厌氧氨氧化(ANAMMOX)和全程自养脱氮(CANON)
传统生物脱氮方法包含两个步骤
传统生物脱氮方法包含两个步骤:好氧硝化(将H4+转化为NO2-和NO3-)和缺氧反硝化(将NO2-和NO3-转化为N2)。
参与这一过程的硝化细菌主要是自养菌,它们能从NH4+和NO2-的氧化过程中获取能量而生长繁殖。
反硝化细菌则是异养菌,在反应过程中必须提供有机碳源。
然而,很多废水(如污泥消化液、垃圾渗滤液和一些工业废水)缺乏足够的有机碳源,为了能实现较完全的反硝化过程,必须额外添加甲醇等物质作为有机碳源,这大大增加了生物脱氮处理工艺的成本。
近10年来,人们对生物脱氮有了很多新的发现, 如短程硝化/反硝化、同步硝化/反硝化、好氧反硝化以及厌氧氨氧化等。
其中厌氧氨氧化是基于新菌种建立的独特工艺,在反应过程中不需要有机碳源即能实现氮素的脱除,它的发现为低碳氮比废水的处理提供了新的思路。
人们陆续开发了多种自养脱氮工艺,如SHARON+ANAMMOX、CANON、OLAND和NOx等。
本文将在介绍工艺原理的基础上,着重比较分析几种自养工艺的特点和差异。
1自养工艺中氨的氧化途径自养脱氮理念的核心主要包含短程硝化与厌氧氨氧化两个过程。
短程硝化是指通过控制反应条件(如pH、SRT、温度和DO等)实现亚硝酸的积累;厌氧氨氧化则是在厌氧条件下利用NH4+作为电子供体将NO2-转化为N2。
整个反应过程涉及两类菌种和如下三种氨氧化途径。
1.1亚硝化过程传统工艺中的硝化过程需要将NH4+完全氧化为NO3-,其中涉及亚硝酸菌和硝酸菌两种细菌,它们能在有氧条件下分别氧化NH4+和NO2-,并从这一过程中获得生长所需的能量。
由于厌氧氨氧化阶段对进水中NO2-/NH4+的比例有严格要求,因此在自养工艺中需要设法抑制硝酸菌的繁殖,使亚硝酸菌成为优势群体。
实现亚硝酸积累的方法主要有两种:一种是SHARON工艺:在CSTR反应器中,通过控制温度、pH、污泥龄(SRT),逐渐从系统里筛除硝酸菌;另一种是控制溶解氧(DO),由于亚硝酸菌对氧的结合能力比硝酸菌强,DO降低后亚硝酸菌在数量上不会减少,而硝酸菌则会受到明显的抑制。
CANON工艺
性是不可逆的。
NH4-N和NO2-N的控制：
• 在 NH4-N 质量浓度大于 200 mg/L 的情况下，CANON 工艺 中细菌的多样性好、稳定性强和去除能力强。 • 在 CANON 工 艺 中 ，NH4-N 首 先 被 转 化NO2-N，而 NO2-N 质量浓度过高可能会对 AOB 形成抑制作用。 总体而言，NH4-N 与 NO2-N 对于 CANON工艺的适用范
CANON工艺的出现：
20 世纪末，荷兰 E. B. Muller 等和德国 A.Hippen 等 分别在消化污泥压滤液和垃圾渗滤液的脱氮处理系统中 发现了 Canon 现象。 2002 年，荷兰 Delft 工业大学提出 并研发了 Canon 工艺。
CANON工艺理论研究进展：
高氮负荷、氧浓度有限的废水处理系统中，发现了大量的 NH4-N以 N2的形式消失，随着厌氧氨氧化的发现，人们推 测 AOB和 Anammox 菌可能共存
SHARON/Anammox 工艺的研究
通过生物膜的方式，AOB 与 Anammox 菌分别位于生物 膜的外层与内层 数学模拟，AOB、NOB、Anammox 菌对 O2、NO2--N、 NH4+-N形成竞争
颗粒污泥CANON工艺形式：
CANON 工艺可以从两方面着手: 采用生物膜CANON的形式。采用生物膜，更有利于反应器 初期持留微生物，避免污泥流失。但是它面临着反应器堵
温度的控制：
温度大于 25 ℃时，AOB 的增长速率大于 NOB；短 程硝化的适宜温度为 35 ℃。Strous M 等和 Egli K 等发现 Anammox 菌适宜温度为 20～40 ℃。郑平等发现当温度 从 15 ℃升至 30 ℃时，反应速率逐渐提高，继续升至 35 ℃时，反应速率反而下降，因而得到 Anammox 菌最佳
全球首个运行的厌氧氨氧化工程实例
全球首个运行的厌氧氨氧化工程实例所属行业: 水处理关键词：厌氧氨氧化脱氮工艺生物脱氮1、全球运行的厌氧氨氧化的工程实例！表1 全球运行的厌氧氨氧化工程实例全球厌氧氨氧化应用中全程自养脱氮工艺（CANON)占主流地位，全程自养脱氮工艺（CANON)是将厌氧氨氧化(ANAMMOX)和短程硝化(SHARON)结合到一个反应器内的新型生物脱氮工艺。
部分氨氮首先通过氨氧化细菌(AOB)转化为亚硝态氮，剩余的氨氮和亚硝态氮被ANAMMOX菌转化为氮气而实现对氮素的去除，是一种简捷的脱氮途径，且ANAMMOX菌与AOB菌属于自养菌，倍增时间较长，故CANON工艺具有不消耗有机碳源、污泥产量少、降低曝气量等优点。
SHARON-ANAMMOX工艺由荷兰TUDelft大学研究开发，该工艺流程分成两段，第一段是在好氧反应器中将一半的NH4+转化为NO2-，第二段是在厌氧反应器中将剩余的NH4+和NO2-一起直接转化为N2。
图短程硝化与厌氧氨氧化结合工艺流程2、SHARON-ANNOMMOX工艺反应器资料1、SHARON-ANNOMMOX原理ANAMMOX的生化反应式为:NH4++NO2－→N2↑+2H2O因此ANAMMOX反应器进水要求有氨氮和亚硝氮且比例最好为1:1。
而SHARON工艺的生化反应式为：2、SHARON（短程反硝化）SHARON常用SBR、CSTR反应装置所属行业: 水处理关键词：厌氧氨氧化脱氮工艺生物脱氮SHARON（短程反硝化）反应条件控制（1）当溶解氧(DO)浓度在1.1-1.5mg/L、氨氮负荷0.029kgNH4+--N/KgVSS.d和PH 值在7.3-7.8时，可以使亚硝酸盐得到稳定积累，出水亚硝态/总硝态氮大于90%，出水NO2--N/NH4+-N接近1.0，满足厌氧氨氧化的进水要求。
（2）实现短程硝化的关键是在硝化阶段实现NO2--N的积累，国内外的研究都是着眼于积累NO2--N的控制条件。
ANAMMOX(厌氧氨氧化)的工艺发展及工程应用!
ANAMMOX（厌氧氨氧化）的工艺发展及工程应用！厌氧氨氧化(ANAMMOX) 工艺，最初由荷兰Delft工业大学于20 世纪末开始研究，并于本世纪初成功开发应用的一种新型废水生物脱氮工艺。
它以20 世纪90 年代发现的ANAMMOX 反应为基础，该反应在厌氧条件下以氨为电子供体，亚硝酸盐为电子受体反应生成氮气，在理念和技术上大大突破了传统的生物脱氮工艺。
ANAMMOX 工艺具有脱氮效率高、运行费用低、占地空间小等优点，在污水处理中发展潜力巨大。
目前该工艺在处理市政污泥液领域已日趋成熟，位于荷兰鹿特丹Dokhaven 污水厂的世界上首个生产性规模的ANAMMOX 装置容积氮去除速率(NRR) 更是高达9.5 kg N/(m3·d)。
此外，ANAMMOX 工艺在发酵工业废水、垃圾渗滤液、养殖废水等高氨氮废水处理领域的推广也逐步开展，在世界各地的工程化应用也呈星火燎原之势。
1、ANAMMOX 工艺及其衍生工艺经过20多年的研究和发展，基于ANAMMOX 反应开发出来的较成熟的工艺有SHARON -ANAMMOX 工艺、全程自养脱氮(CANON) 工艺、限氧自养硝化反硝化(OLAND) 工艺、反硝化氨氧化(DEAMOX) 工艺、好氧反氨化(DEMON) 工艺。
近年来，研究人员仍在不断探索其他形式的ANAMMOX 衍生工艺，譬如同步短程硝化、厌氧氨氧化、反硝化耦合(SNAD) 工艺、单级厌氧氨氧化短程硝化脱氮(Single-stage nitrogen removal using ANAMMOX）目前，存在两种方法为ANAMMOX 提供电子受体亚硝酸盐，一种是在一个独立的曝气反应器中产生而随后进入ANAMMOX 反应器，另一种是在一个无O2 或者微O2 的ANAMMOX反应器中产生并立即参与ANAMMOX 反应。
据此，可将ANAMMOX 工艺相应分为分体式(两级系统) 和一体式(单级系统) 两种，一体式包括CANON、OLAND、DEAMOX、DEMON、SNAP 、SNAD 等工艺，分体式主要是SHARON-ANAMMOX 工艺。
污水处理厌氧氨氧化工艺研究与应用进展
污水处理厌氧氨氧化工艺研究与应用进展摘要：当前，对于氮污染处理，人们在传统处理程序中选择的是硝化-反硝化来完成脱氮，会造成二次污染，也会形成更为高昂的成本。
因此，运用现代科技来对现有的脱氮技术进行优化，成为人们关注的重点。
厌氧氨氧化（ANAMMOX）技术能够在保持低廉成本的基础上来提升能效，有着极高的研究价值。
本文将对厌氧氨氧化污水处理工艺进行研究，并探讨其工程化应用进展。
关键词：厌氧氨氧化；污水处理工艺；实际应用；研究进展随着人口的增加，工农业的发展以及城市化步伐的加快，含有高浓度氮磷物质的生活污水、工业废水和农田地表水径流汇入湖泊、水库、河流和海湾水域，使藻类等植物大量繁殖，导致水体的富营养化，因此以控制富营养化为目的的脱氮除磷已成为世界各国主要的奋斗目标。
高氨氮废水往往碳源不足，厌氧氨氧化工艺不需要额外的投加碳源，在缺氧条件下能够实现氨氮的高效去除，而且工艺流程短，运行费用低，因此吸引了国内外学者的广泛研究。
本文归纳了厌氧氨氧化工艺在不同污水中的研究和应用进展。
一、厌氧氨氧化工艺的微生物学原理厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌以NH3-N为电子供体，以NO2-N为电子受体，将NH3-N和NO2-N同时转化成N2，以实现废水中氮素的脱除。
郑平通过研究厌氧氨氧化菌混培物的基质转化特性，认为除被证实的硝酸盐外，NO2-N和N2O也能作为厌氧氨氧化的电子受体，将NH3-N转化为N2。
厌氧氨氧化工艺作为一种新型高效的脱氮技术，与传统的污水脱氮除磷工艺比较，具有耗氧量少、无需外加碳源、污泥产量低和无二次污染等众多优点。
二、全自氧脱氨处理工艺1.全自氧脱氨工艺全自氧脱氨工艺英文简称为 CANON，利用全自氧脱氨工艺进行污水处理时，主要是通过控制溶解氧实现亚硝化和厌氧氨氧化，并且在这个污水处理过程中，是由自养菌将水体中的氮元素以及氨元素转化为氮气的。
在进行污水处理时，整个处理过程都是在微好氧的环境下进行的，通过亚硝化菌化学反应生成亚硝氮，亚硝氮在与剩下的氮氨厌氧氨氧化反应生成氮气。
高氨氮废水的处理方法
高氨氮废水的处理方法新型生物脱氮法近年来国内外出现了一些全新的脱氮工艺，为高浓度氨氮废水的脱氮处理提供了新的途径。
主要有短程硝化反硝化、好氧反硝化和厌氧氨氧化。
1短程硝化反硝化生物硝化反硝化是应用最广泛的脱氮方式。
由于氨氮氧化过程中需要大量的氧气，曝气费用成为这种脱氮方式的主要开支。
短程硝化反硝化（将氨氮氧化至亚硝酸盐氮即进行反硝化），不仅可以节省氨氧化需氧量而且可以节省反硝化所需炭源。
Ruiza等[16]用合成废水（模拟含高浓度氨氮的工业废水）试验确定实现亚硝酸盐积累的最佳条件。
要想实现亚硝酸盐积累，pH不是一个关键的控制参数，因为pH在6.45～8.95时，全部硝化生成硝酸盐，在pH<6.45或pH>8.95时发生硝化受抑，氨氮积累。
当DO＝0.7mg/L时，可以实现65％的氨氮以亚硝酸盐的形式积累并且氨氮转化率在98％以上。
DO<0.5mg/L时发生氨氮积累，DO>1.7mg/L时全部硝化生成硝酸盐。
刘俊新等[17]对低碳氮比的高浓度氨氮废水采用亚硝玻型和硝酸型脱氮的效果进行了对比分析。
试验结果表明，亚硝酸型脱氮可明显提高总氮去除效率，氨氮和硝态氮负荷可提高近1倍。
此外，pH和氨氮浓度等因素对脱氮类型具有重要影响。
刘超翔等[18]短程硝化反硝化处理焦化废水的中试结果表明，进水COD、氨氮、TN和酚的浓度分别为1201.6、510.4、540.1、110.4mg/L时，出水COD、氨氮、TN和酚的平均浓度分别为197.1、14.2、181.5、0.4mg/L，相应的去除率分别为83.6%、97.2%、66.4%、99.6%。
与常规生物脱氮工艺相比，该工艺氨氮负荷高，在较低的C/N值条件下可使TN去除率提高。
2厌氧氨氧化（ANAMMOX）和全程自养脱氮(CANON)厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。
ANAMMOX的生化反应式为：NH4++NO2－→N2↑+2H2OANAMMOX菌是专性厌氧自养菌，因而非常适合处理含NO2－、低C/N的氨氮废水。
厌氧氨氧化-CANON工艺
C A NO N 厌氧氨氧化工艺刘嘉豪（给排水1201班 U201215903）关键词：脱氮；厌氧氨氧化；短程硝化；CANON工艺；发展状况1 工艺背景近年来，随着人口的增长以及工业的急剧发展，水体富营养问题日益突出，脱氮除磷已成为污水处理的重要部分。
传统生物脱氮通常采用的是硝化-反硝化工艺，其不可持续的特点已经日益凸显。
首先，为了将氨氮转化为硝氮，需要提供氧气，耗费大量电能; 其次，城市污水中的碳源( 有机物) 往往不足，为提供反硝化过程所需足够的碳源，往往需要外投碳源( 如甲醇或乙酸等) ，这提高了运行成本，同时也增加了CO2排放量。
由于水处理的急切性和重要性，现今普遍采用的生物脱氮法也在不断被创新改进。
随着厌氧氨氧化菌( AnAOB)的发现，基于亚硝酸盐的短程硝化反硝化( short-cutnitrification-denitrification ) 技术随即被发现，之后，基于短程硝化原理的CANON工艺( Completely autotrophic ammonium removal over nitrite) ,即生物膜内自养脱氮工艺被研究出来并逐渐被广泛使用。
一般来说，CANON 工艺指的是在单个反应器内限制曝气条件下，利用好氧氨氧化菌( AOB) 和厌氧氨氧化菌( AnAOB) 的协同作用来去除废水中的氨氮。
由于此工艺相对传统工艺的诸多优点，必将在脱氮处理中占据越来越重要的位置，故此，本文以CANON工艺的基本原理为重点来进行介绍。
2 工艺基本原理2．1 短程硝化污废水中氮大多以氨氮形式存在，而厌氧氨氧化菌的基质除了氨以外，还有亚硝酸盐，因此厌氧氨氧化通常需与短程硝化联用，以达到去除废水中氨氮的目的。
AOB（氨氧化菌）和NOB（亚硝酸氧化菌）在自然或人工环境中通常呈共生关系;且在硝化反应的两个步骤中，氨氧化(NH+4→NO－2)通常是限速步骤(反应速率较慢的一步)．亚硝酸盐通常难以积累．但是，在一些特定环境条件下，仍可观察到亚硝酸盐的积累。
氨氮去除办法
高浓度氨氮废水处理办法过量氨氮排入水体将导致水体富营养化，降低水体观赏价值，并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。
因此，废水脱氮处理受到人们的广泛关注。
目前，主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。
消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮（500 mg/L以上，甚至达到几千mg/L），以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。
高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。
1 物化法1.1 吹脱法在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。
一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。
王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究，控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。
在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右，渗滤液pH控制在10.5左右，对于氨氮浓度高达2000～4000 mg/L的垃圾渗滤液，去除率可达到90%以上。
吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。
王有乐等[2]采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水（例如882 mg/L）进行了处理试验。
最佳工艺条件为pH ＝11，超声吹脱时间为40 min，气水比为l000：1试验结果表明，废水采用超声波辐射以后，氨氮的吹脱效果明显增加，与传统吹脱技术相比，氨氮的去除率增加了17％～164％，在90％以上，吹脱后氨氮在100 mg/L以内。
为了以较低的代价将pH调节至碱性，需要向废水中投加一定量的氢氧化钙，但容易生水垢。
同时，为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染，需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。
Izzet等[3]在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液（2240 mg/L）时发现在pH＝11.5，反应时间为24 h，仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌，氨氮去除率便可达95％。
厌氧氨氧化
厌氧氨氧化厌氧氨氧化作用即在厌氧条件下由厌氧氨氧化菌利用亚硝酸盐为电子受体，将氨氮氧化为氮气的生物反应过程。
这种反应通常对外界条件（pH 值、温度、溶解氧等）的要求比较苛刻，但这种反应由于不需要氧气和有机物的参与，因此对其研究和工艺的开发具有可持续发展的意义。
厌氧氨氮化一般前置短程硝化工艺，将废水中的一部分氨氮转化成亚硝酸盐。
目前在处理焦化废水、垃圾渗滤液等废水方面已经有成功的运用实例。
厌氧氨氧化是一个微生物反应，反应产物为氮气。
具有一些优点：由于氨直接作反硝化反应的电子供体，可免去外源有机物（甲醇），既可节约运行费用，也可防止二次污染；由于氧得到有效利用，供氧能耗下降；由于部分氨没有经过硝化作用而直接参与厌氧氨氧化反应，产酸量下降，产碱量为零，这样可以减少中和所需的化学试剂，降低运行费用，也可以减轻二次污染。
厌氧氨氧化（Anammox）厌氧氨氧化的发现Broda的预言1977年，奥地利理论化学家Broda根据化学反应热力学，预言自然界存在以硝酸盐或亚硝酸盐为氧化剂的氨氧化反应，因为与以氧为氧化剂的氨氧化反应相比，它们释放出的自由能一点也不逊色。
序号电子受体化学反应△G/ (KJ/mol)1氧2NH4++3O2f 2NO2-+2H2O+4H+ -2412亚硝酸盐NH4++NO2-f N2+2H2O -3353硝酸盐5NH4++3NO3- f 4N2+9H2O+2H+ -278既然自然界存在自养型亚硝化细菌，能够催化反应1,那么理论上也应该存在另一种自养型细菌，能够催化反应2和反应3。
由于当时这种细菌还没有被发现，所以，Broda 认为它们是隐藏于自然界的自养型细菌。
Mulder的发现20世纪80年代末，荷兰Delft工业大学开始研究三级生物处理系统。
在试运期间，Mulder等人发现，生物脱氮流化床反应器除了进行人们所熟知的反硝化外，还进行着人们未知的某个反应使氨消失了。
进一步观察发现，除了氨不明去向外，硝酸盐和亚硝酸盐也有一半以上不明去向。
CANON工艺处理高氨氮废水
CANON工艺处理高氨氮废水1 引言全程自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite，CANON)是将厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)和短程硝化(partial nitrification，PN)结合到一个反应器内的新型生物脱氮工艺(Third et al.，2001;周少奇，2000).部分氨氮首先通过氨氧化细菌(ammonia-oxidizing Bacteria，AOB)转化为亚硝态氮，剩余的氨氮和亚硝态氮被ANAMMOX菌转化为氮气而实现对氮素的去除，是一种简捷的脱氮途径，且ANAMMOX菌与AOB菌属于自养菌，倍增时间较长，故CANON工艺具有不消耗有机碳源、污泥产量少、降低曝气量等优点.但CANON工艺的运行条件极为苛刻，导致CANON工艺的应用较少，目前主要应用于垃圾渗滤液和污泥消化液)等高氨氮废水的处理.CANON工艺的关键在于AOB菌与ANAMMOX菌的协作共生，任何一方受到不利影响时，整个工艺都不能有效运行，而ANAMMOX菌的影响因素众多，其中磷酸盐对ANAMMOX菌有一定的抑制作用(Oshiki et al.，2011;鲍林林等，2013).CANON是多因素影响的生物脱氮过程，先前的研究主要集中在溶解氧、pH、温度和基质浓度等对该工艺的脱氮特性影响，而磷酸盐对CANON工艺的脱氮特性是否有影响，目前尚未见报道.工业上的化肥厂废水(主要指复合肥)和制药行业都含有较高浓度的氮和一定浓度的磷酸盐(王元月等，2013)，故研究磷酸盐对CANON工艺的影响，可为CANON处理含氮磷废水提供依据，具有重要的理论和现实意义.本实验利用稳定运行的CANON工艺，考察磷酸盐对CANON工艺脱氮特性的影响，以期为实际废水的工程应用提供理论基础.2 材料与方法2.1 实验废水试验采用模拟废水，主要成分为(NH4)2SO4，进水磷酸盐(以P计)浓度通过投加KH2PO4来调整，其他矿质元素为CaCl2为120 mg·L-1，NaHCO3为1600 mg·L-1，MgSO4为150 mg·L-1.微量元素Ⅰ(EDTA为5000 mg·L-1，FeSO4为5000 mg·L-1)和微量元素Ⅱ(CuSO4·5H2O为250 mg·L-1，ZnSO4·7H2O为430 mg·L-1，MnCl2·4H2O为990 mg·L-1，NiCl2·6H2O为190 mg·L-1，CoCl2·6H2O为240 mg·L-1，H3BO4为14 mg·L-1，NaMoO4·2H2O为220 mg·L-1)均为1.2 mL·L-1.2.2 实验装置实验装置和工艺流程如图 1所示，反应器由有机玻璃制成，有效容积2.4 L，见图 1.废水通过恒流泵(BT—100B)将模拟废水从反应器底部泵入，出水由出水口流出，反应器内添加BM填料，规格为φ10×8，比表面积为1200 m2·m-3，载体平均湿密度约为1 mg·cm-3.用增氧泵(海利，中国)进行曝气，曝气量通过转子流量计调节，反应器底部有微孔气泡石，可以将空气进行分散.反应器中有在线工业pH计和DO溶氧仪对混合液中的pH和溶解氧实时在线监控;pH的范围保持在7.60～7.80，当混合液的pH在7.60以下时，电脑会启动加碱泵自动加入NaHCO3碱液(1 mol·L-1)进行控制;溶解氧一般通过调节曝气量控制在0.5~1.0 mg·L-1.为防止光能自养菌的生长，反应器外部包裹黑布遮光，反应器外围设有循环水套管，外接恒温水箱使反应器内温度保持在(30±1)℃.图 1 实验装置和工艺流程图2.3 分析项目和方法NH4+-N：纳氏试剂分光光度法(国家环保局，2002);NO2--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法(国家环保局，2002);NO3--N：紫外分光光度法(国家环保局，2002);MLSS、MLVSS：重量法(国家环保局，2002);总磷:钼锑抗分光光度法(国家环保局，2002);pH值：PHG8006型在线pH计;电导率：DDG8103A电导率仪;溶解氧DO：DOG8008A全自动工业溶氧仪;TN通过下式计算：TN=NH4+-N+NO2--N+NO3--N在反应器启动时，往反应器内加入硝化污泥和少量的ANAMMOX污泥，保持反应器内的溶解氧溶度在0.5~1.0 mg·L-1左右，整个试验分为启动运行和磷酸盐试验两个阶段，第1～31 d为反应器的启动运行阶段(A阶段)，32～113 d为磷酸盐实验阶段(B阶段).3 结果3.1 CANON反应器的启动与稳定运行阶段(A阶段)NH4+-N、NO2--N、NO3--N和TN的变化情况分别如图 2～3所示.由图 2和图 3可知，通过增大反应器NH4+-N浓度和减小水力停留时间(hydraulic retention time，HRT)来提高反应器内的氮容积负荷，每次增大氮容积负荷时，反应器内的脱氮效率出现短期的降低后得到快速提升，CANON反应器内的脱氮效率和负荷逐渐提高.图 2 进出水基质浓度和NH4+-N去除率图 3 氮去除负荷、HRT和进出水磷酸盐浓度在此阶段进水磷酸盐浓度(以P计)为8 mg·L-1，作为微生物生长所需的元素.在第20 d，反应器进水NH4+-N浓度达到850 mg·L-1，HRT达到16.5 h，总氮去除负荷(NRR)达到1.1 kg·m-3·d-1，NH4+-N去除率为95.1%，TN去除率达到83.3%，之后至第31 d，反应器内的NH4+-N 去除率为92.9%，NRR为1.1 kg·m-3·d-1，TN去除率达到84.1%，反应器内的脱氮效率始终保持着高效稳定的趋势，证明CANON工艺已成功启动.3.2 磷酸盐对CANON反应器的脱氮特性影响在实验第32 d开始(B阶段)，保持其他试验条件不变，进行磷酸盐投加实验.试验第32～35 d，反应器内的磷酸盐浓度增至20 mg·L-1(图 2～图 3)，反应器的NH4+-N去除率保持在92.1%以上，平均出水浓度为59.9 mg·L-1，NRR保持在1.0 kg·m-3·d-1，平均TN去除率为84.3%，在磷酸盐浓度为20 mg·L-1时，对反应器的影响不大.在第36～45 d，将磷酸盐的浓度增至30 mg·L-1期间出水NH4+-N明显降低，平均NH4+-N 出水浓度达到14.2 mg·L-1，平均NO3--N出水浓度为81.6 mg·L-1，NO2--N出水浓度平均在27.7 mg·L-1，NH4+-N去除率明显升高，平均值去除率为98.3%，TN平均去除率85.3%，NRR平均在1.1 kg·m-3·d-1，可知适当增加磷酸盐的浓度，有利于促进反应器的脱氮活性.试验第46～49 d，磷酸盐的浓度升至40 mg·L-1，反应器的脱氮性能发生轻微的变化，平均出水的NH4+-N 浓度为47.9 mg·L-1，NRR平均去除1.0 kg·m-3·d-1，暂时还未受到明显影响，但NH4+-N和TN的去除效果较低于磷酸盐浓度为30 mg·L-1的阶段.试验第50 d，磷酸盐的浓度升至50 mg·L-1(图 2～图 3).第51 d，反应器NH4+-N的出水浓度突增至225.5 mg·L-1，NH4+-N去除率从95.3%下降至72.8%，TN去除率从86.5%降至65.8%，NRR从1.1 kg·m-3·d-1减至0.8 kg·m-3·d-1，CANON工艺的脱氮性能开始受到影响.第54 d，反应器的出水NH4+-N浓度为179.1 mg·L-1左右，NRR为0.8 kg·m-3·d-1.保持反应器的运行条件不变，在第55 d继续增大进水磷酸盐的浓度至60 mg·L-1，反应器的出水NH4+-N浓度逐渐提高，第57 d时，出水升高至387.0 mg·L-1，去除率为54.9%，NRR为0.6 kg·m-3·d-1，随着磷酸盐的增加，反应器的脱氮效果逐渐变差.第58 d，NH4+-N去除率为59.9%，TN去除率为54.4%，反应器内的NRR达到0.4 kg·m-3·d-1，保持磷酸盐和氨氮的进水浓度不变，增大HRT至28.8 h，之后第59 d，反应器内的脱氮效率得到很大的提高，NH4+-N和TN去除率分别升至89.7%和78.8%.第61～75 d，保持HRT在28.8 h，继续提高磷酸盐的进水浓度至70 mg·L-1，此时NH4+-N和TN的平均去除率为88.9%和79.7%，NRR达到0.5 kg·m-3·d-1，NH4+-N的平均出水浓度为88.9 mg·L-1，NO2--N平均出水浓度在1.2 mg·L-1，NO3--N平均出水浓度为74.4 mg·L-1.第76 d，磷酸盐浓度升至80 mg·L-1.第77 d时，出水NH4+-N增至243.4 mg·L-1，NRR 降至0.4 kg·m-3·d-1，至76～85 d，平均出水NH4+-N在190 mg·L-1以上，TN去除率升至68.0%.在第86 d将HRT增大至38.4 h，第88 d时出水氨氮逐渐降低至51.9 mg·L-1，NRR为0.4 kg·m-3·d-1，TN去除率升至84.2%.第89～98 d，使进水磷酸盐浓度升至90 mg·L-1，出水NH4+-N较前一个阶段有所升高，平均出水浓度为113.3 mg·L-1，TN去除率降至66.6%，NRR为0.3 kg·m-3·d-1.试验第99 d，再次将磷酸盐的浓度提高到100 mg·L-1，反应器的出水效果进一步恶化，TN去除率和NRR逐渐降低，到试验113 d时，出水的NH4+-N达到351.4 mg·L-1，NH4+-N和TN去除率为58.8%和52.8%，NRR降至0.28 kg·m-3·d-1.第114 d开始，停止磷酸盐实验，恢复磷酸盐进水浓度8 mg·L-1.综合以上分析，随着磷酸盐浓度的增加，反应器的脱氮性能逐渐降低，磷酸盐对CANON工艺的脱氮有一定的抑制作用.3.2 磷酸盐对短程硝化和ANAMMOX稳定性的影响由3.1节可知，磷酸盐对CANON反应器的脱氮效果有影响，可知当磷酸盐浓度增大到一定浓度时，反应器的脱氮性能效果变差，故磷酸盐可能对反应器内的菌群有一定的抑制作用，而CANON 工艺的运行主要需AOB菌和ANAMMOX菌的协同作用，因此，通过分析短程硝化和ANAMMOX的稳定性来推断磷酸盐对两种菌的影响.短程硝化的稳定性可通过进出水Δ(NO3--N)的变化与进出水Δ(TN)变化的比值来判断短程硝化的稳定性(付昆明等，2012)，当Δ(NO3--N)/Δ(TN)与0.127的差值大于0时，表明短程硝化不完全，差值越大，短程硝化的效果越不理想.在整个实验阶段，进出水Δ(NO3--N)/Δ(TN)的比值如图 4所示.由图 4可知，在整个实验阶段，Δ(NO3--N)/Δ(TN)的比值大部分都小于理论值0.127，平均值是0.109，其差值大部分小于0，故在整个磷酸盐实验阶段，短程硝化的效果较为稳定.图 4 Δ(NO3--N)/Δ(TN)的化学计量比ANAMMOX的效果主要通过TN的去除效果来衡量(付昆明等，2012).由图 3可知，随着磷酸盐浓度的增加，NRR的去除效果逐渐降低.如在试验第99 d，保持曝气量等其他条件不变，增大磷酸盐的浓度至100 mg·L-1时，反应器的出水氨氮进一步升高，NRR和TN去除率逐渐降低，故在磷酸盐试验中ANAMMOX的运行表现较不稳定，磷酸盐对ANAMMOX菌的稳定性有影响.因此可知，磷酸盐对CANON反应器的影响，主要是磷酸盐对ANAMMOX菌有一定的抑制作用.3.3 反应器内微生物浓度变化由下图可知，在反应器启动期间的第11 d和19 d，进水磷酸盐浓度保持在8.0 mg·L-1，11 d比19 d的微生物浓度有所降低，这可能是在启动阶段时，在新的环境下较适合AOB菌和ANAMMOX菌的生长，污泥中原有的微生物菌群大部分不适应环境而死亡，其他菌的主导优势逐渐消失或者被淘汰，且AOB菌和ANAMMOX菌的倍增时间较长，故导致CANON工艺内微生物的浓度降低.图 5 CANON反应器内微生物随时间的变化第36 d，磷酸盐浓度达到30 mg·L-1，反应器内的微生物浓度比前期的较高，反应器内的AOB菌和ANAMMOX菌在适宜的条件下得到快速的增长.在磷酸盐浓度达到30 mg·L-1的期间，反应器呈现出稳定高效的脱氮效率.第56 d，当磷酸盐浓度达到60 mg·L-1时，微生物受到明显抑制，反应器微生物浓度降低，脱氮效果变差，出水NH4+-N浓度升高，NRR下降至0.7 kg·m-3·d-1.第71 d时微生物浓度比56 d低，主要的原因可能是受磷酸盐或HRT变化的影响，第94 d和113 d在相同的HRT的条件下，随着磷酸盐浓度的增加，微生物的浓度逐渐降低.第113 d时，磷酸盐浓度达到100 mg·L-1时，反应器内的微生物浓度达到最低，脱氮效率持续降低.4 讨论CANON工艺是依靠AOB菌和ANAMMOX菌的协同作用进行生物脱氮，任何一种细菌受到不利影响时都会导致工艺的脱氮效果变差.不少学者研究了磷酸盐对ANAMMOX的影响作用(见表 1).从表 1可知，多数研究得出：一定浓度下，磷酸盐对ANAMMOX菌有一定的抑制作用，会导致ANAMMOX 菌的活性降低，但影响的浓度和程度都说法不一.表 1 磷酸盐对ANAMMOX菌的影响研究磷酸盐对Anammox菌的影响机理目前尚未得知.可能的原因有三：其一是磷酸盐在厌氧条件下，可能转化为磷化氢，而磷化氢对厌氧微生物有一定的抑制作用.研究发现磷化氢可由厌氧微生物还原磷酸盐形成，在厌氧环境中普遍存在(Roels et al.，2011)，且郭夏丽等发现磷化氢对厌氧微生物(硫酸盐还原菌)有抑制作用(郭夏丽等，2013)，磷化氢可能对ANAMMOX菌有抑制作用，导致反应器的脱氮性能变差.其二是当磷酸盐浓度较高时，细菌表面可能吸附较多的磷酸盐，降低了微生物与氮素、或营养元素的接触，也能使微生物的活性受到影响.第三个可能的原因是在高浓度磷酸盐条件下，反应器内可能生成鸟粪石为主的晶体，这些晶体可能附着在微生物表面，导致微生物的反应基质缺乏，从而导致反应器的脱氮效果下降.有学者认为当磷酸盐浓度达到一定范围时，反应器内将会产生鸟粪石为主的晶体，这些晶体占据污泥之间的部分空隙后，将会阻塞水流通道，使得Anammox反应基质缺乏，从而影响反应器脱氮效果(王俊安等，2009;鲍林林等，2013)，而有外国学者得出当pH值大于8.00时才较易形成鸟粪石(Doyle et al.，2002)，因此，反应器内生成磷酸盐物质而附着在微生物表面，导致反应效果变差的说法有待进一步研究.在运行过程中，有些时候磷酸盐的出水浓度高于进水浓度，特别是当反应器受到不利影响时，容易使反应器的出水磷酸盐浓度大于进水浓度，可能的原因是：当反应器受到不利影响时，微生物的正常功能受到影响，将原先吸附在微生物表面的磷酸盐释放出来或者微生物部分死亡后裂解，释放出细胞内含磷物质，从而使出水磷酸盐浓度升高.而是否是因为磷化氢的抑制作用导致反应器的脱氮效果变差，使得出水磷酸盐浓度高于进水，也只是一种可能性的猜测.通过对短程硝化和ANAMMOX的稳定性分析可知，在磷酸盐试验中，Δ(NO3--N)/Δ(TN)的比值大部分都小于理论值0.127，短程硝化的效果较为理想，并没有受到磷酸盐的明显影响.而反应器TN的去除效果受到较为明显的影响，主要原因就是ANAMMOX菌受到不利影响，从而导致脱氮效果变差.这也验证了磷酸盐对ANAMMOX有抑制作用.试验中改变HRT后，仍能说明磷酸盐对反应器的脱氮性能有影响.在实验第50 d，由于反应器受到磷酸盐的不利影响，脱氮性能逐渐下降，反应器内的微生物受到较大影响，为了防止反应器的继续恶化，恢复反应器的稳定性，故此时增大HRT，提高系统的稳定性，增强反应器对不利影响的抵抗力，以便于后续试验的进行.等到反应器的脱氮效率得到恢复后，保持在相同的HRT 的条件下，进一步增大磷酸盐浓度，研究反应器的脱氮性能，试验的结果也证明，当试验第76 d 时，保持HRT为28.8 h时，增大磷酸盐的浓度时，反应器的脱氮效果进一步变差.说明试验中改变反应器的HRT后，仍能得出磷酸盐对反应器的脱氮性能有影响.在试验中发现，当磷酸盐浓度为30 mg·L-1时，反应器的脱氮性能达到最高，出水NH4+-N 浓度降至10 mg·L-1以下，比其它浓度下的处理效果都要好.第94 d，磷酸盐浓度达到90 mg·L-1，反应器的微生物浓度比第71 d时的微生物浓度低，TN去除率降至72.6%，之后随着磷酸盐浓度的增加，CANON的脱氮性能逐渐变差，出水氨氮升高，TN和NRR逐渐降低，结果显示磷酸盐在一定的浓度下，将有利于微生物的生长，提高工艺的处理效果，而磷酸盐超过一定的浓度后，将会影响ANAMMOX菌活性，不利于工艺的稳定运行.运用CANON工艺处理实际含氮废水时，如化肥厂废水(主要指复合肥)和制药废水都含有较高浓度的氮和一定浓度的磷(王元月等，2013)，此时需注意磷酸盐对CANON工艺的影响，采取相应措施，使得磷酸盐的浓度不抑制污泥的活性，或者适宜于污泥的生长.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
厌氧氨氧化技术相关工艺研究与应用
厌氧氨氧化技术相关工艺研究与应用摘要：本文介绍了基于厌氧氨氧化技术的新型生物脱氮工艺，包括厌氧氨氧化工艺、 SHARON-ANAMMOX 工艺、CANON 工艺、OLAND 工艺、DEMON 工艺。
厌氧氨氧化法主要针对高浓度氨氮低COD 废水，列举了四种可处理的实际废水。
关键词：生物脱氮；厌氧氨氧化工艺；工程应用1.前言随着工农业生产的飞速发展和和生活水平的不断提高，人类活动对自然环境产生巨大影响，导致各类氮素化合物累积。
其中，水体氮素污染问题尤为严重。
新型生物脱氮技术按其生化反应原理可分为两类基本技术,一类是基于硝化一反硝化生化过程的新型生物脱氮工艺，另一类为基于厌氧氨氧化（ANAMMOX ）反应的新型生物脱氮工艺。
2.厌氧氨氧化原理厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，厌氧氨氧化菌将NH 4+和NO 2－直接转变为N 2。
厌氧氨氧化的化学计量关系如式1[1]。
NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.12H+→1.0N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O （式1）3.厌氧氨氧化相关工艺3.1 ANAMMOX 工艺ANAMMOX 工艺是在缺氧条件下利用厌氧氨氧化菌，将废水中的NH4+和NO2－转化为N2的方法。
要实现厌氧氨氧化工艺，废水基质需含有NH 4+与NO 2-，而典型的废水中氮素主要以NH 4+氧形态存在。
因此，厌氧氧氧化需与短程硝化工艺组合，才能实现脱氮。
3.2 SHARON-ANAMMOX 工艺SHARON 工艺先在有氧条件下利用氨氧化细菌将NH 4+氧化为NO 2，然后在缺氧条件下，以有机物为电子供体，将NO2-反硝化[2]。
因此利用SHARON 工艺将原水中50%的NH 4+转化为NO 2-，理论上保证进入厌氧氨氧化反应器中的NH 4+-N ：NO 2--N 约为1∶1.32，实现氮素的脱除。
3.3 CANON 工艺CANON （完全自养脱氮）工艺是短程硝化和厌氧氨氧化技术的组合工艺。
新型生物脱氮技术有哪些
为了解决传统生物脱氮技术的高能耗、高运行费用等问题，国内外学者致速发展，新型的脱氮微生物群被发现，传统脱氮微生物的新的脱氮反应机理被提出，由此产生了生物脱氮理念的革新，产生了一批新型的生物脱氮技术。这些技术主要有：基于厌氧氨氧化工艺的SHARON—ANAMMOX 工艺、亚硝化-厌氧氨氧化工艺；基于全程自养脱氮的CANON工艺和OLAND工艺；同步硝化反硝化工艺；好氧反硝化工艺；同时反硝化产甲烷工艺；电解反硝化工艺等等。
新型生物脱氮技术
一、传统生物脱氮简介
1、脱氮原理 2、传统脱氮工艺
二、新型生物脱氮技术
1、半硝化工艺（SHARON） 2、厌氧氨氧化工艺（ANAMMOX） 3、半硝化-厌氧氨氧化工艺（ SHARON –ANAMMOX） 4、生物膜内自养脱氮工艺 （ CANON） 5、总结
三、其他生物脱氮新技术简介
一、传统生物脱氮简介
1、脱氮原理 将废水中的有机氮转化为氨氮，通过硝化作用将氨氮转化为硝态氮，再通过 反硝化作用将硝态氮还原为氮气从水中逸出，从而实现生物脱氮的目的。 有机氮
好氧或厌氧
NH4+ 氨化作用 氨化作用
NO2硝化作用
NO3-
NO2反硝化作用
N2
硝化作用
反硝化作用
有机氮通过酶和微生物作 用下释放氨的过程
微生物将氨氧化成亚硝酸盐， 硝态氮在反硝化细菌作用下还原 进一步氧化成硝酸盐 成氮气
3、生物纤维膜反应器 把膜技术优点（从污水中截留和分离微生物）和细胞固定化技术优点（高浓度 微生物、传质比表面积大）结合起来。 反映器中膜不仅具有生物降解功能，同时还具有分离功能。
如PSB（permeable support biofilm），生物膜附着在渗透性纤维膜载体上， 氧气渗透进入生物膜。生物膜中微生物自然分层，碳氧化、硝化和反硝化在 生物膜的不同部位进行。微生物间无干扰，避免微生物间竞争和抑制作用。
4、臭氧湿式氧化 一种处理含氨氮废水比较有效的技术。碱性条件下，通过O3的湿式氧化过程产 生一些氧化能力很强的OH自由基，氧化水中氨氮。 可作为含有机物又含无机污染物废水的预处理； 也可作为废水深度处理后处理进一步降解废水中污染物。
5、生物电极脱氮技术 生物法和电化学结合起来的一种处理硝酸态氮污染水的生物电极法。 污水中的硝酸态氮在生物和电化学双重作用下降解，而微电流又可以刺激微生 物代谢活动。 把脱氮菌作为生物膜固定在一炭为材料的电极上，称为固定化微生物电极。 通过电极间通电产生的电解氢作为电子供体。
氨氮废水常用处理方法
氨氮废水常用处理方法来源：作者：发布时间：2007-11-14过量氨氮排入水体将导致水体富营养化，降低水体观赏价值，并且被氧化生成的硝酸盐和亚硝酸盐还会影响水生生物甚至人类的健康。
因此，废水脱氮处理受到人们的广泛关注。
目前，主要的脱氮方法有生物硝化反硝化、折点加氯、气提吹脱和离子交换法等。
消化污泥脱水液、垃圾渗滤液、催化剂生产厂废水、肉类加工废水和合成氨化工废水等含有极高浓度的氨氮（500 mg/L以上，甚至达到几千mg/L），以上方法会由于游离氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其应用受到限制。
高浓度氨氮废水的处理方法可以分为物化法、生化联合法和新型生物脱氮法。
1 物化法1.1 吹脱法在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法。
一般认为吹脱效率与温度、pH、气液比有关。
王文斌等[1]对吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮进行了研究，控制吹脱效率高低的关键因素是温度、气液比和pH。
在水温大于25 ℃,气液比控制在3500左右，渗滤液pH控制在10.5左右，对于氨氮浓度高达2000～4000 mg/L的垃圾渗滤液，去除率可达到90%以上。
吹脱法在低温时氨氮去除效率不高。
王有乐等[2]采用超声波吹脱技术对化肥厂高浓度氨氮废水（例如882 mg/L）进行了处理试验。
最佳工艺条件为pH＝11，超声吹脱时间为40 min，气水比为l000：1试验结果表明，废水采用超声波辐射以后，氨氮的吹脱效果明显增加，与传统吹脱技术相比，氨氮的去除率增加了17％～164％，在90％以上，吹脱后氨氮在100 mg/L以内。
为了以较低的代价将pH调节至碱性，需要向废水中投加一定量的氢氧化钙，但容易生水垢。
同时，为了防止吹脱出的氨氮造成二次污染，需要在吹脱塔后设置氨氮吸收装置。
Izzet等[3]在处理经UASB预处理的垃圾渗滤液（2240 mg/L）时发现在pH＝11.5，反应时间为24 h，仅以120 r/min的速度梯度进行机械搅拌，氨氮去除率便可达95％。
高氨氮废水处理方法
高氨氮废水的一般的形成是由于氨水和无机氨共同存在所造成的，一般上ph在中性以上的废水氨氮的主要来源是无机氨和氨水共同的作用，ph在酸性的条件下废水中的氨氮主要由于无机氨所导致。
废水中氨氮的构成主要有两种，一种是氨水形成的氨氮，一种是无机氨形成的氨氮，主要是硫酸铵，氯化铵等等。
高氨氮废水如何处理，我们着重介绍一下其处理方法：1 物化法1.1 吹脱法在碱性条件下，利用氨氮的气相浓度和液相浓度之间的气液平衡关系进行分离的一种方法，一般认为吹脱与湿度、PH、气液比有关。
1.2 沸石脱氨法利用沸石中的阳离子与废水中的NH4+进行交换以达到脱氮的目的。
应用沸石脱氨法必须考虑沸石的再生问题，通常有再生液法和焚烧法。
采用焚烧法时，产生的氨气必须进行处理。
1.3 膜分离技术利用膜的选择透过性进行氨氮脱除的一种方法。
这种方法操作方便，氨氮回收率高，无二次污染。
例如：气水分离膜脱除氨氮氨氮在水中存在着离解平衡，随着PH升高，氨在水中NH3形态比例升高，在一定温度和压力下，NH3的气态和液态两项达到平衡。
根据化学平衡移动的原理即吕．查德里（A.L.LE Chatelier）原理。
在自然界中一切平衡都是相对的和暂时的。
化学平衡只是在一定条件下才能保持“假若改变平衡系统的条件之一，如浓度、压力或温度，平衡就向能减弱这个改变的方向移动。
”遵从这一原理进行了如下设计理念在膜的一侧是高浓度氨氮废水，另一侧是酸性水溶液或水。
当左侧温度T1＞20℃,PH1＞9,P1＞P2保持一定的压力差，那么废水中的游离氨NH4+,就变为氨分子NH3,并经原料液侧介面扩散至膜表面，在膜表面分压差的作用下，穿越膜孔，进入吸收液，迅速与酸性溶液中的H+反应生成铵盐。
1.4MAP沉淀法主要是利用以下化学反应：Mg2++NH4++PO43-=MgNH4PO4理论上讲以一定比例向含有高浓度氨氮的废水中投加磷盐和镁盐，当[Mg2 + ][NH4+][PO43 -]>2.5×10–13时可生成磷酸铵镁（MAP），除去废水中的氨氮。
一体化全程自养脱氮(CANON)工艺的效能及污泥特性
进水箱
进水泵
CANON 反应器
图 1 CANON 实验装置
Fig.1 CANON experimental setup
出水箱
外源有机物,减少能源消耗.由于 CANON 工艺的核 心在于厌氧氨氧化,所以厌氧氨氧化的全程自养、 节 省 外 加 碳 源 [6] 、 污 泥 产 量 低 [7] 等 优 点 也 是 CANON 工艺所具有的特点,除此之外,相对于二段 式,CANON 反应还有占地面积小、基建投资少等 优点.近年来研究 CANON 工艺的学者普遍遇到的 问题是脱氮处理效能相对于二段式较低,若不采用 生物填料仅依靠反应器自身造粒比较难,出水的硝 酸盐浓度偏高、合适的低溶解氧不易控制.本文采 用新型的一体化 CSTR 反应器研究了 CANON 工
个反应器中进行的工艺,代表工艺是 SHARON 效果,不设二沉池以及污泥回流.这样的设计可达
(single reactor for high activity ammonia removal 到三个目的:厌氧氨氧化菌倍增时间长,采用双沉
over nitrite)+ANAMMOX 工艺.目前该工艺已经 淀区更容易持留污泥;厌氧氨氧化菌形成颗粒后 率先应用于荷兰鹿特丹污水厂[4];另外一种工艺 易漂浮[8];两级沉淀易于回收上浮的颗粒污泥;最
是亚硝化与 ANAMMOX 在一个反应器中进行的 后此设计除去二沉池和污泥回流系统,结构形式
工艺,代表工艺之一为 CANON 工艺[(式 3)].
NH4++1.5O2→NO2 -+2H++H2O
(2)பைடு நூலகம்
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厌氧氨氧化（ANAMMOX）和全程自养脱氮(CANON) 【格林大讲堂】
厌氧氨氧化是指在厌氧条件下氨氮以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过程。
厌氧氨氧化（Anaerobicammoniaoxidation，简称ANAMMOX）是指在厌氧条件下，以Planctomycetalessp为代表的微生物直接以NH4+为电子供体，以NO2-或NO3-为电子受体，将NH4+、NO2-或NO3-转变成N2的生物氧化过程。
武汉格林环保有完善的服务体系和配套的专业环境工程团队，秉着崇高的环保责任和义务长期维护提供免费的污水处理解决方案，是湖北省工业废水运营管理行业中的品牌。
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该过程利用独特的生物机体以硝酸盐作为电子供体把氨氮转化为N2，最大限度的实现了N的循环厌氧硝化，这种耦合的过程对于从厌氧硝化的废水中脱氮具有很好的前景，对于高氨氮低COD的污水由于硝酸盐的部分氧化，大大节省了能源。
目前推测厌氧氨氧化有多种途径。
其中一种是羟氨和亚硝酸盐生成N2O的反应，而N2O可以进一步转化为氮气，氨被氧化为羟氨。
另一种是氨和羟氨反应生成联氨，联氨被转化成氮气并生成4个还原性[H]，还原性[H]被传递到亚硝酸还原系统形成羟氨。
第三种是：一方面亚硝酸被还原为NO，NO被还原为N2O，N2O再被还原成N2；另一方面，NH4+被氧化为NH2OH，
NH2OH经N2H4，N2H2被转化为N2。
厌氧氨氧化工艺的优点：可以大幅度地降低硝化反应的充氧能耗；免去反硝化反应的外源电子供体；可节省传统硝化反硝化反应过程中所需的中和试剂；产生的污泥量极少。
厌氧氨氧化的不足之处是：到目前为止，厌氧氨氧化的反应机理、参与菌种和各项操作参数不明确。
全程自养脱氮的全过程实在一个反应器中完成，其机理尚不清楚。
Hippen等人发现在限制溶解氧（DO浓度为0.8·1.0mg/l）和不加有机碳源的情况下，有超过60%的氨氮转化成N2而得以去除。
同时通过实验证明在低DO浓度下，细菌以亚硝酸根离子为电子受体，以铵根离子为电子供体，最终产物为氮气。
有实验用荧光原位杂交技术监测全程自养脱氮反应器中的微生物，发现在反应器处于稳定阶段时即使在限制曝气的情况下，反应器中任然存在有活性的厌氧氨氧化菌，不存在硝化菌。
有85%的氨氮转化为氮气。
鉴于以上理论，全程自养脱氮可能包括两步第一是将部分氨氮氧化为烟硝酸盐，第二是厌氧氨氧化。