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时间: 2023-12-15 05:57:01 | 作者: 产品中心
在工程实践中，目前应用最广泛的传统生物脱氮过程主要包含：好氧硝化、缺氧反硝化两部分组成。
因此，借鉴这一微生物视角对污水处理生化系统做多元化的分析，为执行特定功能的微生物提供更好的生长代谢条件，就能够在一定程度上帮助我们更好地实现高效脱氮。
在实践中，大家可根据针对对象及功能菌群菌的特点，通过参数调节促进那些我们所需要的微生物的良好生长代谢。
氨化细菌能利用有机物获取能量并进行生长代谢，且其在好氧和缺氧环境都可生长，这些特点使得氨化细菌生长迅速、分布广泛，在生化系统中很少成为问题所在。
由于亚硝化过程会导致系统碱度下降，而亚硝化菌的最适pH值范围约为在7.0-7.5，因此应注意曝气池pH值，避免pH值过低导致亚硝化菌活性下降，氨氮去除不佳。
硝化菌主要参与系统中亚硝酸盐被氧化为硝酸盐的过程，其与亚硝化细菌常常会出现在相近区域，特点也较为相似。从微生物学角度来看，硝化细菌是一类在好氧条件利用无机碳源合成自身菌体、利用氧化亚硝酸盐释放能量的化能（能量来源）-好氧（溶氧要求）-自养（碳源类型）细菌。
由于硝化过程会导致系统碱度下降，而硝化菌的最适pH值范围约为在7.0-8.0，因此应注意曝气池pH值，避免pH值过低导致硝化菌活性下降。
反硝化菌主要参与系统中硝酸盐及亚硝酸盐被还原的过程，是生化系统中硝酸盐氮去除的基本功能菌。
因此，为促进硝酸盐在反硝化过程中被去除，充足的有机碳源、良好的缺氧环境是必不可少的。
在研究人员对生物脱氮中物料守恒、能量代谢等方面的持续关注下，一些相对新颖的生物脱氮过程逐渐被提出并完善，接下来对这几种常见新型生物脱氮过程进行简单介绍。
近年来，短程硝化、厌氧氨氧化、好氧反硝化等新型生物脱氮过程逐渐引起人们注意。
传统生物脱氮中，氨氧化（即亚硝化）过程为好氧过程，细菌需要溶解氧作为电子受体实现氨氮的氧化。
由于厌氧氨氧化菌一般呈现红色，因此也常常被称为“红菌”。厌氧氨氧化菌是自养微生物，以二氧化碳等无机物为碳源进行自身生长合成。由于厌氧氨氧化无需好氧曝气条件与有机碳源，其在曝气能耗削减与有机碳源节约方面有着显著优势，因此近年来厌氧氨氧化成为发展最迅猛的新型脱氮理论之一。
传统硝化过程是从氨氮到亚硝酸盐再到硝酸盐的全程硝化，而短程硝化一般指代从氨氮到亚硝酸盐这一过程。
现阶段短程硝化的主要技术问题就在于：如何在不同环境下（温度、有机物含量等因素）实现对于氨氮到亚硝酸盐这一转化过程的长期稳定维持。
目前已有大量好氧反硝化细菌被筛选鉴定并考察相关脱氮性能，采用好氧反硝化细菌作为菌种来源的微生物菌剂也逐渐出现，然而好氧反硝化理论仍需逐渐完备，其准确机理仍在探索中，同时，关于好氧条件的准确界定也要进一步探讨。
传统反硝化过程需要以有机物作为电子供体及碳源以供细菌获取能量并合成自身菌体，这些反硝化细菌属于异养型细菌。
考虑到自养反硝化菌的功能菌为自养菌，如何快速高效地获得大量自养反硝化菌，并将其长期稳定存留于生化系统中是自养反硝化能否逐步发展的关键技术问题。
传统生物脱氮中反硝化一般来说包括从硝酸盐到氮气的全程反硝化过程，而短程反硝化则可理解为全程反硝化过程中的一部分，具体囊括过程则根据自身的需求而定。
现阶段短程反硝化的主要技术问题包括：如何长期稳定高效地实现反硝化过程的针对性控制，以及怎么来降低反硝化过程中一氧化二氮等温室气体的排放量。
生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第一步是由亚硝化菌将NH4+-N氧化为NO2--N的亚硝化过程；第二步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为NO3--N的过程；然后通过反硝化作用将产生的NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N是硝化和反硝化过程的中间产物。1975年Voets等在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程中NO2--N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。如下图所示。
比较两种途径，很明显，短程硝化反硝化比全程硝化反硝化减少了NO2-、NO3-和NO3-、NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化生物脱氮具有以下优点：
2、在反硝化阶段能节约碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除率。并能节约投碱量。
3、由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段能大大的提升硝化反应速度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停滞时间比较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，一般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。
4、短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中能够大大减少产泥25%~34%，在反硝化过程中可以减少产泥约50%。由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N比的废水，即高氨氮低COD，既节省动力费用又可以节省补充的碳源的费用，所以该工艺在煤化工废水方面非常可行。
自1990年代中期在荷兰发现厌氧氨氧化工艺以来，多年来，为了提高厌氧氨氧化工艺的效率，已经开发了各种改进工艺。
由于没有污泥滞留，通过亚硝酸盐高速率去除氨的单反应器系统（SHARON）工艺与所有其他生物处理工艺完全分开，高温（30~40 ℃）条件确保仅快速生长的细菌的生长和积累，因此，与氨氧化细菌相比，亚硝酸盐氧化细菌的生长减慢。在受控的温度、氧气供应和稀释率下，SHARON反应器能够产生1：1的亚硝酸盐和氨盐比率，这对于进行厌氧氨氧化工艺至关重要。
CANON工艺是亚硝酸盐完全自养脱氮，是厌氧氨氧化工艺的另一项专利改进。CANON工艺形成的颗粒污泥可以同时进行好氧和厌氧氨的氧化反应。因此，尽管外膜由于低的氧浓度而适合于氨氧化剂的生长，但是另一方面，颗粒污泥的中心有利于厌氧细菌的活性。
OLAND–通常被认为是CANON的一种变体，是限氧自养硝化-硝化作用。溶解氧（DO）始终保持低于0.2 mg DO/L的值，从而限制了硝化作用并防止了明显的硝酸盐形成，它还具有在低温条件（22~30℃）下可操作的优势。
近年来，新型的部分反硝化-厌氧氨氧化工艺引起了研究者的极大兴趣。尽管其前身—部分硝化-厌氧氨氧化(PN/A)工艺(从高浓度、温暖的废水中去除侧流氮的成熟技术)在节省曝气成本、低污泥产量、没有外部碳源供应方面具有许多优势，但如前所述，它仍然存在许多操作挑战。
一般而言，在生物反应器中观察到的颗粒污泥具有高密度和规则的外形。相比之下，颗粒比絮状物更致密，微生物结构更强。此外，由于它们的高沉降速度，可以使用高水力负荷，而不会导致生物量的流失。颗粒污泥由微生物细胞、胞外聚合物(EPS)和穿孔无机物等组成。
根据微生物代谢中所涉及的电子受体的性质，颗粒污泥可分为需氧污泥和厌氧污泥。厌氧氨氧化颗粒污泥(ANGs)—一种厌氧颗粒污泥，具有完全生物量保留和非常低的生物量产量的优点。然而，与生物膜或凝胶截留系统中对载体的需要相反，厌氧氨氧化颗粒系统确保完全的生物量保留，而不需要载体。厌氧氨氧化颗粒的形成涉及不同的物理化学和生物相互作用。为了帮助解释造粒过程，多年来已经开发了几种模型—选择压力模型、胞外聚合物(ECP)结合模型、惰性核模型、合成和天然聚合物结合模型、磨损模型、次级最小粘附模型、多价正离子结合模型和表面张力模型。不管厌氧氨氧化活性的状态(高或低)，选择压力、多价离子、胞外聚合物(ECP)等仍然有助于种子污泥中厌氧氨氧化生物质的粒化。
首先是硝化，它包括前后两段，前段是在好氧环境下，由AOB（Ammonium Oxidizing Bacteria, 氨氧化菌）将污水中的氨氮（NH3/NH4+）氧化为亚硝态氮（NO2-，含2个氧原子氧化了一半的中间环节，所以叫“亚”硝态氮），后段也是在好氧环境下，由NOB（Nitrite Oxidizing Bacteria，亚硝酸盐氧化菌）将亚硝态氮氧化为硝态氮（NO3-，含3个氧原子全氧化态），这个过程叫硝化，也就是全程硝化。
接着是反硝化，即在缺氧环境下，由DNF（Denitrifier, 反硝化菌）将硝态氮（NO3-）还原为氮气（N2）释放到空气中。污水中含有的氨氮就这么去除了。
硝化过程需要消耗氧气，而反硝化过程主要是由异养菌在起作用（需从有机化合物中获取碳源的叫异养菌；可从无机化合物，比如CO2中获取碳源的叫自养菌），因而需要曝气，会产生大量能耗，并且需要消耗大量有机碳源，反应过程中还会释放N2O和CO2等温室气体，不符合我们追求绿色低碳的目标。
后来，人们在研究中发现，亚硝态氧（NO2-）可以直接还原。AOB和NOB在动力学特性上存在固有差异，如果抑制NOB的生长，控制硝化反应只进行到NO2-阶段，造成大量的亚硝态氮的累积，就直接进行反硝化反应，也能将污水中的氨氮变成氮气去除掉。
接着，人们又发现，所有污水厂都存在一种红色的厌氧氨氧化菌 （Anaerobic ammonia oxidation bacteria, AnAOB），如果将污水中的一部分氨氮（57%）氧化为亚硝态氮，同时将AnAOB富集，在严格厌氧的环境下，亚硝态氮在AnAOB的作用下，可以直接与污水中剩余的氨氮反应，产生N2，使污水中的氨氮去除掉。
正常的情况下，1摩尔（mol）氨氮需与1.32摩尔（mol）亚硝态氮反应，即1份氨氮需消耗1.32份亚硝态氮，所以最佳配比是将57%的氨氮先氧化为亚硝态氮（57%*0.985/43%=1.31，氨氮与亚硝态氮的转化率为0.985）。但在实际情况中，我们很难实现这个理想配比，如果能做到将一半的氨氮氧化为亚硝态氮，使Anammox反应中，氨氮和亚硝态氮达到1:1的比例，就已经相当不错了。
看起来，三者的区别明显又简单，走完的叫全程，走一半的叫短程（或亚硝化），一半走一半叫半短程（部分亚硝化）。
从上面化学式可见，全程硝化中，氧化一份氨氮需2份氧气；而短程硝化中，氧化一份氨氮只需1.5份氧气，所以短程硝化可节约25%的曝气量（0.5/2），即能耗。
全程反硝化中，还原6份NO3-需要5份有机碳源，而短程硝化中，还原6份NO2-只需要3份有机碳源，因此，短程反硝化可节约40%的有机碳源。
而在半短程硝化与厌氧氨氧化中，只需将57%的氨氮氧化为亚硝态氮，再与剩余43%的氨氮进行厌氧氨氧化反应，过程中几乎无需有机碳源，因此，半短程硝化与厌氧氨氧化反应可节约接近60%的曝气量（即能耗，计算式为：1-57%×（1-25%）），且无需消耗有机碳源。
另外，由于AOB和AnAOB都是自养菌，自养菌起作用则污泥产量也远低于传统脱氮工艺，可显著降低剩余污泥的处理和处置成本。
到蓝色箭头为止的是全程硝化与反硝化；到桔色箭头为止的是短程硝化与反硝化；黑色箭头部分则是厌氧氨氧化。
前面我们提到，Annamox几乎无需有机碳源，可节约大量能耗，工艺本身也不产生剩余污泥，同时，其最高容积氮去除速率达9.5kg·N/(m³·d) ，远远高于传统的硝化反硝化工艺（容积氮去除率0.50kg·N/(m³·d)） ，据国外的运行数据显示，其处理费用为0.75欧元/kg·N，远远低于传统生物脱氮工艺处理费用的2-5欧元/kg·N。
不过，生活已经让我们形成了这样一种条件反射，好东西必定难得。Annamox既然这么好，那一定不容易实现。
短程硝化最重要的几个条件，一是高温，只有在30-35℃情况下，AOB的比增长速率才大于NOB，才能富集足够的AOB使氨氮被氧化为亚硝态氮，又不进一步被NOB氧化为硝态氮。二是高氨氮，高氨氮的情况下，才有足够的游离氨抑制NOB，使AOB竞争过NOB。三是低碳氮比，碳氮比较低才能控制异养菌的生长，从而不与AOB竞争。
AnAOB的最佳生长pH范围为6.7-8.3，最佳生长温度范围为30-37℃，同时，AnAOB增殖时间长，对碳氮比、溶解氧等条件的要求也比较高，还会受抑制物及有毒物质的影响。
一般污水处理厂的污水温度只有在夏天才能达到这个区间值，冬季一般只有十几度。而如果将污水人工加温至30℃以上，那能耗将会是天量，得不偿失。
此处的主流是指污水处理工艺主流程的液流。侧流是指污泥的浓缩水的液流，包括污泥重力浓缩的溢流液、脱水机滤液、污泥焚烧的洗涤水等。这种水一般富含营养物、悬浮物、有机与无机物质等，可实现高氨氮浓度的条件。
城市污水处理厂中侧流水量通常很小，只占总水量的1%左右，但水质浓度很高，氨氮浓度通常可达1000mg/L，高浓度的氨氮使得游离氨浓度也相对较高，可以抑制NOB。
而且，侧流水一般通过“厌氧消化”回收碳源，可降低碳氮比，同时，厌氧消化过程中会产生热量，出水温度一般可达到30℃以上。
高氨氮、低碳氮比、高水温，这些正是实现短程硝化乃至厌氧氨氧化的重要条件。
因此，在市政污水领域，厌氧氨氧化反应器往往以侧流的方式，安装在污泥消化或污泥脱水之后。而在工业废水领域，厌氧氨氧化则通常直接应用在厌氧反应器之后，已经被应用在食品，半导体等众多工业领域的污水处理中。
通过侧流实现短程硝化与厌氧氨氧化脱氮，处理后的水再回归到主流，可有效的降低主流的氨氮负荷。
一种方法是通过侧流接种污泥到主流，使得AOB和AnAOB生物菌得到强化，从而实现主流工艺的厌氧氨氧化。下面以AB法加旁侧流接种主流厌氧氨氧化进行说明。
如下图所示，A段生物吸附池中，有机物会快速被吸附，被吸附的有机物通过沉淀池沉淀和浓缩池浓缩后，进入厌氧消化池。从消化池出来的污泥上清液具有高温、高氨氮和低碳氮比的条件，可控制其在旁侧短程硝化池实现短程消化，经旁侧沉淀池沉淀分离后，进入主流半短程反应池，补充主流短程硝化污泥，经二沉池后，进入Anammox反应器。
上述相当于一个两段式厌氧氨氧化流程，半短程硝化与厌氧氨氧化反应分别在两个反应池内进行。如果在同一个反应池内，通过控制曝气，先将部分氨氮氧化为亚硝态氮，再转变为严格厌氧环境，进行厌氧氨氧化反应，则为一段式厌氧氨氧化。
一段式厌氧氨氧化反应器可以节约占地和投资。2006年后，大部分厌氧氨氧化反应器均为一段式。
AOB的生长与保留主要有两种方法：第一种是从侧流向主流工艺中补充微生物，进行微生物强化控制。侧流工艺中的高氨氮负荷、高温条件非常利于AOB的生长，补充到温度和负荷均较低的主流环境中，可以使AOB在低温时竞争过NOB。第二种是通过生物膜或颗粒污泥的方式来实现AOB的生长与保留。
AnAOB的生长速率在低温情况下非常慢，其世代时间（繁殖一代的时间）需要1~2周，而硝化菌只需要1天。强化AnAOB菌在主流工艺中的数量一种方法便是通过侧流的生物强化补充。实验结果显示，30℃温度下培养的AnAOB颗粒污泥，在16℃条件下粒径分布不变，但其活性有所下降，氨氮和亚硝态氮去除率平均值分别可达78%和92%，可以满足脱氮需要。
下图是DEMON工艺的旋流器示意图，在侧流中的AnAOB菌经过旋流器分离后补充到主流工艺中，富含AOB的溢流也汇入主流。而主流工艺中的污泥在经过旋流器后，分离出的AnAOB也回到主流，溢流中的絮体微生物则进入污泥处理单元。
上述是通过侧流接种对主流进行生物强化的方式。我们在前面提到，在工业废水领域，厌氧氨氧化通常直接应用在厌氧反应器之后。因为可生化性良好的工业废水一般营养物、有机浓度等都很高，不必通过侧流浓缩处理。这也是一种主流厌氧氨氧化方式。
其实，由此可推断，如果我们能够设法提高污水浓度，比如浓缩，或者混合高浓度废水，将有利于厌氧氨氧化的实现。例如，奥地利Strass污水厂就采取投加垃圾渗滤液的方式，不仅进一步提高了氮负荷，还带来了新的收入来源。
还有的污水厂本身就具有得天独厚的条件。比如，新加坡樟宜污水处理厂，就是世界上第一例无需侧流接种而实现主流厌氧氨氧化的污水处理厂。主要原因在于，新加坡地处热带地区，温度常年在30℃以上，为实现短程硝化与厌氧氨氧化提供了天然的便利条件。
我们都知道，在活性污泥法中，基于活性污泥的原理，采用不同的反应器形式，可以演化出多种工艺形式，比如SBR、氧化沟、A²O、VFL等等。
目前，实现工程应用的厌氧氨氧化技术按照反应器形式主要可分为SBR、颗粒污泥和MBBR等形式，三者之中又以SBR最为常见，占比超过了50%，其次是颗粒污泥系统和MBBR。
DEMON®是DEamMONification，全程自养脱氮的简称，这种工艺并无特定的专利技术公司，是最常见的一段式分步处理脱氮技术，超过80%的SBR体系都是DEMON®工艺。
DEMON®工艺首先是在奥地利的Strass污水处理厂得到应用，早先的方式也是短程硝化与反硝化的形式。
工艺的核心特点有两个。一个是通过pH控制反应过程：在曝气阶段，进行亚硝化反应时，pH控制在较低水平；在非曝气阶段进行厌氧氨氧化反应时，pH控制在较高水平。二个是通过水力旋流器分离Anammox菌和AOB，从而实现对这两种不同增殖速率微生物合理的泥龄控制：在溢流中含有的比较轻的大量AOB的絮体污泥，以及在底流中含有的比较重的 Anammox的污泥。
ANAMMOX®是荷兰帕克公司开发的厌氧氨氧化技术，也是早期厌氧氨氧化工艺的典型代表。早期ANAMMOX®在两个反应器中以颗粒污泥的形式而实现的，启动时间较长，第一座ANAMMOX®工艺的启动用了3.5年。
下图是帕克公司的生物菌模型，红色的是Anammox菌，很萌很可爱有没有？图片
ANAMMOX®工艺中的颗粒污泥粒径较大，比重较大，因此反应器的设计正是利用Anammox菌的重力可沉降性这一技术特点而采用升流式反应器，通过重力沉淀将Anammox菌沉降到分离器底部，并回流至反应器，以维持较长的泥龄，而其他菌群絮体的重力沉降性比较差，便会排出分离器。
我们看下图的ANAMMOX颗粒污泥，红色部分是Anammox，在颗粒污泥内部，蓝色部分是AOB，在颗粒污泥外部。恰似我们上期讨论的好氧颗粒污泥啊。图片
氨氮先在好氧情况下，被外层的AOB氧化成亚硝态氮，再通过内部的Anammox还原为氮气。
ANITA™ Mox是Veolia、AnoxKaldnes联合开发的厌氧氨氧化工艺。工艺的原理主要是通过填料上附着不同的微生物来实现，MBBR形式的填料上Anammox菌在最里层，AOB在外层，AOB将氨氮氧化为亚硝酸盐氮供Anammox利用，如下图所示。
嘿嘿，结构与Anammox颗粒污泥是一样的呀。我们在介绍好氧颗粒污泥时讨论过，颗粒污泥的形成，主要源自于生物自絮凝现象。我们如果在反应器中放入填料，污泥就会趴在上面，形成生物膜；而如果没有填料，污泥就会互趴，你趴着我，他趴着你。但是无论怎么趴，结构都一致：厌氧菌被趴在里面，好氧菌趴在外层。很有意思。
ANITA™ Mox是使用较多的一种生物膜形式的厌氧氨氧化工艺。瑞典马尔默Sjölunda污水处理厂的应用使其成为该工艺的Anammox菌源，而美国South Durham污水处理厂的应用使其成为北美地区该工艺发展的菌源。Sjölunda污水厂之后对工艺进行了改进，主要是用IFAS（Integrated Fixed-Film Activated Sludge，通过添加经过特殊处理的填料，使水中悬浮态的活性污泥和填料表面的固定生物膜同时存在并发挥作用）进行工艺改进，氨氮的去除率获得更进一步的提升，比MBBR工艺提高了200%~300% 。
世界上第一个工程化的厌氧氨氧化反应器建立在荷兰鹿特丹Dokhaven污水处理厂，于2002年投入运行。
Dokhaven污水处理厂历经3.5年（1250天）的运行，成功启动了反应器。长达3年半才成功启动，原因是多方面的。主要原因在于，作为世界上第一个厌氧氨氧化反应器，没有任何接种污泥可获得，只能靠系统自我富集，同时，系统未经中试，而直接从实验室小试放大成70m³的工程应用反应器。但无论如何，该反应器的接种污泥和启动策略，以及最终的成功启动，对其他工程应用具有较好的借鉴作用。
奥地利滑雪圣地斯特拉斯Strass污水处理厂于2004年开始实施运行，Strass污水处理厂规模虽小，但其在能源回收方面的突出表现使之成为全球可持续污水处理标志性示范厂之一。该厂通过回收污水中能量（CH4）并优化各处理单元运行，早在2005年便己实现了碳中和运行目标，其产能/耗能在当时已高达108%，目前已高达200%，是世界上最早实现能量自给几个污水处理厂之一。
到2015年，全世界已有114座厌氧氨氧化工程，其中75%应用于城市污水处理厂。目前已发展至更多。
中国在厌氧氨氧化的应用方面并非空白，早在2015年，就有10多座已建或在建的工程应用案例。
浙江大学的郑平教授，被称为中国Anammox之父，从上世纪80年代初开始，长期从事这方面的教学和研究工作。他的学生，浙江大学的胡宝兰教授和杭州师范大学的金仁村教授都很有建树。
中国工程院院士，北京工业大学的彭永臻教授也长期从事这方面的研究。在2018年6月份的全球发表的Anammox研究的SCI论文统计中，荷兰奈梅特大学的Mike Jetten教授发表的论文数最多，其次就是金仁村教授，彭永臻院士、郑平教授和Mark van Loosdrecht教授（第一座厌氧氨氧化应用工程—荷兰鹿特丹Dokhaven污水厂的建立者）分别列第3、4和5位。
彭永臻院士的学生——张树军博士在北京城市排水集团开展了一系列研究和产业化推广工作。
陕西西安第四污水处理厂在一期升级改造中，在缺氧及厌氧池投加填料并延长HRT（水力停留时间），同时通过搅拌+曝气实现填料流化，该厂的MBBR在长期运行后，缺氧池和厌氧池内所投加填料表面生物膜呈现微红色，经过多种手段的综合检测，确定填料上确实富集了Anammox菌，其丰度显著高于悬浮污泥，对TN脱除的贡献率约占15%。
西安四污并不具有良好的富集Anammox菌的天然条件，产生这样的结果可能是MBBR生物膜对于Anammox菌确实有良好的截流作用。
北京东坝污水处理厂采取超磁+厌氧氨氧化的核心工艺组合，初步数据显示，虽然只有10分钟的污泥停留时间，总氮去除率也可达到70%-80%，出水满足北京市《城镇污水处理厂污染物排放标准》（DB 11/890-2012) A标准，接近地表水三类的水平。
厌氧氨氧化的出现，使得污水处理厂可以大幅降低能耗和有机碳源消耗，更有能力转化为零能耗或者能量输出的“碳中和”型污水厂，也是中国污水处理概念厂重点关注的核心技术之一。
中国城市污水长期存在碳氮比低，需长期投加补充碳源脱氮的情况，厌氧氨氧化技术应可以未来水环境治理中发挥越来越重要的作用。
Anammox和Sharon貌似国外已经有工程实例了吧……前者貌似国内也有啊……
废水的厌氧处理通常在处理更浓缩的废水时实施。厌氧污泥含有各种微生物，它们共同作用，最终通过水解和酸化将有机物质转化为生物气。其优缺点如下：
1.沼气的形成：遇到的有机污染物转化为具有高能量值的沼气。 例如，这允许操作水净化系统所需的能量被完全或部分地回收。
2.高负荷：厌氧反应器中的体积负荷（每立方米活性物质的COD负荷）通常比好氧废水净化高5至10倍。
1. 有机物的不完全分解：需要通过例如好氧净化进行后纯化;2.没有彻底的营养物去，经常需要后来的营养物去除有氧净化;3.温度条件要求高，即在30-37°C之间进行最有效的净化，因此在大多数情况下必须加热进水;4.关于毒性和抑制作用的系统不太稳健。
应用厌氧净化在各个部门实施。在食品领域，这种技术通常用于通过部分分解有机负荷并转化为沼气来降低好氧废物净化的高成本。厌氧过程也经常用于发酵好氧污泥和流体有机废物。
边界条件，厌氧净化之前通常是用于缓冲和调节废水的罐。典型的保留时间是两天。酸化发生至PH 5.5或6，以及悬浮物的水解。当废水符合以下条件时，厌氧反应器通常用于废水净化：平均到高COD浓度，温度约为20°C。平均至低盐浓度，低硫酸盐浓度（SOD浓度小于10的COD浓度比）低浓度的脂肪/油，没有有毒成分。来自厌氧净化的流出物通常不符合适用的排放标准，并且需要额外的纯化步骤。 在许多情况下将选择厌氧后纯化，由此减少有机物和营养物的负荷。
厌氧系统强化菌主要是改进厌氧池内发酵环境，促进各种厌氧微生物快速生长繁殖，如甲烷菌，加速发酵料的分解，增加产气量，提高厌氧槽降解效率。降解和去除COD总氮 加速水解酸化抗冲击。
应用于各种二级处理工艺中厌氧处理阶段（厌氧塔、厌氧罐、沼气池等），大范围的应用生活垃圾污水、食品加工厂、屠宰废水、养殖场废水、焦化废水、制革废水、印染废水、垃圾渗滤液等高氨氮废水处理。
厌氧氨氧化就是短程反硝化了，厌氧颗粒污泥早就用了十多年了，我早都说现在的教科书太老太老了，希望多点人投身环保行业，这个行业在技术上落后太多，能大大的提升的空间太大。
通常反硝化可利用的碳源分为快速碳源(如甲醇、乙酸、乙酸钠等)、慢速碳源(如淀粉、蛋白质、葡萄糖等)和细胞物质。不同的外加碳源对系统的反硝化影响不同，即使外加碳投加量相同，反硝化效果也不同。
与慢速碳源和细胞物质相比，甲醇、乙醇、乙酸、乙酸钠等快速碳源的反硝化速率最快，因此应用较多。表1 对比了四种快速碳源的性能。
进水总氮和出水总氮均包括各种形态的氮。进水总氮主要是氨氮和有机氮，出水总氮主要是硝态氮和有机氮。
进水总氮进入到生物反应池，一部分通过反硝化作用排入大气，一部分通过同化作用进入活性污泥中，剩余的出水总氮需满足相关水质排放要求。
同化作用进入污泥中的氮按BOD5 去除量的5%计，即0.05(Si-Se)，其中Si、Se 分别为进水和出水的BOD5 浓度。
反硝化设计参数的概念，是将其定义为反硝化的硝态氮浓度与进水BOD5 浓度之比， 表示为Kde(kgNO3--N/kgBOD5)。
Ne 计—根据设计的污水水质和设计的工艺参数计算出能达到的出水总氮，mg/L；
与沉淀反应相竞争的反应是金属离子与OH-的反应，反应式如式(3)､(4)｡
由式(1)和式(2)可知去除1mol的磷酸盐，需要1mol的铁离子或铝离子｡
由于在实际工程中，反应并不是100%有效进行的，加之OH-会参与竞争，与金属离子反应，生成相应的氢氧化物，如式(3) 和式(4)，所以实际化学沉淀药剂通常要超量投加，以保证达到所需要的出水 P浓度｡
《给水排水设计手册》第5册和德国设计规范中都提到了同步沉淀化学除磷可按1mol磷需投加1.5mol的铝盐 (或铁盐)来考虑｡
同步沉淀化学除磷系统中，想要计算出除磷药剂的投加量，关键是先求得需要辅助化学除磷去除的磷量｡对于已经运行的污水处理厂及设计中的污水处理厂其算法有所不同｡
PPrec——需要辅助化学除磷去除的磷量，mg/L；PEST——二沉池出水总磷实测浓度，mg/L；PER——污水处理厂出水允许总磷浓度，mg/L｡
PIAT——生化系统进水中总磷设计浓度，mg/L；PBM ——通过生物合成去除的磷量，PBM= 0.01CBOD，IAT，mg/L；CBOD，IAT——生化系统进水中 BOD5 实测浓度， mg/L；PBioP——通过生物过量吸附去除的磷量，mg/L｡
PBioP值与多种因素相关，德国 ATV-A131标准中推荐PBioP的取值可根据如下几种情况做估算：
(2)当水温较低､出水中硝态氮浓度≥15mg/L，即使设有前置厌氧池，生物除磷的效果也将受到一定的影响，PBioP可按 (0.005~0.01)CBOD，IAT 进行估算｡
(3)当生化系统中设有前置反硝化或多级反硝化池，但未设厌氧池时，PBioP可按≤0.005CBOD，IAT进行估算｡
(4)当水温较低，回流至反硝化区的内回流混合液部分回流至厌氧池时(此时为改善反硝化效果将厌氧池作为缺氧池使用)，PBioP可按≤0.005CBOD，IAT进行估算｡
泵的扬程计算是选择泵的重要依据，这是由管网系统的安装和操作条件决定的。计算前应首先绘制流程草图，平、立面布置图，计算出管线的长度、管径及管件型式和数量。
池子的尺寸范围：深度0.9～2.4m；宽度1.8～6.1m；深度/宽度0.3～0.5；安全系数k=1.6。
μ——动力粘度系数，(g·s)/cm2，当水温为20℃时μ=0.0102
池子宽度B和有效水深h1，按设计基准取下限值，然后校核Bh1≥A，否则重新设定B、h1值。
浮油经撇油管收集，自流出水外。在浮油量不 大，来水较为稳定时，可在池外用油桶接受，否则 需设贮油坑，坑顶面高度与隔油池顶相平。对温度 低时粘度较大的浮油，贮油坑里可设蒸汽加热。