高氨氮廢水處理新技術(shù)介紹

高氨氮廢水處理新技術(shù)介紹1高氨氮、低碳源廢水的來(lái)源

（1）焦化廢水。焦化廢水中含有高濃度的氨氮和難降解的有機(jī)物，進(jìn)人生化裝置的污水中COD一般在1200一1300mg/L，BOD5/COD為0.3一0.4，氨氮質(zhì)量濃度一般為200一700mg/L（31.經(jīng)過(guò)生化處理后的外排水中COD均在250-400mg幾，難以達(dá)到國(guó)家規(guī)定的排放標(biāo)準(zhǔn)，氨氮除作為營(yíng)養(yǎng)鹽消耗外，幾乎不被去除。

（2）味精廢水。味精生產(chǎn)過(guò)程中使用大量的液氨，使排放廢水中的氨氮超標(biāo)。離子交換提取谷氨酸后排出的谷氨酸母液，COD為35-65g幾，經(jīng)硅藻土吸附、聚合硫酸鋁混凝處理后，COD仍高達(dá)20一30g/L，氨氮質(zhì)量濃度在5一6g/L左右[410

（3）垃圾滲濾液。垃圾滲濾液的成分相當(dāng)復(fù)雜，不僅含有高濃度的有機(jī)物，而且還含有高濃度的氨氮、堿和重金屬等。在垃圾填埋初期，垃圾滲濾液的可生化性較好，BOD5/COD達(dá)0.7左右。但隨著垃圾填埋時(shí)間的延長(zhǎng)，垃圾滲濾液的COD降低（5.10mg/L），其中生物難降解的成分增加，可生化性下降，BOD5/COD較低（0.1——0.3）；同時(shí)氨氮質(zhì)量濃度增加，高達(dá)1——2g/L，C與N質(zhì)量比小于3（51.

（4）化肥廢水?；蕪U水中氨氮質(zhì)量濃度為500一700mg/L，部分高達(dá)1一2g/L，COD為400一500mg/L，C與N質(zhì)量比很低[丁。

（5）煤氣廢水。煤氣在洗滌、冷卻、凈化過(guò)程中，會(huì)產(chǎn)生大量成分復(fù)雜的廢水，廢水中COD及氨氮濃度較高，COD為1200一1400mg/L，BODS為400-500mg/L，氨氮質(zhì)量濃度為20（）一250mg，/L，C與N質(zhì)量比約為2L73

（6）養(yǎng)殖廢水厭氧消化液。豬場(chǎng)廢水經(jīng)過(guò)厭氧處理后，COD為1000-v1500mg/1，，由于大部分可降解的有機(jī)物在厭氧處理階段被去除，厭氧消化液的BOD5/COD降為0.19，可生化性很差。同時(shí)厭氧處理階段對(duì)氨氮不但沒(méi)有去除，反而使其有所上升，氨氮質(zhì)量濃度高達(dá)700-800mg/L，C與N質(zhì)量比僅為0.2——0.3[']，

2傳統(tǒng)生物脫氮工藝存在的問(wèn)題

傳統(tǒng)硝化一反硝化工藝存在以下問(wèn)題川：

（1）硝化菌群增殖速度慢且難以維持較高生物濃度，造成系統(tǒng)總水力停留時(shí)間（HRT）長(zhǎng)，有機(jī)負(fù)荷較低，增加了基建投資和運(yùn)行費(fèi)用；（2）硝化過(guò)程是在有氧條件下完成的，需要大量的能耗；（3）反硝化過(guò)程需要一定的有機(jī)物，廢水中的COD經(jīng)過(guò)曝氣大部分被去除，因此需要外加碳源；（4）要保持系統(tǒng)較高的生物濃度并獲得良好的脫氮效果，必須同時(shí)進(jìn)行污泥回流和硝化液回流，增加了動(dòng)力消耗和運(yùn)行費(fèi)用；（5）抗沖擊能力弱，高濃度氨氮和亞硝酸鹽會(huì)抑制硝化菌的生長(zhǎng)；（6）為中和硝化過(guò)程產(chǎn)生的酸度，需要加堿中和，增加了處理費(fèi)用。傳統(tǒng)的生物脫氮過(guò)程由硝化反應(yīng)和反硝化反應(yīng)來(lái)實(shí)現(xiàn)，其反應(yīng)的進(jìn)行受到一定制約：一方面，自養(yǎng)硝化菌在大量有機(jī)物存在的條件下，對(duì)氧氣和營(yíng)養(yǎng)物的競(jìng)爭(zhēng)不如好氧異養(yǎng)菌，從而導(dǎo)致異養(yǎng)菌占優(yōu)勢(shì)，使得氨氮不能很好地轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽或硝酸鹽；另一方面，反硝化需要一定的有機(jī)物作電子供體「10]0上述硝化菌和反硝化菌的不同要求導(dǎo)致了生物脫氮反應(yīng)器的不同組合，如硝化與反硝化由同一污泥完成的單一污泥工藝和由不同污泥完成的雙污泥工藝。前者通過(guò)交替的好氧區(qū)和厭氧區(qū)來(lái)實(shí)現(xiàn)，后者則通過(guò)使用分離的硝化和反硝化反應(yīng)器來(lái)完成。如果硝化在后，需要將硝化出水回流；如果硝化在前，需要外加碳源作電子供體，增加處理成本。這種兩難處境在氨氮濃度低的城市污水處理中表現(xiàn)得還不是很明顯，但在高氨氮、低碳源廢水生物脫氮處理中則表現(xiàn)得很突出。許多研究者〔川認(rèn)為，在實(shí)際廢水生物脫氮過(guò)程中，只有當(dāng)C與N質(zhì)量比大于4時(shí)，才能滿(mǎn)足反硝化菌對(duì)碳源的需要，達(dá)到完全脫氮的目的。對(duì)于高氨氮、低碳源廢水，由于廢水中C與N質(zhì)量比偏低，廢水本身所能提供的碳源不能滿(mǎn)足反硝化的要求，因此總氮去除率不高。這就是采用傳統(tǒng)的生物脫氮工藝處理高氨氮、低碳源廢水時(shí)遇到的最大的困難。

3高氮低碳廢水生物脫氮技術(shù)的研究進(jìn)展

近些年來(lái)，生物脫氮理論有了許多進(jìn)展，人們?cè)噲D從各個(gè)方面突破生物脫氮的困境，如開(kāi)發(fā)短程硝化一反硝化脫氮工藝；發(fā)現(xiàn)了氨與亞硝酸鹽/硝酸鹽在缺氧條件下被同時(shí)轉(zhuǎn)化為氮?dú)獾纳锘瘜W(xué)過(guò)程，這一過(guò)程被稱(chēng)為厭氧氨氧化（ANAMMOX）；將兩種工藝組合產(chǎn)生了一種全新的生物脫氮工藝，即半硝化一厭氧氨氧化工藝，其在需氧量和外加碳源上具有十分明顯的優(yōu)勢(shì)，具有廣泛的應(yīng)用前景。

3.1短程硝化一反硝化短程硝化一反硝化就是將硝化過(guò)程控制在亞硝酸鹽階段而終止，然后直接進(jìn)行反硝化。早在1975年，Votes[12〕等就發(fā)現(xiàn)在硝化過(guò)程中NOZ積累的現(xiàn)象，并首次提出了短程硝化一反硝化生物脫氮的概念，又稱(chēng)為亞硝化型生物脫氮。1986年，Suntherson[13」等經(jīng)小試研究證實(shí)了經(jīng)NOZ途徑進(jìn)行生物脫氮的可行性，同時(shí)，Turk和Mavinic[14]對(duì)推流式前置反硝化活性污泥脫氮系統(tǒng)也進(jìn)行了經(jīng)N02途徑生物脫氮的研究并取得了成功。

3.1.1短程硝化一反硝化的優(yōu)點(diǎn)

與全程硝化一反硝化反應(yīng)途徑[IS]（見(jiàn)圖1）相比，短程硝化一反硝化（見(jiàn)圖2）途徑具有如下優(yōu)點(diǎn)[16一‘8]：（1）硝化階段可以節(jié)約25%的需氧量，降低了能耗。（2）反硝化階段可減少40%的有機(jī)碳源。按理論計(jì)算，硝化型反硝化C與N質(zhì)量比為2.861，亞硝化型反硝化C與N質(zhì)量比為1.711，即在C與N質(zhì)量比較低的情況下提高TN的去除率。

（3）反應(yīng)時(shí)間縮短，反應(yīng)器容積可減小。

（4）具有較高的反硝化速率（N02的反硝化速率通常比N03-高63%左右）。

（5）污泥生成量降低，硝化過(guò)程可少產(chǎn)污泥3396——35%左右，反硝化過(guò)程中可少產(chǎn)污泥5596左右。

（6）減少了投堿量。

3.1.2主要影響因素由于廢水生物處理反應(yīng)器均為開(kāi)放的非純培養(yǎng)系統(tǒng)，如何控制硝化停止在N0，階段是實(shí)現(xiàn)短程生物脫氮的關(guān)鍵。硝化過(guò)程是由亞硝酸菌和硝酸菌協(xié)同完成的，由于兩類(lèi)細(xì)菌在開(kāi)放的生態(tài)系統(tǒng)中形成較為緊密的互生關(guān)系，因此完全的亞硝化是不可能的。短程硝化的標(biāo)志是穩(wěn)定且較高的NOz積累即亞硝化率較高[Nq一N/（NO：一N+N03一N）至少大于50%].影響NOZ積累的因素主要有：

（1）溫度.生物硝化反應(yīng)的適宜溫度為20-30`C，一般低于15℃硝化速率降低。溫度對(duì)亞硝化菌和硝化菌的活性影響不同，12一14℃下活性污泥中硝化菌活性受到嚴(yán)重的抑制，出現(xiàn)NOZ積累。15——30℃范圍內(nèi)，硝化過(guò)程形成的NOZ可完全被氧化成N03，溫度超過(guò)30℃后又出現(xiàn)N研積累[191.

（2）溶解氧（DO）濃度。亞硝化菌和硝化菌都是好氧菌，一般認(rèn)為至少應(yīng)保證DO質(zhì)量濃度在0.5mg/L以上時(shí)才能較好地進(jìn)行硝化作用，否則硝化作用會(huì)受到抑制。Hanaki[20〕等的研究表明：在25℃時(shí)，低溶解氧（0.5mg/L）條件下，亞硝化菌的增殖速率加快近I倍，補(bǔ)償了由于低溶解氧造成的代謝活性下降，使得從NH3一N到NO：一N的氧化過(guò)程沒(méi)有受到明顯影響；而硝化細(xì)菌的增殖速率沒(méi)有任何提高，從Nq一N到NO：一N的氧化過(guò)程受到了嚴(yán)重的抑制，從而導(dǎo)致N02的大量積累。

（3）pHopH對(duì)亞硝化反應(yīng)的影響有兩方面：一方面是亞硝化菌的生長(zhǎng)要求有合適的pH環(huán)境；另一方面是pH對(duì)游離氨濃度有重大影響，從而影響亞硝化菌的活性。適合亞硝化菌生長(zhǎng)的最佳pH為8.0左右[211，硝化菌生長(zhǎng)的最佳pH為6.0一7.5.反應(yīng)器中的反應(yīng)液pH低于7則整個(gè)硝化反應(yīng)會(huì)受到抑制，pH升高到8以上，則出水中N街濃度升高，硝化產(chǎn)物中NO：一N比率增加，出現(xiàn)N街積累。此外，pH對(duì)氨的形態(tài)有重大影響，其反應(yīng)式如下：

NH3+H2O-NH4+OH-

分子態(tài)游離氨（FA）的濃度隨pH的升高相應(yīng)增大。（4）氨氮濃度與FA濃度。廢水中的氨隨pH不同分別以分子態(tài)和離子態(tài)形式存在，F(xiàn)A對(duì)硝化作用有明顯的抑制作用，硝化桿菌屬比亞硝化單胞菌屬，更易受到FA的抑制。研究表明[221，F(xiàn)A對(duì)硝化菌的抑制濃度為0.1一1.0mg幾，對(duì)亞硝化菌的抑制濃度為10一150mg/L.如果FA濃度高于硝化菌的抑制濃度而低于亞硝化菌的抑制濃度時(shí)，亞硝化菌能夠正常增殖和氧化，而硝化菌被抑制，導(dǎo)致N街積累。所以當(dāng)廢水中NH3濃度較高，pH偏堿性時(shí)，硝化菌活性受到高游離氨的抑制，易形成亞硝化型硝化。

（5）泥齡.泥齡表示活性污泥在曝氣池內(nèi)的平均逗留時(shí)間，也反映了曝氣池中污泥全部更新一次需要的時(shí)間。由于亞硝化菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，在懸浮處理系統(tǒng)中，若泥齡介于亞硝化菌和硝化菌的最小停留時(shí)間之間時(shí)，系統(tǒng)中硝化菌會(huì)逐漸被沖洗掉，使亞硝化菌成為系統(tǒng)的優(yōu)勢(shì)硝化菌，形成亞硝化型硝化。

（6）有害物質(zhì)。硝化菌對(duì)環(huán)境較為敏感。廢水中酚、氰及重金屬離子等有害物質(zhì)對(duì)硝化過(guò)程有明顯的抑制作用。相對(duì)于亞硝化菌來(lái)說(shuō)，硝化菌對(duì)環(huán)境適應(yīng)性慢，因而在接觸有害物質(zhì)的初期會(huì)受抑制，出現(xiàn)N02積累。雖然很多因素會(huì)導(dǎo)致硝化過(guò)程中N02的積累，但目前對(duì)此現(xiàn)象的理論解釋還不充分，認(rèn)識(shí)有所不同。Anthonisen在試驗(yàn)中注意到高濃度FA對(duì)硝化菌有抑制作用，并影響到硝化產(chǎn)物。Alleman在此基礎(chǔ)上進(jìn)一步研究后提出了N03積累的選擇性抑制學(xué)說(shuō)，認(rèn)為亞硝化菌和硝化菌對(duì)FA敏感度不同，只要控制系統(tǒng)中FA濃度介于硝化菌抑制濃度和亞硝化菌抑制濃度之間就可保證氨氧化正常進(jìn)行而NOz氧化受到阻礙，形成NOZ積累。但另一些

試驗(yàn)表明，高濃度FA抑制所造成的N02積累并不穩(wěn)定，一段時(shí)間后系統(tǒng)中N02濃度和亞硝化比率均會(huì)下降。Anthonisen提出硝化菌對(duì)FA有適應(yīng)性，F(xiàn)A對(duì)該菌的抑制濃度隨之改變，而且這種適應(yīng)性是不可逆轉(zhuǎn)的〔ill，即便再進(jìn)一步提高FA濃度，亞硝化比率也不會(huì)增加。國(guó)內(nèi)學(xué)者在進(jìn)行高氨廢水生物處理中也遇到了類(lèi)似情況[231.在設(shè)施運(yùn)行初期，負(fù)荷增長(zhǎng)過(guò)程中或遭遇到?jīng)_擊負(fù)荷以及進(jìn)水水質(zhì)波動(dòng)較大時(shí)都會(huì)出現(xiàn)亞硝化現(xiàn)象，好氧段出水中NOz濃度增加，甚至運(yùn)行初期硝化產(chǎn)物幾乎以NOD為主，但經(jīng)過(guò)一段時(shí)間的恢復(fù)與適應(yīng)后，出水又以N03為主。因此如何長(zhǎng)久穩(wěn)定地維持NOz積累的問(wèn)題有待于進(jìn)一步研究。

3.2厭氧氨暇化

厭氧氨氧化是指在厭氧條件下，微生物細(xì)菌直接以NH4為電子供體，以N街或N03為電子受體，將N嘆、NOz或N03轉(zhuǎn)變成N：的生物氧化過(guò)程[2a-26101994年，Kuenen[27」等發(fā)現(xiàn)某些細(xì)菌在硝化一反硝化反應(yīng)中能利用NOZ或NO3作電子受體將N哎氧化成N：和氣態(tài)氮化物；1995年，Mulder[28〕等用流化床反應(yīng)器研究生物反硝化時(shí)，發(fā)現(xiàn)出水中氨氮也可以在缺氧條件下消失，氨去除速率（以N計(jì)）最大可達(dá)到0.4kg/（m3"d），而且氨的轉(zhuǎn)化總是和N03的消耗同時(shí)發(fā)生，并伴隨有氣體產(chǎn)生，因此證實(shí)了氨氮的厭氧生物氧化現(xiàn)象。1999年，Jentten[26〕等對(duì)ANMMOX的進(jìn)一步研究揭示：在缺氧條件下，氨氧化菌可以利用N可或N從ON作電子供體將N03或NOZ還原，NH20H，N玩N姚，NO和N20等為重要的中間產(chǎn)物，并提出了其可能的反應(yīng)途徑，如圖3所示[（29]0研究發(fā)現(xiàn)，厭氧反應(yīng)器中N曰濃度的降低與N03-或N02-的去除存在一定的比例關(guān)系。發(fā)生的反應(yīng)可假定為：

5N碳+3NO3-4N2+9峽0+2H+

AG=一297U/mol

NH4'+N02_N2+2H20

AG=一358目/mol

根據(jù)化學(xué)熱力學(xué)理論，上述反應(yīng)的△G小于0，說(shuō)明反應(yīng)可自發(fā)進(jìn)行。厭氧氨氧化過(guò)程的總反應(yīng)是一個(gè)產(chǎn)生能量的反應(yīng)，從理論上講，可以提供能量供微生物生長(zhǎng)。

厭氧氨氧化工藝受到基質(zhì)濃度、pH、溫度等因素的影響。研究結(jié)果表明「30]，較高濃度的氨和亞硝酸鹽分別存在或同時(shí)存在時(shí)，都會(huì)對(duì)厭氧氨氧化菌的活性產(chǎn)生一定的抑制作用，并測(cè)得氨的抑制常數(shù)為38.0-98.5mmol/L，N03的抑制常數(shù)為5.4一12.0mmol/L.由于氨和N02在水溶液中會(huì)發(fā)生離解，因此pH對(duì)厭氧氨氧化具有影響作用。鄭平〔30〕的研究表明，厭氧氨氧化反應(yīng)的最適宜pH在7.5左右。另有研究發(fā)現(xiàn)〔30]，當(dāng)溫度從15℃升到30℃時(shí)，厭氧氨氧化速率隨之增加，但溫度繼續(xù)升至35℃時(shí)，反應(yīng)速率下降，由此認(rèn)為厭氧氨氧化工藝最適宜的溫度為30℃左右。

3.3半硝化一厭級(jí)氮飯化短程硝化一反硝化縮短了生物脫氮的途徑，在以A/0間歇運(yùn)行方式處理高濃度廢水時(shí)取得了較好的效果，但在反硝化期需要消耗大量碳源。因此在處理高氮低碳含量廢水時(shí)，人們研究了一種全新的生物脫氮工藝即半硝化一厭氧氨氧化工藝。該工藝的基本原理是將短程硝化與厭氧氨氧化相結(jié)合，在硝化反應(yīng)器中控制部分硝化，使出水的NH4與NOZ比例接近l：l，從而作為厭氧氨氧化反應(yīng)器的進(jìn)水，其反應(yīng)式如下：

NH4+0.750，——0.5NH4+0.5N02+0.5H20+H十

0.5N田+0.5NO2-0.5N，+H2