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摘要介绍了脱氮技术的基本原理及脱氮的传统工艺，简述脱氮技术的发展过程及几种脱氮技术的优缺点，重点介绍生物脱氮新技术，展望了脱氮技术未来的发展。
关键词脱氮技术；生物脱氮；硝化与反硝化；脱氮技术发展
中图分类号： O623 文献标识码： A
1引言
废水生物脱氮技术是90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。本文将重点介绍传统生物脱氮技术和目前新型的生物脱氮技术。
2生物脱氮的基本原理
废水生物脱氮一般由3种作用组成：氨化作用、硝化作用和反硝化作用。
2.1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NH4--N。在细菌的作用下，有机氮化合物分解、转化为氨态氮。在活性污泥和生物膜系统内，氨化作用能较完全的发生。
2.2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：由亚硝酸菌参与的将氨氮转化成亚硝酸盐的反应；由硝酸菌参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应。
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。硝化反应过程需要在好氧条件下进行，以氧作为电子受体。
2.3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，其反应需在严格厌氧条件下进行[1]。
3生物脱氮的影响因素
3.1溶解氧
溶解氧的浓度对反硝化过程有很大的影响。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；硝化反应的微生物均是严格好氧菌，硝化过程需要有足够的溶解氧。大量实验证明，当DO含量低于0.5mg/L时，将会严重抑制硝化作用。在曝气池中，DO浓度应不低于1mg/L。
回流液的溶解氧含量直接影響缺氧反应器中的溶解氧浓度。因此，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。
3.2泥领
为保证反应器中数量足够且性能稳定的硝化和反硝化细菌，必须使微生物在反应器中的停留时间大于硝化和反硝化细菌的最小世代周期。但是较长的泥领可增加硝化能力，但不利于反硝化。因此若系统为保证硝化而采用较长的泥领，则可能会降低有机物降解速率和反硝化速率，实际运行中往往通过增加废水停留时间来保证系统中COD和TN的去除率。
3.3酸碱度
pH是影响废水生物脱氮工艺运行的一个重要因子。一般亚硝酸菌生长的最适pH值为7-8.5，而硝化菌为6-7.5，反硝化菌为6.5-8.5。因此，应根据原废水中的碱度情况适当调整废水的pH，并应保持废水中一定的剩余碱度。
3.4温度
微生物硝化反应最适温度为30-35℃。一般低于15℃时硝化速率降低，而当温度低于5℃时，硝化反应几乎停止。12-14℃活性污泥中硝化菌活性受到抑制，出现HNO2积累。
3.5有机物及C/N比
在废水生物除氮过程中 ,有机碳源作为异养好氧细菌和反硝化过程的电子受体 ,起着非常重要的作用。它是细菌代谢必需的物质和能量来源。缺乏碳源 ,会导致反硝化过程受阻 ,同时也会抑制异养好氧细菌增殖[2]。但是，硝化阶段系统中有机物含量也不宜过高，由于亚硝酸盐和硝化菌均为自养菌，增殖速度慢，当废水中有机物含量高时，将使异养细菌迅速增殖，从而使硝化菌不能成为优势种属。
废水处理中，一般采用C/N比来衡量反硝化的碳源需求，太高或太低都会影响反硝化速率。
3.6回流比
对A/O、A2/O和UCT等前置反硝化工艺，污泥回流和混合液回流是使该工艺获得脱氮效果的先决条件，回流比的大小直接影响脱氮效果的好坏。
3.7有毒有害物质
废水生物脱氮过程中，有毒有害物质的控制是必须引起重视的问题。如，高的BOD进水浓度会引起异养细菌的快速增殖，从而与硝化菌形成对氧的竞争而抑制硝化菌生长；此外，某些有机物对硝化菌具有直接的毒害或抑制作用。
3.8同化作用
废水生物脱氮系统中，氮的去除有两条途径：同化脱氮和异化脱氮。通常认为，异化脱氮是废水中氮的主要去除途径。但对于进水BOD/TN很高的废水，有时同化脱氮可能占相当大比例。
4传统生物脱氮技术
传统生物脱氮技术就是人为创造出硝化菌、反硝化菌的生长环境，使硝化菌和反硝化菌成为反应池中的优势菌种。硝化反应发生在好氧条件下，反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下，硝化反硝化这两个过程不能同时发生。常见的工艺有三级生物脱氮工艺、二级生物脱氮工艺和合建式缺氧一好氧活性污泥法脱氮系统等。
传统生物脱氮工艺存在的问题：(1)工艺流程长，占地面积大，基建投资高。(2)系统为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥和硝化液回流，增加了动力消耗和运行费用。(3)系统抗冲击能力较弱。(4)硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还有可能造成二次污染。因此，人们需要积极探讨开发高效低耗的新型生物脱氮新工艺。
5新型生物脱氮技术
随着科学的发展，近年来发现了硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用，在好氧条件下某些细菌也可进行反硝化作用；许多反硝化菌同时也是异养硝化菌，直接进行反硝化反应；氨的氧化也可以在厌氧条件下进行。这些新发现突破了传统生物脱氮理论的认识，为研发生物脱氮新工艺奠定了基础。
5.1短程硝化反硝化
传统的生物脱氮工艺经过一系列反应，是全程硝化反硝化。中间浪费了一个将亚硝氮转化硝氮，硝氮又转化为亚硝氮的过程。
目前比较有代表性的工艺为SHARON（亚硝化反应）工艺，SHARON工艺是由荷兰DeIft技术大学于1997年开发的。该工艺采用的是CSTR反应器，适合于处理高浓度含氮废水，其成功之处在于巧妙地利用了在较高温度下(30℃-4O℃)，硝化菌的生长速率明显低于亚硝酸菌的生长速率。因此通过控制温度和HRT可以自然淘汰掉硝酸菌，使反应器中的亚硝酸菌占绝对优势，使氨氧化控制在亚硝酸盐阶段。
与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有如下的优点：
(1)硝化阶段可减少25%左右的需氧量，降低了能耗；
(2)反硝化阶段可减少40%左右的有机碳源，降低了运行费用；
(3)反应时问缩短，反应器容积可减小30%～40%左右；
(4)具有较高的反硝化速率；
(5)污泥产量降低；
(6)减少了投碱量等。
5.2同时硝化反硝化
同时硝化反硝化，即硝化与反硝化反应在同一个反应器中同时完成。它是由好氧系统中微生物絮体或生物膜内部缺氧产生的。目前同步硝化反硝化机理被人们所接受的主要是缺氧微环境理论和生物学理论[3]。研究表明厌氧氨氧化菌广泛存于自然界中，用普通好氧活性污泥、好氧硝化活性污泥、好氧硝化颗粒污泥、反硝化污泥、SBR泥、河流底泥、UASB颗粒污泥、城市污水处理厂污泥、垃圾填埋场处理渗滤液的污泥等，而且都成功启动了ANAMMOX反应器，启动时间也由两百天缩短到两个月。目前要解决的问题是实际废水中氨氮含量高，但是亚硝氮含量非常低，而且要求的反应温度过高(32℃)，这些都限制了厌氧氨氧化反应器的实际运用。
6展望
氮污染日益严重，研发高效低耗的生物脱氮技术势在必行。目前城市污水厂脱氮效果不好，而新型的生物脱氮技术大多仍在小试和中式阶段，离实际运用还有一定的距离。相信在广大科技工作者的共同努力下，这些新型生物脱氮工艺不久就会造福人类。
参考文献
[1]吕锡武；同时硝化和反硝化的理论和实践[J]；环境化学；2002年06期。
[2]仝武刚,王继徽；高浓度氨氮废水治理技术[J]；污染防治技术；2002年02期
[3]谢珊,李小明,曾光明,杨麒,刘精今；同步硝化反硝化实现途径的探讨[J]；环境科学与技术；2004年02期
关键词脱氮技术；生物脱氮；硝化与反硝化；脱氮技术发展
中图分类号： O623 文献标识码： A
1引言
废水生物脱氮技术是90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。本文将重点介绍传统生物脱氮技术和目前新型的生物脱氮技术。
2生物脱氮的基本原理
废水生物脱氮一般由3种作用组成：氨化作用、硝化作用和反硝化作用。
2.1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NH4--N。在细菌的作用下，有机氮化合物分解、转化为氨态氮。在活性污泥和生物膜系统内，氨化作用能较完全的发生。
2.2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：由亚硝酸菌参与的将氨氮转化成亚硝酸盐的反应；由硝酸菌参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应。
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。硝化反应过程需要在好氧条件下进行，以氧作为电子受体。
2.3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，其反应需在严格厌氧条件下进行[1]。
3生物脱氮的影响因素
3.1溶解氧
溶解氧的浓度对反硝化过程有很大的影响。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；硝化反应的微生物均是严格好氧菌，硝化过程需要有足够的溶解氧。大量实验证明，当DO含量低于0.5mg/L时，将会严重抑制硝化作用。在曝气池中，DO浓度应不低于1mg/L。
回流液的溶解氧含量直接影響缺氧反应器中的溶解氧浓度。因此，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。
3.2泥领
为保证反应器中数量足够且性能稳定的硝化和反硝化细菌，必须使微生物在反应器中的停留时间大于硝化和反硝化细菌的最小世代周期。但是较长的泥领可增加硝化能力，但不利于反硝化。因此若系统为保证硝化而采用较长的泥领，则可能会降低有机物降解速率和反硝化速率，实际运行中往往通过增加废水停留时间来保证系统中COD和TN的去除率。
3.3酸碱度
pH是影响废水生物脱氮工艺运行的一个重要因子。一般亚硝酸菌生长的最适pH值为7-8.5，而硝化菌为6-7.5，反硝化菌为6.5-8.5。因此，应根据原废水中的碱度情况适当调整废水的pH，并应保持废水中一定的剩余碱度。
3.4温度
微生物硝化反应最适温度为30-35℃。一般低于15℃时硝化速率降低，而当温度低于5℃时，硝化反应几乎停止。12-14℃活性污泥中硝化菌活性受到抑制，出现HNO2积累。
3.5有机物及C/N比
在废水生物除氮过程中 ,有机碳源作为异养好氧细菌和反硝化过程的电子受体 ,起着非常重要的作用。它是细菌代谢必需的物质和能量来源。缺乏碳源 ,会导致反硝化过程受阻 ,同时也会抑制异养好氧细菌增殖[2]。但是，硝化阶段系统中有机物含量也不宜过高，由于亚硝酸盐和硝化菌均为自养菌，增殖速度慢，当废水中有机物含量高时，将使异养细菌迅速增殖，从而使硝化菌不能成为优势种属。
废水处理中，一般采用C/N比来衡量反硝化的碳源需求，太高或太低都会影响反硝化速率。
3.6回流比
对A/O、A2/O和UCT等前置反硝化工艺，污泥回流和混合液回流是使该工艺获得脱氮效果的先决条件，回流比的大小直接影响脱氮效果的好坏。
3.7有毒有害物质
废水生物脱氮过程中，有毒有害物质的控制是必须引起重视的问题。如，高的BOD进水浓度会引起异养细菌的快速增殖，从而与硝化菌形成对氧的竞争而抑制硝化菌生长；此外，某些有机物对硝化菌具有直接的毒害或抑制作用。
3.8同化作用
废水生物脱氮系统中，氮的去除有两条途径：同化脱氮和异化脱氮。通常认为，异化脱氮是废水中氮的主要去除途径。但对于进水BOD/TN很高的废水，有时同化脱氮可能占相当大比例。
4传统生物脱氮技术
传统生物脱氮技术就是人为创造出硝化菌、反硝化菌的生长环境，使硝化菌和反硝化菌成为反应池中的优势菌种。硝化反应发生在好氧条件下，反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下，硝化反硝化这两个过程不能同时发生。常见的工艺有三级生物脱氮工艺、二级生物脱氮工艺和合建式缺氧一好氧活性污泥法脱氮系统等。
传统生物脱氮工艺存在的问题：(1)工艺流程长，占地面积大，基建投资高。(2)系统为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥和硝化液回流，增加了动力消耗和运行费用。(3)系统抗冲击能力较弱。(4)硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还有可能造成二次污染。因此，人们需要积极探讨开发高效低耗的新型生物脱氮新工艺。
5新型生物脱氮技术
随着科学的发展，近年来发现了硝化反应不仅由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用，在好氧条件下某些细菌也可进行反硝化作用；许多反硝化菌同时也是异养硝化菌，直接进行反硝化反应；氨的氧化也可以在厌氧条件下进行。这些新发现突破了传统生物脱氮理论的认识，为研发生物脱氮新工艺奠定了基础。
5.1短程硝化反硝化
传统的生物脱氮工艺经过一系列反应，是全程硝化反硝化。中间浪费了一个将亚硝氮转化硝氮，硝氮又转化为亚硝氮的过程。
目前比较有代表性的工艺为SHARON（亚硝化反应）工艺，SHARON工艺是由荷兰DeIft技术大学于1997年开发的。该工艺采用的是CSTR反应器，适合于处理高浓度含氮废水，其成功之处在于巧妙地利用了在较高温度下(30℃-4O℃)，硝化菌的生长速率明显低于亚硝酸菌的生长速率。因此通过控制温度和HRT可以自然淘汰掉硝酸菌，使反应器中的亚硝酸菌占绝对优势，使氨氧化控制在亚硝酸盐阶段。
与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有如下的优点：
(1)硝化阶段可减少25%左右的需氧量，降低了能耗；
(2)反硝化阶段可减少40%左右的有机碳源，降低了运行费用；
(3)反应时问缩短，反应器容积可减小30%～40%左右；
(4)具有较高的反硝化速率；
(5)污泥产量降低；
(6)减少了投碱量等。
5.2同时硝化反硝化
同时硝化反硝化，即硝化与反硝化反应在同一个反应器中同时完成。它是由好氧系统中微生物絮体或生物膜内部缺氧产生的。目前同步硝化反硝化机理被人们所接受的主要是缺氧微环境理论和生物学理论[3]。研究表明厌氧氨氧化菌广泛存于自然界中，用普通好氧活性污泥、好氧硝化活性污泥、好氧硝化颗粒污泥、反硝化污泥、SBR泥、河流底泥、UASB颗粒污泥、城市污水处理厂污泥、垃圾填埋场处理渗滤液的污泥等，而且都成功启动了ANAMMOX反应器，启动时间也由两百天缩短到两个月。目前要解决的问题是实际废水中氨氮含量高，但是亚硝氮含量非常低，而且要求的反应温度过高(32℃)，这些都限制了厌氧氨氧化反应器的实际运用。
6展望
氮污染日益严重，研发高效低耗的生物脱氮技术势在必行。目前城市污水厂脱氮效果不好，而新型的生物脱氮技术大多仍在小试和中式阶段，离实际运用还有一定的距离。相信在广大科技工作者的共同努力下，这些新型生物脱氮工艺不久就会造福人类。
参考文献
[1]吕锡武；同时硝化和反硝化的理论和实践[J]；环境化学；2002年06期。
[2]仝武刚,王继徽；高浓度氨氮废水治理技术[J]；污染防治技术；2002年02期
[3]谢珊,李小明,曾光明,杨麒,刘精今；同步硝化反硝化实现途径的探讨[J]；环境科学与技术；2004年02期