生物脱氮工艺发展综述

生物脱氮工艺的发展
摘要：在阐述水体中氮的危害、城市污水生物脱氮机理的基础上，分析生物脱氮的常见工艺。

回顾传统生物脱氮工艺的基本原理和工艺发展，针对传统生物脱氮技术在工业废水等高氮低磁废水处理的不足。

介绍新型生物脱氮技术的基本理论和工艺。

关键字：同步硝化反硝化；短程硝化反硝化；厌氧氨氧化;生物脱氮工艺；发展趋势。

前言：
长期以来，城市污水在处理过程中忽视对氮等营养物质的处理，大量的未经过处理或处理不充分的含氮废水外排，严重影响了地表水质，造成水体富营养化，所以城市对废水的脱氮要求越现紧迫。

氮是造成水体富营养化的重要污染物质，随着排污标准对氮排放的日益重视，传统的生物脱氮方法得到了进一步发展，目前多种脱氮工艺组合或通过理论创新而开辟的新型生物脱氮路线成为新的发应用方向。

在高浓度氨氮废水(如垃圾渗滤液、屠宰厂废水等)处理方面，短程硝化、硝化一反硝化、同步硝化反硝化和厌氧氨氧化工艺越来越受到重视，提供了可能有效解决此类废水污染的途径[1]。

1.水体中氮的危害
大量未经处理或未经适当处理的含氮的各种废水(包括生活污水及某些工业废水）排入江河，会给环境造成严重危害，主要表现为以下几个方面[2]：
1)造成水体的富营养化现象。

当水体中含氮等营养物质过多时，将促进藻类等浮游生物的过度繁殖，致使水面上形成密集的“水华”或“赤潮”。

藻类带有一股鱼腥味，可使水质下降。

一些藻类的蛋白类毒素，可富集在水生生物中，并通过食物链使人中毒。

2)消耗水体中的氧气。

藻类大量过度繁殖，死亡后藻类有机体被异养微生物分解，消耗了水中的大量溶解氧，使水中溶解氧含量急剧下降。

此外，还原态氮排入水体会因硝化作用而耗去水体中大量的氧。

3)增加给水处理的困难。

a由于水体的富营养化，大量藻类和水生微生物的繁殖使滤池堵塞，破坏其正常运行。

而且，微生物还会穿透滤池在配水系统中繁殖，造成配水系统水流不畅或阻塞。

b．藻类分泌出的有机物会妨碍絮凝作用，导致出水混浊，并影响加氯消毒过程。

c．藻类分泌出的有机物经分解生成难以降解的腐殖质，使水质恶化。

d．在水厂加氯消毒时，水体中少量氨会使加药量成倍增加，此外，脱色、除臭、除味的,药剂投加量亦会增加。

4)对人及生物具有毒害作用。

游离氨对鱼类有毒害作用。

对大部分鱼类而言，水体中游离氨对鱼的致死量为1m 。

氨可转化为亚硝酸盐和硝酸盐，硝酸盐和亚硝酸盐与胺作用可进一步转化为亚硝胺，而亚硝胺是致癌、致变和致畸物对人体有潜在的威胁。

2.生物脱氮的机理
生物脱氮是通过硝化和反硝两个过程实现的。

硝化作用通常被定义为由氨到硝酸的生物氧化过程，硝化是化能自养过程，一般分为两步进行，第一步由亚硝酸细菌将氨氮转化为亚硝酸盐（NO
2
-），这一过程称为氨化作用，这是有机氮转化为氨的生物转化形式，是矿化有机氮的第一步。

第二步由硝酸细菌进一步将亚硝酸
盐氧化成硝酸盐(N0
3
-)。

这两类细菌统称为硝化细菌，它们利用无机碳化物加
CO
32-、HCO
3
-和 CO
2
作为碳源，从NH
3
、NH
4
+或NO
2
的氧化反应中获得能量。

3.生物脱氮工艺
3.1多种生物脱氮工艺组合
传统生物脱氮工艺的基本原理是在二级生物处理过程中，先将有机氮转化为氨氮，再通过硝化菌和反硝化菌的作用将氨氮转化为亚硝态氮和硝态氮，最终通过反硝化作用将硝态氮转化为氮气，至此完成脱氮过程。

硝化反应是由自养型好氧微生物完成，包括亚硝化和硝化两个步骤。

参与硝
化过程的细菌统称为硝化菌，利用无机碳化合物作为碳源，从NH
3、NH
4
+或NO
2
-
的氧化反应中摄取能量。

反硝化反应由异养型微生物在溶解氧极低的情况下，利用硝酸盐作为电子受体，有机碳作为碳源和电子供体进行反应，将硝酸盐和亚硝
酸盐还原为氮气或N
0。

一般认为反硝化反应仅在缺氧条件下发生。

由此可以看
2
出，硝化和反硝化反应的进行存在着相互制约的关系。

一方面在存有大量有机物的情况下，自养硝化菌对氧气与营养物的竞争力不如好氧异养菌，导致反应中硝化菌种无法占据主导地位；另一方面，反硝化需要提供有机物作为电子供体，但硝化过程中去除了大量有机碳导致碳源缺乏。

为平衡两个单元的不同需求，发展出多种生物脱氮方法相结合的新工艺。

3.1.1 缺氧一好氧(A/O)脱氮工艺[14]
缺氧一好氧(A/O)脱氮工艺即为前置反硝化生物脱氮工艺。

该工艺中进水与回流硝化液进入反硝化反应器，利用进水中的有机碳作为反硝化反应的碳源。

通过调整工艺流程，A/O脱氮工艺充分利用原有的碳源从而减少了外加碳源的费用，同时反硝化反应产生的碱度也补充了硝化池50％的碱消耗。

A/O脱氮工艺的最终出水来自于硝化池，因此含有NOx-，不但限制了脱氮效率的提高，而且在反硝化作用下易使沉淀池发生污泥上浮的现象。

3.1.2 厌氧一缺氧一好氧(A2/O)脱氮工艺
厌氧一缺氧一好氧(A2/O)脱氮工艺是在A/O脱氮工艺前增设了厌氧反应器，通过增加厌氧反应器将聚磷过程和反硝化分离，目的是解决硝化菌、反硝化菌和聚磷菌在有机负荷、泥龄以及碳源需求上存在的矛盾和竞争。

通常A2/O脱氮工艺的设计基于以下假设：聚磷菌释磷充分与否对提高系统处理能力具有决定性作用，前置氧区可使聚磷微生物优先获得碳源从而充分释磷。

但是，张波等人的研究发现聚磷菌厌氧有效释磷水平的充分与否，并不是决定其后续好氧吸磷能力的充分必要条件，提高聚磷菌吸磷动力的决定性因素是厌氧区水力停留时间 (HRT)和厌氧环境的厌氧程度。

根据这一理论，张波等提出倒置A2/O脱氮工艺，即将常规生物脱氮除磷系统的厌氧、缺氧倒置，结果发现可以获得更好的脱氮除磷效果[3]。

3.1.3 间歇式(SBR)脱氮工艺
由于自动化控制技术的发展，硝化反应和反硝化反应所需的不同条件都可以在同一个SBR反应器中实现，所以SBR工艺在脱氮领域越来越受到重视。

经典SBR 工艺包括进水期、反应期、沉淀期、排水排泥期和闲置期5个阶段。

通过运行时间上的改变，在曝气阶段完成COD分解和硝化反应，在停止曝气的缺氧阶段进行反硝化脱氮，在闲置期还能进行内源反硝化，脱氮效果好。

SBR工艺通过参数控制在一个池体中完成全程脱氮，节省了占地等基建投资。

3.1.4 曝气生物滤池(BAF)脱氮工艺
曝气生物滤池(Biological Aerated Filter)理氨氮废水的原理是利用溶氧浓度梯度，在滤池填料上沿水流方向形成硝化菌和反硝化菌，依次实现硝化和反硝化过程。

生物膜适合世代周期长的硝化细菌生长，采用表面大的填料可有效增加反应器内生物量，显著提高生物滤池的容积负荷、降低基建费用。

由于曝气生物滤池的填料表现出截留作用和吸附作用，因此进水中的大粒径悬浮物被截留。

填料表面由微生物新陈代谢产生的粘性物质与悬浮颗粒及胶体形成小絮体，所以与普通活性污泥法相比，生物滤池不仅拥有生物固定化工艺所具有的容积负荷高、污泥负荷低、耐水力冲击等特点，还能借助过滤作用去除部分不易分解的悬浮物[4]。

3.2 新型生物脱氮
传统的生物脱氮工艺主要依靠调整工艺流程来缓解硝化菌反应环境和反硝化菌反应环境之间存在的矛盾。

如果硝化反应阶段在前，则需要外加电子供体例如甲醇等物质，提高了运行费用；如果硝化反应阶段在后，则需要将硝化废水回流，容易产生污泥上浮并且需要提高回流比以获得更高的去除率。

这个矛盾在处理氨氮浓度较低的市政废水中尚不明显，但在处理垃圾渗滤液、畜牧废水等高浓度氨氮废水时，极大的限制了系统脱氮效率。

近年来通过理论研究和实践创新，人们发现了一些与传统生物脱氮理论相反的生物脱氮方法，如短程硝化，反硝化脱氮工艺，厌氧氨氧化工艺(即亚硝酸/硝酸盐与氨氮在厌氧条件下同时转化为氨气)，短程硝化工艺(即通过控制溶氧、pH值等参数实现亚硝酸盐在硝化阶段的积累)。

3.2.1 同步硝化反硝化(SN D)脱氮工艺
由于硝化反应和反硝化反应对环境的要求不同，传统观念认为在同一处理单元中硝化和反硝化过程无法同时实现。

但在现有好氧硝化系统中发现，好氧状态下会有30％的总氮流失，这与传统生物脱氮理论相悖。

特别是异养硝化菌、好氧反硝化菌等新菌种的发现，使同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrifi—cation and Denitrification)脱氮技术成为可能。

SND现象在流化床、曝气生物滤池、生物转盘或活性污泥系统(如曝气池、氧化沟)等系统中均有发现。

目前对SND现象的机理有三种解释[5]：
(1)环境理论：在好氧条件为主的活性污泥系统中，由于曝气不均时会出现局部缺氧、厌氧的环境。

因此在具有实际生产规模的反应器中，局部会存在适合反硝化的生物条件，因此在曝气反应器中存在反硝化反应的宏观环境条件。

(2)微观环境理论：该理论重点考虑了好氧颗粒污泥的微观环境中溶解氧梯度，认为具有一定尺寸(≥l00μm)的颗粒污泥会形成外层硝化、内层反硝化的微生物层分布。

(3)微生物学理论：通常认为硝化细菌是自养型好氧微生物，反硝化菌是异养型厌氧微生物，而好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现打破了传统理论对脱氮溶氧环境的严格区分。

3.2.2 短程硝化反硝化脱氮工艺
一般认为氨向亚硝酸盐转化是硝化过程的速度控制步骤，但在研究过程中人们发现了亚硝酸盐积累的现象。

生物脱氮需经过硝化和反硝化两个阶段，如果将NO，作为反硝化反应的电子受体时就实现了短程硝化一反硝化(Shortcut Nitrifica—tion—Denitrification)过程，该过程节省了进一步氧化亚硝酸的曝气动力费用，并且节省了反硝化过程中所需的碳源。

近年来短程硝化一反硝化技术的研究与应用多集中于处理高浓度氨氮废水，这是因为较高的游离氨浓度会抑制亚硝酸氧化菌的生长。

同时也有研究指出，较低的溶解氧浓度(DO<0.5mg／L)下也可实现短程硝化，因为氨氧化菌对溶氧的亲和力强于亚硝酸氧化菌[5]。

比较普遍的观点认为，短程硝化反应对温度要求比较苛刻。

杨庆等在北京北小河城市污水处理厂建立了SBR中试系统，实现了稳定的常温、低温(11.8℃～5℃)短程硝化反硝化[7]。

3.2.3 厌氧氨氧化(ANAMM0X)脱氮工艺
1995年，Mulder脱氮流化床中发现氨氮和亚硝酸盐在厌氧条件下按一定比例同时消失，并将这一现象命名为厌氧氨氧化，即（Anaerobic Ammonium Oxidation）[8]。

在理论上，氨也可以作为反硝化的电子供体，其反应自由能几乎与好氧硝化一样有利，据此Brad 指出自然界中可能存在一些能够以硝酸盐、二氧化碳和氧气为氧化剂将氨氮氧化为氮气的微生物[9]。

厌氧氨氧化较之传统硝化一反硝化脱氮工艺有以下优势：
(1)反应只消耗CO
2和HCO
3
-，无需外加有机碳源作为电子供体，在节约成本的同时
防止投加碳源产生的二次污染；
(2)只需将进水中一般的氨氮氧化为亚硝氮，节省了供氧动力消耗；
(3)反应过程中几乎不产生N
2
O，避免了传统硝化一反硝化工艺中产生的温室气体排放。

妨碍厌氧氨氧化技术推广的最大问题是，由于ANAM—MOX菌世代周期长并
且在自然界中数量不多导致反应器启动时间长，例如在荷兰鹿特丹世界上第一套工业化厌氧氨氧化装置启动稳定周期长达3年[10]。

四.小结
新型生物脱氮技术在处理高浓度氨氮废水方面和降低运行成本方面具有传统生物脱氮工艺无法比拟的优势，但其工艺控制参数研究尚不深入。

随着研究的开展和自动控制技术的提高，新型生物脱氮技术将成为高浓度氨氮废水处理领域的重要技术选择。

参考文献：
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