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技术 | 人工快渗系统处理工艺1、引言人工快渗系统(ConstructedRapidInfiltration,CRI)兼具了污水快渗土地处理系统和人工构造湿地系统的优点,其基建投资少、工艺操作简便、运营成本低,特别适合中小城镇生活污水、受污染地表水、分散污水及市政管网尚未覆盖的边远地区污水的处理。
然而随着有机物的逐级降解,CRI系统后续反硝化段C/N值偏低,总氮去除率仅为10%~35%,不能达标排放,限制了其进一步推广应用。
目前,CRI系统强化脱氮研究多集中在添加碳源、优化填料结构、分段进水等方面,由于这些方法仍然依赖于传统硝化反硝化过程,随着碳源的消耗和反硝化菌活性的降低,系统长期运行的效果并不理想,且在实际运行中由于操作复杂、稳定性差而难以应用。
因此,如何实现CRI系统高效低耗脱氮成为其应用推广的技术难点和研究热点。
近年来,短程硝化反硝化工艺突破了传统反硝化对碳源的限制,整个脱氮过程经NH4+-N→NO2--N→N2完成,具有反应历时短、耗氧量低、节约碳源等优势,为生物处理低C/N值废水提供了新途径。
短程硝化作为该工艺的起始步骤,保持较高的亚硝氮积累率对最终脱氮效能的提升至关重要。
目前,国内外学者通过对DO、温度、pH、水力停留时间、游离氨等单因素或多因素联合控制实现了SBR、A/O、MBR、ABR等工艺的短程硝化，但是针对CRI系统内短程硝化发生机理和调控方法的研究尚未见报道。
由于CRI系统内基质处于非流动体系,进水条件随着填料深度的增加也随之发生变化,单纯依靠过程控制难以实现系统内亚硝氮的有效积累。
此外,由于易受水质波动和环境条件改变的影响,上述方法仍存在过程控制复杂、亚硝化不稳定或效率低的问题。
根据文献报道,一些化学物质如氯、氯酸盐、硫化物、羟胺、叠氮化钠等可对参与硝化反应的氨氧化菌(AmmoniaOxidationBacteria,AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NitriteOxidationBacteria,NOB)产生不同作用，通过控制适宜的抑制剂浓度可以选择性淘汰NOB而对AOB影响较小,因而可以作为快速启动短程硝化的控制因素。
人工快渗工艺处理城镇生活污水的实践摘要：人工快速渗滤系统（CRI）是在传统的污水快速渗滤处理系统的基础上发展起来的一种崭新的污水土地处理技术，文中阐述了其定义、发展背景、运行方式、作用机理、及其在实际工程中的工艺流程、设计参数以及目前存在的问题和解决措施。
关键词：人工快渗工艺；生活污水1 CRI的发展背景人工快速渗滤系统（Constructed Rapid Infiltration，简称CRI）为土地处理的一种类型，它是指有控制地将污水投放于人工构筑的渗滤介质的表面，使其在向下渗透的过程中经历不同的物理、化学和生物作用，最终达到净化污水的过程。
它是在传统的污水快速渗滤土地处理系统（Rapid Infiltration，简称RI）的基础上发展起来的，其核心是采用渗透性能较好的天然河砂、陶粒、煤矸石等为主要渗滤介质代替天然土层，从而大大提高了水力负荷（13 m3/ (m2·d)，是RI的861倍）。
2 CRI的运行方式CRI系统通常采用淹水和落干相交替的工作方式，即定期投放污水，使渗池淹没，而后停止投放，使渗池表面暴露于大气，经历干燥和氧化作用。
这一方面可以防止由于生物的生长和悬浮物沉淀所造成的渗滤池表层孔隙的过度堵塞，有效地恢复系统的渗透性能，另一方面可在系统内部的浅层剖面上交替形成氧化还原环境，从而使CRI系统具有独特的净化污染物功能。
3 CRI的作用机理生活污水中典型的污染因子主要是悬浮物、化学需氧量、生化需氧量、氨氮和总磷等, 系统的净化功能取决于污水中的主要污染因子与土地系统之间的相互作用。
一般认为, 主要污染因子的去除机理如下。
3.1 悬浮物、有机物去除机理SS、COD和BOD的去除基本符合一级活塞流反应模式：Ce/Co= exp（- k T ·t）式中：Ce 为某指标出水浓度；Co为某指标进水浓度；k T为一级反应常数；t为水力停留时间。
3.2 氮的去除机理氮的去除机理：去除氮主要是吸附作用和硝化、反硝化作用二者联合作用达到除氮的结果。
人工快渗(CRI)技术介绍深港产学研环境技术中心设计部，主要负责市政污水处理工程设计以及新工艺的研发。
目前主要采用我国自主研发的人工快渗工艺设计污水处理项目。
人工快渗污水处理系统人工快渗污水处理系统（Constructed Rapid Infiltration System，简称CRI系统）是由深港产学研环境技术中心、中国地质大学（北京）与北京大学深圳研究生院联合开发的、具有自主知识产权的新型污水处理工艺。
该技术具有建设和运营成本低、运行稳定、建设周期短、出水效果好的优点。
人工快渗系统自2001年应用于实际工程以来，在我国很多地区得到了应用和推广。
该系统于2004年1月份通过了由中国环境科学研究院工程设计中心组织的、以刘鸿亮院士为主任的专家鉴定，获得了较高的评价，认为该处理工艺具有国内先进水平；国家发展改革委员会于2004年3月组织专家实地考察后，推荐该技术作为我国中小城镇污水处理的遴选技术之一。
2004年9月，人工快渗技术成功申请了国家发明专利（专利公开号：CN1676469A）；2004年10月，白花洞生活污水人工快渗处理系统被评为国家重点环保实用技术示范工程；2005年3月，人工快渗技术入选2005年国家重点环境保护实用技术（编号2005-B-025）；同月，中央电视台科技之光栏目对人工快渗技术进行了专题介绍。
根据已有的工程经验，对于河流污水水力负荷可达1.5m3/((m2*d))以上，对于生活污水日水力负荷可达1.0m3/((m2*d))以上，出水水质一般都优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）的一级A标准，甚至可以达到国家《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）的III类标准。
一般地，CODCr 低于40mg/L， BOD5低于10mg/L，NH4-N低于5 mg/L。
系统工艺流程CRI系统工艺流程如下：预处理的作用主要是降低污水中的SS，以便提高渗池的渗滤速度，防止堵塞。
SS、COD和BOD的去除基本符合一级活塞流反应模式：Ce/Co= exp（- k T ·t）式中：Ce 为某指标出水浓度；Co为某指标进水浓度；k T为一级反应常数；t为水力停留时间。
3.2 氮的去除机理氮的去除机理：去除氮主要是吸附作用和硝化、反硝化作用二者联合作用达到除氮的结果。
土壤颗粒表面绝大多数带负电，NH4+很容易吸附在土壤颗粒上，在落干期经充分的硝化作用，并在下一个淹水期由于反硝化作用还原为总氮而得以去除。
在脱除氮的过程中，硝化反应是限制步骤，其反应时间远长于反硝化过程。
因此，落干期明显要长于淹水期，即：湿干比小于1，系统的复氧效果是限制氨氮硝化的关键因子，良好的复氧效率是硝化反应顺利进行的保证。
因此，CRI非常注重系统的复氧。
3.3 磷的去除机理污水土地处理系统中, 除磷的方法主要有土壤吸附、生化反应和化学反应及生物生长等。
磷酸盐吸附在土壤颗粒表面是一个重要的去除过程，其吸附容量取决于粘土矿物中Fe、A l的浓度或与土壤有机物的结合程度，吸附是容易饱和的，每种土壤都有其固定的吸附能力，一旦吸附饱和，就不能再吸附了。
但几乎所有污水土地系统在常年运行的情况下，并未出现磷吸附饱和的现象。
除吸附过程外，这是因为磷酸盐能与土壤中的铁、铝等金属元素生成化合物而沉淀下来，这一过程被认为是主要的除磷手段。
磷在粘土矿物晶架内同晶替代以及磷酸盐与金属的结合过程的速率很慢，但不易饱和。
在大多数湿地中，植被生长可以吸附部分磷酸盐，并通过收获得以去除湿地中的磷。
一般来说，CR I 工艺对磷的去率在60%～95%以上，视填料性能而定。
CRI 系统机理迄今尚未完全清楚，但普遍认为它是在过滤截留、吸附和生物降解的协同作用下去除污染物的。
4 CRI工艺处理城镇生活污水的实践4.1 工艺流程燎原乡地处崇州市西南部，东接崇州市桤泉镇、大邑安仁镇，南与大邑苏家镇接镶，西接大邑县晋原镇，北接王场镇和隆兴镇。
燎原乡无污水处理设施，污水为自然排放，排水方式为雨污合流制，其污水主要是生活污水。
第一章概述人工快渗污水处理系统（Constructed Rapid Infiltration System，简称CRI系统）是由深港产学研环境技术中心、中国地质大学（北京）与北京大学深圳研究生院联合开发的、具有自主知识产权的新型污水处理工艺。
该技术具有建设和运营成本低、运行稳定、建设周期短、出水效果好的优点。
人工快渗系统自2001年应用于实际工程以来，在我国很多地区得到了应用和推广。
该系统于2004年1月份通过了由中国环境科学研究院工程设计中心组织的、以刘鸿亮院士为主任的专家鉴定，获得了较高的评价，认为该处理工艺具有国内先进水平；国家发展改革委员会于2004年3月组织专家实地考察后，推荐该技术作为我国中小城镇污水处理的遴选技术之一。
2004年9月，人工快渗技术成功申请了国家发明专利（专利公开号：CN1676469A）；2004年10月，白花洞生活污水人工快渗处理系统被评为国家重点环保实用技术示范工程；2005年3月，人工快渗技术入选2005年国家重点环境保护实用技术（编号2005-B-025）；同月，中央电视台科技之光栏目对人工快渗技术进行了专题介绍。
根据已有的工程经验，对于河流污水水力负荷可达1.5m3/(m2•d)以上，对于生活污水日水力负荷可达1.0m3/(m2•d)以上，出水水质一般都优于《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）的一级A标准，甚至可以达到国家《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）的III 类标准。
一般地，COD Cr低于40mg/L，BOD5低于10mg/L，NH4-N低于5 mg/L。
第二章 CRI系统工艺原理人工快速渗滤系统（CRI）是在快速渗滤系统的基础上，采用渗透性能良好的CRI介质（以一定级配的天然河砂为主，并掺入活性矿物填料），采用干湿交替的运转方式，污水在通过快渗池时产生综合的物理、化学和生物反应，使污染物得以去除。
2.1 机械过滤与吸附作用过滤与吸附是CRI系统中污染物去除的中间过程，悬浮物、重金属、氮和微生物等污染物质的去除，几乎总是先借助于过滤与吸附作用，从液相转入固相，而后在落干期内得到最终去除。
科技成果——人工快速渗滤技术技术开发单位深圳市深港产学研环保工程技术股份有限公司成果简介（一）基本原理人工快速渗滤技术（Constructed Rapid Infiltration Technique，简称CRI技术），是由深圳市深港产学研环保工程技术股份有限公司、中国地质大学（北京）与北京大学深圳研究生院联合开发的，具有自主知识产权的新型污水处理技术。
与传统的快速渗滤污水土地处理工艺不同，CRI技术对土地快渗技术做了全面的强化和提高，采用渗透性良好的CRI介质，以湿干交替的运行方式，使污水在自上而下流经填料过程中发生综合的物理、化学、生物反应，使污染物得以去除。
CRI技术核心是依靠人工快渗池的过滤截留、吸附和生物降解作用实现污染物的去除。
其中，填料表面比表面积巨大的生物膜和两级自然复氧带入的充足溶解氧是人工快渗池优秀去污能力的重要保证；运行阶段后期利用微生物的内源呼吸作用可有效防止生物膜过量增长和脱落造成堵塞。
（二）工艺流程CRI系统一般由预处理单元、主处理单元和后处理单元三部分组成。
预处理单元：若CRI系统进水中含有大量的无机、有机颗粒，将污水直接投配到快渗池上会造成快渗池堵塞、落干时间增加、水力负荷降低等问题。
为了最大限度的发挥CRI系统的优势，对颗粒物进行处理，降低污染物负荷，通常在污水进入人工快渗处理单元之前设置预处理单元。
CRI系统一般采用混凝沉淀工艺、高密度沉淀、复合水解工艺、短程A/O或者A2O工艺作为预处理单元。
主处理单元：人工快渗池是CRI系统的主处理单元，采用渗透性能良好的CRI介质作为填料，以湿干交替的运行方式，使污水在自上而下流经填料过程中发生综合的物理、化学、生物反应，使污染物得以去除。
填料表面比表面积巨大的生物膜和两级自然复氧带入的充足溶解氧是人工快渗池优秀去污能力的重要保证。
后处理单元：为了进一步提高CRI系统出水水质，使CRI系统的出水能够适合排入富营养化风险较高的封闭水体，本公司自主研发了高效复合生物塘（ZL2012102622221）和高效反硝化滤池（ZL2013106055997），提高CRI系统对TN、TP的处理效果。
人工快渗工艺在污水处理厂出水深度处理的应用人工快渗工艺在污水处理厂出水深度处理的应用随着城市化进程的不断推进和人口的增加，污水处理成为城市建设和环境保护的重要课题。
传统的污水处理方法虽然能够实现一定程度的污水净化，但在处理效果、处理时间和处理成本等方面仍然存在一定的局限性。
为了满足更严苛的环保要求，人工快渗工艺作为一种先进的处理技术被引入到污水处理厂的出水深度处理中。
人工快渗工艺是一种基于土壤渗滤机理的新型污水处理技术，它通过利用土壤的吸附、生物降解和物理过滤等作用，将污水中的有机物、悬浮物、重金属等污染物质进行有效地去除和转化，使污水得到高效净化并达到排放标准。
人工快渗工艺与传统的污水处理方法相比具有处理效果好、处理时间短、处理成本低等优点，因此在污水处理厂的出水深度处理中应用越来越广泛。
在人工快渗工艺的应用过程中，首先需要选择合适的土壤材料和填充方式。
常见的填充土壤材料包括砂石、河沙、煤渣等，其物理和化学性质要与污水的特性相匹配，以保证处理效果和稳定性。
填充方式通常采用分层填充或混合填充，以增加处理的表面积和接触效果。
其次，在人工快渗工艺中需要合理设置渗滤层和排水系统。
渗滤层是整个工艺的核心部分，它负责过滤和吸附污水中的污染物质，并提供充裕的联系时间和接触面积。
排水系统主要包括收集和排放污水的管道和泵站等设施，它们保证了污水在处理过程中的稳定和顺畅。
人工快渗工艺的运行过程中，还需要注意控制好关键操作参数，如渗滤速率、冲洗周期和冲洗方式等。
渗滤速率是指单位面积单位时间内处理的污水量，过高或过低都会影响处理效果。
冲洗周期是指对污泥进行清除和再生的时间间隔，通常根据实际处理情况决定。
冲洗方式可以采用喷淋、冲洗或振动等不同方式，以增加渗滤层的通透性和处理能力。
人工快渗工艺在污水处理厂的出水深度处理中应用广泛，其优点不仅体现在处理效果上，还表现在运维和管理上。
相对于传统的处理方法，人工快渗工艺减少了处理设备的投资和占地面积，减轻了对操作人员的依赖和管理难度，更加适合中小型污水处理厂的建设和运营。
目前，我国许多中小城镇基础设施建设远远落后于城镇建设的发展，污水的无序乱流，不仅直接污染了小城镇自身生态环境，而且造成了河湖水体的严重污染，甚至成为区域性水环境的重要污染源，中小城镇污水处理可谓困难重重。
为此，业内人士开展污水处理新工艺、新方法研发与探索。
深港产学研环境技术中心、中国地质大学、北京大学深圳研究生院联合开发的具有自主知识产权的新型污水处理工艺——人工快渗系统应运而生。
人工快渗系统(Constructed Rapid Infiltration System，简称CRI系统) 是利用快渗池内的人工介质和特殊填料进行的过滤、吸附以及微生物的降解等多种作用的相互结合，使废水中的有机物进行分解去除，从而达到水质净化目的的一种生态学处理方法，适用于河流污水资源化和生活污水处理。
2001年，广东东莞建成首个CRI工程，截止目前全国工程总数达60余座。
北京大学深圳研究生院高级工程师杨小毛详细介绍了CRI系统污染物去除机理。
快速渗滤法的主体是快速渗滤池，该系统由至少两个装填有一定厚度砂石填料滤池组成，采用干湿交替的运转方式，通过滤池内的好氧、厌氧及兼氧性微生物降解污染物。
落干期渗池大部分为好氧环境，淹水期渗池为厌氧环境，所以渗池内经常是好氧和厌氧相互交替，有利于微生物发挥综合处理作用，去除有机物。
就氮的去除而言，落干时产生铵化和硝化作用，淹水期产生反硝化作用，氮通过上述转化过程而被去除；悬浮固体经过过滤去除；重金属经吸附和沉淀去除；磷经吸附和与渗池内的特殊填料形成羟基磷酸钙沉淀而去除；病原体经过滤、吸附、干燥、辐射和吞噬而去除；有机物经挥发、生物和化学降解等作用而分别被去除。
杨小毛表示，CRI系统对COD和BOD的去除率达到85%以上，对氨氮的去除率一般在90%以上，对SS和LAS的去除率达到90%以上，达到了《城市污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中的一级标准中的A标准或者景观回用水标准。
技术| 人工快渗系统处理工艺1、引言人工快渗系统(ConstructedRapidInfiltration,CRI) 兼具了污水快渗土地处理系统和人工构造湿地系统的优点, 其基建投资少、工艺操作简便、运营成本低, 特别适合中小城镇生活污水、受污染地表水、分散污水及市政管网尚未覆盖的边远地区污水的处理。
然而随着有机物的逐级降解,CRI 系统后续反硝化段C/N 值偏低,总氮去除率仅为10%~35%不, 能达标排放,限制了其进一步推广应用。
目前,CRI 系统强化脱氮研究多集中在添加碳源、优化填料结构、分段进水等方面, 由于这些方法仍然依赖于传统硝化反硝化过程, 随着碳源的消耗和反硝化菌活性的降低, 系统长期运行的效果并不理想,且在实际运行中由于操作复杂、稳定性差而难以应用。
因此，如何实现CRI系统高效低耗脱氮成为其应用推广的技术难点和研究热点。
近年来, 短程硝化反硝化工艺突破了传统反硝化对碳源的限制,整个脱氮过程经NH4+-N R NO2--N H N2完成,具有反应历时短、耗氧量低、节约碳源等优势, 为生物处理低C/N 值废水提供了新途径。
短程硝化作为该工艺的起始步骤, 保持较高的亚硝氮积累率对最终脱氮效能的提升至关重要。
目前, 国内外学者通过对DO温度、pH、水力停留时间、游离氨等单因素或多因素联合控制实现了SBRA/0、MBR ABR等工艺的短程硝化，但是针对CRI系统内短程硝化发生机理和调控方法的研究尚未见报道。
由于CRI系统内基质处于非流动体系，进水条件随着填料深度的增加也随之发生变化,单纯依靠过程控制难以实现系统内亚硝氮的有效积累。
此外, 由于易受水质波动和环境条件改变的影响, 上述方法仍存在过程控制复杂、亚硝化不稳定或效率低的问题。
根据文献报道, 一些化学物质如氯、氯酸盐、硫化物、羟胺、叠氮化钠等可对参与硝化反应的氨氧化菌(AmmoniaOxidationBacteria,AOB) 和亚硝酸盐氧化菌(NitriteOxidationBacteria,NOB) 产生不同作用，通过控制适宜的抑制剂浓度可以选择性淘汰NOB而对AOB影响较小,因而可以作为快速启动短程硝化的控制因素。
基于此, 从经济、简便、易行的角度出发, 本研究选择羟胺(NH2OH作为微生物活性抑制剂，探讨其对CRI系统内氮素转化的影响机制及形成亚硝氮积累的可行性，以期找到能快速启动CRI系统短程硝化的最适羟胺添加量与添加方式。
同时，选择实际运行中较易控制且影响较为显著的进水pH值作为协同调控因子,考察能有效提高或稳定AOB亚硝化效果的最适pH范围,为实现CRI 系统后续短程反硝化的高效脱氮提供基础，推进其在污水短程脱氮领域的应用。
2、材料与方法2.1 试验装置本试验所采用的CRI反应器如图1所示。
装置采用PVC材料制作，柱高120cm,内径16cm。
填料高100cm,自上而下每隔20cm设置一处取水口,内置滤布防止填料随水流出，另一侧每20cm填料段层间设置一处采土口。
采用环形布水管均匀布水, 可调流速泵和转子流量计调节进水量, 继电器控制进水时间, 试验期间控制温度(28 ± 2) C。
图 1 试验装置示意图2.2 试验进水与挂膜启动CRI系统采用接种挂膜启动，采用粒径分别为0.25~0.35mm 1.0~2.0mm1.0~1.3mm的天然河砂、大理石砂、沸石砂及取自于成都某污水处理厂(A2/O工艺)二沉池的回流污泥按照质量比6:1:1:2均匀混入柱内。
由于CRI系统采用干湿交替自然复氧并依靠重力推进水流动, 本试验仅接种适量活性污泥的目的在于引入活性微生物的同时不会造成系统堵塞。
试验进水采自某大学化粪池的生活污水, 通过自来水稀释或添加CH3COON、 a NH4C、KH2PO4 KNO欝配制而成，主要水质指标COD NH4+-N NO2--N NO3-- N 浓度范围分别为120~160 45~50、0.01~0.05、0.35~0.5mg • L-1,pH7.2~7.5。
通过逐步提升水力负荷的方式启动CRI 系统, 每周期运行6h, 湿干比1:4, 每隔1d监测1次出水水质。
经过45d后,CRI系统水力负荷达到1.0m • d-1,COD和NH4+-N去除率均稳定在75鸠上、镜检生物相良好，系统趋于稳定，完成挂膜。
2.3 试验方案采用4组同等条件下启动的CRI系统,编号C1~C4根据相关文献(Kindaichietal,2004;Xuetal,2012) 及前期预实验的结果,4 个反应器每周期进水分别添加0.3~1.0mmol • L-1羟胺，每天运行结束时取水检测，当氨氮去除率和亚硝氮积累率趋于稳定后, 停止投加羟胺继续运行若干周期观察氮素的变化, 同时采集各阶段运行结束时不同深度范围内的填料，根据AOB和NOB的空间分布情况及活性, 分析羟胺对两类功能菌的影响差异及原因, 确定能有效抑制亚硝氮氧化的羟胺添加浓度范围。
在最佳羟胺添加模式下,根据AOB寸pH的适应范围,调整进水pH值分别至7.2~9.0,分析系统中氮素的变化情况,以此确定最有利于实现CRI系统短程硝化稳定运行的pH范围。
2.4 分析项目及测试方法NH4+-N NO2--N NO3--N检测分别采用纳氏试剂分光光度法、N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法、酚二磺酸光度法；pH采用雷磁PHS-3C酸度计;AOB和NOB 计数采用MPN多管发酵法；微生物活性采用比耗氧速率（SOUR表征,为减少有机物耗氧速率的干扰，本试验中仅采用NH4CI与自来水配制成NH4+-N浓度为50mg・L-1的溶液作为基础营养液。
3、结果与分析3.1 羟胺寸氮素污染物转化的影响第I阶段是未添加羟胺时CRI系统内氮素污染物的转化情况。
由图2可知, 该阶段的硝化类型以全程硝化为主, 亚硝氮积累率仅为3%~5%出, 水中含有大量的NO3--N 和少量未转化的NH4+-N由于100cm处的COD去除率均维持在90%^ 上,如果出水直接进入反硝化脱氮将因碳源不足而出现NH4+-N去除率较高、TN去除率偏低的问题。
图 2 氨氮去除和亚硝氮积累随羟胺添加的变化第U阶段在各系统进水中添加不同浓度羟胺后，初期氨氮去除率和亚硝氮积累率均出现不同程度的提升。
经过前4个周期连续添加羟胺后C1~C4反应器的亚硝氮积累率分别较未添加时提高了14.5%、47% 60.1%、49.8%，此时C1反应器仍以全程硝化为主，其余反应器则在受到较高浓度羟胺（0.5~1.0mmol • L-1）冲击后迅速呈现出向短程硝化转变的趋势。
此后，C1和C2反应器内的亚硝氮积累率逐步提高,分别在连续添加羟胺22d、13d后趋于稳定,最终亚硝氮积累率各为51.3%、77.9%。
C3反应器内亚硝氮积累率在前11d均超过60%但从第12d开始缓慢下降，第19d时稳定在45%左右，这表明羟胺添加量为0.7mmol • L-1时在反应初期主要寸亚硝氮氧化过程具有较强的抑制效应, 但随着运行时间的延长同时开始抑制氨氧化过程，因此该羟胺浓度可作为NH4+-N向NO2--N转化的抑制点。
而C4反应器在添加羟胺8d后亚硝氮积累率出现大幅下降，可能是高浓度羟胺持续添加导致系统内微生物中毒, 进而使得亚硝化、硝化过程均受到严重抑制。
此外,各反应器的氨氮去除率与亚硝氮积累率呈现出基本一致的变化规律，除C4反应器外,其余羟胺添加量下的氨氮去除率均有所提高,其中C2从第7d起一直高于90咕至阶段川结束。
第U阶段除C3 C4反应器出水中检测出明显的羟胺残留外,其余反应器出水中仅含有微量羟胺, 为进一步减少羟胺用量, 同时避免由于羟胺长期添加导致的潜在毒性和累积二次污染，在阶段U运行稳定后进入第川阶段：进水中不再添加羟胺。
此时，C1、C2、C3反应器的亚硝氮积累率分别维持30% 70% 40鸠上的天数为3d、12d、7d,之后均表现出下降趋势,但C2反应器的下降幅度相对最小,经16d不添加羟胺运行后氨氮去除率和亚硝氮积累率依然达到87.2%、68.1%,可见0.5mmol • L-1羟胺连续添加13d后对CRI系统的硝化抑制具有较强的稳定性, 即使不再添加羟胺时这种抑制作用依然保持着较高的不可恢复性, 削弱了NO2--N向NO3--N的转化能力。
C4反应器的波动较大，虽然亚硝氮积累率有上升趋势，但是NO2--N和NO3--N的含量均较低，出水中含有大量未能转化的NH4+-N由此可见，高浓度羟胺持续添加后对CRI系统的亚硝化和硝化过程的抑制均表现出较强的不可逆性，因而经20d的恢复期后C4反应器的氨氮去除率依然较低。
3.2 羟胺对硝化菌的影响3.2.1 空间分布为解析羟胺添加对CRI 系统内氮素污染物迁移转化的影响机制, 试验对阶段1~川运行结束时各反应器在不同填料深度范围内的AOB NOE进行了定量分析（单位：个・g-1干填料）。
从图3a可知,羟胺添加前各CRI系统内AOB和NOB 的数量和空间分布基本保持在同一水平且都随着填料深度的增加而依次减少,0~80cm填料段内聚集了超过90%勺AOB和NOB故NH4+-N的主要转化过程也是发生在该段内，而80~100cm段由于营养物质缺乏致使各类微生物生长代谢缓慢、数量较少, 对CRI 系统内氮素转化的贡献也相对较小。
图3AOB B NOB数量及空间分布变化不同浓度羟胺持续添加至稳定运行后,CRI系统内AOB NOB及AOB/NO均发生了显著变化。
由图3b、c可知,羟胺对微生物量的影响主要也集中在0~80cm段内,这与末段微生物量本身较少及随着吸附作用和化学反应的发生导致羟胺的浓度逐级递减有关。
从全段平均数量来看，第阶段后C1和C2反应器内的AOB量与第I阶段基本持平，但是第U阶段后的NOB量分别减少了26.3%、77.1%,AOB/NO则分别由2.118、2.098 上升至2.824、9.231,AOB 的数量优势为实现CRI系统的短程硝化提供了基础,同时表明了0.3~0.5mmol • L-1 羟胺持续添加一段时间后仅对NOB勺生长代谢产生了抑制而对AOB的影响可以忽略,在该范围内羟胺浓度越高对NOB勺抑制效应越明显。
停止加药一段时间后,C1内的NOB量回升至4.9 X 106个・g-1,而C2的NOB量仅为1.6 X 106 个・g-1、AOB/NO为6.813,AOB依然占据较大优势,分析认为,使用羟胺为抑制剂时,其对NOB勺抑制作用具有一定的不可逆性，这可能与羟胺作为一种还原剂，在特定浓度下能对硝化细菌进行选择性杀灭有关（宋学起和彭永臻,2005）, 因而不再添加羟胺时硝化反应恢复较困难而亚硝化反应仍然继续, 徐光景、宋学起、葛丽萍等在研究氯或氯化物对短程硝化影响的过程中也发现了类似的现象（Xuetal,2011a;宋学起和彭永臻,2005;葛丽萍等,2011）。
