1、城市污水生物脱氮的现状

随着工业化步伐的加快、人口的增长和水污染问题的严重，使原本十分有限的淡水资源更加稀缺，我国多个大中城市中有半数以上缺水尚有的城市没有污水处理厂，大量生活污水直接排放，造成越来越严重的环境污染问题。解决水环境污染问题迫在眉睫。

目前，我国污水处理厂的二级处理率仍然很低，而且污水处理大部分仍然局限在有机物和悬浮固体的去除。虽然近年来，我国已经开展了脱氮除磷方面的研究，并且取得了一定的进展。但是近十多年来，我国污水处理厂的工艺升富营养化问题不但没有解决，反而还在加重。水体富营养化是指湖泊、河流、水库等水体中氮磷等植物性营养物质含量过多所引起的水质污染现象。由于水体中氮磷等营养物质的富集,引起藻类及其他浮游生物的迅速繁殖，使水体溶解氧含量下降，造成藻类、浮游生物、植物、水生物和鱼类衰亡甚至绝迹的污染现象。二级出水中氮磷等营养物的过多排放引起的水体富营养化问题仍然是我国面临的最主要的水污染问题之一。

污水生物处理过程的脱氮技术是上个世纪年代才开始逐渐发展并应用于工程实践中。磷可以通过生物法去除，同时也可以通过化学法去除，通过投加药剂生成含磷污泥沉淀排出系统。由于含氮的化合物一般都是分子态，分子量较小，目前生物法去除是唯一经济可取的方法。

但是目前的实际情况是，我国污水处理厂仍然普遍存在技术人员缺乏，运行管理水平较低等问题，所以积极探索适合我国国情，在投入较少的情况下，获得更好的处理效果，降低运行成本，对于发展我国的污水处理事业显得尤为重要。随着我国《城镇污水处理厂污染物排放标准一》的颁布实行，对于我国城镇污水处理厂的氮磷排放提出了更高的要求。实现对于已建成城镇污水处理厂的脱氮除磷改造突出的摆在我们面前。

氧化沟工艺由于其运行稳定，管理方便等优点在国内污水处理厂，尤其是许多城市污水处理厂中得到了广泛的应用。针对氧化沟工艺的降耗运行和脱氮改造将对于提高我国的污水处理技术水平，提高运行管理具有重要的理论意义和实践价值。

同时，随着经济社会的不断发展和人民生活水平的不断提高，城市污水厂的进水水质也发生了显著的变化，目前许多城市污水处理厂都面临着进水碳氮比较低，反硝化过程探源不足的问题。如何优化低碳氮比污水的脱氮处理工艺，降低处理费用也成为目前研究的热点问题之一。

2、国内外研究现状和发展趋势

自世纪年代起，世界各国开始普遍研究利用生物法去除污水中氮和磷等植物性营养盐的工作。年国际水污染控制和研究协会在丹麦哥本哈根举行了第一次关于氮磷去除的国际会议，这是污水除磷脱氮技术研究和工程应用取得重大进展的标志。进入世纪年代，欧洲各国都制定了各自的法律法规，对于排放的二级出水中的氮、磷等植物性营养物质都提出了明确的要求。我国也先后颁布了如《污水综合排放标准一》以及《城镇污水处理厂污染物排放标准一》，对于城镇污水厂排放的污水中氮、磷等提出了更高的要求。在传统的顺序硝化一反硝化工艺的基础上，目前又开发了许多新的脱氮工艺，如同时硝化反硝化，短程硝化反硝化以及厌氧氨氧化等。

2.1 传统生物脱氮工艺

对于污水处理进行硝化过程主要基于以下几点考虑氨氮对于水生动物的毒性和对于水中溶解氧的消耗控制水体富营养化，进行脱氮的需要以及水资源的回用，包括地下水回灌等的需要。生物脱氮过程一般都包括两部分好氧区，使硝化能够发生缺氧区在空间或者时间存在，使通过氨氮氧化形成的亚硝酸盐及硝酸盐还原实现总氮去除成为可能。亚硝酸盐或者硝酸盐的还原需要电子供体，而反硝化过程的电子供体通常有以下三种来源进水中可以生物降解的有机物、活性污泥的内源碳源和外投加碳源。而反硝化过程碳源不足则会导致污水脱氮不彻底。

2.2 传统脱氮工艺

为了防止水体富营养化问题，当向敏感水体中排放污水时，通常都需要考虑脱氮。脱氮既可以是一个生物处理系统的一部分，也可以是已建污水处理厂的扩建改造部分。对于悬浮生长的生物脱氮系统，可以分为单污泥系统和双污泥系统。单污泥意味着系统中只有一个污泥分离装置通常为二沉池。活性污泥反应器可能被分成不同的实现缺氧或者好氧环境，通常设置混合液内回流。双污泥系统通常由硝化和反硝化两个单元构成，各自都有单独的污泥分离系统。单污泥系统在实际中比较常用。

3、生物脱氮工艺研究新进展

近年来，随着经济社会的不断发展，污水排放量逐年提高。传统的脱氮工艺采用时间或者空间上的顺序硝化反硝化过程，虽然能够满足较低的出水氮磷要求，但是存在的问题是流程长、能耗高以及效率较低等缺点。因此，污水处理许多生物脱氮的新理论和新工艺被开发出来，尤其是一些基于新的微生物菌群引入的新工艺。这些新工艺或者能够提高反应效率，或者能够显著的降低反应能耗。这些新工艺和新技术包括同时硝化反硝化(SND)工艺，短程硝化/反硝化工艺，限氧自养硝化反硝化工艺，厌氧氨氧化(ANAMMOX)工艺以及CANON工艺等。

3.1 同时硝化反硝化

传统理论认为：氮的去除是通过硝化和反硝化这两个相互独立的过程实现的，由于对环境条件的要求不同，这两个过程不能同时发生，而只能序列式进行，即硝化反应发生在好氧条件下，反硝化反应则发生在严格的缺氧或厌氧条件下。

在这种理论指导下，传统的生物脱氮工艺都是将缺氧区或厌氧区与好氧区分隔开，如A/O、A2/O等工艺；或者是在同一个反应器中，通过时间或空间上的好氧和缺氧的交替进行来实现氮的去除，如SBR等工艺。但是近几年的研究表明，硝化和反硝化可在同一反应器中同时发生，许多实际运行中的曝气池中也常常发现远远超过同化作用可以产生的总氮损失，这一现象被称为同时硝化反硝化。

虽然SND现象最近才引起人们的广泛关注，但是这一现象却早在上个世纪70年代就被发现了。Drews在1973年报道了在迅速切换好氧/缺氧环境的Orbal氧化沟中的同时硝化反硝化现象。CharlesS.等人报道了在氧化沟污水处理厂中的91%的总氮去除现象。进入上个世纪90年代以后至今，除了氧化沟之外，更多的反应器类型中都相继报道了同时硝化反硝化现象，如气提式反应器，SBR，滴滤池，流化床等。

目前，对于现象的形成原因有很多种解释，归纳起来主要集中于两个方面物理学解释和生物学解释。物理学解释认为，是一种物理现象，是由于曝气方式，反应器构型等造成的宏观缺氧环境或者受微生物种群结构、基质分布和生物代谢反应的不均匀性，以及物质传递变化等因素的相互作用，缺氧或厌氧段可以在活性污泥菌胶团内部形成微观缺氧环境。

图1说明了活性污泥絮体内部缺氧区是如何形成的，即使在液相中的溶解氧浓度达到相当高的条件下。在接近絮体边缘的部分，存在一定浓度的溶解氧并且发生好氧反应；在接近絮体中心部分的过程中，溶解氧逐渐被耗尽，这时发生了反硝化反应。和氨氮浓度在接近絮体中心部分的过程中，随着微生物的好氧作用不断被消耗，浓度不断降低，氨氮浓度至絮体中心部分浓度的小幅度上升是由于细胞裂解等作用产生的进入絮体扩散区后，由于硝化作用，硝态氮浓度不断升高，随着接近絮体中心部分溶解氧浓度不断降低，硝化作用不断削弱直至停止，反硝化作用不断增强，硝态氮浓度随之降低。

而上述的硝化反硝化反应能够同时发生需要满足三个条件。首先，液相中的溶解氧必须足够高，以达到实现硝化的目的。第二，溶解氧的浓度又不能过高，以满足絮体内部形成缺氧区的要求。第三，普通异养菌，反硝化菌以及硝化菌都必须存在于系统中。为了满足以上三点需要，污泥絮体尺寸必须足够大，而且需要提供足够的溶解氧以满足有机物降解和硝化。

活性污泥絮体是由微生物胞外多聚物结合起来的含有大量细菌的絮凝体。对絮体性质的研究对于分析微生物活动显得尤为重要。前人对污泥尺寸进行了研究总结，结果表明，污泥絮体的直径由20μm甚至最高达到4500μm，这种大幅变化主要是由于检测方法以及取得的絮体种类不同而引起的。

大量的研究同时表明，不同物质在溶液中的扩散能力也不相同。关于水中不同物质的扩散系数，氧气在具有最大的扩散系数。此外，物质扩散能力还受温度和溶液浓度等因素影响。

在采用环形反应沟道、点源曝气或者间歇曝气的反应器内，由于反应器构造、曝气方式同样可以引起反应器内存在宏观的缺氧区，或者时间上的缺氧段，使同时反硝化成为可能。当供养速率低于耗氧速率时，即使在曝气状态下，反应器内的溶解氧浓度仍然很低甚至接近零，这种情况下，同样可以使得同时硝化反硝化能够显著发生。

关于的生物学解释认为，是由于具有特定生化途径的微生物作用引起的。目前先进的微生物学已在一定范围内展示先前并没有被认识的微生物菌种，其可以在曝气生物反应池中用来去除氮、磷，如自养氨氧化菌的反硝化作用、异养硝化好氧反硝化以及聚磷菌的反硝化作用等。

同时硝化反硝化同传统的硝化反硝化过程相比，具有很多显著的优点：较低的需氧量，较小的反应器容积，以及简化的流程等。有人在理量分别为1000m3/d和70000m3/d的污水处理厂实验中发现，同传统的后置反硝化系统相比，同时硝化反硝化可以节约的反应器容积可以实现50%能耗节省。通过采用溶解氧和氧化还原电位控制的方法，通过SND作用实现了90%以上的总氮去除，运行费用大大降低。同时，由于采用SND途径实现总氮去除的系统中，通常需要采用相对较低的溶解氧浓度，低溶解氧诱发的污泥膨胀问题需要引起注意。

3.2 短程硝化反硝化

通常认为，硝化是由两个阶段完成的，即氨氮氧化首先生成亚硝态氮，参与完成该反应的是氨氧化菌(AOB)；亚硝态氮进一步氧化成硝态氮，参与完成该反应的微生物是亚硝酸盐氧化菌(NOB)。虽然同属于好氧自养菌，但是AOB与NOB在生理特性等方面却存在很大的差异。短程硝化反硝化在硝化反应过程中，控制硝化进行到亚硝酸盐阶段，而不进一步生产硝酸盐，然后亚硝酸盐直接进入反硝化阶段。

同传统脱氮工艺相比，短程硝化反硝化具有很多优势。通过控制硝化过程，使微生物氧化氨氮生成中间体亚硝态氮，然后利用亚硝态氮进行还原反应生成气态氮。由于亚硝态氮同时是硝化和反硝化过程的中间产物，因而亚硝态氮途径的短程硝化反硝化过程，理论上可以实现硝化过程中约25%的供氧能耗和反硝化过程中40%的碳源需求量。同时污泥产率大大降低，反应速率加快。这一点尤其是在处理进水碳氮比较低的污水的过程中更具优势。获得稳定的硝化阶段的亚硝酸盐积累是实现短程硝化反硝化系统成功的关键。

3.3 OLAND工艺

OLAND工艺是比利时微生物生态试验室开发，通过直接对于富集的自养硝化污泥进行培养，利用这些污泥作为生物触媒来处理富含氨氮的污水，其机理是利用Nitrosomonas菌系的亚硝酸盐岐化作用。OLAND工艺的关键是，提供溶解氧来实现硝化只能进行到亚硝酸盐阶段，然后由于缺少电子供体，只能通过消耗生成的亚硝酸盐来氧化当量的氨氮。同传统过程相比，过程可以节省的曝气能耗和的电子供体投加量。但是，目前对于该过程溶解氧的控制，尤其是连续流混合培养状态下还存在一定的困难，目前文献中尚未见有成功的工程实践的报道。

3.4 厌氧氨氧化工艺

氨氮的氧化通常被认为是由氨氧化菌在好氧或者限氧条件下作用引起的。然而，氨氧化菌同样可以以氨氮作为电子供体在缺氧条件下进行反硝化。在实验室规模的厌氧流化反硝化床处理甲烷反应器出水中，首次发现了厌氧氨氧化现象。大量的氨氮在反应器内消失，同时硝酸盐被消耗，氮气产量提高。厌氧氨氧化的能量储存来自于氨氮以亚硝酸盐为电子受体的厌氧氧化，过程中不需要提供外加碳源，二氧化碳是厌氧氨氧化菌生长的碳源。

厌氧氨氧化能够很好地去除污泥硝化液中的氨氮，而固定床或者流化床反应器都是很好的反应器构型，气提式反应器也是很好的选择。厌氧氨氧化细菌的比生长速率较低，同时对于氧气十分敏感，2μm的氧都会使厌氧氨氧化活动完全、可逆地停止。由于氨氮和亚硝酸盐同时存在于一个反应器中，因此，厌氧氨氧化工艺与一个前置的硝化过程结合在一起是非常必要的，而且，该硝化过程只需将部分的氨氮氧化为亚硝态氮。

3.5 CANON工艺

在存在氨氮和较低浓度有机碳源的情况下，大量的以分子态损失的总氮引起了人们的注意。自养微生物在低溶解氧条件下的反硝化活动能很好的解释了上述现象。CANON工艺被定义为途径亚硝酸盐途径的完全自养脱氮系统，能够在较低碳源的情况下去除污水中的氨氮。该工艺能够在单一反应器内，或者是限制曝气的生物膜系统中实现。该过程是基于短程硝化和厌氧氨氧化过程两个过程。

在限氧条件下(＜0.5气体饱和度)条件下，好氧氨氧化细菌和厌氧氨氧化细菌的联合培养可以实现过程。系统的稳定性依赖于Nitrosomonas-like好氧菌和Planctomycete-like厌氧氨氧化菌的稳定的相互关系。这些自养微生物能够把氨氮经过亚硝酸盐途径直接转化为气态氮。这个过程能够在单一自养反应器内实现完全的氨氮去除，反应如下：

总反应如下：

在悬浮生长的反应器内，0.5mg/L的溶解氧浓度对于氨氮氧化的影响并不大，但是亚硝酸盐氧化却被很大程度的抑制。在限氧条件下，亚硝酸盐氧化菌需要同好氧氨氧化菌争夺氧气，同时同厌氧氨氧化菌争夺亚硝酸盐。游离氨可能是抑制亚硝酸盐氧化菌的重要因素。实现稳定有效的氨氮转化的氨氮负荷下限值为0.1kgN/m3d，在此负荷下可以实现的总氮去除。当低于此负荷时，反应的动力学常数就会受到影响，处理效果下降。

采用接种厌氧氨氧化污泥，首先在缺氧条件下启动反应器，然后通过限制供氧使硝化细菌得到富集，通过荧光原位杂交和离线活性检测的方法控制硝化菌群的富集。结果显示在稳定运行条件下，厌氧氨氧化细菌保持良好的活性，同时反应器内没有检测到亚硝酸盐氧化菌的存在微生物的反硝化能力在检测限以下。氨氮有85%被转化为氮气，其余15%被转化为硝态氮，一氧化二氮的产生量小于0.1%。系统实现了自养反硝化转化氨氮生成氮气，所以不需要投加外碳源。

CANON工艺适合处理富含氨氮，进水碳源不足的污水。过程无需投加碳源，同时总氮的去除在同一个微曝气的反应器内就能完成，大大节约了占地和能量消耗。目前关于该工艺的大规模应用也未有见相关报道。

4、总结

新的生物脱氮工艺相对传统的生物脱氮工艺来说，具有明显的优势，降低供氧能耗、无需外加碳源、减少反应器体积、节省运行成本等。但新工艺还具有一定的局限性，反应过程中往往需要特定的反应条件，如较高的温度，一定的pH值，低碳源、高氨氮水的进水等。目前，这些新工艺才刚刚起步，对于影响因素，过程控制，微生物特性还不清楚，有待进一步研究。（来源：绍兴水处理发展有限公司）