废水生物脱氮除磷技术

废水生物脱氮除磷技术概述13.3.1氮、磷污染的环境效应及现状13.3.2生物脱氮的基本原理及影响因素分析13.3.3生物除磷的基本原理及影响因素分析13.3.4废水生物脱氮除磷工艺概述国外从60年代末开始研究开发废水生物脱氮除磷工艺技术，到80年代中期开始成功地应用于城市生活污水和部分工业废水处理工程中，取得了相当大的成功。但由于国内对水体富营养化的问题还没有引起必要的重视，使得国内在污水中营养物去除方面起步较晚。概述最近几年来，由于水体富营养化问题的日益严峻，使得国内对污水中氮磷的危害性认识日渐深入，使废水脱氮除磷工艺的研究得到发展。但是大部分污水脱氮除磷工艺仍然是借鉴于国外的工艺，而这些工艺还或多或少地存在一些问题。如何解决现有废水脱氮除磷工艺中存在的问题，提高污水脱氮除磷效率和运行的稳定性，是目前环境工程界亟待解决的问题。氮、磷污染的环境效应及现状我国水体富营养化问题已越来越突出，成为近几年我国水体污染中非常严峻的问题。“富营养化”（Eutrophication）是湖泊分类方面的概念。湖泊学家认为天然富营养化是水体衰老的一种表现。而过量的植物性营养元素氮、磷进入水体则是人为加速了水体的富营养化过程。氮、磷污染的环境效应及现状富含磷酸盐和某些形式氮素的水在光照和其它环境条件适宜的情况下使水体中浮游生物如藻类等过量生长，随后藻类死亡并伴随着异养微生物的代谢，耗尽了水体中的溶解氧，造成了水体质量恶化和水生生态环境结构破坏，这就是所谓的水体富营养化。氮、磷污染的环境效应及现状一般认为，当水体中含氮量超过0.2~0.3mg/L，磷含量大于0.01~0.02mg/L，BOD5大于10mg/L，在pH值7~9的淡水中细菌总数每毫升超过10万个，表征藻类数量的叶绿素-α含量大于10μg/l时，水体就发生了富营养化。氮、磷污染的环境效应及现状水体富营养化是继需氧型污染后我国又一严重的水环境污染问题，尤其是在太湖、滇池、巢湖及众多湖泊水库等缓流水体中，由于藻类生长旺盛，严重影响了水体功能，破坏了水生生态系统，甚至污染和危害了饮用水水源地。氮、磷污染的环境效应及现状1986~1990年对我国26个大中型湖泊及水库的调查表明，这些湖泊和水库的总氮浓度范围为0.08~3.383mg/L，其中含量最高的是南四湖、巢湖和蘑菇湖水库。所调查湖泊和水库的总氮平均值为2mg/L以上。总磷含量范围为0.018~0.4mg/L，含量最高的是镜泊湖，其次为南四湖、太湖和呼伦湖。26个湖泊和水库的总磷几何平均值为0.165mg/L。氮、磷污染的环境效应及现状这些数据与OECD1982年所调查的世界71个湖泊的几何平均值及浓度范围相比，均远大于OECD的调查结果。上述调查的湖泊及水库中，有68%的透明度0.6m，76%的1m，其中城市湖泊的透明度一般为0.2~0.4m。湖泊及水库中，浮游植物的含量较高，叶绿素-（chlα）年均值的范围为0.7~240mg/L。氮、磷污染的环境效应及现状调查表明，我国大部分湖泊、水库已达到富营养化或超富营养化程度。其中富营养化的湖泊、水库有江苏太湖、安徽巢湖等9个；重富营养化的有流花湖、墨水湖、荔湾湖、滇池（草海）、东山湖、南湖、玄武湖和麓湖等8个。由此可见，我国大部分湖泊、水库遭受污染，而且近年来有不断上升的趋势。生物脱氮的基本原理及影响因素一、生物脱氮的基本原理二、生物脱氮的影响因素生物脱氮的基本原理概述1、氨化作用（Nitrogen）2、硝化作用（Nitrification）3、反硝化作用（Denitrification）4、生物脱氮的新发现概述废水生物脱氮技术是70年代中期美国和南非等国的水处理专家们在对化学、催化和生物处理方法研究的基础上，提出的一种经济有效的处理技术。废水生物脱氮有同化脱氮与异化脱氮。同化脱氮是指微生物的合成代谢利用水体中的氮素合成自身物质，从而将水体中的氮转化为细胞成分而使之从废水中分离。通常所说的废水生物脱氮是指异化脱氮。概述废水生物脱氮利用自然界氮素循环的原理，在水处理构筑物中营造出适宜于不同微生物种群生长的环境，通过人工措施，提高生物硝化反硝化速率，达到废水中氮素去除的目的。废水生物脱氮一般由三种作用组成：氨化作用、硝化作用和反硝化作用。氨化作用在未经处理的原废水中，含氮化合物主要以有机氮如蛋白质、尿素、胺类化合物、硝基化合物以及氨基酸等形式存在，此外还含有部分氨态氮如NH3和NH+4-N。在细菌的作用下，有机氮化合物分解、转化为氨态氮。以氨基酸为例，反应式为：RCHNH2COOH+O2RCOOH+CO2+NH3（13-1）在活性污泥和生物膜系统内，氨化作用能较完全地发生。硝化作用废水中的氨氮在硝化细菌的作用下，进一步氧化为硝态氮。此过程包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌（Nitrosomonas）参与的将氨氮转化成亚硝酸盐（NO2-）的反应；由硝酸菌（Nitrobacter）参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐（NO3-）的反应。其中亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属等；硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸螺菌属和硝酸球菌属等。硝化作用亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们利用CO2、CO32-和HCO3-等作为碳源，通过NH3、NH4+或NO2的氧化获得能量。硝化反应过程需在好氧条件下进行，以氧作为电子受体。其反应过程可用下式表示：亚硝化反应：NH4++O2+HCO3-NO2-+H2O+H2CO3+亚硝酸菌（13-2）硝化作用硝化反应：NO2-+NH4++H2CO3+HCO3-+O2NO3-+H2O+硝酸菌（13-3）总反应：NH4++O2+HCO3-NO3-+H2O+H2CO3+微生物细胞（13-4）硝化作用由上式可知，1g氨氮氧化成硝酸盐氮需氧4.57g，其中亚硝化反应需3.43g，硝化反应需1.14g；同时约需消耗7.14g重碳酸盐碱度（以CaCO3计）。亚硝酸菌和硝酸菌分别增殖0.146g和0.019g。硝化反应过程中，氮元素的转化及其价态的变化如图13-1所示。其中亚硝化过程经历了3个步骤6个电子的变化，而硝化过程只经历了1个步骤2个电子的变化。硝化作用表13-1列出了亚硝化菌和硝化菌的基本特征。由表可见，亚硝化菌和硝化菌的特征基本相似，但亚硝化菌的生长速率较快，世代期较短，较易适应水质水量的变化和其它不利环境条件，但水质水量的变化或不利环境条件较易影响硝化菌。因而当硝化菌的生长受到抑制时，易在硝化过程中发生NO2-的积累。氮的氧化还原态-Ⅲ氨离子NH4+-Ⅱ-Ⅰ羟氨NH2OH-0+Ⅰ硝酰基NOH+Ⅱ+Ⅲ亚硝酸盐NO2-+Ⅳ+Ⅴ硝酸盐NO3-NitrosomonasNitrobacter图13-1硝化反应过程中氮的转化及价态变化表13-1亚硝化菌和硝化菌的特征项目亚硝化菌硝化菌细胞形状椭球或棒状椭球或棒状细胞尺寸（μm）1×1.50.5×1.0革兰氏染色阴性阴性世代期（h）8~3612~59自养性专性专性需氧性严格好氧严格好氧最大比增长速率（μg/h）0.04~0.080.02~0.06产率系数Y（mg细胞/mg基质）0.04~0.130.02~0.07饱和常数Ks（mg/L）0.6~3.60.3~1.7反硝化作用反硝化作用是在反硝化细菌参与的条件下，将硝化过程产生的硝酸盐或亚硝酸盐还原成N2的过程。反硝化菌是一类化能异养兼性缺氧型微生物，其反应需在缺氧条件下进行。反硝化过程中反硝化菌利用各种有机基质作为电子供体，以硝态氮为电子受体而进行缺氧呼吸。从NO3-还原为N2的过程经历了4步连续的反应：反硝化作用硝酸盐还原酶亚硝酸盐还原酶氧化还原酶氧化亚氮还原酶NO3-NO2-NON2ON2（13-5）反硝化作用反硝化过程中，反硝化细菌需要有机碳源（如甲醇）作为电子受体，利用NO3-中的氧进行缺氧呼吸。其反应过程可表示如下：NO3-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物细胞（13-6）NO2-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物细胞（13-7）由上式可知，反硝化过程中每还原1gNO3-—N可提供2.86g氧，消耗2.47g甲醇（约为3.7gCOD），同时产生3.57g左右的重碳酸盐碱度（以CaCO3计）和0.45g新细胞。反硝化作用生物脱氮的新发现由上述生物脱氮的经典理论可知，含氮化合物的价态从-3到+5价，经历了8个电子价位的变化，可涉及9种氮化合物，其中4种为气态，5种为离子态。在电子价位如此广泛的变化范围中，若不同价态化合物间存在歧化反应，则可缩短生物脱氮的历程。生物脱氮的新发现此外，从方程（13-2）至（13-7）可知，若能利用亚硝化菌世代期较硝化菌短，生长速率高，产率系数大等特点，将硝化控制在亚硝化阶段，则也可缩短生物脱氮的历程。因此，众多研究者从这两条思路着手，通过试验室研究，对生物脱氮过程有了许多新的发现。（1）短程硝化反硝化作用（2）厌氧条件下的氨氧化作用短程硝化反硝化作用从上面介绍的反应过程可知，在氮的微生物转化过程中，氨被氧化成硝酸盐是由两类独立的细菌催化完成的两个不同反应，应该可以分开；对于反硝化菌而言，无论是NO2-还是NO3-均可作为最终电子受体，因此整个生物脱氮过程也可以：NH4+HNO2N2这样的途径完成。短程硝化反硝化作用早在1975年Vote就发现在硝化过程中HNO2积累的现象并首次提出了短程硝化—反硝化机理。这种方法就是将硝化过程控制在HNO2阶段而终止，随后便进行反硝化。根据对短程硝化进行的试验研究和工程实践，证明短程硝化有下列特点：a、对活性污泥法，可节省氧气供应量约25%，降低能耗；b、节省反硝化所需碳源的40%，在C/N比一定的情况下提高TN的去除率；c、减少污泥生成量可达50%；d、减少投碱量；e、缩短反应时间，相应反应器容积可减小。厌氧条件下的氨氧化作用有些研究者在试验室中观察到在厌氧反应器中NH3-N减少的现象，引起了人们对这一现象发生机理的探索。最近的研究表明，厌氧条件下氨的氧化实际上是含氮化合物之间发生歧化反应所致。其中NO2-是一个关键的电子受体。亚硝化细菌在无氧条件下可通过NO2-与NH3+—N之间的歧化反应获得代谢所需的能量。因亚硝化菌是一种自养菌，故这一反应无须外加碳源，这就为TN/COD值较高的原水采用生物脱氮提供了作用机理。厌氧条件下的氨氧化作用该反应如下：NH4++NO2-N2+2H2O（13-8）实际上，在有游离态氧或化合态氧存在的条件下，NH4+氧化为N2的途径较多。若能培养出能催化这些反应的微生物酶，则废水生物脱氮将开创一片新的天地。生物脱氮的影响因素1、溶解氧（DO）2、泥龄（θc）3、酸碱度（pH）4、温度（T）5、有机物及C/N比6、回流比7、有毒有害物质8、同化作用溶解氧如前所述，硝化反应的微生物均是严格好氧菌，因此硝化反应过程要求有足够的溶解氧。大量试验表明，当DO含量低于0.5mg/L时，将严重抑制硝化作用。在进行硝化反应的曝气池中，DO浓度应不低于1mg/L，通常控制在2~3mg/L。溶解氧溶解氧的存在对反硝化过程有很大影响。当缺氧区中的溶解氧含量过高时，氧将会与硝酸盐竞争电子供体，并能抑制硝酸盐还原酶的合成及其活性。一般而言，对活性污泥系统，反硝化过程中混合液的溶解氧浓度应控制在0.5mg/L以下，才能保持正常的反硝化速度；而对于生物膜来说，由于生物膜中氧的传递阻力较大，因而可允许较高的DO浓度。溶解氧就常规的生物脱氮工艺来说，往往是将大量硝化液内回流至缺氧反应器中，回流液的溶解氧含量直接影响缺氧反应器中的溶解氧浓度。因此，如何协调好曝气池末端和缺氧反应器中的溶解氧浓度，是生物脱氮工艺控制过程极为重要的因素之一。泥龄生物处理系统中，泥龄是一个非常重要的设计和运行控制参数，它直接与污泥活性相联系。从硝化过程可知，参与硝化作用的亚硝化菌及硝化菌均是自养型好氧细菌，它们都具有较长的世代期（见表13-1），而亚硝化菌的世代期较硝化菌为短，控制系统的泥龄在两种细菌的世代期之间，则可使系统中硝化菌的数量越来越少，从而实现短程硝化与反硝化。泥龄理论上讲，为保证反