活性污泥法反硝化脱氮的行为
微生物脱氮原理
简介：介绍了生物脱氮基本原理及影响因素，为环境工作者掌握生物脱氮。
废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。
在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。
由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。
由于氨化反应速度很快。
在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。
关键字：生物脱氮基本原理影响因素废水中存在着有机氮、氨氮、硝态氮等形式的氮，而其中以氨氮和有机氮为主要形式。
在生物处理过程中，有机氮被异养微生物氧化分解，即通过氨化作用转化为成氨氮，而后经硝化过程转化变为NO3-N和NO2-N，最后通过反硝化作用使硝态氮转化成氮气，而逸入大气。
由此可见，进行生物脱氮可分为氨化－硝化－反硝化三个步骤。
由于氨化反应速度很快。
在一般废水处理设施中均能完成，故生物脱氮的关键在于硝化和反硝化。
1 氨化作用1.1 概念氨化作用是指将有机氮化合物转化为氨态氮的过程，也称为矿化作用。
1.2 细菌参与氨化作用的细菌成为氨化细菌。
在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌，兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。
1.3 降解方式（分好氧和厌氧）在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨。
例如氨基酸生成酮酸和氨：[2-1]丙氨酸亚氨基丙酸法丙酮酸另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。
例如尿素能被许多细菌水解产生氨，分解尿素的细菌有尿八联球菌和尿素芽孢杆菌等，它们式好氧菌，其反应式如下：[2-2]在厌氧条件或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱水脱氨三种途径的氨化反应。
[2-3][2-4][2-5]2 硝化作用2.1 概念硝化作用是指将氨氮氧化为亚硝酸氮和硝态氮的生物化学反应，2.2 细菌这个过程由亚硝酸菌和硝酸菌共同完成。
污水处理工艺脱氮
污水处理工艺脱氮污水处理工艺脱氮是指通过一系列的处理过程将污水中的氮污染物去除的工艺。
氮是污水中主要的有机物和无机物之一，如果不进行有效处理，会对水体环境造成严重的污染。
脱氮工艺的目标是将污水中的氮污染物降到规定的排放标准以下，以保护水体生态系统的健康。
一、工艺介绍1. 生物脱氮工艺：利用好氧和厌氧微生物的共同作用，将污水中的氮转化为氮气释放到大气中。
常用的生物脱氮工艺有AO工艺、AOB工艺、UASB工艺等。
2. 化学脱氮工艺：通过添加化学药剂，将污水中的氮转化为氮气或沉淀物，达到脱氮的目的。
常用的化学脱氮工艺有硝化反硝化工艺、硝化沉淀工艺等。
3. 物理脱氮工艺：利用物理方法将污水中的氮分离出来，常用的物理脱氮工艺有吸附法、膜分离法等。
二、工艺步骤1. 前处理：包括格栅除污、沉砂池沉淀、调节池调节等步骤，主要是为了去除污水中的固体颗粒和调节水质。
2. 生物处理：将经过前处理的污水引入生物反应器，利用好氧和厌氧微生物的作用，将污水中的氮转化为氮气或沉淀物。
常用的生物反应器有活性污泥法、固定床生物反应器等。
3. 化学处理：在生物处理后，对污水进行化学处理，以进一步去除残留的氮污染物。
常用的化学处理方法有添加硝化剂、反硝化剂等。
4. 深度处理：对处理后的污水进行深度处理，以确保达到排放标准。
常用的深度处理方法有吸附法、膜分离法等。
5. 氮气排放：将处理后的污水中的氮转化为氮气，并通过适当的排放管道释放到大气中。
三、工艺优势1. 高效去除氮污染物：通过合理的工艺设计和操作管理，可以高效地去除污水中的氮污染物，确保排放水质达标。
2. 节约能源：生物脱氮工艺利用微生物的自净能力，不需要额外能源投入，节约能源。
3. 环保经济：化学脱氮工艺和物理脱氮工艺可以通过回收和再利用化学药剂，实现资源的循环利用，降低运行成本。
4. 灵活性强：根据不同的污水特性和排放标准要求，可以选择合适的脱氮工艺组合，灵活应对不同的处理需求。
污水处理—硝化与反硝化
污水硝化—反硝化脱氮处理是一种利用硝化细菌和反硝化细菌的污水微生物脱氮处理方法。
此法分为硝化和反硝化两个阶段，在好氧条件下利用污水中硝化细菌将含氮物质转化为硝酸盐，然后在缺氧条件下利用污水中反硝化细菌将硝酸盐还原成气态氮。
两段生物脱氮法是污水微生物脱氮的有效方法，作为标准生物脱氮法已得到较广泛应用。
硝化反应过程：在有氧条件下，氨氮被硝化细菌所氧化成为亚硝酸盐和硝酸盐。
他包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌( Nitrosomonas sp)参预将氨氮转化为亚硝酸盐的反应；硝酸菌(Nitrobacter sp)参预的将亚硝酸盐转化为硝酸盐的反应，亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们利用 CO2、CO32-、HCO3-等做为碳源，通过NH3、NH4+、或者 NO2-的氧化还原反应获得能量。
硝化反应过程需要在好氧(Aerobic 或者 Oxic)条件下进行，并以氧做为电子受体，氮元素做为电子供体。
其相应的反应式为：1.亚硝化反应方程式： 55NH4++76O2+109HCO3-→C5H7O2N ﹢ 54NO2-+57H2O+10 4H2CO32.硝化反应方程式： 400NO2-+195O2+NH4++4H2CO3+HCO3-→C5H7O2N+400NO3- +3H2O3.硝化过程总反应式： NH4++1.83O2+1.98HCO3-→0.021C5H7O2N+0.98NO3-+1. 04H2O+1.884H2CO3通过上述反应过程的物料衡算可知，在硝化反应过程中，将1 克氨氮氧化为硝酸盐氮需好氧4.57 克(其中亚硝化反应需耗氧 3.43 克，硝化反应耗氧量为1.14 克)，同时约需耗 7.14 克重碳酸盐(以 CaCO3 计)碱度。
在硝化反应过程中，氮元素的转化经历了以下几个过程：氨离子 NH4-→羟胺NH2OH→硝酰基NOH→亚硝酸盐 NO2-→硝酸盐 NO3-。
反硝化反应过程：在缺氧条件下，利用反硝化菌将亚硝酸盐和硝酸盐还原为氮气而从无水中逸出，从而达到除氮的目的。
污水处理工艺脱氮
污水处理工艺脱氮一、背景介绍污水处理是保护环境、维护生态平衡的关键环节。
污水中含有大量的氮，如果不进行有效的处理，将对水体造成严重的污染。
因此，污水处理工艺中的脱氮过程非常重要。
本文将详细介绍污水处理工艺中常用的脱氮方法及其原理。
二、常用的脱氮方法1. 生物法生物法是目前最常用的污水处理工艺之一，它通过利用微生物降解有机物的过程来实现脱氮。
常见的生物法包括活性污泥法、固定床生物反应器法等。
其中，活性污泥法是最常用的脱氮方法之一，它通过在反应器中引入含有特定菌群的活性污泥，使其与污水接触，通过微生物的作用将污水中的氮转化为氮气释放出来。
2. 化学法化学法是利用化学反应来实现脱氮的方法。
常见的化学法包括硝化-反硝化法和化学沉淀法。
硝化-反硝化法是将污水中的氨氮先转化为硝酸盐氮，然后再通过反硝化反应将硝酸盐氮还原为氮气释放出来。
化学沉淀法则是通过添加化学药剂，使污水中的氮形成不溶于水的沉淀物，从而实现脱氮的目的。
三、脱氮原理1. 生物法的脱氮原理生物法中的脱氮过程主要包括硝化和反硝化两个阶段。
在硝化阶段，氨氮首先被氨氧化细菌氧化为亚硝酸盐氮，然后再被亚硝酸盐氧化细菌进一步氧化为硝酸盐氮。
在反硝化阶段，硝酸盐氮被反硝化细菌还原为氮气。
通过这两个阶段的微生物作用，污水中的氮得以脱除。
2. 化学法的脱氮原理硝化-反硝化法的脱氮原理是将污水中的氨氮先转化为硝酸盐氮，然后再通过反硝化反应将硝酸盐氮还原为氮气。
在硝化阶段，氨氮被硝化细菌氧化为亚硝酸盐氮，然后再被亚硝酸盐氧化细菌进一步氧化为硝酸盐氮。
在反硝化阶段，硝酸盐氮被反硝化细菌还原为氮气。
通过这两个阶段的化学反应，污水中的氮得以脱除。
化学沉淀法的脱氮原理是通过添加化学药剂，使污水中的氮形成不溶于水的沉淀物。
常用的化学药剂包括氢氧化钙、氢氧化钠等。
这些化学药剂与污水中的氮发生反应，生成不溶于水的沉淀物，从而实现脱氮的目的。
四、脱氮工艺的优缺点1. 生物法的优缺点生物法的优点是处理效果稳定，适合于处理大量的污水。
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。
A2O 法废水处理运行中的异常现象及其防治措施
A2/O 法废水处理运行中的异常现象及其防治措施A2/O 生物脱氮工艺(反硝化- 硝化工艺、缺氧- 好氧工艺)是在工艺流程中设置缺氧(无氧或低氧)区和好氧区, 将化能养细菌的无氧呼吸(硝酸盐还原)、有氧呼吸与化能自养细菌有机组合, 通过合理控制工艺参数(如泥龄、回流比), 使缺氧区和好氧区分别适应于具有反硝化作用的好氧细菌、兼性厌氧细菌(如脱氮微球菌和脱氮假单孢菌(硝化细菌), 形成A2/O 工艺。
一些研究与实践表明, 包含两种不同营养类型和呼吸类型特点微生物的功能, 又具有脱氮功能。
由于缺氧区内呈无氧呼吸的兼性厌氧细菌的生化特性, 使一些较难降解的大分子有机物在无氧区内转化为低分子有机物,提高了废水的可生化性。
由于生物脱氮技术日趋成熟, 已经被广泛应用于发酵工业等产生的含氮有机废水的处理。
用A2/O 法处理含氮有机废水过程中, 因连续进水, 时常会出现多种异常情况, 使活性污泥随二沉池出水流失, 增加了处理水中的SS, 降低了处理水效果。
下面介绍用A2/O 法在废水处理中可能出现的几种主要异常现象及其防治措施。
1 污泥膨胀引起的污泥上浮首先根据污泥体积指数(SVl)判断是否发生的污泥膨胀。
如果SVI 值很高, 就说明活性污泥的沉降性能不好, 污泥可能发生膨胀或者已经膨胀。
由于水处理厂的处理水质不同, SVI 的具体值会不尽相同。
所以水处理的管理人员应根据自己水处理厂的实际情况进行总结。
污泥膨胀原因主要是大量丝状菌(细菌中的鞘细菌, 以球衣菌和贝氏硫细菌为代表)在污泥内繁殖, 使污泥松散、密度降低所致。
真菌的繁殖也会引起污泥膨胀。
正常的活性污泥具有良好的沉降性能, 其含水率一般在98%～99%。
当污泥发生膨胀时, 污泥就不易沉降, 含水率上升, 污泥体积膨胀。
在沉淀池表现为上清液清澈, 透明度很高, 但污泥界面却很高, 在沉淀池可以看到活性污泥, 甚至有的地方没有上清液, 污泥随处理水流失严重。
废水生物脱氮的过程
废水生物脱氮的过程
废水生物脱氮是一种利用微生物处理技术，将废水中的氮污染物转化为无害的氮气，从而实现废水中氮的去除和减少的过程。
以下是废水生物脱氮的具体过程：氨化反应：在氨化菌的作用下，废水中的有机氮被分解转化为氨态氮。
这个过程是通过硝化反应完成的，通常需要好氧条件。
硝化反应：在硝化菌的作用下，氨态氮被氧化为硝酸盐。
这个过程包括两个阶段，即亚硝化反应和硝化反应。
在亚硝化反应阶段，氨态氮被氧化为亚硝酸盐；在硝化反应阶段，亚硝酸盐被进一步氧化为硝酸盐。
硝化反应需要好氧条件，且对pH值有较高的要求。
反硝化反应：在反硝化菌的作用下，硝酸盐或亚硝酸盐被还原为氮气。
这个过程需要在缺氧条件下进行，可以通过添加碳源（如甲醇）提供电子供体。
反硝化反应可以去除废水中的氮污染物，同时产生的氮气可以排出系统，从而达到脱氮的目的。
废水生物脱氮技术具有去除效率高、处理成本低、污泥产量少等优点，因此在污水处理领域得到了广泛应用。
然而，在实际应用中仍存在一些问题，如反应条件控制、微生物种群调控、碳源需求等，需要进一步研究和改进。
总之，废水生物脱氮是一个复杂的生物化学过程，需要微生物的协同作用来完成。
通过不断的研究和改进，可以进一步提高废水脱氮效率，为环境保护和可持续发展做出更大的贡献。
污水处理中的生物脱氮技术
污水处理中的生物脱氮技术污水处理是保护水资源和环境的重要举措之一。
而生物脱氮技术作为一种高效节能的污水处理方法，已经得到了广泛的应用和研究。
本文将重点介绍污水处理中的生物脱氮技术原理、应用案例以及未来发展趋势。
一、生物脱氮技术原理生物脱氮技术是指利用微生物将废水中的氮化合物转化为气态氮的过程。
常见的脱氮技术包括硝化-反硝化和厌氧反硝化。
其中，硝化过程是将氨氮先转化为亚硝酸盐氮，再通过细菌作用转化为硝酸盐氮。
而反硝化过程则是将硝酸盐氮还原为氮气。
厌氧反硝化技术是针对无氧环境下，通过厌氧细菌将硝酸盐氮还原为氮气。
二、生物脱氮技术的应用案例1. 活性污泥法活性污泥法是一种常见的生物脱氮技术，通过在好氧条件下，利用生物膜中的硝化细菌和反硝化细菌，将废水中的氨氮转化为氮气。
这种技术适用于中小型污水处理厂和城市污水处理厂。
2. 等温厌氧反硝化技术等温厌氧反硝化技术是近年来快速发展的生物脱氮技术之一。
该技术通过通过将反硝化与厌氧条件相结合，在相对温和的条件下提高了反硝化的效率。
这种技术适用于低温环境下的污水处理。
3. 全自动生物脱氮系统全自动生物脱氮系统是一种集成化的生物脱氮技术。
该系统通过自动控制设备，实现了对污水处理过程中关键参数的监测和调控。
这种技术具有稳定性高、运行成本低、操作简便等优点，被广泛应用于大型污水处理厂。
三、生物脱氮技术的发展趋势1. 高效节能随着能源问题的日益凸显，未来的生物脱氮技术将更加注重能源的高效利用。
例如，利用厌氧颗粒污泥技术可以在反硝化过程中产生较低的剩余物，提高能源利用效率。
2. 微生物多样性研究生物脱氮技术中的微生物扮演着重要的角色。
因此，未来的研究将更加关注微生物多样性的研究，进一步优化脱氮效果。
3. 优化污水处理工艺将生物脱氮技术与其他污水处理工艺相结合，可以进一步提高脱氮效果。
例如，与生物脱磷技术相结合，可以实现对污水中氮磷的同步去除，提高污水处理的效率。
总之，生物脱氮技术作为一种高效节能的污水处理方法，持续得到广泛研究和应用。
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活性污泥法反硝化脱氮的行为金雪标俞勇梅（上海师范大学环境工程研究所，上海 200234）摘要悬浮活性污泥法反硝化去除有机物具有极大的经济价值，其容积去除负荷(CODCr)可达 2.05～5.7kg/（m3·d）。
试验表明，反硝化所需的有机物量与有机物种类、进水碳氮比（C/N）、容积负荷等有关。
碳源充足时，反硝化呈现0级反应动力学；而出水硝酸盐浓度及容积去除负荷，会影响活性污泥的沉降状况。
关键词：污水处理脱氮活性污泥法反硝化硝酸盐1 前言氨排放到水体后，先后被自养微生物转化成亚硝酸盐和硝酸盐。
氧化1mg的NH3-N约需 4.6mg O2。
在典型城市生活污水中，CODCr约为250mg/L，TKN为35mg/L。
无论在缺氧环境还是好氧环境下，有机氮首先氨化转化成氨氮，35mg 的NH3-N转化成硝酸盐，需氧量为160mg，与目前2级污水处理中的去碳需氧量相当。
由于含氮化合物氧化时需氧量如此之大，许多处理厂在排放前必须对其硝化，近一半能耗用于硝化上。
对富营养而言，硝酸盐与氨氮产生的危害是相同的，硝酸盐在缺氧条件下可作为电子受体进行无氧呼吸，转化成氮气，同时降解有机物，回收能量。
理论上反硝化脱氮是一种低能耗、无害化的处理过程，从而受到重视[1,2]。
但与去碳研究相比，对氮的去除研究落后许多，如反硝化速率、与碳源的关系、负荷、环境条件及经济适用性等。
2 实验部分2.1实验过程及方法反应器采用有效容积1000mL的玻璃窄口容器，瓶口塞棉花，磁力搅拌器搅拌，以使活性污泥刚处于悬浮状态，并用恒温水浴控制温度。
实验采用SBR方式，每种实验状态（一定的水力停留时间、进水浓度、负荷、污泥量）维持3～5d，待系统基本稳定后，取样分析。
实验用水为人工配置，即将自来水中加入碳源（甲醇或葡萄糖）、硝酸盐（硝酸钠或硝酸钾）及磷营养元素。
接种污泥取自城市污水处理厂二沉池，经3～5周的培养增殖后，硝酸盐（进水NO3-－N 40～80mg/L）去除率在90％以上。
在每种实验状态稳定后测定活性污泥浓度（MLSS），为便于数据的可比性，将MLSS控制在4500mg/L左右，如果反硝化较完全，SV30为30～40mL。
2.2分析方法NO3――N：酚二磺酸光度法；NO2－―N：N－〔1－萘基〕－乙二胺光度法；COD Cr：重铬酸钾法，当COD Cr﹤50mg/L时，采用0.025mol/L重铬酸钾，检测限为5mg/L；MLSS：105℃烘干2h后称重；溶解氧（DO）：碘量法。
3 结果与讨论3.1碳源与C/N影响在异养型反硝化过程中，作为电子供体的有机物应当可生物降解，有机物（碳源）的种类[2,3]与含量影响反硝化效率，在颗粒滤床反硝化中，进水碳氮比决定反硝化的程度[4]。
表1与表2中C/N指进水中投加的甲醇或葡萄糖CODCr与NO3-－N的比值。
C/N中N为NO3-－N浓度，C为有机物浓度，可用有机物或CODCr 、BOD5、TOC、TOD等表示，本文统一以CODCr表示。
表1 甲醇为碳源时C/N对反硝化影响C/N=3.1 T=2h t=(22±2)℃NO3-－N NO2-－N COD CrC/N=6.3 T=2h t=(22±2)℃NO3-－N NO2-－N COD Cr 进水(mg/L) 76.4 0 236 74.4 0 469 出水(mg/L) 18.9 0.007 16.7 1.06 0.234 188表2 葡萄糖为碳源时C/N对反硝化影响C/N=3.4 T=2h t=(22±2)℃ NO 3-－N NO 2-－N COD CrC/N=5.3 T=2h t=(22±2)℃ NO 3-－N NO 2-－N COD Cr 进水(mg/L) 75.2 0 253 76.1 0 403 出水(mg/L)16.720.00416.71.500.23382.2从表1与表2可以看出，当碳源充足时，反硝化率98％以上，比较完全；当碳源不足时，有机物几乎完全被利用（自来水中本底COD Cr 约10mg/L ，为不可降解）。
作为碳源，甲醇与葡萄糖反映出相同的现象，但1mg 的NO 3-－N 脱氮，所需碳源有一定的差别，甲醇大约需 3.7～3.9mg （COD Cr 计），葡萄糖大约需4.0～4.5mg （COD Cr 计）。
生化过程由多步酶促反应构成，与甲醇比较，葡萄糖为基质的降解途径需进入三羧酸循环，多消耗的碳源可能是反应过程中微生物自身活动能量所需。
另外，投加的碳氮比（C/N ）也影响实际消耗的碳氮比（ΔC/ΔN ），碳源不足时（投加的C/N低），实际消耗的碳氮比（ΔC/ΔN ）相应也会有所降低；负荷也影响碳氮比的消耗（见图1），碳源为葡萄糖，投加的碳氮比为5.3，碳源比较充足，随着负荷降低（反应时间增加），ΔC/ΔN 增加，但增加的量并不大。
33.544.5500.511.5容积去除负荷 (kg /m 3.d )ΔC /ΔN图1 负荷对ΔC/ΔN 值影响 [C/N=5.3,t=(22±2)℃]3.2有机物去除负荷有机物容积去除负荷是废水处理工程中的一项重要技术经济指标。
反硝化过程中，去除负荷受碳源、出水硝酸盐浓度、C/N 、水力停留时间等影响（见图2）。
以葡萄糖为碳源，碳源较充分，其他条件相同，分别以不同反应时间进行4次实验。
结果显示，反应2h 内，容积去除负荷很高，出水硝酸盐具有一定浓度（>1mg/L ）；反应3h 与4h ，出水中硝酸盐浓度很低（<0.2mg/L ），宏观地反映为去除负荷降低。
图2中，反应1h 与4h 的容积去除负荷[kg/(m 3.d)]分别为5.7、2.05 3,说明利用反硝化去除有机物具有极大的经济价值。
反硝化过程主要的能耗是混合搅拌，使活性污泥处于悬浮状态，用立式机械搅拌器搅拌，其能耗为5W/m 3，若使用水下推进器则低于2.5W/m 3。
246T=1h T=2h T=3h T=4h容积去除负荷 (k g /m 3.d )5101520 出水N O 3-－N （m g /L )图2 出水硝酸盐浓度对容积去除负荷影响[C/N=5.3,t=（22±2)℃]3.3 污泥沉降状况容积去除负荷是衡量工艺效率的一项重要指标，当出水硝酸盐具有较高浓度时（如NO 3-－N 3～5mg/L 以上），容积去除负荷较高。
但高负荷易引起反硝化过程不稳定，因反硝化不彻底，污泥体积指数上升（见图3），污泥沉降分离变差。
当反应为1h, 反硝化不完全，污泥在30min 内出现严重的上浮现象,甚至反应器底部变为清液,此时,反应器内表层液面已聚集大量气泡,并且仍有许多气泡不断冒出液面。
当反应时间在3～4h 时，不产生这种现象。
容积去除负荷 (kg r /m 3.d)20406080100 2.052.693.85 5.71S V 30 (m L )图3 容积去除负荷对污泥沉降体积的影响如果混合液中有机物浓度很低,同时容积去除负荷也较低，即使硝酸盐还处于较高浓度，污泥也不会呈现上浮现象，这一点对工程的设计与运行管理很有用。
实际应用中，一般（如A/O 法）总脱氮率受硝化液回流比的限制，二沉池出水具有一定浓度的硝酸盐，如果硝化池处于延时曝气且出水BOD 5很低（<5mg/L ）时，二沉池的运行不会受到污泥脱氮上浮的困扰。
3.4 反硝化速率以葡萄糖为碳源，投加的COD Cr : NO 3-－N=6.3，碳源充足，COD Cr 与 NO 3-－N 随反应时间基本上以线性下降，呈0级反应动力学（见图4）。
设：d C /d t =k t式中，k 为0级反应动力学表征常数，其综合了温度、污泥浓度及实验条件等因素；C 0为反应起始（t =0）NO 3-－N 的浓度,C t 为反应时间t 的NO 3-－N 浓度，t 为反应时间（h ）。
由此计算k=37.25mg/（L.h ）。
tC C k t-=)0501001502002500102030405060时间(min)浓度(m g /L )图4 NO 3--N 、NO 2--N 、COD Cr 随反应时间的变化 [t =（22±2）℃]3.5 DO 影响工程上有意识控制溶解氧，其投资费用势必提高许多，所以尽可能建在敞开构筑物内，这能满足一般的溶解氧要求。
本实验以控制搅拌器转速来控制溶解氧，分慢速搅拌与快速搅拌。
慢速搅拌40r/min,使活性污泥刚处于悬浮状态，其空气氧溶入很少，实验室测得的DO 一般小于0.1mg/L ；快速搅拌200r/min ，DO 在0.3～0.5mg/L 左右(见表3)。
表3 DO 对反硝化影响 [T =2hr ，t =（22±2)℃]低速搅拌NO 3－－N NO 2－－N COD Cr快速搅拌NO 3－－N NO 2－－N COD Cr 进水(mg/L) 74.4 0 469 74.6 0 471 出水(mg/L)1.060.2341885.350.18089.2随着DO 上升，反硝化率由98.57%降至92.83%，相应的COD Cr 去除率则从59.91%上升到81.1%。
可见提高DO 浓度，一方面降低了系统的脱氮效率,另一方面提高了COD Cr 的去除率。
这说明DO 提高，污泥中好氧微生物含量比例增加，从而也增加了脱氮所需的碳氮比及脱氮所需的反应时间，这一过程应结合实际处理工程，以去碳还是以脱氮为目的而定。
一般而言，对敞开的生化反应池，以搅拌或不供氧形式使活性污泥混合及处于悬浮状态，DO 不会超过0.5mg/L ，因此实际应用中溶解氧因素一般不必专门控制。
4 结论-－N 4.1活性污泥法中，反硝化所需的有机物量，与有机物种类有关， 1mg NO3反硝化，所需甲醇大约 3.7～3.9mg，需葡萄糖大约 4.0～4.5mg（以CODCr 计），并与投加的碳氮比（C/N）及容积负荷，也有一定的关系。
4.2 利用反硝化去除有机物具有极大的实用价值，本实验容积去除负荷可达2.05～5.7kg/(m3·d)。
4.3 出水硝酸盐浓度及容积去除负荷，会影响活性污泥的沉降状况，在高负荷及反硝化不彻底状态下易引起污泥体积指数上升，污泥沉降分离变差。
4.4 碳源充足时，反硝化呈现0级反应动力学，本实验以葡萄糖为基质，其表征速率常数k=37.25mg/（L·h）。
4.5 溶解氧影响反硝化效率及碳氮比的需求量，其利弊应据实际情况而定。
5 参考文献1Hien T. Effect of influent chemical oxygen demand to nitrogen ratio on a partial nitrification/complete denitrification process.Wat.Res.1998, 32(1):165～173.2徐亚同. 不同碳源对生物反硝化的影响.环境科学,1994,15(2):29～32.3Akunnk J C. Nitrate and nitrite reductions with anaerobic sludge using various carbon sources:glucose,glycerol,acetic acid,lactic acid and methanol. Wat.Res,1993,27(8):1303～1312.-去除.上海环境科学,1997,16(11):28～31.4金雪标.饮用水中NO3上海市自然科学基金项目，编号99ZG14027。