生活污水的氮是如何转化的

① 氮迁移转化机理的讨论

从1913年Lohis开始对氮的迁移转化进行系统研究以来，到目前为止，人们对氮污染和氮转化的研究已经有九十年的历史，期间经历了从定性阶段到定量阶段的发展历程。定性研究阶段通过模拟研究，主要侧重于机理方面的研究，国外的代表人物有LohisJ.C.Lance，A.Mercado，V.Janda，M.I.Soares等，国内的代表人物有钟佐燊、朱兆良、李良谟、区自清等。定量研究阶段主要侧重于各种氮化合物相互转化的量之间的关系研究，以公式或数学模型来描述，代表人物有Kinzelbach，W.Schafer，J.Grossmann，B.Merkel、王秉忱、孙讷正、林学钰等。研究深度不断加深，如C.M.Cho，Q.Zhou和倪吾钟等研究了有溶解O₂存在条件下NO₃—N的反硝化作用（Cho，1982；Zhou et al.，1983；倪吾钟等，2000），赵林等（1999，2001）通过向包气带中注入人工培植的高效脱氮菌对生物除氮的影响因素及变化规律进行了探讨。最近研究发现，在厌氧反应器中氨可直接作为电子供体进行反硝化作用，称为厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，anammox ），许多学者对此进行了研究（Mulder et al.，1995；Roberson et al.，1990；Book et al.，1995；Fre-itag et al.，1987；Abeliovich et al.，1992）。现将 的各种氧化途径及反应自由能总结如下（表2-19）。

表2 -19 的氧化途径及反应自由能表

（据王建龙，1997）

由表2-18可知，一般生活污水中，氮主要以有机氮和氨氮的形式存在，其中有机氮占总氮的37％～41％，氨氮占总氮的59％～63％，亚硝酸氮和硝酸氮含量很少。我国七大水系：长江、珠江、黄河、松花江、辽河、淮河和海河的氨氮普遍严重超标，其中长江和淮河还存在亚硝酸盐污染。室内试验中由于为了探讨排污河中重金属对地下水的影响，加入了硝酸铅，致使试验进水中硝酸氮含量增加。本次试验主要研究了硝酸氮、氨氮和总氮的迁移转化规律，下面依次分阶段进行讨论。

（一）NO₃—N的迁移转化

由本章第二节的数据可知，从NO₃—N出水浓度和进水浓度的比较来看，三柱都经历了相同的变化过程，即经过了下面三个阶段：出水浓度大于进水浓度，出水浓度略小于进水浓度和出水浓度远小于进水浓度。如柱1第1～20d出水浓度大于进水，第21～43d出水浓度略小于进水，第44 ～225d出水浓度比进水浓度小1～5倍。柱2和柱3，在第1～11d出水浓度大于进水，第12 ～48d柱2的出水浓度比进水浓度小1 ～3倍，柱3的出水浓度比进水浓度小1～4倍，第49 ～216d柱2和柱3的出水浓度比进水浓度小几倍、几十倍到上百倍不等。从三柱出水NO₃—N的去除率来看，柱1在31d、柱2在22d和柱3在15d以前，三柱出水的NO₃—N去除率为负值，以后去除率逐渐升高，柱1去除率大多在70％以上，柱2和柱3多在75％以上。

第一阶段 NO₃—N出水浓度大于进水浓度，去除率为负值。该阶段主要发生在试验初期，由于土柱未被堵塞，污水流速较快，随污水带入柱内少量溶解氧，发生了硝化作用，部分氨氮转化成了NO₃—N，同时也不排除原来存在于砂土中的少量NO₃—N随污水被带了出来。

硝化作用是指NH₄—N在自养型微生物的作用下被氧化为NO₃—N的过程。反应分两步进行。第一步是NH₄—N通过亚硝化菌转化为NO₂—N，第二步是NO₂—N通过硝化菌转化为NO₃—N，即

河流渗滤系统污染去除机理研究

参与硝化作用的微生物主要为亚硝化毛杆菌属、亚硝化球菌属以及硝化杆菌属，统称为硝化菌。硝化菌的增长与水中NH₄—N、溶解氧（DO）以及碳源的浓度有关，但是，一般情况下，碳源不足以成为硝化菌增长的限制因素。因此，硝化菌的增长仅与NH₄—N和DO的浓度有关，增长速率符合双重Monod模式，即

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式中：μ为硝化菌的比增长速率，（1/d）；μmax为硝化菌的最大比增长速率，（1/d）；SN为NH₄—N浓度，mg/L；S_o为溶解氧浓度，mg/L；K_N为氨氮饱和常数，mg/L；K_O为溶解氧饱和常数，mg/L。

影响硝化作用的因素主要包括溶解氧、温度、pH、基质浓度以及毒物等。硝化作用的温度范围为5～50℃，最佳温度为30～35℃。E_h >250～300mV产生硝化作用（沈照理等，1993）。在该阶段三柱NO₃—N的出水浓度分别为：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。本试验中在其他影响因素相同的条件下，影响硝化作用的主要因素应是随污水进入土柱内部的溶解氧的量。在该阶段污水通过土柱的流量和渗流速度分别为：柱1在第1～31d的流量为313～567mL/h，流速为0.426 ～0.770m/d；柱2在第1～22d的流量为62～114mL/h，流速为0.084～0.173m/d；柱3在第15d的流量为46～120mL/h，流速为0.063～0.163m/d，污水流经柱1的流量和渗流速度均大于柱2和柱3，可以有更多的氧随污水进入柱1。另一方面，从渗透介质的性质来看，柱1为粗砂，粗颗粒物质含量大，细颗粒物质含量小，不均匀系数小，介质内部颗粒之间的空隙连通性要好于柱2和柱3，为氧进入土柱创造了较为畅通的通道，所以柱1的硝化作用要强于柱2和柱3。该阶段历时非常短暂，如柱1为20d，柱2和柱3仅为11d。硝化作用时间的长短主要取决于排污河的水质以及河床下部渗透介质的性质等因素。

第二阶段 NO₃—N出水浓度略小于进水浓度，出水的去除率开始由负值转变为正值，但去除率数值不大。由于污染物不断随污水被带到土柱内，污染物质的截留、吸附和沉淀等作用使土柱内越来越多的空隙被堵塞，随污水进入介质内的溶解氧越来越少，介质内部由好氧环境逐步向微氧或厌氧环境过渡和转变，硝化作用越来越弱，反硝化作用开始产生。该阶段历时也很短，如柱1为22d，柱2和柱3为36d。

第三阶段 NO₃—N的出水浓度远小于进水浓度，出水去除率较第二阶段增大很多。随着渗流时间的延长，土柱内部的堵塞更加严重，能进入柱内的氧变得更少，介质内部基本上成为微氧或厌氧环境，此时NO₃—N主要通过反硝化作用去除。该阶段历时很长，柱1为181d，柱2和柱3为167d。

反硝化作用是指NO₃—N通过微生物还原为气态氮（N₂、N₂O）的过程。参与该过程的微生物通常是异养型细菌，其细胞合成所需的能量主要来自于有机碳，适用于厌氧环境。反应式如下：

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上式可分解为下列三个主要反应：

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如果碳源为葡萄糖（C₆H₁₂O₆），则反硝化作用可表示如下：

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因此，在反硝化过程中， 和有机物两者均作为反硝化菌的基质被同时利用，其反应动力学可用双重Monod模式描述，即

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式中：vDN为反硝化速率，（mgNO₃—N/mgVSS·h）；k为最大反硝化速率，（mgNO₃—N/mgVSS·h）；k₁为有机物的米氏常数，mg/L；k₂为NO₃—N的米氏常数，mg/L；S1为有机物（BOD5）浓度，mg/L；S₂为NO₃—N浓度，mg/L。

影响反硝化作用的因素主要有有机碳源的种类和浓度、硝酸盐浓度、溶解氧、温度、pH以及毒物。反硝化作用的温度范围为3～85℃，最佳温度为35～65℃；E_h <250 ～300mV产生反硝化作用，一些学者认为，反硝化的主要产物是N₂O；只有pH >7时，N₂O可迅速还原为N₂，pH <6时，这个反应受强烈抑制（沈照理等，1993）。

综上所述，由于硝化作用非常短暂，它只对排污河形成早期河床下部渗透介质中NO₃—N的去除起到一定的作用，NO₃—N最主要还是通过反硝化作用去除。

（二）氨氮的迁移转化

三柱氨氮的迁移转化也经历了三个阶段，其中柱2和柱3由于介质性质比较接近，变化规律相似，现分开讨论。

柱1经历了这样三个阶段：第17d以前，出水浓度小于进水浓度，并且出水浓度随时间逐渐增大，第17d时氨氮基本产生穿透；第18～140d，出水浓度仍然小于进水浓度，但进出水浓度非常接近，去除率大多小于10％；第141～225d，出水浓度大于进水浓度。第一阶段，氨氮的吸附作用和硝化作用同时发生，这两种作用对于出水氨氮浓度的变化起着相反的作用，从开始吸附到逐渐达到吸附饱和，出水氨氮浓度应是逐渐增加的，而硝化作用应使氨氮浓度减小，所以，本阶段主要是氨氮达到吸附饱和产生穿透的过程，该过程中也会伴随硝化作用，但硝化作用不对氨氮浓度变化起主导作用；第二阶段，由前面NO₃—N的迁移转化规律分析可知，渗流第1～20d主要发生硝化作用，第21 ～43d由硝化作用向反硝化作用过渡，所以在本阶段的前期，会有微弱的硝化作用发生，后期可能还会有少量的吸附作用存在，造成本阶段的氨氮去除率很低；第三阶段，氨氮达到吸附饱和产生解吸，故氨氮出水浓度大于进水浓度。

柱2和柱3经历的三个阶段为：柱2在第1～106d，柱3在第1～96d，出水浓度很小，比进水降低了10多倍；柱2在第107～141d，柱3在第97～131d，出水浓度比进水分别降低了1 ～2倍和2～3倍；柱2在第142～216d，柱3在第132 ～216d，出水浓度比进水浓度有所升高，但升高幅度不大。第一阶段，由于柱2和柱3为中砂，黏粒物质含量大（见表2-4），吸附作用显著，再加上本阶段前期的硝化作用，故出水的氨氮浓度很小，去除率很高（>90％）；第二阶段，随着渗流时间的延长，氨氮吸附渐趋饱和，所以柱2和柱3出水的氨氮浓度开始回升，直至在第131d和第141d分别达到吸附饱和产生穿透；第三阶段，同样是发生了氨氮的解吸。

河流渗滤系统污染去除机理研究

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其中， 、Ca^2＋和Mg^2＋为水中相应离子的浓度，meq/L。

AAR和EAR（交换性氨比）的关系遵循下列回归方程：

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式中：EAR为交换性氨比，无量纲；xNH₄为土中的交换性氨，meq/100g；CEC为阳离子交换容量，meq/100g。变换式（2-15）可得

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表2-20 氨的吸附计算表

作者对三柱氨氮的吸附进行了计算。通过测试得知，生活污水中的Ca^2＋、Mg^2＋和 的平均浓度分别为：1.955meq/L、1.475meq/L和3.51meq/L，代入式（2-13）求得水的氨吸附比AAR为4.597，再代入式（2-14）得到交换性氨比EAR为0.519，然后由式（2-16）可求出土中的交换性氨xNH₄，xNH₄乘以土柱的装土量求得土柱的氨吸附容量，最后可以由土柱的氨吸附容量除以污水中 的浓度，反求出当土柱达到吸附饱和时输入的总水量，计算结果列于表2-20。从表2-20可以看出：柱2和柱3由于污水渗流速度比较慢，水力停留时间较长，所以氨的吸附反应进行比较彻底，达到吸附饱和时输入水量的计算值和实测值相差不大，而柱1则由于渗透介质为粗砂，污水流速快，在试验初期氨的吸附反应进行不充分，所以输入水量的计算值和实测值相差很大。每一种介质都有一定的吸附容量，当达到吸附饱和时，吸附作用对氮的去除很快就会失效，前面的试验结果也证实了这一点，当氨产生穿透以后发生了氨的解吸现象。可见，不管是粗砂还是中砂，氨氮很容易在其中迁移，对地下水构成威胁，只是由于粗砂粒径大，不均匀系数小，污水通过粗砂时渗透流速快，氨氮能够更迅速地进入地下水，而在中砂中，氨氮需要足够的时间，待其达到吸附饱和后同样也能进入地下水，对地下水造成污染。

（三）总氮的迁移转化

总氮的迁移转化规律实际上是氨氮和NO₃—N迁移转化规律的综合反映，是吸附作用、硝化作用和反硝化作用共同作用的结果和体现。由于上面已经对氨氮和NO₃—N的迁移转化进行了深入探讨，故这里不再对总氮进行过多赘述。

对于一般都有着十几年到几十年纳污历史的排污河来说，吸附作用是非常短暂的，氮去除的最主要机制还应是在微生物作用下的硝化和反硝化作用。室内试验表明，仅在排污河形成初期由于河床下部渗透介质未被污染物质堵塞，渗透性能较好，O₂可随污水进入渗透介质内，发生了硝化作用，很快地渗透介质内部变成微氧或厌氧环境，并且排污河形成的时间越长，在河床底部形成的底泥厚度越大，河床下部渗透介质内部的厌氧程度越高。排污河水在下渗过程中氮的去除主要依靠反硝化作用，这是排污河氮转化的最主要的特点。

② 在生活污水处理，化工污水处理过程中，如何脱氮除磷

众所复周知，氮和磷是生物制的重要营养源，那为什么在生活污水处理和化工污水处理过程中，进行脱氮除磷呢？又需要用什么方法来进行脱氮除磷？
氮和磷是生物的重要营养源，这是没错，但是如果排放的生活污水或化工污水中的氮、磷含量过高，没经过处理的污水排放到天然水体中去，直接导致天然水体中的氮和磷含量升高，水体中蓝藻、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，使水质恶化，对水生生物和人体健康产生很大的危害。赤潮就是由于水中氮和磷含量过高而导致的水体富营养化现象。那在生活污水处理过程和化工污水处理过程中，要如何去除氮和磷呢？
一：A2O工艺
A2O工艺也被称作活性污泥法。在该工艺流程内，BOD5、SS和以各种形式存在的氮和磷将一一被去除。A2O生物脱氮除磷系统的活性污泥中，菌群主要由硝化菌和反硝化菌、聚磷菌组成。在好氧段，硝化细菌
将入流中的氨氮及有机氮氨化成的氨氮，通过生物硝化作用，转化成硝酸盐；在缺氧段，反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用，转化成氮气逸入到大气中，从而达到脱氮的目的；在厌氧段，聚
磷菌释放磷，并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物；而在好氧段，聚磷菌超量吸收磷，并通过剩余污泥的排放，将磷除去。

③ 如何降解转化氨氮

如何将废水中的有机氮转化为氨氮，去除水中的氮,实质上就是水中氮的转化过版程。在生物脱氮的过程权中,包括氨化、硝化和反硝化三个阶段。在氨化过程中,水中有机氮在微生物作用下转化为氨氮。硝化过程中,首先在亚硝化杆菌的作用下,氨氮转化为亚硝酸盐氮,然后在硝化杆菌作用下,亚硝酸盐氮进一步被氧化成硝酸盐氮。反硝化过程中,硝酸盐氮转化为氮气,释放到空气中,也正是在这个过程中,水中的氮被彻底去除了。

把氨氮和亚硝酸盐氮列为常测指标,因此我们并不能了解到氮在水中的全部转化过程。有可能是原水中有机氮含量较高,且有机氮降解速度大于氨氮的降解速度,造成了氨氮去除率低的表面现象。试验中还发现,当氨氮浓度很低时, 本试验的后续滤池中常会出现氨氮浓度升高的现象,也印证了有可能是氨化速率大于硝化速率,使得氨氮去除率看起来偏低。不论在什么季节,亚硝酸盐氮的去除率都比氨氮高得多, 这从另一个方面说明硝化作用并不是进行得不好, 而是氨化作用部分掩盖了氨氮的去除效果。这也解释了为什么经过几个月的稳定运行且生物膜也成熟后,冬季去除率仍不高的原因。

④ 如何将废水中的有机氮转化为氨氮

让水处于厌氧条件就可以了呗。DO控制0.2mg/l以下，PH7.5~8，水温20~30度就行了。相关废水处理问题你可以到环保通跟大家讨论讨论

⑤ 生活污水NH3_N如何处理

如果是要达到除氮效果的话首选A2O，SBR也可以除氮，但是管理麻烦。正常的SBR工艺除氮效果很差，因为没有厌氧好氧交替的过程
至于泵吗，肯定是要有备用泵的，及时更换

⑥ 污水中氨氮是怎样产生的

氨氮是指水中以游离氨（NH3）和铵离子（NH4+）形式存在的氮。 动物性有机物的含氮量一般较植物性有机物为高。

同时，人畜粪便中含氮有机物很不稳定，容易分解成氨。因此，水中氨氮含量增高时指以氨或铵离子形式存在的化合氮。

氨氮是水体中的营养素，可导致水富营养化现象产生，是水体中的主要耗氧污染物，对鱼类及某些水生生物有毒害。

(6)生活污水的氮是如何转化的扩展阅读

自然地表水体和地下水体中主要以硝酸盐氮（NO3）为主，以游离氨（NH3）和铵离子（NH4+）形式存在的氮受污染水体的氨氮叫水合氨，也称非离子氨。

非离子氨是引起水生生物毒害的主要因子，而铵离子相对基本无毒。国家标准Ⅲ类地面水，非离子氨氮的浓度≤1毫克/升。

氨氮对人体健康的影响

水中的氨氮可以在一定条件下转化成亚硝酸盐，如果长期饮用，水中的亚硝酸盐将和蛋白质结合形成亚硝胺，这是一种强致癌物质，对人体健康极为不利。

氨氮对生态环境的影响

氨氮对水生物起危害作用的主要是游离氨，其毒性比铵盐大几十倍，并随碱性的增强而增大。氨氮毒性与池水的pH值及水温有密切关系，一般情况，pH值及水温愈高，毒性愈强，对鱼的危害类似于亚硝酸盐。

氨氮对水生物的危害有急性和慢性之分。慢性氨氮中毒危害为：摄食降低，生长减慢，组织损伤，降低氧在组织间的输送。鱼类对水中氨氮比较敏感，当氨氮含量高时会导致鱼类死亡。急性氨氮中毒危害为：水生物表现亢奋、在水中丧失平衡、抽搐，严重者甚至死亡。

⑦ 污水生物脱氮的原理是什么

首先你要明确反硝化的原理：硝态氮——亚硝态氮——no——n20——n2，因为你无法得到回亚氮之答后的数据，所以你可以间接的以亚氮的数据去分析n2o的数值。
但从你得到的数据来看，想把你原来的课题讲清楚看来是很难的，参照你现在得到的实验数据你可以和你老是商量下，分析反硝化过程中亚氮积累对反硝化的影响还是可以说清楚的，比如讲你的亚氮很低，这就说明反硝化过程没有亚氮的积累，说明反硝化效果是好的，如果你的亚氮比较多，说明你反硝化的进程不好，存在抑制因素。
我只提下我的建议，希望有帮助。还有，本科答辩不比过多再议，能把事情说清楚就可以了，没要必要非做出来什么效果。

⑧ 生活污水中蛋白质里的N是如何成为养料的

生活污水中的氮是不能直接被植物所利用的，因为植物的根部细胞不能吸收大分子物质。但是我们可以通过环境中的微生物帮助植物进行生活污水中的氮元素的吸收。
环境中的许多的微生物都是好氧异养型微生物，就是吸收环境中的有机物养分，之后依靠氧气的帮助将他们氧化成为无机小分子并从中获得生命活动所需要的能量。
所以你现在知道生活污水中蛋白质里的氮是如何成为植物养料的了吧：环境中的微生物将生活污水中的蛋白质分解消化后氮元素的存在由氨基酸的形式变成为了NH4+或者NH3的无机小分子的形式。而这种NH4+或者NH3的无机小分子的形式植物可以进行吸收利用。

⑨ 生活废水放置三天氨氮如何变化

应该略有升高，有机氮会被自然环境中的微生物部分降解，产生氨氮

⑩ 氨氮是怎么形成的

在天然水体中，N元素以游离态氮、有机氮、硝酸态氮、亚硝酸态氮、总氨态氮等几种形式存在，一般来说，硝酸态氮、亚硝酸态氮、氨（铵）态氮是一切藻类都能直接吸收利用的氮源。通常情况下，藻类首先吸收NH₄⁺，而NO₃-－N 吸收能力相对较差，同时水体中的固氮菌也能吸收转化水中的氮。

氨氮的来源：

一是水源；

二是来自各种肥水产品；

三是饲料中的可溶蛋白融入水中；

四是养殖生物的粪便。

还有就是无机氮被浮游植物吸收转化为有机氮，并通过浮游植物的摄食，各级浮游动物之间及鱼虾类的捕食在食物链中传递，在这过程中有小部分氮由于溶出、死亡代谢排出等离开食物链重新回到水体中。

水体中死藻、残饵粪便等有机物不断积累，造成水体富营养化，这就为亚硝酸盐和氨氮的产生提供了足够的氮源。

(10)生活污水的氮是如何转化的扩展阅读

氨氮的危害性：

离子氨态氮（NH4⁺-N）因为带电荷，通常不能渗过生物体表，一般对生物无害，而且能够被藻类直接吸收利用。但非离子氨态氮（NH₃）能透过细胞膜，具有脂溶性，渗入量取决于水体与生物体内的PH差异。如果从水体渗入组织液内，生物就要中毒。

在PH 、溶氧、硬度等水质条件不同时，非离子氨态氮的毒性也不相同。PH越高，毒性越大。溶氧越低，毒性也越大。实际生产过程中，对溶氧和PH有针对性的控制，可以降低非离子氨态氮的毒性。

非离子铵态氮(NH₃-N)的毒性表现在对水生生物生长的抑制，它能降低甲壳类排氮的能力、损害鳃组织、导致体内中毒，体内脏器渗血、出血以至引起死亡。在鱼虾养殖中尤为明显，在氨氮偏高的池子里鱼虾摄食能力体质明显变弱，且脱壳后更不易硬壳。