低耗高效的“红菌”生物脱氮技术开发与工程实践-北排集团
低温好氧反硝化菌群强化生活污水脱氮效能
低温好氧反硝化菌群强化生活污水脱氮效能庞长泷;陈翰;李昂;马放【摘要】为强化低温脱氮效能，通过快速富集驯化得到一组低温好氧反硝化菌群，其在10℃好氧环境下可实现氨氮、总氮和有机物的高效同步去除。
低温好氧反硝化菌群与聚氨酯载体结合后投加进行生物强化，氨氮去除率提升10�31％～16�89％，总氮去除率提升25�07％～32�44％，且各项指标出水均达一级A标准；停止强化10 d后，强化反应器较未强化反应器氨氮、硝氮、总氮和CODCr出水质量浓度仍分别下降2�43，3�07，6�02和3�63 mg／L，说明低温好氧反硝化菌群强化具有显著高效和持续时间长的优点。
%Low temperature inhibits the performance of nitrogen removal efficiency during the biological treatment of municipal wastewater. Therefore, the effluent could hardly meet the emission standard. To enhance the performance of nitrogen removal at low temperature, a psychrotolerant aerobic denitrification consortium by fast enrichment and domestication was obtained, which could remove the ammonia, nitrate and organic matter simultaneously and efficiently in aeration environmen t under 10℃. The results showed that the removal efficiency of ammonium and total nitrogen by bioaugmentation was improved by 10�31%-16�89% and25�07%-32�44%, respectively. It made the effluent quality meet the grade1A level of national discharge standard. After bioaugmentation terminating for 10 days, the remained consortium could still improve the reactor that the effluent of ammonium, nitrate, total nitrogen and CODCr concentrations was decreased about 2�43, 3�07, 6�02 and 3�63 mg/L,respectively. The results indicated that bioaugmentation performed well and persistently.【期刊名称】《哈尔滨工业大学学报》【年(卷),期】2014(000)012【总页数】8页(P45-52)【关键词】低温;生活污水;脱氮;生物强化;好氧反硝化【作者】庞长泷;陈翰;李昂;马放【作者单位】城市水资源与水环境国家重点实验室哈尔滨工业大学，150090 哈尔滨; 哈尔滨工业大学宜兴环保研究院，214200 江苏宜兴;城市水资源与水环境国家重点实验室哈尔滨工业大学，150090 哈尔滨;城市水资源与水环境国家重点实验室哈尔滨工业大学，150090 哈尔滨;城市水资源与水环境国家重点实验室哈尔滨工业大学，150090 哈尔滨; 哈尔滨工业大学宜兴环保研究院，214200 江苏宜兴【正文语种】中文【中图分类】X703.1污水中氮素污染物已逐渐取代传统有机污染物成为水污染防治的首要目标，生物脱氮因具有高效、经济等优势而成为应用最广泛的脱氮方法［1］.然而，北方高纬度地区的冬季污水进水温度一般低于硝化及反硝化功能菌群的适宜生长温度，导致冬季生物处理出水氮素超标现象频发［2-3］.生物强化技术因对原有运行参数及构筑物改动较小而成为提高低温生物脱氮效能的重要方式［4-7］，主要通过筛选、富集和驯化得到耐冷微生物单菌或混合菌群，经优化复配后制成生物菌剂投入强化系统，通过改善相关微生物的活性与生物量，最终实现污水生物强化脱氮［8-10］.同时，好氧反硝化理论因可实现好氧条件下碳和氮同步去除，并解决脱氮菌群对营养和溶解氧条件不同要求而成为研究热点.为此，通过富集驯化低温好氧反硝化混合菌群并投加于10℃运行的SBR反应器，分析低温好氧反硝化菌群富集驯化过程的脱氮特性，研究强化处理低温生活污水的脱氮效能、稳定性及转化规律，以期为好氧反硝化强化迈向实际应用提供一定理论依据.1.1 实验材料活性污泥取自哈尔滨市某污水处理厂曝气池，其运行状况稳定，污泥呈棕褐色，泥水界面清晰，沉降性能良好.采用无水乙酸钠、氯化铵、硝酸钾和磷酸二氢钾等分别作为低温好氧反硝化驯化液中碳、氮和磷的来源［11］，水质指标见表1.生活污水取自哈尔滨工业大学二校区家属住宅区污水井，经初沉除去杂物后使用，以免损坏水泵等设备，水质指标见表2.实验所用载体为聚氨酯泡沫，基本参数为：密度0.018 g／cm3，比表面积100～120 m2／g，孔径1～2 mm，规格2 cm×2 cm×2 cm.聚氨酯泡沫挂膜成功后使用铁丝穿透并制成条状载体串，每串含14～16个聚氨酯泡沫块.1.2 实验装置好氧反硝化菌群驯化装置运行于人工低温室10℃环境，主要由进水水箱、驯化水池及曝气泵、潜水泵、电磁阀等组成，有效体积为3.0 L，体积交换比约为1∶3.菌群驯化装置采取间歇式运行，每周期时长24 h，其中进水5 min，好氧曝气23 h，沉淀50 min，排水5 min.SBR反应器运行于人工低温室10℃环境，两池设计参数相同且同时运行.SBR反应器主要由有机玻璃池体及曝气、搅拌、进水、排水等系统组成，通过自动控制器实现自动运行，单池有效体积约为10.0 L，反应器结构见图1所示.1.3 实验方法1.3.1 好氧反硝化菌群富集驯化方法将新鲜活性污泥混合液静置沉淀30 min后，倒掉上清液，取沉淀污泥液经纱网截留杂物颗粒，随后取约0.6 L污泥液与2.4 L污泥驯化液混合并进行曝气培养.适当调节曝气量并定时采集进出水水样，在8 000 r／min条件下离心10 min，取离心后的上清液进行氨氮、亚硝氮、硝氮、总氮及TOC等指标的测定，每个样品取3个平行样品进行测定以保证数据的准确性.经过连续驯化培养至反应器对氨氮、总氮和有机物的降解性能均基本稳定，视为低温好氧反硝化菌群的富集驯化完成. 1.3.2 SBR反应器启动运行方法SBR反应器单个运行周期为8 h，单池单周期排水体积为4.0 L，体积交换比为40%.直接投加活性污泥使反应器于10℃低温环境下启动，将污泥质量浓度MLSS 保持在3 000～3 500 mg／L，并通过剩余污泥排放控制污泥龄约为20 d.连续测定进出水水质指标，并定期采样分析污泥质量浓度MLSS和污泥沉降比SV.反应器运行期间全程按照A／O／A工序进行，包括：进水，缺氧搅拌0.5 h，好氧曝气4 h，缺氧搅拌2 h，静置沉淀1 h，排水.其中进水、排水时间均为1min，排水后闲置时间为28min.进水、排水及曝气、搅拌切换为自动控制运行，剩余污泥排放及水样采集为人工定期进行.启动阶段、强化阶段及停止强化阶段等不同时期运行工序和方法完全相同.1.3.3 菌群生物强化方法将小块聚氨酯泡沫仔细清洗灭菌后，加入已运行稳定的低温好氧反硝化菌群驯化装置中进行曝气挂膜培养［12］.定期取聚氨酯泡沫冲洗后加入培养液进行摇瓶实验，至处理效能基本稳定视为挂膜完成，挂膜期为6～8 d，期间聚氨酯泡沫的孔洞内已生长有大量驯化菌群.将冲去表面残余培养液的已挂膜聚氨酯载体制成载体串并整体均匀地投入2#反应器中进行低温生物强化，形成从下至上的垂直强化区以改善强化效果；1#反应器不投加载体及菌剂形成对照.通过连续测定反应器出水水质，得到强化与不强化反应器对生活污水中氮素及有机物的处理效能和生物强化后出水波动情况等.通过调节曝气强度使反应器曝气阶段溶解氧质量浓度为2～4 mg／L.为避免部分破损载体进入管线引起堵塞等故障，定时在反应器闲置期间检查载体强化串并对损坏的载体块进行单独更换，确保生物强化能够长期稳定运行.在停止更换挂膜载体后，继续对两个反应器出水水质进行跟踪测定，以分析低温强化的持久性和环境适应性.1.4 分析方法主要分析指标包括CODCr、TOC、氨氮、亚硝氮、硝氮、总氮、pH、DO及活性污泥质量浓度MLSS，分析方法参照国标方法进行［13］.1.5 数据分析及作图使用Microsoft Office Excel 2010进行数据统计分析，使用OriginLabOrigin 8.0进行绘图.2.1 好氧反硝化菌群驯化过程在驯化期间，培养液中氨氮及TOC去除较稳定.驯化完成后氨氮可被完全去除，出水TOC质量浓度低于10.98 mg／L.这说明氨氮及有机物作为微生物生长所必须的营养和能量来源，易于被利用且降解转化稳定，驯化菌群生长及代谢活性旺盛.同期总氮进出水与硝氮质量浓度变化趋势基本一致，这是由于在氨氮几乎完全去除情况下，出水总氮基本来源于残余硝氮.驯化第11天时，系统达到总氮最大去除率92.03%，出水总氮基本保持在39.98 mg／L.驯化前10 d里驯化菌群对于硝氮降解提升显著，随后基本保持稳定，因此，选取前10 d硝氮降解情况分析低温好氧反硝化性能及驯化程度.如图2所示，启动初期接种污泥因缺少缺氧反硝化细菌及好氧反硝化菌数量少而导致硝氮无法被降解；经过驯化，低温好氧反硝化菌群在溶解氧及硝氮质量浓度的诱导下开始演化为优势菌群，硝氮去除率大幅上升.从第10天起，系统对于硝氮降解趋于稳定，去除率保持在82.85%以上，最低出水硝氮质量浓度为21.09 mg／L.此外，驯化前2 d出水亚硝氮质量浓度分别为3.82，3.14 mg／L，随后一直保持在0 mg／L.初期出水亚硝氮来源于接种污泥原有的亚硝化细菌产生及进水中少量亚硝氮，随后下降说明亚硝化细菌可能因无法适应环境被系统淘汰而无亚硝氮积累，同时好氧反硝化过程中亚硝酸盐还原酶活性可能较高，使得硝氮还原产生的亚硝氮被迅速转化为气体产物.而经过驯化的低温好氧反硝化菌群可能将亚硝氮作为电子受体被还原并直接提高了总氮去除率［14］.综上，通过对普通活性污泥进行为期约12 d的定向富集驯化，可使其在低温、高硝氮和高有机物等不良条件下快速形成具有低温好氧反硝化功能的混合菌群，其可在好氧条件下以硝氮为主要电子受体对驯化培养液中的氮素与有机物进行同步去除，且无亚硝氮积累.2.2 反应器低温启动阶段效能在10℃下SBR反应器低温启动阶段历时45 d，至反应器CODCr和氮素出水质量浓度及去除率基本达到稳定，视为低温启动阶段结束.2.2.1 低温启动阶段氨氮的去除反应器低温启动阶段的氨氮去除如图3所示.可以看出，低温使启动初期亚硝化菌群活性受到一定影响，该时期出水氨氮高达30.46 mg／L；随后活性污泥逐渐适应工艺运行特点及低温条件，出水氨氮质量浓度呈现大幅下降趋势.到第17天，出水氨氮质量浓度已降至10.62 mg／L，去除率升至78.36%，而到第21天，去除率高达84.78%，出水氨氮质量浓度仅为6.43mg／L；启动后22～35 d，出水氨氮质量浓度出现一定程度的波动，这可能由于污泥系统尚未成熟稳定，在面对较大进水波动时无法保持出水水质稳定；第36天以后，反应器氨氮去除率稳定在81.09%以上，出水氨氮质量浓度稳定保持在6.56～8.65 mg／L，说明其已逐渐适应运行工艺、进水水质和环境温度等条件.从微生物生态学角度看，活性污泥系统已经基本实现稳定，污泥中微生物群落生态位已实现相互分离及动态平衡.然而稳定后出水氨氮仍超标，说明其具有生物强化的提高空间.2.2.2 低温启动阶段氧化态氮的积累反应器低温启动过程产生的亚硝氮是氨氮转化的重要中间产物，硝氮是好氧阶段氮素终产物及出水总氮重要组成.为判断启动阶段硝化过程与反硝化过程成熟程度，每天选取单周期出水与进水测定并计算其亚硝氮或硝氮质量浓度差值，即亚硝氮或硝氮积累量.由图4可知，SBR反应器启动后1～6 d亚硝氮基本无积累，这是由于氨氮去除较少，硝化菌能及时将生成的少量亚硝氮转化为硝氮避免积累，同期硝氮积累量也较小；启动后7～13 d，亚硝氮积累量大幅上升，至13 d达最大值13.91 mg／L，与氨氮出水质量浓度的直线下降趋势相符合，这是由于大量进水氨氮被转化为亚硝氮，而能将亚硝氮转化为硝氮的硝酸菌群受限于数量和活性较低暂时不能将其完全转化，硝氮积累量也呈波动上升趋势；从第14天起，亚硝氮积累量开始大幅下降，从第25天起出水亚硝氮基本保持不积累，这标志着系统中硝化菌群已逐渐成熟并可将中间产物亚硝氮大量乃至完全去除，避免亚硝氮积累现象发生.同期硝氮积累量逐渐下降，并从第39天起实现较为稳定的硝氮积累量，为10.71～11.25 mg／L，这是由于异养缺氧反硝化菌群与硝化菌群作用下生成与去除的硝氮数量趋于平衡，导致硝氮积累量保持稳定.2.2.3 低温启动阶段总氮与有机物的去除反应器出水总氮质量浓度呈现三段式下降趋势，见图5.启动后前16 d，大量亚硝氮积累导致出水总氮主要由氨氮和亚硝氮组成，总氮去除率较低，出水质量浓度保持在34.05～41.76 mg／L；在17～36 d，亚硝氮积累现象已逐步解除，硝氮逐渐积累，出水总氮质量浓度明显下降并保持在21.87～31.55 mg／L，本阶段出水总氮主要为硝氮和氨氮；从第37天起，总氮去除率达61.29%以上，出水总氮质量浓度继续下降并持续保持在18.54～19.76mg／L，尚未达到一级A标准，出水总氮主要包括硝氮和氨氮，亚硝氮无积累.对于有机物，启动开始后前3 d反应器因接种污泥需要适应低温环境及新运行参数，出水CODCr高于88.27 mg／L，远超COD出水一级A标准；从第4天起，反应器对CODCr的去除率逐渐上升；第41天以后去除率稳定在69.97%以上，出水CODCr保持在39.07～46.23 mg／L，基本达到一级A标准.相比氮素的去除，低温对有机物的去除影响较小，无需生物强化即可实现CODCr达标.综上，SBR反应器在低温下运行出水中氨氮和总氮难以符合排放标准，是制约低温污水处理达标的主要瓶颈.2.3 反应器低温强化阶段效能SBR反应器低温启动并保持稳定后，为达到碳氮同步去除并满足出水达标要求，将经驯化低温好氧反硝化菌群结合聚氨酯泡沫载体投加2# SBR反应器，与不投加强化的1#SBR反应器形成对比，通过连续测定强化与否水质变化分析生物强化效能.2.3.1 低温强化阶段氨氮的去除反应器低温强化阶段的氨氮去除对比见图6.未经强化的1#反应器出水氨氮质量浓度大致在7.41～10.22 mg／L，无法达到一级A标准，而经过强化的2#反应器出水氨氮质量浓度经历了明显的下降趋势.低温异养强化开始前9 d，2#反应器出水氨氮质量浓度从7.87 mg／L下降至第9天的5.22 mg／L；随后2#反应器出水氨氮继续下降，强化开始后的11～30 d，2#反应器出水氨氮质量浓度持续保持在3.01～4.21mg／L，出水氨氮质量浓度最低发生在第21天，约为3.01mg／L.对反应器氨氮去除率进行对比也可得到类似趋势.其中强化开始后第21天，强化与未强化的氨氮去除率相差最大（高达16.89%），而强化开始后第27天，2#反应器氨氮去除率达到最高（93.35%）.氨氮去除率提升范围为10.31%～16.89%.低温生物强化后对氨氮去除能力的提升可能有以下原因：强化使用的低温好氧反硝化菌群具有在低温下大量利用有机物作为碳源对氨氮进行转化的能力，在人为投加强化后由于具有可观的数量和活性，可使氨氮质量浓度有明显的去除；此外，强化载体聚氨酯泡沫具有明显的孔隙结构和非常大的比表面积，对外界不良因素如低温及代谢产物抑制等有一定缓解作用，并能避免部分生长速度缓慢的自养混合菌群流失.2.3.2 低温强化阶段氧化态氮的积累由于1#反应器此前已达到稳定状态使得亚硝氮无积累；而同期的2#反应器经强化后前9 d的亚硝氮积累量出现小幅上升趋势，第9天达最大值时仅为0.45 mg／L，随后亚硝氮积累量逐渐下降至第20天恢复为0 mg／L，并基本保持这一状态.综上，低温生物强化对亚硝氮的积累量影响不大，强化期间出现小幅增长后随即下降并恢复无积累.每天选取单周期出水与进水测定并计算硝氮积累量，以反映反应器硝氮的变化趋势，结果如图7所示.可以看出，1#反应器的硝氮积累量基本保持在11.14～14.48 mg ／L，经强化后2#反应器的硝氮积累量出现了明显下降.2#反应器强化开始后第17天硝氮积累量下降至7.31 mg／L并趋于平稳，其中与1#反应器的最大差值发生在第24天（高达8.22 mg／L），2#反应器的最低硝氮积累量为6.02 mg／L，发生在强化开始后第28天，同期的1#反应器硝氮积累量高达12.03 mg／L.低温好氧反硝化驯化菌群可在好氧条件下利用进水有机物对氨氮和硝氮进行同步去除，因此，2#反应器的硝氮积累量出现了明显下降趋势，强化效果明显［15］.考虑到进水中可利用碳源并不十分充足，而反应器对原水的氨氮及产生硝氮的去除均需要碳源参与，所以，出水仍含有一定质量浓度的氨氮和硝氮，而无法实现对氮素物质的完全去除.2.3.3 低温强化阶段总氮与有机物的去除反应器低温强化阶段的进出水总氮质量浓度对比见图8所示.可以看出，未经强化的1#反应器出水总氮质量浓度基本保持在21.11～25.44 mg／L，远不能达到总氮出水一级A标准.而经过低温强化的2#反应器出水总氮质量浓度有非常明显的下降趋势，体现了低温好氧反硝化驯化菌群对进水中的总氮确实有显著的强化去除效果.从第11天起，2#反应器出水总氮质量浓度下降至13.48 mg／L以下，强化开始的16～30 d，2#反应器出水总氮质量浓度基本保持在10.77～11.76 mg／L.通过计算得出，1#反应器总氮去除率基本稳定在44.04%～55.62%，而经强化的2#反应器的总氮去除率则逐渐升高：从强化开始后第15天起，总氮去除率达75.19%以上，同期1#反应器的总氮去除率仅为50.38%；强化开始后第24天，强化与未强化的总氮去除率相差最大（高达32.44%），而强化后2#反应器总氮去除率最高发生在低温强化开始后第27天，其去除率为78.59%.2#反应器总氮去除率较未强化反应器提高25.07%～32.44%.由于第27天时2#反应器对氨氮和总氮降解去除率最高，选取该天测定污泥指标.经测定，第27天的载体附着生物膜平均干质量为0.142 g，1#和2#反应器混合液污泥质量浓度分别为3.501与3.062 g／L，计算得2#反应器总污泥质量浓度为4.127 g／L，污泥负荷分别为0.987和1.215 mg·g-1·h-1.综上，挂膜载体投加有效提高了反应器总污泥质量浓度，并有效改善好氧反硝化菌群在系统结构中比例，由污泥负荷对比可知，2#反应器总氮去除的改善说明低温好氧反硝化菌群有效提升了单位污泥质量浓度下氮素的去除能力.未经强化的1#反应器出水CODCr在41.44～51.62mg／L，基本能达到COD出水一级A标准，其中最低出水CODCr41.44 mg／L发生在低温强化开始后第25天.经过低温强化的2#反应器出水CODCr则出现了较明显的下降趋势，由强化开始后第1天的46.93 mg／L逐渐下降至第9天的40.43mg／L，并从第10天起基本稳定在37.12～38.76 mg／L，其中最低出水CODCr37.12 mg／L发生在低温强化开始后第18天.强化阶段2#反应器的出水CODCr比同期未强化的1#反应器更低且更平缓稳定，这可能是由于低温好氧反硝化驯化菌群在生长中需要利用大量有机碳源作为营养和能量的来源，对碳源的利用率更高，使得2#反应器出水质量浓度有明显的下降，同时出水质量浓度整体变化趋势更为稳定.通过计算CODCr 去除率也可得出类似结论，在低温生物强化开始后，2#反应器的CODCr去除率逐渐升高，开始后的第8天起，其CODCr去除率达72.22%以上，强化开始后第16天，CODCr去除率达到最高（76.55%），同时其与未强化的CODCr去除率相差也最大，差值高达8.18%.2.3.4 低温强化阶段单周期动态分析为反映强化阶段单周期不同时段的水质动态变化，选取强化效果基本稳定的第28天作为研究对象，通过每小时测定未强化与强化反应器的单周期水质指标，着重分析低温好氧反硝化强化效能变化的动态关系.其氮素转化情况及氮素与有机物动态关系见图9、10所示.可以看出，进入反应器后的污水中氨氮、总氮和CODCr质量浓度较0 h的未处理原水质量浓度明显下降，这是由于反应器体积置换比为40%，污水进入反应器后立即与处理后水样稀释导致质量浓度明显下降，此外经过0.5 h的预缺氧段及0.5 h的好氧处理，部分氮素和有机物被系统转化去除.通过图9中氮素转化情况可知，1#对照反应器在好氧段氨氮转化产生大量硝氮并主要通过随后的缺氧段进行脱氮，而经过强化的2#反应器对氨氮去除更快，且各时段硝氮质量浓度均低于同期未强化反应器，基本稳定在6.02～8.48 mg／L.这说明好氧反硝化强化使得好氧段硝氮产生后随即被部分转化为气态产物脱离系统.由图10可知，由于采用缺氧反硝化导致1#反应器在好氧段的总氮质量浓度仅有约0.64 mg／L的轻微下降，而2#反应器因具有好氧反硝化作用在好氧段使得总氮和CODCr质量浓度同步大幅下降，随后由于有机物质量浓度较低，2#反应器在缺氧段总氮仅去除约2.58 mg／L，但同期总氮质量浓度仍低于1#对照反应器.值得一提的是，反应器全周期均未检出亚硝氮，说明其在产生后随即被转化，避免影响总氮去除率.通过综合分析氮素及有机物转化可知，经过低温好氧反硝化强化后，反应器可有效利用好氧段有机物较丰富的特点大量去除总氮，避免后置缺氧段碳源不足对脱氮过程的负面影响，并实现了碳氮同步去除.2.3.5 载体潜在缺氧内核反硝化分析为排除载体内部可能存在的缺氧区域对强化反应器脱氮效能的影响，分别取新鲜活性污泥40.00mL+灭菌生活污水160.00 mL、新鲜活性污泥40.00 mL+灭菌生活污水160.00 mL+灭菌后未挂膜聚氨酯泡沫4块和新鲜活性污泥40.00mL+灭菌生活污水160.00 mL+菌群挂膜聚氨酯泡沫4块加入500.00 mL摇瓶中摇匀培养，并分别命名为1、2、3号摇瓶，摇床温度和转数分别为10℃和150 r／min.经过3 d的摇瓶培养，1号摇瓶中总氮质量浓度由初始值（41.97±0.55）mg／L下降至（38.15±0.17）mg／L，加入未挂膜载体的2号摇瓶中总氮由初始值下降至（33.67±0.32）mg／L，而加入驯化菌群挂膜载体的3号摇瓶中总氮由初始值下降至（26.28±0.59）mg／L.通过对比可以得出：1号摇瓶中由于活性污泥中微生物同化利用氨氮导致总氮稍稍下降；2号摇瓶中加入的聚氨酯载体具有多孔结构，其内部可能存在缺氧区域，使部分脱氮微生物附着生长于其中，摇瓶中硝化作用产生的硝氮在该区域得到缺氧反硝化去除并引起总氮小幅下降；3号摇瓶中由于加入驯化菌群挂膜载体，可在载体表面好氧区域去除硝化作用产生的硝氮，并在其内部缺氧区域实现缺氧反硝化以继续去除硝氮和亚硝氮，避免亚硝氮积累以有效降低总氮质量浓度.2.4 停止强化投加后持续效能经过长达30 d的低温强化后，2#反应器停止更换挂膜载体并持续运行10 d.持续测定停止投加期间的进出水指标，并与1#反应器出水对比分析投加菌群的持续性能.结果表明：在停止投加强化后2#反应器仍具有一定的低温强化效果.强化开始后第30天、强化停止后第5天及强化停止后第10天的反应器出水指标见表3所示.可以看出，除了出水亚硝氮均无积累外，2#反应器的各项出水指标在停止强化后仍优于同期1#反应器出水；随着停止强化时间不断变长，2#反应器残余菌群影响效果呈现较缓慢的弱化趋势，但停止强化长达10 d时，2#反应器相比1#反应器的氨氮、硝氮、总氮和CODCr出水质量浓度仍分别有2.43，3.07，6.02和3.63 mg／L的下降，体现出其具有一定持久性.停止更换挂膜载体后，低温好氧反硝化菌群的数量与活性受到影响，并出现一定流失，导致强化效能随着停止强化时间增长而不断弱化，但在停止强化后，残余低温好氧反硝化驯化菌群仍具有一定强化作用，这可能是由于载体挂膜阶段将低温异养驯化菌群固定在其内部的孔隙结构中，延缓了低温异养驯化菌群被系统淘汰，并降低了菌群受外界不良环境的影响，延缓其被系统中其他微生物淘汰的进程，具有更长久的停留时间，并体现一定的持续强化去除效能.1）通过快速富集驯化得到一组低温好氧反硝化菌群，该驯化菌群在10℃好氧环境下可实现氨氮、总氮和有机物的高效同步去除.2）通过低温好氧反硝化菌群与聚氨酯载体结合后投加进行生物强化，相比1#未强化反应器，2#反应器氨氮去除率提升10.31%～16.89%，总氮去除率提升25.07%～32.44%，且各项指标出水均达到一级A标准.3）停止低温生物强化10 d后，残留低温好氧反硝化菌群仍具有持续强化作用.相比1#反应器，2#反应器氨氮、硝氮、总氮和CODCr出水质量浓度仍分别下降2.43，3.07，6.02和3.63 mg／L.4）对低温好氧反硝化菌群的驯化及投加方法进行后续优化，可作为改善污水低温脱氮效能的一种新型强化手段，对工程实际中水厂冬季快速启动和稳定运行提供一。
强化脱氮工艺在污水处理中的研究与应用进展_1
强化脱氮工艺在污水处理中的研究与应用进展发布时间：2021-11-16T07:35:14.105Z 来源：《中国科技人才》2021年第22期作者：姚兆辰[导读] 近年来，我国对环境污染治理问题加大关注力度，并针对石油化工生产的污染物排放标准进行了规划。
化工污水需要应用相应的技术进行处理，去除污水中的污染物质，且排出的污水必须达到设定的排放标准。
天津天药药业股份有限公司天津 300462摘要：近年来，我国对环境污染治理问题加大关注力度，并针对石油化工生产的污染物排放标准进行了规划。
化工污水需要应用相应的技术进行处理，去除污水中的污染物质，且排出的污水必须达到设定的排放标准。
反硝化新技术经过多年的使用和创新，得到了广泛的应用。
关键词：强化脱氮工艺；污水处理；研究与应用引言我国目前普遍采用的污水处理工艺有氧化沟、SBR、A2/O及在此基础上演变而来的改良型A2/O工艺。
这些工艺虽然能实现氮素的去除，但受原水水质、环境条件的极端变化以及高昂运行成本的制约，实现持续、高效、稳定脱氮仍存在相当大的困难。
1.传统A/O生物脱氮工艺 1.1工艺原理化工污水处理中A/O生物脱氮工艺应用的时间比较长，这种工艺属于传统模式的脱氮技术类型。
A/O生物脱氮工艺就是利用微生物将污水中的有机氮转化成氮气，将氨态氮转化成NxO。
整体的脱氮流程包括氨化反应、硝化反应和反硝化反应三个阶段，每个阶段的运行均具备独立性，需要应用沉淀池和污泥回流装置，并配备专用的反应器。
其中前置反硝化反应需要在缺氧池装置中实现，硝化反应要配备好氧池，当污水进入处理系统中后，会从缺氧池经过好氧池后与沉淀池的污泥进行同步回流，最后到缺氧池。
然后，污泥与好氧池混合液的回流能够为缺氧池与好氧池补充微生物数量，让其能够实现硝化反应，产出硝酸盐物质。
当污水与混合液进入缺氧池之后，内部的碳源有机物含量就会达到比较丰富充足的状态，推动反硝化反应的实现，反应完成之后的出水会进入好氧池，在池内完成BOD5的降解反应。
SBR生物脱氮反应器中活性污泥菌相变化研究
SBR生物脱氮反应器中活性污泥菌相变化研究
廖永红;周晓宏;汪苹;胡中豪;刘军
【期刊名称】《食品与发酵工业》
【年(卷),期】2005(031)009
【摘要】对20 L SBR生物反应器处理高氨氮废水的活性污泥菌相进行了初步研究,成功地分离出了硝化菌、反硝化菌和异养菌,测定了工艺过程中各种成分和活性污泥细菌浓度的变化,为进一步研究活性污泥的活性,提高SBR生物脱氮效率奠定了基础.
【总页数】4页(P5-8)
【作者】廖永红;周晓宏;汪苹;胡中豪;刘军
【作者单位】北京工商大学化学与环境工程学院,北京,100037;北京理工大学生命科学与技术学院,北京,100081;北京工商大学化学与环境工程学院,北京,100037;北京工商大学化学与环境工程学院,北京,100037;北京工商大学化学与环境工程学院,北京,100037
【正文语种】中文
【中图分类】TS2
【相关文献】
1.IC反应器＋完全混合式活性污泥法组合工艺生物脱氮实验研究 [J], 杨俊;张俊香
2.厌氧与准好氧生物反应器填埋场渗滤液水质变化及脱氮特性对比研究 [J], 王亚楠;孙英杰;吴昊;张欢欢;姜海钰;卞荣星
3.聚丁二酸丁二醇酯反硝化反应器的脱氮效果及微生物群落变化研究 [J], 董明来;罗国芝;刘倩;邓棚文;孙大川;谭洪新
4.陈垃圾反应器中脱氮微生物的脱氮机理 [J], 李斐斐
5.竹屑载体生物膜-活性污泥一体化SBR集成工艺的脱氮性能 [J], 陈园;蔡丽丽;刘壮壮;邵磊;陈姝婷;黄高鑫;刘俊
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抢占水处理技术的高峰
抢占水处理技术的高峰-厌氧氨氧化生物菌种培育及生物载体开发及应用项目承担单位：北京城市排水集团厌氧氨氧化（Anammox）工艺，是指在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NO3-或NO2-为电子受体，以NH4+为电子供体，将两种氮素同时转化为氮气的生物反应过程，这个过程产生的能量可使厌氧氨氧化菌在厌氧条件下生存。
厌氧氨氧化技术是目前已知的最经济的生物脱氮技术，与传统的硝化反硝化技术相比，具有需氧量低、运行费用低和不需要外加碳源等优点。
在自然生态系统中，厌氧氨氧化菌则将亚硝态氮和氨氮直接氧化为氮气，以此实现氮循环。
北京排水集团科研人员历尽10年实验研究，攻克难关，自主培养出了“红菌”，并在国内率先成功应用于工程实践，打破了这一世界先进技术在国内自主研发应用的空白，大大提升了中国污水处理的技术水平。
这项技术为处理高氨氮废水提供了决定性的技术支持，将广泛应用于垃圾渗滤液、污泥消化液、畜禽养殖废水、味精废水等高氨氮废水治理中，小小的“红菌”将在水处理行业发挥重要作用。
（一）自主培养“红菌”获得成功。
北京排水集团科研人员自主创新，设计运行了新型复合式生物膜厌氧氨氧化工艺，该工艺通过悬浮污泥和生物膜的协同作用解决了红菌培养和富集的难题，将培养时间由原来的2年左右缩短至6个月，达到国际先进水平。
（二）实现“红菌”生产性示范工程实践和规模化培养。
北京市科委通过立项“用于处理高有机物高氨氮典型废水处理的IC反应器装备研发与工程应用”重大项目，支持排水集团在自主培养“红菌”的同时，突破了与工程应用密切相关的多项关键技术，包括：短程硝化稳定控制技术、菌种生产性富集和培养技术、功能微生物群落变化定向调控技术、厌氧氨氧化工艺快速启动技术、温度优化及稳定控制技术、溶解氧与PH精确监测和控制技术等十余项关键技术。
在突破关键技术的基础上，排水集团建立了国内首个完全自主知识产权的红菌脱氮生产性示范工程，成功实现了生产性规模的厌氧氨氧化菌的富集和纯化，厌氧氨氧化菌纯度达到90%以上，氨氮去除率95%以上，主要技术指标已达到国际先进水平。
高效生物脱氮-气浮-BAF-反硝化深床滤池工艺处理低碳氮比废水工程实例
工业用水与废水
Vol.52 No.3 Jun.， 2021
Hale Waihona Puke 池-氧化池-二级反应沉淀池-pH回调池-砂滤池的 工艺处理后，大部分重金属离子及其他污染物已去 除，均能满足GB 13456-2012《钢铁工业水污染物 排放标准》表2标准，但总氮(硝酸根)无法有效去 除，因此需要新增深度处理系统，使其达标排放。 2设计规模及进出水水质
(1) 调节水池。1座，钢筋混凝土结构，尺寸 为 23.90 m x 8.50 m x 5.50 m， 有效容积为 1 016 m3, HRT为30 ho设潜水搅拌机2台，单台功率 为2.5 kW；潜水排污泵2台，1用1备，单台流量 为25m3/h,扬程为30 m,功率为4 kW。
(2) 高效生物脱氮反应器。设置2级，每级2 个。采用钢制防腐，玻璃棉保温，外包镀锌彩钢
(3) 气浮装置° 1套，钢制防腐结构，设计尺 寸为 6.50 m x 2.50 m x 2.50 m，处理水量为 50 m3/ h，溶气压力为0.5 MPa,回流比为70%,混合絮 凝时间为30 min，接触室停留时间为2.0 min，分 离室表面负荷为5.4 m3/(m2・h)o设桁车式刮渣机4 台，单台宽度为2.48 m，功率为1.1 kW；溶气水 泵2台，1用1备，单台流量为25m3/h，扬程为 50 m，功率为7.5 kW；溶气罐1套，钢制防腐， 溶气能力为30m3/h,压力为0.5 MPa； PAC、PAM 加药装置各1套，加药量分别为250 mg/L和5 mg/L,单套含2.0 m3不锈钢溶解池，3.0 m3不锈钢 溶液池，机械搅拌机2台，单台功率为0.75 kW, 计量泵2台，1用1备，单台流量为120 L/h,扬 程为 50 m， 功率为 0.25 kWo
改良AAO工艺在某部队生活污水处理中的工程设计
改良AAO工艺在某部队生活污水处理中的工程设计改良AAO工艺在某部队生活污水处理中的工程设计随着我国社会经济的快速发展，军队的生活水平也得到了显著提高。
然而，随之而来的问题是生活污水的产生与排放，对环境造成了一定的压力。
因此，如何将生活污水有效地处理变成了当务之急。
本文将介绍改良AAO工艺在某部队生活污水处理中的工程设计，并探讨其技术参数和处理效果。
首先，我们需要了解什么是AAO工艺。
AAO是一种生物脱氮工艺，全称为二氧化氮-硝化-硝化工艺。
其核心原理是通过好氧生物酸化、好氧硝化、厌氧反硝化等一系列的生物和化学反应，将废水中的氨氮转化为氮气释放到大气中，从而达到处理废水中氨氮的目的。
由于其具有高效、低能耗、占地少等特点，AAO工艺被广泛应用于城市生活污水处理领域。
在某部队的生活污水处理工程项目中，为了更好地适应军事环境并提高污水处理效果，我们对AAO工艺进行了改良。
具体工程设计如下：1. 设备选型：在处理工程中，我们选择了具有较高脱氮效果的好氧生物酸化-硝化反应器和好氧硝化反应器。
这些反应器以氧化沟作为基本结构，并在其中布设了适当位置的曝气装置，以提供所需的氧气供养微生物反应。
2. 工艺流程设计：废水进入污水处理系统后，首先进入好氧生物酸化-硝化反应器，通过微生物酸化作用将有机物转化为低分子有机酸，并进一步转化为硝化物。
然后，进一步进入好氧硝化反应器，通过微生物的作用将硝化物转化为亚硝酸盐和硝酸盐。
最后，经过固液分离，固体废物进行处理，而液体部分经过反应器后排放。
3. 设备布置：为了最大程度地提高处理效率，我们对设备布置进行了优化设计。
根据军事营区的实际情况，我们选取适当的位置进行设备布置，并合理安排管道连接，确保废水流动的顺畅与稳定。
通过对该部队生活污水处理工程中改良AAO工艺的工程设计，我们取得了一定的治理效果。
经过一段时间的运行观察，我们获得了以下数据：1. 水质指标：经过改良AAO工艺的处理，废水中氨氮去除率达到了90%以上，COD去除率在80%以上，达到了国家废水排放标准。
一株耐碱好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮性能
一株耐碱好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮性能段兴帆;亢昕;赵毅彪;陈小华;沈根祥;赵晓祥【期刊名称】《东华大学学报(自然科学版)》【年(卷),期】2024(50)1【摘要】为改善强碱环境下微生物脱氮效率低下的问题,从上海市稻田土壤中分离出一株具有强碱适应能力的好氧反硝化菌。
经细胞形态学观察及16S rDNA分析,鉴定其为琼氏不动杆菌(Acinetobacter junii),并命名为琼氏不动杆菌5-2。
结合单因素影响试验考察该菌株在不同环境条件下的脱氮效果,发现其在一定pH值(7.0~12.0)及盐质量浓度范围(10~30 g/L)内,均能保持较高的硝氮去除率(>90%)。
在以乙酸钠为碳源、硝酸钾为氮源、碳氮质量比(m(C)/m(N))值为12、温度为35℃、转速为90 r/min、初始pH值为10.0、初始硝氮质量浓度为41.07 mg/L的条件下培养120 h后,该菌株对硝氮及总氮的去除率分别为97.83%及65.85%,同时,对该菌株好氧反硝化相关酶活性及基因进行检测。
研究结果表明,琼氏不动杆菌5-2具有高效好氧反硝化能力,有望应用于处理实际含氮废水。
【总页数】9页(P101-109)【作者】段兴帆;亢昕;赵毅彪;陈小华;沈根祥;赵晓祥【作者单位】东华大学环境科学与工程学院;上海市环境科学研究院【正文语种】中文【中图分类】X703【相关文献】1.一株高效异养硝化好氧反硝化菌的分离鉴定与脱氮特性2.一株耐盐异养硝化−好氧反硝化菌Rhodococcus sp.LS-2的分离鉴定与脱氮性能研究3.一株耐低温异养硝化-好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮特性4.一株高效异养硝化-好氧反硝化菌的分离鉴定及脱氮性能5.一株异养硝化-好氧反硝化功能菌的分离鉴定及其脱氮特性因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
冷藏孵育对厌氧氨氧化低温脱氮性能和菌群结构的影响
北京大学学报(自然科学版) 第59卷 第6期 2023年11月Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, Vol. 59, No. 6 (Nov. 2023)doi: 10.13209/j.0479-8023.2023.091冷藏孵育对厌氧氨氧化低温脱氮性能和菌群结构的影响张阔1王丽娜2冯一鸣1周建行1李心珏1刘思彤1,†1. 北京大学环境科学与工程学院, 北京 100871;2. 中交未名环保有限公司, 济南 250000;† 通信作者摘要为提高厌氧氨氧化菌在低温(10~15℃)下的脱氮能力, 将厌氧氨氧化菌群在5℃低温孵育, 探究复苏的厌氧氨氧化菌的低温氮代谢能力。
结果表明, 经过92天的低温孵育, 厌氧氨氧化菌在12±1℃的环境温度下脱氮容积负荷达到225±25 mg N/(L·d), 约为22±1℃工况下脱氮负荷的68%, 显著高于以往研究结果。
利用16S rRNA基因高通量测序和主成分分析的方法对反应器内功能微生物菌群进行分析, 发现低温孵育对厌氧氨氧化生物膜上的微生物群落结构的演替有显著的影响。
典型厌氧氨氧化菌Candidatus_Kuenenia对低温环境的适应性高于Candidatus_Brocadia和Candidatus_Jettenia。
低温孵育后Candidatus_Kuenenia占比的提高和低温代谢能力的增强, 对于提升厌氧氨氧化反应器在10~15℃时低温的脱氮性能具有重要作用。
关键词厌氧氨氧化; 群落结构; 低温脱氮; Candidatus_KueneniaEffects of Refrigerate Incubation on Nitrogen Removal Performanceand Microbial Community of AnammoxZHANG Kuo1, WANG Lina2, FENG Yiming1, ZHOU Jianhang1, LI Xinjue1, LIU Sitong1,†1. College of Environmental Sciences and Engineering, Peking University, Beijing 100871;2. CCCC Sinobioway EnvironmentalAbstract The anaerobic ammonia oxidation (anammox) consortia were incubated at 5℃to explore the nitrogen removal performance of the recovered anammox bacteria at 10–15℃. The results showed that after 92 days of low temperature incubation, the nitrogen removal rate of anammox bacteria reached 225±25 mg N/(L·d)at 12±1℃, which reached 68% of the nitrogen removal rate at 22±1℃. It was significantly higher than previous research results. 16S rRNA gene high-throughput sequencing was used to analyze the microbial composition in the reactor. Low temperature incubation had significant impact on the microbial community, especially for anammox bacteria.Candidatus_Kuenenia, as typical anammox bacteria, have a higher adaptability to low temperature than Candidatus_Brocadia and Candidatus_Jettenia, thus dominated the microbial community. The increased abundance and low-temperature metabolic capacity of Candidatus Kuenenia after low temperature incubation play an important role in improving the nitrogen removal performance of anammox reactor at 10–15℃.Key words anammox; community structure; psychrotolerant denitrification; Candidatus_Kuenenia厌氧氨氧化是一种低碳高效的自养生物脱氮技术。
污水微生物脱氮过程中N2O产生机理及影响因素研究进展
CHEMICAL INDUSTRY AND ENGINEERING PROGRESS 2016年第35卷第12期·4020·化 工 进 展污水微生物脱氮过程中N 2O 产生机理及影响因素研究进展陈虎，王莹，吕永康（太原理工大学煤科学与技术教育部和山西省重点实验室，山西 太原 030024）摘要：产生于生物脱氮过程的N 2O 是一种强效的温室气体并会导致臭氧层破坏。
本文综述了污水脱氮过程中N 2O 的产生机理及影响因素。
羟胺氧化和AOB 反硝化是硝化过程产生N 2O 两种主要路径，诸如溶解氧、氨氮和亚硝酸盐等因素主要通过影响微生物的活动或酶的活性而间接影响硝化过程中N 2O 的产生。
反硝化过程是N 2O 的另一重要产生来源，其N 2O 生成量的多少与N 2O 酶有直接关系，而溶解氧、有机碳源和亚硝酸盐等因素会影响反硝化过程中N 2O 酶的活性。
目前新型脱氮工艺也成为N 2O 的潜在来源，但其N 2O 产生机理还有待深入研究。
尽管N 2O 释放与周围环境变化密切相关，但本质原因还是由于微生物的作用及酶活性受到影响所致。
文章最后指出污水生物脱氮过程中N 2O 产量控制与减量化策略是今后研究的主要方向，并给出了几点建议。
关键词：生物脱氮；一氧化二氮；影响因素；污水处理中图分类号：X 703.1 文献标志码：A 文章编号：1000–6613（2016）12–4020–06 DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2016.12.040Progress on mechanisms and influence factors of N 2O production inmicrobial nitrogen removal process from wastewaterCHEN Hu ，WANG Ying ，LÜ Yongkang（Key Laboratory of Coal Science and Technology ，Ministry of Education and Shanxi Province ，Taiyuan University ofTechnology ，Taiyuan 030024，Shanxi ，China ）Abstract ：Nitrous oxide （N 2O ）emitted during biological nitrogen removal process is a potent greenhouse gas and can result in the destruction of the ozone layer. This paper summarizes the mechanisms and influencing factors of N 2O production during wastewater biological nitrogen removal process. Hydroxylamine oxidation and nitrifier denitrification are two main pathways to produce N 2O for nitrification ，and factors such as dissolved oxygen ，ammonium nitrogen and nitrite mainly affect microbial activity or enzyme activity that influences indirectly N 2O emission from nitrification process. Denitrification process is another important source for the production of N 2O ，and the quantity of N 2O emission has a direct connection with nitrous oxide reductase ，whose activities can be affected by factors such as dissolved oxygen ，organic carbon ，and nitrite. New biological nitrogen removal technologies have become potential sources of N 2O ，but further research on mechanisms of N 2O production is needed. Although N 2O emission is closely related to the changes of surrounding environment ，the main cause for N 2O emission is the effect of microbial actions and enzyme activities. The future research on the wastewater biological nitrogen removal process should focus on the control and reduction strategy of N 2O ，and shows some suggestions.Key words ：biological nitrogen removal ；nitrous oxide ；influence factors ；wastewater treatment第一作者：陈虎（1987－），男，博士研究生，主要研究方向是大气污染物及污水治理。
北排污泥厌氧消化的实践与发展1029
33.3/40.8
92.7/93.6
83.3/84.3
80/82
99/95
运行管理实践—核心技术工程化 厌氧氨氧化菌种增殖情况
单位：%
50.00 40.00 30.00 20.00 10.00 0.00
三系列有机分解率（%）
北排厌氧消化的发展历程
运行模式的复制与扩展
2008年，小红门厂污泥厌氧消化系统投入运行。 采用卵形消化池。 单池容积12300m3。 2011年住建部首批污泥处理处置示范项目
主要内容
1 2 3
加热系统：使用热交换器对进泥
进行加热，加热至35摄氏度左右。热 水为沼气发动机冷却循环水，冬季热 量不足时，使用沼气锅炉进行加热。
泥水热交换器
消化池温度控制：
加热方式：采用泥水热交换器对消化池进行加热 路径：未经消化的生污泥和消化池中部循环污泥 在管道内混合后共同进入热交换器进行加热 温度监控：通过消化池顶部和中部循环管线上的 两个温度探头来监测消化池温度，通过调节热水 循环三通阀门来控制热交换器对污泥的加热能
北排厌氧消化的发展历程
中试研究
始于1981年北京市市政工程管理处污研 所中试厂（高碑店厂前身）。 试验时间1981—1989年。 试验内容：中温消化、高温消化。
北排厌氧消化的发展历程
中试研究
北排厌氧消化的发展历程
国外学习
日本大型污水处理厂--森の奇 欧洲多个污水处理厂
北排厌氧消化的发展历程
量： 600m3/d。 现进泥量控制，进泥量调控范围： 10 m3/h-25 m3/h， 进泥有机负荷约为1-1.5kg/(m3·d) 排泥控制：静压排泥，先通过静压管（底部进 泥管）将污泥从池底压至池顶，再利用池顶的排泥管 排放至消化池底部管廊，并最终进入消化污泥储泥 pH调控依据：根据每日消化池PH值及消化池内 池。 碱度变化情况进行调控，控制pH值处于6.5-7.5
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“红菌”生物脱氮技术
3.1 项目情况简介
项目名称：高碑店污水厂“红菌”工程 设计规模：800 m3/d 目标污水：消化污泥脱水滤液 处理目标：TN去除率85%以上
2013年8月15日 2013年6月1日 2013年2月24日 2012年11月1日
交付使用 调试运行 进厂施工 开始工程设计
低耗高效的“红菌”生物脱氮技术开发 与工程实践
汇报提纲
１ 背景介绍 ２ 研发历程和成果 3 示范工程概况 4 运行结果分析 5 经济和社会效益 6 应用前景
1.PPT设计的规范性
1.背景介绍
污泥消化液&厌氧氨氧化
1.1 污泥消化液水质水量特点
组成：消化池上清液、消化污泥脱水液等 水量：为总进水量的0.5~2%，与消化池的污泥浓度等相关。 水质：氨氮高（300-2000 mg/L）； C/N低(1)；碱度不足(ALK/NH4+N=3.5)。
3.2 工艺流程与水质 工艺流程
水质
设计指 标 进水 出水
去除率 (%)
SCOD (mg/L)
450 300
33.3
氨氮 (mg/L)
550 40
92.7
总氮 (mg/L)
600 100
83.3
总磷 (mg/L)
10 2
80
悬浮物 (mg/L) 5000
30
97
3.3 构筑物组成
序号 1 2 3 4 5 6 7 8 9
NH4+ + NO2- = N2 + 2H2O
（ANAMMOX）
1.3 厌氧氨氧化脱氮工艺原理及优势
•20世纪80年代末，荷兰Delft工业大学在运行三级生物脱氮流化床反应器时发现了未知氮的消失，
称之为Anammox现象。迄今为止共发现9个种，分别归在5个属中，并建立了厌氧氨氧化菌科 （Anammoxaceae）。
sulfate”。
•“Candidatus Scalindua sorokinii”则从海洋中分离获得。
1.3 厌氧氨氧化脱氮工艺原理及优势
与常规硝化反硝化脱氮工艺相比
节省60%运行能耗 不需额外投加碳源 高负荷，低污泥产量 减少温室气体的排放
应用于污泥消化液旁侧处理
降低污水厂总氮负荷 减小处理构筑物体积 提高污水的脱氮效率 节省所需的外加碳源
2010
•扩大至示范 工程规模 •实际污水处 理研究
2011
•种泥基地 建设 •产业化推 广启动
2012
•消化液示范 工程建设 •渗滤液示范
工程建设 •城市污水红 菌脱氮研究
2013
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2.2 “红菌”脱氮技术的主要成果
➢成果一：生产性规模的红菌富集和纯化技术 ➢成果二：芮诺卡红菌生物脱氮工艺及集成技术 ➢成果三：红菌种菌生产、储存及复壮技术 ➢成果四：低碳氮比城市污水厌氧氨氧化脱氮技术
单位 座 座 座 座 座 座 座 座 座
数量 1 1 2 1 2 1 1 1 1
3.4 Retis 红菌脱氮控制系统
1.PPT设计的规范性
4. 运行结果分析
“红菌”生物脱氮技术
4.1 调试进程
7月1日~10日：系统联动调试设备 7月11日：系统通水运行 7月18日：接种活性污泥泥饼10吨， 开始驯化活性污泥 7月22日：接种第一批红菌，总氮去除 率达到25% 8月3日： 接种第二批红菌，总氮去除 率达到70% 8月14日：运行稳定，水质水量达标
1.3 厌氧氨氧化脱氮工艺原理及优势
第一阶段：短程硝化
硝化过程
反硝化过程
NH4+-N → NO2--N→ NO3--N → NO2--N → N2 短程全硝程化硝反化硝反化硝化
短程硝化节省25%曝气量和40%的有机物
第二阶段：厌氧氨氧化
ANAMMOX是九十年代后期正式确认发现的、全新的氨氮生物氧化代谢途径 和模式。在ANAMMOX过程中，氨氮和亚硝酸盐氮会在特殊菌种的作用下以 独特的方式相互结合而生成氮气，从而达到高效去除氨氮的效果：
污泥回流是否过低
N
N
增大或减小曝气量曝气量
增大流量 人技术
中试基地（一）
中试基地（二）
厌氧氨氧化反应器
调节池
半亚硝化反应器
进水
鼓风机
P-3
沉淀池 调配池 终沉池
出水
沉淀池
布水器
进水泵
污泥回流
`
两段式工艺——厌氧氨氧化UASB工艺，两组平行
混合罐
1.PPT设计的规范性
•其中8个种自污水处理厂或实验室内分离获得：
“Candidatus Brocadia anammoxidans”，“Candidatus Brocadia fulgida”，“Candidatus Kuenenia stuttgartiensis”， “Candidatus Scalindua brodae”和“Candidatus Scalindua wagneri” “Candidatus Anammoxoglobus propionicus”， “Candidatus Jettenia asiatica”， “Candidatus Anammoxoglobus
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2.3 发明专利及核心设备
设备标准化
控制智能化
系统集成化
8项专利技术
DO溢出设定区间
DO故障？
Y
进入人工模式， 并报警提示
减小流量 人工控制 人工控制
DO低于设定下限
DO高于设定上限
Y 进水流量是否过大
Y 进水流量是否过小
N Y
阀门是否无法开启
N Y
阀门故障
N Y
鼓风机是否异常
N Y
名称 储泥池 调节池 混凝沉淀池 反应池 二次沉淀池 储泥池1 提升泵井 设备间 综合车间
结构尺寸 L×B×H(m) 18×4.2×5.1 10×5.5×4.4 6.7×5.6×4.7 10×8×7 5.6×4×6.05 5.5×1.5×4.4 2.5×2×3.7 11.5×6.7×2.7 24.49×12.48×22.30
1.2 污泥消化液常规处理工艺的弊端
A 消化液直接回流工艺
污泥消化液如何高效脱氮？？ 工艺：将消化液回流到主流区，与进水一同处理。
优点：工艺简单，便于管理。 弊端：增加了污水厂氮负荷 ，影响脱氮除磷效率 。
B 硝化-反硝化工艺
工艺：氨氮氧化为硝氮，然后被有机碳源还原至氮气。 优点：工艺成熟，运行经验丰富。 弊端：处理费用高昂，20-50元/m3消化液。
1.PPT设计的规范性
2.研究历程和成果
短程硝化&厌氧氨氧化
2.1 “红菌”脱氮技术的研究历程
小试研究
中试及示范
产业化推广
•高氨氮短程 硝化 •厌氧氨氧化 两段式小试
•中试基地 建设 •城市污水 小试
2004- 2008 2007
•中试启动 成功 •一体化厌 中试研究
2009
•一体化中 试启动成功 •两段式负 荷提高