生活污水的氮是如何轉化的

① 氮遷移轉化機理的討論

從1913年Lohis開始對氮的遷移轉化進行系統研究以來，到目前為止，人們對氮污染和氮轉化的研究已經有九十年的歷史，期間經歷了從定性階段到定量階段的發展歷程。定性研究階段通過模擬研究，主要側重於機理方面的研究，國外的代表人物有LohisJ.C.Lance，A.Mercado，V.Janda，M.I.Soares等，國內的代表人物有鍾佐燊、朱兆良、李良謨、區自清等。定量研究階段主要側重於各種氮化合物相互轉化的量之間的關系研究，以公式或數學模型來描述，代表人物有Kinzelbach，W.Schafer，J.Grossmann，B.Merkel、王秉忱、孫訥正、林學鈺等。研究深度不斷加深，如C.M.Cho，Q.Zhou和倪吾鍾等研究了有溶解O₂存在條件下NO₃—N的反硝化作用（Cho，1982；Zhou et al.，1983；倪吾鍾等，2000），趙林等（1999，2001）通過向包氣帶中注入人工培植的高效脫氮菌對生物除氮的影響因素及變化規律進行了探討。最近研究發現，在厭氧反應器中氨可直接作為電子供體進行反硝化作用，稱為厭氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，anammox ），許多學者對此進行了研究（Mulder et al.，1995；Roberson et al.，1990；Book et al.，1995；Fre-itag et al.，1987；Abeliovich et al.，1992）。現將 的各種氧化途徑及反應自由能總結如下（表2-19）。

表2 -19 的氧化途徑及反應自由能表

（據王建龍，1997）

由表2-18可知，一般生活污水中，氮主要以有機氮和氨氮的形式存在，其中有機氮占總氮的37％～41％，氨氮占總氮的59％～63％，亞硝酸氮和硝酸氮含量很少。我國七大水系：長江、珠江、黃河、松花江、遼河、淮河和海河的氨氮普遍嚴重超標，其中長江和淮河還存在亞硝酸鹽污染。室內試驗中由於為了探討排污河中重金屬對地下水的影響，加入了硝酸鉛，致使試驗進水中硝酸氮含量增加。本次試驗主要研究了硝酸氮、氨氮和總氮的遷移轉化規律，下面依次分階段進行討論。

（一）NO₃—N的遷移轉化

由本章第二節的數據可知，從NO₃—N出水濃度和進水濃度的比較來看，三柱都經歷了相同的變化過程，即經過了下面三個階段：出水濃度大於進水濃度，出水濃度略小於進水濃度和出水濃度遠小於進水濃度。如柱1第1～20d出水濃度大於進水，第21～43d出水濃度略小於進水，第44 ～225d出水濃度比進水濃度小1～5倍。柱2和柱3，在第1～11d出水濃度大於進水，第12 ～48d柱2的出水濃度比進水濃度小1 ～3倍，柱3的出水濃度比進水濃度小1～4倍，第49 ～216d柱2和柱3的出水濃度比進水濃度小幾倍、幾十倍到上百倍不等。從三柱出水NO₃—N的去除率來看，柱1在31d、柱2在22d和柱3在15d以前，三柱出水的NO₃—N去除率為負值，以後去除率逐漸升高，柱1去除率大多在70％以上，柱2和柱3多在75％以上。

第一階段 NO₃—N出水濃度大於進水濃度，去除率為負值。該階段主要發生在試驗初期，由於土柱未被堵塞，污水流速較快，隨污水帶入柱內少量溶解氧，發生了硝化作用，部分氨氮轉化成了NO₃—N，同時也不排除原來存在於砂土中的少量NO₃—N隨污水被帶了出來。

硝化作用是指NH₄—N在自養型微生物的作用下被氧化為NO₃—N的過程。反應分兩步進行。第一步是NH₄—N通過亞硝化菌轉化為NO₂—N，第二步是NO₂—N通過硝化菌轉化為NO₃—N，即

河流滲濾系統污染去除機理研究

參與硝化作用的微生物主要為亞硝化毛桿菌屬、亞硝化球菌屬以及硝化桿菌屬，統稱為硝化菌。硝化菌的增長與水中NH₄—N、溶解氧（DO）以及碳源的濃度有關，但是，一般情況下，碳源不足以成為硝化菌增長的限制因素。因此，硝化菌的增長僅與NH₄—N和DO的濃度有關，增長速率符合雙重Monod模式，即

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：μ為硝化菌的比增長速率，（1/d）；μmax為硝化菌的最大比增長速率，（1/d）；SN為NH₄—N濃度，mg/L；S_o為溶解氧濃度，mg/L；K_N為氨氮飽和常數，mg/L；K_O為溶解氧飽和常數，mg/L。

影響硝化作用的因素主要包括溶解氧、溫度、pH、基質濃度以及毒物等。硝化作用的溫度范圍為5～50℃，最佳溫度為30～35℃。E_h >250～300mV產生硝化作用（沈照理等，1993）。在該階段三柱NO₃—N的出水濃度分別為：11.0～55.2mg/L、20.0 ～23.0mg/L和4.0 ～16.5mg/L，可以看出，柱1>柱2>柱3。本試驗中在其他影響因素相同的條件下，影響硝化作用的主要因素應是隨污水進入土柱內部的溶解氧的量。在該階段污水通過土柱的流量和滲流速度分別為：柱1在第1～31d的流量為313～567mL/h，流速為0.426 ～0.770m/d；柱2在第1～22d的流量為62～114mL/h，流速為0.084～0.173m/d；柱3在第15d的流量為46～120mL/h，流速為0.063～0.163m/d，污水流經柱1的流量和滲流速度均大於柱2和柱3，可以有更多的氧隨污水進入柱1。另一方面，從滲透介質的性質來看，柱1為粗砂，粗顆粒物質含量大，細顆粒物質含量小，不均勻系數小，介質內部顆粒之間的空隙連通性要好於柱2和柱3，為氧進入土柱創造了較為暢通的通道，所以柱1的硝化作用要強於柱2和柱3。該階段歷時非常短暫，如柱1為20d，柱2和柱3僅為11d。硝化作用時間的長短主要取決於排污河的水質以及河床下部滲透介質的性質等因素。

第二階段 NO₃—N出水濃度略小於進水濃度，出水的去除率開始由負值轉變為正值，但去除率數值不大。由於污染物不斷隨污水被帶到土柱內，污染物質的截留、吸附和沉澱等作用使土柱內越來越多的空隙被堵塞，隨污水進入介質內的溶解氧越來越少，介質內部由好氧環境逐步向微氧或厭氧環境過渡和轉變，硝化作用越來越弱，反硝化作用開始產生。該階段歷時也很短，如柱1為22d，柱2和柱3為36d。

第三階段 NO₃—N的出水濃度遠小於進水濃度，出水去除率較第二階段增大很多。隨著滲流時間的延長，土柱內部的堵塞更加嚴重，能進入柱內的氧變得更少，介質內部基本上成為微氧或厭氧環境，此時NO₃—N主要通過反硝化作用去除。該階段歷時很長，柱1為181d，柱2和柱3為167d。

反硝化作用是指NO₃—N通過微生物還原為氣態氮（N₂、N₂O）的過程。參與該過程的微生物通常是異養型細菌，其細胞合成所需的能量主要來自於有機碳，適用於厭氧環境。反應式如下：

河流滲濾系統污染去除機理研究

上式可分解為下列三個主要反應：

河流滲濾系統污染去除機理研究

如果碳源為葡萄糖（C₆H₁₂O₆），則反硝化作用可表示如下：

河流滲濾系統污染去除機理研究

因此，在反硝化過程中， 和有機物兩者均作為反硝化菌的基質被同時利用，其反應動力學可用雙重Monod模式描述，即

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：vDN為反硝化速率，（mgNO₃—N/mgVSS·h）；k為最大反硝化速率，（mgNO₃—N/mgVSS·h）；k₁為有機物的米氏常數，mg/L；k₂為NO₃—N的米氏常數，mg/L；S1為有機物（BOD5）濃度，mg/L；S₂為NO₃—N濃度，mg/L。

影響反硝化作用的因素主要有有機碳源的種類和濃度、硝酸鹽濃度、溶解氧、溫度、pH以及毒物。反硝化作用的溫度范圍為3～85℃，最佳溫度為35～65℃；E_h <250 ～300mV產生反硝化作用，一些學者認為，反硝化的主要產物是N₂O；只有pH >7時，N₂O可迅速還原為N₂，pH <6時，這個反應受強烈抑制（沈照理等，1993）。

綜上所述，由於硝化作用非常短暫，它只對排污河形成早期河床下部滲透介質中NO₃—N的去除起到一定的作用，NO₃—N最主要還是通過反硝化作用去除。

（二）氨氮的遷移轉化

三柱氨氮的遷移轉化也經歷了三個階段，其中柱2和柱3由於介質性質比較接近，變化規律相似，現分開討論。

柱1經歷了這樣三個階段：第17d以前，出水濃度小於進水濃度，並且出水濃度隨時間逐漸增大，第17d時氨氮基本產生穿透；第18～140d，出水濃度仍然小於進水濃度，但進出水濃度非常接近，去除率大多小於10％；第141～225d，出水濃度大於進水濃度。第一階段，氨氮的吸附作用和硝化作用同時發生，這兩種作用對於出水氨氮濃度的變化起著相反的作用，從開始吸附到逐漸達到吸附飽和，出水氨氮濃度應是逐漸增加的，而硝化作用應使氨氮濃度減小，所以，本階段主要是氨氮達到吸附飽和產生穿透的過程，該過程中也會伴隨硝化作用，但硝化作用不對氨氮濃度變化起主導作用；第二階段，由前面NO₃—N的遷移轉化規律分析可知，滲流第1～20d主要發生硝化作用，第21 ～43d由硝化作用向反硝化作用過渡，所以在本階段的前期，會有微弱的硝化作用發生，後期可能還會有少量的吸附作用存在，造成本階段的氨氮去除率很低；第三階段，氨氮達到吸附飽和產生解吸，故氨氮出水濃度大於進水濃度。

柱2和柱3經歷的三個階段為：柱2在第1～106d，柱3在第1～96d，出水濃度很小，比進水降低了10多倍；柱2在第107～141d，柱3在第97～131d，出水濃度比進水分別降低了1 ～2倍和2～3倍；柱2在第142～216d，柱3在第132 ～216d，出水濃度比進水濃度有所升高，但升高幅度不大。第一階段，由於柱2和柱3為中砂，黏粒物質含量大（見表2-4），吸附作用顯著，再加上本階段前期的硝化作用，故出水的氨氮濃度很小，去除率很高（>90％）；第二階段，隨著滲流時間的延長，氨氮吸附漸趨飽和，所以柱2和柱3出水的氨氮濃度開始回升，直至在第131d和第141d分別達到吸附飽和產生穿透；第三階段，同樣是發生了氨氮的解吸。

河流滲濾系統污染去除機理研究

河流滲濾系統污染去除機理研究

其中， 、Ca^2＋和Mg^2＋為水中相應離子的濃度，meq/L。

AAR和EAR（交換性氨比）的關系遵循下列回歸方程：

河流滲濾系統污染去除機理研究

式中：EAR為交換性氨比，無量綱；xNH₄為土中的交換性氨，meq/100g；CEC為陽離子交換容量，meq/100g。變換式（2-15）可得

河流滲濾系統污染去除機理研究

表2-20 氨的吸附計算表

作者對三柱氨氮的吸附進行了計算。通過測試得知，生活污水中的Ca^2＋、Mg^2＋和 的平均濃度分別為：1.955meq/L、1.475meq/L和3.51meq/L，代入式（2-13）求得水的氨吸附比AAR為4.597，再代入式（2-14）得到交換性氨比EAR為0.519，然後由式（2-16）可求出土中的交換性氨xNH₄，xNH₄乘以土柱的裝土量求得土柱的氨吸附容量，最後可以由土柱的氨吸附容量除以污水中 的濃度，反求出當土柱達到吸附飽和時輸入的總水量，計算結果列於表2-20。從表2-20可以看出：柱2和柱3由於污水滲流速度比較慢，水力停留時間較長，所以氨的吸附反應進行比較徹底，達到吸附飽和時輸入水量的計算值和實測值相差不大，而柱1則由於滲透介質為粗砂，污水流速快，在試驗初期氨的吸附反應進行不充分，所以輸入水量的計算值和實測值相差很大。每一種介質都有一定的吸附容量，當達到吸附飽和時，吸附作用對氮的去除很快就會失效，前面的試驗結果也證實了這一點，當氨產生穿透以後發生了氨的解吸現象。可見，不管是粗砂還是中砂，氨氮很容易在其中遷移，對地下水構成威脅，只是由於粗砂粒徑大，不均勻系數小，污水通過粗砂時滲透流速快，氨氮能夠更迅速地進入地下水，而在中砂中，氨氮需要足夠的時間，待其達到吸附飽和後同樣也能進入地下水，對地下水造成污染。

（三）總氮的遷移轉化

總氮的遷移轉化規律實際上是氨氮和NO₃—N遷移轉化規律的綜合反映，是吸附作用、硝化作用和反硝化作用共同作用的結果和體現。由於上面已經對氨氮和NO₃—N的遷移轉化進行了深入探討，故這里不再對總氮進行過多贅述。

對於一般都有著十幾年到幾十年納污歷史的排污河來說，吸附作用是非常短暫的，氮去除的最主要機制還應是在微生物作用下的硝化和反硝化作用。室內試驗表明，僅在排污河形成初期由於河床下部滲透介質未被污染物質堵塞，滲透性能較好，O₂可隨污水進入滲透介質內，發生了硝化作用，很快地滲透介質內部變成微氧或厭氧環境，並且排污河形成的時間越長，在河床底部形成的底泥厚度越大，河床下部滲透介質內部的厭氧程度越高。排污河水在下滲過程中氮的去除主要依靠反硝化作用，這是排污河氮轉化的最主要的特點。

② 在生活污水處理，化工污水處理過程中，如何脫氮除磷

眾所復周知，氮和磷是生物制的重要營養源，那為什麼在生活污水處理和化工污水處理過程中，進行脫氮除磷呢？又需要用什麼方法來進行脫氮除磷？
氮和磷是生物的重要營養源，這是沒錯，但是如果排放的生活污水或化工污水中的氮、磷含量過高，沒經過處理的污水排放到天然水體中去，直接導致天然水體中的氮和磷含量升高，水體中藍藻、綠藻大量繁殖，水體缺氧並產生毒素，使水質惡化，對水生生物和人體健康產生很大的危害。赤潮就是由於水中氮和磷含量過高而導致的水體富營養化現象。那在生活污水處理過程和化工污水處理過程中，要如何去除氮和磷呢？
一：A2O工藝
A2O工藝也被稱作活性污泥法。在該工藝流程內，BOD5、SS和以各種形式存在的氮和磷將一一被去除。A2O生物脫氮除磷系統的活性污泥中，菌群主要由硝化菌和反硝化菌、聚磷菌組成。在好氧段，硝化細菌
將入流中的氨氮及有機氮氨化成的氨氮，通過生物硝化作用，轉化成硝酸鹽；在缺氧段，反硝化細菌將內迴流帶入的硝酸鹽通過生物反硝化作用，轉化成氮氣逸入到大氣中，從而達到脫氮的目的；在厭氧段，聚
磷菌釋放磷，並吸收低級脂肪酸等易降解的有機物；而在好氧段，聚磷菌超量吸收磷，並通過剩餘污泥的排放，將磷除去。

③ 如何降解轉化氨氮

如何將廢水中的有機氮轉化為氨氮，去除水中的氮,實質上就是水中氮的轉化過版程。在生物脫氮的過程權中,包括氨化、硝化和反硝化三個階段。在氨化過程中,水中有機氮在微生物作用下轉化為氨氮。硝化過程中,首先在亞硝化桿菌的作用下,氨氮轉化為亞硝酸鹽氮,然後在硝化桿菌作用下,亞硝酸鹽氮進一步被氧化成硝酸鹽氮。反硝化過程中,硝酸鹽氮轉化為氮氣,釋放到空氣中,也正是在這個過程中,水中的氮被徹底去除了。

把氨氮和亞硝酸鹽氮列為常測指標,因此我們並不能了解到氮在水中的全部轉化過程。有可能是原水中有機氮含量較高,且有機氮降解速度大於氨氮的降解速度,造成了氨氮去除率低的表面現象。試驗中還發現,當氨氮濃度很低時, 本試驗的後續濾池中常會出現氨氮濃度升高的現象,也印證了有可能是氨化速率大於硝化速率,使得氨氮去除率看起來偏低。不論在什麼季節,亞硝酸鹽氮的去除率都比氨氮高得多, 這從另一個方面說明硝化作用並不是進行得不好, 而是氨化作用部分掩蓋了氨氮的去除效果。這也解釋了為什麼經過幾個月的穩定運行且生物膜也成熟後,冬季去除率仍不高的原因。

④ 如何將廢水中的有機氮轉化為氨氮

讓水處於厭氧條件就可以了唄。DO控制0.2mg/l以下，PH7.5~8，水溫20~30度就行了。相關廢水處理問題你可以到環保通跟大家討論討論

⑤ 生活污水NH3_N如何處理

如果是要達到除氮效果的話首選A2O，SBR也可以除氮，但是管理麻煩。正常的SBR工藝除氮效果很差，因為沒有厭氧好氧交替的過程
至於泵嗎，肯定是要有備用泵的，及時更換

⑥ 污水中氨氮是怎樣產生的

氨氮是指水中以游離氨（NH3）和銨離子（NH4+）形式存在的氮。 動物性有機物的含氮量一般較植物性有機物為高。

同時，人畜糞便中含氮有機物很不穩定，容易分解成氨。因此，水中氨氮含量增高時指以氨或銨離子形式存在的化合氮。

氨氮是水體中的營養素，可導致水富營養化現象產生，是水體中的主要耗氧污染物，對魚類及某些水生生物有毒害。

(6)生活污水的氮是如何轉化的擴展閱讀

自然地表水體和地下水體中主要以硝酸鹽氮（NO3）為主，以游離氨（NH3）和銨離子（NH4+）形式存在的氮受污染水體的氨氮叫水合氨，也稱非離子氨。

非離子氨是引起水生生物毒害的主要因子，而銨離子相對基本無毒。國家標准Ⅲ類地面水，非離子氨氮的濃度≤1毫克/升。

氨氮對人體健康的影響

水中的氨氮可以在一定條件下轉化成亞硝酸鹽，如果長期飲用，水中的亞硝酸鹽將和蛋白質結合形成亞硝胺，這是一種強致癌物質，對人體健康極為不利。

氨氮對生態環境的影響

氨氮對水生物起危害作用的主要是游離氨，其毒性比銨鹽大幾十倍，並隨鹼性的增強而增大。氨氮毒性與池水的pH值及水溫有密切關系，一般情況，pH值及水溫愈高，毒性愈強，對魚的危害類似於亞硝酸鹽。

氨氮對水生物的危害有急性和慢性之分。慢性氨氮中毒危害為：攝食降低，生長減慢，組織損傷，降低氧在組織間的輸送。魚類對水中氨氮比較敏感，當氨氮含量高時會導致魚類死亡。急性氨氮中毒危害為：水生物表現亢奮、在水中喪失平衡、抽搐，嚴重者甚至死亡。

⑦ 污水生物脫氮的原理是什麼

首先你要明確反硝化的原理：硝態氮——亞硝態氮——no——n20——n2，因為你無法得到回亞氮之答後的數據，所以你可以間接的以亞氮的數據去分析n2o的數值。
但從你得到的數據來看，想把你原來的課題講清楚看來是很難的，參照你現在得到的實驗數據你可以和你老是商量下，分析反硝化過程中亞氮積累對反硝化的影響還是可以說清楚的，比如講你的亞氮很低，這就說明反硝化過程沒有亞氮的積累，說明反硝化效果是好的，如果你的亞氮比較多，說明你反硝化的進程不好，存在抑制因素。
我只提下我的建議，希望有幫助。還有，本科答辯不比過多再議，能把事情說清楚就可以了，沒要必要非做出來什麼效果。

⑧ 生活污水中蛋白質里的N是如何成為養料的

生活污水中的氮是不能直接被植物所利用的，因為植物的根部細胞不能吸收大分子物質。但是我們可以通過環境中的微生物幫助植物進行生活污水中的氮元素的吸收。
環境中的許多的微生物都是好氧異養型微生物，就是吸收環境中的有機物養分，之後依靠氧氣的幫助將他們氧化成為無機小分子並從中獲得生命活動所需要的能量。
所以你現在知道生活污水中蛋白質里的氮是如何成為植物養料的了吧：環境中的微生物將生活污水中的蛋白質分解消化後氮元素的存在由氨基酸的形式變成為了NH4+或者NH3的無機小分子的形式。而這種NH4+或者NH3的無機小分子的形式植物可以進行吸收利用。

⑨ 生活廢水放置三天氨氮如何變化

應該略有升高，有機氮會被自然環境中的微生物部分降解，產生氨氮

⑩ 氨氮是怎麼形成的

在天然水體中，N元素以游離態氮、有機氮、硝酸態氮、亞硝酸態氮、總氨態氮等幾種形式存在，一般來說，硝酸態氮、亞硝酸態氮、氨（銨）態氮是一切藻類都能直接吸收利用的氮源。通常情況下，藻類首先吸收NH₄⁺，而NO₃-－N 吸收能力相對較差，同時水體中的固氮菌也能吸收轉化水中的氮。

氨氮的來源：

一是水源；

二是來自各種肥水產品；

三是飼料中的可溶蛋白融入水中；

四是養殖生物的糞便。

還有就是無機氮被浮游植物吸收轉化為有機氮，並通過浮游植物的攝食，各級浮游動物之間及魚蝦類的捕食在食物鏈中傳遞，在這過程中有小部分氮由於溶出、死亡代謝排出等離開食物鏈重新回到水體中。

水體中死藻、殘餌糞便等有機物不斷積累，造成水體富營養化，這就為亞硝酸鹽和氨氮的產生提供了足夠的氮源。

(10)生活污水的氮是如何轉化的擴展閱讀

氨氮的危害性：

離子氨態氮（NH4⁺-N）因為帶電荷，通常不能滲過生物體表，一般對生物無害，而且能夠被藻類直接吸收利用。但非離子氨態氮（NH₃）能透過細胞膜，具有脂溶性，滲入量取決於水體與生物體內的PH差異。如果從水體滲入組織液內，生物就要中毒。

在PH 、溶氧、硬度等水質條件不同時，非離子氨態氮的毒性也不相同。PH越高，毒性越大。溶氧越低，毒性也越大。實際生產過程中，對溶氧和PH有針對性的控制，可以降低非離子氨態氮的毒性。

非離子銨態氮(NH₃-N)的毒性表現在對水生生物生長的抑制，它能降低甲殼類排氮的能力、損害鰓組織、導致體內中毒，體內臟器滲血、出血以至引起死亡。在魚蝦養殖中尤為明顯，在氨氮偏高的池子里魚蝦攝食能力體質明顯變弱，且脫殼後更不易硬殼。