氨氮、廢、水處理一直是化工環保科研的重要課題之一。在氮素污染物的控制中，國內外主要采用生物脫氮技術，研究的熱點集中在如何改進傳統的硝化一反硝化工藝。尤其是高氨氮、低碳源廢水，急需解決反硝化過程中碳源不足、總氮去除率不高等問題，從而為高濃度氨氮廢水的生物脫氮提供可行的途徑。

1 高氨氮、低碳源廢水的來源

（1 ）焦化廢水。焦化廢水中含有高濃度的氨氮和難降解的有機物，進人生化裝置的污水中COD一般在1200一1300mg/L， BOD5/COD為0.3一0.4氨氮質量濃度一般為200一700mg/L。經過生化處理后的外排水中COD均在250 -400mg幾，難以達到規定的排放標準，氨氮除作為營養鹽消耗外，幾乎不被去除。

（2 ）味精廢水。味精生產過程中使用大量的液氨，使排放廢水中的氨氮超標。離子交換提取后排出的母液，COD為35-65g幾，經硅藻土吸附、聚合硫酸鋁混凝處理后，COD仍高達20一30g/L，氨氮質量濃度在5一6g/L左右。

（3） 垃圾滲濾液。垃圾滲濾液的成分相當復雜，不僅含有高濃度的有機物，而且還含有高濃度的氨氮、堿和重金屬等。在垃圾填埋初期，垃圾滲濾液的可生化性較好，BOD5/COD達0.7左右。但隨著垃圾填埋時間的延長，垃圾滲濾液的COD降低（5.10mg/L），其中生物難降解的成分增加，可生化性下降，BOD5 /COD較低（0.1—0.3）；同時氨氮質量濃度增加，高達1—2g/L，C與N質量比小于3。

（4） 化肥廢水。化肥廢水中氨氮質量濃度為500一700mg/L，部分高達1一2g /L，COD為400一500mg/L，C與N質量比很低。

（5） 煤氣廢水。煤氣在洗滌、冷卻、凈化過程中，會產生大量成分復雜的廢水，廢水中COD及氨氮濃度較高，COD為1200一1400mg/L，BODS為400-500mg/L，氨氮質量濃度為20一250mg/L，C與N質量比約為2L73。

（6 ）養殖廢水厭氧消化液。豬場廢水經過厭氧處理后，COD為1000-v1500mg/1，由于大部分可降解的有機物在厭氧處理階段被去除，厭氧消化液的BOD5/COD降為0.19，可生化性很差。同時厭氧處理階段對氨氮不但沒有去除，反而使其有所上升，氨氮質量濃度高達700-800mg/L，C與N質量比僅為0.2—0.3。

2 傳統生物脫氮工藝存在的問題

（1）硝化菌群增殖速度慢且難以維持較高生物濃度，造成系統總水力停留時間長，有機負荷較低，增加了基建投資和運行費用；（2）硝化過程是在有氧條件下完成的，需要大量的能耗；（3）反硝化過程需要一定的有機物，廢水中的COD經過曝氣大部分被去除，因此需要外加碳源；（4）要保持系統較高的生物濃度并獲得良好的脫氮效果，必須同時進行污泥回流和硝化液回流，增加了動力消耗和運行費用 ；（5）抗沖擊能力弱，高濃度氨氮和亞硝酸鹽會抑制硝化菌的生長；（6）為中和硝化過程產生的酸度，需要加堿中和，增加了處理費用。傳統的生物脫氮過程由硝化反應和反硝化反應來實現，其反應的進行受到一定制約：

一方面，自養硝化菌在大量有機物存在的條件下，對氧氣和營養物的競爭不如好氧異養菌，從而導致異養菌占優勢，使得氨氮不能很好地轉化為亞硝酸鹽或硝酸鹽；另一方面，反硝化需要一定的有機物作電子供體上述硝化菌和反硝化菌的不同要求導致了生物脫氮反應器的不同組合，如硝化與反硝化由同一污泥完成的單一污泥工藝和由不同污泥完成的雙污泥工藝。前者通過交替的好氧區和厭氧區來實現，后者則通過使用分離的硝化和反硝化反應器來完成。如果硝化在后，需要將硝化出水回流；如果硝化在前，需要外加碳源作電子供體，增加處理成本。這種兩難處境在氨氮濃度低的城市污水處理中表現得還不是很明顯，但在高氨氮、低碳源廢水生物脫氮處理中則表現得很突出。許多研究者認為，在實際廢水生物脫氮過程中，只有當頒與狽質量比大于4時，才能滿足反硝化菌對碳源的需要，達到脫氮的目的。對于高氨氮、低碳源廢水，由于廢水中頒與狽質量比偏低，廢水本身所能提供的碳源不能滿足

反硝化的要求，因此總氮去除率不高。這就是采用傳統的生物脫氮工藝處理高氨氮、低碳源廢水時遇到的大的困難。

3 高氮低碳廢水生物脫氮技術的研究進展

近些年來&蒼產蟬辮;，生物脫氮理論有了許多進展，人們試圖從各個方面突破生物脫氮的困境，如開發短程硝化一反硝化脫氮工藝；發現了氨與亞硝酸鹽/硝酸鹽在缺氧條件下被同時轉化為氮氣的生物化學過程，這一過程被稱為厭氧氨氧化；將兩種工藝組合產生了一種全新的生物脫氮工藝，即半硝化一厭氧氨氧化工藝，其在需氧量和外加碳源上具有十分明顯的優勢，具有廣泛的應用前景。

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