同步硝化反硝化综述

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 SimuItaneous 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 constnjction cost. The paer made a summary on current doniesticand 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 alsosunimarized 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
■X 厶.—lb—
刖弓：
根据传统主物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化2个过程，硝化过程是氨通过亚硝酸盐向硝酸盐的自养型转换，主要是山化能无机营养菌一硝化细菌完成的，反硝化过呈程则被认为是在严格的厌氧条件下完成的。

硝化和反硝化2个过程需要在2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进行。

然而，最近儿年国外有不少实验和报道证明存在同步硝化反硝化(Simultaneous Nitrification and Denitr辻icdtion,简称SND),尤其是有氧条件下的反硝化现象确实存在于不同的生物处理系统中，如生物转盘、SBR、氧化沟、CAST、MBR、SMBR等工艺。

在SND工艺中，硝化反应的产物可直接成为反硝化反应的底物，因此，整个反应过程加快，水力停留时间可缩短, 反应器容积也可相应减小。

在废水脱氮工艺中，有机物氧化、硝化和反硝化在反应器中同时实现，既提高脱氮效果，乂节约了曝气和混合液回流所需的能源。

另外在SND工艺中，反硝化反应中所释放出的碱度可部分补偿硝化
反应所需要的碱，使系统的pH值相对稳定，在反应过程中，碳源对硝化反应有促进作用，同时也为反硝化提供了碳源，减少或使系统无需添加外碳源。

tl前国内外学者也越来越多的关注SND 技术的发展，并且进行了一些实验性的研究和应用。

1同步硝化反硝化的机理研究
1.1微环境理论
微环境理论是从物理学角度对同步硝化反硝化现象进行解释，该理论考虑活性污泥和生物膜的微环境中各种生态因子(如溶解氧、有机物、NO'或N0»等物质)的传递与变化，各类微生物的代谢活动及其相互关系，以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的变化。

微环境理论认为：山于微生物个体形态非常微小，一般属微米级，影响生物的生存环境也是微小的，而宏观环境的变化往往会导致微观环境的变化或不均匀分布，从而影响微生物群体或类型的活动状态，并在某种程度上出现宏观环境与不一致的现象。

同步硝化反硝化微环境理论是建立在好氧硝化和缺氧反硝化相互独立的理论之上，主要强调DO浓度和污泥絮凝体尺寸或生物膜厚度的作用。

许多研究表明，溶解氧控制在0.5mg/L〜1.0mg/L时，可以在活性污泥或生物膜体系中获得较高程度的同步硝化反硝化作用，而在相同溶解氧浓度下, 同步硝化反硝化程度受污泥絮凝体尺寸和生物膜厚度影响。

1.2微生物学理论
在用生物转盘处理垃圾渗滤液时，用机械方法使生物膜均质，以破坏可能存在的厌氧区，结果发现在氧的浓度为lmg/L且未加碳源的条件下，有近90%的氨氮去除,但只有少量的硝酸盐产生，也未发现亚硝酸盐的积累。

他们推测在生物膜上生长着一群自氧型微生物可以进行好氧反硝化,但也不排除存在异养型硝化菌的可能性。

20世纪80年代以来,生物科学家研究发现微生物如荧光假单胞菌(Pseudomonas flures： cens)、粪产碱(Alcaligenes facealis)、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos)、致金色假单胞菌(Pseudomonasaureofaciena)等都可以对有机或无机氮化合物进行异养硝化。

与自养型硝化菌相比较，异养型硝化菌的生长速率快、细胞产量高,要求的溶解氧浓度低，能忍受更酸性的生长环境。

反硝化一般是反硝化细菌在缺氧或低溶解氧条件下利用有机物的氧作为能量来源，以我N0-和NO,作为无氧呼吸时的电子受体而实现。

国内外文献报道在实验室里进行硝化细菌纯培养和混合培养以及处理垃圾渗透液的研究中均发现了好氧反硝化现象的存在。

好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现，打破了传统理论认为的硝化反应只能山自养型细菌完成和反硝化只能在厌氧条件下进行的观点。

而且Robertson认为好氧反硝化菌也能进行异养硝化，这样反硝化菌就可以
在有微量氧存在的条件下直接把氨氮转化为气态产物去除，就此提出了好氧反硝化和异养硝化的工作模型，如图2所示。

Thiosphaerapantotropha以及其他好氧反硝化菌利用硝酸盐/亚硝酸盐的呼吸作用(好氧反硝化)、氨氧化(异氧硝化) 以及最后一步中聚B羟丁酸(PHB)的形成作为过量还原能量的转换。

同时，Robert so指出好氧反硝化和异养硝化的反应速率随洛解氧浓度的增加而减小。

2影响同步硝化反硝化的因素
2.1溶解氧(DO)
控制系统的溶解氧在一定范围内，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。

系统中的DO首先应足以满足有机物的氧化及硝化反应的需要，使硝化反应充分，其次DO浓度乂不能太高，以便能在微生物絮体内产生DO浓度梯度，促进缺氧微环境的形成，同时使系统中有机底物不致于过度消耗而影响了反硝化碳源的需求。

对不同的水质和不同粒径、密实度的污泥絮体，DO浓度的控制也会有所不同。

资料表明，各种不同构筑物发生SND 的DO浓度范围也各异：四槽式氧化沟为0.3mg/L〜0.8mg/L,半间歇式活性污泥法工艺为0. 3mg/L〜.5 mg/L,附着生长反应器系统中为1. Omg/L〜2. Omg/L等,大多生产实验性的结果为0. 5mg/L〜1. Omg/Lo对于不同的水质和不同的工艺，实现SND的具体D0浓度水平需要在实践中确定。

可以肯定，SND系统中的D0比传统生物脱氮工艺中的D0低得多，属于低D0下的硝化反硝化脱氮工艺，这显然具有重要的实践意义。

2.2污泥有机负荷(F/M)
污泥有机负荷是影响同步硝化反硝化效果的另一关键因素，有机负荷增加会降低氨氮的去除率。

洛解氧浓度低而污泥负荷相对高时，微生物生存的微环境中缺氧微环境占有较大比例，硝化反应受到抑制；随着污泥有机负荷的降低，微生物生存的微环境形成好氧、缺氧微环境共存并达到平衡，同时硝化反硝化取得较好的效果；污泥有机负荷进一步降低，微生物生存的微环境中好氧微环境占有优势，反硝化反应受到抑制,总氮的去除率下降。

同济大学周仰原在实验中得出曝气池内溶解氧浓度为0.5mg/L时,达到最佳同步硝化反硝化效果的污泥有机负荷为0. 3kgC0D/kgMLSS・d,而曝气池内溶解氧浓度为0. 3 mg/L时,达到最佳同步硝化反硝化效果的污泥有机负荷为0. 15kgCOD/kgMLSS・d。

2.3有机碳源
有机碳源作为生物生长代谢必需的物质和能量来源，被认为是实现完全生物反硝化的最关键因素之一。

对于同步硝化反硝化体系，山于硝化与反硝化反应同时发生，相互制约，使得有
机碳源对整个反应体系的影响尤为重要。

对于同步硝化反硝化体系来说，存在一个碳源的浓度范圉，使得氨氮的降解能达到一个较高的水平。

有机碳源浓度过低，满足不了反硝化的需要，浓度过高，使得硝化菌的同化作用占优而不利于氨氮的去除。

胡宇华得出的同步硝化反硝化C:N:P的最佳范围（60〜140）:5:1,保证99. 5%的氨氮去除率的有机碳源浓度为400mg/L〜1000mg/Lo李丛娜的实验表明，增加有机物浓度，提高C/N比,可提高同步硝化反硝化效果。

在碳源的投加方式上，一些学者也进行了研究。

传统的碳源投加方式往往是一次性在曝气的开始段投加，胡宁华等认为采用易降解的有机物作为碳源，难以保证反应后期的C/N比维持在反应所需水平，因此，在SBR系统中实验了分批补料的方式，获得了很好的氨氮去除效果。

2.4氧化还原电极电位（ORP）
ORP是影响SND的重要因素之一，通过控制系统中的ORP在适当的范围内可以获得较好的效果。

一般情况下，较高ORP有利于SND的发生。

一些研究表明,ORP与DO、PH等有着密切的关系，通过控制ORP,可以间接控制D0浓度，进而控制SNDo C Collivignavelli等研究了ORP对SND的影响，认为最佳范围应当根据进水的特征来确定。

系统中高ORP值促进了完全反硝化反应的进行，出水中NO3'较高，而低ORP值会使得出水中NH3浓度升高。

G Bertanza在延时曝气污水厂的改造过程中研究了ORP与D0的双重控制对SND的影响，认为较高的ORP有利于氮的去除，最佳ORP为150mv〜200mv。

许多的研究都认为通过测量ORP 和D0的双重控制比单纯测量D0的控制言效果要好得多，这是因为不仅涉及到浓度水平，还涉及到有利于SND实现的其他因素；ORP 值不仅是由02/0H-的平衡决定，而且还由N037NH'-（通常起主导作用）及NO'/NH卜等决定。

2.5絮凝体结构
絮凝体结构，主要指活性污泥颗粒的浓度、大小等，这些特性直接影响着缺氧微环境形成以及稳定程度。

如果活性污泥浓度较低，山于曝气的搅动、湍动加剧，将会使活性污泥絮凝体表面更新速率加快，很难形成缺氧微环境,因而难以产生反硝化作用。

有的实验采用省去初沉池的办法，使进入曝气池的混合液内悬浮小颗粒增加，在曝气池中起到悬浮载体的作用，大量吸附有机质，增大了系统的脱氮能力。

但是生物絮凝体的密实度不应过大，以防止水中的污染物质难以渗透至絮凝体内部，使絮凝体内部的微生物难以接触到碳源，影响了同步反硝化。

有研究表明，将活性污泥浓度控制在5g/L左右，溶解氧控制0.5mg/L〜
1.Omg/L,可以形成较好的缺氧微环境，促进同步硝化反硝化。

一般认为，絮凝体粒径越大, 溶解氧进入絮凝体的阻力越大，容易在絮凝体内部形成缺氧微环境,Pochana等采用动态微生物絮体模型的研究表明:絮体平均直径为382 u m时,可实现98. 5%的SND,当平均直径减小到155 u
m时，只能达到26. 3%的SND。

而Andreadakis指出的适宜大小为10 u m〜70 U mo Klangduen和Jurg在实验中证实了絮凝体的减小可明显影响SND的作用，并测出SND适宜的污泥絮凝体尺寸为50 urn〜110 um。

2.6 pH 值
硝化菌对pH值的变化十分敬感，其生长适宜的pH值为8. 0-8. 4之间。

与此同时，对反硝化反应最适宜的pH值是6. 5-7.5, pH值高于8或者低于6时；反硝化速率将大为下降。

考虑到硝化和反硝化两过程中碱度消耗与产生的相互性，同步硝化与反硝化的最适的: pH值应为7. 5左右
2.7污泥龄(SRT)
对于硝化菌来讲，111于其增长速率缓慢，世代周期长，要有效地截留硝化细菌，就应该保证足够长的污泥停留时间，但是污泥停留时间太长，会导致系统有机负荷过低，许多微生物山于得不到所需要的营养会死亡，微生物的内源呼吸作用也会增强，这一方面可以补充污泥絮凝体内部反硝化所需要的碳源，但是另一方面这些微生物代谢产物乂有可能对硝化菌或反硝化菌产生抑制作用。

并且过长的污泥龄(SRT)可能导致污泥丝状膨胀。

S GLU等对MBR研究表明，SRT 控制在30 d〜50 d实现碳和氮的同时去除的效果最好，在更低的SRT 下，活性污泥会随着剩余污泥的排除而流失，出水TN浓度相应增加;而SRT更高，TN去除效率并没有增加，但活性污泥混合液中积累的惰性溶解性有机物比例相应增加，对膜污染影响更大。

张鹏在活性污泥法系统中对同步硝化反硝化影响因素C/N比和D0浓度正交实验研究表明，在SRT分别为30d、45d和60d时，SRT为45d时的同步硝化反硝化效果最好。

3同步硝化反硝化的应用状况
3.1采用SBR滞后期的工艺
提出这种工艺的是韩国科学技术学院的环境研究中心。

釆用SBR,乙酸作为碳源，碳(COD)氮比为5： 1—10： 1,曝气时间为72min,沉淀时间为48min,出水时间24min,在曝气初期最小溶解氧浓度为0.4mg/L,然后逐渐增大，在后期达到最大溶解氧的浓度为
2.0-2. 5mg / Lo该工艺碳的去除率为95%以上，氮的去除率也大于90%,曝气时间为72min, 正是利用了硝化杆菌30h的滞后期。

3.2单一反应器通过亚硝酸盐去除氨氮工艺(SHARON)
Delft技术大学在1997年提出了此工艺，其基本原理是使硝化反应停留在亚硝酸阶段, 为了抑制亚硝酸盐转化为硝酸盐，该工艺釆用了高温措施。

因为在高温条件下硝化杆菌同亚硝化单
胞杆菌相比，增长的速度明显较低，这样在完全混合反应器里控制较短的水力停留时间，提供较高的温度就可以将硝化杆菌去掉。

该工艺与传统工艺相比，氧气和屮醇分别节约了25%和40%o 3. 3单一反应器通好氧氨化工艺
Linping Kual用SBR反应器处理含氮浓度高的废水实验中，在只提供微量氧DO在0. 1 -0. 8mg / L之间，大部分悄况下低于0. omg / L并且不加碳源的情况下，将氨氮一步去除, 好氧氨化的反应过程如下：
0/町+(17502—^5?^+(15时)+片0.5NH4++0.75N02-
^N2+H20 NHZ+(U5()2 一+0,5盼L5H2O+H+
4同步硝化反硝化的研究展望
同步硝化反硝化技术的产生为今后污水处理降低投资并简化生物脱氮过程提供了可能性，目前同步硝化反硝化的研究在以下方面值得做进一步深入的研究：
(1)、由于SND的形成原因较为复杂，对于SND的机理性研究还应进一步深入，特别是微生物学的研究，进一步研究SND的影响因素，建立SND中硝化和反硝化的动力学模型；
(2)、由于絮凝体微缺氧区的形成往往会出现不稳定的现象，导致SND的处理效果会出现波动,应进一步研究SND颗粒污泥的培养方法，稳定和提高SND的处理效果，完善SND过程的控制手段，提供工厂化的控制方案；
(3)、研究发现兼性反硝化菌很强的生物摄/放磷能力，如何将脱氮除磷有机的结合起来, 探索一种可持续城市污水生物处理技术成为研究热点；
(4)、同步硝化反硝化中将硝化过程控制在亚硝化阶段可节省大量的碳源,如何调控反应条件保持持久稳定的亚硝酸盐积累也是近期研究的难点。

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