第二节 微生物脱氮
一、发展历程
1930年Wuhrmann首先发现，在生物滤池的深处，氮的浓度减小，他还通过试验证明，在生物滤池和曝气池中均可存在硝化作用和反硝化作用，并提出以微生物细胞内物质作为脱氮菌还原硝酸盐的供氢体的微生物脱氮法。1960年前后，Bringmann提出，利用城市污水的有机物作为反硝化xx代谢反应所需的有机碳源。
在这两种微生物脱氮方法的基础上，1960年以后，微生物脱氮方面的研究进展很快。1970年以后便出现了三种用以去除BOD和氮的生物脱氮系统：即去碳、硝化、反硝化各自分开的三级生物脱氮系统；去碳、硝化同时进行，沉淀后再进行反硝化的二级生物脱氮系统以及去碳、硝化、反硝化相结合的单级生物脱氮系统。这三种系统都需要在硝化阶段投加碱，在反硝化阶段投加有机物，这使生物脱氮系统的运行费用较高。
为改进这些缺点，20世纪80年代前后，又产生了将反硝化设备放置在处理系统最前面的前置反硝化微生物脱氮法，又称缺氧、好氧生物脱氮法，是目前最广泛采用的脱氮工艺。
二、基本原理
生物脱氮主要是通过硝化作用和反硝化作用来完成的。
1．硝化作用 硝化作用是指NH3氧化成NO2-，然后再氧化成NO3－的过程。硝化作用两阶段及其有关微生物和它们的特性见第四章第三节二之（三）。硝化xx虽然几乎存在于所有的污水生物处理系统中，但是一般情况下，其含量很少。除温度、酸碱度等对硝化xx的生长有影响外，另有两个主要原因：
（1）硝化xx的比增长速度比生物处理中（如活性污泥）的异养型xx的比增长速度要小一个数量级（见表8-1）。对于活性污泥系统来说，如果泥龄较短，排放剩余污泥量大，将使硝化xx来不及大量繁殖。欲得到好的硝化效果，就需有较长的泥龄。
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（2）BOD5与总氮（TKN）的比例也影响活性污泥中硝化xx所占的比例。由表8-2可以看到，对于处理城市污水的活性污泥系统，硝化xx所占的比例很低，多数是在0.086以下。
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所以，在微生物脱氮系统中硝化作用的稳定和硝化速度的提高是影响整个系统脱氮效率的一个关键。
2．反硝化作用 反硝化作用的过程和有关微生物见第四章第三节二之（四）。活性污泥中大多数微生物，只要存在于一定环境条件下，都能进行反硝化作用。
三、工艺流程
生物脱氮的工艺流程，根据xx在系统中存在的状态可分为悬浮污泥系统和膜法系统两大类，每一大类又可分为去碳、硝化、反硝化结合的单级污泥系统以及去碳、硝化、反硝化相分隔的多级污泥系统。此外，根据脱氮时所用的碳源，还可将其细分为两类：内碳源（利用原水中的碳和内源性碳）和外加碳源（另外投加甲醇或含碳丰富的其他工业废水）。
（一）悬浮污泥系统
悬浮污泥系统可分为以下几种类型：
1．悬浮多级污泥内碳源系统 处理流程见图8-1，该系统主要分为两大部分，前半部分污泥在好氧条件下去碳及硝化，其污泥经沉淀池分离后随即回流，与后半部分并不混合。硝化的废水进入后半部分，在缺氧条件下利用旁路进水中的有机碳作为碳源进行反硝化，剩余的小部分有机物经后曝气被氧化分解。后曝气还可吹脱污泥中氮气，并通过提高溶氧水平使反硝化作用停止，以使污泥在沉淀池中很好地分解。
2．悬浮多级污泥外加碳源系统 流程基本上与上法相同，只是反硝化这一步利用所加甲醇或其他含碳工业废水作为碳源（图8-2）。
分隔的多级污泥系统同其他反硝化系统相比较，由于可根据每一级微生物的不同要求进行操作管理，故运行较稳定，效率亦高，可使系统总的池积减少，但由于池子繁多，基建费用较高。
3．悬浮单级污泥内碳源系统 悬浮单级污泥内碳源系统主要有四种基本流程，即前反硝化的A／O（Anoxic／Oxic）工艺、同时反硝化的氧化沟工艺、后反硝化的桥本工艺及四阶段的Bardenpho工艺。它们的共同特点是去碳、硝化和反硝化在分隔或不分隔的同一系统内的不同区段中进行，整个系统只有一种污泥，因此只设一个二次沉淀池。不论其流程如何变化，系统内总是存在着去碳和硝化的好氧段（或好氧池）以及进行反硝化的缺氧段（或缺氧池）这二大部分。
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（1）A／O工艺 A／O工艺即为缺氧／好氧工艺，在这种工艺中，反硝化段是在处理系统最前面，硝化段中的混合液以一定比例回流到反硝化段，反硝化段中的反硝化脱氮菌在无氧或低氧条件下，利用进水中的有机物作为碳源，以回流硝化池内NO3－中的氧作为电子受体，将NO3－还原为N2。这样，反硝化过程中所需的有机碳源可直接来源于污水，不必外加。从而，可以减轻硝化时的有机物负荷，减少停留时间，并节省曝气量和碱的投加量。反硝化过程中产生的碱度可补偿硝化段消耗的碱度的一半左右。可见，该种微生物脱氮法是一种较为完善的工艺流程，这也是目前在生物脱氮中最广泛采用的工艺。
（2）氧化沟工艺 在环状的氧化沟中某一点或多点设置曝气机，污泥沿氧化沟循环流动。在曝气机的下游区段为好氧段，进行去碳和硝化。远离曝气机的区段直至曝气机上游端为缺氧段，废水在缺氧段起始点进入。反硝化xx可利用废水中的碳源和好氧段来的硝酸盐进行反硝化脱氮。处理后出水在好氧段末端由导管引入二沉池。曝气机常选用转刷或浸没式U型管曝气机，转速慢、能耗省，可满足充氧并使污泥向前流动。目前，西欧不少国家广泛采用此工艺来处理城市或工业废水。其流程见图8-3。
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（3）桥本工艺 在桥本工艺中反硝化的缺氧池位于好氧池的后面。废水进入前面的好氧池进行去碳和硝化，后面的缺氧池利用旁路流入的一部分废水中的碳源以及来自前面的好氧池的硝酸盐进行反硝化脱氮。它的工艺流程较为简单，缺点是出水中氮的形态为氨态氮，并且旁路流入缺氧池提供反硝化碳源的废水流量很难控制，若流量不足会影响反硝化，流量过大会因碳源过剩而影响出水水质。在缺氧池后设一停留时间为34min～45min的后曝气池，可去除残剩的有机物和吹脱污泥上的氮气泡。其工艺流程见图8-4。
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（4）Bardenpho工艺 四段Bardenpho工艺的前面二段类似于A／O工艺。为了进一步提高去氮率，可将好氧池1流出的硝酸盐导入第二个缺氧池，反硝化xx可利用xx衰亡后释放的二次性基质作为碳源进行反硝化，以彻底去除系统中的硝酸盐，当然缺氧池2的反硝化速率较低。污泥{zh1}进入好氧池2，以吹脱氮气泡，提高污泥的沉降性能。其工艺流程见图8-5。
4．悬浮单级污泥外加碳源系统 流程与悬浮单级污泥内碳源系统相同，只是在反硝化段通入外加甲醇（图8-6），以防止因原水中碳源不足或低温而引起反硝化速率下降。但外加碳源成本较高。
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（二）生物膜系统
与悬浮污泥系统相比，生物膜系统的主要优点是无需回流污泥，且构筑物内可维持较高的生物量，因此，水力停留时间较悬浮污染系统短，负荷率高，脱氮效率高，是一种较为经济适用的脱氮工艺。
生物膜法脱氮系统中通常使反硝化过程和硝化过程分别在两个处理构筑物内进行，并使反硝化设备内微生物处于缺氧状态。反硝化处理设备可采用淹没式生物滤池、淹没式生物转盘和生物流化床；硝化处理构筑物除上述三种外，还可以用生物滤池。
同悬浮污泥系统一样，生物膜脱氮系统也可以分为内碳源系统和外加碳源系统。还可根据淹没式生物滤池废水的流向分为上向流和下向流两类。
四、影响因素
由于微生物脱氮系统对氮的去除主要是通过硝化作用和反硝化作用实现的，因而影响这两个过程的一些环境因子都将对整个系统的氮去除产生影响，研究表明，影响微生物脱氮的主要因素有以下几个方面：
1．pH硝化反应要消耗碱，因此，如果污水中没有足够的碱度，则随着硝化的进行，pH会急剧下降。而硝化xx对pH十分敏感，亚硝酸xx和硝酸xx分别在7.0～7.8和7.7～8.1时活性最强，pH值在这个范围以外，其活性便急剧下降，如图8-7所示。可见，pH是影响硝化速度的重要因素。
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在生物反应构筑物中，硝化反应适宜的pH范围，比图8-7所示的要宽一些（如图8-8所示）。一些研究表明，硝化xx经过一段时间驯化后，低pH值比突然降低pH值的影响小得多。经过驯化，硝化反应可在低pH值（如5.5）条件下进行。McCarty指出，要使硝化反应的pH值从7.0降到6.0，约需要驯化10d。但突然降低pH值（如由7.2降到5.8），会使硝化反应速度骤降。当pH值升高后，硝化反应速度又会很快地恢复。
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pH值也影响反硝化的速率。不同的学者以不同的反硝化xx或不同来源的污泥进行试验，所报道的最适pH值范围略有不同，但大多数学者认为反硝化的{zj0}pH范围在中性和微碱性。由于反硝化作用是由各种非专性的反硝化xx共同参与下进行的，所以水系中pH值的影响并不明显。
环境的pH值可影响到反硝化的最终产物。当pH低于6.0～6.5时，最终产物以N2O占优势；当pH大于8时，会出现NO2-的积累，且pH值越高，NO2-积累越多。经深入研究，发现这是因为高pH抑制了亚硝酸盐还原酶的活性而对硝酸盐还原酶的活性影响不大所致。
生物脱氮过程中，通常把硝化段运行的pH值控制在7.2～8.0之间，反硝化段pH控制在7.5～9.2之间。
2．温度硝化反应速度受温度影响很大（见图8-9），其原因在于温度对硝化xx的增殖速度和活性影响很大。两类硝化xx的最宜温度为30℃左右。
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研究表明温度对反硝化速度的影响大小与反硝化设备的类型（微生物悬浮生长型或固着型）、硝酸盐负荷率等因素有关。由表8-3可见，流化床反硝化对温度的敏感性比生物转盘和悬浮污泥的小得多。图8-10和图8-11是不同类型反硝化设备中硝化速度受温度影响的示例，从表和图可以看到填料床反硝化的反应速度受温度的影响比悬浮污泥法小。图8-12表示不同硝酸盐负荷下，温度对反硝化反应速率的影响，结果表明负荷低，温度影响小；反之亦然。
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3．溶解氧 溶解氧浓度影响硝化反应速度和硝化xx的生长速度，如图8-13所示。硝化过程的溶解氧浓度，一般建议应维持在1.0mg／L～2.0mg／L。
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溶解氧对反硝化脱氮有抑制作用，其机制为阻抑硝酸盐还原酶的形成或者仅仅充当电子受体从而竞争性地阻碍了硝酸盐的还原。虽然氧对反硝化脱氮有抑制作用，但氧的存在对能进行反硝化作用的反硝化菌却是有利的，因为这类菌为兼性xxx，菌体内的某些酶系统组分只有在有氧时才能合成，因而在工艺上{zh0}使这些反硝化菌（即污泥）交替处于好氧、缺氧的环境条件下。
在悬浮污泥反硝化系统中，缺氧段溶解氧应控制在0.5mg／L以下，由于污泥絮凝物内部仍呈厌氧状态，同样可进行反硝化作用，故而脱氮反应并不要求溶解氧保持在零的状态。在膜法反硝化系统中，菌周围微环境的氧分压与大环境的氧分压不同，即使滤池内有一定的溶解氧，生物膜内层仍呈缺氧状态，因此，当缺氧段溶解氧控制在1mg／L～2mg／L以下时也不影响反硝化的进行。
4．碳源 碳源物质主要是通过影响反硝化xx的活性来影响处理系统的脱氮效率。能为反硝化xx所利用的碳源是多种多样的，但从废水生化处理生物脱氮的角度来看可分成三类：
（1）废水中所含的有机碳源 废水中各种有机基质，例如有机酸类、醇类、碳水化合物或烷烃类、苯酸盐类、酚类和其他的苯衍生物都可以作为反硝化过程中的电子供体（碳源）。一般认为，当废水中所含碳（BOD5）与总氮的比值大于3∶1时，无需外加碳源，即可达到脱氮目的。这类碳源最经济，因而为大多数微生物脱氮系统所采用。
（2）外加碳源 当废水的BOD5与总氮比值小于3∶1时，需另外投加碳源才能达到理想的去氮效果。外加碳源大多采用甲醇，因为它氧化分解产物为二氧化碳和水，不留任何难分解的中间产物，价格也较低廉。欧美各国在饮用水的反硝化中采用乙醇，避免残余的甲醇对人体的毒性作用，但费用比甲醇略贵。为了降低成本，目前已利用淀粉厂、酿造厂、豆制品厂等的高浓度有机废水作为反硝化外加碳源。国内在硝化废水的生物脱氮方面已成功地采用副产品粗酚作为外加碳源。徐亚同曾试验采用污水处理厂内厌氧消化污泥上清液作为城市废水生物脱氮的碳源，经测试发现它的组分中80％以上是挥发性脂肪酸，因此它作碳源时反硝化速率比甲醇、乙醇作碳源还要快，但缺点是将大量的氮带入到处理系统中，增加了系统氮的负荷。
（3）内碳源 内碳源主要指活性污泥微生物死亡、自溶后释放出来的有机碳，也称为二次性基质。为了利用内碳源来进行反硝化脱氮，要求反应器的泥龄长、污泥负荷低，使微生物处于生长曲线稳定期的后部或衰亡期。这样，反应器的容积相应增大，负荷率低。经测定，内碳源的反硝化速率极低，约为上述两种方法的十分之一左右。它的优点是在废水碳氮比低时不必外加碳源也可达到脱氮目的，此外由于污泥产率低而减少了污泥处置的费用。
5．有毒物质 某些重金属、络合阴离子和有毒有机物对硝化xx有毒害作用，这些有毒有机物如表8-4所示。另外，氨态氮和亚硝态氮对硝化xx也有影响，据研究，当污水中氨氮浓度小于200mg／L，亚硝态氮浓度小于100mg／L时，对硝化作用没有影响。
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五、应用实例
目前，国内外已有不少污水厂采用生物脱氮技术来提高出水水质，以下为一些污水厂的运行实例。
1．River Oaks污水处理厂 该厂位于佛罗里达州，全厂分三期建成，废水量从1986年的11350m3／d增加到目前的37850m3／d。处理流程包括预处理、初沉、二级生化处理、二沉、出水化学混凝处理和最终沉淀。
二级生化处理采用前置反硝化的A／O工艺，外加碳源甲醇。整个A／O系统由16个池串联而成，其中前10个池为不曝气的缺氧池，接下来4个是可根据需要人为调控的缺氧池或好氧池，{zh1}2个为好氧池。设计参数为水力停留时间3.8h、泥龄30d、污泥硝态氮负荷0.12kg（NOx－－N）／kg（MLVSS）·d、进水硝态氮和亚硝态氮25mg／L。
处理后出水排入Tampa湾，采用总量排放标准，指标分别为BOD5 90kg／d、总悬浮物90mg／L、总氮53kg／d、总磷18kg／d。按{zd0}流量45400m3／d推算，出水总氮排放标准为1.2mg／L。
投产后从1988年8月至1989年7月废水水质如表8-5所示。
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运行期间，泥龄平均为16d（8d～25d），MLVSS为4350mg／L（2750mg／L～5650mg／L），反硝化后出水浊度为0.9NTU（0.5NTU～1.2NTU）。处理效果优良，除有一个星期因甲醇耗尽，未予投加而使总氮出水达3.2mg／L外，其余均符合原定排放标准（表8-6）。
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2．上海县污水处理厂 该厂接纳上海市郊辛庄地区的生活污水和工业废水，前者占60％、后者占40％。最初由于污水管道配套未跟上，污水量仅1800m3／d，其水质为COD85mg／L、BOD530mg／L，TKN16mg／L。接入上海消防药剂厂高浓度废水后，污水浓度提高，COD为220mg／L，BOD575mg／L，TKN25mg／L。
该厂原先采用推流式的再生吸附工艺。1981年至1985年经试验研究改建成A／O工艺，进水端30％的曝气池空气量大大减少，以能使污泥悬浮为度，造成缺氧区，同时增加回流污泥量，使回流比达2.0倍～2.5倍的进水量。
结果表明，采用A／O工艺与常规好氧工艺相比，COD、BOD5、氨氮去除率基本相同，分别达90.7％、96.3％和100％左右；总氮去除率可提高2倍以上，从好氧工艺的30％左右提高到70％左右。经试验，A／O工艺的总氮去除率受温度影响较大，温度为25℃、20℃、15℃和10℃时，总氮去除率分别为78.4％、72.1％、65.6％和55.3％。测定了污泥在25℃～10℃间不同点的硝化速率和反硝化速率，经回归计算后，硝化的温度系数为1.20，反硝化的温度系数为1.66。可见，温度对硝化xx的影响比反硝化xx大，温度降低时主要是影响到污泥的硝化速率，并最终影响到系统的氮去除率。生产性试验结果见表8-7。
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A／O工艺动力消耗因废水碳氮比的不同而异。COD与TKN之比为5.3和7.0时，增加的动力比回收的动力多；比值为8.5时，回收动力比增加动力多。COD与TKN之比为8.8时，达同样的处理深度，A／O工艺比常规好氧工艺节省动力4.4％。生产性试验在运行条件适宜时动力消耗不增加。
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