同步硝化反硝化脱氮技术
郭冬艳1,2，李多松1,2，孙开蓓1,2，刘丽茹1,2
1中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州（221008）
2江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏徐州（221008）
E-mail:jsgdyhappy@https://www.doczj.com/doc/804985957.html,
摘要：同步硝化反硝化脱氮(SND)技术不同于传统的脱氮理论，其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理，并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素，最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况，提出了该技术的研究方向。
关键词：生物脱氮；同步硝化反硝化；好氧反硝化
中图分类号：X703.1
1. 引言
近年来，水体中的氮素污染越来越严重，给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点，越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下，自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸（盐）和硝酸（盐）；反硝化作用是指亚硝酸（盐）和硝酸（盐）在异氧型反硝化菌的作用下，被还原为氮气的过程。因此，目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区（或厌氧区）分隔开，分别在不同的反应器中运行，或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。
然而，自20世纪80年代以来，研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中，曾多次观察到氮的非同化损失现象，即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中，硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内，这种现象被称作同步硝化反硝化（simultaneous nitrification and dinitrification,SND），亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统，如流化床反应器、生物转盘、SBR、氧化沟、CAST工艺等[1]。
2. 作用机理
2.1宏观环境理论
宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据，分析SND现象发生的环境条件[2]。在生物反应器中，由于曝气装置类型的不同，使得其内部出现氧气分布不均的现象，从而形成好氧段、缺氧段及（或）厌氧段，此为生物反应器的宏观环境。例如：在生物膜反应器中，由于基质浓度和膜厚变化的影响，形成膜内的缺氧区，其他如RBC、SBR反应器及氧化沟等也存在类似的现象[3]。实际上，在生产规模的生物反应器中，完全均匀的混合状态并不存在，所以，同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。
2.2微环境理论
微环境理论从物理学角度解释SND现象，是目前被普遍接受的一种机理，被认为是SND 发生的主要原因之一[4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质（如DO、有机物、氨氮、NO2―、NO3－等）传递的变化，从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。
在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是，对于SND现象来说，主要是由于溶解氧扩散作用的限制，使微生物絮体内产生DO梯度，从而导致微环境的同步硝
化反硝化。微生物絮体的外表面DO浓度较高，自养型硝化细菌利用氧气进行硝化反应；絮体内部，由于氧传递受阻，以及有机物氧化、硝化作用的消耗，形成缺氧区，反硝化菌占优势，反硝化菌利用NO3－为电子受体，发生反硝化反应，即系统缺氧微环境的存在导致了反硝化的发生。控制系统合适的溶解氧浓度对同步硝化反硝化的发生具有重要的作用。微生物絮体、生物膜内反应区的分布如图1、图2所示。
该理论存在一个重大的缺陷，即有机碳源问题。有机碳源是硝化作用的抑制物质，却是反硝化作用的电子供体。有机碳源在好氧区被消耗，在微生物絮体内部的厌氧区得不到电子供体，反硝化速率就降低，SND脱氮效率也不会很高。
图1 生物絮体内反应区和底物浓度分布示意图[2]图2 生物膜内反应区和底物浓度分布示意图[2] 2.3微生物理论
20世纪80年代，Robertson和Kuenen[5]在反硝化和除硫系统出水中首次分离出了好氧反硝化菌。同时，生物科学家研究发现许多微生物如荧光假单胞菌(Pseudomonas flurescens)、粪产碱菌(Alcaligenes facealis)、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos)等都可以对有机或无机氮化合物进行异氧硝化[6]；Kuenen及Robertson等发现,许多异养硝化菌能进行好氧反硝化反应,在产生NO3－和NO2－的过程中将这些产物还原,即直接将NH4＋－N转化为最终气态产物而去除[7]。这些都为好氧条件下的反硝化现象提供了生物学根据。
Robertson 等[6]提出了好氧反硝化和异氧硝化的工作模型，即使用硝酸盐/亚硝酸盐呼吸（好氧反硝化）、氨氧化（异氧硝化），最后一步作为过量还原能量的累积过程形成PHB。也有报道，好氧反硝化和异氧硝化菌的反应速率随着DO增加而减少。与厌氧反硝化细菌相比，好氧反硝化的一般特征为反硝化速率慢一些，但能较好适应厌氧（或缺氧）好氧周期变化[7]。
好氧反硝化中的协同呼吸被认为是好氧反硝化作用的一个很重要的机理，即分子氧和硝酸盐被同时作为电子受体[8]。另一个机理是从反硝化酶系角度阐释好氧反硝化现象，即存在两种不同的硝酸盐还原酶（NAR），即膜内硝酸盐还原酶和周质硝酸盐还原酶。菌体的好氧生长和厌氧生长分别揭示了好氧条件下和厌氧条件下两种酶的活性。
3. 影响因素
3.1絮体结构特征
微生物絮体的结构特征即活性污泥絮体粒径的大小及密实度等，这些都直接影响了SND效果。微生物絮体粒径及密实度的大小一方面直接影响了絮体内部好氧区与缺氧区之间比例的大小，另一方面还影响了絮体内部物质的传质效果，进而影响絮体内部微生物对有机底物及营养物质获取的难易程度。对特定的反应器系统而言，絮体粒径的大小应当有一个最佳的粒径范围。较大粒径的絮体可以导致内部较大缺氧区的存在，并有利于反硝化的进行；
但粒径过大、絮体过密，也会导致絮体内物质的传递受阻，进而会影响絮体内微生物的代谢活动。
Klangduen Pochana 等[9]研究认为较大粒径的微生物絮体有利于SND的进行，并测出了SND适宜的污泥絮体尺寸为50~110μm。Andreadakis[10]则指出进行最佳SND反应的活性污泥絮体的适宜尺寸大小为10~70μm。
3.2溶解氧（DO）
溶解氧浓度被认为是同步硝化反硝化的一个主要影响因素。合适的溶解氧有利于微生物絮体形成浓度梯度。溶解氧浓度过高，一方面，有机物氧化充分，反硝化反应则缺少有机碳源，不利于反硝化反应的进行；另一方面，氧容易穿透微生物絮体，内部的厌氧区不易形成，也不利于反硝化反应的发生。溶解氧浓度过低，微生物絮体外部好氧区的硝化反应受到影响，进而影响絮体内部厌氧区的反硝化反应。
张可方等[11]在序批式活性污泥反应器（SBR）内，以模拟城市污水为处理对象。试验结果表明，当DO在0.5~2.5mg/L范围内，TN的出水浓度随着DO的升高而升高；当DO=0.5mg/L 时，TN去除率最高，达到93.74%。李绍峰等[12]研究了DO对连续运行的MBR同步硝化反硝化的影响。试验结果表明，当DO为0.6~0.8mg/L时，TN去除率达66.7%，取得了最好的TN去除效果，DO过高或过低都会影响同步硝化反硝化的进行。张瑞雪等[13]采用螺旋升流式反应器（SUFR）处理生活污水，考察了好氧反应池中DO浓度对其同步硝化反硝化的影响。结果表明，在好氧反应池上部溶解氧浓度为3.0~3.5mg/L时，系统的硝化和反硝化效果最佳，好氧反应池中的脱氮效果也最好，系统对TN的去除率＞84%。
3.3碳氮比（C/N）
有机碳源在污水的生物脱氮处理中起着重要的作用，它是细菌代谢必需的物质和能量来源。有机碳源是异养好氧菌和反硝化细菌的电子供体提供者。有机碳源越充分，C/N越高，反硝化获得的碳源越充足，SND越明显，TN的去除率也越高。
张可方等[11]在SBR内，以模拟生活污水为处理对象，C/N比取3.3、6.7和10时，TN 去除率分别为66.15%、80.65%和88.18%，即C/N越高，出水NO3－N浓度越低，SND效果越好。周丹丹[14]等认为，总氮的去除率随着COD/N的增加而增加，当COD/N为10.05时，TN去除率最高可达70.39%。继续增加碳氮比时，TN去除率增加不多，并且还会导致硝化作用不完全。当存在足够的易降解有机碳源时，能发生完全的好氧反硝化作用。
碳源种类对SND也有一定的影响。杜馨等[15]的研究表明，相对于易降解的乙酸钠和葡萄糖来说，啤酒和淀粉的混合物这类可慢速降解的有机物，更适合作为SND的碳源。
碳源投加方式也影响着SND现象。间歇投加碳源是保证SND持续进行的有效手段，间歇投加碳源时的总脱氮率是相同条件下一次性投加碳源的1.32倍[15]。
3.4水力停留时间（HRT）
较短的水力停留时间下，异养菌大量繁殖，同时消耗大量的氧气，因此在菌胶团和膜内部形成厌氧环境，有利于反硝化的进行，同时由于COD充足，能够提供反硝化进行所需要的电子供体，因此有很好的TN去除率。而当水力停留时间延长时，由于有机碳源的相对减少，溶解氧可以穿透菌胶团内部，难以形成厌氧环境，同时不能提供足够的有机碳源，所以很难得到高的总氮去除率。
李绍峰等[12]以MBR反应器为研究对象，当COD为250mg/L左右，C/N为10：1，MLSS
为3500mg/L，DO为1.0mg/L时，HRT为5h，TN去除率达到最高为60%以上，随HRT的延长，同步硝化反硝化下降。张楠[16]研究了不同HRT对膜生物反应器中SND效果的影响，结果表明随着水力停留时间的减少，同步硝化反硝化效果在增加。
3.5污泥浓度（MLSS）
在低MLSS下，DO很容易穿透菌胶团，菌胶团内部很难形成厌氧环境，也就很难创造进行反硝化的条件，所以不会有很高的TN去除率。而在高MLSS下，水中的污染物质难以渗透至污泥内部，致使污泥内部的微生物难以接触到有机碳源，从而影响了反硝化反应的进行；另一方面，随MLSS的增加，F/M降低到一定程度，由于食料的极度缺乏，某些微生物甚至会产生抗生素，杀死其近缘物种[17]，进而影响硝化反应和反硝化反应进行[18]。
李绍峰[18]在MBR内，研究不同的污泥浓度对同步硝化反硝化的影响，结果得出，TN 的去除率随着MLSS的升高呈现出先升高后降低的趋势，在MLSS为5 g/L时达到最好的TN去除率86％。
3.6污泥龄（SRT）
污泥龄即反应器内微生物固体的平均停留时间。由于硝化菌的世代周期相对较长，保持较长的泥龄有助于硝化菌的增殖而对硝化作用有利，但长泥龄会导致污泥的活性降低[19]。
方茜[19]采用SBR法处理模拟低碳城市污水，研究不同污泥龄SND过程的脱氮效果。实验中，污泥龄分别取5d、11d、15d和22d，DO浓度为0.5~1.0mg/L，进水COD为200mg/L 左右，pH值为7.5左右，反应时间为5h。反应器中的污泥浓度也随着泥龄的增加而浓度增大，两者之间呈良好的线性关系。结果表明，当泥龄为5天时，硝化作用受到抑制，氨氮的去除率仅为18%，当泥龄增加至11天时，出现明显的NO2－N积累现象，随着泥龄的增加，TN去除率进一步增加。泥龄对SND的影响主要体现在对硝化菌和污泥浓度的影响两方面。控制合理的污泥龄不仅有利于SND的发生而且还可发生NO2－途径的SND。
3.7氧化还原电位（ORP）
有研究表明，ORP和DO、pH值有着密切的联系，通过控制ORP可以间接控制溶解氧浓度，进而控制同步硝化反硝化进程[4]。尤其在DO浓度比较低时，DO较小的改变反映在氧化还原电位上变化较大；负的氧化还原电位可测量范围远远大于DO的可测量范围。所以，可以用ORP代替DO控制同步硝化反硝化[20]。
候红勋等[21]采用ORP作为氧化沟工艺SND的控制参数，采用缺氧-厌氧-氧化沟模型对市政污水进行了生物脱氮研究。结果表明，当U ORP在－30~30mV，NH4和NO3＋的含量均比较低，发生了较好的SND，TN的去除率在88%以上；氧化沟中的NH4＋和NO3－之比的对数与U ORP有着很好的相关性，相关系数R=－0.97。
3.8温度
温度对SND的影响表现为温度对硝化菌和反硝化菌的影响。10~20℃硝酸菌较为活跃；20~25℃时，硝酸菌活动减弱，而亚硝化反应加快，25℃时达到最大。高于25℃后，游离氨对亚硝酸菌的抑制较为明显[22]。
3.9酸碱度（pH值）
酸碱度是影响废水生物脱氮工艺运行的重要因素之一。氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的适宜pH值分别为7.0~8.5和6.0~7.5；反硝化菌最适宜的pH值是7.0~8.5；pH值还影响反硝化
最终产物，pH值超过7.3时终产物为氮气，低于7.3时终产物为N2O[4]。硝化过程消耗废水中的碱度会使pH值下降，反硝化过程会产生一定的碱度使pH值上升。因此，对于同步硝化反硝化来说，硝化过程消耗的碱度和反硝化产生的碱度在一定程度上可以相互抵消。方茜[19]认为pH值在中性和略偏碱性的范围内有利于SBR反应器内SND的发生，SND的运行方式还有利于降低反应系统内碱度的投加量。
3.10游离氨浓度（FA）
废水中氨随pH值不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨（FA）对硝化反应有明显的抑制作用。FA会抑制亚硝酸盐氧化为硝酸盐，即游离氨对亚硝酸的积累有较大的影响。因此，控制合理的游离氨浓度会使反应器内发生同步短程硝化反硝化。
4. 应用状况
国外对同步硝化反硝化的应用报道较多。1985年Rittmaun和Langelaud在工业规模的氧化沟成功实现了同时硝化和反硝化，近年来也有SND用于Orbal氧化沟的报道；SND同样被用于生物转盘（RBC）工艺过程当中[23]。Hyungseok等人[24]运用间歇曝气—排出工艺成功实现了经过亚硝酸盐的同步硝化反硝化。
国内学者对SND技术也进行了大量的研究，并取得了可喜的成果。高大文等[25]采用序批式活性污泥法，处理高氮豆制品废水，控制反应器内DO浓度在0.5mg/L左右时，在反应器内同时实现了亚硝酸型硝化反硝化和同步硝化反硝化。庄严等[26]以某医药化工厂维生素A 生产废水为进水，在SBR内，将DO浓度控制在1.0~2.0mg/L，pH值为7.0~7.5，实现了SND，TN去除率达74%~78%。冯辉等[27]采用SBR处理味精废水，试验中存在明显的同步硝化反硝化现象，对氨氮和总氮的去除率分别达到99%、96%。
戴鹏[28]在压力式接触氧化系统内实现了明显的同步硝化反硝化现象。当HRT=1.8h，溶解氧4~5mg/L，容积负荷为10~12kgCOD/（m3·d）时，氨氮去除率80%左右，总氮去除率达70%~80%。蒋山泉等[29]采用序批式生物膜法（SBBR）以连续曝气和A/O运行模式处理生活污水，探讨了其同步硝化反硝化特性，在DO浓度为2.5mg/L，C/N为12~16时，TN 去除率达到76%。
5. 结语
同步硝化反硝化脱氮技术的出现为在同一个反应器内同时实现除碳、硝化和反硝化提供了可能，该技术具有稳定反应器的酸碱度、无需外加碳源、降低基建投资和节约运行费用等优点。因此，SND技术具有重要的现实意义，受到了越来越多的国内外学者的关注。国外对SND的研究已逐渐从实验室走向污水厂实践阶段，国内学者也在实验室内做了大量的研究工作。今后还需要加强以下几个方面的研究：
①从同步硝化反硝化的机理看来，无论是宏观环境理论还是微环境理论，其理论实质仍是缺氧微环境下的好氧反硝化，并不是真正意义上的好氧反硝化。因此，今后应加强好氧反硝化的研究，好氧反硝化菌的筛选和驯化，对其生理学特征和生物化学特征进行深入研究，找出影响其生长的各种生态因子，真正实现同步硝化反硝化；
②兼性反硝化聚磷菌的发现，使反硝化脱氮和过量摄磷同步完成。如何把脱氮和除磷更好的结合起来将成为研究的热点；
③各种废水处理工艺内实现SND的影响因素，各影响因素之间的关联性，不同水质废水如何实现同步硝化反硝化等都应当进一步深入研究。
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Simultaneous Nitrification and Denitrification Technology Guo Dongyan1,2, Li Duosong1,2, Sun Kaibei1,2，Liu Liru1,2
1 School of Environment Science and Spatial Informatics, China University of Mining and
Technology, Jiangsu, Xuzhou (221008)
2 Jiangsu Key Laboratory of Resources and Environmental Information Engineering, Jiangsu,
Xuzhou (221008)
Abstract
Simultaneous Nitrification and Denitrification (SND) Technology is different from the traditional nutrient removal theory. It has a lot of advantages in such aspects as saving carbon,decreasing upper aerating , reducing infrastructure investment and running expense. This paper provides an overview of mechanism of SND from three aspects including macroenvironment,microenvironment theory and biology theory. According to the latest research findings in both domestic and abroad, this paper expounds the influence factor of SND and introduces its application. Finally,this paper gives the research direction of SND.
Keywords: biological nitrogen removal; Simultaneous nitrification and denitrification; aerobic denitrification
作者简介：郭冬艳（1984-），女，江苏徐州人，中国矿业大学环境工程专业在读硕士生，研究方向水污染控制。
短程硝化反硝化的研究进展 摘要短程硝化反硝化技术主要用于处理高氨氮质量浓度和低C/N比的污水。成功实现短程硝化反硝化技术的关键是将硝化反应控制并维持在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐至硝酸盐的转化。本文探讨了短程硝化反硝化的机理并对氨氧化菌的分子生物学研究进行了分析，同时探讨了A/SBR工艺的应用。 关键词短程硝化反硝化氨氧化菌A/SBR 1 引言 近年来，随着工业化和城市化进程的不断提高，大量氮、磷等营养物质进入水体，水体富营养化的现象日益严重，由于常规的活性污泥工艺硝化作用不完全，反硝化作用则几乎不发生，总氮的去除率仅在10%～30%之间，出水中还含有大量的氮和磷[1]。因此，只有对常规的活性污泥法进行改进，加强其生物脱氮功能，才能解决日益突出的受纳水体“富营养化”问题。目前，各城市污水处理厂均应用新的运行方法和控制策略进行脱氮除磷。随着新的微生物处理技术的介入，污水处理设施的功效得到显著提高。短程硝化反硝化技术对于处理这种污水在经济和技术上均具有较高的可行性。 短程硝化反硝化技术已成为脱氮领域研究的热点。其研究内容主要集中在实现氨氧化菌在反应器的优势积累、构造适于氨氧化菌长期稳定生长并抑制亚硝酸氧化菌的最佳环境因素、优化过程控制模式实现持续稳定的短程硝化等。 2 短程硝化反硝化的机理 生物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程。第一步是由氨氧化菌( ammonium oxidition bacteria，AOB) 将NH4-N氧化NO-2-N的亚硝化过程;第二步是由亚硝酸氧化菌( nitrite oxidition bacteria，NOB) 将NO-2-N氧化为NO-3-N的过程。然后通过反硝化作用将产生的NO-3-N经由NO-2-N、NO或N2O转化为N2，NO-2-N 是硝化和反硝化两个过程的中间产物。V oets等(1975)在处理高浓度氨氮废水的研究中，发现了硝化过程NO-2-N积累的现象，首次提出了短程硝化反硝化生物
同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？ 古语云：殊途同归。对于污水脱氮来说，亦是如此。处理方法并不是只有一种。 方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。 方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。 条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？ 根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势： 1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就 是减少能耗； 2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用； 3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右； 4.减少50%左右污泥；
5.反应器容积可以减少30%-40%左右； 6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持 反应容器内的PH。 （以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》） 既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。也就是说，有利就有弊。 同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。同步硝化反硝化的影响因素总结如下： 1.溶解氧（DO） 控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。对于实现同步硝化反硝化来说，DO浓度不宜太高，一方面，过高的溶解氧具有较强的穿透力，就无法在污泥絮体以及生物膜内部形成缺氧区，第二方面，会使异养好氧菌活性提高，从而加速对有机物的消耗，最终造成反硝化因营养源不足而无法完成。研究表明，溶解氧浓度在0.5mg/L时，硝化速率等于反硝化速率， 2.温度 生物硝化适宜的温度在20到35℃，一般温度低于15℃硝化反应速度降低，但低温对硝化产物以及两种硝酸菌的影响不同，12到14℃活性污泥中硝酸菌的活性受到严重抑制，出现NO2-N的积累。当温度超
常温下A/O工艺的短程硝化反硝化 1 试验装置与设备 1.1 试验流程及设备 A/O工艺模型主要由合建式缺氧—好氧反应器和竖流沉淀池组成，如图1所示。 合建式反应器分为3个廊道，总有效容积为85L；沿池长方向设置若干成对的竖向插槽，配以相应大小的插板，可以将整个反应器沿池长方向分成若干个小格，在每个插板上开一个25mm的圆孔，安放时使相邻圆孔上下交错以防止发生短流；在反应器顶部布置环状曝气干管，并设置若干个小阀门，由橡胶管连接烧结砂头作为微孔曝气器，气量由转子流量计测量；根据缺氧段所占比例，选择安放若干搅拌器用于保持泥水混合均匀；在距池底20cm的高度上设置若干取样口。进水、污泥回流和内循环流量分别用3台蠕动泵控制。沉淀池的沉淀区呈圆柱形，直径为30cm；污泥斗为截头倒锥体，倾角为60°；采用中心管进水、周边三角堰出水方式。 1.2 原水 采用由黄豆粉、葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3与自来水配制的模拟生活污水。 1.3 分析项目与方法 COD：重铬酸钾法；MLSS：滤纸称重法；DO、温度：WTWDO测定仪及探头；pH值：WTWi nolab pH level2和NTC30电极；NO2--N,：N-(1-萘基)-乙二胺光度法；NO3--N,：麝香草酚分光光度法；NH3-N：纳氏试剂分光光度法。 2 结果及分析 2.1 对NH3-N的去除率和NO2--N的积累率 试验期间测得进水平均NH3-N浓度为40.21mg/L，对NH3-N的平均去除率为90.78%，出水中NO2--N,占TN的比例平均为75.29%。 在前51天，出水中NO2--N,含量占TN的50%以上(平均为87.36%)，维持了稳定的NO2--N积累。第50～53天配制原水时以Na2CO3代替NaHCO3来提供碱度，使硝化类型发生显著变化，转化为全程硝化反硝化。从第54天开始配制原水时仍然以NaHCO3提供碱度，又出现了NO2--N,积累现象，但是在其后的试验中NO2--N,
同步硝化反硝化研究进展 摘要:同步硝化反硝化工艺同传统的生物脱氮工艺相比,可以节省碳源,减少曝气量,减少设备运行费用等优点,具有很大的研究应用前途。本文结合国内外研究,介绍其主要机理，分析同步硝化反硝化实现条件和影响因素，并且提出了研究展望。 关键词:同步硝化反硝化;微环境;生物脱氮;好氧反硝化 Study Progress on Simultaneous Nitrification and Denitrification Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification (SND) has some obvious merits in comparison with traditional method for nitrogen removal. This method could reduce energy consumption and construction cost. The paer made a summary on current domesticand foreign study status of simultaneous nitrification and denitrification (SND) in waste water treatment, and made a theoretical explanation for the phenomenom of nitrification and denitrification.The author alsosummarized the practice and influencing facts of SND process and put forward some suggestions for futher study of SND. Key words: Simultaneous nitrification and denitrification;Microbiology;Biological nitrogen removal;Aerobic denitrification
短程硝化反硝化生物脱氮技术概述 [摘要] 首先阐述了传统硝化反硝化脱氮过程；其次重点介绍了短程硝化反硝化生物脱氮机理，过程实现的控制因素；最后提出了短程硝化反硝化脱氮的研究前景。 [关键词] 短程硝化反硝化；生物脱氮 随着水体受到氮素污染越来越严重，废水脱氮日益受到人们的重视。其中生物脱氮技术将有机氮和氨氮通过硝化反硝化过程去除具有无可比拟的发展前景。其中传统的生物脱氮技术认为要完全去除水中的氨态氮就必须要经过完整的硝化与反硝化过程，即以硝酸盐作为硝化的终点和反硝化的起点，这主要是基于要防止对环境危害较大的亚硝酸盐的积累以及对好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌不能在同一个反应器里同时大量存在的认识导致的。而现在的大量研究表明，好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌是可以在同一个反应器里共同起作用的。因为在整体和每一单元填料表面所附着的生物膜上都存在基质和溶解氧的浓度梯度分布，这就为各种生态类型的微生物在生物膜内不同部位占据优势生态位提供了条件。由于短程硝化反硝化脱氮比传统的脱氮技术具有很多的优点，因此引起了国内外研究者的广泛关注，对影响短程硝化反硝化的因素以及实现和维持短程硝化反硝化的工艺控制进行了大量的研究。 1.传统硝化反硝化脱氮机理 1.1 硝化反应 硝化反应是由一类自养耗氧微生物完成的，包括两个步骤：第一步为亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐；第二步为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都利用无机碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作为碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量。 亚硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制时，有可能出现NO2-积累的情况。 1.2反硝化反应 反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程，它的主要过程是在缺氧的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮。反硝化细菌多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3-作为电子受体，O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度，有机物则作为碳源和电子供体提供能量，并得到氧化稳定。 反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化时通过反硝化细菌的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将NO2-和NO3-还原为NO、N2O、N2等气体物质，主要是N2。而同化作用是反硝化菌将NO2-和NO3-还原成为NH3-N,供新细胞合成使用，使氮成为细胞质的成分，此过程可成为同化反硝化。 反硝化反应一般以有机物为碳源和电子供体。当环境中缺乏有机物时，微生物还可以消耗自身的原生质，进行所谓的内源反硝化。反应式如下：C5H7O2N+4NO3-→5CO2+NH3+2N2+4OH- 可见内源反硝化的结果是细胞原生质的减少，并会有NH3的生成，因此废
硝化与反硝化 利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化 1 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，从而使两个生物反应过程同时受益，提高了反应效率。 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率。
同步硝化反硝化SND 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）。 一、同步硝化反硝化的优点 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： 1、能有效地保持反应器中pH稳定，减少或取消碱度的投加； 2、减少传统反应器的容积，节省基建费用； 3、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； 4、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。 二、同步硝化反硝化的机理 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、微环境理论
新型脱氮工艺研究 一、短程硝化反硝化 1、简介 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V oets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。 NH4+ NO2-NO3-NO2-N2 传统生物脱氮途径 NH+NO-N2 短程硝化-反硝化生物脱氮途径 图1 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
一文概括！短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的区别及影响因素！ 一、短程硝化反硝化 1、简介 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：
1、可节约供氧量25%。节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。 2、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。 3、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%。 4、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
同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳1,2，李多松1,2，孙开蓓1,2，刘丽茹1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院，江苏徐州（221008） 2江苏省资源环境信息工程重点实验室，江苏徐州（221008） E-mail:jsgdyhappy@https://www.doczj.com/doc/804985957.html, 摘要：同步硝化反硝化脱氮(SND)技术不同于传统的脱氮理论，其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理，并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素，最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况，提出了该技术的研究方向。 关键词：生物脱氮；同步硝化反硝化；好氧反硝化 中图分类号：X703.1 1. 引言 近年来，水体中的氮素污染越来越严重，给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点，越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下，自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸（盐）和硝酸（盐）；反硝化作用是指亚硝酸（盐）和硝酸（盐）在异氧型反硝化菌的作用下，被还原为氮气的过程。因此，目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区（或厌氧区）分隔开，分别在不同的反应器中运行，或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而，自20世纪80年代以来，研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中，曾多次观察到氮的非同化损失现象，即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中，硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内，这种现象被称作同步硝化反硝化（simultaneous nitrification and dinitrification,SND），亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统，如流化床反应器、生物转盘、SBR、氧化沟、CAST工艺等[1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据，分析SND现象发生的环境条件[2]。在生物反应器中，由于曝气装置类型的不同，使得其内部出现氧气分布不均的现象，从而形成好氧段、缺氧段及（或）厌氧段，此为生物反应器的宏观环境。例如：在生物膜反应器中，由于基质浓度和膜厚变化的影响，形成膜内的缺氧区，其他如RBC、SBR反应器及氧化沟等也存在类似的现象[3]。实际上，在生产规模的生物反应器中，完全均匀的混合状态并不存在，所以，同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释SND现象，是目前被普遍接受的一种机理，被认为是SND 发生的主要原因之一[4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质（如DO、有机物、氨氮、NO2―、NO3－等）传递的变化，从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。 在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是，对于SND现象来说，主要是由于溶解氧扩散作用的限制，使微生物絮体内产生DO梯度，从而导致微环境的同步硝
同步硝化反硝化脱氮技术 郭冬艳 1,2,李多松 1,2,孙开蓓 1,2,刘丽茹 1,2 1中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州(221008 2江苏省资源环境信息工程重点实验室,江苏徐州(221008 E-mail: 摘要:同步硝化反硝化脱氮 (SND技术不同于传统的脱氮理论,其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理,并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素,最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况,提出了该技术的研究方向。 关键词:生物脱氮;同步硝化反硝化;好氧反硝化 中图分类号:X703.1 1. 引言 近年来, 水体中的氮素污染越来越严重, 给环境造成的污染问题日益突出。生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点,越来越被人们所采用。传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。硝化作用即在好氧的条件下, 自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸 (盐和硝酸 (盐 ; 反硝化作用是指亚硝酸 (盐和硝酸 (盐在异氧型反硝化菌的作用下, 被还原为氮气的过程。因此, 目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区(或厌氧区分隔开,分别在不同的反应器中运行,或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。 然而, 自 20世纪 80年代以来, 研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中, 曾多次观察到氮的非同化损失现象, 即存在有氧情况下的反硝化反
应、低氧情况下的硝化反应。在这些处理系统中,硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内, 这种现象被称作同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and dinitrification,SND ,亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统,如流化床反应器、生物转盘、 SBR 、氧化沟、 CAST 工艺等 [1]。 2. 作用机理 2.1宏观环境理论 宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据,分析 SND 现象发生的环境条件 [2]。在生物反应器中, 由于曝气装置类型的不同, 使得其内部出现氧气分布不均的现象,从而形成好氧段、缺氧段及(或厌氧段,此为 生物反应器的宏观环境。例如:在生物膜反应器中,由于基质浓度和膜厚变化的影响,形成膜内的缺氧区,其他如 RBC 、 SBR 反应器及氧化沟等也存在类似的现象 [3]。实际上,在生产规模的生物反应器中,完全均匀的混合状态并不存在,所以,同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。 2.2微环境理论 微环境理论从物理学角度解释 SND 现象, 是目前被普遍接受的一种机理, 被认为是 SND 发生的主要原因之一 [4]。由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质(如DO 、有机物、氨氮、NO 2― 、 NO 3-等传递的变化,从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。但是,对于 SND 现象来说,主要是由于溶解氧扩散作用的限制, 使微生物絮体内产生 DO 梯度, 从而导致微环境的同步硝 化反硝化。微生物絮体的外表面 DO 浓度较高, 自养型硝化细菌利用氧气进行硝化反应; 絮体内部,由于氧传递受阻,以及有机物氧化、硝化作用的消耗,形成缺氧区,反硝化菌占优势,反硝化菌利用 NO 3-为电子受体,发生反硝化反应,即系统缺氧
短程硝化反硝化工艺 Final approval draft on November 22, 2020
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NH 4+氧化成NO 2 -,再氧化成NO 3 -；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NO 2 -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NO 2-转化为NO 3 -，然后由NO 3 -再转化为NO 2 -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NH 4 +全部或绝 大部分转化为NO 2-而不是NO 3 -，由NO 2 -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NO 2-到N 2 要比从NO 3 -到N 2 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，NH 4+的硝化速率和NO 2 -的反硝化速率均比NO 2 -的氧化速率和NO 3 -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0.02~0.07gVSS/gN，NO 2-反硝化菌和NO 3 -反 硝化菌的表观产率系数分别为0.345gVSS/gN和0.765gVSS/gN，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泥50%。 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
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）亚硝酸盐氧化菌（NOB） 菌属亚硝酸盐单胞菌 属 亚硝酸盐球菌属 硝酸盐杆菌属、螺旋菌 属、球菌属 世代周期/h 8~36 12~59 最佳pH 7.5~8.5 6.5~7.5 溶解氧饱和常数 （Ko2 /mg·L） 0.2~0.4 1.2~1.5 温度/℃<15或>30 15~30 FA（游离氨）敏感 性 不敏感 （10~150mg/L） 较敏感（0.1~1mg/L）
氧化沟 1.设计参数 COD cr BOD 5 SS NH 3-N 总氮 TP pH 进水水质 400 160 220 35 45 5.0 6~9 出水水质 50 10 10 5 15 0.5 6~9 好养区 溶解氧浓度不小于2mg/L 缺氧区 0.2---0.5mg/L 厌氧区小于0.2mg/L 进水BOD 与COD 之比大于0.3 当进行生物脱氮时 BOD/TKN 应大于等于4 本工程 ( BOD) / ( TP) > 20, 可采用生物除磷工艺。 氧化沟内的平均流速宜大于 0.25m ∕s 根据氧化沟渠宽度，弯道处可设置一道或多道导流墙；氧化沟的 隔流墙和导流墙宜高出设计水位 0.2～0.3m 氧化沟的有效水深与曝气、混合和推流设备的性能有关，宜采用 3.5~4.5m 。 进水和回流污泥点宜设在缺氧区首端，出水点宜设在充氧器后的 好氧区。氧化沟的超高与选用的曝气设备类型有关，当采用转刷、转碟时， 宜为 0.5m ；当采用竖轴表曝机时，宜为 0.6～0.8m ，其设备平台宜高出设计 水面 0.8～1.2m 。 1 脱氮时，污水中的五日生化需氧量与总凯氏氮之比宜大于 4； 2 除磷时，污水中的五日生化需氧量与总磷之比宜大于 17； 3 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求； 4 好氧区（池）剩余总碱度宜大于 70mg/L （以 CaCO 3 计） ，当进水碱度 不能满足上述要求时，应采取增加碱度的措施。 2.设计计算 1.硝化区的容积 1. 需要去除的5BOD 由于设计的出水L mg BOD /105=，处理水中的非溶解性5BOD 可利用经验公式求的，此公式仅使用于氧化沟 ()() 8.6142.1107.0142.17.0523.0523.05=-??=-??=?-?-e e C BOD e f mg/L
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
实现同步硝化反硝化废水的低成本 迈克·奥尼尔*和奈杰尔·j·霍兰** *进程管理器,北西水,奥克兰,曼彻斯特,英国 **高级讲师公共卫生工程、土木工程系、利兹大学LS2 9 jt,英国 文摘 奥贝尔工艺废水的处理，在溶解氧浓度为1.5毫克/ L时同时存在硝化和反硝化。潜在的这个过程同时提供降低成本和简化在地中海环境脱氮的操作。这项工作的目的是为了探讨这些要求,并试图描述一种机制的实验验证。在恒化器中使用混合培养生长，在好氧/缺氧循环条件下观察同步硝化反硝化。降低途径,或“亚硝酸盐分流”不能被证明，但它可能解释反硝化菌在好氧条件下的滞后现象。反硝化作用持续一段时间之前，氧取代硝酸盐作为终端电子受体的响应，滞后的长度是在缺氧条件下的持续时间。 关键字 奥贝尔氧化沟工艺、硝化、反硝化、活性污泥、污水 引言 自1960年代后期，地中海的状况不断恶化,部分原因是在沿海地区的海洋自然生态系统面临严重的污水污染（萨利巴，1978）。对于地中海污染的第一次审查表明，近岸海域污染的临界水平主要是由于大量的生活污水排放处理不当,加上一个有机质含量较高和有毒分数较大且不受控制的工业成分 (GFCM,1972)。高达85%的整体地中海污染来自陆地，这包括一个年度1042 x 103吨的磷负荷。所以说这种大量养分的投入是不足为奇的，赤潮定期记录在地中海包括一些有毒的物种，如鳍藻，膝沟藻和具。
1975年地区政府的地中海行动计划的采用已导致了一系列的环境管理方案，包括使用和安全处置的国内和工业废水（德费克和萨利巴，1986）。一个广泛的处理系统是实用的，具有去除营养物质的能力，从低成本的选项，如芦苇床系统通过高技术，生物植物（霍兰，1990）。利用好氧硝化细菌和缺氧反硝化细菌从废水中完全脱氮是相对简单的。然而,当利用这些微生物在污水处理过程中,有必要提供单独的需氧和缺氧的区域。这增加了所需处理反应器的总体积（即该计划的资金成本），也使得操作过程更加复杂。本文报告了一个称为“奥贝尔系统的同步硝化反硝化”的处理过程，仅仅一个曝气反应器，从而大大降低资本和运营成本。 奥贝尔系统 奥贝尔系统的过程是由一个多通道氧化沟组成的一个单一系统，活性污泥工艺采用串联操作的两个或两个以上的循环反应器。该系列反应堆(渠道或车道)是最常见的框架-中心构造，水深4.3米,每一个渠道有一个无尽的流路和一个完全混合反应器，使其快速流入并迅速分散在混合液中。混合液一般在水平圆盘表面曝气和混合。水流在重力作用下从一个通道通过水下堰口流到下一个通道。这个过程是一个专有的系统，其销售在美国的瓦克夏环保工作展览公司。 奥贝尔氧化沟的最常见的应用是在延时曝气方式，同心三通道都具有相同的横截面，从而导致外（或第一）通道大约有一半的总池容积，中间（或第二）通道有三分之一的盆地体积和内部（第三）通道有约盆地的六分之一体积。在一个“正常”的奥贝尔应用程序中所有的浪费饲料和RAS进入第一通道，只有一半的体积和曝气容量存在。第一通道并具有高的氧摄取率和低（零至0.5毫克/升）的溶解氧。第二通道,三分之一的体积和曝气盘,溶解氧量为0.5到1.5
[收稿日期] 2010-01-13 短程硝化反硝化脱氮技术的研究进展 冯灵芝 （上海农林职业技术学院，上海松江：201600） 摘 要：短程硝化反硝化是一种新型生物脱氮技术，具有降低能耗、节省碳源和减少污泥产量等优点。本文简要介绍了短程硝化反硝化脱氮技术的原理，对亚硝化菌、硝化菌和反硝化菌的研究现状进行了综述，讨论了温度、DO 、pH 值、泥龄等参数对实现短程硝化的影响，并提出了今后的研究方向。 关键词：短程硝化反硝化；生物脱氮；亚硝酸盐 生物脱氮是去除水中氨氮的一种较为经济的方法，其原理就是模拟自然生态环境中氮的循环，利用硝化菌和反硝化菌的联合作用，将水中氨氮转化为氮气以达到脱氮目的。目前应用广泛的A/O 、SBR 、氧化沟等脱氮工艺就是在此理论基础上开发的，但这些脱氮工艺普遍存在氨氮负荷过高而引起的出水不达标、消耗有机物，产生剩余污泥多，消耗能源多等问题。自1975年Voet [1] 发现在硝化过程中HNO 2积累的现象并首次提出短程硝化反硝化脱氮以来，短程硝化反硝化作为一种新型脱氮技术得到广泛的关注。 1 短程硝化反硝化的脱氮机理及优势 生物脱氮包括硝化和反硝化两个阶段，主要涉及亚硝化菌、硝化菌和反硝化菌三类微生物。传统生物脱氮途径如图1所示。 图1 传统生物脱氮途径 短程硝化反硝化是将氨氮氧化控制在亚硝化阶段，然后进行反硝化，省去了传统生物脱氮中由亚硝酸盐氧化成硝酸盐，再还原成亚硝酸盐两个环节。该技术具有很大的优势[2]：①节省25%氧供应量，降低能耗；②减少40%的碳源，在Ｃ／Ｎ较低的情况下实现反硝化脱氮；③缩短反应历程，节省50%的反硝化池容积；④降低污泥产量，硝化过程可少产污泥33%~35%左右，反硝化阶段少产污泥55%左右。 2 短程硝化反硝化技术的研究进展 亚硝酸盐很不稳定，硝化菌的作用下很快氧化成硝酸盐，一般条件下实现短程硝化反硝化是比较困难的。短程硝化反硝化技术的关键是将硝化控制在亚硝化阶段，也即是对亚硝化菌和硝化菌的控制。因此，如何实现短程硝化成为国内外学者对短程硝化反硝化技术的研究重点，研究方向可概括为两方面：一方面从微生物学角度，筛选培养出高效亚硝化菌和硝化菌，研究其生化特征；另一方面从脱氮工艺的运行效果来研究运行参数对短程硝化的影响。 氨 （NH 3、NH 4+） 硝酸盐 （NO 3—） 亚硝酸盐 （NO 2—） 氮气（N 2） 亚硝化 硝化 反硝化 反硝化