造和调整。该改造方法在脱氮方面具有良好的效果，并且是一种能通过低成本地实现污水处理改造。

参考文献

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篇10

关键词：脱氮；新工艺；短程硝化；厌氧氨氧化；好氧反硝化

中图分类号：x703 文献标识码：b

1前言

水体中氮元素的存在会对环境造成严重污染，一般来说水体富营养化的主要原因之一是氨氮的超标排放，而化合态氮元素的存在又会对人和生物产生毒害作用并增加水处理成本。传统的生物脱氮过程存在较多问题：

（1）反硝化需要提供适当的电子供体，通常为有机物，增加了处理成本；

（2）硝化反应与反硝化反应对do的质量浓度需求差别很大，导致了硝化和反硝化两个过程在时问和空间上难以统一；

（3）硝化菌群增殖速度慢难以维持较高的生物浓度，特别是在冬季低温环境，造成系统总水力停留时间较长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用；

（4）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）混合培养条件下，自养硝化菌对氧气竞争较异养菌处于劣势，硝化活性可能存在抑制；

（6）硝化反应中会损耗碱度，需投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还可能造成二次污染。

2脱氮新工艺

针对传统工艺存在的不足，目前研究较多的生物脱氮新工艺主要有短程硝化反硝化（shortcut nitrification denitrification，snd）、厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，anammox）和好氧反硝化（aerobic denitrification）等。

2.1短程硝化反硝化

2.1.1原理

短程硝化反硝化是将硝化过程控制到亚硝化阶段，阻止no2-进一步被氧化为no3-，并直接以no2-作为电子受体进行反应。

短程硝化反硝化省去了传统生物脱氮中由亚硝酸盐氧化成硝酸盐，再还原成亚硝酸盐两个环节。因此，短程硝化反硝化对实际工程具有重要意义。实现短程硝化反硝化的关键在于将nh4 的氧化控制并稳定在亚硝化阶段。

2.1.2影响因素

影响no2-积累的因素较多，如温度、ph值、do、游离氨含量、污泥粒径等，都对亚硝酸盐的稳定积累有一定的意义，但在当前研究中，关注的较多控制条件有温度、ph值、do等。

温度对微生物的硝化及亚硝化反应具有不同程度的影响，有文献表明，当处于12℃-14℃及30℃-40℃时，相对于亚硝酸菌，硝酸菌活性受到更严重的抑制，将出现稳定的亚硝酸盐积累。目前比较成功的通过温度控制，实现稳定的短程硝化反硝化工艺就当属由荷兰delft技术大学开发出的sharon（ single reactor for high activity ammonia removal over nitrite，sharon）工艺。sharon工艺应用了硝酸菌和亚硝酸菌的不同生长速率，即在较高温度（30℃～40℃）下，亚硝酸菌的生长速率明显高于硝酸菌，因此通过控制反应器中温度和停留时间，就可以淘汰掉硝酸菌，使亚硝酸菌占绝对优势，从而使氨氧化控制在亚硝化阶段。同时通过间歇曝气，可以实现反硝化。sharon工艺充分利用了较高温度下硝酸菌的生长速率大于亚硝酸菌的生长特性达到稳定的亚硝化。

除温度外，通过控制溶解氧的方式也能筛选出亚硝酸菌并达到稳定的亚硝酸盐富集，这是因为两类细菌的氧饱和常数不尽相同，亚硝酸菌为0.2-0.4mg/l，硝酸菌为1.2-1.5mg/l。彭永臻等在研究中将do降至0.3-0.5mg/l，并控制反应时长至do突变点，在30d内顺利启动了短程硝化反应；

亚硝化菌及硝化菌具有不同的ph耐受系数，氨氧化菌的最适ph值在7.5-8.0之间，而硝化细菌的最适ph值在6.0-7.5之间，通过控制合适的ph值，可以控制稳定的亚硝化作用。徐冬梅等在研究时发现，控制ph值在7.4-8.3之间时，可以得到良好而稳定的亚硝酸盐积累；方士等发现，ph值在控制短程硝化方面具有重要意义，并认为在ph值为7.0-8.2时，可得到最佳的亚硝化积累。

硝化反应中，分子态游离氨（nh3·h2o）对硝化作用有明显的抑制作用，而相对于亚硝酸菌，硝酸菌活性受到更严重的抑制，分子态游离氨达到0.6mg/l时，硝酸菌活性已可被全部抑制，使得硝化反应受阻，出现亚硝酸盐积累。葛丽萍等了研究投加游离氯对曝气生物滤池实现短程硝化的可行性，发现通过投加氯可以实现曝气生物滤池亚硝酸盐的积累，当进水游离氯质量浓度为4mg/l时，亚硝酸盐积累率可达60-70%。孙洪伟采用uasb-sbr考察了采用游离氨（fa）协同控制实现长期稳定短程硝化的可行性，发现经过36d的运行，sbr系统的亚硝积累率始终稳定在90%以上，获得了稳定的短程硝化效果。

2.1.3工艺特点

和传统脱氮工艺相比，短程硝化反硝化工艺具有以下优点：

（1）硝化与反硝化在同一个反应器中完成，可以简化工艺流程；

（2）硝化产生的酸度可部分地由反硝化产生的碱度中和；

（3）缩短水力停留时间，减少了反应器容积和占地面积；

（4）可以节省加碳源；

（5）节省供气量25%左右，减少了动力消耗。

2.2厌氧氨氧化

2.2.1原理

厌氧氨氧化是指在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以nh4 -n为电子供体，以no2--n为电子受体，将nh4 -n、no2?-n转变成n2的过程。anammox工艺的生化反应式为：

nh4 no2-n2 2h2o

与硝化作用相比，它以亚硝酸盐取代氧，改变了电子受体；与反硝化作用相比，它以氨取代有机物作为电子受体。这个过程产生的能量可使厌氧氨氧化菌在缺氧条件下生存。

2.2.2影响因素

厌氧氨氧化反应的实现受多种因素影响，主要有：温度、ph值、游离氨、亚硝态浓度、srt等。

陈曦等 研究了温度和ph 值对厌氧氨氧化微生物活性的影响，指出：发生厌氧氨氧化的最佳温度为30 ℃，最佳ph值为7.8；杨洋等 对影响厌氧氨氧化的反应条件做了进一步研究，加入了有机物对厌氧氨氧化污泥活性的影响，研究结果表明：厌氧氨氧化污泥最适温度为30 ℃～35℃，温度和氨氧化速率的关系可用修正的arrhenius描述。最佳ph 值为7.0 ～9.0，ph值和氨氧化速率的关系可用双底物双抑制模型来描述。

由于厌氧氨氧化污泥中存在着异养反硝化菌，有机物的存在会导致异养反硝化菌与氨氧化菌之间的竞争。厌氧氨氧化的基质是氨和亚硝酸盐，这两种基质的比例关系会对厌氧氨氧化反应产生影响，同时基质浓度过高也对反应存在抑制作用。张树德等研究了亚硝酸盐对厌氧氨氧化的影响，结果表明：提高亚硝态氮浓度有利于加快anammox反应速率，进一步提高进水中no2-浓度，对anammox反应产生明显的抑制作用，反应速率下降，为获得良好的脱氮效果，进水中适宜的no2-与nh4 的量比应为1.3 ：1。jetten等在研究厌氧氨氧化基质的过程中也发现，高浓度的no2-对反应存在抑制，在no2-浓度高于20mmol/ l 时，anammox 工艺受到抑制，若基质中no2-浓度长期（2h）处于高浓度下，anammox活性会完全消失，但在no2-较低的浓度（10mmol/ l左右）下，其活性仍会很高。

此外，泥龄也是厌氧氨氧化反应的影响因素，由于anammox菌的倍增时间长、细胞产率较低，为了在反应器内保持相对稳定的生物量， 要求的srt 相对较长。郑平等指出，厌氧氨氧化菌的倍增时间长达11d，厌氧氨氧化工艺的泥龄越长越好。

2.2.3工艺特点

和传统脱氮工艺相比，厌氧氨氧化工艺具有以下优点：

（1）在厌氧条件下自养菌直接利用nh4 作电子供体，无需供氧；

（2）无需外加有机碳源维持反硝化；

（3）无需额外投加酸碱中和试剂；

（4）可以节省加碳源；

（5）减少硝化反应器内的曝气能耗；

（6）污泥产量少、处理污泥运行费用降低。但是，低生物产量需要系统能够有效的控制污泥停留时间，因此系统要求很长的启动期才能获得足够的生物浓度。

2.3好氧反硝化

2.3.1原理

robertson和kuenen首先观察到在氧气存在的条件下发生反硝化现象，并提出好氧反硝化（aerobic denitrification）工艺。robertson 等人在除硫系统出水中首次分离出了好氧反硝化微生物泛养硫球菌（ thiosphaerapantotropha），现更名为脱氮副球菌（ paracoccusdenitrification），并由此揭示了好氧反硝化现象、好氧反硝化酶系的存在。在许多实际运行中的好氧硝化池中常常发现有30%的总氮损失。这均充分证实了好氧反硝化的存在。

2.3.2影响因素

近几年的研究成果显示，do和c/n是影响好氧反硝化活性的主要因素。

在do浓度3mg·l-1以下，大部分好氧反硝化菌具有反硝化活性。溶解氧与好氧反硝化菌的生长速率有关，溶氧的降低和升高都会导致反硝化速率和细胞生长速率下降。在一定范围内，反硝化速率不受do 值的影响，但是当do值降低到阈值时反硝化酶系的活性开始急剧上升，反硝化率随着do值的降低而较大幅度地升高。patureau等的关于好氧反硝化菌株microvirgula aerodenitrificans的研究证实了此观点，当do浓度高于4.5mg·l-1时，菌株的反硝化速率并未受到do的影响；当do浓度低于4.5 mg·l-1时，随着溶解氧浓度的下降，反硝化率大幅度升高。huang等在研究好氧反硝化菌citrobacter diversus时发现该菌株在do为5 mg·l-1时反硝化速率达到最大值。

此外c/n也会对反硝化菌存在一定的影响。目前发现的绝大多数好氧反硝化菌是异养菌，很多以有机碳作为能源。有研究证实，在一个适当的范围内，以碳源作为能源，其浓度越高，好氧反硝化的速率越快，但当c/n超出一定范围，反硝化速率则开始下降。huang 等的研究发现，以醋酸盐作为碳源，c/n为5时，c. diversus反硝化速率最大，并随着c/n的增大反硝化速率下降。此外因为反硝化本身是个氧化还原反应，碳源氧化还原电位的不同会对反硝化作用产生不同影响。另外，碳源不足会导致菌体的生长受限， 反硝化过程酶系合成不完全， 造成中间产物的积累使反硝化不彻底。

2.3.3工艺特点

与传统的缺氧环境中的反硝化相比，好氧反硝化存在如下优势：

（1）由于好氧反硝化和硝化反应可以在同一个反应器中发生，因而缩小了反应空间；

（2）好氧反硝化菌在处理运行中更容易被调控。但当前对好氧反硝化的应用，都未能摆脱传统的好氧缺氧生物脱氮模式，因而并没有充分利用好氧反硝化技术的优势。

2.4其他脱氮工艺

目前有较多的脱氮新工艺，如自养反硝化，指细菌利用co3-、hco3-、co2 等无机碳作为碳源，以氢气、硫及还原态硫化物作为电子供体进行的反硝化，分为氢自养反硝化和硫自养反硝化；完全自养脱氮，部分nh4 氧化为no2-，并由厌氧氨氧化菌将生成的no2-和剩余的nh4 转化成n2，能节省约100%的碳源65%的曝气量，具有较高的脱氮效率。

3研究展望

传统的脱氮工艺需经历氨化、亚硝化、硝化、反硝化过程，结构复杂，过程冗长，对能量、碳源、溶解氧均有较高的要求，虽然从工艺上易于实现，但单位脱氮成本高。新型脱氮技术通过实时控制do，氨氮，ph及温度等工艺参数，通过构造特殊的生态环境培养出某种功能菌种，大规模缩短了脱氮流程，并降低了单位脱氮成本，但不可忽视的是这些新型脱氮工艺大多数仅仅建立在实验室和人工配水的条件下，对反应环境要求较为严格，功能型菌种生态系统较为脆弱，极易受到外界影响。

因此，针对新型脱氮工艺的稳定化与规模化不能仅把目光局限在工艺上，而应该进一步从生物角度入手，通过纯化培养等对功能菌种的生理生化特性、分子生态学、酶学机理及生存阈值扩展等方面进行研究，进而通过筛选或基因工程方法得到适应性较强的高效菌株，以加快工程应用化的进程。

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