常温下AO工艺的短程硝化反硝化
温度对短程硝化反硝化的影响
温度对短程硝化反硝化的影响温度对短程硝化反硝化的影响引言短程硝化反硝化是指硝化和反硝化的两个关键过程在不同的环境中同时发生，在一定程度上可以提高氮源的利用效率和降低氮废物的排放。
温度是影响这两个过程的重要环境因素之一，本文将探讨不同温度下，温度对短程硝化反硝化过程的影响。
温度对短程硝化的影响短程硝化过程是细菌将氨氮的氧化产物硝氮氧化成亚硝酸盐的过程。
温度对短程硝化的影响在不同温度下表现出不同的特点。
在较低温度下，硝化菌的活性降低，硝化过程的速率较慢；而在较高温度下，硝化菌的活性增强，硝化过程的速率加快。
此外，温度还可以影响硝化菌的种群组成，不同种类的硝化菌在不同的温度下有不同的适应性。
因此，温度对短程硝化的速率和效果都有直接的影响。
温度对短程反硝化的影响短程反硝化是细菌将亚硝酸盐还原成氮气的过程。
温度对短程反硝化的影响也在不同温度下表现出不同的特点。
在较低温度下，反硝化菌的活性较低，反硝化过程的速率较慢；而在较高温度下，反硝化菌的活性增强，反硝化过程的速率加快。
另外，温度还会影响反硝化菌的种群组成，不同种类的反硝化菌对温度的适应性也不同。
因此，温度对短程反硝化的速率和效果同样有直接的影响。
温度对短程硝化反硝化过程的综合影响短程硝化反硝化过程中的硝化和反硝化过程是相互关联的，它们共同作用于氮循环。
温度对两个过程的影响是综合的，不仅影响着各自过程的速率和效果，还影响着两个过程之间的协同性。
在一定温度范围内，如果硝化和反硝化的速率相互匹配，那么氮源的利用效率会比较高；而如果速率不匹配，可能导致氮损失或氮积累。
碳氮比对温度影响的调节碳氮比是指底物中的碳和氮的比例，也是影响硝化反硝化过程的重要因素之一。
碳氮比低意味着氮存在过量，容易导致氮损失；而碳氮比高则可能导致氮积累。
温度对碳氮比的影响主要体现在调节碳氮比的最佳范围。
结论综上所述，温度对短程硝化反硝化过程有直接的影响。
在适宜的温度下，短程硝化反硝化过程的速率较快，效果较好，有利于氮源的利用和减少氮废物的排放。
短程硝化反硝化生物脱氮技术
短程硝化反硝化生物脱氮技术短程硝化反硝化生物脱氮技术引言近年来，随着城市化进程的加快和人口的迅速增长，污水处理厂在城市环境中扮演着至关重要的角色。
污水中氮的浓度过高，容易造成水体富营养化，影响水质，对水生生物和人类健康产生不利影响。
因此，对污水中氮的有效去除成为了污水处理工艺的重要研究方向。
背景氮是一种不可替代的生物元素，对生物体的生长和发育具有重要影响。
然而，过高浓度的氮对水体环境产生负面影响。
目前，世界上使用最广泛的氮去除方法是硝化和反硝化。
传统的污水处理工艺采用全程硝化反硝化技术，即将氨氮通过好氧硝化作用转化为亚硝酸盐，再通过厌氧反硝化作用转化为氮气，从而实现氮的去除。
然而，全程硝化反硝化技术存在几个问题：首先，硝化和反硝化两个过程分开进行，需要两个不同的环境条件，增加了处理工艺的复杂性；其次，亚硝酸盐容易被氧化为硝酸盐，导致氮的去除效率下降；最后，传统工艺通常需要较长的停留时间和大量的废液处理。
短程硝化反硝化生物脱氮技术的原理短程硝化反硝化技术克服了传统全程硝化反硝化的一些不足，在氮的去除效率和处理效果上具有一定的优势。
短程硝化反硝化生物脱氮技术是同时进行硝化和反硝化过程的一种处理方法。
通过合理调节反应器的操作条件和控制意图，可以实现在同一反应器中达到硝化和反硝化的目的。
短程反应器通常使用拟氧条件，提供带氧和无氧环境，从而满足硝化和反硝化反应的需求。
短程硝化反硝化生物脱氮技术的核心是合理控制和利用硝化反硝化菌的转化能力。
传统的全程硝化反硝化中硝化菌主要通过氨氧化过程将氨氮转化为亚硝酸盐，然后反硝化菌将亚硝酸盐通过反硝化过程转化为氮气。
而短程硝化反硝化则是通过单一菌株或混合菌株的双重能力实现硝化和反硝化，从而达到了节约空间和提高氮去除效率的目的。
应用案例短程硝化反硝化生物脱氮技术已经在一些污水处理厂得到了应用，并取得了良好的效果。
以某污水处理厂为例，该处理厂采用了短程硝化反硝化生物脱氮技术，取得了显著的效果。
常温条件下短程硝化反硝化生物脱氮研究_支霞辉
收稿日期:2005-03-01基金项目:国家重点基础研究发展计划项目(2003A A601010-05)作者简介:支霞辉(1976-),女,河北衡水人,博士研究生.常温条件下短程硝化反硝化生物脱氮研究支霞辉1,王红武1,丁 峰2,彭永臻3,马鲁铭1(1.同济大学环境学院,上海 200092; 2.青岛理工大学环境学院,山东青岛 266033; 3.北京工业大学,北京 100022)摘要:对常温条件下生活废水短程硝化反硝化生物脱氮进行了研究.结果表明,在常温(25e ),pH>815时,通过提高进水氨氮质量浓度可以使亚硝化率达到80%以上.还对反应过程中pH 的变化规律进行了研究,探讨了短程脱氮与全程脱氮相互转化的界面条件,得出游离氨对硝酸菌产生抑制的质量浓度为01724mg P L,大于该值时会抑制硝酸菌的生长,而对亚硝酸菌不产生抑制作用.关键词:短程硝化反硝化;常温;亚硝化率;抑制浓度中图分类号:X703 文献标识码:A 文章编号:1001-6929(2006)01-0026-04The Study of Shortcu t Nitrification -Den itrification at Normal Temperatu reZHI Xia -hui 1,W ANG Hong -wu 1,DING Feng 2,PENG Yong -Zhen 3,MA Lu -ming1(1.Environ mental Ins titute,Tongji University,Shanghai 200092,China; 2.Environmental Institute,Qingdao Technological University ,Qi ngdao 266033,China; 3.Beijing University of Technology,Beiji ng 100022,China)Abstract :Some studies on shortcut nitrificati on -deni trification of domestic wastewater at normal temperature are performed in this experi ment.It is found that under the condition of temperature at normal temperature (25e )and p H>815,the average rate of ni trosation is above 80%through increasing the mass concentration of influent am monia.The mutative rule of p H is also studied in the reaction and the regular pattern is found.The pH alteration was a clear indicator of shortcut nitri fication -denitrification reacti on progress.According to the rule of pH alteration,the automation in shortcut nitrification -denitri fication reaction can be realized.The boundary condition of transformation between shortcut nitrification -denitrification and nitrification -denitri fication is investi gated.The mass concentration of free ammonia res training ammonium oxidizing bacteria is 01724mg P L.When the concentration is higher,the growth of ammoniu m oxidizing bacteria will be restrained,but with no restraining on nitrite oxidizing bacteria.Key words :shortcut nitrificati on -deni trification;normal temperature;rate of nitrosation;inhibitory concentration生物脱氮需要经过硝化和反硝化2个过程.当反硝化以NO 2-作为电子受体时,生物脱氮过程称为短程硝化反硝化过程,其基本原理是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段,直接进行反硝化.短程硝化反硝化的标志是有稳定且高效的亚硝酸盐的积累.影响亚硝酸盐积累的主要因素有:游离氨(FA)浓度,DO,温度,pH,污泥龄及有害物质等[1].硝化反应在4~45e 内均可进行,适宜温度为20~30e .超过25e ,硝化反应速率降低,亚硝化反应速率增大[2)4].SHARON 工艺认为实现短程硝化反硝化的温度应控制在30~35e [5],但是这只对温度较高的废水脱氮处理才有实际意义,对于大量的城市污水来说,一般属于常温低氨污水,要使大量废水升温、保持温度,动力消耗巨大.因此研究常温条件下短程硝化反硝化生物脱氮对于降低实际工程中动力消耗方面具有重要的现实意义.1 材料与方法111 实验装置采用2个小型SBR 反应器(见图1),有效容积12L.顶部进水,底部设有排泥管;曝气管位于反应器的底部,内设砂头曝气装置;侧部设数个取样管,阀门控制,兼做排水管.图1 SBR 反应器示意图Fig.1 Schematic diagram of sludge batch reactor112 分析项目及分析方法COD Cr 采用重铬酸钾法;氨氮采用纳氏试剂光度第19卷 第1期环 境 科 学 研 究Research of Environmental SciencesVol.19,No.1,2006法;硝酸盐采用酚二磺酸光度法;亚硝酸盐采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法;MLSS 采用重量法;pH 采用pH 计(德国W TW);DO 采用DO 测定仪.2 结果与讨论实验所用废水为青岛某小区生活污水,Q (氨氮)为50~150mg P L,Q (COD Cr )为400~900mg P L,用NaOH 调节pH.活性污泥接种自城市污水处理厂二沉池回流污泥,Q (MLSS)为3~5g P L,污泥培养驯化期1个月左右.211 温度对短程脱氮的影响温度对亚硝酸菌氧化氨氮的饱和常数和亚硝酸菌反应速率的影响可用下式表示:K N =10(0.051T -1.158)(1)L N,max =0.47e0.098(T -15)(2)式中,T 为温度,e ;K N 为亚硝化反应饱和常数,mg P L;L N,max 为T e 时亚硝酸菌最大比增长速率,d -1.由式(2)可知,随着温度的提高,亚硝酸菌最大比增长速率将增大.实验研究了pH 为815,Q (DO)为2~3mg P L,Q (MLSS)为415g P L,进水Q (氨氮)为80~85mg P L,温度分别为20,25,28,30和35e ,氨氮的降解和亚硝酸盐的积累情况(见图2).由图2可知,30和35e 时氨氮2h 内已经降解了80%以上,4~5h 基本降解完全;25和28e 氨氮降解速度基本相同,6h 氨氮去除率均达到80%,20e 时氨氮降解速度较慢,6h 去除率仅为50%左右.说明在常温下(25e 左右),氨氮降解仍然能取得较为理想的效果.温度P e :1)20;2)25;3)28;4)30;5)35图2 不同温度下Q (氨氮)和Q (亚硝酸盐)的变化Fi g.2 Profile of ammonia nitrogen and nitrous nitrogen at differen t temperature由图2可知,亚硝酸盐的积累有着明显的差异,30和35e 时,系统内亚硝化速率明显提高,亚硝酸盐的积累量加大,4~5h 内硝化结束,由于亚硝酸菌积累量多,反硝化时间在3h 以上;25和28e 时硝化时间为6h,反硝化在2h 内完成.可见提高反应温度(>30e ),虽然可以促使亚硝酸菌生殖,在硝化阶段结束后积累大量亚硝酸盐,但也相应地延长了反硝化时间.常温下(25e )硝化反硝化的时间分配较为理想,反硝化时间2h.而较低温度下(20e ),6h 氨氮的降解还不完全,所以亚硝酸盐的积累量也较少.由此可得出结论:亚硝酸菌对高氨氮、高pH 的废水水质有极强的适应性,即使在常温条件下,氨氮的去除率和亚硝酸盐的积累率都能达到80%以上.212 常温下pH 对短程脱氮的影响pH 是影响亚硝酸盐硝化的重要因素.研究表明,硝酸菌生长的最佳pH 为714~813,而亚硝酸菌的最佳pH 则高于8[6)8].利用亚硝酸菌和硝酸菌的最佳pH 的不同,控制混合液中pH 就能控制硝化类型及硝化产物[9].实验研究了25e ,进水Q (氨氮)为68mg P L,进水pH 分别为8173和7116时系统内Q (氨氮)与Q (亚硝酸盐)的变化(见图3).进水pH 为8173时氨氮的去除率为88%,硝化结束后Q (亚硝酸盐)为1915mg P L;进水pH 为7116时氨氮的去除率为70%,硝化结束后Q (亚硝酸盐)为11185mg P L,说明高pH 有利于亚硝酸菌的生长,易造成亚硝酸盐的积累.采取pH 全程在线监测,在进水pH 为8173时观察1个运行周期pH 的变化情况,结果见图4.由图4可以看出,短程硝化反硝化过程中pH 变化具有一定规律:在反应开始015h 内迅速下降然后又上升,1h 后开始缓慢下降,硝化过程即将结束时又迅速升高.反硝化开始pH 迅速下降后又迅速上升,而后开始缓慢下降.图5为1个运行周期内,Q (氨氮)与pH 变化的对应图.反应期内Q (氨氮)变化与pH 变化一致.pH 变化能反映氨氮降解速率,所以图5中没有给出反硝化阶段的氨氮和pH 的变化曲线.利用pH 的变化规律,可以实现短程硝化反硝化过程的自动控制.213 常温条件下进水Q (氨氮)对短程脱氮的影响分子态游离氨(FA)对硝化有明显的抑制性.硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属更易受FA 的抑制[10)11].由游离氨浓度的计算公式可知[12],进水Q (氨氮)直接影27第1期支霞辉等:常温条件下短程硝化反硝化生物脱氮研究pH:1)8.73;2)7.16图3 不同pH 下Q (氨氮)和Q (亚硝酸盐)的变化Fig.3 Profile of ammonia ni trogen with diffrerent pH图4 进水pH 为8.73时1个周期内pH 的变化Fig.4 Profile of p H when influent pH is 8.73进水Q (氨氮)P (mg #L -1):1)124.1;2)97.37;3)64.58图7 不同进水Q (氨氮)下的Q (氨氮)和Q (亚硝酸盐)的变化Fig.7 Profile of ammonia nitrogen and nitrous nitrogen with differentinfluent mass concentration of ammonia ni trogen图5 Q (氨氮)与pH 的变化曲线Fig.5 Profile of the mass concentration ofammonia nitrogen and pH响短程硝化反硝化的进程以及硝化阶段结束后系统内的亚硝酸盐的积累.图6是25e ,pH 为815,不同进水Q (氨氮)下氨氮去除率的比较.由图6可知,进水Q (氨氮)越高,氨氮的去除率也越高.进水Q (氨氮)大于100mg P L 时,硝化结束后的Q (亚硝酸盐)在30mg P L 以上,甚至达到了5319mg P L,积累率达到90%.高氨氮废水的游离氨含量也较高,而游离氨是影响亚硝酸菌活性及增长的直接因素.图6 不同进水Q (氨氮)下氨氮去除率Fig.6 Removal of ammonia nitrogen with different mass concentration of ammonia nitrogen图7是25e ,pH 为815,不同进水Q (氨氮)下,1个运行周期内氨氮的降解与亚硝酸盐的积累情况.在较低进水Q (氨氮)时,硝化5~6h,反硝化2h;在高进水Q (氨氮)时,硝化6~7h,反硝化3h 以上.说明提高进水Q (氨氮)虽然可以促使亚硝酸菌生长,但也相应延长了反硝化时间,随着反应的进行,亚硝酸菌对废水水质产生适应性,经过一段时间的培养,硝化时间将缩短,1个运行周期的适应时间也相应缩短.28环 境 科 学 研 究第19卷214短程脱氮向全程脱氮转化的界面条件通过控制进水氨氮质量浓度可以实现短程硝化反硝化向全程硝化反硝化的转化.图8是进水pH为7145,温度25e,进水Q(氨氮)分别为38,43和66 mg P L时,氨氮、硝酸盐和亚硝酸盐的变化.但进水Q(氨氮)为43mg P L,亚硝酸盐积累量大于硝酸盐.当进水Q(氨氮)降低为38mg P L,随着氨氮的降解,亚硝酸盐的质量浓度出现逐步上升又降低的过程,硝酸盐质量浓度稳步上升,硝化结束后,硝酸盐积累量大于亚硝酸盐.说明低进水Q(氨氮),低pH条件下,游离氨浓度低于对硝酸菌的抑制浓度,亚硝酸菌和硝酸菌呈竞争性生长关系[13].根据游离氨的计算公式,得出常温(25e)下游离氨对硝酸菌产生抑制的质量浓度为01724mg P L.当然这也受水温、溶解氧和污泥龄等多种因素的限制,更为准确的游离氨抑制浓度的数值需要更完善的实验才能得出.实验过程中发现,一旦实现了由短程硝化反硝化向全程硝化反硝化转化,如不重新驯化污泥,系统将很难再次实现亚硝酸型硝化.系统实现全程脱氮后,即使提高进水Q(氨氮)至66mg P L,也无法实现亚硝酸菌的增殖,亚硝化率仅为015%.图8不同进水Q(氨氮)下氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐的去除效果Fig.8Profile of ammonia nitrogen,nitrous nitrogen and nitrate at different influentmass concen tration of ammonia ni trogen3结论a.亚硝酸菌比硝酸菌更适应高温环境,常温(25e)下,通过提高进水氨氮质量浓度和pH可以实现短程硝化反硝化.b.实现短程脱氮的最佳pH大于815.c.pH变化不大的情况下,增加进水氨氮质量浓度会提高亚硝酸盐的积累率,延长反应时间.d.游离氨对硝酸菌产生抑制的质量浓度为01724mg P L,大于该值时会抑制硝酸菌的生长,对亚硝酸菌不产生抑制作用.参考文献:[1]袁林江,彭党聪,王志盈.短程硝化-反硝化生物脱氮[J].中国给水排水,2000,16(2):29)31.Yuan Linjiang,Peng Dangcong,Wang Zhi ying.Shortcut nitrification-deni trification[J].China Water and Wastewater,2000,16(2):29)31.[2]王志盈,刘超翔,彭党聪,等.高氨浓度下生物流化床内亚硝化过程的选择特性研究[J].西安建筑科技大学学报,2000,32(1):1)7.Wang Zhiyi ng,Liu Chaoxiang,Peng Dangcong,et al.Study on theselec tion process of nitrification in biological fluidiz ed bed under hi ghconcentration og ammonia[J].Journal of Xi.an University ofArchtec ture&Technol ogy,2000,32(1):1)7.[3]施永生.亚硝酸型生物脱氮技术[J].给水排水,2000,26(11):21)23.Shi Yongs heng.Technol ogy of nitrosi fication of ammoniated was te water[J].Water and Was tewater,2000,26(11):21)23.[4]Colli vignarelli C,Bertanza G.Simultaneous nitrification-deni trificati onprocess es in activated s ludge plants:performance and applicability[J].Water Sci Technol,1994,40(4P5):187)194.[5]Oussa ma Turk.Maintaini ng ni trite build-up i n a s ys te m acclimated tofree ammonia[J].Water Res,1989,23(11):1383)1388.[6]郑兴灿,李亚新.污水除磷脱氮技术[M].北京:建筑工业出版社,1998.Zheng Xingcan,Li Yaxi n.Phosphorus and nitrogen removal fromwas te water[M].Beiji ng:Archi tecture&Building Press,1998.[7]Ralf Stuven.The i mpact of organic matter on ni tric oxide formation bynitrosomonas europaea[J].Arch Microbiol,1992,158:439)443.[8]van Benthum W A J.Ni trogen removal usi ng nitrifying biofilm growth anddeni trifyi ng sus pended growth in a biofilm airlift sus pension reac torcoupled with a c hemos tat[J].Water Res,1998,32:2009)2018.[9]潘桂珉,陈风岗,金承基,等.煤气废水亚硝化型硝化研究[J].水处理技术,1994,20(4):230)235.Pan Gui min,Chen Fenggang,Jin Chengji,et al.Study on ni trosificati onof coal gasificati on wastewater[J].Technology of Water Treatment,1994,20(4):230)235.[10]方士,李筱焕.高氨氮味精废水的硝化P反硝化脱氮研究[J].环境科学学报,2001,21(1):79)83.Fang Shi,Li Xiaohuan.A s tudy on re moving ni trogen from highlynitrogenous M G wastewater wth proces s of shortened nitrification Pdeni trification[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2001,21(1):79)83.[11]赵宗升,刘鸿亮,李炳伟,等.高浓度氮氮废水的高效生物脱氮途径[J].中国给水排水,2001,17(5):24)28.Zhao Zongsheng,Li u Hongliang,Li Bingwei,et al.The way of ni trogenre moval fromwas te water having high ammori a nitrogen concent[J].Chi naWater and Wastewater,2001,17(5):24)28.[12]陈际达,陈志胜,张光辉,等.含氨废水亚硝化型硝化的研究[J].重庆大学学报(自然科学版),2000,23(3):74)76.Chen Jida,Chen Zhis heng,Zhang Guanghui,et al.Study onnitrosification of ammoni ated wastewater[J].Journal of Chongqi ngUniversity(Natural Science Edition),2000,23(3):74)76.[13]Hyungseok Yoo.Nitrogen removal s ynthetic wastewater by simul taneousnitrification and deni trification(SND)via nitri te in an intermi ttently-aeactor[J].Water Res,1999,33(1):145)154.(责任编辑:孔欣)29第1期支霞辉等:常温条件下短程硝化反硝化生物脱氮研究。
常温下A_O工艺的短程硝化反硝化_陈韬
中图分类号 : X703. 1
பைடு நூலகம்
文献标识码: A
文章编号: 1000- 4602( 2002) 12- 0005- 04
Short- cut Nitrification and Denitrification by Using AP O Process at Ambient Temperature
CHEN Tao ,
[1]
结果及分析
对NH3 - N 的去除率和NO2 - N 的积累率 试验期间测得进水平均 NH 3 - N 浓度为 40. 21
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稳定 , 从而实现了向全程硝化类型的转变。试验结 果表明, 在较低的 pH 值下也可能发生短程硝化反
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2002 Vol. 18 硝化 , 而碱度类型对硝化类型也有影响。
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基金项目 : 国家自然科学基金重点项目 ( 50138010) ;
北京市自然科学基金项目 ( 8002005)
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中国给水排水
No. 12
试验装置与设备
试验流程及设备 AP O 工艺模型主要由合建式缺氧 ) 好氧反应器
mgP L, 对 NH 3 - 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 Na2 CO3 代替 NaH CO3 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 积累率不稳定。 21 2 温度的影响 试验启动后未进行温度控制 , 水温随室温的日 变化为( ? 0. 5) e 。在温度为 18~ 25 e 的变化区 间内反应器 NO2 - N 的积累比较稳定, 说明 AP O工
A~2O工艺处理生活污水短程硝化反硝化的研究
Ｓ ｏ ｔｃ ｔｎ ｔ ｉ ｃ ｔ ｎ ａ ｄ ｄ ｎ ｔ ｉ ｃ ｔ ｎ ｉ ０ ｒ ｃ ｓ ｒ ａ ｉ ｇ ｄｏ ｅ ｔ ｓ ｅ ｔ ｒ ＺＥＮ Ｇ ｅ ，ＬＩＬｅ ，ＹＡＮ Ｇ ｈ ｒ ・ ｕ ｉ ｆ ａ ｉ ｎ ｅ ｉ ｆ ａ ｉ ｎ Ａ２ ｐ ｏ ｅ ｓｔ ｅ ｔ ｍ ｓ ｃ ｗａ ｔｗａ ｅ ｒｉ ｏ ｒｉ ｏ ｎ ｉ Ｗ ｉ ｉ
Ａｂ ｔ ａ ｔ Ａｔ ｏ ｍ ａ ｍ ｐ ｒ ｔ ｒ ． ｂ ｓ ａ ｅＡ ｐ ｏ ｅ ｓｗａ ｐ ｒ ｔ ｄ ｆ ｒｔ ｅｔｅ ｔ ｎ ｆ ｏ ｅ ｔ ｓｅ ｔ ｒ ｔ ｓｒ ｃ ： ｒ ｌ ｅ ｅ ａ ｕ ｅ ａ ｌ － ｃ ｌ Ｏ ｒ ｃ ｓ ｓｏ ｅ ａ ｅ ｒ ａ ｍｅ ｔ ｄ ｍ ｓｉ ｗａ ｔ ｗａ ｅ ｈ ｎ ｔ ａ ｏ ｈ ｏ ｃ ｗｉ
摘要 ：在 常温 条件 下， 用 Ａ Ｏ 工 艺处理 低 ＣＮ 比实 际生活 污水 ， 控制 好氧 区 Ｄ 为 Ｏ 加 ．ｍ ／ 以及增 大系 统 内回流 比 以降低好 氧 采 ／ 通过 Ｏ ． ５ ｇＬ ３ 实 际水力 停 留时 间（ＨＲ ） Ａ Ｔ， 启动 并维 持 了短程 硝化 反硝 化； 成功 系统 亚硝 态氮积 累 率稳 定维 持在 ９ ％左右 ． ＣＮ 比仅 为 ２３ ０ 在 ／ ． ４的情 况下 ， 短
中 国环 境 科 学
２ １，０５： ６ ５ ６ ２ ０ ０３ （） ２ － ３
Ｃ ｉａ Ｅ ｖｒｎ ｎａ Ｓ ｉｎｅ ｈｎ ｎ ｉ ｍｅｔｌ ｃｅｃ ｏ
Ａ Ｏ 工 艺 处 理 生 活 污 水 短 程硝 化 反硝 化 的研 究 ２
短程硝化反硝化与同步硝化反硝化
短程硝化反硝化与同步硝化反硝化短程硝化反硝化与同步硝化反硝化1. 简介短程硝化反硝化和同步硝化反硝化是两种常见的废水处理方法，它们在去除氨氮和硝酸盐方面具有独特的优势。
本文将详细介绍这两种技术的原理、应用领域，并对其效果和限制进行评估。
2. 短程硝化反硝化2.1 硝化反硝化原理短程硝化反硝化是一种将硝化和反硝化两个过程耦合起来，实现废水中氨氮的高效去除的技术。
在短程硝化反硝化过程中，废水中的氨氮首先经过硝化作用被氧化为硝态氮，然后立即发生反硝化作用将硝态氮还原为氮气排出。
2.2 应用领域短程硝化反硝化广泛应用于城市污水处理厂、工业废水处理厂等领域。
它在处理高浓度氨氮废水以及有限操作空间的情况下具有明显的优势。
由于其反应迅速、体积小、投资少的特点，使得短程硝化反硝化成为一种非常经济有效的废水处理方法。
2.3 效果和限制短程硝化反硝化的主要优势在于处理效果显著，能够快速去除废水中的氨氮，达到废水排放标准。
然而，由于该技术对废水中的氨氮浓度要求较高，处理低浓度氨氮废水时效果不明显。
短程硝化反硝化还对温度和pH值等环境因素较为敏感。
3. 同步硝化反硝化3.1 硝化反硝化原理同步硝化反硝化是指在同一处理单元中同时进行硝化和反硝化过程的一种废水处理技术。
该技术通过优化废水处理工艺，加强好氧和厌氧条件下微生物的协同作用，实现氨氮和硝态氮的同时去除。
3.2 应用领域同步硝化反硝化广泛应用于生活污水处理、工业废水处理以及农业废水处理等领域。
由于同步硝化反硝化能够同时去除氨氮和硝态氮，使得废水处理过程更加高效，减少了处理单元的占地面积，降低了处理成本，因而受到了广泛的关注和应用。
3.3 效果和限制同步硝化反硝化的主要优势在于处理效果稳定，同时可以实现氨氮和硝态氮的全面去除。
然而，该技术对微生物的选择性较高，因此在操作和维护时需要严格控制环境因素，以确保微生物的正常生长和活性。
同步硝化反硝化对废水中COD和其他有机物的降解效果较差，需要配合其他技术进行。
短程硝化反硝化工艺
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。
同步硝化反硝化和短程硝化反硝化
同步硝化反硝化和短程硝化反硝化同步硝化反硝化和短程硝化反硝化1. 引言：硝化和反硝化是自然界中氮循环过程中的两个关键环节。
硝化指的是将氨氧化为硝酸盐的过程，反硝化则是将硝酸盐还原为氮气（N2）的过程。
同步硝化反硝化和短程硝化反硝化是两种在水体和土壤中发生的硝化反硝化现象。
本文将对这两种现象进行深入讨论，以更好地理解它们在环境中的重要性。
2. 同步硝化反硝化的概念及机理：2.1 同步硝化反硝化是指硝化和反硝化同时在同一生境中进行的现象。
在某些特定的环境条件下，硝化细菌和反硝化细菌能够共存并相互作用，形成稳定的氮循环。
这种现象通常发生在富含有机质和氮的水体和土壤中。
2.2 同步硝化反硝化的机理包括以下几个步骤：2.2.1 硝化：硝化细菌通过氧化氨氮（NH4+）生成亚硝酸盐（NO2-），再经过氧化反应生成硝酸盐（NO3-）。
2.2.2 反硝化：反硝化细菌利用硝酸盐中的氧气进行呼吸作用，将硝酸盐还原为氮气和一氧化氮（N2O）。
3. 短程硝化反硝化的概念及机理：3.1 短程硝化反硝化是指硝化和反硝化在同一小尺度范围内交替进行的现象。
它通常发生在微生物周围，如土壤微生物团聚体、根际等环境中。
3.2 短程硝化反硝化的机理包括以下几个步骤：3.2.1 硝化：土壤中的硝化细菌通过氧化氨氮（NH4+）生成亚硝酸盐（NO2-），然后亚硝酸盐被反硝化细菌进一步氧化为硝酸盐（NO3-）。
3.2.2 反硝化：硝酸盐中的氮气被反硝化细菌还原为氮气（N2）。
4. 同步硝化反硝化和短程硝化反硝化的重要性：4.1 氮素循环：同步硝化反硝化和短程硝化反硝化都是氮素循环的重要环节。
它们促进了氨氮和硝酸盐在水体和土壤中的转化，并维持了生态系统中氮的平衡。
4.2 环境污染控制：同步硝化反硝化和短程硝化反硝化能够降低水体和土壤中的硝酸盐含量。
硝酸盐过量会导致水体富营养化和土壤酸化，而同步硝化反硝化和短程硝化反硝化可以有效地将硝酸盐还原为无害的氮气和一氧化氮。
短程硝化反硝化速率
短程硝化反硝化速率短程硝化反硝化速率是污水处理过程中一个重要的生物反应过程，涉及到有机氮和氨氮的转化。
本文将从短程硝化反硝化的定义、影响因素、研究进展等方面进行阐述，以便读者更好地了解这一生物反应过程。
一、短程硝化反硝化的定义短程硝化反硝化是指在同一个反应器内，通过控制条件，使得硝化反应和反硝化反应同时进行的过程。
这个过程中，有机氮和氨氮在微生物的作用下转化为硝酸盐和氮气，从而实现废水中氮素的去除。
二、影响因素1.温度：短程硝化反硝化的速率受温度影响较大。
一般来说，高温条件下有利于硝化反应的进行，而低温条件下则有利于反硝化反应的进行。
因此，在污水处理过程中，需要根据实际情况控制反应器内的温度。
2.pH值：pH值也是影响短程硝化反硝化的重要因素。
硝化反应的最佳pH值范围为7.0-8.5，而反硝化反应的最佳pH值范围为6.0-7.0。
因此，在同一个反应器内实现短程硝化反硝化，需要控制pH值在适宜的范围内。
3.氧气浓度：氧气浓度对短程硝化反硝化也有重要影响。
在缺氧条件下，反硝化反应无法进行。
因此，在实现短程硝化反硝化的过程中，需要控制反应器内的氧气浓度。
4.碳源：碳源是反硝化反应的必要物质之一。
在缺少碳源的情况下，反硝化反应的速率会大大降低。
因此，在污水处理过程中，需要提供足够的碳源以支持短程硝化反硝化的进行。
三、研究进展近年来，随着人们对短程硝化反硝化研究的深入，越来越多的研究者开始关注如何提高这一过程的效率。
其中，通过优化反应条件、改变运行模式等方式来提高短程硝化反硝化的速率成为了研究的热点。
有研究表明，通过控制反应器的温度、pH值、氧气浓度等条件，可以显著提高短程硝化反硝化的速率。
例如，在适宜的温度和pH值条件下，通过提高氧气浓度可以促进硝化反应的进行；而在缺氧条件下，通过添加外部碳源可以加快反硝化反应的速率。
此外，一些新型的反应器也在研究中得到了广泛应用。
例如，膜生物反应器（MBR）可以通过膜的分离作用实现微生物的高效分离和富集，从而提高短程硝化反硝化的速率；而光生物反应器则可以利用光能进行反硝化反应，从而在降低碳源消耗的同时提高反硝化效率。
短程硝化反硝化的研究详解
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/SBR1 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脱氮的概念[2]。
AO生物脱氮工艺处理生活污水中试（一）短程硝化反硝化的研究
AO生物脱氮工艺处理生活污水中试（一）短程硝化反硝化的研究A/O生物脱氮工艺处理生活污水中试(一)短程硝化反硝化的研究摘要：应用A/O生物脱氮中试试验装置处理实际生活污水,从pH、污泥浓度(MLSS)、自由氨(FA)、温度、污泥龄(SRT)、溶解氧(DO)和水力停留时间(HRT)等方面系统的.分析了A/O工艺实现短程硝化反硝化的主要影响因素.结果表明,DO浓度是A/O工艺实现短程硝化反硝化的主要因素,由FISH检测发现长期控制低DO浓度(0.3～0.7 mg·L-1)可以导致亚硝酸盐氧化菌(NOB)的淘洗,从而实现稳定的亚硝酸盐积累率,试验获得平均亚硝酸氮积累率为85%,有时甚至超过95%.提高DO 浓度,1周内亚硝酸氮积累率从85%降到10%,继续维持低DO浓度,大约需要2个污泥龄时间才可重新恢复到较高的亚硝酸氮积累率(＞75%).低DO浓度下,试验初期污泥沉淀性能随着亚硝酸氮积累率的增加而变差,而在试验后期,无论亚硝酸氮积累率多高,污泥沉淀性能一直很好,SVI 值处于80～120 mL·g-1 作者：马勇王淑莹曾薇彭永臻周利作者单位：马勇(哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨,150090)王淑莹,曾薇(北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022)彭永臻(哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨,150090;北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022)周利(青岛理工大学环境与市政学院,青岛,266033)期刊：环境科学学报 ISTICPKU Journal： ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE 年，卷(期)： 2006, 26(5) 分类号： X703.1 关键词： A/O中试装置生活污水短程硝化反硝化低DO,亚硝酸氮积累 FISH。
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
以
为横坐标，以
为纵坐标，对式（6）进行线性拟合，
结果如图3-3所示，直线的截距为 ，斜率为
。
据图求得：
Vmax=0.00066 mgNO2--N/(mgVSS·h)
KSSN+SSN+KNKS=66.157
图3-3 短程反硝化动力学模型参数分析
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、运行情况及动力学分析 （2）短程反硝化过程动力学参数的计算
反硝化过程受双重基质的限制，在短程反硝化过程中，基质降 解受NO2-浓度和有机物浓度的限制，假设反硝化过程符合Monod方 程，因此用双重Monod模型方程来描述:
（4）
带入缺氧区物料平衡方程
得 取倒数
（5） （6）
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、运行情况及动力学分析
（2）短程反硝化过程动力学参数的计算
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、反硝化过程模型构建及参数测定
• 亚硝酸盐降解总方程 • 反硝化平衡方程
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、反硝化过程模型构建及参数测定
• 亚硝盐降解方程 • 整理得
不同工艺的短程硝化反硝化过程研究
2、反硝化过程模型构建及参数测定
• 第一步：控制KNO<< SNO; KS<< S » SNO/(KNO+ SNO)≈1; S/ (KS+ S)≈1 » (-1)/XH · dSNO/dt= qN 可确定qN
（0）
式中： YH,N —反硝化菌产率系数； u —反硝化菌最大比增殖速率，h-1； KN —亚硝酸盐氮的半饱和常数，mg·L-1； SN—BAF 反硝化过程中不同时刻亚硝酸盐氮浓度，mg·L-1； S—投加碳源浓度（COD），mg·L-1； KS—有机物的半饱和常数，mg ·L-1； X—BAF 反应器的当量生物膜的量，mg·L-1；
同步硝化反硝化和短程硝化反硝化
同步硝化反硝化和短程硝化反硝化随着人类对环境保护意识的提高，对水体生态系统的关注愈发增加。
其中，氮循环作为生态环境中的重要一环，也备受关注。
在氮循环中，“同步硝化反硝化”和“短程硝化反硝化”是两个重要的过程，对于水体的氮素转化和利用具有重要的作用。
以下将从深度和广度的角度进行全面评估，以便更好地了解这两个过程。
1. 同步硝化反硝化的概念同步硝化反硝化是指在同一微生物体内，氨氮直接转化为硝酸盐，然后直接再被还原为氮气的过程。
这一过程通常由单一微生物完成，也被称为全硝化或类全硝化反应。
在自然界中，同步硝化反硝化主要由厌氧异养细菌完成，这些细菌具有很强的氨氧化和硝化能力，能够将氨氮快速氧化为亚硝酸盐，然后在厌氧条件下迅速还原为氮气，从而将氨氮转化为无害的氮气释放到大气中。
2. 短程硝化反硝化的概念短程硝化反硝化指的是在很短的时间和空间内，氨氮被氧化为硝酸盐然后迅速还原为氮气的过程。
这一过程通常发生在水体底泥或水体微缝隙中，因此被称为短程硝化反硝化。
在水体中，短程硝化反硝化通常由微生物和底泥中的细菌完成，底泥中的微生物可以迅速氧化水体中的氨氮为硝酸盐，然后水体中的细菌则可以迅速还原硝酸盐为氮气，从而在水体中形成短程硝化反硝化过程。
3. 两者的联系和区别同步硝化反硝化和短程硝化反硝化虽然是两种不同的氮素转化过程，但它们之间也存在着联系和区别。
联系在于，两者都是对氨氮进行氧化和还原的过程，最终都将氨氮转化为无害的氮气释放到大气中。
而区别在于，同步硝化反硝化主要发生在水体中的微生物体内，而短程硝化反硝化则主要发生在水体底泥和微缝隙中，两者的位置和速率都存在较大差异。
在我们对同步硝化反硝化和短程硝化反硝化进行全面评估之后，可以发现两者在氮素转化和利用过程中都起着非常重要的作用，对于维护水体生态系统的健康具有重要意义。
总结回顾：通过全面的评估和深入的探讨，我们对同步硝化反硝化和短程硝化反硝化有了更深入的理解。
也了解到两者在水体氮素转化中的重要性和作用。
短程硝化反硝化与同步硝化反硝化
《短程硝化反硝化与同步硝化反硝化探究》1. 简介在生物地球化学循环中，氮的转化一直是一个备受关注的话题。
而氮的硝化和反硝化过程在土壤中起着非常重要的作用。
其中，短程硝化反硝化和同步硝化反硝化是两种不同的氮代谢过程，它们在土壤氮素循环中具有重要意义，对于提高农作物产量和减少氮素污染具有重要意义。
2. 短程硝化反硝化的概念和作用短程硝化反硝化是指在土壤中氮素的硝化和还原反应发生在短程内的过程。
这种过程对氮素的循环和转化有着重要影响。
在土壤中，当氨和铵等氮化合物被微生物氧化为亚硝酸盐和硝酸盐时，就发生了硝化过程。
而硝酸盐在一定的环境条件下会被还原为氮气放出，这就是反硝化过程。
短程硝化反硝化过程的存在，有助于减少土壤中氮素的损失，从而提高土壤的氮素利用效率。
3. 同步硝化反硝化的概念和作用同步硝化反硝化是指在土壤中氮素的硝化和还原反应同时进行的过程。
在这种氮素转化过程中，硝化和反硝化同时进行，能够更高效地利用土壤中的氮素，并且可以减少硝酸盐在土壤中积累的速度。
这种氮素转化方式对于农作物生长和土壤健康具有积极的意义。
4. 对短程硝化反硝化与同步硝化反硝化的理解和观点短程硝化反硝化和同步硝化反硝化是两种不同的氮素转化方式，它们对土壤氮素的循环和植物的氮素利用具有重要的影响。
短程硝化反硝化可以减少氮素的损失，提高土壤氮素的利用效率，但在一些情况下也可能导致硝酸盐在土壤中的积累。
而同步硝化反硝化则能够更加高效地利用土壤中的氮素，并且减少硝酸盐的积累。
在不同环境条件下，两种氮素转化方式都有其独特的作用和意义。
总结短程硝化反硝化和同步硝化反硝化是两种重要的氮素转化方式，它们对土壤氮素循环和植物生长具有重要的影响。
合理利用这些氮素转化方式，能够提高农作物的产量，减少氮素的损失，并且有利于保护土壤和环境。
加强对于这些氮素转化方式的研究和应用，对于推动可持续农业和环境保护具有深远的意义。
个人观点和理解就我个人的观点来看，在未来的农业生产中，需要更加重视土壤中的氮素管理。
AO生化的硝化和反硝化原理
2.5 A/O 生化处理2.5.1 基本原理本系统生化处理段采用缺氧/ 好氧(A/O) 工艺，A/O 工艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加一段缺氧生物处理过程。
在好氧段，好氧微生物氧化分解污水中的BOD5，同时进行硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利用氧化态氮和污水中的有机碳进行反硝化反应，使化合态氮变成分子态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。
这里着重介绍生物脱氮原理。
1) 生物脱氮的基本原理传统的生物脱氮机理认为：脱氮过程一般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。
①氨化(Ammonification) ：废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程；②硝化(Nitrification) ：废水中的氨氮在硝化菌(好氧自养型微生物)的作用下被转化为NO2 和NO3 的过程；③反硝化(Denitrification) ：废水中的NO2 和NO3 在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌) 的作用下被还原为N2的过程。
其中硝化反应分为两步进行：亚硝化和硝化。
硝化反应过程方程式如下所示：①亚硝化反应：NH4++1.5O2→NO2-+H2O+2H+②硝化反应：NO2-+0.5O2→NO3-③总的硝化反应：NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+ 反硝化反应过程分三步进行，反应方程式如下所示（以甲醇为电子供体为例）：第一步：3NO3-+CH3OH→3NO2-+2H2O+CO2第二步：2H++2NO2-+CH3OH→ N2+3H2O+CO2第三步：6H++6NO3-+5CH3OH→3N2+13H2O+5CO22）本系统脱氮原理针对本系统生化工艺段而言，除了上述脱氮原理外，还糅合了短程硝化-反硝化，即氨氮在O池中未被完全硝化生成NO3-，而是生成了大量的NO2--N，但在A池NO2-同样被作为受氢体而进行脱氮（上述第二步可知）；再者在A池NO2-同样也可和NH4+进行脱氮，即短程硝化- 厌氧氨氧化，其表示为：NH4 +NO2 → N2+2H2O。
AO生化处理工艺的硝化和反硝化原理及控制参数的汇总
A/O生化处理工艺的硝化和反硝化控制1、基本原理本系统生化处理段采用缺氧/好氧(A/O)工艺，A/O工艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加一段缺氧生物处理过程。
在好氧段，好氧微生物氧化分解污水中的BOD5，同时进行硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利用氧化态氮和污水中的有机碳进行反硝化反应，使化合态氮变成分子态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。
这里着重介绍生物脱氮原理。
1) 生物脱氮的基本原理传统的生物脱氮机理认为：脱氮过程一般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。
①氨化(Ammonification)：废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程；②硝化(Nitrification)：废水中的氨氮在硝化菌（好氧自养型微生物）的作用下被转化为NO2-和NO3-的过程；③反硝化(Denitrification)：废水中的NO2-和NO3-在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌)的作用下被还原为N2的过程。
在反硝化菌的作用下，少部分亚硝酸及硝酸盐氮同化为有机氮化物，成为菌体，大部分异化为气态（70～75％）。
其中硝化反应分为两步进行：亚硝化和硝化。
2、硝化菌对环境的变化很敏感，它所需要的环境条件主要包括以下几方面：(1)好氧条件，DO≥1mg/l,并保持一定碱度，适宜的PH值为7.5～8.5，当pH值低于7.0时，硝化反应会受到抑制，但是当pH低于一定值后，硝化反应就会被抑制而停止，所以说如果废水pH由高到低，且pH小于6.5时就可以排除硝化反应导致的pH值降低。
(2)有机物含量不宜过高，污泥负荷≤0.15kgBOD/kgMLVSS·d,因为硝化菌是自养菌，有机基质浓度高，将使异氧菌快速增殖而成为优势。
(3)适宜温度20～30℃。
(4)硝化菌在反应器中的停留时间必须大于最小世代时间。
(5)抑制浓度尽可能的低，除重金属外，抑制硝化菌的物质还有高浓度有机基质，高浓度氨氮、NOx-N 以及络合阳离子。
短程硝化反硝化速率
短程硝化反硝化速率【短程硝化反硝化速率】——揭开土壤中氮循环奥秘导读：短程硝化反硝化速率是土壤中氮循环的重要过程，对于维持土壤氮素平衡具有极其重要的意义。
本文将重点深入解析短程硝化反硝化速率，从分子水平到生态系统层面，阐述其机制、影响因素以及其在农业生产和生态环境中的意义。
通过这篇文章的阅读，相信您将更好地理解土壤中的氮循环，并为未来科研和农业生产提供有益的参考。
一、短程硝化反硝化速率的定义短程硝化反硝化速率是指土壤中硝态氮（NO3-）的生成和消耗速度。
硝化反应是将氨态氮（NH4+）通过硝化细菌氧化为硝态氮的过程；反硝化是指硝态氮通过反硝化细菌还原为气体态氮的过程。
短程硝化反硝化速率的平衡与土壤中氮元素的积累和损失息息相关，对于土壤氮素循环和植物的养分利用具有关键作用。
二、短程硝化反硝化速率的机制1. 硝化机制：短程硝化反应主要由硝化细菌驱动。
硝化细菌包括氨氧化细菌（AOB）和亚氨氧化细菌（NOB）。
AOB将氨氧化为亚硝酸，而NOB将亚硝酸进一步氧化为硝酸。
这一过程需求充足的氧气和合适的pH值。
2. 反硝化机制：反硝化作用主要由反硝化细菌完成。
反硝化细菌利用硝酸作为电子受体并还原为气体态氮（N2），释放到大气中。
这一过程一般在缺氧状态下发生，土壤中含有足够的有机物供反硝化细菌进行代谢。
三、短程硝化反硝化速率的影响因素1. 温度：温度是影响硝化反硝化速率的重要因素。
温度升高有助于提高反应速率，但过高的温度会抑制硝化细菌的活性。
2. 水分：水分对硝化反硝化速率影响显著。
过干或过湿均会抑制细菌的活性，影响反应速率。
3. pH值：适宜的pH值能促进硝化反硝化速率的进行，硝化细菌一般在pH 6.0-8.5之间活跃，反硝化细菌则在pH 5.0-7.5之间活跃。
4. 氮肥施用：氮肥的施用水平直接影响土壤中氮的供应和消耗速率。
过量的氮肥施用可能导致硝化速率过快，增加土壤中硝态氮含量，提高氮肥损失风险。
四、短程硝化反硝化速率的意义1. 农业生产意义：了解短程硝化反硝化速率，可为合理调控氮肥施用提供依据，降低氮素流失，提高氮肥利用率。
AO生化处理工艺的硝化和反硝化原理及控制参数的汇总
AO⽣化处理⼯艺的硝化和反硝化原理及控制参数的汇总A/O⽣化处理⼯艺的硝化和反硝化控制1、基本原理本系统⽣化处理段采⽤缺氧/好氧(A/O)⼯艺，A/O⼯艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加⼀段缺氧⽣物处理过程。
在好氧段，好氧微⽣物氧化分解污⽔中的BOD5，同时进⾏硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利⽤氧化态氮和污⽔中的有机碳进⾏反硝化反应，使化合态氮变成分⼦态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。
这⾥着重介绍⽣物脱氮原理。
1) ⽣物脱氮的基本原理传统的⽣物脱氮机理认为：脱氮过程⼀般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。
①氨化(Ammonification)：废⽔中的含氮有机物，在⽣物处理过程中被好氧或厌氧异养型微⽣物氧化分解为氨氮的过程；②硝化(Nitrification)：废⽔中的氨氮在硝化菌（好氧⾃养型微⽣物）的作⽤下被转化为NO2-和NO3-的过程；③反硝化(Denitrification)：废⽔中的NO2-和NO3-在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌)的作⽤下被还原为N2的过程。
在反硝化菌的作⽤下，少部分亚硝酸及硝酸盐氮同化为有机氮化物，成为菌体，⼤部分异化为⽓态（70～75％）。
其中硝化反应分为两步进⾏：亚硝化和硝化。
2、硝化菌对环境的变化很敏感，它所需要的环境条件主要包括以下⼏⽅⾯：(1)好氧条件，DO≥1mg/l,并保持⼀定碱度，适宜的PH值为7.5～8.5，当pH值低于7.0时，硝化反应会受到抑制，但是当pH低于⼀定值后，硝化反应就会被抑制⽽停⽌，所以说如果废⽔pH由⾼到低，且pH⼩于6.5时就可以排除硝化反应导致的pH值降低。
(2)有机物含量不宜过⾼，污泥负荷≤0.15kgBOD/kgMLVSS·d,因为硝化菌是⾃养菌，有机基质浓度⾼，将使异氧菌快速增殖⽽成为优势。
(3)适宜温度20～30℃。
(4)硝化菌在反应器中的停留时间必须⼤于最⼩世代时间。
短程硝化反硝化原理
.短程硝化反硝化原理传统生物脱氮理论以为氨氮是借助两类不一样的细菌（硝化菌和反硝化菌）将水中的氨转变为氮气而去除。
此中硝化反响又由两类细菌分步达成，第一亚硝酸细菌将氨氮转变为亚硝酸盐（ NO2-），以后硝酸细菌将亚硝酸盐转变为硝酸盐（ NO3-）。
如图 1.1。
硝化反响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变为 N2的过程。
反硝化细菌能够利用各样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没法累积的主要原由鉴于以下两点：从动力学来看，氨氮转变为亚硝氮速率较慢，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供给的能量仅为单位氨氮氧化为亚硝酸菌供给能量的1/4~1/5。
所以，一定经过氧化更多的亚硝氮来知足细菌生长所需的能量。
而在不停探究中，发现氨氧化菌（ AOB）和亚硝酸盐氧化菌（ NOB）在生活习惯上存在必定差别。
如表 1.1。
经过利用这些差别，能够控制消化过程在 N02-阶段，阻挡 NO2-进一步氧化为 NO3-。
以后直接以 N02-作为电子最后受氢体进行反硝化。
即实现所谓的短程硝化反硝化。
表 1.1 AOB 与 NOB 主要差别项目氨氧化菌（ AOB ）亚硝酸盐氧化菌（ NOB ）亚硝酸盐单胞菌硝酸盐杆菌属、螺旋菌菌属属属、球菌属亚硝酸盐球菌属世代周期 /h8~3612~59最正确 pH7.5~8.5 6.5~7.5溶解氧饱和常数0.2~0.4 1.2~1.5（Ko2· ）/ mg L.温度 /℃<15 或>3015~30FA（游离氨）敏感不敏感较敏感（ 0.1~1mg/L）性（ 10~150mg/L）。
短程硝化反硝化工艺
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。
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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,
积累率不稳定。
2.2 温度的影响
试验启动后未进行温度控制，水温随室温的日变化为(±0.5)℃。
在温度为18～25℃的变化区间内反应器NO2--N的积累比较稳定，说明A/O工艺可实现常温硝化反硝化。
Balmelle等认为在10～20℃时硝化菌属很活跃，无论游离氨(FA)浓度多大，NO2--N的积累率都很低，此条件下温度对硝化菌活性的影响比FA对其抑制作用大。
当温度为20～25℃时硝化反应速率降低而亚硝化反应速率增大。
当温度＞25℃时FA对硝化菌的抑制作用大于温度的作用，可能因FA的抑制造成NO2--N 的积累［1］。
此外，由SHARON工艺机理可知，亚硝化菌在数量上可能形成优势的温度范围为30～36℃［2］，而笔者试验中在18～25℃实现了短程硝化反硝化并不符合上述文献中的观点。
试验结果表明，即使温度＜25℃，FA、HRT、碱度类型以及反硝化是否充分等因素也会对硝化菌活性产生影响。
2.3 pH值和FA的影响
在试验前期配制原水时没有补充碱度，原水pH值一般在7.1左右。
第23～28天由于室温升高和原水在配水箱内的停留时间较长，水解酸化比较严重，pH值降到6.48。
为了不影响硝化效率，同时更真实地模拟生活污水，配制原水时投加了NaHCO3，将pH值调至7.00～7.29。
在第50～53天改投Na2CO3提供碱度。
虽然pH值提高至7.62～8.44，但是NO2--N积累率锐减，硝化菌的活性迅速恢复、数量增加，造成了硝化类型的转变。
第54天后重新投加NaHCO3提供碱度，在第55天NO2--N积累率上升，但是在其后的试验中NO2--N 积累率不稳定，从而实现了向全程硝化类型的转变。
试验结果表明，在较低的pH值下也可能发生短程硝化反硝化，而碱度类型对硝化类型也有影响。
据文献介绍，FA是对NO2--N积累有重要影响的因素之一。
一般认为硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属更易受FA的抑制，而关于FA的抑制浓度的说法不尽相同，一种是FA对硝化菌的选择性抑制发生在0.1～10mg/L［3］。
试验中短程硝化反硝化呈比较稳定时期的原水中FA为0.06～1.02mg/L，平均为0.25mg/L。
在投加Na2CO3后原水中FA增至1.31～3.22mg/L，反而没能抑制硝化菌的活性。
原水进入反应器后被内循环流量稀释，同时伴随着NH3-N的降解，反应器中的FA降低。
试验结果表明，硝化菌属对外界环境很敏感，即使FA浓度很低(0.06mg/L)也会对其产生抑制作用，此外FA浓度不会单独成为NO2--N积累的主要影响因素。
2.4 DO的影响
Celcen和Gonenc［4］认为在硝化反应阶段当(DO∶FA)＜5时会产生NO2--N的大量积累，因而抑制了NO2--N 的生成，当(DO∶FA)＞5时则不会出现NO2--N。
本试验为保证好氧段的泥水混合均匀而采用较大的曝气量，反应器内DO浓度较高(在好氧段始端DO＞1.5 mg/L)，同时原水的平均FA为0.25mg/L，DO∶FA值较高，故可认为DO不是发生短程硝化的主要原因。
2.5 反硝化的程度
在试验的第6、11、13、24、28天，在缺氧段末端检测到一定浓度的NO2--N，说明反硝化不彻底。
同期监测发现原水在配水箱中停留时间过长，水解严重而造成COD下降，影响了反硝化效果，造成缺氧段末端和好氧段始端积累较多的NO2--N，抑制了亚硝化反应，并为硝化菌提供大量的底物。
一般在其后第2天出水中NO2--N的积累率下降，说明这种响是滞后的，而且短期内可以恢复。
此外，反硝化不彻底会造成出水中残余NO2--N浓度较高，这会影响后续消毒效果和消毒剂用量。
因此，对于A/O工艺有必要监测原水的水质、水量变化以判断有机碳源是否充分，并及时调整内循环比来实现比较彻底的反硝化。
2.6 HRT的影响
在试验的第23天和35天，出水中NO2--N含量仅占TN的40%左右，这是由于HRT增至12h造成的，说明NO2--N的积累与HRT相关。
因硝化反应存在滞后现象，故控制较短的HRT有助于NO2--N的积累。
同时，延时曝气可以减少NO2--N的积累。
试验中A/O工艺的HRT为6～8h，这既可保证NH3-N的充分硝化，又能促进NO2--N的积累。
设计传统脱氮工艺时通常不考虑HRT对硝化类型的影响，认为亚硝化菌在常温下的数量和活性在硝化
系统中都不占优势。
如果仅控制HRT且使其值较小，则可能存在NO2--N的积累，但NO2--N的积累率很难达到50%以上。
2.7 污泥浓度和泥龄的影响
试验启动后测得初期反应器内MLSS约为1287mg/L(不排泥)，到第17天的MLSS达到2122mg/L，但随后由于蠕动泵故障又导致MLSS迅速下降到1014mg/L，之后仍然不排泥，到MLSS浓度达3412g/L时泥龄已达35d以上。
由于长期不排泥，泥龄远远大于常温下亚硝化菌和硝化菌的世代时间，二者在反应器内都可能形成优势菌种。
试验阶段曾出现过NO2--N积累率的波动，也说明反应器内硝化菌和亚硝化菌长期共存，而发生短程硝化反硝化主要是因为硝化菌的活性受到抑制，使得硝化反应滞后于亚硝化反应的时间更长，同时控制HRT可使A/O工艺通过短程硝化反硝化途径实现脱氮。
3 结论
①A/O工艺在常温(18～25℃)下可以发生比较稳定的短程硝化反硝化。
②在pH＜7.5时也可能发生短程硝化反硝化，这对生活污水的处理具有重要意义。
③硝化菌属对外界环境很敏感，即使FA很低(0.06mg/L)也会产生抑制作用，但FA浓度不会单独成为影响亚硝酸盐积累的主要因素。
④反硝化是否彻底将影响硝化类型。
反硝化不完全时硝化类型向全程硝化转化，一旦反硝化比较彻底则可以在短时间内恢复短程硝化反硝化。
⑤因硝化反应存在滞后现象，故控制较短的HRT有助于NO2--N的积累。
同时，延时曝气可以减少NO2--N 的积累。
⑥反应器内的泥龄≥35d时硝化菌和亚硝化菌长期共存。
发生短程硝化反硝化主要因为硝化菌的活性受到抑制而不是数量少。