污水处理中什么是硝化和反硝化?
小彬_Djxb51
硝化是NH3-N转变为NO3-氮,反硝化是指NO3-态氮转化为N2硝化用硝酸或硝酸盐处理,与硝酸或硝酸盐结合;尤指将〖有机化合物〗转化成硝基化合物或硝酸酯(如用硝酸和硫酸的混合物处理)反硝化 也称脱氮作用.反硝化细菌在缺氧条件下,还原硝酸盐,释放出分子态氮（N2）或一氧化二氮（N2O）的过程.
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扫描下载二维码短程硝化反硝化 【范文十篇】
短程硝化反硝化
长期以来无论是在废水生物脱氮理论上还是在工程实践中，都一直认为要实
?现废水生物脱氮就必须使NH4经历典型的硝化和反硝化过程才能安全地被除
去，这条途径也可称之为全程(或完全) 硝化—反硝化生物脱氮。实际上从氮的微生物转化过程来看，氨被氧化成硝酸是由两类独立的细菌催化完成的两个不同
??反应,应该可以分开。对于反硝化菌,无论是NO2还是NO3均可以作为最终受氢
?体，因而整个生物脱氮过程也可以经NH4→HNO2→N2这样的途径完成。早在
1975年Voet就发现在硝化过程中HNO2积累的现象并首次提出了短程硝化—反硝化生物脱氮( Shortcut nitrification —denitrification，也可称为不完全或称简捷硝化—反硝化生物脱氮)，随后国内外许多学者对此进行了试验研究。这种方法就是将硝化过程控制在HNO2 阶段而终止，随后进行反硝化。已有研究大多基于小型反应器内的间歇悬浮生长工艺[1]，对氮的去除率偏低[2]，对接触氧化系统中进行常温下短程脱氮工艺的研究较少。
短程生物脱氮具有以下特点[3、4]：①对于活性污泥法，可节省氧供应量约25 %，降低能耗；②节省反硝化所需碳源40 %，在C/ N比一定的情况下提高TN去除率；③减少污泥生成量可达50%；④减少投碱量；⑤缩短反应时间，相应反应器容积减少。因此这一方法重新受到了人们的关注。
?短程硝化的标志是稳定且较高的HNO2积累即亚硝酸化率较高[NO2?N/
??(NO2?N+NO3?N)至少大于50%以上]。在不对氨态氮氧化产生较大影响的前提下，抑制亚硝酸盐的氧化过程，获得稳定的亚硝酸盐积累，是成功实现短程硝化反硝化工艺的关键。影响亚硝酸积累的因素主要有温度、pH、氨浓度、氮负荷、DO、有害物质及泥龄。
① 温度。生物硝化反应在4～45℃内均可进行，适宜温度为20～35℃，一般低于15℃硝化速率降低，并且低温对硝化产物及两类硝化菌活性影响也不同。12～14℃下活性污泥中硝酸菌活性受到更严重的抑制，出现HNO2积累。15～30℃范围内，硝化过程形成的亚硝酸可完全被氧化成硝酸。温度超过30℃后又
会出现HNO2积累。
② pH。随着硝化反应的进行，硝化过程产生的酸使废水pH不断下降。亚硝酸菌要求的最适pH在7～8.5之间，硝酸菌为6～7.5。反应器中pH低于7则整个硝化反应会受到抑制。pH升高到8以上，则出水HNO2浓度升高，硝化产物中亚硝酸比率增加，出现HNO2积累。
③ NH3浓度与氮负荷。废水中氨随pH不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨(FA)对硝化作用有明显的抑制作用，硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属(硝化过程中常见的两个菌属) 更易受到FA的抑制，0.6mg/L的FA几乎就可以全部抑制硝酸菌的活性，从而使HNO2氧化受阻，出现HNO2积累。只有当FA达到5mg/L以上时才会对亚硝酸菌活性产生影响，当达到40mg/L才会严重抑制亚硝酸的形成。pH升高，FA浓度增大，造成HNO2积累。另外氨氮负荷过高时，在系统运行初期有利于繁殖较快的亚硝酸菌增长，使亚硝酸产生量大于氧化量出现积累。进水负荷过大所造成的HNO2积累也与水中总氨氮中FA浓度增加有关，冲击负荷也会造成HNO2积累。
④ DO。亚硝酸菌和硝酸菌均是绝对好氧菌, 在生物膜和活性污泥反应器中当膜的厚度和污泥颗粒的尺度较大时，形成氧扩散梯度。一般认为至少应使DO在0.5mg/L 以上时才能很好地进行硝化作用，否则硝化作用会受到抑制。降低溶氧对氨氧化影响不大，但对亚硝酸氧化有明显阻碍，产生HNO2积累。
⑤ 有害物质。硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化过程有明显抑制作用。相对于亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接触有害物质的初期会受抑制，出现亚硝酸积累。
⑥ 泥龄。亚硝酸菌的世代较硝酸菌短，在悬浮处理系统中若泥龄介于硝酸菌和亚硝酸菌的最小停留时间之间时，系统中的硝酸菌会逐渐被“淘洗”掉，使亚硝酸菌成为系统中优势硝化菌，硝化产物以HNO2为主。
短程硝化的维持
虽然很多因素会导致硝化过程中亚硝酸积累，但目前对此现象的理论解释还
不充分，认识有所不同，长久稳定地维持HNO2积累的途径还有待探索。Anthonisen在试验中注意到高浓度游离氨(FA)对硝化作用有抑制作用，并影响到硝化产物。Alleman在此基础上进一步研究后提出了HNO2积累的选择性抑制学说。他认为亚硝酸菌和硝酸菌对FA敏感度不同，只要控制系统中FA浓度介于硝酸菌抑制浓度和亚硝酸菌抑制浓度之间就可保证氨氧化正常进行而HNO2氧化受到阻碍，形成HNO2积累。另一些试验表明，高浓度FA抑制所造成的HNO2积累并不稳定，时间一长系统中亚硝酸浓度和亚硝化比率均会下降，HNO3浓度增大。这说明硝酸菌对FA所产生的抑制作用会逐渐适应，而且硝酸菌对FA适应性是不可逆转的，即便再进一步提高FA浓度，亚硝化比率也不会增加。
国内学者在进行高氨废水生物处理中也遇到类似情况[5]。在设施运行初期，负荷增长过程中或遭遇到冲击负荷以及进水水质波动较大时都会出现亚硝化现象，好氧段出水中亚硝酸浓度增加，甚至运行初期硝化产物几乎以亚硝酸为主，但经过一段时间的恢复与适应后，出水又以硝酸盐为主。彭党聪在焦化废水处理中发现，即使硝化菌同时接触到高浓度有机物、酚、氰及FA等多重抑制物，硝化菌对此仍有一定的适应性，亚硝化率由初期的85%以上逐渐下降。进水水质的经常波动会削弱硝酸菌的这种适应性。因此单纯依靠提高FA浓度等抑制作用来实现长久稳定的短程硝化是不可能的。
1997年荷兰的Mulder[6]提出了SHARON工艺来处理城市污水二级处理系统中污泥消化上清液和垃圾滤出液等高氨废水，可使硝化系统中HNO2积累达100%。SHARON工艺全称为Single reactor system for High activity Ammonia Removal Over Nitrite。该工艺采用CSTR反应器。因在一定的高温下，硝化菌对氨有很高转化率，所以系统无需特别污泥停留。SHARON工艺的核心是利用在高温(30～35℃)下，亚硝酸菌的最小停留时间小于硝酸菌这一固有特性控制系统的水力停留时间，介于硝酸菌和亚硝酸菌最小停留时间之间，则硝酸菌被自然淘汰，从而维持了稳定的HNO2积累。在SHARON工艺中，温度和pH受到严格控制。利用此专利工艺的两座废水生物脱氮处理厂已在荷兰建成，证明了短程硝化—反硝化的可行性。但此工艺利用消化污泥消化液本身温度较高的特点来实现短
程硝化，这对于大多数工程意义不大，因为大量水要升温、保温在30～40℃难于实现。另外，SHARON工艺去除率最多达90%。当进水NH3?N为1000mg/L时，出水NH3?N仍高达100mg/L以上。这一方法对于本身温度较高的高氨废水生物脱氮处理有重要的现实意义。
DO是硝化与反硝化过程中重要因素。Hanaki研究表明，低溶氧下亚硝酸菌增殖速率加快，补偿了由于低氧所造成的代谢活动下降，使得整个硝化阶段中氨氧化未受到明显影响，而亚硝酸大量积累，降低溶氧对硝酸菌有明显抑制作用。Laanbroek[7]的研究进一步表明低溶氧下亚硝酸大量积累是由于亚硝酸菌对DO的亲合力较硝酸菌强。亚硝酸菌氧饱和常数一般为0.2～0.4mg/L，硝酸菌的为
1.2～1.5mg/L。低溶氧下，亚硝酸菌和硝酸菌增殖速率均下降。当DO为0.5mg/L 时，亚硝酸菌增殖速率约为正常时的60%, 而硝酸菌则不超过正常值的30%。利用这两类菌动力学特性的差异有望在活性污泥系统和生物膜上逐渐达到淘汰硝酸菌的目的。只是在悬浮系统中，低氧下活性污泥很易解体和发生丝状膨胀[7]。但低氧下确实可以如SHARON 工艺一样实现在反应器中逐渐保留亚硝酸菌的目的。低氧下，不但存在对硝酸菌的淘汰还存在对硝酸菌活性的抑制。彭党聪在生物膜反应器中也发现低浓度DO抑制了硝化现象，DO在0.5～1mg/L，当进水NH3?N为250mg/L时，出水NH3?N低于5mg/L且硝化产物以亚硝酸为主，亚硝化率高达90%以上，连续运行120d，无明显变化，表明了低DO下生物膜系统获得了良好的短程硝化效果。
无论是SHARON工艺还是利用低DO下亚硝酸化，其本质均是利用了微生物动力学特性固有差异而实现两类菌的动态竞争与选择的结果，尤其是降低溶解氧作为实现短程硝化的控制是对传统好氧处理和传统生物脱氮处理的深化，但诸如活性污泥的沉降性和污泥膨胀、低溶氧下同步硝化反硝化等问题仍有待于进一步研究与完善。
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范文二：短程硝化反硝化的影响因素
1 短程硝化反硝化的反应机理
传统的硝化过程包括亚硝化阶段和硝化阶段，分别由亚硝化细菌和硝化细菌来完成，将NH4＋依次转化为NO2－和NO3－。反硝化过程是通过反硝化细菌将NO2－或NO3－作为电子受体转化为N2。短程硝化反硝化就是通过分别培养驯化亚硝化细菌和反亚硝化细菌，通过亚硝化细菌将NH4＋在亚硝化作用下转化为 NO2－，然后不经NO3－的生成过程直接由反亚硝化细菌将NO2－转化为 N2 的过程。短程硝化反硝化之所以能够实现，主要是由于亚硝化过程和硝化过程是氨氮氧化过程中依次进行的过程，在硝化过程中通过控制适当的条件完全可以把两者分开。另外，从微生物学角度分析，亚硝化细菌和硝化细菌之间的关系并不密切，并无进化谱上的关联性，运行过程中通过控制适宜的环境条件可以培养出亚硝化细菌。
2 各因素对短程硝化反硝化的影响分析
温度的影响
温度对硝化反应的影响是通过亚硝化细菌和硝化细菌生长速率的不同而表现出来的。通常认为，生物的硝化反应在 4 ～ 45 ℃ 下均可进行，适宜的温度为 20 ～ 30 ℃，在 12 ～ 14 ℃ 时，亚硝化细菌的活性大于硝化细菌的活性， 表现为 NO2－ 的积累，15 ～ 30 ℃ 时硝化细菌的活性大于亚硝化细菌的活性， 形成的 NO2－可完全被转化为 NO3－，超过 30 ℃时又出现 NO2－ 的积累。
目前， 对于温度对亚硝化细菌生长的影响说法不一。王淑莹等和高景峰等 运用 SBR 法考察了温度对短程硝化反硝化的影响， 得出维持稳定短程硝化反硝化的最适温度为 28 ～ 29 ℃， 此时亚硝化率为 82．2％ ～ 83．5％。 高大文 运用 SBR 反应器处 理 豆 制 品 废 水 ， 在 温 度 为 （31 ± 0．5） ℃ 的 条 件下， 获得了较好的亚硝化 效 果 ， 亚 硝 化 率 （NO2－／（NO2－ ＋ NO3－））稳定在 90％ 以上。 Hellinga 等 认为在 5 ～ 20 ℃ 的条件下， 由于亚硝化细菌的生长速率小于硝化细菌， 不可能存在 NO2－ 的积累， 要想稳定 NO2－ 的积累， 温度应控制在 30 ～ 35 ℃。
作者在 pH 值为 7．5 时， 通过静态试验研究了不同温度条件下 NO2－ 的积累情况， 结果表明， 亚硝化细菌的最适生长温度是 20 ～ 30 ℃， 温度低于20 ℃ 时， 亚硝化细菌增长速率低于硝化细菌， 无NO2－ 的积累， 温度高于 20 ℃ 时，亚硝化细菌活性开始增强，硝化细菌的活性受到抑制， 亚硝酸盐产率提高，25 ℃ 时，亚硝酸盐所占百分比达到 60％，27 ℃ 时，亚硝化率达到 61％，表明亚硝化细菌适宜在高温条件下生长， 亚硝化细菌较硝化细菌具有更 好 的 抗 高 温 性 ，当 温 度 超 过 30 ℃ 以 后 ， 发 现NO2－ 积累量下降， 而此时硝酸盐浓度也出现明显降低，因而亚硝化效率仍保持较高的态势。 分析认为， 这是由于温度过高时， 超过了亚硝化细菌的承受负荷，导致亚硝化细菌的活性受到抑制，甚至部分细菌结构遭到破坏而死亡， 造成 NO2－－N 的积累降 低 ，由 NO2－－N 生 成 NO3－－N 的 量 也 因 此 下 降 ，因而 NO2－－N 的积累率并未表现出明显降低。
pH 值的影响
pH 值对硝化细菌和亚硝化细菌的生长都有很大影响。 一般认为亚硝化
细菌的最适生长的 pH 值为 7.0 ～ 8.5， 硝化细菌的最适生长的 pH 值为 6.0 ～7.5，pH 值小于 7 则整个化过 程 受 到 抑 制 ， pH值大于 8 时出现 NO2－ 的积累。 目前， 众多学者都在研究 pH 值对亚硝化细菌生长的影响， 但众说纷纭， 尚未得出一致的亚硝化细菌最适生长pH值。
作者利用静态试验，通过调节不同 pH 值对短程硝化的影响进行了研
究， 得出在 pH 值为 7.5 时亚硝酸盐积累效果较pH值为 7.0 和 6.5 时都好，且呈现出随 pH 值增大，亚硝化效率提高，当 pH值超过 8.0 时，亚硝化效率开始降低。 分析认为，随着 pH 值的提高，游离氨浓度逐渐提高，当游离氨浓度低于亚硝化细菌的抑制浓度而高于硝化细菌的抑制浓度时，硝化细菌被抑制， 表现出亚硝化效率的提高，而当游离氨浓度超过了亚硝化细菌的抑制浓度时对亚硝化细菌产生抑制，表现出亚硝化效率的降低，因此要获得较多的亚硝酸盐积累，需要控制适宜的 pH 值，使游离氨浓度维持在亚硝化细菌和硝化细菌的抑制浓度之间。实际运行中，pH值控制在 7.5 ～ 8.0 范围内时，亚硝化效果最佳。
DO 浓度是影响亚硝化过程的一个重要因素 。由于亚硝化细菌和硝化细菌都是好氧菌， 在高 DO浓度条件下， 亚硝化反应速率和硝化反应速率相匹配，不会存在 NO2－ 的积累， 只有在低 DO 浓度条件下才会出现 NO2－ 的积累， 因为亚硝化细菌的氧饱和常数（KO ＝ 0．2 ～ 0．4 mg ／ L）小于硝化细菌的氧饱和常数（KO ＝ 1．2 ～ 1．5 mg ／ L）， 低 DO 浓度条件时，亚硝化细菌对 DO 的亲和力强于硝化细菌， 补偿了由于低氧所造成的代谢能力的下降， 使氨氮的氧化并未受到影响， 但低氧造成硝化细菌活动能力的下降， 促使了
NO2－ 的积累， OLAND 工艺就是通过控制 DO 浓度实现短程硝化反硝化的典型工艺，但低 DO 浓度条件下易发生活性污泥的解体和丝状菌的膨胀， 因此通过 控 制 低 DO 浓 度 条 件 来 实 现NO2－ 的积累时应注意污泥膨胀的问题。
作者通过静态试验考察了不同 DO 浓度对亚硝酸盐积累的影响。 试验控制温度为 27 ℃， pH 值为7．5， DO 质 量 浓 度 分 别 控 制 在 0．5、 1．0、
1．5、 2．0和 2．5 mg ／ L， 结果表明， DO 质 量 浓 度 控 制 在 0．5和 1．0 mg ／ L 时 亚 硝 化 率 都 是 逐 渐 增 大 的 ，且 DO质量浓度控制在 0．5 mg ／ L 时亚硝化率的增速最快，而另外 3 种条件下， 亚硝化率逐渐降低， 且 DO 越高， 亚硝化率降低越快。据此得出高 DO 浓度对亚硝酸盐积累有明显的抑制作用， 低 DO 浓度条件下亚硝酸盐积累效果较好， 高 DO 浓度条件下硝酸盐积累效果好
2.4 游离氨的影响
游离氨对亚硝化细菌和硝化细菌都有抑制作用， 但对硝化细菌更敏感。一般认为游离氨对亚硝化细菌和硝化细菌的抑制质量浓度分别为 10 ～ 150mg ／ L 和 0．1 ～ 1．0 mg ／ L。 游离氨质量浓度大于 0．1mg ／ L 即可达到对硝化细菌的抑制而实现 NO2－ 的积累， 只有当质量浓度大于 10 mg ／ L 时才会对亚硝化细菌产生抑制作用， 因此可以通过控制游离氨的质量浓度在 0．1 ～ 10 mg ／ L 之间而达到 NO2－ 的积累。但硝化细菌对高浓度游离氨具有不可逆转的适应性 ， 因 此 通 过 控 制 高 浓 度 游 离 氨 的 条 件 来 实 现NO2－ 的积累不具有长久的稳定性。
徐冬梅等 研究指出， 0．6 mg ／ L 的游离氨几乎可以抑制硝化细菌的活性， 从而出现 NO2－ 的积累， 只有当游离氨的质量浓度大于 5 mg ／ L 时才
会对亚硝化细菌产生抑制作用。 Abeling 等研究指出 ， 亚 硝 化 细 菌 的 最 适 游 离 氨 的 质 量 浓 度 为 0．5mg ／ L， 当游离氨的质量浓度在 1．0 ～
1．5 mg ／ L 之间时， 对硝化细菌产生抑制作用， 对亚硝化细菌无任何影响， 只有当游离氨的质量浓 度 大 于 7．0 mg ／ L时才对亚硝化细菌产生抑制作用。
2.5 有害物质的影响
相对于亚硝化细菌，硝化细菌对环境更为敏感，对周围环境的适应性也较慢 。高浓度的游离氨、重金属及其离子、酚、氰等有害物质都会对硝化细菌产生抑制作用而造成 NO2－ 积累，相对于亚硝化细菌，硝化细菌对这些有害物质的适应性也较慢， 因此在反应初期， 这些毒害物质都会对硝化细菌产生抑制作用， 造成 NO2－ 积累。另外，高浓度的 NH3－N、 NO2－－N、有机底物及络合阳离子也会对硝化细菌产生抑制作用。
短程硝化反硝化以其工艺简洁、能耗低、效率高等一系列优点越来越受到人们的青睐， 但目前研究尚处于实验室阶段， 还无成熟理论支持， 对许多因素的控制也难以准确地把握。 工艺开发也仅限于运 行 条 件 苛 刻 的 SHARON 工 艺 和 OLAND 工 艺 ，工程实例还难以推广应用，为此在以后的研究中还应加强对以下几个问题的探讨：
（1）在短程硝化反硝化中， 影响 NO2－ 积累的因素很多， 但目前对这些影响因素的控制参数还难以准确的把握， 在以后的研究中应加强对这些影响因素控制参数的探讨。
（2）短程硝化反硝化对高温、 高氨氮废水具有较好的处理效果， 在常温下如何实现普通城市污水的短程硝化反硝化还有待进一步研究。
（3）短程硝化反硝化需要控制低的 DO 浓度条件， 但在低 DO 浓度条件下活性污泥的沉降性能差和污泥膨胀的问题也应当引起重视。
范文三：短程硝化反硝化过程优点及影响因素
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一般认为要实现生物脱氮就必须使氨氮经历典型的完全硝化反硝化过程才能被去除。在该过程中NO3--N的生成不仅延长了脱氮反应的历程，而且造成了能源
和外加碳源的浪费。
从微生物水平上来说，氨氮被氧化成硝酸盐氮由2类独立的细菌催化完成，第氮转化为硝酸盐氮，这两类细菌的特征有明显的差异。那对于反硝化菌无论是硝酸盐氮还是亚硝酸盐氮均可以作为最终受氢体。因此整个脱氮过程可以用过NH4+-N
N2的途径完成，人们把按此途径进行的脱氮技术定义为亚硝酸型
硝化反硝化，也称短程硝化反硝化。由此整个过程将大大缩短，其标志是有稳定且较高的NO2--N积累。
根据硝化反应的化学计量学，与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有以下优点：
1、1molNH4+-N转化为NO2--N需要1.5molO2，而氧化到NO3--N需要2.0molO2，因而可在氧化段降低能耗。
2、反硝化1g NO2--N素要有机物1.72g，而反硝化1gNO3--N需要有机物2.86g，
短程硝化反硝化可减少所需有机碳源，节约运行费用。
3、NO2--N的反硝化速率比NO3—N快63%左右
4、减少50%产泥量
5、反硝化的容积可减少30~40%
6、减少投加碱度和外加碳源的量。
短程硝化反硝化的两个主要反应步骤中，反硝化技术容易控制，关键在于将NH4+-N氧化控制在NO2—N阶 段，阻止其进一步氧化。短程硝化反应的控制取决于
对两种硝化菌的控制。两种细菌在生理机制及动力学特征上存在的固有差异，导致了某些影响因素对两种硝化菌 存在不同的抑制作用，从而影响硝化形式。经过研究，能够抑制亚硝化氧化菌，造成氨氧化菌在硝化系统中占优势的因素主要有：高游离氨浓度、游离HNO2浓度、高PH、高温、低DO、从缺氧状态到好氧状态的滞
后时间、游离羟氨浓度以及投加硝化反应选择性化学抑制剂。
（1）溶解氧
DO是人们在短程硝化工艺中最为关注的因素之一，一是研究短程硝化反硝化的目的就是为了节约能耗，如能在较低的DO条件下获得高氨氮去除率，就意味着可以节约供氧量；二是研究表明，在较低的DO条件下，可获得较高的压硝酸盐积累率。
在低DO条件下，由于亚硝酸菌对DO的亲和力较硝酸菌强，使得亚硝酸氮大量积累；当DO为0.5mg/L时，亚硝酸菌的增值速率为正常的60%，而硝酸菌为30%。因此在低溶解氧条件下，不仅存在对硝酸菌的淘汰还存在对硝酸菌活性的抑制，
而逐步保留了亚硝酸菌。且在低DO条件下，亚硝酸菌对底物的利用速率增强，增殖速率加快，补偿了低溶解氧造成的代谢活性下降，使得整个硝化反应氨氧化未受到影响，使得亚硝酸盐氮大量积累。
（2）游离氨浓度
分子态游离氨对硝化作用有明显的抑制，亚硝酸盐氧化菌比氨氧化菌更易受到游离氨的抑制，因此如果反应器中分子态游离氨的浓度超过亚硝酸盐氧化菌转化利用的阈值，而低于氨氧化菌转化利用的阈值，就会使反应器内氨氧化菌占优势，实现NO2--N的积累。为了得到高的亚硝化率，游离氨浓度应保持足够低，从
而对亚硝酸盐氧化菌起抑制作用而对氨氧化菌不起抑制作用。研究表明，当废水中NH3浓度较高，PH偏碱性时易形成亚硝酸型硝化。另外氨氮负荷过高时，在系统进行初期有利于繁殖较快的氨氧化菌增长，使亚硝酸沉声量大于消耗量而出现积累。
亚硝酸盐氧化菌对PH特别敏感，PH是短程硝化的一个决定因素。利用氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的最适PH不同，控制混合液中的PH就能控制硝化类型及硝化产物。最近研究表明，混合体系中氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的最适PH分别在8和7附近。
一般在12-14℃下活性污泥汇总亚硝酸盐氧化菌受到严重的抑制，出现NO2--N积累。15~30℃硝化过程的亚硝酸盐氮可完全转化为硝酸盐氮。温度超过30℃后又会出现NO2--N的积累。
由于NH4+-N的硝化速率比NO2—N的氧化速率快，所以氨氧化菌的世代时间比
亚硝酸盐氧化菌的世代周期短，在悬浮处理系统中若泥龄介于氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的最小停留时间之间时，系统中的亚硝酸盐氧化菌会被逐渐淘洗掉，使氨氧化菌成为系统中的优势硝化菌，硝化产物以NO2--N为主。
（6）化学抑制剂
亚硝酸盐氧化菌对环境较为敏感，废水中酚、氰及重金属等有害物质对亚硝酸盐氧化过程有明显的抑制作用。有人发现当硝酸菌和亚硝酸菌同时存在时，在废水中加入5mmol/L的氯酸钠可抑制亚硝酸盐氧化菌，但对氨氧化菌无影响。
大部分研究发现HNO2也是实现NO2--N积累的一个重要影响因素。当HNO2浓度大于0.02mg/L时，会抑制亚硝酸盐氧化，出现NO2--N积累。有研究表明，抑制亚硝酸
盐氧化的阈值为0.06~0.83mgHNO2-N/L，大于0.4mg/L时氨氧化菌的生长完全被抑
制；而当浓度大于0.02mg/L时亚硝酸盐氧化菌的生长完全被抑制。
范文四：新型脱氮工艺研究
一、短程硝化反硝化
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。如图1所示。
传统生物脱氮途径
短程硝化-反硝化生物脱氮途径
传统生物脱氮途径和短程
硝化-反硝化生物脱氮途径
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：
⑴可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。
⑵在反硝化阶段可以节省碳源40%。在C/N比一定的情况下提高了TN的去除
率。并可以节省投碱量。
⑶由于亚硝化菌世代周期比硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提高硝化反应速
度和微生物的浓度，缩短硝化反应的时间，而由于水力停留时间比较短，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%。
⑷短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥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。
2、影响短程硝化反硝化的因素
2.1温度的影响
温度对微生物影响很大。亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的生长而不抑制亚硝酸菌的方法，来实现短程硝化反硝化过程。国内的高大文研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进行。
2.2 pH值的影响
pH较低时，水中较多的是氨离子和亚硝酸，这有利于硝化过程的进行，此时无亚硝酸盐的积累；而当pH较高时，可以积累亚硝酸盐。因此合适的pH环境有利于亚硝化菌的生长。pH对游离氨浓度也产生影响，进而也会影响亚硝酸菌的活性，研究表明：亚硝化菌的适宜pH值在8.0附近，硝化菌的pH值在7.0附近。因此，实现亚硝化菌的积累的pH值最好在8.0左右。
2.3溶解氧（DO）的影响
DO对控制亚硝酸盐的积累起着至关重要的作用。亚硝化反应和硝化反应均是好氧过程，而亚硝酸菌和硝酸菌又存在动力学特征的差异：低DO条件下亚硝酸菌对DO的亲和力比硝酸菌强。可以通过控制DO使硝化过程只进行到氨氮氧化为亚硝态氮阶段，从而淘汰硝酸菌，达到短程硝化的目的。
2.4 泥龄的影响
氨氮的硝化速率比亚硝态氮的氧化速率快，而亚硝酸菌的世代周期比硝化菌的世代周期短，因此可以通过控制HRT使泥龄在亚硝酸菌和硝酸菌的最小停留时间之间，使亚硝酸菌成为优势菌种，逐步淘汰硝酸菌。
2.5其它因素的影响
二、同步硝化反硝化
根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离的反应器中进行，或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中；实际上，较早的时期，在一些没有明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们就层多次观察到氮的非同化损失现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失。在这些处理系统中，硝化和反硝化反应往往发生在同样的处理条件及同一处理空间内，因此，这些现象被称为同步硝化/反硝化（SND）。
对于各种处理工艺中出现的SND现象已有大量的报道，包括生物转盘、连续流反应器以及序批示SBR反应器等等。与传统硝化-反硝化处理工艺比较，SND具有以下的一些优点：
⑴ 能有效地保持反应器中pH稳定，减少或取消碱度的投加；
⑵ 减少传统反应器的容积，节省基建费用；
⑶ 对于仅由一个反应池组成的序批示反应器来讲，SND能够降低实现硝化-反硝化所需的时间；
⑷ 曝气量的节省，能够进一步降低能耗。
因此SND系统提供了今后降低投资并简化生物除氮技术的可能性。
2、同步硝化/反硝化的机理研究
2.1、宏观环境
生物反应器中的溶解氧DO主要是通过曝气设备的充氧而获得，无论何种曝气装置都无法使反应内氧气在污水中充分混匀。最终形成反应器内部不同区域缺氧和好氧段，分别为反硝化菌和硝化菌的作用提供了优势环境，造成了事实上硝化和反硝化作用的同时进行。除了反应器不同空间上的溶氧不均外，反应器在不同时间点上的溶氧变化也可以导致同步硝化/反硝化现象的发生。Hyungseok Yoo 研究了SBR反应器在曝气反应阶段，反应器内DO浓度历经减小后逐渐升高，并伴随的同步硝化/反硝化现象。
2.2、微环境理论
缺氧微环境理论是目前已被普遍接受的一种机理，被认为是同步硝化/反硝
化发生的主要原因之一。这一理论的基本观点认为：在活性污泥的絮体中，从絮体表面至其内核的不同层次上，由于氧传递的限制原因，氧的浓度分布是不均匀的，微生物絮体外表面氧的浓度较高，内层浓度较低。在生物絮体颗粒尺寸足够大的情况下，可以在菌胶团内部形成缺氧区，在这种情况下，絮体外层好氧硝化菌占优势，主要进行硝化反应，内层为异样反硝化菌占优势，主要进行反硝化反应（如图1）。除了活性污泥絮凝体外，一定厚度的生物膜中同样可存在溶氧梯度，使得生物膜内层形成缺氧微环境。
2.3 生物学解释
传统理论认为硝化反应只能由自养菌完成，反硝化只能在缺氧条件下进行，近年来，好氧反硝化菌和异样硝化菌的存在已经得到了证实。
2.4 其它因素影响
3、同步硝化反硝化影响因素
实现SND的关键在于对硝化反硝化菌的培养和控制，目前国内外研究认为对影响硝化反硝化菌的因素如下。
3.1、溶解氧
DO的影响对同步硝化反硝化至关重要，研究表明，通过控制DO浓度，使硝化速率与反硝化速率达到基本一致才能达到最佳效果。
3.2、有机碳源
有机碳源对整个同步硝化反硝化体系的影响尤为重要。研究表明，有机碳源含量低则反硝化满足不了要求；有机碳源含量高则不利于氨氮去除。
3.3、微生物絮体结构
微生物絮体结构不但影响生物絮体内DO的扩散，而且影响碳源的分布，絮体结构大小、密实度适中才有利于同步硝化反硝化。研究表明，微生物絮体的同步硝化反硝化能力随活性污泥絮体大小的增加而提高。
同步硝化反硝化值在7.5左右时最合适。硝化菌最适pH为8.0~8.4，而反硝化菌最适pH为6.5~8.0.
同步硝化反硝化温度在10~20℃时最适。硝化菌在20~25℃时性能减退，亚硝化反之。25℃时亚硝化性能最高。25℃后，亚硝酸菌受游离氨的抑制明显。
范文五：短程硝化反硝化原理
传统生物脱氮理论认为氨氮是借助两类不同的细菌（硝化菌和反硝化菌）将水中的氨转化为氮气而去除。其中硝化反应又由两类细菌分步完成，首先亚硝酸细菌将氨氮转化为亚硝酸盐（NO2-），之后硝酸细菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐（NO3-）。如图1.1。硝化反应过程需在好氧条件下进行。并以氧作为电子受体。反硝化过程为将硝酸盐或亚硝酸盐转化为N2的过程。反硝化细菌可以利用各种有机基质作为电子供体，以硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体，进行缺氧呼吸。
图1.1 传统硝化反硝化过程
传统脱氮技术亚硝氮无法积累的主要原因基于以下两点：从动力学来看，氨氮转化为亚硝氮速率较慢，为整个硝化过程的限速步骤；从热力学看，单位亚硝氮被氧化所能为硝酸菌提供的能量仅为单位氨氮氧化为亚硝酸菌提供能量的1/4~1/5。因此，必须通过氧化更多的亚硝氮来满足细菌生长所需的能量。
而在不断探索中，发现氨氧化菌（AOB）和亚硝酸盐氧化菌（NOB）在生活习性上存在一定差异。如表1.1。通过利用这些差异，可以控制消化过程在N02-
阶段，阻止NO2-进一步氧化为NO3-。之后直接以N02-作为电子最终受氢体进行反硝化。即实现所谓的短程硝化反硝化。
表1.1 AOB与NOB主要差异
项目 氨氧化菌（AOB）
亚硝酸盐单胞菌亚硝酸盐氧化菌（NOB）
硝酸盐杆菌属、螺旋菌
属、球菌属
亚硝酸盐球菌属
世代周期/h
溶解氧饱和常数
（Ko2 / mg·L）
FA（游离氨）敏感
30 不敏感较敏感（0.1~1mg/L） （10~150mg/L） 15~30 1.2~1.5 8~36 7.5~8.5 12~59 6.5~7.5
范文六：短程硝化反硝化工艺简析
广东石油化工学院化工与环境工程学院环境08-1 冼真文
摘 要 :指出短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点 ,通过介绍短程硝化反硝化工艺原理 ,分析了不同工艺稳定亚硝态氮积累实现短程硝化的工艺控制措施 ,对短程硝化反硝化工艺今后的研究和应用进行了展望。
关键词 :短程硝化反硝化；氨氧化细菌；硝化；反硝化
短程硝化反硝化工艺是目前国内外生物脱氮技术研究应用的热点。在生物脱氮硝化过程中,氨氧化细菌将氨氮氧化为亚硝态氮,亚硝酸盐氧化细菌将亚硝态氮氧化为硝态氮。控制硝化反应条件 ,使硝化反应只进行到亚硝态氮阶段并实现稳定的亚硝态氮积累,是各种短程硝化反硝化工艺稳定运行的关键。短程硝化反硝化工艺主要包括 SHARON,OLAND 和 CANON工艺 ,同时国内外专家学者也对 SBR ,A/ O,MBR,曝气生物滤池等工艺的短程硝化反硝化进行了深入研究。
1 短程硝化反硝化原理
传统的脱氮工艺是将NH4+氧化成NO2-,再氧化成NO3-；起作用的分别是亚硝酸菌和硝酸菌，统称为硝化菌，可得如下结论：亚硝化过程产生的能量比硝化过程产生的能量多，因而前者反应速率较后者快；亚硝化过程中产生大量的H+,使系统pH值降低，而硝化过程对系统的pH值无影响；亚硝化过程和硝化过程好氧比为3:1；亚硝酸菌和硝酸菌的生理特性大致相似，但前者的时代周期短，生长较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件。当硝酸菌受到抑制的时候，将会出现NO2-的积累。
很显然，在传统的硝化-反硝化脱氮过程中，在反硝化菌的作用下，反硝化过程既可从硝酸盐开始，也可以从亚硝酸盐开始。但由NO2-转化为NO3-，然后由NO3-再转化为NO2-的重复转化过程中，要消耗更多的溶解氧和有机碳源。如果在实际过程中，控制这一转化过程，使NH4+全部或绝大部分转化为NO2-而不是NO3-，由NO2-直接进行反硝化，称此过程为短程硝化-反硝化，经过环境工作者的不懈努力，短程硝化-反硝化过程在许多反应器都得以实现。与传统脱氮工艺过程相比，短程硝化-反硝化体现出以下优势。节能：硝化阶段，供氧量节省近25%，降低能耗；节约外加碳源：从NO2- 到N2要比从NO3-到N2的反硝化过程中，减少40%的有机碳源；可以缩短水力停留时间：在高氨环境下，NH4+的硝化速率和NO2-的反硝化速率均比NO2-的氧化速率和NO3-的反硝化速率快，因此水力停留时间可以缩短，反应器的容积也相应减小；可减少剩余污泥产量：亚硝酸菌表观产率系数为0.04~0.13gVSS/gN,硝酸菌的表观产率系数为0.02~0.07 g VSS/g N，NO2-反硝化菌和NO3-反硝化菌的表观产率系数分别为0.345 g VSS/g N和0.765
g VSS/g N，因此短程硝化反硝化过程中可以减少产泥24~33%，在反硝化过程中可少产
2 影响亚硝酸盐积累的因素
由于废水生物处理反应器均未开放的非纯种培养系统，如何控制硝化停止亚硝化阶段是实现短程生物脱氮的关键。传统硝化过程是由亚硝酸菌和硝酸菌协同完成的，由于这两类细菌在开放的生态系统中形成较为紧密的互生关系，将氨氧化为硝酸，因此完全的亚硝酸化是不可能的。短程硝化的标志是稳定且较高的亚硝酸积累，积压硝化率较高（至少大于50%）。影响亚硝酸积累的因素主要有温度、pH、氨浓度、氮负荷、DO、有害物质及泥龄。
温度：生物硝化反应在4～45℃内均可进行，适宜温度为20～35℃，一般低于15℃硝化速率降低，并且低温对硝化产物及两类硝化菌活性影响也不同。12～14℃下活性污泥中硝酸菌活性受到严重抑制，出现亚硝酸积累。15～30℃范围内，硝化过程中形成的亚硝酸可完全被氧化成硝酸。温度超过30℃后又会出现HNO2积累[7]。
pH值：随着硝化的进行，硝化过程产生的酸使废水pH不断降低。亚硝酸菌要求的最适pH在7~8.5之间，硝酸菌为6~7.5。反应器中pH低于7则整个硝化反应会受到抑制。PH升高到8以上，则HNO2浓度升高，硝化产物中亚硝酸比例增加，出现HNO2积累。
NH3浓度与氮负荷：废水中氨随pH不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨（FA）对硝化作用有明显的抑制作用，而离子化的氨不具这种特性[10]。硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属（硝化过程中常见的两个菌属）更易受到FA的抑制，抑制亚硝酸菌的浓度为10~150mg/L，抑制硝酸菌的浓度为0.1~1.0mg/L。0.6mg/l的FA几乎就可以全部抑制亚硝酸菌的活性，从而使氧化受阻，出现积累[8]。pH升高，FA浓度增大，造成HNO2积累。另外，氨氮负荷过高时，在系统初期有利于繁殖较快的亚硝酸菌的增长，使HNO2 产生量大于氧化量，出现HNO2积累。
DO：亚硝酸菌和硝酸菌均是严格好氧菌，在生物膜和活性污泥反应器中当膜的厚度和活性污泥的尺度较大时，形成氧扩散梯度。因此，在活性污泥法和生物硝化系统中，尽管混合液中的溶解氧浓度可能较高，但絮体或生物膜内部溶解氧的浓度由于扩散受阻，可能已达到限制其增长和硝化浓度。因此，在实际的硝化系统中，需要维持的溶解氧浓度应由反应器内形成的絮体大小、生物膜的厚度以及相应的混合强度来决定。絮体越大或生物膜越厚，混合强度越小，则扩散能力越差，相应的混合液所需维持的溶解氧浓度就必须越高，否则硝化过程将受到抑制。在通常情况下，多数研究者建议，在活性污泥法中要维持正常的硝化效果，一般至少应使DO在0.5mg/l以上，否则硝化作用会受到抑制。
有害物质：硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化过程有明显的抑制作用。相对于亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接触有害物
质的初期会受到抑制，出现HNO2积累。
泥龄：亚硝酸菌的世代时间较硝酸菌短，在悬浮处理系统中如泥龄介于硝酸菌和亚硝酸菌的最小停留时间之间时，系统中的硝酸菌会逐渐被淘汰掉，使亚硝酸菌成为系统中优势菌种，硝化产物为HNO2。
3 几种短程硝化反硝化工艺
SHARON工艺是1997年由荷兰Delft技术大学Mulder 等研发的新型脱氮工艺,用来处理城市污水二级处理系统中污泥硝化上清液和垃圾滤出液等高氨氮废水。该工艺的核心是利用高温30 ℃～35 ℃下,氨氧化细菌的生长速率明显高于亚硝酸盐氧化细菌的生长速率,氨氧化细菌的HRT 小于亚硝酸盐氧化细菌的 HRT 等特性来控制工艺污泥龄,使其介于氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌的 HRT 之间,从而使氨氧化细菌得到积累而亚硝酸盐氧化细菌被自然淘汰 ,从而维持稳定的NO-2 -N积累,然后进行反硝化。
OLAND工艺是1998年由比利时Gent 大学开发的一种限制性自养型亚硝化工艺,在限制供氧的条件下,自养型的亚硝酸细菌将以氧为电子受体,把部分氨氧化成亚硝酸盐,然后,再以氨作为电子供体,把亚硝酸盐还原为N2。该工艺的技术核心是控制 DO 浓度,由氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化细菌的氧饱和常数分别为0. 3 mg/ L和1.1 mg/ L,在低 DO 浓度下亚硝酸盐氧化细菌的活性会显著减弱 ,使氨氧化细菌生长速率大于亚硝酸盐氧化细菌,从而逐步淘汰亚硝酸盐氧化细菌,使 NO2--N 大量积累。
CANON 工艺是 2002 年首先由荷兰 Delft 工业大学提出的在限氧条件下通过利用好氧和厌氧氨氧化菌的共生系统实现一体化完全自养脱氮的新工艺。该工艺是在单个反应器或生物膜内通过控制溶解氧同时实现短程硝化和厌氧氨氧化的脱氮过程。首先在限氧条件下( < 0. 5 %空气饱和度),得到了好氧和厌氧氨氧化菌的混培物,好氧氨氧化菌先将氨氮氧化为亚硝酸盐,然后厌氧氨氧化菌再将亚硝酸盐转化为氮气。CANON 工艺中,NH4+ -N与 DO 浓度是两个关键性因素。
SBR 工艺的短程硝化成为国内学者的研究焦点。当温度为21 ℃～35 ℃进水氨氮浓度为300 mg/ L左右,控制曝气量使 DO浓度为 0 mg/ L～1. 0 mg/ L 的条件下可实现 SBR 工艺的短程硝化,亚硝态氮稳定积累且积累率大于 90 %的关键是控制高、低 DO浓度交替进行。在 p H 值变化不大的情况下,增加进水氨氮浓度会提高亚硝态氮的积累率,但将导致反应时间延长,而采用 p H值实时控制短程硝化反硝化过程不仅可以合理分配曝气和搅拌时间 ,且可提高硝化速率,缩短反应时间。
A/ O 工艺是生物脱氮常规工艺。主要应用于生活污水的处理,由于生活污水自身低氨氮 ( < 100 mg/ L) 的特点 ,一般不会出现高 FA 浓度和高 p H 值情况,且平均水温在 20 ℃左右 ,因此 ,在处理生活污水时 DO 浓度是 A/ O 工艺实现短程硝化反硝化的主要控制因子 ,控制好氧区 DO 浓度在 0. 5 mg/ L,则亚硝酸氮平均积累率可达85 %或更高。在 UASB2A/ O 工艺处理垃圾渗滤液短程生物脱氮的研究中,FA 和 FNA
协同作用是实现并维持 A/ O工艺稳定短程硝化的决定因素。此外,以 p H 值和 DO 浓度作为 A/ O 硝化反应进行的过程控制参数,可准确把握亚硝化终点,避免过度曝气破坏短程硝化,为氨氧化细菌 的生长创造有利条件,尽可能使“氨谷”或“DO 突跃点”出现在好氧区后段,可以有效抑制亚硝酸盐氧化细菌的生长并逐渐从系统中淘洗出去,实现了硝化菌种群的优化。
膜生物反应器 (MBR) 是一种新型、高效的污水处理技术,MLSS和 DO 是 MBR 实现短程硝化反硝化的重要影响因素。研究表明,当 MLSS = 20 g/ L～25 g/ L,控制 DO = 0. 5 mg/ L～1. 0 mg/ L ,C/ N = 4～6 时 ,膜生物反应器能形成良好的短程硝化反硝化。MBR 实现短程硝化反硝化的另一条件是污泥絮体中能形成缺氧微环境 ,缺氧微环境的形成与水中 DO 浓度的高低、污泥负荷、污泥的絮体结构及反应中的水力状态等有关；根据 MBR 的自身特点 ,通过控制 DO 浓度 ,在絮体表面形成氨氧化细菌为主的优势菌群,而在内部缺氧部分为反硝化菌创造条件。
曝气生物滤池能够实现短程硝化反硝化取决于其独特的结构特征和运行方式。填料为异养菌、自养菌和反硝化细菌分别占据不同生态位,形成合理微环境体系提供有效的载体,较低的曝气量和定期反冲洗又使得竞争能力较弱的亚硝酸盐氧化细菌不能在反应器内成为优势群体而被自然淘汰 ,因而氨氧化产生的NO2--N 可直接被反硝化去除。低氨氮负荷时 ,影响NO2--N积累的主要因素是 DO (1. 0 mg/ L～1. 5 mg/ L) ;高氨氮负荷时 ,影响NO2--N积累的主要因素是 FA。低氨氮负荷时 ,沿滤层高度NO2--N的积累速度相对慢些 ,积累率却比较高；高氨负荷时,沿滤层高度NO-2-N的积累速度增快 ,但积累率并不是最高；p H 值在 8～8. 5 时反应器内有较高NO2--N 积累率,达到 70 %左右,同时 NH4+ -N 的去除率也有70 %；p H = 9 时 ,虽然NO2--N 也有积累,但NH4+ -N 的去除率却很低。
短程硝化反硝化工艺具有降低能耗、节约碳源、减少污泥产量和占地面积少等优点,是公认的高效生物脱氮途径。但大多短程硝化反硝化工艺目前还处于研究阶段,实际应用工程较少。由于短程硝化阶段温度、pH 值等因素的控制难度较大,需要研发更加完善的在线检测和模糊控制技术,以实现稳定的短程硝化反硝化,从而不断扩大短程硝化反硝化工艺的应用。
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范文七：中国给水排水
2004Vol.20
CHINAWATER&WASTEWATER
低DO下的短程硝化及同步硝化反硝化
张小玲, 李 斌, 杨永哲, 王 磊, 王志盈
(西安建筑科技大学环境与市政工程学院,陕西西安710055)
摘 要: 研究了低溶解氧下序批式反应器(SBR)的短程硝化特征和控制条件以及碳源浓度、投加方式对同步脱氮效率的影响。试验结果表明,保持高、低溶解氧交替的环境是实现短程硝化的关键;当进水NH4-N为300mg/L、COD为400~600mg/L时,采用半连续碳源投加方式可保证总同步脱氮效率达到80%。
关键词: 序批式反应器; 短程硝化; 同步硝化反硝化; 低溶解氧
中图分类号:X703.1
文献标识码:A
文章编号:04)05-0013-04
Short-cutNitrificationandSimultaneousNitrificationand
DenitrificationinSBRatLowDO
ZHANGXiao-ling, LIBin, YANGYong-zhe, WANGLei, WANGZh-iying
(SchoolofEnvironmentalandMunicipalEngineering,Xi.anUniversityofArchitectureandTech-nology,Xi.an710055,China)
Abstract: Studywasmadeonthecharacteristicsandcontrolconditionofshort-cutnitrificationinSBRatlowDO,andtheeffectofcarbonsourceconcentrationanddosingmodeonefficiencyofs-imultaneousdenitrification.TheresultsshowedthattomaintainenvironmentinwhichhighandlowDOoccuralternatelyisthekeytoachievingshort-cutnitrification.WhenNH+4-Nis300mg/LandCOD400~600mg/Lininfluent,useofsemi-continuousdosingofcarbonsourcecanguarantees-imultaneousdenitrificationefficiencyupto80%.
Keywords: SBR; short- simultaneousnitrificati lowDO1 材料及方法111 试验装置
试验装置见图1。
SBR反应器的总容积为5L(有效容积为4L),其进水、曝气、沉淀、排水等操作由程序自动控制,采用瞬时(5min)进水、恒定供气的运行方式。112 试验材料
原水为人工配制,成分为:NH4HCO3、NaHCO3、
CH3COONa#3H2O、KH2PO4及微量元素,其中NH+4-N为300mg/L,COD为400~600mg/L,PO3-4-P为3mg/L;接种污泥取自西安北石桥污水处理
厂的氧化沟。113 分析项目及方法
氨氮:纳氏试剂比色法;亚硝态氮:N-1-萘基乙二胺比色法;硝态氮:紫外分光光度法;COD:重铬酸钾法;其他指标按标准方法测定。
基金项目:国家自然科学基金资助项目()
15mg/L时氨氧化反应属零级反应,反应速率与反应物浓度无关,反应以最大反应速率进行;当氨氮浓度<15mg/L以后氨氧化转为一级反应,反应速率因受到氨氮浓度的限制而越来越小,由于反应器内微生物的基质利用速率随着时间的变化而变化,而供氧速率保持不变,故反应器内的DO浓度必定发生变化。反应器内的DO和pH值的变化如图3
图1 试验装置
2 结果与讨论
211 污泥的驯化与培养
采用逐渐提高进水氨氮浓度的方法对污泥进行驯化、培养,为了加快培养速度保持反应器温度在28~32e。由于污泥本身具有硝化能力,在进水氨氮浓度为50~100mg/L时,经过两天的适应就可使出水氨氮浓度<5mg/L。但当进水氨氮浓度从100mg/L增加到200mg/L时出水氨氮浓度明显增加,说明反应器受硝化菌数量的限制,不能将氨氮完全转化。又经过10d的驯化、培养,硝化细菌数量增加,出水氨氮浓度再次降低到5mg/L以下,反应器的氨氮去除负荷达到0.62kg/(m3#d),氨氮转化率为98%,标志着高氨硝化污泥驯化、培养的结束。
212 SBR内高氨硝化的特征
SBR的工作周期为6h,其中进水5min、曝气295min、沉淀30min、排水15min、闲置15min,采用曝气量恒定的供氧方式(曝气量为70~80L/h)。图2
是一个周期内含氮化合物的浓度变化情况。
图3 SBR内DO、pH值的变化
图2、3表明:?前期反应速率较大,使得微生物
对氧的利用率大于供氧速率,所以反应器内的DO浓度很低;当氨氮浓度>反应的前20min内在氨氧化的同时硝态氮的浓度也在下降,此时pH值有所升高,说明反应器内发生了同步硝化反硝化。213 低DO下短程硝化的控制条件
首先控制曝气量在70~80L/h,使SBR反应阶段的溶解氧浓度呈现高、低交替的方式(见图3),称之为溶解氧变化的第一种模式;然后降低曝气量为50~60L/h,使整个周期内的溶解氧都保持在很低
图2 SBR内的短程硝化过程
的水平(0~0.2mg/L),称之为溶解氧的第二种模式;最后提高曝气量(恢复为第一种溶解氧变化模式)。在此过程中系统内氨氮氧化和亚硝态氮积累的情况分别如图4、5所示。
由图4、5可知,当SBR在第一种溶解氧模式下运行时,出水氨氮浓度<5mg/L,亚硝态氮积累率由最初的73%上升到90%左右,反应器处在良好的
由图2可知,在进水(氨氮浓度为150mg/L)结束后氨氮浓度随着反应的进行先呈直线下降(在5~180min时段),而后缓慢下降(在180~240min时段),最后基本保持不变(在240~300min时段)。这是序批式反应器内物质浓度变化的典型特征,它反映了氨氧化反应遵循Monod方程,即氨氮浓度>
短程硝化状态;当SBR转为第二种溶解氧模式运行时,前8天出水氨氮及亚硝氮积累率基本没有变化,此后出水氨氮浓度增加到80~140mg/L(高氨出水状态持续了12d),出水亚硝态氮减少了约50%,出水硝态氮由原来的10mg/L下降到5mg/L左右,说明硝化过程在持续低溶解氧条件下受到了严重抑制;提高曝气量使SBR再次以第一种溶解氧模式运行,4d
后系统即恢复正常。
而硝酸菌在此条件下则活性受到明显抑制,亚硝态氮氧化速率比氨氧化速率小一个数量级,所以亚硝态氮得以积累。随着高溶解氧时间的加长则会有更
-多的NO-2转化为NO3,但硝酸菌的活性也会随着
高溶解氧时间的增加而增加,所以高溶解氧阶段不宜过长,试验中控制在30min左右为宜。
表1 高DO时段对氨和亚硝态氮氧化速率的影响高溶解氧时间(min)
氨氧化速率[kgN/(kgMLSS#d)]
亚硝酸氧化速率[kgN/(kgMLSS#d)]0.出水亚硝酸氮(mg/L)125.
出水硝酸氮(mg/L)
>> 高、低DO交替影响亚硝化菌特性活性污泥系统中的微生物会经常遇到物质充足和缺乏的情况,碳氧化菌为适应碳源充足、缺乏的环境而发展了特定的代谢方式)))饱食饥饿特性[2],
溶解氧变化方式对氨氧化的影响
即碳源充足时细菌在体内储存聚合物(如PHB),但并不直接用于其生长,碳源缺乏时细菌才利用PHB。研究表明,亚硝酸菌与碳氧化菌一样具有饱食饥饿特性,即能够适应溶解氧的周期性波动[3]。亚硝酸菌在前期的低溶解氧下,利用有限的氧氧化氨氮进行呼吸(低氧饱食阶段);当SBR进入高溶解氧且氨氮浓度很低的阶段(高氧饥饿阶段)后亚硝酸
图5 溶解氧变化方式对亚硝酸积累率的影响
菌处于内源呼吸状态,其活性在这一时期得到恢复,硝酸菌则因不具有饱食饥饿特性而不能适应溶解氧高、低交替的环境,逐渐被淘汰。细菌计数表明,反应器稳定运行两个月后亚硝酸菌与硝酸菌的数量比为103B1,证明SBR反应期内高、低溶解氧交替模式是获得短程硝化的关键条件,这与亚硝酸菌的饱食饥饿特性有关。
214 碳源及其投加方式对同步脱氮的影响
在低溶解氧下的短程硝化过程中发现有总氮减少的现象,即反应器内发生了同步硝化反硝化。分析试验条件(高氨低碳水质、溶解氧水平很低、污泥絮体颗粒较大),可以推断总氮减少是由于溶氧扩散的限制而在污泥絮体内产生溶解氧梯度造成的。在污泥絮体外部亚硝酸菌利用氧把氨氧化成了亚硝酸盐,在内部的缺氧区异养菌又把部分亚硝酸盐还原成了氮气。研究表明,溶解氧浓度、有机碳源和污泥絮体结构是影响同步硝化反硝化的三个重要因素,其中有机碳源作为反硝化过程的电子供体,对同步硝化反硝化体系起着至关重要的作用。为此笔者考
经分析,第一种溶解氧变化模式对氨氧化、亚硝
酸盐积累的影响主要由3种原因所致。
? 低DO下微生物的动力学选择作用在反应前期,由于需氧量大于供氧量,故反应器内的DO水平很低。此时,亚硝酸菌和硝酸菌共同争夺DO,由于亚硝酸菌对氧的亲和力大于硝酸菌[1],因此反应器内的氧首先被亚硝酸菌利用,硝酸菌由于得不到氧而停止呼吸,使得亚硝态氮在反应器内积累下来。
? 高DO时段影响氨及亚硝酸的氧化速率调整曝气量,控制反应后期反应器内的高溶解氧时间分别为10、60、120min,测定氨氧化速率和亚硝态氮氧化速率及出水中亚硝态氮和硝态氮的浓度,结果见表1。
由表1可知,亚硝酸菌在高、低溶解氧交替的环境下能够保持较高的活性,氨氧化速率较大并且有随着高溶解氧时间的增加而增加的趋势,说明高溶解氧有利于亚硝酸菌恢复活性,提高氨氧化速率。
察了COD浓度及投加方式对同步硝化反硝化效率的影响。试验采用了三种碳源投加方式:在反应器进水期一次性加入(瞬时加入);在好氧反应期用蠕动泵连续投加碳源;在好氧反应期每隔一小时加一次碳源(半连续加入)。试验结果如表2所示(氨氮浓度为300mg/L)。
表2 COD浓度及投加方式对同步硝化反硝化效率的影响COD浓度(mg/L)408602
COD投加方式一次性投加一次性投加连续投加连续投加半连续投加半连续投加
总氮去除率
因是此时污泥易发生丝状菌膨胀,但笔者的试验过程中不仅没有发生丝状菌膨胀而且污泥沉降性能极好(污泥容积指数由接种时的160mL/g降至50~60mL/g)。镜检(反应器运行第55天的污泥)显示,污泥絮凝密实并形成了较大的颗粒:污泥的平均粒径为200Lm,最大可达543Lm。这也说明正是由于污泥颗粒比较大而溶解氧又比较低,故在胶团内部形成了缺氧区,所以发生了同步脱氮现象。3 结论
? 在温度为21~25e、进水氨氮浓度为300mg/L、曝气量为70~80L/h的条件下于SBR内实现了短程硝化,亚硝态氮积累率>90%。高、低溶解氧交替环境是实现短程硝化的关键条件,亚硝酸菌的饱食饥饿特性是该试验条件下实现短程硝化的生物学基础。
? 低溶解氧下反应器内发生了同步硝化反硝化现象,碳源投加方式对总氮去除率影响显著。当进水NH+COD为400~600mg/L4-N为300mg/L、时,采用半连续投加方式可保证总氮去除率达到80%。参考文献:
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应器硝化性能的影响[J].环境工程,):10-14.
作者简介:张小玲(1976- ), 女, 安徽亳州人,
博士研究生, 研究方向为污水处理及回用。
电话:收稿日期:
由表2可知,在试验研究的范围内COD浓度
对总氮去除率影响不大,而不同COD投加方式时的脱氮率明显不同,当采用一次性投加方式时COD很快就降解到较低值,随后由于碳源缺乏而使得反硝化受阻,总氮去除率只有50%~60%;当采用连续投加方式时总氮去除率提高到70%左右,这种投加方式保证了反应过程中始终都有COD存在,但反应器内碳源浓度太低,故渗透到絮体内部缺氧区的碳源有限,所以这种碳源投加方式也有局限性;半连续投加结合了上述两种碳源投加方式的优点,能保证总氮去除率>80%。
利用表2中的数据可以计算出每种COD浓度及投加方式下用于脱氮的COD与碳氧化的COD的量(反应器内的反应以亚硝化反硝化为主,理论上去除1g的NO2-N需消耗1.71g的COD),其中反硝化去除的COD所占之比例依次为5.71%、9.26%、18.56%、10.85%、37.82%、26.33%。反应器内的COD一部分用于反硝化,一部分被氧化,因此要提高同步脱氮的效率,就需提高反硝化去除COD的比例,而采用半连续投加方式时反硝化碳源所占比例最高,故其脱氮效率最高。215 低DO下污泥的沉降性能及性状
低溶解氧下短程硝化成功的例子并不多见,原
本期责任编辑: 江 荣
编辑: 衣春敏 孔红春 王领全
范文八：硝化与反硝化
利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化
生物脱氮与同步硝化反硝化
在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X，然后NO-X在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌 处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行(如Bardenpho、UCT、双沟式氧化沟工艺等)或在一个反应器中顺次进行(如SBR)。当混合污泥进入缺氧池(或处于缺氧状态)时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池(或处于好氧状态)时情况则相反。显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群(硝化菌和反硝化菌)同时工作 ，形成同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification Denitrification简称SND)，则活性 污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两 个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+，减少了pH
值的波动，
2 实现同步硝化反硝化的途径
由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND。实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失(其损失量随控制条件的不同约在10%～20%左右)，对SND的研究也 主 要围绕着氮的损失途径来进行，
希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效
①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND。研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonas nautica、Comamonossp.等微生物在好氧条件下可利用NOX-N进行反硝化。如果将硝化菌和反硝化菌置于同一反应器(曝气池)内 混合培养，则可达到单个反应器的同步硝化反硝化。尽管这些微生物的纯培养结果令人满意，
但目前普遍认为离实
②利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现SND。通常曝气池中的DO维持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由于扩散梯度的存在，在污泥颗粒的内部可能存在着一个缺氧区，从而形成有利于反硝化的微环境。以往对曝气池中氮的损失主要以此解释，
大量研究结果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮体内部缺氧产生。要实现高效率的SND，关键是如何在曝气条件下(不影响硝化效果)增大活性污泥颗粒内部的缺氧区以实现反硝化。要达到这一目的，有两种途径可供选择，即减小曝气池内混合液的DO浓度和提高活性污
降低曝气池的DO浓度，即减小了O2的扩散推动力，可在不改变污泥颗粒尺度的条件下在其内部形成较大的缺氧区。丹麦BioBalance公司发明的SymBio工艺即建立在此理论基础之上(曝气池DO维持在1 mg/L以下)，但在低DO浓度下硝化菌的活性将会降低，且极易形成诸如Sphaeroticule natans/1701和H.Hydrossis之类的丝状菌膨胀。因此，提高SND活性污泥颗粒的尺度，在不影响硝化效率的前提下达到高效的SND可能是最佳选择。然而，由于曝气池中气泡的剧烈扰动作用，活性污泥颗粒在曝气条件下很难长大，因此限制了活性污泥法
实现活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必须在曝气状态下满足以下两个条件：
在连续流好氧条件下硝化发生在碳氧化之后，入流中的碳源被碳氧化或合成为细胞物质，只有当BOD浓度处于较低水平时硝化过程才开始。此时，即使污泥尺度较大也能形成有利于反硝化的微环境，但外源碳已消耗殆尽，只能利用内源碳进行反硝化，而内源水平反硝化的反应速率小，因此SND效率就低。在非连续条件下微生物的代谢模式则截然不同，入流中的碳源可在很短的时间内被微生物大量吸收，并以聚合物或原始基质的形态储藏于体内，从而使曝气池中的碳源浓度迅速降低，为硝化创造良好条件。如果颗粒污泥较大，形成有利于反硝化的微环境，则微生物可利用预先储存的基质进行反硝化。由于反硝化处在基质水平，反硝化的速度快，
3 好氧颗粒污泥的培养
活性污泥工艺的运行好坏主要依赖于反应器中形成污泥的质量。最新研究结果表明，在活性污泥反应器中创造一定条件可培养出高活性的SND颗粒污泥，其颗粒尺度在500 μm左右，具有良好的沉淀性能和较高的
根据目前普遍接受的污泥絮体理论及在曝气池中通常观测到的污泥颗粒大小(约为100 μm )可知，在某些特定条件下污泥颗粒的紧密层可进一步增大，进而形成SND
颗粒污泥。
以往认为在曝气池中由于水流紊动剧烈、剪切力较大，污泥颗粒尺度在达到100μm后就很难增大了。采用微氧电极对DO在颗粒内部扩散的研究结果表明，当DO为1～2 mg/L时，O2在污泥颗粒内的扩散深度约为100μm，因此在单纯的碳氧化曝气池中的污泥尺度若再增大，内部将进入厌氧状态。目前对如何在曝气池中提高活性污泥尺度的研究报道还较少，最近Morgenroth采用厌氧颗粒污泥培养中的水力筛分法，以碳源为基质在USB反应器内培养出好氧颗粒污泥，其颗粒尺度可达1～3 mm，具有优良的沉淀性能。但由于曝气池中O2
的供给是限制因素，当颗粒变大后其平均活性并不高(内部大量污泥处于厌氧状态)，且随着运行时间的延长，污泥活性可能进一步退化。
在SBR系统中采用缩短沉降时间可截留住那些具有较高沉速的生物颗粒，培养出的颗粒污泥 可达3.3 mm(也有仅为0.3～0.5 mm的)，其中几乎不含丝状菌，全部由细菌组成。颗粒化不是由微生物种类决定的，而是与操作条件有关，曝气池中的搅动强度或混合程度及曝气产生 的剪切力对颗粒污泥的形成都有较大影响。好氧颗粒污泥的形成机制目前还不完全清楚。在SBR反应器中，DO保持在0.7～1.0 mg/L时运行一个月可基本完成颗粒化，且COD、NH3-N、TN去除率高达95%、95%、60%，颗粒中无丝状菌，SVI为80～100 mL/ g，SS为4～
4.5 g/L。好氧颗粒污泥在显微镜和曝气状态下都可观察到，其活性即使在DO＜1 mg/L时也很高，有机物和氨氮负荷可达1.5kgCOD/(m3od)和0.18kgNH3-N/(m3o
可形成好氧颗粒污泥的微生物不仅仅局限于甲烷菌，人们观察到酸化菌、硝化菌、反硝化菌及好氧异养菌也能形成颗粒污泥。好氧颗粒污泥主要由杆菌组成，无丝状菌。这些都是在连 续运行操作中发现的，目前在SBR系统中也有发现(由于颗粒污泥的快速沉降还可有效缩短沉降时间)。
范文九：A、硝化反应过程：在有氧条件下，氨氮被硝化细菌所氧化成为亚硝酸盐和硝酸盐。他包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌（Nitrosomonas sp）参与将氨氮转化为亚硝酸盐的反应；硝酸菌（Nitrobacter sp）参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应，亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们利用CO2、CO32-、HCO3-等做为碳源，通过NH3、NH4+、或NO2-的氧化还原反应获得能量。硝化反应过程需要在好氧（Aerobic或Oxic）条件下进行，并以氧做为电子受体，氮元素做为电子供体。其相应的反应式为：
亚硝化反应方程式：
55NH4++76O2+109HCO3→C5H7O2N﹢54NO2-+57H2O+104H2CO3
硝化反应方程式：
400NO2-+195O2+NH4-+4H2CO3+HCO3-→C5H7O2N+400NO3-+3H2O
硝化过程总反应式：
NH4-+1.83O2+1.98HCO3→0.021C5H7O2N+0.98NO3-+1.04H2O+1.884H2CO3
通过上述反应过程的物料衡算可知，在硝化反应过程中，将1克氨氮氧化为硝酸盐氮需好氧4.57克（其中亚硝化反应需耗氧3.43克，硝化反应耗氧量为1.14克），同时约需耗7.14克重碳酸盐（以CaCO3计）碱度。
在硝化反应过程中，氮元素的转化经历了以下几个过程：氨离子NH4-→羟胺NH2OH→硝酰基NOH→亚硝酸盐NO2-→硝酸盐NO3-。
B、反硝化反应过程：在缺氧条件下，利用反硝化菌将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从无水中逸出，从而达到除氮的目的。 反硝化是将硝化反应过程中产生的硝酸盐和亚硝酸盐还原成氮气的过程，反硝化菌是一类化能异养兼性缺氧型微生物。当有分子态氧存在时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体，当无分子态氧存在时，反硝化细菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N3+和N5+做为电子受体，O2-作为受氢体生成水和OH-碱度，有机物则作为碳源提供电子供体提供能量并得到氧化稳定，由此可知反硝化反应须在缺氧条件下进行。从NO3-还原为N2的过程如下： NO3-→NO2-→NO→N2O→N2
反硝化过程中，反硝化菌需要有机碳源（如碳水化合物、醇类、有机酸类）作为电子供体，利用NO3-中的氧进行缺氧呼吸。其反应过程可以简单用下式表示：
NO3-+4H(电子供体有机物)→ 1/2N2+H2O+2OH-
NO2-+3H(电子供体有机物)→ 1/2N2+H2O+OH-
污水中含碳有机物做为反硝化反应过程中的电子供体。由上式可知，每转化1gNO2-为N2时，需有机物（以BOD表示）
1.71g;每转化1gNO3-为N2时，需有机物（以BOD表示）2.86g。同时产生3.57g重碳酸盐碱度（以CaCO3计）。 如果污水中含有溶解氧，为使反硝化完全，所需碳源有机物（以BOD表示）用下式计算：
C=2.86Ni+1.71N0+DO0
C为反硝化过程有机物需要量（以BOD表示），mg/l;
Ni为初始硝酸盐氮浓度（mg/l）
N0为初始亚硝酸盐氮浓度（mg/l）
DO0为初始溶解氧浓度（mg/l）
如果污水中碳源有机物浓度不足时，应补充投加易于生物降解的碳源有机物（甲醇、乙醇或糖类）。以甲醇为例，则 NO3-+1.08CH3OH+0.24H2CO3→0.056C5H7O2N+0.47N2↑+1.68H2O+HCO3-
如果水中有NO2-,则会发生下述反应：
NO2-+0.67CH3OH+0.53H2CO3→0.04C5H7O2N+0.48N2↑+1.23H2O+HCO3-
由上式可见，每还原1gNO2-和1gNO3-分别需要消耗甲醇1.53g和2.47g。
当水中有溶解氧存在时，氧消耗甲醇的反应式为：
O2+0.93CH3OH+0.056NO3-→0.056C5H7O2N+1.64H2O+0.056HCO3-+0.59H2CO3
综上所述，可得反硝化过程需要有机碳源（甲醇）的投加量公式为：
Cm=2.47Ni+1.53N0+DO0
Cm为反硝化过程中需要的甲醇浓度（mg/l）
其余符号同上
综上所述，硝化反应每氧化1g氨氮耗氧4.57g,消耗碱度7.14g,表现为PH值下降，在反硝化过程中，去除硝酸盐氮的同时去除碳源，这部分碳源折合DO2.6g,另外，反硝化过程中补偿碱度3.57g。
1. 传统的生物脱氮工艺
传统的生物脱氮工艺是由巴茨（ Barth）开创的所谓三级活性污泥法流程，它是以氨化、硝化和反硝化三项反应过程为基础建立的。传统的生物脱氮工艺是单独进行硝化和反硝化的工艺系统，每一部分都有自己的沉淀池和各自独立的污泥回流系统，使除碳、硝化和反硝化在各自的反应器中进行，并分别控制在适宜的条件下运行。
第一级曝气池为一般的二级处理曝气池，其主要功能是去除有机物，使有机氮转化为氨氮。经过沉淀后，废水进入第二级硝化曝气池。在第二级硝化曝气池进行硝化反应，使氨氮转化为硝态氮。在第二段硝化过程中要消耗一定的碱度，使 PH值下降，进而会降低硝化反应的速度，因此，需要投加碱补充碱度。第三级为反硝化池，需要维持缺氧条件，不进行曝气，只采用搅拌机械使污泥处于悬浮状态并与污水充分混合，硝态氮还原为氮气，反硝化过程所需要的碳源不足，需要外加碳源。这种流程的优点是好氧菌、硝化菌和反硝化菌分别生长在不同的构筑物中，均可在各自适宜的环境条件下生长繁殖，所以反应速度较快，可以得到较好的 BOD5去除和脱氮效果。缺点是流程长、处理构筑物多、附属设备多，
基建费用高、需要补充碱度和外加碳源因而运转费用较高。
2. A/O 脱氮工艺
A/O 工艺是一种有回流的前置反硝化生物脱氮流程，其中前置反硝化在缺氧池中进行，硝化在好氧池中进行。原污水先进入缺氧池，并将好氧池的混合液与沉淀池的污泥同时回流到缺氧池。污泥和好氧池混合液的回流保证了缺氧池和好
氧池有足够数量的微生物，并使缺氧池得到好氧池中硝化所产生的硝酸盐。而原污水和混合液的直接进入又为缺氧池反硝化提供了充足的碳源有机物，使反硝化反应能在缺氧池中进行，反硝化反应的出水又可在好氧池中进行 BOD5 的降解。
A/0 与传统的生物脱氮工艺相比，其特点有：流程简单，构筑物少，费用小，占地少；以原污水中的含碳有机物和内源代谢产物为碳源，节省外加碳源的费用；好氧池在缺氧池后，可进一步去除反硝化残留的有机污染物，改善出水水质；缺氧池在好氧池之前，由于反硝化消耗了一部分碳源有机物，可减轻好氧池的有机负荷，并且反硝化过程产生的碱度可以补偿硝化过程对碱度的消耗。其缺点是：三种不同作用的微生物同在一个系统中，经常改变条件，则存在不断改变环境、不断适应环境的过程，微生物有适应期、闲置期，未能发挥最佳作用。
随着水体富营养化问题的日益突出、水质指标系统不断严格化，使废水脱氮问题成为了水污染控制中广泛关注的热点。而传统多级分设备的生物脱氮工艺以及序批式活性污泥工艺等，虽然在废水脱氮方面起着重要的作用，但仍然存在着以下问题：
（ 1）硝化反应和反硝化反应所需要的条件不同，需要序批式进行，且 HRT较长，反应池占地面积大；（ 2）污泥产生量大，剩余污泥处理费用高，污泥不易沉降，而且容易发生污泥膨胀；（ 3）耐水质、水量冲击负荷能力差，运行不够稳定；（ 4）中和硝化过程中产生的酸度，需要加碱中和，增加了处理费用；（ 5）曝气池中的生物浓度低，曝气池氧的传质效率低。
与此相比，单级生物脱氮工艺在生物脱氮过程当中展现出更多的优势。硝化反应耗氧、耗碱度、但不消耗碳源，而反硝化过程不需氧、产生碱度、消耗大量碳源，两者在多方面表现为互补。如果硝化和反硝化反应能在同一处理系统中连续实现，硝化反应的产物可直接成为反硝化反应的底物，避免了硝化过程中的 NO2-的积累对硝化反应的抑制，加快硝化反应的速度，还可以有效利用废水中有
机碳源进行反硝化；而且也不需外加动力进行硝化液循环；反硝化反应增加的碱度补充硝化反应减少的碱度，使系统内的 pH值相对稳定；另外，硝化反应和反硝化反应可在相同的条件和系统中进行，简化了操作的难度 。
3. 新型的脱氮工艺 ：
1 ）短程硝化反硝化工艺
短程硝化反硝化工艺（ Single reactor High activity Ammonia Removal Over
Nitrite ）是一种新型的脱氮工艺。其基本原理是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后通过反硝化作用将亚硝酸氮还原为氮气，是经 NH4+-N→ NO2--N→ N2 这样的
途径完成，整个过程较全程硝化反硝化大大缩短。短程硝化的标志是有稳定且较高的 NO2--N积累，即亚硝酸氮积累率较高。
与传统的生物脱氮工艺相比，该工艺具有以下优点：硝化与反硝化两个阶段在同一反应器中完成，可以简化工艺流程；可节省反硝化过程所需要的外加碳源 ，同时硝化产生的酸度可部分地由反硝化产生的碱度中和，减少了处理费用；可以缩短水力停留时间，减少反应器体积和占地面积；只需要将氨氮氧化成亚硝酸盐，可减少25% 左右的供气量，降低能耗。
2 ）厌氧氨氧化工艺
厌氧氨氧化工艺（ Anaerobic AMMonium Oxidation ）是由荷兰Delft大学于 1990年提出的。该工艺的特点是：在厌氧条件下，微生物直接以硝酸盐或亚硝酸盐为电子受体，以氨氮作为电子供体，将氨氮氧化生成氮气，硝酸盐和亚硝酸盐还原为氮气。厌氧氨氧化是 Mulder和 Graaf对一个使用硫化物做电子供体的流化床反应器自养菌反硝化运行工况仔细观测和研究发现的。该工艺中亚硝酸盐是一个关键的电子受体。与硝化作用相比，它以亚硝酸盐取代氧，改变了电子受体；与反硝化作用相比，它以氨取代有机物作为电子供体。
从这一反应中所产生的吉布斯（ Gibbs）自由能甚至比好氧氨氧化（硝化）所产生的能量还要高，所以能够支持自养菌生长。这表明在这一工艺中发生的反硝化反应中不需外加碳源。厌氧氨氧化工艺特别适宜在温度高于 20℃和自营养系统中运行。这种工艺多用于处理工业废水，也可用于处理其他废液，如污泥消化池上清液。
厌氧池（区）指非充氧池（区），溶解氧浓度一般小于0.2mg/L。微生物在该池（区）吸收有机物并释放磷。
缺氧池（区）指非充氧池（区），溶解氧浓度一般为0.2～0.5mg/L。当存在大量硝酸盐、亚硝酸盐和充足的有机物时，可在该池（区）内进行反硝化脱氮反应。
好氧池（区）指充氧池（区），溶解氧浓度一般不小于2mg/L，主要功能是降解有机物和进行硝化反应。
当以除磷为主时，应采用厌氧/好氧工艺，基本工艺流程如下：
当以除氮为主时，宜采用缺氧/好氧工艺，基本工艺流程如下：
需要同时脱氮除磷时，应采用厌氧/缺氧/好氧（A/A/O）工艺，基本工艺流程如下：
VFA（挥发性脂肪酸），PHA（聚羟基脂肪酸），PO（磷酸盐），PP（多聚磷酸盐）?厌氧条件下，PAOs吸收VFA转化为PHA，这一过程PP高能键断裂为这一过程释放能量，同时释放出磷酸盐，而磷酸盐浓度升高，恰恰是我们说的能够利于PAOs生长繁殖?好氧条件下，正好与其相反，吸收Po形成PP，而此时的能源则是PHA，如厌氧过程所说，PP是吸收PO所需要的能量物质，也就等于是为下一次代谢周期做准备，与此同时，PAOs分裂生成新的细胞，但是由于，PO含量降低，将会限制它的生存繁殖，所以必须通过人为过程使PO含量升高，完成一个完整的周期。如果不进行循环，聚磷菌是无法完成完整的生命周期的。?
范文十：3.7 硝化与反硝化
废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。 一、硝化与反硝化 (一) 硝化
在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。 反应过程如下：
亚硝酸盐菌
NH4++3/2O22△E
△E=278.42KJ 第二步亚硝酸盐转化为硝酸盐：
NO-+1/2O23--△E
△E=278.42KJ 这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。上诉两式合起来写成：
NH4++2O23-+2H++H2O-△E
综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下：
NH4+1.83O2+1.98HCO30.02C5H7O2N+0.98 NO3-+1.04 H2O+1.88H2CO3
由上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(2)硝化过程中释放出H+，将消耗废水中的碱度，每氧化lg氨氮，将消耗碱度(以CaCO3计) 7.lg。
影响硝化过程的主要因素有：
当pH值为8.0～8.4时(20℃)，硝化作用速度最快。
由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在7.5以上；
温度高时，硝化速度快。亚硝酸盐菌的最适宜水温为35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃为宜；
(3)污泥停留时间
硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为 ＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间 必须大于硝化菌的最小世代时间 。在实际运行中，一般应取 ＞2 ；
氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2～3mg/L以上；
(5)BOD负荷
硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。若BOD5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。所以为要充分进行硝化，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。
(二) 反硝化
在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程，称为反硝化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例，其反应式为：
6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O
6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-
综合反应式为：
6NO3-+5CH32+3N2+7H2O+6OH-
由上可见，在生物反硝化过程中，不仅可使NO2--N、NO3--N被还原，而且还可使有机物氧化分解。
影响反硝化的主要因素：
温度对反硝化的影响比对其它废水生物处理过程要大些。一般，以维持20～40℃为宜。苦在气温过低的冬季，可采取增加污泥停留时间、降低负荷等措施，以保持良好的反硝化效果；
反硝化过程的pH值控制在7.0～8.0；
氧对反硝化脱氮有抑制作用。一般在反硝化反应器内溶解氧应控制在0.5mg/L以下(活性污泥法)或1mg/L以下(生物膜法)；
(4)有机碳源
当废水中含足够的有机碳源，BOD5/TKN＞(3～5)时，可无需外加碳源。当废水所含的碳、氮比低于这个比值时，就需另外投加有机碳。外加有机碳多采用甲醇。考虑到甲醇对溶解氧的额外消耗，甲醇投量一般为NO3--N的3倍。此外，还可利用微生物死亡；自溶后释放出来的那部分有机碳，即"内碳源"，但这要求污泥停留时间长或负荷率低，使微生物处于生长曲线的静止期或衰亡期，因此池容相应增大。