WO2012000162A1

WO2012000162A1 - 一步去除废水中碳氮污染物的方法

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Publication number: WO2012000162A1
Application number: PCT/CN2010/074604
Authority: WO
Inventors: 倪晋仁; 陈倩
Original assignee: 北京大学
Priority date: 2010-06-28
Filing date: 2010-06-28
Publication date: 2012-01-05
Also published as: CN101985376A; CN101985376B

Description

一步去除废水中碳氮污染物的方法技术领域

本发明涉及一种污水的处理方法，属水处理技术领域，尤其是涉及一种利用异养硝化-好氧反硝化细菌一步脱氮除碳的废水处理技术。背景技术

水体中存在的各类有机碳等耗氧污染物和无机氮磷等营养物质是导致天然水体丧失其功能的主要原因。耗氧污染物需要消耗水中的溶解氧，导致水体缺氧，进而发生腐败发酵，细菌滋长，产生黑臭。而过多的氮、磷的摄入是引起水体富营养化的 "元凶"，富营养化水体不仅影响水体的使用功能，而且危害人类健康。因此，人们一直致力于开发各种各样的污水处理技术来控制这两类污染物对环境造成的危害。

活性污泥法是处理各种污水最广泛使用的方法。在此过程中，有机物经异养微生物的氧化分解后，其中一部分碳、氮、磷、硫等物质经同化作用，合成为微生物的细胞组成部分，并以剩余污泥的形式排放；其余的大部分有机碳经异化作用氧化为二氧化碳得以去除，这一过程中产生的能量是异养微生物的生长、代谢所必需的。然而，传统的以去除有机污染物

( COD) 为主要 III的的二级生化处理技术难以达到理想的氮素去除的目的，氮素的去除率仅为 20-30%。因此，必须进一步改善二级处理的流出水质，进行深度脱氮处理。

生物脱氮技术是目前应用最广的废水脱氮技术，是指在微生物的作用下将有机氮和氨态氮转化为 N₂的过程。其屮包括硝化和反硝化两个反应过程。硝化反应是在好氧条件下，将 NH₄ ⁺转化为 N0₂ -和 N0₃_的过程。此作用是由亚硝酸菌和硝酸菌两种菌共同完成的。其反应如下：

2NH + 30,→ 2N0₂ + 4H+ + 2H₂0

2NO" + 0₂→ 2NO 总反应式为：

ΝΠ + 20₂→ NO + 2H⁺ + H₂0 一般认为，硝化细菌是化能好氧自养型细菌，生长率低，世代周期长，对环境条件的变化较为敏感。

反硝化反应是在无氧条件下，反硝化细菌将 NC 和 N0₃—还原为氮气的过程。反应如下：

6NO; + 2CH₃OH→ 6N0₂ + 2C0₂ + 4H₂0

6NO; + 3CH₃OH→ 3N₂ + 3H₂0 + 60H— + 3C0₂ 总反应式为：

6NO; + 5CH₃OH→ 5C0₂ + 3N₂ + 7H₂0 + 60H 反硝化细菌属异养型兼性厌氧菌，主要有变形杆菌属 ( Proteobacteria 微球菌属 ( Micrococcus 、假单胞菌属 (Pseudomonas ) ^ 芽胞杆菌属（ Bacillaceae )、产碱杆菌属（ Akaligenes )、黄杆菌属 (Flavobacterium ) 等兼性细菌，它们在自然界中广泛存在。

基于上述原理，人们开发出典型的两段式生物脱氮工艺——基于活性污泥法的 A/0工艺，即前置反硝化工艺，反硝化、硝化和有机物去除分别在两个反应器内进行，其流程图见下图所示。

N

这种传统硝化反硝化工艺在废水脱氮方面起到了一定的作用，但仍然存在着许多问题。

( 1 ) 硝化菌群增殖速度慢，且世代吋间长，难以维持较高的生物浓度；造成系统水力停留时间较长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用；

( 2 ) 传统工艺中的反硝化过程需要一定量的有机物，而废水中的 COD 经过曝气后大部分已被去除，因此反硝化过程往往需要外加碳源，增加运行费用；

(3 )为中和硝化过程中产生的酸度，需要加碱中和，增加处理成本; ( 4 ) 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 ) 系统为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同吋进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用。

因传统硝化-反硝化工艺存在上述缺陷，难以消除环境中愈加严重的氮素污染的沉重压力，许多国家加强了对生物脱氮的研究，并在理论和技术上都取得了重大突破，开发出一系列的新型脱氮工艺，如 SHARON工艺 CANON工艺 ²和 OLAND工艺 ³。

SHARON工艺 ( Single Reactor High Activity Ammonia Removal Over

Nitrite ) 是荷兰 Delft工业大学幵发的脱氮新工艺。其基本原理是同一个反应器内，先在有氧的条件下，利用氨氧化菌将氨氧化生成 N0₂—，然后在缺氧条件下，以有机物为电子供体，利用 N0₂—进行反硝化，生成 N₂。在生物反应器内，不进行污泥回流，系统中水力停留时间（HRT )与污泥停留时间（SRT) 相同，这样就可以通过控制亚硝化菌的生长速度来控制水力停留时间。反应过程中要严格控制温度和 pH值。操作温度一般控制在 30〜40°C之间，这是由于在这个温度范围内，亚硝化菌的生长速率远远大于硝化菌的生长速率，所以在反应器内亚硝化菌得到积累，而硝化菌则被淘洗出去，从而使硝化阶段控制在亚硝酸盐阶段。与传统工艺相比， SHARON工艺虽然具有投资和运行费用较低，易于启动和操作等优点，但亦有其自身的缺陷：该工艺中温度设计值过高，难以处理低氨氮浓度的大量污水，而且对反应器要求苛刻，在经典的间歇式反应器中难以实现。

CANON工艺（ Completely Autotrophic Removal Over Nitrite ) 是 2002 年首先由荷兰 Delft工业大学提出的新型生物脱氮工艺。这个工艺的微生物学原理是：亚硝酸细菌 Nitrosomonas europaea 能够在有氧条件下把氨氧化成亚硝酸盐；厌氧氨氧化细菌（如 Brocadia anammoxidans ) 则进一步在无氧条件下将氨和亚硝酸盐转化成氮气。由于亚硝酸细菌和厌氧氨氧化菌都是自养型细菌， CANON工艺无需外源有机物质，能够在完全无机的条件下进行。在此过程中，亚硝酸细菌的硝化作用受氧气供应量的制约，厌氧氨氧化菌的厌氧氨氧化作用受亚硝酸盐供应量的制约；而硝酸细菌则受氧气和亚硝酸盐供应量的双重制约。因此只要维持一个制约因子，就能淘汰硝酸细菌，保证 CANON反应装置稳定运行。

OLAND工艺称为氧限制自氧硝化反硝化（oxygen limited autotrophic nitrification denitrification) , 由比利时 Gent大学微生物生态实验室开发。该工艺的关键是控制溶解氧，若限制氧的供应，自养型亚硝酸盐细菌将以氧作为电子受体，把部分氨氧化成亚硝酸盐；再以氨作为电子供体，把亚硝酸盐还原为氮气。该反应机理为由亚硝化菌催化的 N0₂_的歧化反应。 OLAND与 CANON工艺的主要差别在于：前者由亚硝酸细菌单独作用，后者由亚硝酸细菌和厌氧氨氧化细菌协同作用。该工艺面临一个严峻的挑战，即自养型亚硝酸细菌的活性较低，污泥氨氧化速率不高。

上述各种新工艺，其基本原理为 NH₄+的氧化与： 0₂_的还原相偶联，在实际的含氮废水的处理中发挥了巨大的作用。然而，从理论上讲并不新颖，无法脱离现有技术的窠臼，仍旧无法克服传统工艺中存在的瓶颈问题:

( 1 ) 硝化菌群细胞产率低，难以维持较高的生物浓度；

( 2 )抗冲击能力弱，当环境中存在有机物时，自养型细菌对 0₂和营养物质的竞争能力明显弱于异养型细菌，难以在硝化过程中发挥作用；

( 3 ) 硝化与反硝化过程必须在时间或空间上分离，分两段进行，以满足其不同生长条件的要求。

本申请的发明人意识到硝化过程可以是异养细菌的生理行为，而反硝化过程可以在好氧条件下进行，并且一些细菌同时具有异养硝化和好氧反硝化的能力。所述异氧硝化-好氧反硝化细菌包括：脱氮副球菌 ( Thiosphaera pantotropha ) , 产碱—菌属 (Alcaligenes faecalis ) , ：芽孢木干菌 ( Bacillus sp. ) 等，以及发明人已成功分离得到的同时具有异养硝化和好氧反硝化能力的细菌：土壤杆菌 (Agmbacterium sp.， CN200910083014.3 ) , 睾丸酮丛毛单胞菌 ( Comamonas sp.， CN200910085 188.3 ) 和木糖氧化无色杆菌 (Achromobacter sp. , CN200910085 187.9)。利用这类具有特殊性质的细菌的生理特性和代谢机理，基于硝化过程可以是异养细菌的生理行为，而反硝化过程可以在好氧条件下进行，使得可以在同一好氧环境下完成硝化和反硝化反应，能够较好的克服上述提到的传统工艺中存在的瓶颈问题，由此完成了本发明。发明内容

本发明突破了传统自养硝化和缺氧反硝化代谢理论的限制，提出一种利用异养硝化 -好氧反硝化细菌一步去除污水中碳氮污染物的方法，克服了现有方法屮存在的硝化细菌增殖缓慢、硝化与反硝化反应必须分开进行等瓶颈问题。

本发明的核心在于，基于利用异养细菌，而不是自养细菌参与硝化过程，以及好氧细菌，而不是厌氧细菌参与反硝化过程，通过利用异氧硝化 -好氧反硝化细菌，使得硝化和反硝化反应由异氧硝化 -好氧反硝化细菌在同一好氧环境下完成，而不是由不同的细菌在好氧和缺氧两种环境下分步完成，使得有机碳和 /或无机氮在异养硝化-好氧反硝化细菌的作用下被去除，有机物在异养微生物的作用下被去除，由此可以通过一步方式去除碳氮污染物，实现了发明目的。

本发明指出的异养硝化是指细菌以有机物为电子受体， NH₄ ⁺为电子供体，将 NH₄ ⁺氧化为 N0₂—或 N0₃—的过程；好氧反硝化是指细菌在好氧的条件下，以有机物为电子供体， ΝΌ₂-或 Ν0₃—为电子受体，将其还原为氮气的过程。兼有异养硝化-好氧反硝化能力的细菌是指同时具有这两种能力的细菌，即能够在好氧条件下将 ΝΗ₄+转化为 Ν₂，硝化和反硝化反应偶联进行。

所述异氧硝化-好氧反硝化细菌包括：脱氮副球菌 i Thiosphaera pantotropha ) , 产减菌属 (Alcaligenes faecalis ) , 芽孢杆 '菌 ( Bacillus sp. ) 等，以及发明人已成功分离得到的同时具有异养硝化和好氧反硝化能力的细菌：土壤杆菌 (Agrobacterium sp. , CN200910083014.3 ), 睾丸酮丛毛单胞菌（ Co画 monas sp.， CN200910085188.3 ) 和木糖氧化无色杆菌 (Achromobacter sp. , CN200910085187.9 ) o 所述细菌的生长细胞、细胞悬浮液能分别以氨氮为唯一氮源，有机物为碳源进行异养硝化-好氧反硝化作用，从而将氨氮去除。优选地，所述细菌的生长细胞、细菌悬浮液能分别以硝酸盐氮或亚硝酸盐氮为氮源，有机物为碳源进行好氧反硝化作用，从而在好氧条件下将硝酸盐氮或亚硝酸盐氮去除。

本发明提出的歩去除污水中碳氮污染物的方法，其特点是在单一生化反应器内无须营造缺氧 /好氧交替的环境，只需通过一个曝气单元即可以实现氨氮、总氮和 COD的同时去除。

如果废水中有机碳含量不足，则可在培养过程中加入有机碳源，所述有机碳源是烃类及其衍生物，如有机酸或其盐，包括但不限于葡萄糖、柠檬酸、苹果酸、无水乙酸、无水乙酸钠或丁二酸钠等，或是它们的组合物，以维持异养硝化-好氧反硝化细菌正常的生理代谢。有机碳源是本领域的普通技术人员可以适当选择的。

有机碳源的添加需要考虑污水中的有机碳 COD/N 比例，当所述污水中的有机碳与氮的比例即 COD/N比小于 2-4时，向曝气系统中添加有机碳源，以更好地去除污水中的总氮。

本发明适用于氮含量不同的污水。比如总氮 ( TN )浓度约为 20〜80 mg/L 的城市生活废水，或 TN浓度约为 400〜500 mg/L的高浓度有机废水。根据氮含量的不同，可以适当延长反应时间，直至污水中的碳、氮污染物基本被去除。

本发明适用于各种类型、不同成分污水的除碳氮污染物处理。根据污水组成的不同，可以适当改变异养硝化-好氧反硝化细菌的投加比例，并接种有针对性的活性污泥，以保证对、 N污染物的去除效果。

具体地，在本发明的一个方面，提供了异养硝化-好氧反硝化细菌在一步式去除污水中碳氮污染物中的应用。优选所述异氧硝化-好氧反硝化细菌是本发明中所描述的。

在本发明的一个方面，提供一种去除污水中碳氮污染物的方法，其包括在去除有机碳和氮污染物的曝气系统内接种异养硝化-好氧反硝化细菌，其中所述氮污染物包括有机氮污染物和 /或无机氮污染物。

在一个具体的实施方案中，所述异养硝化 -好氧反硝化细菌是至少一种。优选地，所述至少-一种异养硝化-好氧反硝化细菌问的配比是等比例。

在一个具体的实施方案中，以高活性的异养硝化 -好氧反硝化细菌为曝气系统内混合液中的优势菌群。优选地，所述异养硝化-好氧反硝化细菌包括：月兑氣副球—齒 ( Thiosphaera pantotropha ) , j ^&减菌属 (Alcaligenes faecalis ) , 芽孢杆菌（^^ //^ sp. ) 等，保藏号为 CGMCC No. 2962的土壤杆菌，保藏号为 CGMCC No.2963 的睾丸酮丛毛单胞菌和保藏号为 CGMCC No.2964的木糖氧化无色杆菌。在另一个具体的实施方案中，其中所述异养硝化-好氧反硝化细菌的接种量占曝气生化反应器内总生物量的范围为 2%以上，优选 10%以上，更优选为 20%- 60%，最优选 20%-40%，其中所述总生物量优选为包括异养硝化-好氧反硝化细菌和活性污泥的总量。

在另一个实施方案中，所述污水中的氮是有机氮，氨态氮，亚硝酸盐氮和 /或硝酸盐氮。

在另一个实施方案中，所述有机碳是烃类及其衍生物，优选是有机酸或其盐，包括但不限于葡萄糖、柠檬酸、苹果酸、无水乙酸、无水乙酸钠或丁二酸钠等，或是它们的组合物。

在另一个具体的实施方案中，其中所述曝气系统中包含活性污泥和 / 或用于污水处理的微生物群体。所述用于污水处理的微生物群体对于本领域的普通技术人员是已知的，包括例如 BCP35M, bionetix, U：。

具体地，本发明的方法可以广泛的适用于现有的各类生化反应器和脱氮除碳系统，比如悬浮式或附着式（包括生物滤池或流化床等）的单一间歇反应器或连续流反应器，或是它们的组合。特别的，采用本发明提出的方法，利用传统的二级生化处理系统，无须构建新的反应器，即可以完成碳、氮污染物的去除。

本发明指出的异养硝化 -好氧反硝化细菌的生物学特性，决定了在单一反应器中即可以实现一步脱氮除碳。全过程只需要一个反应器即可进行，通过简单的控制曝气时间，达到脱氮除碳的目的；最大限度地减少了反应器设置，克服了经典操作中多个反应器设置的诸多困难，简化了操作手续。

在单一反应器中脱氮除碳系统的典型流程可参见图 1。如图所示，将异养硝化-好氧反硝化细菌与活性污泥按照一定比例混合后在曝气池内驯化培养；进水为含 COD和氨氮的废水，在一定的曝气时间下完成 COD 的去除，同时氨氮在异养硝化-好氧反硝化细菌的作用下被降解，产生氮气；然后在二沉池发生泥水分离，一部分污泥回流至曝气池，上清液随重力作用流出。

本发明并不局限于单级反应器，还可以与传统技术结合，如 A²/0、 A/O或 AB工艺等，通过在曝气池内投加异养硝化-好氧反硝化细菌来对传统工艺进行升级改造，强化处理效果。总之，较之传统技术以及新型的脱氮技术而言，本发明具有如下技术优点：

(1) 根据异养硝化-好氧反硝化细菌的生理特征和代谢机理，实现了一步式的脱氮除碳反应，解决了传统废水处理中生物脱氮需要采取缺氧反硝化、好氧硝化分段处理的问题；

(2) 能够缩短停留时间，与自养硝化细菌相比，异养硝化细菌的生长速率快、细胞产率高，可以有效解决自养硝化细菌增值缓慢、系统水力停留时间长的问题；

(3) 硝化和反硝化偶联进行，反硝化过程中产生的碱度可以很好的弥补硝化过程中产生.的酸度，整个过程无需加碱调节 pH;

(4) 采用本发明，在传统活性污泥法的二级生化处理系统，可以完成污染物的去除，无须构建新的反应器，最大限度的简化了工艺流程，节省了设备和投资的成本，因此，具有较好的经济效益和环保效益；

(5) 本发明适用于各种废水的脱氮除碳处理，应用前景广阔，具有很好的社会效益。下面结合具体实施方式对本发明进行详细描述。本领域的普通技术人员可以理解，实施例仅仅是举例说明的目的，本发明的范围并不以具体实施方法为限，而是由权利要求的范围加以限定。附图说明

图 1: 一步法脱氮除碳废水处理系统示意简图。

图 2: 混合菌株对高氨氮废水的处理效果。

图 3: 模拟 SBR装置对廊坊生活污水的处理效果。

图 4: BAF装置示意图， 1: 进水槽， 2: 进水泵， 3: 进水口， 4: 取样口， 5：空气泵， 6: 砂芯曝气器， 7: 排泥口。

图 5: SBR小试装置示意图。

图 6: 活性污泥处理系统流程示意图， 1: 进水池， 2_: 蠕动泵， 3: 曝气机， 4：曝气池， 5: 污泥回流泵， 6: 二沉池， 7出水。

图 7: CAST装置示意图， 1: 原水储水桶， 2: 单向自吸进水泵， 3: 电磁空气泵， 4：转子流量计， 5 : 厌氧区， 6: 缺氧区， 7曝气区， 8: 排泥口， 9：单向自吸排水泵， 10: 出水桶， 11 : 时间继电器。具体实施方式

在以卜-的具体实施例中，异养硝化 -好氧反硝化细菌的培养方法如下：将土壤杆菌（CGMCC No. 2962，参见 CN200910083014.3 )和 /或睾丸酮丛毛单胞菌（ CGMCC No.2963 , 参见 CN200910085188.3 )和 /或木糖氧化无色杆菌 ( CGMCC No.2964, 参见 CN200910085187.9) 接种于 1L含 0.5g KN0₃和 0.35g NH₄C1的 LB培养基中（每升含 NaCl 5g，胰蛋白胨 10g，酵母提取物 5g)，防止杂菌的侵入及保持菌体的生长活力，进行富集培养。将培养得到的菌液离心，用 0.05%的 NaCl水溶液洗涤三次，制成菌悬液。

在以下的具体实施例中，所用各种废水的基本污染物组成如下，本发明的实施并不限定于任何具体组成或浓度的废水。

( 1 ) 模拟高氨氮废水

每 L废水含 0.42g NH4CI, l .Og KH₂P0₄， 0.06g FeS0₄-7H₂0, 0.2g

CaCl₂-2H₂0, l .Og MgS0₄-7H₂0, 4.78g琥珀酸钠，以自来水配制，调节 pH 7.0-7.3 , NH₄ ⁺-N浓度约为 110 mg/L。

(2) 模拟生活污水

每 L废水含 0.5g CH₃COONa， 0.125g NaHC0 , 0.2g NH₄C1, 0.044g KH₂P0₄， 0.05 lg MgS0₄* 7H₂0， 0.3g CaCl₂« 2H₂0, 0.00625g FeS0₄' 7H₂0，以自来水配制， COD约为 400-500 mg/L左右， TN浓度约为 50 mg/L。

( 3 ) 生活污水

水样取自河北省廊坊市经济开发区污水处理厂，其基本污染物组成见表 1所示。

COD TOC NH₄ ⁺-N N0₂"N N0₃— N TN

pH

(mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L)

250-270 110- 120 28〜30 0〜0.1 0-0.01 29-31 6.8-7.2 注： TOC表示总有机碳

(4) 生活污水水样取自河南省偃师市污水处理厂，其大致污染物组成见表 2所示表 2 偃师市生活污水水质表征

COD TOC NH -N TN TP

pH

(mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L)

130 55 46.7 50 5.11 6·8〜7·2

注： TOC表示总有机碳实施例中各种污染物的监测分析方法参考《水和废水监测分析方法》

(第四版，中国环境科学出版社， 2002 )。温度和溶解氧通过便携式溶氧测定仪（YSI550A, USA) 进行测定。污泥浓度（MLSS ) 和挥发性悬浮固体浓度（MLVSS ) 根据重量法测定。

实施例中使用的各种单位，统一采用国家标准。实施例 1

本实施例以不同配比的土壤杆菌与活性污泥的混合污泥处理模拟高氨氮废水。

在 250 mL的锥形瓶中加入 90 mL模拟高氨氮废水，混合污泥总接种量为 10 mL。混合污泥中土壤杆菌的接种量分别控制在 0%， 20%, 40%, 60%, 80%和 100%, 其中接种量的定义是投加的细菌占混合污泥总量的比例。

在 30°C， 150 rpm的摇床中培养，不同时间取样，分析废水中 COD、氨氮和总氮的变化情况。摇床培养 24 h后，各种投茵量下的处理结果如表 3所示。从表 3中可以看出，当投菌量为 0%，即完全是活性污泥投加时，系统出水 COD为 109.4 mg/L， NH₄ ⁺-N浓度为 9.65 mg/L，出水总氮浓度却高达 50.71 mg/L，说明在纯活性污泥的条件下，虽具有一定的去除氨氮的能力，但是对总氮去除能力有限。当投菌量为 40%时，出水 COD、 NH₄ ⁺- N和 TN分别为 135.0， 8.25和 17.18 mg/L，对总氮的去除效果相比纯活性污泥条件下大大提高，一步实现了好氧条件下 C、 N污染物的同时去除，处理效率达到最佳。然而，随着细菌投加量的增加，处理效果呈现下降的趋势。这可能是由于随着投加量的增力 1:1，活性污泥投加量相对减少，

实施例 2

本实施例以不同配比的土壤杆菌、睾丸酮丛毛单胞菌和木糖氧化无色杆菌的混合液处理模拟高氨氮废水。三种细菌之间的配比方案见表 4 所示。在 30°C下， 150 rpm的摇床中进行混合菌降解效果实验，实验周期为 30 h。间隔一定时间取样，分析模拟废水中氮素和 COD浓度的变化，结果见图 2所示。可以看出，三种细菌的比重不同，处理效果有明显的差异。当三者之间的比重为 1:1:1 时，对氨氮、总氮和 COD都实现了较高的去除。说明三种细菌以这种配比混合后，协同作用发挥到最大。此外，混合菌株对氮素和 COD的去除能力并没有大大高于单菌株的去除能力，可能与单菌株自身降解能力较强有关。表 4 混合菌配比实验

土壤杆菌丛毛单胞无色杆菌 A/B/C

编号'

A 菌 B C (v/v)

1 20 mL OmL OmL

2 OmL 20 mL OmL

3 OmL OmL 20 mL o

4 7 mL 7 mL 6 mL 1:1:1

5 12mL 4 mL 4 mL 3:1:1 6 4 mL 12 mL 4 mL 1 :3: 1

7 4 mL 4 mL 12 mL 1 : 1 :3 实施例 3

木实施例以模拟 SBR装置来处理廊坊市经济开发区生活污水（参见表 1 )。以 500 mL的量筒作为反应器，以一只增氧泵连接一个砂芯曝气头通入空气。

试验过程中在反应器中加入 250 mL 生活污水，接种混合污泥 100 mL o 混合污泥由活性污泥与高效菌液混合而成；高效菌由土壤杆菌、睾丸酮丛毛单胞菌和木糖氧化无色杆菌的菌悬液按 1 : 1 : 1体积比混合而成；混合污泥中高效菌投菌量控制在 30%，其中投菌量的定义是投加的高效菌占混合污泥总量的比例。

在 30 °C下，曝气量控制在 400 mL/min，不同时间取样，分析生活污水中 COD、氨氮和总氮的变化情况，结果见图 3所示。在 24 h的停留时间下，进出水 COD分别为 228.28 mg/L和 26.88 mg/L, 去除率为 88.24%; 进出水氨氮浓度分别为 24.34禾 Π 1.28 mg/L, 去除率为 94.74%; 进出水总氮浓度分别为 31.35 和 10.92 mg/L, 去除率为 65.17%。与此同吋，随着氨氮浓度的下降，亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的变化曲线几乎为一条直线，说明亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的积累较少。由此说明，只经历一个曝气阶段，就能实现氮素和有机物的高效去除，充分体现了本发明所阐述的特色，实现了一步式脱氮除碳。实施例 4

本实施例以固定化曝气生物滤池（BAF) 来处理模拟生活污水。

BAF反应器为有机玻璃加工而成的圆柱，见图 4所示。反应器内径为 9 cm，总高度 75 cm，有效高度 55 cm, 反应器内填充 FPUFS载体（自制），具有羟基、环氧基、酰胺基等反应基团，形状为 8 mmx8 m_mx8 mm 的立方体，湿密度为 1.0 g/cm³，比表面积为 80〜120 m²/g，孔径为 0.3〜0.7 mm。装填载体后有效体积为 2.2 L。模拟废水均由反应器底部进入，空气经转子流量计调节流量后通过砂芯曝气器在反应器底部进行曝气，气水同向流。

BAF内首先接种活性污泥进行闷曝， 3 d后游离的活性污泥即固定在 FPUFS载体上。成功挂膜后开始连续进水，直至获得稳定的 COD、氨氮和总氮的去除率。然后，按照反应器有效体积的 20%投加与实施例 3中相同的高效菌悬液，投加后闷曝 12 h，保证细菌充分固定在载体上而不被水流冲走。 BAF反应器内水质澄清后幵始连续进水，期间 HRT=8 h，溶解氧（DO) =4 mg/L左右，温度控制在 25〜30 °C。连续运行 14天的结果见表 6所示。

从表 6中可以看出，在反应器连续运行的 14 d内，系统运行状况较好。出水 COD浓度维持在 50 mg/L以下，出水氨氮浓度 <().5 mg/L，出水总氮浓度在 9〜15 mg/L之间。废水从 BAF底部流入，曝气，与载体上固定的微生物充分接触发生反应，进而污染物得以去除。此外， BAF 内装填多孔 FPUFS载体，在载体内部易形成缺氧环境，因此，会发生一部分的缺氧反硝化。然而，异养硝化 -好氧反硝化细菌的加入大大提高并保证了良好的出水水质，缩短了水力停留时间。

实施例 5

本实施例以 SBR小试装置来处理模拟生活污水。

SBR反应器为圆柱形，有效高度 800 mm，内径 90 mm，有效体积 4 L，见图 5。出水口设置在距离反应器底部 700 mm处，排水比为 50%。 SBR 系统采用时间继电器控制进水、曝气、沉淀、排水和静置过程，进水由自吸泵控制，采用空气压缩机连接砂芯曝气头曝气。反应器运行总周期为 6 h，进水 18 min，曝气时间 150 min，沉降、静置时间 150 min，排水时间 10 min。 SBR内接种实施例 3中的混合污泥 2 L，温度控制在 20〜30°C。

连续运行，实验结果见表 7所示，运行期间系统表现出良好的脱氮除碳能力。进水 COD在 400〜500 mg/L之间，出水稳定在 20〜40 mg/L，平均去除率为 93.35%; 进水氨氮浓度在 40〜50 mg/L之间，出水浓度低于 1 mg/L, 平均去除率高达 99.31%; 出水总氮浓度稳定在 15 mg/L左右，平均去除率为 65.95%。

从运行方式上看，曝气时段结束后，经历了一个较长时间的沉淀、静置时间。需要说明的是，这个阶段与传统方法中的缺氧段存在很大的不同。传统方法中缺氧段往往需要添加搅拌装置，使废水和污泥充分接触来强化缺氧反硝化作用；而本发明中的沉降静置阶段并不增设搅拌，其主要目的是保证污泥的充分沉降并抑制污泥膨胀； C、 N等污染物绝大部分在好氧段被去除。

表 7 SBR小试装置对模拟生活污水的处理效果

实施例 6

本实施例以活性污泥法屮试装置来处理模拟生活污水。

处理装置和流程见图 6所示。接种实施例 3中的混合污泥，维持污泥浓度（其中高效菌与活性污泥的比例为 20%) 在 2000〜2500 mg/L之间，通过控制进水流量维持水力停留时间在 12 h，曝气池内溶解氧控制在 3〜4 mg/L, 污泥回流比为 60%左右，温度控制在 20〜30°C。

系统对模拟生活污水的处理结果见表 8所示。从表中可以看出，出水 COD稳定在 32.40 mg/L左右，去除率为 93.69%; 出水氨氮浓度为 0.20 mg/L左右，去除率达 98.28%; 出水总氮主要以硝酸盐氮的形式存在，去除率为 49.89%。尽管出水中 TN浓度仍较高（25.41 mg/L) , 但是相比传统活性污泥系统， COD、氨氮和总氮的去除率都有较大的提高。

表 8 活性污泥法中试装置对模拟生活污水的处理效果

实施例 7

本实施例以固定化曝气生物滤池（BAF)来处理廊坊市经济开发区生活污水（参见表 1 )。 BAF的构造、尺寸和运行方式与实施例 4中的装置相同。

处理效果见表 9所示。进水 COD平均浓度为 289.6mg/L，出水 COD 平均浓度稳定在 31.8 mg/L左右，去除率为 88.85%; 进水氨氮的平均浓度为 27.96 mg/L，出水氨氮浓度稳定在 0.49 mg/L，去除率高达 98.28%; 进水总氮的平均浓度为 28.95 mg/L，出水总氮稳定在 13.74 mg/L左右，出水总氮主要以硝酸盐氮的形式存在。相比实施例 4中对氮素的去除效果，本实施例对 TN的去除效果略差。分析原因，可能是因为实施例 4中 COD/TN 比值较高，在 8〜10之间；而本实施例中采用实际生活污水， BOD/TN仅为 4左右，好氧反硝化过程可能因缺乏足够的碳源作为电子供体而导致脱氮效率略低。表 9 BAF对廊坊市生活污水的处理效果

实施例 8

本实施例以 CAST中试装置来处理偃师市生活污水（参见表 2)。 CAST池的工艺流程见图 7所示。该反应器采用有机玻璃材料制成，尺寸为 830 mm X 400 mm X 500 mm，有效体积 165 L。反应器前端设置厌氧区和缺氧区作为生物选择器，污水首先进入该生物选择器，然后进入主曝气池。沿反应器自上而下设置两个取样口，底部设置排泥口。

反应器内接种实施例 3中的混合污泥，其典型特征如下： SV₃。值 23 mL， MLSS为 4900 mg/l， MLVSS为 2580 mg/l， MLVSS/MLSS比值为 0.53 ; 污泥 SVI值为 46.92，沉降性能良好。

反应器采取序批式的运行方式：运行总周期为 6 h，进水 2.7 min，静置 50 min，曝气 3 h(DO控制在 2 mg/L左右），沉淀静置 2 h，排水 7.3 min。排水比维持在 50%，水力停留时间（HRT) 为 12 h。

因该生活污水中 COD含量较低，考虑在运行过程中补加一部分碳源来保证异养硝化-好氧反硝化细菌的数量和活性，提高处理效果。补加碳源和未补加碳源条件下的技术参数和处理效果见表 10所示。从表中我们可以看出，补加碳源条件 (如乙酸钠)下，出水水质有了明显的改善，出水总氮浓度从 21.62 mg/L降低到 12.81 mg/L, 出水总磷浓度从 1.83 mg/L降低到 0.32 mg/L。在脱氮除碳的同时，还表现出良好的除磷效果，实现了一步式脱氮除碳和除磷，充分发挥出本发明的特色和优势。表 1 0 CAST工艺对偃师生活污水的技术参数和处理效果

实施例 9

本实施例为考察污水中有机碳与氮的比例（COD N)对实施效果的影响，变化模拟生活污水中碳源的含量，其它成分不变，并采用 2个固定化曝气生物滤池（BAF )来处理不同含碳浓度的模拟生活污水。其中， 1#BAF 接种实施例 3中的混合污泥， 2#BAF接种普通活性污泥。两个 BAF的构造、尺寸和运行方式与实施例 4中的装置相同。

处理效果见表 9所示，在各种有机碳 /氮比条件下， 1 #BAF X寸 COD、氨氮和总氮的处理效果都优于 2#BAF。说明接种异养消化-好氧反硝化细菌对系统的处理效果有较大的改善。当 COD/N的比例低于 2吋， 1#BAF 对氨氮的处理效果明显优于 2#BAF，可能是由于相比自养硝化细菌，异养硝化细菌具有更快的生长速率；且当 COD/N的比例为 2时， 1 #BAF的氨氮处理效果已经达到国家一级 A排放标准，而 2 AF仅达到一级 B排放标准。此外，当 COD/N的比例低于 4时，相对于 2#BAF， 1#BAF对总氮的去除优势并不明显，可能是 Lij于污水中 COD浓度比较低，部分影响了异养硝化 -好氧反硝化细菌的活性。考虑到总氮的达标排放，可适当补充有机碳源。

表 9 BAF小试装置对不同碳氮比模拟生活污水的处理效果

注： 1出水表示 1#BAF的出水； 2出水表示 2#BAF的出水参考文献：

1.Hellinga, C, Schellen, A., Mulder, J.W., van Loosdrecht, M.C.M., Heijnen, J. J., 1998. The sharon process: An innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water. Water Sci. Technol. 37， 135-142.

2. Third, K.A., Sliekers, A.O., Kuenen, J.G., Jetten, M.S.M., 2001. The canon system (completely autotrophic nitrogen-removal over nitrite) under ammonium limitation: Interaction and competition between three groups of bacteria. Systematic and Applied Microbiology 24, 588-596.

3. Prentice, H.C., Lonn, M.， Lefkovitch, L.P., Runyeon, H., 1995. Associations between allele frequencies in festuca-ovina and habitat variation in the alvar grasslands on the baltic island of oland. Journal of Ecology 83， 391-402.

Claims

权利要求

1. 一种一歩式去除污水中碳氮污染物的方法，其包括在去除有机碳和氮污染物的曝气系统内接种异养硝化-好氧反硝化细菌，其中所述氮污染物包括有机氮污染物和 /或无机氮污染物。

2. 权利要求 1 的方法，其中所述污水中的氮是有机氮，氨态氮，亚硝酸盐氮和 /或硝酸盐氮。

3. 权利要求 1的方法，其中所述有机碳是烃类及其衍生物。

4. 权利要求 1的方法，其中所述异养硝化-好氧反硝化细菌包括脱氮副球菌 ( Paracoccus pantotropha )，产减菌属 (Alcaligenes faecalis ) , 芽孢杆菌 (Bacillus sp.)，保藏号为 CGMCC No. 2962的土壤杆菌 grobacterium sp.)，保藏号为 CGMCC No.2963的睾丸酮丛毛单胞菌 i Comamonas 和保藏号为 CGMCC No.2964的木糖氧化无色杆菌 ( Achromobacter sp. )。

5. 权利要求 4的方法，其中所述异养硝化-好氧反硝化细菌是至少一种。

6. 权利要求 4的方法，其中所述至少一种异养硝化-好氧反硝化细菌间的配比是等比例。

7.权利要求 1的方法，其中所述异养硝化-好氧反硝化细菌的接种量占曝气生化反应器内总生物量的范围为 2 %以上。

8. 权利要求 1的方法，其中所述异养硝化-好氧反硝化细菌是高活性的，并且为曝气系统内混合液中的优势菌群。

9. 权利要求 1的方法，其中当所述污水中的有机碳 /N比低于 2 4时，添加有机碳源来提高总氮的处理效果。

1 0. 根据权利要求 1的方法，其中所述曝气系统是好氧曝气的生化反应器。

1 1. 权利要求 10 的方法，其屮所述的生化反应器为悬浮式或附着式的单

- -间歇式反应器或连续流反应器，或是它们的组合。

12. 权利要求 1的方法，其中所述异养硝化-好氧反硝化细菌的生长细胞、细胞悬浮液分别以氨氮为唯一氮源，有机物为碳源进行异养硝化-好氧反硝化作用。

13. 权利要求 1 的方法，其中所述的异养硝化-好氧反硝化细菌的生长细胞、细菌悬浮液分别以硝酸盐氮或亚硝酸盐氮为氮源，有机物为碳源进行好氧反硝化作 )¾。

14. 权利要求 1的方法，其中所述曝气系统中包含活性污泥和 /或用于污水处理的微生物群体。

15. 异养硝化 -好氧反硝化细菌在一步式去除污水中碳氮污染物中的应用。