同步硝化反硝化脱氮技术_百度文库.
同步硝化反硝化
同步硝化反硝化的出路，究竟在何方？古语云：殊途同归。
对于污水脱氮来说，亦是如此。
处理方法并不是只有一种。
方法一：依照传统生物脱氮理论，在脱氮过程中需要经过硝化和反硝化两个过程，最终将氨氮转化为氮气而解决污水处理脱氮问题。
生物脱氮原理如下：硝化作用是在亚硝酸菌作用下将氨氮转化为NO2-N，然后硝酸菌将NO2-N转化为NO3-N。
反硝化作用是指在厌氧或缺氧情况下将NO3-N转化为NO2-N，并最终将NO2-N转化为N2。
方法二：然而，近年来，国内外的不少研究和报告证明存在着同步硝化反硝化现象。
同步硝化反硝化又称短程硝化反硝化。
是指在同一反应器内同步进行硝化反应和反硝化反应。
这样的反应中，反硝化可以直接利用硝化作用转化的NO2-N进行反应，而不必将氨氮转化为NO3-N，可以减少能源的消耗，以及对氧的需求。
条条道路通罗马，那么总有一条是最合适的吧？那么，相对于传统脱氮反应来说，同步硝化反硝化又具有什么样的优势呢？根据化学计量学统计，与传统硝化反硝化脱氮反应相比，同步硝化反硝化具有以下优势：1.在硝化阶段可以减少25%左右的需氧量，减少对曝气的需求，就是减少能耗；2.在反硝化阶段减少了40%的有机碳源，降低了运行费用；3.NO2-N的反硝化速率比NO3-N的反硝化速率高63%左右；4.减少50%左右污泥；5.反应器容积可以减少30%-40%左右；6.反硝化产生的OH－可以原地中合硝化作用产生的H＋,能有效保持反应容器内的PH。
（以上数据出自论文：《同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究》）既然有这么多的优势，那么为什么同步硝化反硝化工艺一直没能得到推广呢？这个，就要用一句古语来解释了：祸兮，福之所倚，福兮，祸之所伏。
也就是说，有利就有弊。
同步硝化反硝化工艺进入人们的视线以来，科学家以及相关的研究人员在上面倾注了大量的精力进行研究，对影响同步硝化反硝化反应的因素有了详细的了解。
同步硝化反硝化的影响因素总结如下：1.溶解氧（DO）控制系统中溶解氧，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。
间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮
间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮引言：随着城市化进程的不断加快，城市污水处理厂面临着严峻的挑战。
其中，氮和磷的排放成为了环境保护的一大难题。
氮和磷的超标排放会导致水体富营养化，影响水生态系统的可持续发展。
因此，开发高效的氮磷去除技术显得尤为重要。
本文主要介绍了一种新型的污水处理技术——间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮工艺。
该工艺通过利用生物脱氮除磷的特性，实现了高效的氮磷去除效果。
一、技术原理和工艺流程间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮技术是一种基于生物学原理的污水处理技术。
技术包括两个主要部分，即硝化和反硝化过程。
硝化是将污水中的氨氮转化成硝酸盐氮的过程，该过程由一种特殊的细菌——硝化菌完成。
反硝化是将污水中的硝酸盐氮还原成氮气的过程，该过程由另一种细菌——反硝化菌完成。
硝化和反硝化过程都要求适宜的氧气浓度和温度条件。
当污水进入间歇曝气连续流反应器时，首先通过添加氧气，提供适宜的氧气浓度，以促进硝化菌和反硝化菌的活性。
然后，硝化菌将氨氮转化为硝酸盐氮，而反硝化菌则将硝酸盐氮还原成氮气。
同时，污水中的磷也会被生物体吸附，并通过微生物的释放实现磷的去除。
二、技术特点间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮工艺具有以下几个特点：1. 高效氮磷去除：该工艺通过充分利用生物脱氮除磷的机制，实现了高效的氮磷去除效果，将氮磷的排放浓度降低到较低水平，达到环境排放标准。
2. 操作简便：该工艺采用连续流反应器，操作稳定，不需要复杂的控制系统。
只需控制合适的进水和曝气条件，即可实现稳定的氮磷去除效果。
3. 能耗低：该工艺通过合理的氧气供应，减少了能耗，并在反硝化过程中生成氮气，进一步降低了处理成本。
4. 对水质适应性强：该工艺对水质的适应性较强，能够适用于不同原水水质的处理，提高了技术的适用范围。
三、应用前景和意义间歇曝气连续流反应器同步硝化反硝化除磷脱氮工艺具有广阔的应用前景和重要的实践意义：1. 环境保护：该技术可以有效去除污水中的氮和磷，减少氮磷的排放，降低水体富营养化的风险，保护水生态系统的可持续发展。
同步硝化反硝化生物脱氮技术的研究进展
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【 要】 摘 同步硝化 反硝化 工艺 同传 统 的生物脱 氮 工艺相 比 ，可 以 节约氧和 碳源 的耗量 ，大大 降低 生产 运行 费用 ，具 有很 大 的发展前 途 。结 合 国 内外研 究成果 ，从 微环 境理 论 、宏观 环境 理论 和微 生物 学理论 方面 对 同步硝 化反 硝化 的产 生机 理进行 了 综述 ，并分 析 了同步 硝化 反硝化 的 实
ａ ｐ ｃｓａ ａ ｉｇ ｃ ｒ ｏ ｏ ｒｅ ， ｅ ｒ ａ ｉ ｇ ｕ ｐ ｒａ ｒ ｔ ｇ ａ ｄ ｏ ｅａ ｉ ｇ ｃ ｓ ｓ ｅ ｔ ｓｓ ｖ ｎ ａ ｂ ｎ ｓ ｕ ｃ ｓ ｄ ｃ ｅ ｓｎ ｐ ｅ ｅ ａｉ ｎ ｐ ｒ ｔ ｏ ｔ ｎ ｎ Ａｃ ｏ ｄ ｎ ｏ ｔ ｅ ｌｔ ｓ ｒ ｓ ａ ｃ ｎ ｉ ｇ ｎ Ｓ Ｄ ｉ ｂ ｔ ｏ ｅ ｔ ｎ ｂ ｏ ｄ ｔ ｅ ｃ ｒ ｉ ｇ ｔ ｈ ａｅ ｔ ｅ ｅ ｌ ｈ ｆ ｄｎ ｓｏ Ｎ ｎ ｏ ｈ ｄ ｍ ｓ ｉ ａ ｄ ａ ｒ ａ ， ｈ ｉ ｃ ｍ ｅ ｈ ｎ ｓ ｆ ｒＳ ｃ ａ ｉｍ ｏ ＮＤ ｓｒ ｖ ｅ ｄ ａ ｄａ ａ ｙ ｅ ｎ ｖ ｒ ｕ ｓ ｅ ｔ ｃ ｕ ｉ ｇ ｍａ ｒ ｅ ｖ ｒ ｎ ｅ ｔ ｎ ｉ ｒ ｅ ｖ ｒ ｎ ｎ ｈ ｏｙ ａ ｌ ａ ｉ ｌｇ ｈ ｏ ｙ Ｒｅ ｌ ａｉ ｎ ｗａ ｅ ｉｗｅ ｎ ｎ ｌｚ ｄ ｌ ａ ｉ ｓａ ｐ ｃｓｍ Ｉｄ ｎ ｃ ｏ ｎ 】 ｍ ｎ ｄｍ ｃ ｏ ｎ ｉ ｍｅ ｔｔｅ ｒ ｓｗｃ １ ｓｂ ｏ ｏ ｙ ｔ ｅ ｒ ａ ｉ ｔ ｏ ｏ ａ ｏ ｚ ｏ ｃ ｎ ｉ ｏ ｓ ｎ ｆ ｅ ｃ ｎ ａ ｔ ｒ ｆＳ Ｄ ｔｃ ｎ ｌ ｇ ｒ ｎ ｌ ｚ ｄ ｌ ｅｐ ｐ ｒ Ａｃ ｏ ｄ ｎ ｈ ａｅ ｔ ｐ ｌ ａｉ ｎ ｆ Ｎ Ｄ ｔｃ ｎ ｌｇ ， ｏ ｅｕ ｓ ｌｅ ｒ ｂ ｅ ｓ ｏ ｄ ｔ ｎ ｄｉ ｌ ｎ ｉｇ ｆ ｃｏ ｓｏ Ｎ ｅ ｈ ｏ ｏ ｙ ｗｅ ｅ ａ ａｙ ｅ ｎ ｔ ａ ｅ ． ｃ ｒ ｉｇ ｔ ｔ ｅ ｌｔｓ ｐ ｉ ｔ ｓｏ ｉ ａ ｎ ｕ ｈ ｏ ａ ｃ ｏ Ｓ ｅ ｈ ｏ ｏ ｙ ｓ ｍ ｎ ｏ ｖ ｄｐ ｏ ｌｍ ａ ｉ ｓｐ ｏ ｐ ｃ ｓ ｅｅａ ｓ ｌｒｆ ｄ ｒ ｉ ｒ ｓ ｅ ｔ ｗ ｒ ｌｏｃ ａ ｉ ｅ ｄ ｔ ｌ Ｋ ｅ ｗｏ ｄ ： ｉ ｄ ｎ ｔ ｃ ｔ ｎ； ｓｍｕ ｔｎ ｏ ｓｎｔｊ ｃ ｔ ｎ ａ ｄ ｄ ｎ ｔｉ ｃ ｔｏ ： ｍ ｅ ｈ ｎ ｓ ； ｉ ｆｕ ｎ ｉ ｇ ｆｃ ｏ ｙ ｒ ｓ ｂ０ ｅ ｉ ａｉ ｒ ｏ ｉ ｌ ｅ ｕ ｉ ｆ ａｉ ｎ ｅ ｉ’ ａ ｉ ｎ ａ ｒｉ ｏ ｌｆ ｉ ｃ ａ ｉｍ ｎ ｅ ｃｎ ｔｒ ｌ ａ
生活污水同步硝化反硝化脱氮研究
生活污水同步硝化反硝化脱氮研究一、本文概述随着城市化进程的加速和人口规模的不断扩大，生活污水的处理和脱氮问题日益凸显，成为环境保护领域的重要研究课题。
其中，同步硝化反硝化（SND）作为一种高效、节能的脱氮技术，受到了广泛关注。
本文旨在探讨生活污水同步硝化反硝化脱氮的研究现状、影响因素、技术优化以及实际应用前景，以期为生活污水的有效处理和氮素减排提供理论支持和实践指导。
本文将对同步硝化反硝化脱氮的基本原理进行介绍，阐述其在生活污水处理中的应用优势及限制因素。
通过综述国内外相关研究成果，分析影响同步硝化反硝化脱氮效果的关键因素，如微生物群落结构、环境条件、碳源种类等。
在此基础上，探讨如何通过技术优化和创新，提高同步硝化反硝化脱氮的效率和稳定性。
结合实际案例，分析同步硝化反硝化脱氮在生活污水处理中的实际应用效果，展望其未来的发展前景和研究方向。
通过本文的研究，旨在为生活污水的脱氮处理提供科学依据和技术支持，推动相关领域的技术进步和可持续发展。
二、同步硝化反硝化脱氮技术的研究进展随着环境保护意识的提高和污水处理技术的发展，同步硝化反硝化脱氮技术（SND）作为一种高效、节能的污水处理方法，受到了广泛关注。
近年来，关于SND技术的研究进展主要体现在反应机理、影响因素以及工艺优化等方面。
在反应机理方面，研究者们通过深入探究SND过程中微生物的群落结构、代谢途径以及电子传递链等关键要素，揭示了SND技术的生物学本质。
这些研究不仅为SND技术的应用提供了理论基础，也为后续的优化和改进提供了方向。
在影响因素方面，温度、pH值、溶解氧浓度、碳氮比等因素对SND过程的影响得到了广泛研究。
通过调控这些因素，可以有效地提高SND技术的脱氮效率。
例如，适当提高反应温度可以加速微生物的代谢活动，从而提高SND速率；而控制适当的溶解氧浓度则可以避免硝化和反硝化过程之间的竞争，实现两者的协同进行。
在工艺优化方面，研究者们通过改进反应器结构、优化曝气方式、引入外源碳源等手段，不断提高SND技术的处理效果和运行稳定性。
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。
同时硝化反硝化(SND)脱氮技术
氨氮
ＤＯ
硝酸氨
、
、
使在曝气阶段出现某种程度 的反硝化 即同步硝化反
硝化 的现象 也是 完全 可能 的 。除 了反 应器不 同空间
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上的溶氧不均外 ，反应器在不同时间点上的溶氧变
一 一 一
一
化 也 可 以 导 致 同 步 硝 反 硝 化 现 象 的 发 生 。 Ｈ ｕｇｅｋ ｏ 研究 了 Ｓ Ｒ 反 应 器 在 曝 气 反 应 阶 ｙｎｓｏＹ ｏ Ｂ
主
在反应器 内部 ，由于充 氧不均衡 ，混合 不均
匀 ，形成 反应器 内部 不 同区域 缺氧 和好氧段 ，分 别
体
相
ＢＯＤ
为反硝化菌和硝化菌作用提供了优势环境 ，此为生 物反应 大环 境 ，即宏 观环境 。事实上 ，生 产规模 的
生物反 应 器 中 ，完全 均匀 的混 合状态 并不 存在 ，即
Ｐ ｅ ｄ ｍｏ ａ ｐ ．， Ａｌａｉ ｅ ｅ ａ ｅ ｌ ， Ｔ ｉｓ ｈ ｅ ａ ｓ ｕ ｏ ｎ ｓｓｐ ｃ ｌ ｎ ｓ ｆｃ ａ ｉ ｇ ｓ ｈｏｐ ａｒ
最佳。徐伟 锋 通过研究生物膜 法 中 Ｄ Ｏ对 Ｓ Ｄ Ｎ 系统脱氮效率 的影响表 明，在 Ｄ Ｏ为 １０～ ． ｒ ／ ． ３０ ｇ ａ
ＳＢＲ［
、
氧化沟 ［ 、Ｃ Ｓ ＿ 工艺 等 。 ３ Ａ Ｔ４ １
１ 同步硝化 反硝 化机 理
１ １ 宏 观环境 理 论 ．
度以及微生物的絮体结构特征 ，因此 ，控制系统中 的Ｄ Ｏ浓 度 及 微 生 物 的 絮 体 结 构 对 能 否 进 行 Ｓ Ｄ Ｎ
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。
生物脱氮的同步硝化反硝化
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对 Ｎ２ 出量 的过 量估 计 。 Ｏ逸
图 Ｉ 生物絮体 内反应区和基质浓度分布示意 图
３ 同步硝化反硝化 （ＮＤ） Ｓ
同步硝化 反硝化 （ＮＤ）是指在低 氧条 件下 ， Ｓ
一
除了控制溶解氧浓度 以外，另一个重要因素是
同步硝化反硝化生物脱氮技术研究
中图分 类号
Ｘ ０ ． ７３ １
文献标识码 Ａ
文章编号 １０ ２ １ ２ ０ ）４０ ２ ｃ ｌｎ ｔ ｏ ｅ ｅ ｖ ｌ ｔ ｄ ｎ ｂ ｏ ｏ ｉａ ｉｒ ｇ ｎ ｒ ｍｏ ａ ｂ ｉ ｕ ｔ ｎ ｏ ｓｎ ｔ ｉ ｃ ｔｏ ｎ ｅ ｉｒｆ ａ ｉｎ ｙ ｓｍ ｌａ ｅ ｕ ｉｒｆ ａ ｉ ｎ ａ ｄ ｄ ｎ ｔ ｉ ｃ ｔ ｉ ｉ ｏ
氮工艺运行 的最佳 条件 ： Ｏ浓度 控制在 ０ ５ — ｓＬ，Ｏ Ｄ ． ２ｍ ／ Ｃ Ｄ浓 度为 ６ ０—８０ｍ ／ ， ０ ０ ｓ Ｌ 混合 液悬 浮固体（ Ｓ ） ５ ０ ｇ Ｌ ＭＬ Ｓ 为 ０ ０ｍ ／ ，
ｐ Ｈ值在 ８０左右 ， 应时问为 ６ｈ ． 反 。在此条件下 ， 氨氮及 Ｃ Ｄ的去除率都较高 ， Ｏ 分别 达 ８ ％和 ９ ％ ， ５ ５ 总氮去除率为 ６ ． ％。 ８５
２ Ｄ ｐ ｒ ｅｔ ｆ ｎｉ ｎ ｅ ｔ ｃｅｃ ｎ ｎｉｅｒ ｇＮ ｎｉｇＵ ｉｅｓｙｏ ｃｅｃ ｎ ｅｈｏｏｙ ａｊ ｇ １０４） ． ｅ ａ ｍ ｎ ｏ ｖｏ ｍ ｎａ Ｓ ｉ ｅａｄＥ ｇ ｅ ｎ ， ａｊ ｎｖｒｉ ｆ ｉｎｅａ ｄＴ ｃｎ ｌ 。Ｎ ｎｉ ０ ９ ｔ Ｅ ｒ ｌ ｎ ｎ ｉ ｎ ｔ Ｓ ｇ ｎ２
Ｋｅ ｒ Ｓ ｙ ｗｏ ｄｓ ＮＤ；ｎｔｏ ｅ ｅ ｖ ｌ ｆｅ ｔｎ ａ ｔ ｒ ｉ ｇ ｎ ｒ ｍｏ ａ ；ａｆｃ ｉ ｇ ｆ ｅｏ ｓ ｒ
１ 前 言
Ｐ等微 量元 素 ， Ｎ Ｈ Ｏ 用 ａ Ｃ 调 ｐ 值 在 ７ ５—８ ５之 Ｈ ． ． 间， 添加 葡 萄糖 作为 有机碳 源 。 取南 京某城 市污水处理 厂曝气池 内的活性 污泥 ，
Ａｂ ｔ ａ ｔ Ｓ ｎ ｌ ａ ｔ ｒｅ ｐ ｒ ｎｓ ａ ｄ ｏ ｔ ｏ ｏ ａ ｉ ｘ ｅ ｍｅ ｔ ａ ｅ ｂ ｅ ｅ ｆ ｒ ｄ ｔ ａｎ ａ ｎ ｅ － ｓｒ ｃ ｉ ｇｅ ｆ ｃｏ ｘ ｅ ｍｅ ｔ ｎ ｒ ｇ ｎ ｌ ｙ ｅ ｐ ｒ ｎ ｓ ｈ ｖ ｅ ｎ ｐ ｒ ｍｅ ｏ ｇ ｉ ｎ ｕ ｄ ｒ ｉ ｈ ｔ ｉ ｏ ｓａ ｄ ｎ ｆｔ ｅ ｃ ｎ ｉ ｏ ｓ ａ ｄ ｐ ｏ ｅ ｓ ｇ ｖ ｒ ｉ ｇ ｔ ｅ ｏ ｃ ｒｅ ｃ ｆ ｓｍｕ ｔ ｎ ｏ ｓ ｎ ｔ ｆ ａｉｎ ａ ｄ ｄ ｎ ｔ ｆ ａ ｉｎ ｔｎ ｉ ｇ ｏ ｏ ｄ ｔ ｎ ｎ ｒ ｃ ｓ ｏ ｅ ｎ ｎ ｈ ｃ ｕ ｒ ｎ ｅ ｏ ｉ ｌ ｅ ｕ ｉ ｉ ｔ ｎ ｅ ｉ ｉ ｃ ｔ ｈ ｉ ａ ｉ ｒ ｃ ｏ ｒ ｉ ｏ
硝化与反硝化
硝化与反硝化利用好氧颗粒污泥实现同步硝化反硝化1 生物脱氮与同步硝化反硝化在生物脱氮过程中，废水中的氨氮首先被硝化菌在好氧条件下氧化为NO-X然后NO-X 在缺氧条件下被反硝化菌还原为N2（反硝化）。
硝化和反硝化既可在活性污泥反应器中进行，又可在生物膜反应器中进行，目前应用最多的还是活性污泥法。
硝化菌和反硝化菌处在同一活性污泥中，由于硝化菌的好氧和自养特性与反硝化菌的缺氧和异养特性明显不同，脱氮过程通常需在两个反应器中独立进行（如Bardenpho、UCT双沟式氧化沟工艺等）或在一个反应器中顺次进行（如SBR）。
当混合污泥进入缺氧池（或处于缺氧状态）时，反硝化菌工作，硝化菌处于抑制状态；当混合污泥进入好氧池（或处于好氧状态）时情况则相反。
显然，如果能在同一反应器中使同一污泥中的两类不同性质的菌群（硝化菌和反硝化菌）同时工作，形成同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification Denitrification 简称SND），则活性污泥法的脱氮工艺将更加简化而效能却大为提高。
此外从工程的角度看，硝化和反硝化在两个反应器中独立进行或在同一个反应器中顺次进行时，硝化过程的产碱会导致OH-积累而引起pH 值升高，将影响上述两阶段反应过程的反应速度，这在高氨氮废水脱氮时表现得更为明显。
但对SND工艺而言，反硝化产生的OH-可就地中和硝化产生的H+,减少了pH值的波动，2 实现同步硝化反硝化的途径由于硝化菌的好氧特性，有可能在曝气池中实现SND实际上，很早以前人们就发现了曝气池中氮的非同化损失（其损失量随控制条件的不同约在10%- 20%左右），对SND的研究也主要围绕着氮的损失途径来进行，希望在不影响硝化效果的情况下提高曝气池的脱氮效①利用某些微生物种群在好氧条件下具有反硝化的特性来实现SND研究结果表明，Thiosphaera、Pseadonmonas nautica、Comamonossp等微生物在好氧条件下可利用NOX-N 进行反硝化。
同步硝化反硝化原理
同步硝化反硝化原理
硝化是指将氨氮氧化为亚硝酸盐和硝酸盐的过程，而反硝化是指将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气气体的过程。
同步硝化反硝化是指同时进行硝化和反硝化的过程。
该过程常应用于废水处理厂等环境中，以去除废水中的氨氮。
在同步硝化反硝化过程中，首先是硝化反应。
硝化反应是由硝化细菌完成的，其中亚硝化细菌将氨氮氧化成亚硝酸盐，然后亚硝化细菌再将亚硝酸盐氧化为硝酸盐。
硝化过程需要较高的氧气供应，因此通常在好氧条件下进行。
接下来是反硝化反应。
反硝化反应是由反硝化细菌完成的，其中反硝化细菌将硝酸盐和亚硝酸盐还原为氮气气体。
反硝化过程是在缺氧条件下进行的，因此需要提供适量的碳源，并控制氧含量较低。
在同步硝化反硝化过程中，硝化和反硝化两种反应是同时进行的。
这种同步操作使得废水中的氨氮能够被迅速转化为氮气气体，从而实现废水的脱氮。
同步硝化反硝化技术具有高效、省能、无需药剂等优点，因此在废水处理领域得到广泛应用。
硝化和反硝化脱氮效率
硝化和反硝化脱氮效率
硝化和反硝化是生物脱氮过程中的两个重要步骤，其脱氮效率受到多种因素的影响。
硝化过程是由自养型好氧微生物完成的，主要包括两个步骤：氨氧化和亚硝酸盐氧化。
这个过程将氨氮（NH4+）转化为硝酸盐（NO3-），其中氨氧化细菌将氨氮转化为亚硝酸盐，而亚硝酸盐氧化细菌则将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。
硝化细菌的活性受温度、pH、溶解氧、碳源和有毒物质等多种环境因素的影响。
在适宜条件下，硝化细菌能够高效地将氨氮转化为硝酸盐。
反硝化过程则是由异养型微生物在缺氧条件下完成的，主要利用硝酸盐作为电子受体进行呼吸作用，并产生氮气（N2）或一氧化二氮（N2O）。
这个过程需要有机碳源作为电子供体，同时还需要适宜的温度、pH和缺氧环境。
反硝化细菌的活性同样受到多种环境因素的影响，如碳源类型、碳氮比、温度、pH和有毒物质等。
关于硝化和反硝化的脱氮效率，这取决于多种因素的综合作用。
在适宜的条件下，硝化细菌和反硝化细菌能够高效地完成各自的转化过程，从而实现较高的脱氮效率。
然而，在实际应用中，由于环境因素的复杂性和微生物群落的多样性，硝化和反硝化的脱氮效率可能会有所不同。
此外，为了提高脱氮效率，可以采取一些措施，如优化反应条件、选择合适的微生物菌种、提供充足的碳源等。
同时，还可以考虑采用组合工艺或联合其他技术，如厌氧氨氧化等，以进一步提高脱氮效果。
总之，硝化和反硝化的脱氮效率受到多种因素的影响，需要通过优化反应条件和选择合适的微生物菌种等措施来提高脱氮效果。
我用氧化沟实现了同步硝化反硝化!
我用氧化沟实现了同步硝化反硝化！一、基本状况工业园区污水处理厂某氧化沟设计处理量7500m³/d，实际水量仅2000m³/d左右，工艺采纳：高效水解酸化池+改良型奥贝尔氧化沟+深度处理。
酸化池池容分别为2000m³；氧化沟外、中、内池容比：3.6:1.5:1；氧化沟池容约6500m³，设计进水水质与生活污水类似，设计出水一级A标。
氧化沟结构详见图1。
图中红色部分为表曝机，共计6台表曝机，其中外沟4台，中沟、内沟共用两台。
外沟加装有4台推流器，对外沟表曝机的开停可实现外沟缺氧、好氧的转变。
因二沉池结构的缺陷，二沉池污泥回流需要开两台，每台水泵的流量为：160m³/h。
因近期进水冲击比较大，将深度处理的一部分出水回流至进水口来对进水进行稀释，回流量约为2000m³/d。
二、操作说明该厂在设计之初未考虑TN指标，氧化沟均采纳表曝机曝气与推流，在笔者的剧烈要求下，在外沟加装4台推流器，原有表曝机未拆除。
因企业偷排严峻，各项指标，氧化沟溶解氧下降较为明显，故而这段时间内加开外沟表曝机，正常状况下加开2台，严峻时加开4台。
由于外沟没有在线溶氧仪，同时现场没有便携式溶氧仪，因此无法对外沟溶解氧进行监测。
中沟的在线溶氧仪溶解氧保持在 6.0以上（可能是在线溶氧仪的问题，或者是这个水必需是这个溶解氧。
）出水各项指标方能满意排放要求。
整个系统在此阶段运行中未投加碳源。
污泥浓度在5.5-6.0g/L之间。
SVI在135-145之间。
在运行过程中，硝化液回流泵未开，仅开两台污泥回流泵，回流比约为200%（相对于氧化沟每天4000m³的进水量。
）管网来水2000m³/d，出水回流至调整池2000m³/d，酸化池及氧化沟进水4000m³/d，出水口排放量2000m³/d。
三、十日数据变化曲线说明：二沉池因悬浮物比较多，在经过深度处理后，出水COD在25-30之间徘徊。
同步硝化反硝化
引言
在同一处理系统中实现同步硝化反硝化过程,硝化反应的 产物可直接成为反硝化反应的底物,避免了硝化过程中NO3的积累对硝化反应的抑制,加速了硝化反应的速度;而且, 反硝化反应中所释放出的碱度可部分补偿硝化反应所消耗 的碱,能使系统中的pH值相对稳定;另外,硝化反应和反硝 化反应可在相同的条件和系统下进行,简化了操作的难度。 实现同步硝化反硝化并达到两过程的动力学平衡,将大大 简化生物脱氮工艺并提高脱氮效率,从而节省投资、提高 处理效率。 因此,近年来国内外对同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification简称ＳＮＤ)生物脱 氮开展了深入的研究。
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由自养细菌完成和反硝化只能在厌氧 条件下进行的观点。Robertson还提出了好氧反硝化和异 养硝化的工作模型。同时,指出好氧反硝化和异养硝化的 反应速的限制,在微生物絮体或者生 物膜内产生溶解氧梯度,即微生物絮体或生物膜的外表面 溶解氧浓度高,以好氧硝化菌及氨化菌为主,深入絮体内部, 氧传递受阻及外部氧的大量消耗,产生缺氧区,反硝化菌占 优,从而形成有利于实现同步硝化反硝化的微环境。目前, 此种理论解释同步生物脱氮现象已被广泛接受。
微生物学理论
通常硝化细菌是自养型好氧微生物,依靠NH+4N和NO-2N的 氧化获得能量生长,需要Ｏ2作为呼吸的最终电子受体。20 世纪80年代以来,生物科学家研究发现许多微生物如荧光 假单胞菌、粪产碱菌、铜绿假单胞菌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 在缺氧和低溶解氧条件下利用有机物的氧化作为能量来源, 以NO3-和NO2-作为无氧呼吸时的电子受体而实现的。国内外 大量文献报道在实验室里进行硝化细菌纯培养和混合培养 以及处理垃圾渗滤液的研究中均发现了好氧反硝化现象的 存在。
短程与同步硝化反硝化
短程与同步硝化反硝化新型脱氮⼯艺研究⼀、短程硝化反硝化1、简介⽣物脱氮包括硝化和反硝化两个反应过程，第⼀步是由亚硝化菌将NH4+-N 氧化为NO2--N的亚硝化过程；第⼆步是由硝化菌将NO2--N氧化为氧化为NO3--N 的过程；然后通过反硝化作⽤将产⽣的NO3—N经由NO2--N转化为N2，NO2--N 是硝化和反硝化过程的中间产物。
1975年V oets等在处理⾼浓度氨氮废⽔的研究中，发现了硝化过程中NO2--N积累的现象，⾸次提出了短程硝化反硝化脱氮的概念。
如图1所⽰。
NH4+ NO2-NO3-NO2-N2传统⽣物脱氮途径NH+NO-N2短程硝化-反硝化⽣物脱氮途径图1 传统⽣物脱氮途径和短程硝化-反硝化⽣物脱氮途径⽐较两种途径，很明显，短程硝化反硝化⽐全程硝化反硝化减少了NO2-NO3-和NO3-NO2-两步反应，这使得短程硝化反硝化⽣物脱氮具有以下优点：⑴可节约供氧量25%。
节省了NO2-氧化为NO3-的好氧量。
⑵在反硝化阶段可以节省碳源40%。
在C/N⽐⼀定的情况下提⾼了TN的去除率。
并可以节省投碱量。
⑶由于亚硝化菌世代周期⽐硝化菌短，控制在亚硝化阶段可以提⾼硝化反应速度和微⽣物的浓度，缩短硝化反应的时间，⽽由于⽔⼒停留时间⽐较短，可以减少反应器的容积，节省基建投资，⼀般情况下可以使反应器的容积减少30%~40%。
⑷短程硝化反硝化反应过程在硝化过程中可以减少产泥25%~34%，在反硝化过程中可以减少产泥约50%。
由于以上的优点，使得短程硝化-反硝化反应尤其适应于低C/N⽐的废⽔，即⾼氨氮低COD，既节省动⼒费⽤⼜可以节省补充的碳源的费⽤，所以该⼯艺在煤化⼯废⽔⽅⾯⾮常可⾏。
2、影响短程硝化反硝化的因素2.1温度的影响温度对微⽣物影响很⼤。
亚硝酸菌和硝酸菌的最适宜温度不相同，可以通过调节温度抑制硝酸菌的⽣长⽽不抑制亚硝酸菌的⽅法，来实现短程硝化反硝化过程。
国内的⾼⼤⽂研究表明：只有当反应器温度超过28℃时，短程硝化反硝化过程才能较稳定地进⾏。
污水短程硝化反硝化和同步硝化反硝化生物脱氮中N2O释放量及控制策略
污水短程硝化反硝化和同步硝化反硝化生物脱氮中N2O释放量及控制策略污水短程硝化反硝化和同步硝化反硝化生物脱氮中N2O释放量及控制策略引言：近年来，随着全球人口数量的不断增加和城市化进程的加速，污水处理厂的建设和运营成为了保障城市环境卫生的重要组成部分。
然而，污水处理过程中产生的氧化亚氮（N2O）作为一种强效温室气体，严重影响着大气环境质量和气候变化。
污水处理厂中，生物脱氮是一种常见的途径，通过提高污水中硝酸盐的浓度，利用硝化菌和反硝化菌将氮化合物转化为氮气（N2）从而减少有害氮元素的排放。
然而，生物脱氮过程中产生的N2O却会被释放到大气中，成为气候变化的重要驱动因素。
本文将探讨污水处理厂中两种生物脱氮方式（短程硝化反硝化和同步硝化反硝化）中N2O的释放量及控制策略。
一、污水短程硝化反硝化生物脱氮中N2O释放量及控制策略1. N2O的产生机理短程硝化反硝化是指在同一污水处理单元中，通过适当调控氧气和底物质量浓度，使硝化和反硝化反应在同一生物体系中进行。
在短程硝化反硝化过程中，硝酸盐通过硫酸盐处于氧化态和还原态之间的转化，从而先后氧化和反硝化的反应发生在同一个微环境中。
然而，短程硝化反硝化过程中的氧化底物和反硝化底物的不完全利用会导致N2O的产生。
2. N2O的释放量评估目前，常用的评估N2O释放量的方法有：质量平衡法、荧光光谱法和模型模拟法等。
质量平衡法通过测量进入和离开系统的N2O质量，计算N2O的释放量。
荧光光谱法则是通过N2O分子在特定波长下的荧光强度与其浓度之间的关系，来测定N2O的释放量。
模型模拟法则是通过建立硝化反硝化反应的动力学模型，考虑不同因素对N2O释放的影响，来预测N2O的释放量。
3. 控制策略研究控制N2O的释放量是实现生物脱氮效果和环境保护的重要方面。
目前，已有一些控制策略被提出，如调控DO（溶解氧）浓度、限制氧供、减少有机负荷等。
研究表明，通过适当调节DO浓度，可以达到降低N2O释放量的效果。
同步硝化反硝化工艺
同步硝化反硝化工艺
同步硝化反硝化工艺是一种高效的废水处理技术，它可以将废水中的氨氮转化为无害的氮气，从而达到净化水质的目的。
该工艺的核心是将硝化和反硝化两个过程同步进行，以达到最佳的处理效果。
硝化是指将废水中的氨氮转化为硝酸盐的过程，这个过程需要一定的氧气和适宜的温度。
在同步硝化反硝化工艺中，硝化过程通常是通过生物反应器来完成的。
反应器中的微生物可以利用氨氮和氧气来合成硝酸盐，这个过程可以分为两个阶段：亚硝化和硝化。
在亚硝化阶段，微生物将氨氮转化为亚硝酸盐；在硝化阶段，亚硝酸盐进一步被氧化为硝酸盐。
反硝化是指将硝酸盐还原为氮气的过程，这个过程需要一定的有机物和缺氧条件。
在同步硝化反硝化工艺中，反硝化过程通常是通过生物反应器和沉淀池来完成的。
反应器中的微生物可以利用有机物和硝酸盐来合成氮气，这个过程可以分为两个阶段：亚硝化和反硝化。
在亚硝化阶段，微生物将硝酸盐转化为亚硝酸盐；在反硝化阶段，亚硝酸盐进一步被还原为氮气。
同步硝化反硝化工艺的优点在于可以将废水中的氨氮完全转化为无害的氮气，从而达到净化水质的目的。
此外，该工艺还可以节约能源和减少化学药剂的使用，从而降低了处理成本。
因此，同步硝化反硝化工艺在废水处理领域中得到了广泛的应用。
同步硝化反硝化工艺是一种高效的废水处理技术，它可以将废水中的氨氮转化为无害的氮气，从而达到净化水质的目的。
该工艺的优点在于可以节约能源和减少化学药剂的使用，从而降低了处理成本。
同步硝化-反硝化生物脱氮工艺研究进展1
同步硝化-反硝化生物脱氮工艺研究进展一、绪论随着氮素污染的加剧，除氮技术的研究和应用引起了人们的广泛关注。
废水脱氮技术可以分为物理化学方法和生物方法两大类。
物理化学方法通常只能去除氨氮，常用的物化脱氮方法包括折点加氮法、选择性离子交换法、空气吹脱法和催化氧化法等。
生物脱氮技术由于其投资及运转成本低，操作简单且无二次污染，废水达标排放可靠性强等优点，因此成为脱氮的最佳处理方式。
传统的生物脱氮处理过程，是首先在好氧条件下，亚硝酸菌将氨氮氧化为亚硝酸氮，而后硝酸菌将亚硝酸氮进一步氧化为硝酸氮。
随后在缺氧条件下，反硝化菌将硝酸氮或亚硝酸氮还原成气态氮或N2O。
虽然传统废水生物脱氮工艺在消除氮素污染方面起到了一定作用，但仍存在如下问题：（1）自养硝化菌在大量有机物存在的条件下，对氧气和营养物质的竞争不如好氧异养菌，从而导致异养菌占优势；反硝化菌以有机物作为电子供体，而有机物的存在影响硝化反应的速度；硝化反应与反硝化反应对DO浓度需要差别很大。
上述硝化菌和反硝化菌的不同要求导致了硝化和反硝化两个两个过程在时间和空间上难以统一。
（2）硝化菌群增殖速度慢且难以维持较高的生物浓度，特别是在低温冬季。
因此造成系统总水力停留时间较长，有机负荷较低，增加了基建投资和运行费用；（3）为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同事进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用；（4）硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和，不仅增加了处理费用，而且还可能造成二次污染。
同步硝化反硝化（SND）生物脱氮技术的出现为在同一反应器内同时实现硝化、反硝化和除碳提供了可能，这一方法不仅可以克服传统生物脱氮存在的问题，而且还具有下列优点：能缩短脱氮历程；节省碳源；降低动力消耗；提高处理能力；简化系统的设计和操作等。
因而具有很大的潜力。
近年来国内外的不少实验和报道均证实在污水处理中可能存在许多以前未曾注意到的微生物过程，如厌氧氨氧化、好氧反硝化、异氧硝化及自养硝化细菌的反硝化等，为生物脱氮提供了全新的途径，也奠定了同步硝化反硝化（SND)生物脱氮技术的理论基础。
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同步硝化反硝化脱氮技术郭冬艳 1,2,李多松 1,2,孙开蓓 1,2,刘丽茹 1,21中国矿业大学环境与测绘学院,江苏徐州(2210082江苏省资源环境信息工程重点实验室,江苏徐州(221008E-mail:摘要:同步硝化反硝化脱氮 (SND技术不同于传统的脱氮理论,其具有节省碳源、减少曝气量、降低基建投资和运行费用等优点。
文章从宏观环境理论、微环境理论、微生物理论三个方面阐述了同步硝化反硝化的作用机理,并结合目前的国内外研究成果综述了其影响因素,最后简单介绍了同步硝化反硝化的应用状况,提出了该技术的研究方向。
关键词:生物脱氮;同步硝化反硝化;好氧反硝化中图分类号:X703.11. 引言近年来, 水体中的氮素污染越来越严重, 给环境造成的污染问题日益突出。
生物脱氮技术较物化脱氮技术具有工艺简单、成本低廉、较易推广等特点,越来越被人们所采用。
传统生物脱氮技术的理论基础是微生物的硝化和反硝化作用。
硝化作用即在好氧的条件下, 自养型硝化细菌将氨氧化为亚硝酸 (盐和硝酸 (盐 ; 反硝化作用是指亚硝酸 (盐和硝酸 (盐在异氧型反硝化菌的作用下, 被还原为氮气的过程。
因此, 目前大多数的生物脱氮工艺都将好氧区和缺氧区(或厌氧区分隔开,分别在不同的反应器中运行,或者采用间歇的好氧和厌氧条件来实现。
然而, 自 20世纪 80年代以来, 研究人员在一些没有明显缺氧及厌氧段的活性污泥法工艺中, 曾多次观察到氮的非同化损失现象, 即存在有氧情况下的反硝化反应、低氧情况下的硝化反应。
在这些处理系统中,硝化和反硝化往往发生在相同的条件下或同一处理空间内, 这种现象被称作同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and dinitrification,SND ,亦有研究人员将这种现象中的反硝化过程称之为好氧反硝化。
有氧条件下的反硝化现象确实存在于各种不同的生物处理系统,如流化床反应器、生物转盘、 SBR 、氧化沟、 CAST 工艺等 [1]。
2. 作用机理2.1宏观环境理论宏观环境主要是从众多生物反应器在实际运行过程中可能发生的情况为依据,分析 SND 现象发生的环境条件 [2]。
在生物反应器中, 由于曝气装置类型的不同, 使得其内部出现氧气分布不均的现象,从而形成好氧段、缺氧段及(或厌氧段,此为生物反应器的宏观环境。
例如:在生物膜反应器中,由于基质浓度和膜厚变化的影响,形成膜内的缺氧区,其他如 RBC 、 SBR 反应器及氧化沟等也存在类似的现象 [3]。
实际上,在生产规模的生物反应器中,完全均匀的混合状态并不存在,所以,同步硝化反硝化现象是完全可能发生的。
2.2微环境理论微环境理论从物理学角度解释 SND 现象, 是目前被普遍接受的一种机理, 被认为是 SND 发生的主要原因之一 [4]。
由于活性污泥和生物膜微环境中各种物质(如DO 、有机物、氨氮、NO 2― 、 NO 3-等传递的变化,从而导致微环境中物理、化学和生物条件或状态的改变。
在活性污泥絮体和生物膜内部存在各种各样的微环境。
但是,对于 SND 现象来说,主要是由于溶解氧扩散作用的限制, 使微生物絮体内产生 DO 梯度, 从而导致微环境的同步硝化反硝化。
微生物絮体的外表面 DO 浓度较高, 自养型硝化细菌利用氧气进行硝化反应; 絮体内部,由于氧传递受阻,以及有机物氧化、硝化作用的消耗,形成缺氧区,反硝化菌占优势,反硝化菌利用 NO 3-为电子受体,发生反硝化反应,即系统缺氧微环境的存在导致了反硝化的发生。
控制系统合适的溶解氧浓度对同步硝化反硝化的发生具有重要的作用。
微生物絮体、生物膜内反应区的分布如图 1、图 2所示。
该理论存在一个重大的缺陷, 即有机碳源问题。
有机碳源是硝化作用的抑制物质, 却是反硝化作用的电子供体。
有机碳源在好氧区被消耗, 在微生物絮体内部的厌氧区得不到电子供体,反硝化速率就降低, SND 脱氮效率也不会很高。
图 1 生物絮体内反应区和底物浓度分布示意图 [2]图 2 生物膜内反应区和底物浓度分布示意图 [2] 2.3微生物理论20世纪 80年代, Robertson 和 Kuenen [5]在反硝化和除硫系统出水中首次分离出了好氧反硝化菌。
同时, 生物科学家研究发现许多微生物如荧光假单胞菌(Pseudomonas flurescens、粪产碱菌 (Alcaligenes facealis、铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginos等都可以对有机或无机氮化合物进行异氧硝化 [6]; Kuenen 及 Robertson 等发现 , 许多异养硝化菌能进行好氧反硝化反应 , 在产生 NO 3-和 NO 2-的过程中将这些产物还原 , 即直接将 NH 4+-N 转化为最终气态产物而去除 [7]。
这些都为好氧条件下的反硝化现象提供了生物学根据。
Robertson 等 [6]提出了好氧反硝化和异氧硝化的工作模型,即使用硝酸盐 /亚硝酸盐呼吸 (好氧反硝化、氨氧化(异氧硝化 ,最后一步作为过量还原能量的累积过程形成 PHB 。
也有报道, 好氧反硝化和异氧硝化菌的反应速率随着 DO 增加而减少。
与厌氧反硝化细菌相比,好氧反硝化的一般特征为反硝化速率慢一些,但能较好适应厌氧(或缺氧好氧周期变化 [7]。
好氧反硝化中的协同呼吸被认为是好氧反硝化作用的一个很重要的机理, 即分子氧和硝酸盐被同时作为电子受体 [8]。
另一个机理是从反硝化酶系角度阐释好氧反硝化现象,即存在两种不同的硝酸盐还原酶(NAR ,即膜内硝酸盐还原酶和周质硝酸盐还原酶。
菌体的好氧生长和厌氧生长分别揭示了好氧条件下和厌氧条件下两种酶的活性。
3. 影响因素3.1絮体结构特征微生物絮体的结构特征即活性污泥絮体粒径的大小及密实度等,这些都直接影响了 SND 效果。
微生物絮体粒径及密实度的大小一方面直接影响了絮体内部好氧区与缺氧区之间比例的大小, 另一方面还影响了絮体内部物质的传质效果, 进而影响絮体内部微生物对有机底物及营养物质获取的难易程度。
对特定的反应器系统而言, 絮体粒径的大小应当有一个最佳的粒径范围。
较大粒径的絮体可以导致内部较大缺氧区的存在, 并有利于反硝化的进行;但粒径过大、絮体过密, 也会导致絮体内物质的传递受阻, 进而会影响絮体内微生物的代谢活动。
Klangduen Pochana 等 [9]研究认为较大粒径的微生物絮体有利于 SND 的进行, 并测出了 SND 适宜的污泥絮体尺寸为50~110μm 。
Andreadakis [10]则指出进行最佳 SND 反应的活性污泥絮体的适宜尺寸大小为10~70μm 。
3.2溶解氧(DO溶解氧浓度被认为是同步硝化反硝化的一个主要影响因素。
合适的溶解氧有利于微生物絮体形成浓度梯度。
溶解氧浓度过高,一方面,有机物氧化充分,反硝化反应则缺少有机碳源, 不利于反硝化反应的进行; 另一方面, 氧容易穿透微生物絮体, 内部的厌氧区不易形成, 也不利于反硝化反应的发生。
溶解氧浓度过低, 微生物絮体外部好氧区的硝化反应受到影响, 进而影响絮体内部厌氧区的反硝化反应。
张可方等 [11]在序批式活性污泥反应器(SBR 内,以模拟城市污水为处理对象。
试验结果表明, 当 DO 在 0.5~2.5mg/L范围内, TN 的出水浓度随着 DO 的升高而升高; 当 DO=0.5mg/L时, TN 去除率最高,达到 93.74%。
李绍峰等 [12]研究了 DO 对连续运行的 MBR 同步硝化反硝化的影响。
试验结果表明, 当 DO 为 0.6~0.8mg/L时, TN 去除率达 66.7%, 取得了最好的 TN 去除效果, DO 过高或过低都会影响同步硝化反硝化的进行。
张瑞雪等 [13]采用螺旋升流式反应器(SUFR 处理生活污水,考察了好氧反应池中 DO 浓度对其同步硝化反硝化的影响。
结果表明,在好氧反应池上部溶解氧浓度为 3.0~3.5mg/L时,系统的硝化和反硝化效果最佳,好氧反应池中的脱氮效果也最好,系统对 TN 的去除率>84%。
3.3碳氮比(C/N有机碳源在污水的生物脱氮处理中起着重要的作用, 它是细菌代谢必需的物质和能量来源。
有机碳源是异养好氧菌和反硝化细菌的电子供体提供者。
有机碳源越充分, C/N越高, 反硝化获得的碳源越充足, SND 越明显, TN 的去除率也越高。
张可方等 [11]在 SBR 内,以模拟生活污水为处理对象, C/N比取 3.3、 6.7和 10时, TN 去除率分别为 66.15%、 80.65%和 88.18%,即 C/N越高,出水 NO 3-N 浓度越低, SND 效果越好。
周丹丹 [14]等认为,总氮的去除率随着 COD/N的增加而增加,当COD/N为 10.05时, TN 去除率最高可达 70.39%。
继续增加碳氮比时, TN 去除率增加不多,并且还会导致硝化作用不完全。
当存在足够的易降解有机碳源时,能发生完全的好氧反硝化作用。
碳源种类对 SND 也有一定的影响。
杜馨等 [15]的研究表明,相对于易降解的乙酸钠和葡萄糖来说,啤酒和淀粉的混合物这类可慢速降解的有机物,更适合作为SND 的碳源。
碳源投加方式也影响着 SND 现象。
间歇投加碳源是保证 SND 持续进行的有效手段, 间歇投加碳源时的总脱氮率是相同条件下一次性投加碳源的 1.32倍 [15]。
3.4水力停留时间(HRT较短的水力停留时间下, 异养菌大量繁殖, 同时消耗大量的氧气, 因此在菌胶团和膜内部形成厌氧环境,有利于反硝化的进行,同时由于 COD 充足,能够提供反硝化进行所需要的电子供体,因此有很好的 TN 去除率。
而当水力停留时间延长时,由于有机碳源的相对减少,溶解氧可以穿透菌胶团内部,难以形成厌氧环境,同时不能提供足够的有机碳源,所以很难得到高的总氮去除率。
李绍峰等 [12]以 MBR 反应器为研究对象, 当 COD 为 250mg/L左右, C/N为10:1, MLSS为 3500mg/L, DO 为 1.0mg/L时, HRT 为 5h , TN 去除率达到最高为 60%以上,随 HRT 的延长,同步硝化反硝化下降。
张楠 [16]研究了不同 HRT 对膜生物反应器中 SND 效果的影响, 结果表明随着水力停留时间的减少,同步硝化反硝化效果在增加。
3.5污泥浓度(MLSS在低 MLSS 下, DO 很容易穿透菌胶团,菌胶团内部很难形成厌氧环境,也就很难创造进行反硝化的条件, 所以不会有很高的 TN 去除率。
而在高 MLSS 下, 水中的污染物质难以渗透至污泥内部, 致使污泥内部的微生物难以接触到有机碳源, 从而影响了反硝化反应的进行;另一方面,随 MLSS 的增加, F/M降低到一定程度,由于食料的极度缺乏,某些微生物甚至会产生抗生素,杀死其近缘物种 [17],进而影响硝化反应和反硝化反应进行 [18]。