简述生物脱氮的基本原理精选(九篇)

第1篇：简述生物脱氮的基本原理范文

（山西漳电大唐热电有限公司，山西 大同 037003）

【摘　要】循环流化床锅炉实施超低排放标准时，由于燃烧特点不同于煤粉炉，脱硝的工艺可以不同于煤粉炉，从而使企业减少投资优化技术达到排放标准。

关键词 循环流化床锅炉；脱硝；超低排放

【Abstract】Circulating fluidized bed boiler of ultra-low emission standards， the combustion characteristics different from pulverized coal boiler， the process of denitrification can be different from a pulverized coal furnace， so as to make the enterprise to reduce the investment optimization technology to achieve the emission standard.

【Key words】Circulating fluidized bed boiler；Denitrification；Ultra-low emission

1　国家形势

随着我国工业化进入到深水区，我国环境情况也在最近几年交易区有了很大的变化，京津冀雾霾影响着人的健康、城市的文明水平。十八大充分体现了以人为本的基本精神，将生态文明建设写入报告，并多次提及15次之多。2015年1月1日将执行新的《环境保护法》把环境保护提升到基本国策的高度。

我国国家环保部《锅炉大气污染物排放标准》GB13271-2014 对电厂锅炉烟尘、二氧化硫、氮氧化物排放限值进行了明确规定。据统计，我国烟尘排放量的70%，二氧化硫排放量的90%，氮氧化物排放量的67%都来自燃煤。作为燃煤大户的火电厂贡献率比重最大，因此，治理电厂的污染物排放将变的尤为重要。本文主要对大型循环流化床锅炉的氮氧化物排放控制措施进行讨论。

2　传统上电厂燃煤锅炉在脱硝上采取的工艺

目前火电厂应用的脱硝手段有三种：低氮燃烧脱硝、选择性催化还原法(SCR)脱硝和非选择性催化还原法(SNCR)脱硝。低氮燃烧脱硝目前在300兆瓦以上新建机组都有应用，但脱除效率比较低，低氮燃烧技术能使电厂烟气中氮氧化物的浓度达到300~400毫克/立方米，在这种情况下，再利用SCR脱硝就可以达到100毫克/立方米以下。两者配合使用，催化剂的效率可达70%~80%，对于实现新标准的限值是比较可行的。

2.1　低氮燃烧技术

从氮氧化物的生成机理看，占氮氧化物绝大部分的燃料型氮氧化物是在煤粉的着火阶段生成的，因此，通过特殊设计的燃烧器结构以及通过改变燃烧器的风煤比例，可以将前述的空气分级、燃料分级和烟气再循环降低氮氧化物浓度的大批量用于燃烧器，以尽可能地降低着火氧的浓度适当降低着火区的温度达到最大限度地抑制氮氧化物生成的目的，这就是低氮氧化物燃烧器。目前主要有以下几种：

1）低过量空气燃烧；

2）空气分级燃烧；

3）燃料分级燃烧；

4）烟气再循环；

5）低氮氧化物燃烧器。

低氮燃烧技术优势。低氮燃烧技术是根据氮氧化物的生成机理，主要通过采用空气分级燃烧、燃料分级燃烧、烟气再循环和低氮燃烧器等方法降低煤粉燃烧过程中氮氧化物的生成量的技术。这类技术具有相对简单，投资、运行费用较低等特点，是经济、有效的技术措施，同时大幅度地降低二次循环污染。

2.2　SCR脱硝技术

在众多的脱硝技术中，选择性催化还原法（SCR）是脱硝效率最高，最为成熟的脱硝技术。在日本、欧洲、美国目前约有300套装置，我国随着生态文明建设的要求，电厂锅炉使用SCR 方法已成为目前脱硝比较成熟的主流技术。

2.2.1　SCR法烟气脱硝原理

在催化剂作用下，向温度约280℃～420℃的烟气中喷人氨，将N0还原成N2和氮氧化物。由于该反应没有产生副产物，并且装置结构简单，适合于处理大量的烟气。

2.2.2　SCR烟气脱硝工艺的影响因素

催化剂、温度环境及空气流速无疑是SCR设计的三要素；当前流行的成熟催化剂有蜂窝式、波纹状和平板式等。当前各种催化剂活性成分大部分为WO3和V2O5。如果反应区温度太低，催化剂的活性降低，脱硝效率下降，则达不到脱硝的效果。催化剂按温度分为三类：高温催化剂345℃～590℃、中温催化剂260℃～380℃及低温催化剂80℃～300℃。目前，国内外SCR系统大多采用高温催化剂，反应温度在315℃～400℃。除了温度的影响，空气流速对催化剂性能的影响也是重中之重，烟气在SCR反应塔中的空塔速度是SCR 的一个关键设计参数，烟气体积流量与SCR反应塔中催化剂体积比值， 反映了烟气在SCR 反应塔内的滞留时间的长短。烟气的空塔速度越大，其停留时间越短。一般SCR 的脱硝效率将随烟气空塔速度的增大而降低。

另外，根据锅炉烟气中的粉尘浓度大小，SCR布置可设计为高粉尘浓度的及低粉尘浓度的，这两种工艺特点将影响到工程的技术路线及造价，如何选择设计是影响脱硝效率及设备可靠性的主要因素。

2.3　SNCR脱硝技术

SNCR技术是目前世界上除SCR法外应用最多的一种脱硝技术，全世界大约有300套SNCR装置应用于电厂锅炉、工业锅炉、市政垃圾焚烧炉和其他燃烧装置。该技术脱除氮氧化物的机理简单，在反应温度为850-950℃条件下，利用氨或尿素等还原剂分解成的自由基NH3和NH2，将氮氧化物@还原为N2和H2O。

SCR工艺具有不改变原有炉型、投资费用较低、工程建设周期短等优点，主要设备为溶解系统、混合系统、输送系统、喷射系统及控制系统。但是氨逃逸率高，脱硝效率低，所以为了克服这些缺点，国内外一些电厂常把SNCR技术和SCR技术组合在一起应用，以达到脱硝目标。

3　循环流化床锅炉在超低排放中的探索

3.1　循环流化床锅炉的燃烧特点

循环流化床锅炉是燃料范围适应性较大的低污染清洁燃烧技术。其具有燃烧温度低850~900℃、烟气中污染气体排放浓度低等优点，在当今日益严峻的能源枯竭和生态保护要求下，在我国得到了迅速的发展目前机组最大等级为600MW。

在锅炉燃烧过程中，氮氧化物的生成可分为温度型氮氧化物（包括快速温度型）和燃料型氮氧化物。

温度型氮氧化物是指燃烧过程中空气含的氮气，在高温下（1500℃以上）产生的氮氧化物，它随温度的升高而急剧生成。另外，氧气的浓度越高，氮氧化物的生成量就越高。综上所述，影响温度型氮氧化物的生成量，主要影响因素是温度、氧气浓度和停留时间。CFB炉的燃烧温度在850~900，所以基本上没有温度型氮氧化物的产生。

燃料型氮氧化物是指燃料中的N，在燃烧过程中氧化而生成的氮氧化物，而燃料型氮氧化物的生成量只占煤中N的产物的60％，其余大部分为N2和NH3，且燃料型氮氧化物的生成温度范围在600~800℃。由于燃烧中碳粒子的存在及NH3的生成，它们又是氮氧化物的良好的还原剂，特别是在850~950℃范围内。

根据上述分析，要想降低氮氧化物的排放量，一是要控制低温燃烧（CFB炉的燃烧温度在850~900℃，正是脱硫的最理想的温度范围）；二是要采用分级燃烧。所谓分级燃烧，就是让燃料在床层中空气（即一次风）稍微不足的条件下燃烧（称为一级燃烧），这时由于空气不足，一次风只能供部分燃料燃烧，产生大量碳粒和NH3与烟气混合，进而将氮氧化物还原成H2、N2，这时再在床层上方适当位置送入二次风，以保证氮氧化物的分解反应充分完成（称为二级燃烧）。CFB炉则很好的满足了这些要求，从而使烟气中的氮氧化物含量在40~150mg/m3（而同煤种的PC炉，则在300~450mg/m3）。

3.2　循环流化床锅炉脱硝工艺选择分析

1）对于循环流化床锅炉来说，燃烧温度在850~900，所以基本上没有温度型氮氧化物的产生，只有燃料型氮氧化物产生，经过多层燃烧的燃烧方式，有很好的抑制氮氧化物的生成的作用，使锅炉的排放值更低，增加全容量的SCR脱硝方式将会增加较高的成本，是不经济的选择。因此，大型循环流化床锅炉可优化完善二次风等燃尽风配风方式，将锅炉内部就将一次燃烧区的氮氧化物还原一部分，降低60%~70%，再安装一套SNCR脱硝装置，降烟气氮氧化物降低65%~70%，最终排放将满足超低排放标准50/mg/m3。

2）成本分析

通过对具有代表性的燃煤电厂进行的脱硝情况调研，认为新建烟气脱硝装置的初始投资成本主要由3个部分构成：（1）脱硝装置建设安装费用；（2）配风优化费用；（3）氨贮存和管道建设费用。后期运行时还将增加原剂购买费用。

2014年部分地区颁布的新标准规定重点区域的氮氧化物排放限值为50mg/m3，根据调研得到的相关数据对我国已运行电厂的烟气脱硝技术的投资费用进行了计算，每台锅炉SNCR装置费用约2000~3000万元，配风优化改造费用约1000~1500万元。

4　总结与展望

第2篇：简述生物脱氮的基本原理范文

【关键词】含氮废水；生物脱氮技术

一、前言

城市污水的来源包括城市居民生活污水、城市工业废水和降水等，污水中的氮、磷污染物含量很大，如果未经处理或脱氮除磷效果不佳就会造成水体富营养化，从而使水质恶化，水体生态环境被破坏，水生动植物大量死亡等，使水污染和水资源短缺的情况加剧，因此对于城市污水处理厂来说，脱氮除磷已经成为其工作的重点和难点问题。目前对城市污水脱氮除磷的工艺主要包括反硝化除磷、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化以及厌氧氨氧化等，本文主要对这几种工艺进行了简要的介绍。

二、生物脱氮除磷机理

传统的生物脱氮理论认为生物脱氮是由氨化、硝化、反硝化三个步骤及微生物的同化作用来完成。在污水处理过程中，污水中的一部分氮被同化为微生物细胞的组成部分，微生物得到增殖。

污水生物除磷技术来源于微生物好氧吸磷现象的发现。磷在自然界以2种状态存在：可溶态或颗粒态。所谓的除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离。废水在生物处理中，在厌氧条件下，聚磷菌的生长受到抑制，为了自身的生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐，同时产生利用废水中简单的溶解性有机基质所需的能量，称该过程为磷的释放。进入好氧环境后，活力得到充分恢复，在充分利用基质的同时，从废水中摄取大量溶解态的正磷酸盐，从而完成聚磷的过程。

三、传统生物脱氮工艺存在的问题

硝化菌群增值速度慢，系统总水力停留时间较长、有机负荷较低，增加基建投资运行费用；

（1）反硝化时需另加碳源，增加运行费用；

（2）硝化过程需投加碱中和，增加了处理费用；

（3）氨氮完全硝化需要大量的氧，使动力费用增加；

（4）系统抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌的生长；

（5）同时进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用；

（6）运行控制相对较为复杂等。

四、脱氮新技术

1、反硝化除磷

反硝化除磷菌（DPRB--Denitrifying Phosphorus Removing Bacteria）能在缺氧，有硝酸盐的环境下聚磷。DPB的生物聚/放磷作用被荷兰代尔夫特工业大学（TU Delft）和日本东京大学（UT）研究人员所证实，它具有同PAO极为相似的除磷原理，只是氧化细胞内贮存的PHA时电子受体不同而已（PAO为O2，而DPB为NO3-）。在缺氧（无O2但存在NO3-）条件下，反硝化除磷细菌DPB能够像在好氧条件下一样，利用硝酸氮充当电子受体，产生同样的生物摄磷作用在生物摄磷的同时，硝酸氮被还原为氮气，这使得摄磷和反硝化（脱氮）这两个不同的生物过程借助同一个细菌在同一个环境中完成，反硝化除磷细菌能将反硝化脱氮和生物除磷这两个原本认为彼此独立的作用合二为一。摄磷和脱氮过程的结合不仅节省了脱氮对碳源的需要，而且摄磷在缺氧条件下完成可缩小曝气区的体积（亦节省能源），产生的剩余污泥量也有望降低。

2、同步硝化反硝化

传统观点是硝化反应在好氧条件下进行，而反硝化在厌氧条件下完成，两者不能在同一条件下进行。而近几年许多研究者发现存在同时硝化反硝化现象，尤其是有氧条件下的反硝化现象，确实存在于不同的生物处理系统中，如间歇曝气反应器、SBR反应器、Orbal氧化沟、生物转盘及生物流化床等。其机理一方面认为好氧条件下存在缺氧甚至厌氧的微环境，另一方面从微生物的角度为好氧条件下同时存在好氧反硝化菌和异养硝化菌，这一现象将为生物法脱氮指引一个研究方向。

同步硝化反硝化具有以下优点是能有效保持反应器中pH值稳定，减少碱量的投加；减少传统反应器的容积，节省基建费用；对于仅由一个反应池组成的序批式反应器来讲，该反应能够缩短硝化、反硝化所需时间；能节省、降低能耗。

3、短程硝化反硝化

短程硝化反硝化是利用硝酸菌和亚硝酸菌在动力学特性上存在的固有差异，控制硝化反应只进行到NO2--N阶段，造成大量的NO2--N累积，然后就进行反硝化反应。与传统生物脱氮相比具有节能、节约外加碳源、可以缩短水力停留时间、可减少剩余污泥的排放量和减少投碱量等优点。

4、厌氧氨氧化

在厌氧氨氧化过程中，羟胺和肼作为代谢过程的中间体。和其它浮霉菌门细菌一样，厌氧氨氧化菌也具有细胞内膜结构，其中进行氨厌氧氧化的囊称作厌氧氨氧化体（anammoxozome），小分子且有毒的肼在此内生成。厌氧氨氧化体的膜脂具有特殊的梯烷（ladderane）结构，可阻止肼外泄，从而充分利用化学能，且避免毒害细胞。

厌氧氨氧化正在开发的工艺有ANAMMOX和OLAND工艺2种。ANAMMOX工艺是由荷兰Delft技术大学Kluyver生物技术实验室开发的新工艺。该工艺的原理是厌氧条件下，以NO2-和NO3-作为电子受体，将氨转化为氮气。OLAND工艺由比利时Gent微生物生态实验室开发，该工艺的关键是控制溶解氧，使硝化过程仅进行到NH4+氧化为NO2-阶段，由于缺乏电子受体，由NH4+氧化产生的NO2-氧化未反应的NH4+形成N2。

厌氧氨氧化（AnAMMOX）反应通常对外界条件（pH值、温度、溶解氧等）的要求比较苛刻，但这种反应由于不需要氧气和有机物的参与，因此对其研究和工艺的开发具有可持续发展的意义。

厌氧氨氮化一般前置短程硝化工艺，将废水中的一部分氨氮转化成亚硝酸盐。目前在处理高氨氮焦化废水、垃圾渗滤液，消化污泥脱水液等废水方面已有成功的实例。

厌氧氨氧化工艺具有以下优点：

（1）反应无需外加有机 碳源作为电子供体， 在节约成本的同时， 防止了投加碳源产生的二次污染。

（2）只需将进水中约50%氨氮氧化为亚硝酸态氮，节省了供氧动力消耗。

（3）反应过程中几乎不产生 N2O， 避免了传统硝化-反硝化工艺中产生的温室气体排放。

（4）微生物增值速度慢，产泥量少。

五、结束语

综上所述，随着城镇化的大势所趋以及国民工业的飞速发展，我国城市污水的水量也不断增加，对于污水处理厂来说工作负荷进一步加大，因此需要合理选择生物脱氮除磷工艺。当前用于城市污水生物脱氮除磷的工艺有反硝化除磷、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化以及厌氧氨氧化等，除此之外，氧化沟工艺也得到了一定程度的应用，在选择生物脱氮除磷工艺时，不但要考虑脱氮除磷效果和工作效率，而且还要考虑技术和经济可行性问题，发展处理效率高、技术可行、经济合理的脱氮除磷方法是未来城市污水处理工艺的发展方向。

参考文献：

[1]肖文涛.污水生物脱氮除磷工艺的现状与发展[J].环境保护与循环经济，2010，（11）：59-62.

第3篇：简述生物脱氮的基本原理范文

摘要：对6个采用分段、闭环沟道的Orbal氧化沟工艺运行数据进行了分析评定，以确定在该工艺中同时发生生物脱氮除磷的程度。较低的总氮出水浓度表明，同时硝化/反硝化在Orbal工艺中很易发生。由于泥龄较长并保持外沟道低溶解氧，有利于硝化菌的生长并提高脱氮效率；由于每个沟道处于相对均匀混合的状态，因此沟道内没有明显的好氧或缺氧段之分，表明产生反硝化的必要的缺氧环境可能发生在菌胶团内部。采用国际水协 (IAWQ) 活性污泥1号模型 (ASMⅠ) 对出水总磷数据分析及观测到的相对于BOD负荷的磷的去除表明，生物除磷可能发生。本研究的基本假设认为，同时生物除营养化产生于三个基本原理：① 生物反应池的混合形态可以形成生物除营养所必需的缺氧及/或厌氧段，即大环境；② 在菌胶团内部形成的缺氧及/或厌氧段，即微环境；③ 系统中存在新的、专用微生物。上述机理在任何生物除营养化系统中都会有不同程度的发生。本研究的目的是鉴别影响这三个机理在同时生物除营养化系统中所起相对作用的因素。

关键词：生物处理 生物除磷 硝化/反硝化 同时生物去除营养 氧化沟

活性污泥法是一种废水生物处理工艺，它也可设计成除营养即脱氮除磷的构形，通过混合使非曝气段形成缺氧及厌氧环境而达到上述目的。Grady、Daigger及Lim[1]定义了其发生在各段中的功能及获得不同除营养程度的必要条件。采用这些明确定义的缺氧及厌氧段工艺已发展了20年，至今仍在污水处理中广为应用。

与此同时，在那些没有很明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们曾多次观察到脱氮除磷现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失[2]，这些现象被称为同时硝化/反硝化。另外，人们在同一个曝气池中也观察到生物除磷现象[3、4](其中并没有正式的厌氧段存在)。正如表1所列，同时去除营养(氮及/或磷)即SBNR系统提供了今后降低投资并简化生物除营养(BNR)技术的可行性。然而，对于SBNR的机理至今还没有很深入地认识与了解，它不仅仅是一个设计与运行的简单问题。如果能对其应用机理很好地进行分析，则SBNR的推广应用范围将更广泛，使其能在现有处理设施中更易被采用。

表1 SBNR的优缺点 优点

第4篇：简述生物脱氮的基本原理范文

[摘要]现有的城市污水处理厂大多采用A2/O工艺,即英文Anaerobic-Anoxic-Oxic第一个字母的简称(生物脱氮除磷)。此法对污水除磷脱氮较为有效,但由于生物脱氮和生物除磷是相互矛盾的,所以其效果仍不理想。在此介绍一种改良的A2/O工艺,能大大改善污水除磷脱氮效果。

[关键词]改良型A2/O除磷脱氮

[中图分类号]012 [文献标识码]A[文章编号]1009-5349(2010)08-0075-01

A2/O工艺是在传统的活性污泥法基础上改进而来。它采用厌氧、缺氧、好氧三阶段法,不仅有效降解污水中的有机物,而且除磷脱氮效果较好。但生物脱氮和生物除磷是相互矛盾的,主要表现在两个方面:

1.对污水中易生物降解有机物的争夺。生物脱氮效率不可能达到100%,一般情况下不超过85%,出水中总会有相当数量的硝态氮,这些硝态氮随回流污泥进入厌氧区,将优先夺取污水中易生物降解有机物,使聚磷菌缺少碳源,失去竞争优势,降低除磷效果。

2.对泥龄的要求上。生物脱氮首先要达到硝化,这就要求较长的泥龄,而生物除磷则希望泥龄较短,因为泥龄短时污泥量多,而磷是靠被排放的剩余污泥去除的。显然,泥龄长对脱氮有利,而泥龄短对除磷有利。为了同时实现除磷脱氮,设计泥龄必须同时满足两者的要求,这对除磷来说,其效率自然要比单纯除磷时低些。

为了解决二者之间的矛盾,使工艺能更好地达到脱氮除磷的效果,这里介绍一种改良型的A2/O工艺,该工艺流程是在普通的A2/O工艺流程上建立起来的,总体工艺流程和普通工艺基本相似,主要流程如下:

该工艺的特别之处在于它的强化脱氮A2O池,它的结构如下:

(预缺氧)厌氧区前置缺氧区好氧区Ⅰ后置缺氧区好氧区Ⅱ

它由厌氧区、前置缺氧区、好氧区Ⅰ、后置缺氧区、好氧区Ⅱ组成,进水分两部分进入生物反应池厌氧区,为克服回流污泥中硝酸盐对除磷效果的影响,在厌氧区前段设一个回流污泥反硝化池(预缺氧池),用于去除回流污泥中富含的硝酸盐。

一部分进水(5%～10%)进入预缺氧段,大部分进水(90%～95%)进入厌氧段,污泥在厌氧区进行释磷反应后,大部分(60%～80%)进入前置缺氧区,进行反硝化,然后进入好氧区进行有机物降解,硝化和磷的吸收,小部分(20%～40%)进入后置缺氧区,为反硝化提供碳源。后段的好氧区Ⅱ主要用于强化整个系统的硝化效果。由前段好氧区Ⅰ置后置缺氧区的出水为反硝化提供硝基氮,后置缺氧区的出水进入后段的好氧区Ⅱ以去除后置反硝化剩余的有机物和保证氨氮的完全硝化,并吹除氮气,以保证污泥在二沉池中的沉淀效果,好氧区Ⅱ出水部分回流至前置缺氧区。

第5篇：简述生物脱氮的基本原理范文

污水处理厂污水处理工艺倒置式多点进水A2/O工艺

中图分类号：S219.06 文献标识码：A 文章编号：

引言

污水处理对于改善环境质量全人类生存环境，促进社会的可持续发展具有非常重要的意义。目前，国内外的污水处理方法主要有物理、化学、物理化学，以及生物等几种，这些方法根据实际情况，可以单一使用，也可以针对不同的污水混合使用。目前，污水处理的方法一般以生物处理法为主，辅以物理处理法和化学处理法[1]。

本文结合传统A2/O的污水处理工艺，提出了一种改进的倒置式多点进水A2/O处理工艺，并针对本工艺在污水处理厂的应用做出简要的介绍。

A2/O工艺介绍

A²/O工艺简介

A²/O工艺，是目前较为流行的具有一定代表性的污水生物脱氮除磷技术。该工艺的生化部分由厌氧（A1）、缺氧（A2）、好氧（O）三池组成。形成所谓A1/A2/O布置形式。经过多年的系统研究，证实了该工艺不仅在脱氮除磷[2]效果方面优于常规的A²/O工艺，而且工艺流程见图1。

图1 A²/O工艺流程图

这是一种推流式的前置反硝化型BNR工艺，其特点是厌氧、缺氧和好氧三段功能明确、界限分明，可根据进水条件和出水要求，人为地创造和控制三段的时空比例的运转条件，只要碳源充足便可根据需要达到比较高脱氮率。其他各种生物方法脱氮除磷工艺都是立足于本工艺的基本原理的基础上逐步改进发展而来的。

常规生物脱氮除磷工艺厌氧（A1）/缺氧（A2）/好氧（O）的布置形式。该布置在理论上基于这样一种认识，即：聚磷微生物有效释磷水平的充分与否，对于提高系统的除磷能力具有极端重要的意义，厌氧区在前可以使聚磷微生物优先获得碳源并得以充分释磷。

不过常规A²/O工艺存在以下三个缺点：

①由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响。

②由于缺氧区位于系统中部，反硝化在碳源分配上居于不利地位，因而影响了系统的除磷效果。

③由于存在内循环，常规工艺系统所排放的剩余污泥中实际只有一小部分经历了完整的放磷、吸磷过程，这对系统除磷效果不利。

UCT工艺简介

为克服A²/O工艺由于回流污泥中硝酸盐进入厌氧区影响磷的释放，UCT工艺[3]是在A²/O工艺的基础上将回流方式进行调整后提出的新工艺。工艺流程图如图2所示。

图2 UCT工艺流程图

但UCT工艺仍然存在一些缺点：

①UCT工艺比传统的A²/O工艺多了一级污泥回流，因此增加了系统的复杂程度，自控要求和耗能有所增加。

②与A²/O工艺类似，剩余污泥只有一部分经历了完整的放磷、吸磷过程。

③与A²/O工艺类似，反硝化在碳源分配上处于不利地位，影响了系统的脱氮效果。

VIP工艺简介

VIP工艺[4]是美国Randall教授开发的一种生物除磷脱氮工艺。其流程类似于UCT工艺，但与UCT工艺存在两处不同：

①厌氧段、缺氧段和好氧段的每一部分都有两个以上的池子组成，其放磷和摄磷的速度很快。

图3 VIP工艺流程图

②污泥龄比UCT工艺短、负荷比UCT工艺高，因而运行速率高，所需反应设备容积小。其设计污泥龄一般为5-10天。

图3为VIP工艺流程图。

VIP工艺由于在回流方式上同UCT工艺类似，因而也存在能耗高、脱氮效果不理想的缺点。

2 倒置式多点进水A²/O工艺

为避免传统A²/O工艺回流硝酸盐对厌氧池放磷的影响，通过吸收改良A²/O工艺的优点，将缺氧池置于厌氧池前面，来自二冗池的回流污泥和原污水以及混合液回流均进入缺氧段，回流污泥和混合液在缺氧池内进行反硝化，去除硝态氧，再进入厌氧段，保证了厌氧池的厌氧状态，强化除磷效果。由于污泥回流至缺氧段，缺氧段污泥浓度可较好氧段高出50%。单位池容的反硝化速率明显提高，反硝化作用能够得到有效保证。如果设置多点进水，可根据不同进水水质、不同季节情况下生物脱氮和生物除磷所需碳源的变化，调节分配至缺氧段和厌氧段的进水比例，反硝化作用能过得到有效保证，系统中的除磷效果也有保证，与其他除磷脱氮工艺相比具有明显的优点[5]。

为了克服上述三种工艺的缺点，提出了倒置式多点进水A²/O工艺。倒置式多点进水A²/O工艺的流程图见图4。

图4 倒置式多点进水A2/O工艺流程图

倒置式多点进水A²/O工艺的特点是：

①缺氧区位于工艺系统首端，优先满足反硝化反应对碳源的需求，强化了处理系统的脱氮功能，避免了回流污泥携带的硝酸盐对厌氧释磷的不良影响，也使所有的回流污泥全部经历完整的厌氧释磷与好氧吸磷过程。

②聚磷菌经过厌氧释磷后直接进入生化效率较高的好氧环境，在厌氧状态下形成的吸磷动力可以得到充分利用，提高了处理系统除磷能力。

③将常规A²/O工艺的污泥回流系统与混合液回流（好氧混合液与缺氧混合液）系统合二为一组成了唯一的污泥回流系统，工艺流程大大简化，不仅便于运行管理，也使投资与运行成本大大下降[6]。

综上所述，倒置式多点进水A²/O工艺式最成熟可靠的脱氮除磷工艺，投资及运行成本均较经济。

3 应用实例

本课题以上海市嘉定区污水处理厂二期工程控制系统的实现为背景，规模为日处理污水5万m3。本系统的总工艺流程图见图5。

本污水处理厂包括污水处理和污泥处理两个系统。污水处理系统包括进粗格栅、提升泵房、细格栅、沉砂池、鼓风机房、氧化沟（缺氧池/厌氧池/好氧池）、二沉池、消毒出水池等，污泥处理系统包括污泥泵房、脱水机房等几部分。

本污水处理厂的污水处理流程是：污水经污水排放管网进入粗格栅，滤除大块固体悬浮物后，再由提升泵将污水提升到细格栅，滤除细小的漂浮物和浮渣，然后流入沉砂池，进行砂水分离，去除水中密度较大的无机颗粒，以保护后续处理设施的证常运行。然后污水进入氧化沟，进行生化处理。经生化处理后的污水进入二沉池进行污泥沉淀，经过污泥沉淀后的污水经紫外线消毒后到出水池，最后排放。二沉池分离的一部分生物活性污泥回流到氧化沟，另一部分剩余污泥流经污泥泵房进入污泥处理系统，剩余污泥进入贮泥池，最后进入脱水机房进行脱水处理，脱水处理后就可进行二次利用。

图5某污水处理厂总工艺流程图

4 总 结

传统A2/O工艺有其固有的缺点，往往在保证脱氮效果的同时除磷效果不佳。在充分分析传统A2/O工艺的基础上提出了将缺氧池至于厌氧池前面，厌氧池后设置好氧池的分点进水的倒置式多点进水A2/O工艺。工程实例表明，在COD去除能力与常规A2/O工艺相当的情况下，倒置式多点进水A2/O工艺的脱氮除磷功能明显优于常规A2/O工艺。该工艺工艺流程简便，运行可靠，操作灵活，污泥量小，并且运行经验日益丰富。

从系统的运行情况来看，该倒置式多点进水A2/O工艺大大提高了系统的脱氮除磷效率。经过半年时间的试生产，已经取得较为满意的成果。

参考文献

[1]李广贺，刘兆昌，等.水资源利用工程与管理[M].北京:清华大学出版社，1998:5-15

[2]李旭东,杨芸等,废水处理技术及工程应用[M].北京：机械工业出版社,2003:60.

[3]陈韬.A/O工艺实时控制与短程脱氮的基础研究.哈尔滨工业大学工学博士学位论文，2003，06

[4]刘欣凯.国内外城市污水处理现状及展望[J].防灾博览，2005，(5):25.

第6篇：简述生物脱氮的基本原理范文

关键词：火电厂 脱硝 尿素喷枪

中图分类号：TM62 文献标识码：A 文章编号：1003-9082（2015）05-0311-01

引言：从上个世纪60年代开始，氮氧化物被确定为大气的主要污染物之一，因其对环境污染危害极大且难以处理，现在已经成为了我国火电厂重点控制排放的污染物之一。烟气脱氮是用反应吸收剂和烟气接触，以除去减少烟气中氮氧化物的工艺工程。作为生产还原剂氨气的来源，热解炉尿素喷枪在脱硝设备运行中有着至关重要的作用。

一、我厂脱硝系统运行基本原理

我厂脱硝系统采用的是被火力发电广泛应用的选择性催化还原干法脱氮技术，即SCR法。该法优点是脱氮效率高，无需排水处理，无副产品；缺点是运行成本高、系统复杂、需要增加吸风机出力，以及要消耗昂贵的氨气等。主要由供氨与喷氨系统、催化剂（反应塔）、烟气管道与控制系统等组成。在催化剂及氧气存在的条件下，NOx与还原剂发生反应，被分解成无害的氮气和水。我们今天探讨的尿素喷枪只是脱硝反应剂（氨气）制备系统设备之一的热解炉的一小部分，但同时也是脱硝系统运行的重要环节。

二、尿素热解法

我厂尿素热解系统采用的是热解法，即将配好尿素溶液在热解炉内以喷枪的形式快速雾化进行分解制备氨气。

1.尿素的性质

物理性质：尿素的分子式为CO（NH2）2，相对分子质量60.06 ，为无色或白色针状或棒状结晶体，工业或农业品为白色略带微红色固体颗粒，有刺鼻性气味。含氮量约为46.67%。密度1.335g/cm3。熔点132.7℃。溶于水、醇，难溶于乙醚、氯仿。呈弱碱性。

化学性质：尿素在酸、碱、酶作用下（酸、碱需要加热）能水解生产氨和二氧化碳。尿素对热不稳定性，在高温下可进行缩合反应，生成缩二脲、缩三脲和三聚氰酸。加热至150～160℃将脱氨成缩二脲。若迅速加热将脱氨而三聚成六元环化合物三聚氰酸。（机理：先脱氨生成异氰酸（HN=C=O），再三聚。）加热至160℃分解，产生氨气同时变为异氰酸。

尿素易溶于水，在20℃时100毫升水中可溶解105克，水溶液呈中性反应。尿素产品有两种。结晶尿素呈白色针状或棱柱状晶形，吸湿性强。粒状尿素为粒径1～2毫米的半透明粒子，外观光洁，吸湿性有明显改善。20℃时临界吸湿点为相对湿度80%，但30℃时，临界吸湿点降至72.5%，故尿素要避免在盛夏潮湿气候下敞开存放。在尿素生产中加入石蜡等疏水物质，其吸湿性大大下降。

2.热解工艺

我厂脱硝热解主要的工艺流程为固体尿素溶液经溶液配置成50%左右的尿素溶液，再将尿素溶液输送至尿素溶液储罐，尿素溶液经过计量分配模块合适配量，由专门设计的喷枪喷入热解炉中，在高温下分解为氨气，热解需要的热量来源于经过加热器加热后的热一次风，分解得到的氨浓度小于5%的氨/空气混合气，经氨气喷射格栅喷入到烟气系统中。尿素热解制成氨气作为还原剂，共设有4支或6支尿素喷枪。尿素热解制氨系统的分解产物中应不含有对SCR装置产生不良影响的物质，尿素热解率100%。进入绝热分解室的尿素溶液浓度为40～50%，分解产物中的NH3浓度不超过5%。

三、尿素喷枪不能投运原因分析

1.缺陷描述

主控远程打开尿素分路电动门及调整门，“尿素流量低&调整门开度>50%”保护动作，或“雾化空气流量低”保护动作，初步判断为尿素喷枪或调整门堵塞。

2.原因分析及处理方法

结束语

本文阐述了我厂脱硝系统的基本原理及热解炉喷枪不能投运的一些主要原因。作为脱硝系统的重要一环，喷枪能不能良好投运对脱硝系统乃至整个机组能否安全经济运行意义重大。伴随着国家相关环保政策的收紧和脱硝电价补贴的提高，脱硝系统的退出运行会导致企业在环评和经济上的损失，因此需要日常维护方面对尿素喷枪加以改进，来有效防止和控制尿素喷枪不能正常投运现象的发生。

参考文献

[1]阎维平.洁净煤发电技术第二版.中国电力出版社，2008

[2]张强. 燃煤电站SCR烟气脱硝技术及工程应用. 化学工业出版社， 2007.

第7篇：简述生物脱氮的基本原理范文

关键词：SBR工艺，分段进水，深度脱氮，运行优化

中图分类号：U664.9+2 文献标识码：A 文章编号：

针对中小型污水处理厂SBR工艺的实用性

1.1中小型污水处理厂的特点

近年来，大型污水处理厂建设数量相对减少，而处理规模在10万吨/天以下的中小型污水厂则越来越多。

中小型污水处理厂除了规模较小外，还具有如下特点：(1)由于负担的排水面积小，污水量较小，一天内水量水质变化较大，频率较高；(2)在城镇小区或企业内修建，占地往往受到限制，处理单元应当尽量布置紧凑；(3)要求操作简单，维护费用低；(4)由于规模较小，一般不设置污泥消化；(5)采用低负荷，延时曝气工艺，尽量减少污泥量同时使污泥部分好氧稳定；(6)要求自动化程度较高，以减少工作人员配置，降低经营成本；(7)与环境协调性好，大多数情况下处理后的水可就近排放，可作为地面水体的补充水源。

鉴于以上的特点，对于中小型城市污水厂，间歇式活性污泥法SBR工艺成为首先考虑的工艺方案。

SBR工艺简介

典型的SBR一个运行周期按次序分为五个阶段：进水、反应、沉淀、排水和闲置阶段[1]。当反应池进水结束后，开始曝气反应，待有机物浓度达到排放标准后，停止曝气，使混合液在反应器中处于静止状态进行固液分离，经过一段时间后排除上清夜，沉淀污泥进入闲置阶段。[2]。

1.3 SBR工艺特点

SBR工艺之所以能够日益受到重视，并广泛应用，是由于其运行方式的特殊性，使其具有以下连续流系统无法比拟的优点[3]。这些优点表现在：(1)工艺流程简单、基建与运行费用低；(2)生化反应推动力大、速率快、效率高；(3)耐冲击负荷能力较强；(4)有效防止污泥膨胀；(5)沉淀效果好；(6)操作灵活，易维护等[4-7]。

SBR工艺运行优化--分段进水

SBR分段进水工艺是一种新型的SBR运行方式，其原理描述如下：

①原污水进入SBR反应器，好氧曝气进行去除有机物和硝化反应；②SBR系统好氧硝化完全后，投加适量原水作为后续反硝化所需的碳源；③反硝化完全后进行再曝气，使投加原水而额外带入系统的氨氮全部转化为硝态氮；④重复投加适量原水进行反硝化和后曝气的过程（n次），最后经反应末端投加适量的外碳源（如乙醇等）和适量曝气后就可实现深度脱氮。

SBR分段进水工艺在最大的优势就是在充分利用原水中有机碳源的前提下，可获得高效脱氮效果。

SBR分段进水工艺脱氮效率分析

对于反硝化反应5C（有机碳）+ 2H2O + 4NO3- 2N2 + 4OH- + 5CO2

欲去除4份NO3- (4×14)，必须提供5份有机碳。又因为氧化一个碳生成CO2需2份氧，故5份碳合成 BOD5值为(5×32)，故理论上废水的 BOD5/ NO3-须大于20/7才能满足反硝化过程对碳源的要求。

对于SBR分段进水工艺，假设全部氨氮在硝化阶段转化为硝态氮，而全部硝态氮在反硝化阶段转化为氮气，并忽略细菌合成细胞过程中所去除的氨氮和进水中的硝态氮。设进水的 BOD5/TN为x。

硝化完全后投加含 BOD5为20 NO3--N/7的原水提供碳源进行反硝化，反硝化完全后曝气，由于加进原水而引入的氨氮全部转化为硝态氮，重复加适量原水反硝化，然后曝气再进行硝化。设进水TN的量为a，当x >20/7时，其总氮的去除率η与投加原水的次数n的关系如下所示：

当n =1时， （2-1）

第二次进水为去除a的TN，需加入含有 BOD5为的原水，同时带入的TN为

当n =2 时，（2-2）

第三次进水时，为去除的TN，需加入含 BOD5位的原水，同时带入的TN为，

所以，当n =3 时，（2-3）

以此类推，当n =n 时

（2-4）

由于x >20/7，所以当n ∞时，η1

当x ≤20/7时，仍有下面关系存在：

但当n∞时，η，且可看出每次进水量在不断增加。

结论

分多次进水的SBR法是有效的脱氮模式，影响反硝化脱氮效率的主要因素是投加原水次数n和进水的BOD5/TN值。得出以下公式：当碳源充足时，，可看出，随着投加原水次数的增加，总氮去除效率也会不断提高。当水质碳氮比合适时，用SBR分段进水工艺可严格控制出水TN。

参考文献

[] W. J. Ng and T. S. Sim. Efficiency of Sequencing Batch Reactor (SBR) in the Removel of Selected Microorganism from Domestic Sewage [J]. Wat. Res. 1993, 27(10): 1591~1600

[2] 刘永凇. SBR法工艺特性研究[J]. 中国给水排水，1990, 6(6): 5~11

[3] 彭永臻．SBR法的五大优点[J]．中国给水排水，1993，9（2）：29-31

[4] L.Ketchem. First Cost Analysis of Sequencing Batch Biological Reactors[J]. J.WPCF, 1985，57（8）：173-185

[5] 吴忠彦，由宏军，王丽影．SBR法在小区生活污水处理上的应用[J]. 辽宁城乡环境科技,2004,24（5）39-40

第8篇：简述生物脱氮的基本原理范文

（1.沧州旺发生物技术研究所，河北 沧州0610051；2.沧州市运河区农业局，河北 沧州 061001；

3.河北工业大学，天津 300130；4.沧州市水产技术推广站，河北 沧州061000）

摘要：利用模拟池塘水质实验和采集水处理实验来验证高效复合微生态制剂（枯草芽孢杆菌：球形赖氨酸芽孢杆菌：蜡状芽孢杆菌为2∶1∶1）的脱氮效果。模拟实验中，亚硝酸盐的去除率达75%，氨氮的去除率在40%；采集水实验中，氨氮和亚硝酸盐的去除率分别为34%、48%，除此之外，COD的去除率可达30%。

关键词 ：微生态制剂；氨氮；亚硝酸盐；COD

目前氨氮废水的处理方法主要有折点氯化法、化学沉淀法、吹氮法、离子交换法、生物脱氮法。其中生物脱氮法因为成本低、无二次污染，在水处理方面得到了广泛的应用。本文中所用到的微生态制剂为河北工业大学海洋学院生物实验室所制备，该制剂中包括的菌株有枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）、球形赖氨酸芽孢杆菌（Lysinibacillus sphaericus）和蜡状芽孢杆菌（Bacillus cereus），制备过程中的接种比例为2∶1∶1。

1实验方法

1.1模拟池塘水质实验

选取一个调温养殖试验缸来模拟池塘微生态环境。实验缸长为1.5 m，宽为0.4 m，加入水深为0.5 m，即总体积为300 L。将养殖池塘内的底泥铺于实验缸中，厚度约为0.05 m，加入平均体重为100 g的鱼4只。水温控制为23 ℃左右，每天照光10 h，并且每天喂食2次。

实验缸内氮循环可表示为图1，图中模拟了简单的氮循环情况，只是考虑了主要的影响因素，未考虑次要的因素，比如水体中的杂质、浮游动植物的残骸以及其他微生物的影响等。

养殖一周后，每天采集水样测定一次氨氮和亚硝酸盐的含量，持续一周。然后进行一次实验缸的清理，重新还原上述实验缸的模拟情况，养殖一周后，按照4%的接种量加入7号菌组合制剂进行处理，同样每天采集水样测定氨氮和亚硝酸盐的含量，持续一周。

1.2池塘采集水处理实验

实验地点为唐山市曹妃甸区百川工业园区，处理水质为南美白对虾养殖池更换水。实验之前采集足量的水样，加入7号菌组合制剂，探究不同的接种量、温度以及处理时间对水样中氨氮和亚硝酸盐变化的影响，并同时测定水质中COD的变化，持续五天。

2实验结果与讨论

2.1模拟池塘水质实验

模拟池塘水质实验中亚硝酸盐和氨氮的变化情况如图2、3所示，从图中可以看出变化曲线很均衡，产生这种情况的主要原因在于模拟池塘规模较小、生物种群单一、影响因素不显著，但是实验结果还是可以充分说明7号菌组合制剂处理的效果是很明显的。

根据图2结果可知，模拟池塘中亚硝酸的含量是比较低的。当不加7号菌组合制剂时，水中亚硝酸盐的含量处于持续上升的状况；当加入制剂以后，水中的亚硝酸盐的含量不但没有增加反而会在一定的程度上下降，最高的去除率高达75%。

氨氮的变化情况与亚硝酸的趋势基本相同。不过在用制剂处理的过程中出现了一个小幅度的回升现象，回升的原因很可能跟制剂中的菌株部分失活有关，不过回升的趋势不是很大，表明该制剂在维持水质中氨氮的含量方面有很好的效果。

2.2池塘采集水处理实验结果

该组实验中处理的是南美白对虾养殖池的更换水，更接近实际生产水处理，制剂处理的效果是非常值得借鉴的。

从图4中可以得出跟阪崎肠杆菌实验一样的结论，接种量不是越大越好，当接种量超过一定值后，有害物质的含量反而会增加。实验结果表明最佳的接种量是4%，COD、亚硝酸盐、氨氮的含量同时达到最低点。

温度对制剂处理效果的影响是比较大的，从实验结果中可知最适的温度为35 ℃，但是实际生产中养殖的温度往往到不了35 ℃，最多的应该为30 ℃。对比35 ℃和30 ℃两种条件下的处理情况，氨氮和亚硝酸盐的处理差异不是很大，COD的差异相对较大，但是整体处理的效果还是可观的。

时间对处理效果的影响也是非常显著的，在处理前三天变化比较大，处理四天后开始趋于平衡，处理的浓度均达到了养殖用水的标准。

3结论

实验中对高效复合微生态制剂进行脱氮能力测试。在模拟性能检测中，由于模拟的生态环境很简单，整个系统中所产生的有害物质很少。但即便是很低的浓度，复合微生态制剂的处理效果也是非常可观的，亚硝酸盐的去除率达75%，氨氮的去除率达40%。采集水性能检测实验中，氨氮和亚硝酸盐的去除率分别为34%、48%，除此之外COD的去除率可达30%。

第9篇：简述生物脱氮的基本原理范文

关键词：垃圾填埋 垃圾渗滤液 深度处理

 

0　引言

随着我国城市人口的增加、城市规模的扩大和居民生活水平的提高，我国城市生活垃圾的产量在急剧增加。到1999年，我国的城市生活垃圾年产量已达到1.4亿吨t，并且以每年8％～10 ％的速度递增，人均日产垃圾已超过1 kg，接近工业发达国家水平。

根据我国垃圾处理无害化、减量化、资源化的原则，将有一大批生活垃圾卫生填埋场得到新建。而垃圾渗滤液是否处理达标排放是衡量一个填埋场是否为卫生填埋场的重要指标之一。作为一种高浓度有机废水，渗滤液的处理近几年得到了广大研究人员的关注，进行了大量的试验研究，取得了不少成果，并有一批渗滤液处理厂已经或正在兴建。

但由于渗滤液的水质的复杂性和特殊性，我国渗滤液处理还存在一些问题。本文对我国渗滤液处理现状进行了总结，并对存在问题提出一些研究方向。

1　排放标准

垃圾渗滤液处理作为一个卫生填埋场必不可少的环节，近几年越来越受到人们的重视，我国根据渗滤液排放的收纳水体不同，渗滤液的排放标准也不尽相同，具体见表1［1］。

2　处理现状

受到经济发展水平的限制，我国卫生填埋起步较晚，真正意义上的卫生填埋场从20世纪80 年代末才开始建设。渗滤液处理厂的建设就更晚，从时间上看，渗滤液的处理经历了三个阶段。

2.1　第一阶段

表1　垃圾渗滤液的排放标准 排放标准 cod (mg/l) bod (mg/l) nh3-n (mg/l) ss (mg/l) 三级 1000 600 - 400 二级 300 150 25 200 一级 100 30 15 70 　 注：三级标准是排市政管网的标准，二级和一级分别是排地表水的标准。

此阶段在90年代初期，处理工艺主要参照城市污水的处理方法，代表性的工程实例有杭州天子岭、北京阿苏卫等。

杭州天子岭渗滤液处理厂简介：

渗滤液处理厂处理量为300 m3/d ，采用三沉二曝活性污泥法工艺。

设计进水指标为：cod为6000 mg/l， bod为3000 mg/l；出水标准为: cod为300 mg/l，bod为60 mg/l，ss为100 mg/l，ph为6～9。

工艺特点为：采用两段式活性污泥法，对 do与mlss的浓度控制要求不一样, 一段利用细菌和低级霉菌占优势的混合种群,二段培养原生动物占优势。

渗滤液处理厂从1991年开始投产，在填埋初期，由于渗滤液的有机物、氨氮浓度较低、可生化性较好，因此可以满足排放要求。随着填埋时间的延长，垃圾渗滤液的浓度越来越高、成分越来越复杂、可生化性降低，且变化幅度大、变化规律复杂，使得处理难度越来越大。

北京阿苏卫渗滤液处理厂简介：

渗滤液处理厂处理量为1 000 m3/d，工程投资为700万，采用厌氧＋氧化沟的处理工艺。

设计进水指标为：cod为5000 mg/l， bod为2000 mg/l；出水标准为二级排放标准。

阿苏卫渗滤液处理厂的运行情况与天子岭情况类似。

在此阶段，由于渗滤液处理厂主要参照城市污水处理厂进行建设，没有考虑到渗滤液水质特性，因此都存在不能稳定运行的状况，出水也不能稳定达标。以生物处理为主的处理工艺处理成本一般为3～5元/m3。

2.2　第二阶段

此阶段在90年代中后期，研究人员考虑到渗滤液的水质独特性，如高浓度的氨氮、高浓度的有机物等，采取了脱氨措施，采取的处理工艺一般为氨吹脱＋厌氧处理＋好氧处理，代表性的工程实例有深圳下坪、香港新界西等。

深圳下坪渗滤液处理厂简介：

渗滤液处理厂处理量为800 m3/d，采用氨吹脱＋厌氧复合床＋sbr的处理工艺。

设计进水指标为：cod为5000～ 10000 mg/l，bod为1000～6000 mg/l， nh3-n为2000～3000 mg/l；出水标准为三级标准。

该工程投资1500万，工程于2002年投入使用，通过为期一年的运行，设备运行良好、出水稳定达标，处理成本12元/m3。

工艺特点：采用了化工规整填料塔，有效地解决了渗滤液的脱氨问题。出水的氨氮保持在 10 mg/l左右。

香港新界西渗滤液处理厂简介：

渗滤液处理厂处理量为1800 m3/d，采用氨汽提＋sbr的处理工艺。

设计进水指标为：cod为10 000 mg/l，bod为4000 mg/l，nh3-n为 3000 mg/l；出水标准为：cod＜1000 mg/l，nh3-n＜25 mg/l。

该工程投资700万美元，工程于1998年投入使用，处理成本为4.35美元/m3。

工艺特点：采用了汽提吹脱塔，将渗滤液的水温提高到60～70 ℃，用蒸汽进行汽提，减少了气量，同时不需要对渗滤液进行ph调整，另外，该渗滤液处理厂采用了脱氨尾气的分解装置，利用高温焚烧炉，操作温度在850 ℃，用催化燃烧的方法将脱氨尾气的氨气分解成氮气，有效地解决了脱氨尾气二次污染的问题。

2.3　第三阶段

2000年以后，由于经济的飞速发展，新建的渗滤液处理厂一般远离城区，渗滤液没有条件排入城市污水管网，因此处理要求也相应提高，一般需要处理到二级甚至一级排放标准。此时的渗滤液若仅靠生物处理无法达到处理要求，一般采取生物处理＋深度处理的方法。代表性的工程实例有广州新丰、重庆长胜桥等。

广州新丰渗滤液处理厂采用的是 uasb+sbr+反渗透处理工艺，处理规模为500 m3/d，工程投资约6000万，处理成本约25 元/m3。重庆长胜桥渗滤液处理厂采用的是反渗透的处理工艺，处理规模500 m3/d，工程投资约 3 700万，处理成本约10元/m3，目前这两个项目均在建设过程中。

3　存在问题

目前，我国的渗滤液处理厂存在的问题主要表现在：

3.1　渗滤液高浓度氨氮的问题

高浓度的氨氮是渗滤液的水质特征之一，根据填埋场的填埋方式和垃圾成分的不同，渗滤液氨氮浓度一般从数十至几千mg/l不等。随着填埋时间的延长，垃圾中的有机氮转化为无机氮，渗滤液的氨氮浓度有升高的趋势。

与城市污水相比，垃圾渗滤液的氨氮浓度高出数十至数百倍。一方面，由于高浓度的氨氮对生物处理系统有一定的抑制作用；另一方面，由于高浓度的氨氮造成渗滤液中的c/n比失调，生物脱氮难以进行，导致最终出水难以达标排放。

因此，在高氨氮浓度渗滤液处理工艺流程中，一般采用先氨吹脱，再进行生物处理的工艺流程。目前氨吹脱的主要形式有曝气池、吹脱塔和精馏塔。国内用得最多的是前两种形式，曝气池吹脱法由于气液接触面积小，吹脱效率低，不适用于高氨氮渗滤液的处理，采用吹脱塔的吹脱法虽然具有较高的去除效率，但具有投资运行成本高，脱氨尾气难以治理的缺点。以深圳下坪为例，氨吹脱部分的建设投资占总投资的30％左右，运行成本占总处理成本的70％以上。这主要是由于在运行过程中，吹脱前必须将渗滤液 ph调至11左右，吹脱后为了满足生化的需要，需将ph回调至中性，因此在运行过程中需加大量的酸碱调整ph，为了提供一定的气液接触面积，还需要风机提供足够的风量以满足一定的气液比，造成了渗滤液处理成本的偏高。

另外，空气吹脱法对于年平均气温较低的地区，存在低温条件下吹脱无法正常运行和冬季吹脱塔结冰的问题，在我国北方地区，其应用受到一定的限制。

采用汽提的方式虽然可以较好的解决氨氮的去除问题，但由于需要提高渗滤液的水温，其处理成本仍然较高。

据上所述，各种吹脱方式的特点对比见表2。

表2　各种吹脱方式的对比 吹脱方式 效率 尾气处理 占地 成本 气温 曝气池 低 难处理 大 低 有影响 吹脱塔 较高 难处理 较小 高 有影响 精馏塔 很高 较易处理 最小 高 无影响

3.2　渗滤液可生化性差的问题

渗滤液可生化性差主要体现在两个方面：

一是指随着填埋场填埋时间的延长，渗滤液的生化性降低，在填埋后期，可生化性很差，bod/cod 值小于0.1，此时的渗滤液俗称老化渗滤液。

另一方面，在填埋初期，虽然渗滤液的可生化性较好，但是光靠生物处理也很难将之处理至二级甚至一级标准以下，一般来讲，渗滤液的 cod中将近有500～600 mg/l无法用生物处理的方式处理。

4　研究方向

根据渗滤液处理存在的问题，目前我国垃圾渗滤液处理工艺的关键主要集中在以下两个方面：高浓度氨氮处理技术和渗滤液深度处理技术。

4.1　高浓度氨氮处理技术

高浓度氨氮处理技术，目前应用较多的主要有氨吹脱和生物脱氨技术。氨吹脱技术大多用空气为吹脱介质，低效率的吹脱设备吹脱的方式。相对而言，精馏塔脱氨是一种比较有前途的解决方案，虽然采用该法需要一定量的蒸汽，但由于水温提高了，可以减少调整ph的酸碱用量，还可以减小气液比，减少风机的电耗。另外，由于蒸馏后，脱氨尾气可以通过冷凝直接转换成液氨，可以回收利用，有效地解决了尾气难以治理的问题。因此，新型高效吹脱装置的开发，脱氨尾气的妥善处理成为了今后研究的方向。

除了氨吹脱的方法脱氨以外，生物脱氮也是一种经济、有效的脱氨方式。但传统理论认为：氨氮的去除是通过硝化和反硝化两个相互独立的过程实现的；硝化过程需要大量的氧气，而反硝化过程则需要一定的碳源。渗滤液氨氮浓度很高，c/n值较低，无法通过单一的生物脱氮方式解决渗滤液的脱氨问题。目前对生物脱氮技术又有了很多新的认识，如好氧反硝化、同时硝化反硝化、厌氧氨氧化、短程硝化等，这些技术具有需氧量低、能耗低、负荷高、对碳源碱度需求低等优点。mavinic d.s.等人的研究表明［2～4］，在外加碳源的条件下，采用前置反硝化的mle 工艺处理高氨氮渗滤液（氨氮浓度最高达到 1200 mgn/l）时，试验取得了较好的结果，并在研究中提出了厌氧氨氧化去除氨氮的概念。这些技术如果能在渗滤液中应用成功，将可以提高生物脱氮的能力，减少氨吹脱的量。尽量用经济的脱氮技术来处理渗滤液，这对降低处理成本，无疑起着积极的作用。

4.2　渗滤液深度处理技术

对于老化渗滤液，由于生物处理基本无效，因此，必须采用以物化为主的深度处理技术处理。深度处理技术一般有深度氧化法，如臭氧氧化、臭氧＋光催化氧化、臭氧催化氧化，以及膜处理技术等。

国内曾进行了用负钛型tio2作为催化剂进行光催化氧化的研究。国外对渗滤液的深度处理研究颇多，主要集中在光催化氧化和反渗透， a.wenzel等人通过用鼓泡塔＋薄膜光反应器对比uv/h2o2、uv/h2o2/o3、uv/o3等方法处理垃圾渗滤液的研究表明［5］：从运行成本和去除效率来考虑，采用uv/o3方法处理渗滤液是最为有效的方法。深度氧化技术的研究主要集中在高效反应器的研制，以提高单位能耗的处理效率，降低反应的能量输入，找出适合中国国情的渗滤液深度处理技术，使渗滤液达到相应排放标准。

由于高级的处理技术意味着较高的投资和运行费用，如何找到一种廉价的处理方式，成为人们关注的问题。人工湿地处理技术由于具有建设和运行成本低、设备简单、易于维护等优点，用该技术处理渗滤液在近几年得到了一定应用。 tjasa bulc等人在adriatic海滨建造了一座中试 cw（constructed wetland）［6］，处理dragonja一处公共填埋场的渗滤液，该人工湿地系统包括1座容积10 m3的均化池，2座互联的潜流床，总面积450 m2。在水力负荷为2～4.5 cm3/(cm2·d)，进水cod 1264 mg/l，bod 60 mg/l，nh3-n 88 mg/l的条件下，从1992～1996年连续监测，上述几种污染物的平均去除率分别为68％,46％,81％。这表明人工湿地对处理bod/cod＜0.05 的老化渗滤液具有较好的去除效果。另外人工湿地对氨氮的去除也有很好的效果，在监测过程中，渗滤液中氨氮浓度最高达到786 mg/l，去除率仍高达95％，这是因为湿地系统的砾石层和芦苇发达的根系具有巨大的比表面积，芦苇的根系提供了充足的氧，为硝化反硝化菌提供了生存介质和环境。

人工湿地系统对于处理老化渗滤液具有较好的效果，因此也可作为渗滤液深度处理的方法，对于有地方建造湿地的填埋场应予以推广。

另外对于封场后的垃圾填埋场的渗滤液也可采用人工湿地的处理方式。这是由于封场后的填埋场一般需在其表面覆盖粘土和营养土［7］，并种上绿化植物，以防止雨水的侵入和填埋气体的扩散。如果将绿化植物改为芦苇等植物，并做好渗滤液的收集排放设施，这样不但可以利用闲置的土地大幅度降低渗滤液的处理成本，还可以取得良好的处理效果。

5　总结

渗滤液作为一种特殊废水，其处理的投资、运行成本远远高于一般城市、工业污水，这主要是由于渗滤液氨氮浓度很高、有机物浓度高，导致处理工艺复杂，设备繁多。渗滤液由于在垃圾体已经经历了厌氧过程，其生化性相对较差，生物处理的停留时间较长，导致设施、设备的投资较大。而处理量一般相对较小，导致折旧、维修费较高。

渗滤液处理由于较高的投资和运行费用，在对其进行处理时应根据当地情况，采取综合处理的措施。对于北方降雨量少，垃圾含水率较低的填埋场，采用回灌措施是较为经济、有效的方法，但对于南方城市，其应用受到一定的限制。

对于有条件将渗滤液送至污水处理厂合并处理的地方，在不影响污水处理厂运行的前提下，可直接送至污水处理厂，否则应将之处理至符合《生活垃圾填埋场污染控制标准》三级排放标准。对于没有条件与城市污水合并处理而直接排放到水体的地方，应根据不同水域，严格将之处理到二级、一级标准，避免对环境的污染。

参考文献

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4　shiskowski d m, mavinic d s. biological treatment of high ammonia leachate: influence of external carbon during initial startup. wat res, 1998, 32(8): 2533～2541

5　a wenzel, et al. tocremoval and degradation of pollutants in leachate using a thinfilm photoreator. wat res, 1999, 33(4): 937～946