短程硝化_反硝化生物脱氮技术研究_姚阔为
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2.2 pH 值
Surmacz-Gorska 实验发现 pH 值是抑制 NOB 活性 的决定性因素[5]。Painter 认为 NOB 的最适宜 pH 值在 7.2～8.2 之间，而 AOB 适于在一个更高的 pH 值条件 下活动[6]。Glass and Silverstein 的实验也得到相 似的结果，硝化过程中随着 pH 值增加（pH 值分别为 7.5、8.5、9.0），观察到 NO2-N 的累积显著增加（NO2-N 浓度分别为 250、500、900 mg/L）[7]。因此利用 AOB 和 NOB 最适宜 pH 值的不同，通过调节混合液中 pH 值 可将硝化过程控制在 NO2-N 阶段。此外，pH 值的提高 也有助于增加污水中游离 NH3 浓度，进而促进 NO2-N 积累。
1.3 比较分析
短程硝化-反硝化生物脱氮技术与传统生物脱氮 技术相比具有以下特点： ◆ AOB 世代周期比 NOB 短，泥龄也短，将硝化过程控 制在 NO2-N 阶段可提高微生物浓度和硝化反应速度， 缩短水力停留反应时间，减小反应器容积。 ◆ NH3-N 转化为 NO3 比 NH3-N 转化为 NO2 需要消耗更多 的溶解氧，将硝化过程控制在 NO2-N 阶段可节省 NO2-N 转化为 NO3-N 过程中的需氧量。 ◆ NO3-N 转化为 N2 比 NO2-N 转化为 N2 需要更多的电子 供体，将硝化过程控制在 NO2-N 阶段可减少反硝化过 程中有机碳源的需要量。
2.1 分子态游离 NH3 浓度
分子态游离 NH3 对 AOB 和 NOB 都有抑制作用，但 NOB 更加敏感。分子态游离 NH3 对硝化菌的抑制是多 种因素（如初始 NH4+浓度、pH 和温度）综合作用的结 果[2]。Anthonisen 等人研究认为游离 NH3 浓度在 0.1～ 1.0 mg/L 时就会抑制 NOB 活性，而当浓度达到 10～150 mg/L 时才会抑制 AOB 活性[3]。Rols 等人则提出游离 NH3 对 NOB 出现抑制的初始浓度为 0.5～3.0 mg/L[4]。 可见当污水中游离 NH3 浓度较高时，会使 NO2-N 氧化 受阻，易形成 NO2-N 积累。但如果游离 NH3 浓度过高， 例如在 10 mg/L 以上，将会抑制 AOB 活性，导致工艺 失败。
2.5 控制泥龄
泥龄表示活性污泥在曝气池内的平均停留时间， 也反映了曝气池中污泥全部更新一次需要的时间。 Alleman 认 为 AOB 最 大 生 长 速 率 为 2.2 d-1 高 于 NOB(1.39 d-1)。由于 AOB 的世代周期比 NOB 世代周期 短，在悬浮处理系统中，若将泥龄控制在 AOB 和 NOB 的最小停留时间之间时，系统中 NOB 就会难以生长， 使 AOB 成为系统优势硝化菌群，实现 NO2-N 积累。
治理技术
油气田环境保护
第 16 卷s第 4 期 ·21·
pH 值受到严格控制。利用此专利工艺的两座废水生 物脱氮处理厂已在荷兰建成，并证明了短程硝化-反 硝化生物脱氮技术的可行性。
3.2 OLAND 工艺
OLAND 工艺是由比利时 Gent 微生物生态实验室 开发。该工艺的技术关键是控制溶解氧浓度，使硝化 过程仅进行到 NO2-N 阶段。溶解氧浓度是硝化与反硝 化过程中的重要因素，研究表明低溶解氧下 AOB 增殖 速率加快，补偿了由于低溶解氧浓度所造成的代谢活 动下降，使得整个硝化阶段中氨氧化未受到明显影 响。低溶解氧浓度下 NO2-N 大量积累是由于 AOB 对溶 解氧的亲合力较 NOB 强。AOB 氧饱和常数一般为 0.2～ 0.4 mg/L，而 NOB 为 1.2～1.5 mg/L。OLAND 工艺就是 利用这两类细菌动力学特性的差异，淘汰了 NOB，使 NO2-N 大量积累。
4 存在的问题及今后研究重点
由于废水的复杂性和污染物的多样性，以及各个 控制因素之间的相互关联等原因，以后仍然需要着重 进行如下几个方面的研究。 ◆ SHARON 工艺主要用来处理城市污水二级处理系统 中污泥硝化上清液和垃圾滤出液等废水，由于这些废 水本身温度较高，属高温水。但对于大量的城市污水 来说，一般属于低温污水，要使大量水升温、在 30～ 35℃时保温难以实现。因此，对低温的城市污水如何 实现短程硝化-反硝化需要进一步的研究。 ◆ OLAND 工艺是在低氧浓度下实现维持 NO2-N 积累， 但是对悬浮系统低氧下活性污泥易解体和发生丝状 膨胀。因此低氧对活性污泥的沉降性、污泥膨胀、以 及对除氮以外的其它污染物质去除效果的影响等仍 需要进一步的研究。 ◆ 虽然很多因素都会导致硝化过程中 NO2-N 积累，但 目前对此现象的理论的解释还不充分。各种控制因素 之间都是相互关联的，如温度、pH 值、溶解氧浓度、 游离 NH3 浓度等的变化都会引起 AOB 和 NOB 增长速度 的变化，进而引起其最小停留时间的改变。因此，根 据各种废水的水质特点寻找其主要控制因素，或者如 何综合考虑各种控制因素，综合控制硝化过程，使 NO2-N 积累能长久稳定地维持还需要进一步的研究与 探索。
参考文献
[1] 袁林江,彭党聪,王志盈.短程硝化一反硝化脱氮[J].中国 给水排水,2000,16(02):29～31
[2] Balmelle, B., Nguyen, K. M., Capdeville, B., Cornier, J. C. and Deguin, A. Study of factors controlling nitrite build-up in biological processes for water nitrification [J]. Wat. Sci. Tech.1992, 26(5～6): 1017～1025
87.5 kJ/mol的能量，NOB从中获取5％～10％能量，NOB 氧化NO2-N的量约为AOB氧化NH3-N量的4～5倍，所以一 般不会有NO2-N积累；③ NH3-N氧化为NO2-N的速率较 NO2-N氧化为NO3-N速率慢，在NH3-N转化为NO3-N时， NO2-N的形成限制反应步骤，所以通常产物为NO3-N， NO2-N浓度很低。
──────────
姚阔为，同济大学在读硕士，主要从事水污染控制方面的研究。通信地址：上海四平路1298号同济大学，200092
·20· 2006 年 12 月
油气田环境保护
治理技术
2 实现短程硝化-反硝化生物脱氮技术 的影响因素
将硝化过程控制在 NO2-N 阶段是实现短程硝化反硝化生物脱氮技术的关键。硝化的过程控制在一定 程度上取决于对两种硝化菌的控制，AOB 和 NOB 在生 理机制及动力学特征上存在固有的差异，导致某些影 响因素对其有不同程度的抑制作用，从而影响硝化过 程。可见，实现短程硝化-反硝化生物脱氮的途径就 是控制那些能对这两类细菌产生不同影响的因素。
1.2 短程硝化-反硝化生物脱氮技术
从硝化过程来看，NH3-N 被氧化成 NO3-N 是由两 类独立的细菌完成的两个不同反应，应该可以分开。 这两类细菌的生理特征也有明显的差异。对于反硝化 过程，无论是 NO2-N 还是 NO3-N 均可以作为最终电子 受体。因而整个生物脱氮过程可以通过 NH3-N 转化为 NO2-N 再转化为 N2 的途径完成。短程硝化反硝化生物 脱氮技术，又称亚硝酸型生物脱氮技术，就是将硝化 过程控制在 NO2-N 阶段而终止，随后进行反硝化。
治理技术
油气田环境保护
源自文库
第 16 卷s第 4 期 ·19·
短程硝化-反硝化生物脱氮技术研究
姚阔为 1 杨 健 1 聂 静 1 王志强 2
（1.同济大学环境科学与工程学院;2.德州市水利局河道处）
摘 要 将短程硝化-反硝化生物脱氮技术与传统生物脱氮技术进行了比较，论述了短程硝化-反硝化生物 脱氮技术的机理及特点。分析了实现亚硝酸盐积累的影响因素，包括温度、溶解氧浓度、pH 值、分子态游离 NH3 浓度和泥龄。结合典型工艺，提出了目前短程硝化-反硝化脱氮技术存在的问题及改进建议。
3 典型工艺
3.1 SHARON 工艺
SHARON 工艺是由荷兰 Delft 技术大学开发的脱 氮新工艺。其基本原理是将 NH3-N 氧化控制在亚硝化 阶段，然后进行反硝化。用 SHARON 工艺来处理城市 污水二级处理系统中污泥消化上清液和垃圾滤出液 等高氨废水，可使硝化系统中亚硝酸积累达 100％。 该工艺的核心是利用在高温(30～35℃)下，AOB 的生 长速率明显高于 NOB 的生长速率，AOB 的最小停留时 间小于 NOB 的最小停留时间这一固有特性控制系统 的泥龄，使其介于 AOB 和 NOB 最小停留时间之间，从 而使 AOB 具有较高的浓度而 NOB 被自然淘汰，从而维 持了稳定的 NO2-N 积累。在 SHARON 工艺中，温度和
2.4 溶解氧浓度
AOB 和 NOB 都是好氧细菌。莫氏方程中 NH3-N 转 化为 NO2-N 和 NO2-N 转化为 NO3-N 的氧饱和系数分别 为 0.3 和 1.1 mg/L，说明降低硝化阶段溶解氧浓度 对氨氧化影响不大，但对 NO2-N 进一步氧化成 NO3-N 有明显的抑制。Ruiza 研究表明，当溶解氧浓度在 2.7～5.7 mg/L 时，对硝化过程中 NO2-N 积累没有影 响；当溶解氧浓度在 0.7～1.4 mg/L 时，NO2-N 积累 会随着氨的氧化显著增加；当溶解氧浓度在 0.5 mg/L 时，NO2-N 积累和氨的氧化有所降低。所以将溶解氧 浓度控制在较低的范围，有助于实现硝化过程中 NO2-N 积累。
NOB 的生长速率低于 AOB[9]。Hellinga 等人则认为在 温度大于 15℃时，AOB 的生长速率高于 NOB[10]。可见， 温度对 AOB 和 NOB 世代周期的影响不同，当温度高于 l5℃ 时，AOB 的泥龄要比 NOB 的低，且随温度升高 其差距变大，因此可以在较高温度下控制泥龄以淘汰 世代较长的硝化菌，实现 NO2-N 累积。
2.3 温 度
生物硝化反应在 4～45℃内均可进行，但 AOB 和 NOB 生长的最适宜温度各不相同。Knowles 实验发现 温度在 10～20℃时，NOB 的最大生长速率明显高于 AOB；而温度高于 25℃时，NOB 的最大生长速率与 AOB 基本相当[8]。Mulder 等人进一步证实在较高温度下，
1 生物脱氮技术机理及比较分析
1.1 传统生物脱氮技术的机理
传统生物脱氮技术将NH3-N完全氧化成NO3-N后再 进行反硝化，主要原因[1]：① 亚硝化细菌ammonia -oxidizing bacteria(AOB) 和 硝 化 细 菌 nitrite -oxidizing bacteria (NOB)是两类独立细菌，但在 开放体系中，这两类微生物普遍生活在一起，彼此有 利，难以单独存在；② 在硝化过程中，NH3-N转化为 NO2-N，释放242.8～351.7 kJ/mol的能量，AOB从中获 取5％～14％能量；NO2-N转化为NO3-N，释放64.5～
关键词 短程硝化-反硝化生物脱氮技术 亚硝酸盐积累 影响因素
0引言
污水脱氮作为水污染控制的一项重要内容已被 广泛纳入到污水处理工程中。目前普遍采用的生物脱 氮技术是借助硝化菌和反硝化菌的生理功能，将污水 中各种形态的氮元素最终转化为气态氮。典型的传统 生物脱氮工艺是A/O法、A/A/O法。尽管这些工艺在污 水脱氮方面起到了重要作用，但仍然存在着以下问 题：① 系统总水力停留时间较长，有机负荷较低，增 加了基建投资费用；② 氨氮完全硝化要消耗大量溶解 氧，增加了曝气充氧的动力费用；③ 反硝化过程中作 为电子供体的有机碳源不足时需补充投加，增加了药 剂投加费用。另外与传统生物脱氮技术相比，短程硝 化-反硝化生物脱氮技术具有以下优点：① 缩短水力 停留反应时间；② 降低硝化过程耗氧量；③ 减少反 硝化过程所需有机碳源；④ 减少剩余污泥产量。因此， 短程硝化-反硝化生物脱氮技术已成为污水生物脱氮 领域的一个新的研究热点。
Surmacz-Gorska 实验发现 pH 值是抑制 NOB 活性 的决定性因素[5]。Painter 认为 NOB 的最适宜 pH 值在 7.2～8.2 之间，而 AOB 适于在一个更高的 pH 值条件 下活动[6]。Glass and Silverstein 的实验也得到相 似的结果，硝化过程中随着 pH 值增加（pH 值分别为 7.5、8.5、9.0），观察到 NO2-N 的累积显著增加（NO2-N 浓度分别为 250、500、900 mg/L）[7]。因此利用 AOB 和 NOB 最适宜 pH 值的不同，通过调节混合液中 pH 值 可将硝化过程控制在 NO2-N 阶段。此外，pH 值的提高 也有助于增加污水中游离 NH3 浓度，进而促进 NO2-N 积累。
1.3 比较分析
短程硝化-反硝化生物脱氮技术与传统生物脱氮 技术相比具有以下特点： ◆ AOB 世代周期比 NOB 短，泥龄也短，将硝化过程控 制在 NO2-N 阶段可提高微生物浓度和硝化反应速度， 缩短水力停留反应时间，减小反应器容积。 ◆ NH3-N 转化为 NO3 比 NH3-N 转化为 NO2 需要消耗更多 的溶解氧，将硝化过程控制在 NO2-N 阶段可节省 NO2-N 转化为 NO3-N 过程中的需氧量。 ◆ NO3-N 转化为 N2 比 NO2-N 转化为 N2 需要更多的电子 供体，将硝化过程控制在 NO2-N 阶段可减少反硝化过 程中有机碳源的需要量。
2.1 分子态游离 NH3 浓度
分子态游离 NH3 对 AOB 和 NOB 都有抑制作用，但 NOB 更加敏感。分子态游离 NH3 对硝化菌的抑制是多 种因素（如初始 NH4+浓度、pH 和温度）综合作用的结 果[2]。Anthonisen 等人研究认为游离 NH3 浓度在 0.1～ 1.0 mg/L 时就会抑制 NOB 活性，而当浓度达到 10～150 mg/L 时才会抑制 AOB 活性[3]。Rols 等人则提出游离 NH3 对 NOB 出现抑制的初始浓度为 0.5～3.0 mg/L[4]。 可见当污水中游离 NH3 浓度较高时，会使 NO2-N 氧化 受阻，易形成 NO2-N 积累。但如果游离 NH3 浓度过高， 例如在 10 mg/L 以上，将会抑制 AOB 活性，导致工艺 失败。
2.5 控制泥龄
泥龄表示活性污泥在曝气池内的平均停留时间， 也反映了曝气池中污泥全部更新一次需要的时间。 Alleman 认 为 AOB 最 大 生 长 速 率 为 2.2 d-1 高 于 NOB(1.39 d-1)。由于 AOB 的世代周期比 NOB 世代周期 短，在悬浮处理系统中，若将泥龄控制在 AOB 和 NOB 的最小停留时间之间时，系统中 NOB 就会难以生长， 使 AOB 成为系统优势硝化菌群，实现 NO2-N 积累。
治理技术
油气田环境保护
第 16 卷s第 4 期 ·21·
pH 值受到严格控制。利用此专利工艺的两座废水生 物脱氮处理厂已在荷兰建成，并证明了短程硝化-反 硝化生物脱氮技术的可行性。
3.2 OLAND 工艺
OLAND 工艺是由比利时 Gent 微生物生态实验室 开发。该工艺的技术关键是控制溶解氧浓度，使硝化 过程仅进行到 NO2-N 阶段。溶解氧浓度是硝化与反硝 化过程中的重要因素，研究表明低溶解氧下 AOB 增殖 速率加快，补偿了由于低溶解氧浓度所造成的代谢活 动下降，使得整个硝化阶段中氨氧化未受到明显影 响。低溶解氧浓度下 NO2-N 大量积累是由于 AOB 对溶 解氧的亲合力较 NOB 强。AOB 氧饱和常数一般为 0.2～ 0.4 mg/L，而 NOB 为 1.2～1.5 mg/L。OLAND 工艺就是 利用这两类细菌动力学特性的差异，淘汰了 NOB，使 NO2-N 大量积累。
4 存在的问题及今后研究重点
由于废水的复杂性和污染物的多样性，以及各个 控制因素之间的相互关联等原因，以后仍然需要着重 进行如下几个方面的研究。 ◆ SHARON 工艺主要用来处理城市污水二级处理系统 中污泥硝化上清液和垃圾滤出液等废水，由于这些废 水本身温度较高，属高温水。但对于大量的城市污水 来说，一般属于低温污水，要使大量水升温、在 30～ 35℃时保温难以实现。因此，对低温的城市污水如何 实现短程硝化-反硝化需要进一步的研究。 ◆ OLAND 工艺是在低氧浓度下实现维持 NO2-N 积累， 但是对悬浮系统低氧下活性污泥易解体和发生丝状 膨胀。因此低氧对活性污泥的沉降性、污泥膨胀、以 及对除氮以外的其它污染物质去除效果的影响等仍 需要进一步的研究。 ◆ 虽然很多因素都会导致硝化过程中 NO2-N 积累，但 目前对此现象的理论的解释还不充分。各种控制因素 之间都是相互关联的，如温度、pH 值、溶解氧浓度、 游离 NH3 浓度等的变化都会引起 AOB 和 NOB 增长速度 的变化，进而引起其最小停留时间的改变。因此，根 据各种废水的水质特点寻找其主要控制因素，或者如 何综合考虑各种控制因素，综合控制硝化过程，使 NO2-N 积累能长久稳定地维持还需要进一步的研究与 探索。
参考文献
[1] 袁林江,彭党聪,王志盈.短程硝化一反硝化脱氮[J].中国 给水排水,2000,16(02):29～31
[2] Balmelle, B., Nguyen, K. M., Capdeville, B., Cornier, J. C. and Deguin, A. Study of factors controlling nitrite build-up in biological processes for water nitrification [J]. Wat. Sci. Tech.1992, 26(5～6): 1017～1025
87.5 kJ/mol的能量，NOB从中获取5％～10％能量，NOB 氧化NO2-N的量约为AOB氧化NH3-N量的4～5倍，所以一 般不会有NO2-N积累；③ NH3-N氧化为NO2-N的速率较 NO2-N氧化为NO3-N速率慢，在NH3-N转化为NO3-N时， NO2-N的形成限制反应步骤，所以通常产物为NO3-N， NO2-N浓度很低。
──────────
姚阔为，同济大学在读硕士，主要从事水污染控制方面的研究。通信地址：上海四平路1298号同济大学，200092
·20· 2006 年 12 月
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治理技术
2 实现短程硝化-反硝化生物脱氮技术 的影响因素
将硝化过程控制在 NO2-N 阶段是实现短程硝化反硝化生物脱氮技术的关键。硝化的过程控制在一定 程度上取决于对两种硝化菌的控制，AOB 和 NOB 在生 理机制及动力学特征上存在固有的差异，导致某些影 响因素对其有不同程度的抑制作用，从而影响硝化过 程。可见，实现短程硝化-反硝化生物脱氮的途径就 是控制那些能对这两类细菌产生不同影响的因素。
1.2 短程硝化-反硝化生物脱氮技术
从硝化过程来看，NH3-N 被氧化成 NO3-N 是由两 类独立的细菌完成的两个不同反应，应该可以分开。 这两类细菌的生理特征也有明显的差异。对于反硝化 过程，无论是 NO2-N 还是 NO3-N 均可以作为最终电子 受体。因而整个生物脱氮过程可以通过 NH3-N 转化为 NO2-N 再转化为 N2 的途径完成。短程硝化反硝化生物 脱氮技术，又称亚硝酸型生物脱氮技术，就是将硝化 过程控制在 NO2-N 阶段而终止，随后进行反硝化。
治理技术
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短程硝化-反硝化生物脱氮技术研究
姚阔为 1 杨 健 1 聂 静 1 王志强 2
（1.同济大学环境科学与工程学院;2.德州市水利局河道处）
摘 要 将短程硝化-反硝化生物脱氮技术与传统生物脱氮技术进行了比较，论述了短程硝化-反硝化生物 脱氮技术的机理及特点。分析了实现亚硝酸盐积累的影响因素，包括温度、溶解氧浓度、pH 值、分子态游离 NH3 浓度和泥龄。结合典型工艺，提出了目前短程硝化-反硝化脱氮技术存在的问题及改进建议。
3 典型工艺
3.1 SHARON 工艺
SHARON 工艺是由荷兰 Delft 技术大学开发的脱 氮新工艺。其基本原理是将 NH3-N 氧化控制在亚硝化 阶段，然后进行反硝化。用 SHARON 工艺来处理城市 污水二级处理系统中污泥消化上清液和垃圾滤出液 等高氨废水，可使硝化系统中亚硝酸积累达 100％。 该工艺的核心是利用在高温(30～35℃)下，AOB 的生 长速率明显高于 NOB 的生长速率，AOB 的最小停留时 间小于 NOB 的最小停留时间这一固有特性控制系统 的泥龄，使其介于 AOB 和 NOB 最小停留时间之间，从 而使 AOB 具有较高的浓度而 NOB 被自然淘汰，从而维 持了稳定的 NO2-N 积累。在 SHARON 工艺中，温度和
2.4 溶解氧浓度
AOB 和 NOB 都是好氧细菌。莫氏方程中 NH3-N 转 化为 NO2-N 和 NO2-N 转化为 NO3-N 的氧饱和系数分别 为 0.3 和 1.1 mg/L，说明降低硝化阶段溶解氧浓度 对氨氧化影响不大，但对 NO2-N 进一步氧化成 NO3-N 有明显的抑制。Ruiza 研究表明，当溶解氧浓度在 2.7～5.7 mg/L 时，对硝化过程中 NO2-N 积累没有影 响；当溶解氧浓度在 0.7～1.4 mg/L 时，NO2-N 积累 会随着氨的氧化显著增加；当溶解氧浓度在 0.5 mg/L 时，NO2-N 积累和氨的氧化有所降低。所以将溶解氧 浓度控制在较低的范围，有助于实现硝化过程中 NO2-N 积累。
NOB 的生长速率低于 AOB[9]。Hellinga 等人则认为在 温度大于 15℃时，AOB 的生长速率高于 NOB[10]。可见， 温度对 AOB 和 NOB 世代周期的影响不同，当温度高于 l5℃ 时，AOB 的泥龄要比 NOB 的低，且随温度升高 其差距变大，因此可以在较高温度下控制泥龄以淘汰 世代较长的硝化菌，实现 NO2-N 累积。
2.3 温 度
生物硝化反应在 4～45℃内均可进行，但 AOB 和 NOB 生长的最适宜温度各不相同。Knowles 实验发现 温度在 10～20℃时，NOB 的最大生长速率明显高于 AOB；而温度高于 25℃时，NOB 的最大生长速率与 AOB 基本相当[8]。Mulder 等人进一步证实在较高温度下，
1 生物脱氮技术机理及比较分析
1.1 传统生物脱氮技术的机理
传统生物脱氮技术将NH3-N完全氧化成NO3-N后再 进行反硝化，主要原因[1]：① 亚硝化细菌ammonia -oxidizing bacteria(AOB) 和 硝 化 细 菌 nitrite -oxidizing bacteria (NOB)是两类独立细菌，但在 开放体系中，这两类微生物普遍生活在一起，彼此有 利，难以单独存在；② 在硝化过程中，NH3-N转化为 NO2-N，释放242.8～351.7 kJ/mol的能量，AOB从中获 取5％～14％能量；NO2-N转化为NO3-N，释放64.5～
关键词 短程硝化-反硝化生物脱氮技术 亚硝酸盐积累 影响因素
0引言
污水脱氮作为水污染控制的一项重要内容已被 广泛纳入到污水处理工程中。目前普遍采用的生物脱 氮技术是借助硝化菌和反硝化菌的生理功能，将污水 中各种形态的氮元素最终转化为气态氮。典型的传统 生物脱氮工艺是A/O法、A/A/O法。尽管这些工艺在污 水脱氮方面起到了重要作用，但仍然存在着以下问 题：① 系统总水力停留时间较长，有机负荷较低，增 加了基建投资费用；② 氨氮完全硝化要消耗大量溶解 氧，增加了曝气充氧的动力费用；③ 反硝化过程中作 为电子供体的有机碳源不足时需补充投加，增加了药 剂投加费用。另外与传统生物脱氮技术相比，短程硝 化-反硝化生物脱氮技术具有以下优点：① 缩短水力 停留反应时间；② 降低硝化过程耗氧量；③ 减少反 硝化过程所需有机碳源；④ 减少剩余污泥产量。因此， 短程硝化-反硝化生物脱氮技术已成为污水生物脱氮 领域的一个新的研究热点。