【环境课件】第十三章 废水生物脱氮除磷技术

产率系数Y（mg细胞/mg基质）
饱和常数Ks（mg/L）
0.04~0.13
0.6~3.6
0.02~0.07
0.3~1.7
硝化菌的特点：
①硝化菌——亚硝酸菌和硝酸菌的统称;
②硝化菌属于——化能自养菌，革兰氏染色阴性，可生 芽孢的短杆状细菌 . 世代周期长。

影响硝化反应的环境因素： （1）PH值：(在碱性条件下） 硝化细菌对PH值很敏感，亚硝酸细 菌和硝酸细菌的最适PH值在7.0-7.8和 7.7-8.1，不在此范围，其活性急剧下降 。 （2）温度： 硝化反应受温度影响大，最适温度为 20℃—30 ℃ ，低于15 ℃反应下降，小 于5 ℃则停止。





（3）硝化菌在反应器内的停留时间（污泥龄）

微生物在最适温度（20—30℃）、PH（ 8.0—8.4）、溶解氧、底物浓度条件下具 有最大净生长速率。 最小世代时间：最大净生长速率的倒数为 该微生物的最小世代时间。（最小的微生 物逗留时间）
停留时间（污泥龄）应大于菌体的最小世代 时间，否则硝化菌流失，安全系数为2倍最小世 代时间。可采用固着生长体系。


（4）溶解氧： 氧是硝化反应的电子受体，反应器内 的溶解氧的高低将影响硝化反应的进程。在 曝气池内溶解氧的含量≮1mg/L （5）混合液中有机质的含量不应过高 ,BOD5应在15—20mg/L以下。

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：
NO2- + CH3OH +H2CO3 HCO3- + 微生物细胞 N2 + H2O + （13-7）
反硝化作用
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。
反硝化过程的影响因素： （a）碳源：能为反硝化菌所利用的碳源较多，从污水生 物脱氮考虑，可有下列三类：一是原污水中所含碳源，对于 城市污水，当原污水BOD5/TKN>3~5时,即可认为碳源充足； 二是外加碳源，多采用甲醇（CH3OH），因为甲醇被分解后 的产物为CO2和H2O，不留任何难降解的中间产物；三是利用 微生物组织进行内源反硝化。 （b）pH：对反硝化反应，最适宜的pH是6.5~7.5。pH高 于8或低于6，反硝化速率将大为下降。
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。
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。
亚硝酸盐细菌 硝酸细菌 有机氮 NO2 NO3氨氮 （异养） （自养） 自养
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亚硝酸菌 NO2- + H2O +H2CO3 + （13-2）
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
反硝化过程的影响因素：
（c）溶解氧浓度：反硝化菌属异养兼性厌氧菌，在无分 子氧同时存在硝酸根离子和亚硝酸根离子的条件下，它们能 够利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。另一方面， 反硝化菌体内的某些酶系统组分，只有在有氧条件下，才能 够合成。这样，反硝化反应宜于在缺氧、好氧条件交替的条 件下进行，溶解氧应控制在0.5 mg/L以下。 （d）温度：反硝化反应的最适宜温度是20~40℃，低于 15℃反硝化反应速率最低。为了保持一定的反硝化速率，在 冬季低温季节，可采用如下措施：提高生物固体平均停留时 间；降低负荷率；提高污水的水力停留时间。
生物脱氮的新发现
在反硝化反应中，最大的问题就是污水中可用于反硝 化的有机碳的多少及其可生化程度。
原水中含有的有机碳
碳源
外加碳源，多用甲醇
内源呼吸碳源——细菌体内的原生物质 及其贮存的有机物
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。
反硝化作用
硝酸盐还原酶
亚硝酸盐还原酶
氧化还原酶
NO3-
NO2-
NO
N2O
氧化亚氮还原酶
N2
（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 + H2CO3 N2 + H2O + HCO3- + 微生物细胞 （13-6）
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。
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。
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
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。
-Ⅲ -Ⅱ
氨离子NH4+ 羟氨NH2OH 硝酰基NOH
氮 的 氧 化 还 原 态
-Ⅰ -0 +Ⅰ
+Ⅱ
+Ⅲ +Ⅳ 亚硝酸盐NO2-
+Ⅴ Nitrosomonas
硝酸盐NO3Nitrobacter
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 细胞形状 细胞尺寸（μm） 革兰氏染色 世代期（h） 自养性 需氧性 最大比增长速率（μg/h） 亚硝化菌 椭球或棒状 1×1.5 阴性 8~36 专性 严格好氧 0.04~0.08 硝化菌 椭球或棒状 0.5×1.0 阴性 12~59 专性 严格好氧 0.02~0.06
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。