袁林江短程硝化反硝化生物脱氮
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。
生物脱氮除磷 短程硝化反硝化
硝酸菌 反硝化菌
短程硝化反硝化脱氮途径
反应方程式如下：
影响因素
Do浓度
1
污泥泥龄 5
2
自由氨
4
温度
3
pH值
短程硝化反硝化潜在优势
曝气量 • 硝化阶段无需将NO2-氧化成NO3-，节省的曝气量大约占25% • 反硝化阶段直接将NO2-转化为N2，节省大量碳源，大约为40%
碳源
• 亚硝化细菌世代周期比硝化细菌短，缩短硝化反应时间
昔日Dokhaven
荷兰鹿特丹Dokhaven污水处理厂改造工程
设计负荷：47万人口 处理水量：9100m3/h（旱季）
19000m3/h（雨季） 原始处理工艺：AB法（吸附——生物降解工艺）
出水指标和实际出水参数
指标
BOD(mg/L) TKN(mg/L) TN(mg/L) TP(mg/L) SS(mg/L)
1980年设计值 20 20 -* 30
分阶段排放标准 1995年起 20 20 1 30
2006年后 20 20 1 30
处理结果 目前出水水质
4 7.7 24 0.8 2
原始工艺设计（1980年）并未考虑对氮、磷的去除，而新的《市政污水排 放规范》明确规定从1995年起对磷的排放限制，而且从那时起对氮的限制也逐 渐由对TKN 的控制转向对总氮的控制。显然，原始的设计不能满足对营养物去 除的要求，需要进行升级。对脱氮来说，及时对污泥消化液采用了近年在荷兰 研发出来的SHARON和 ANAMMOX工艺。
生物脱氮技术
短程硝化反硝化
目录
CONTENTS
技术原理
技术背景
典型工艺
01 技 术 背 景
污水中氮的主要形态酸 盐氮
短程硝化反硝化生物脱氮技术概述短程硝化反硝化脱氮工艺
短程硝化反硝化生物脱氮技术概述短程硝化反硝化脱氮工艺随着水体受到氮素污染越来越严重，废水脱氮日益受到人们的重视。
其中生物脱氮技术将有机氮和氨氮通过硝化反硝化过程去除具有无可比拟的发展前景。
其中传统的生物脱氮技术认为要完全去除水中的氨态氮就必须要经过完整的硝化与反硝化过程，即以硝酸盐作为硝化的终点和反硝化的起点，这主要是基于要防止对环境危害较大的亚硝酸盐的积累以及对好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌不能在同一个反应器里同时大量存在的认识导致的。
而现在的大量研究表明，好氧硝化菌和兼性厌氧反硝化菌是可以在同一个反应器里共同起作用的。
因为在整体和每一单元填料表面所附着的生物膜上都存在基质和溶解氧的浓度梯度分布，这就为各种生态类型的微生物在生物膜内不同部位占据优势生态位提供了条件。
由于短程硝化反硝化脱氮比传统的脱氮技术具有很多的优点，因此引起了国内外研究者的广泛关注，对影响短程硝化反硝化的因素以及实现和维持短程硝化反硝化的工艺控制进行了大量的研究。
1.传统硝化反硝化脱氮机理1.1 硝化反应硝化反应是由一类自养耗氧微生物完成的，包括两个步骤：第一步为亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐；第二步为硝化过程，由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都利用无机碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作为碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量。
亚硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制时，有可能出现NO2-积累的情况。
1.2反硝化反应反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程，它的主要过程是在缺氧的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮。
反硝化细菌多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。
在无分子态氧条件下，反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3-作为电子受体，O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度，有机物则作为碳源和电子供体提供能量，并得到氧化稳定。
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简介：是一种高效的生物处理技术，用于处理含高浓度氨氮的废水。
本文将介绍的原理、应用、优缺点以及未来发展方向。
一、原理是利用硝化细菌和反硝化细菌的协同作用，将废水中的氨氮转化为氮气释放。
整个过程可以分为两步：硝化和反硝化。
硝化指的是将废水中的氨氮通过硝化细菌氧化为亚硝酸盐，进一步氧化为硝酸盐的过程。
这一步在好氧条件下进行，需要提供足够的氧气供给。
反硝化指的是将硝酸盐通过反硝化细菌还原为氮气并释放到大气中的过程。
这一步在缺氧条件下进行，需要消耗有机物作为电子供体。
二、应用1. 功能与特点在处理含高浓度氨氮废水时具有以下功能与特点：（1）高效除氮：该技术能够将氨氮转化为氮气释放，实现高效除氮，将废水中的氨氮浓度降低至国家排放标准以下。
（2）占地面积小：相比传统的生物脱氮技术，短程硝化反硝化技术所需的处理设施相对较小，能够节约占地面积和投资成本。
（3）适用范围广：该技术适用于各类含高浓度氨氮的废水，如城市生活污水、养殖废水等。
2. 应用案例在各个领域得到了广泛应用。
（1）城市生活污水处理：城市污水处理厂采用该技术对处理前的生活污水进行处理，将废水中的氨氮降低至符合排放标准。
（2）养殖废水处理：养殖业废水中含有大量的氨氮，使用该技术可以将废水中的氨氮转化为氮气释放，减少对水环境的污染。
（3）工业废水处理：一些工业废水中含有高浓度氨氮，采用短程硝化反硝化技术可实现高效除氮。
三、优缺点1. 优点（1）高效除氮：短程硝化反硝化技术能够将氨氮转化为氮气释放，实现高效除氮。
（2）占地面积小：相比传统的生物脱氮技术，所需处理设施相对较小，能够节约占地面积和投资成本。
（3）处理效果稳定：短程硝化反硝化技术对氨氮的去除效果较为稳定，能够适应废水中氨氮含量的变化。
2. 缺点（1）对氧气要求高：硝化过程需要提供足够的氧气，因此对通气设备的要求较高。
（2）电子供体限制：反硝化过程需要消耗有机物作为电子供体，在有机物供应不足时，可能影响反硝化效率。
《2024年短程硝化反硝化生物脱氮技术》范文
《短程硝化反硝化生物脱氮技术》篇一一、引言随着工业和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染成为水环境治理的重点之一。
短程硝化反硝化生物脱氮技术作为一种新型的生物脱氮技术，具有较高的氮去除效率和较低的能耗，成为当前研究的热点。
本文将详细介绍短程硝化反硝化生物脱氮技术的基本原理、应用现状、存在的问题及未来发展趋势。
二、短程硝化反硝化生物脱氮技术的基本原理短程硝化反硝化生物脱氮技术是一种利用微生物在特定条件下实现亚硝酸盐积累，进而进行反硝化反应的生物脱氮技术。
其基本原理包括两个过程：硝化过程和反硝化过程。
1. 硝化过程：在好氧条件下，氨氮通过亚硝酸盐氧化细菌（NOB）的作用被氧化为亚硝酸盐（NO2-），此过程称为硝化过程。
短程硝化过程中，通过控制反应条件，使亚硝酸盐（NO2-）大量积累，而不继续被氧化为硝酸盐（NO3-）。
2. 反硝化过程：在缺氧条件下，亚硝酸盐（NO2-）通过反硝化细菌的作用被还原为气态氮（N2），从而实现脱氮。
三、短程硝化反硝化生物脱氮技术的应用现状短程硝化反硝化生物脱氮技术在水处理领域具有广泛的应用。
目前，该技术已广泛应用于城市污水处理、工业废水处理和农业面源污染治理等领域。
其中，城市污水处理是应用最为广泛的领域之一。
通过采用短程硝化反硝化生物脱氮技术，可以有效降低污水中的氮含量，提高出水水质。
四、存在的问题及挑战虽然短程硝化反硝化生物脱氮技术具有较高的氮去除效率和较低的能耗，但在实际应用中仍存在一些问题及挑战。
首先，该技术的反应条件较为严格，需要精确控制pH值、温度、溶解氧等参数。
其次，短程硝化过程中亚硝酸盐的积累量受多种因素影响，如微生物种群结构、基质浓度等。
此外，该技术对操作和管理的要求较高，需要专业的技术人员进行操作和维护。
五、未来发展趋势针对短程硝化反硝化生物脱氮技术存在的问题及挑战，未来研究将重点关注以下几个方面：1. 优化反应条件：通过研究微生物的生理生态特性，进一步优化反应条件，提高亚硝酸盐的积累量和反硝化效率。
短程硝化反硝化生物脱氮工艺影响因素研究现状
两类硝化细菌活性及硝化产物的影响也不同。在 13℃～16℃下污
水中硝化细菌活性受到抑制，能够出现亚硝酸盐氮积累的现象。
16℃～32℃时，硝化反应的产物主要为硝酸盐氮，亚硝酸盐氮较少，
反硝化反应是在缺氧或无氧条件下由微生物将亚硝态氮和硝 基本上没有发现亚硝酸盐氮的积累。而温度继续升高，当超过 32℃
态氮转化为氮气的过程。反硝化菌包括螺旋菌属、反硝化杆菌属等， 时，又发现亚硝酸盐氮积累的现象[6]。
艺在实际运行时带来许多问题[1]。
pH 值也是硝化反应的重要因素之一：本身硝化细菌对 PH 值就
2 生物脱氮理论的突破
有一个要求，同时 pH 值对游离氨浓度又很大影响，因为废水中的
在以往的研究过程中，认为亚硝化和硝化细菌的属性相似，在 氨氮随 pH 值不同分别以分子态和离子态形式存在，分细菌科[2]。随之科学技术的进步 对硝酸菌的抑制要强于亚硝酸菌。因此，控制 pH 值在适当的范围
亚硝化细菌将含氮化合物转化为亚硝态氮过程；亚硝化细菌包括亚
3 短程硝化反硝化生物脱氮工艺的研究现状
硝酸盐螺旋杆菌属、亚硝酸盐球菌属、亚硝酸盐单胞菌属等；第二阶
目前，对 SCND 工艺的研究，主要体现在控制温度、溶解氧、PH
段为硝化反应由硝化细菌将亚硝态氮进一步转化为硝态氮的过程。 值三方面影响因素，三个影响因素的影响研究现状如下：
反硝化细菌可以利用污水中的分子氧、硝态氮、亚硝态氮以作为电
国内学者王淑莹等[4-5]通过控制水温在 30℃～32℃成功实现了
子受体，利用有机物作为碳源及电子供体提供能力。具体反应式如 SCND 工艺，较系统的分析了温度变化对 SCND 的影响。研究结果发
下：
现，水温保持在 30℃时得到的短程硝化，当在 20.5℃～24.5℃时，硝
《2024年短程硝化反硝化生物脱氮技术》范文
《短程硝化反硝化生物脱氮技术》篇一一、引言随着工业化和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染成为了一个亟待解决的问题。
短程硝化反硝化生物脱氮技术作为一种新型的污水处理技术，具有处理效率高、能耗低等优点，被广泛应用于各类污水处理厂。
本文将对短程硝化反硝化生物脱氮技术的原理、应用、优势及挑战进行详细阐述。
二、短程硝化反硝化生物脱氮技术原理短程硝化反硝化生物脱氮技术是一种基于硝化反应和反硝化反应的生物脱氮技术。
在硝化反应阶段，氨氮被氧化为亚硝酸盐氮；在反硝化反应阶段，亚硝酸盐氮被还原为氮气，从而实现氮的去除。
短程硝化反硝化技术的关键在于将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段，避免硝酸盐的生成，从而减少能耗和污泥产量。
三、短程硝化反硝化生物脱氮技术的应用短程硝化反硝化生物脱氮技术广泛应用于各类污水处理厂，如市政污水处理、工业废水处理、农业污水处等。
该技术可单独使用，也可与其他技术联用，如AAO（厌氧-好氧）工艺、MBR （膜生物反应器）等。
通过优化运行参数和工艺条件，可以提高短程硝化反硝化技术的脱氮效果和稳定性。
四、短程硝化反硝化生物脱氮技术的优势1. 高效性：短程硝化反硝化技术具有较高的氮去除率，能够快速、有效地降低水中的氮含量。
2. 能耗低：由于该技术避免了硝酸盐的生成，因此相比传统硝化反硝化技术，能耗更低。
3. 污泥产量少：由于减少了硝酸盐的生成，相应地减少了污泥产量，降低了后续的污泥处理成本。
4. 灵活性强：该技术可与其他工艺联用，适应不同类型污水的处理需求。
五、短程硝化反硝化生物脱氮技术的挑战与展望尽管短程硝化反硝化生物脱氮技术具有诸多优点，但仍面临一些挑战。
首先，该技术的运行受环境因素影响较大，如温度、pH值、溶解氧等。
其次，该技术的运行管理要求较高，需要专业的人员进行操作和维护。
此外，该技术对于某些特殊类型污水的处理效果可能不够理想，需要进一步研究和优化。
展望未来，短程硝化反硝化生物脱氮技术将在以下几个方面得到进一步发展：一是通过优化运行参数和工艺条件，提高该技术的脱氮效果和稳定性；二是研发新型的生物催化剂和反应器，提高该技术的适应性和灵活性；三是加强该技术的实际应用和推广，促进其在各类污水处理厂的应用和普及。
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短程硝化反硝化生物脱氮技术是一种新型的污水处理技术，可以高效地去除污水中的氮污染物，具有技术简单、运行稳定等特点。
本文将从介绍短程硝化反硝化生物脱氮技术的原理和流程、应用和优势、发展前景等方面进行展开。
一、短程硝化反硝化生物脱氮技术的原理和流程短程硝化反硝化生物脱氮技术是基于微生物菌群的协同作用而实现的一种脱氮过程。
它通过合适的操作条件和控制策略，促进污水处理系统内的硝化和反硝化反应，使污水中的氨氮转化为亚硝态氮和硝态氮，再进一步转化为氮气释放到大气中。
短程硝化反硝化生物脱氮技术的流程通常分为硝化阶段和反硝化阶段。
在硝化阶段，将进入系统的氨氮通过硝化细菌作用转化为亚硝态氮或硝态氮。
然后，在反硝化阶段，利用特定的微生物将亚硝态氮或硝态氮还原为氮气，并最终释放到大气中。
二、短程硝化反硝化生物脱氮技术的应用和优势短程硝化反硝化生物脱氮技术在污水处理领域得到了广泛的应用。
它适用于处理含有高浓度氨氮的污水，如农业养殖废水、城市污水和工业废水等。
与传统的生物脱氮技术相比，短程硝化反硝化生物脱氮技术具有以下优势：1. 技术简单易行：采用短程硝化反硝化生物脱氮技术，无须引入额外的化学药剂和设备，仅需调节系统的氧化还原电位、温度和pH值等操作条件即可实现高效的脱氮效果。
2. 能耗低：短程硝化反硝化生物脱氮技术采用生物方法进行氮污染物的处理，相较于传统的物理和化学方法，具有更低的能耗和运行成本。
3. 运行稳定：短程硝化反硝化生物脱氮技术中的微生物菌群具有较强的适应能力和生物活性，能够在不同的环境条件下保持较高的活性和稳定性，使得污水处理系统能够长期稳定运行。
4. 减少对环境的负荷：短程硝化反硝化生物脱氮技术将氮污染物转化为氮气释放到大气中，减少了对水体和土壤的氮负荷，对环境的影响较小。
三、短程硝化反硝化生物脱氮技术的发展前景短程硝化反硝化生物脱氮技术作为一种新型的污水处理技术，具有较为广阔的发展前景。
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(1)氧化氨的细菌：有好氧的和厌氧的两种。
① 好氧氨氧化细菌: 好氧氨氧化细菌即好氧的亚硝化细菌，以
NH3为供氢体，O2作为最终电子受体,产生HNO2的一类细菌。而亚硝化 叶菌属在低氧压下能生长，化能无机营养，氧化NH3为HNO2，从中获 得能量供合成细胞和固定CO2。温度范围5～30℃，最适温度25～30℃。 pH范围5.8～8.5，最适pH为7.5～8.0。有的菌株能在混合培养基中
③ 厌氧氨反硫化细菌： 厌氧氨反硫化细菌以NH3为供氢体，以 SO42-作最终电子受体的一类将氨氧化为N2的细菌。这一类细菌尚未见 有纯培养的报道。
(2)氧化亚硝酸细菌（硝化细菌）:
生长条件： 在pH为7.5～8.0，温度25～30℃，亚硝酸浓度为2～30mmol/L化能 无机营养生长最好。其代时随环境可变，由8 h到几天。
第一节 污、废水深度处理——脱氮、除 磷与微生物学原理
第一节 污（废）水深度处理──脱氮、 除磷与微生物学原理
一、污（废）水脱氮、除磷的目的和意义
污（废）水一级处理只是除去废水中的沙砾及大的悬浮固体。去 除COD约30％左右。二级生物处理则是去除废水中的可溶性有机物。在 好氧生物处理中，生活污水经生物降解，大部分的可溶性含碳有机物 被去除。去除CODCr70％～90％，BOD5去除90％以上。同时产生NH3-N、 NO3--N和PO43-、SO42-。其中有25％的氮和19％左右的磷被微生物吸收合 成细胞，通过排泥得到去除。但出水中的氮和磷含量仍有未达到排放 标准的。有的工业废水如味精（谷氨酸）废水和赖氨酸废水含氨氮 （NH3-N）非常高，味精浓废水含氨氮（NH3-N）6 000mg/L左右。CODCr 更高，60 000～80 000mg/L,BOD5约为CODCr的一半。
亚硝化细菌和硝化细菌是 G-菌。它的生长速率均受基质浓度 （NH3和HNO2）、温度、pH、氧浓度控制。全部是好氧菌，绝大多数营 无机化能营养，有的可在含有酵母浸膏、蛋白胨、丙酮酸或乙酸的混 合培养基中生长，不营异养。
个别硝化细菌可营化能有机营养。在污水处理系统和自然环境中,
硝化细菌有附着在物体表面和在细胞束内生长的倾向，形成胞囊结构
硝化杆菌属（Nitrobacter）细胞内的贮存物有：羧酶体或叫羧化 体(carboxysome)、肝糖、聚-羟基丁酸盐（PHB）、多聚磷酸盐，含
淡黄至淡红的细胞色素。既进行化能无机营养又可进行化能有机营养， 以酵母浸膏和蛋白胨为氮源，以丙酮酸或乙酸为碳源。它 在营化能无 机营养生长中，氧化NO2-产生的能量仅有2％～11％用于细胞生长 ， 氧化85～100molNO2-用于固定1mol CO2 。在分批培养中，最大产量是 4×107个(细胞)/mL。在进行化能无机营养时的生长比在进行化能有机 营养时的快。
污水处理厂出水：氨氮在15 mg/L以下。 黄浦江上游水源保护区域污水排放标准， 保护区A排放标准，氨氮：8 mg/L，总磷：0.2 mg/L； 保护区B排放标准，氨氮：12 mg/L，总磷：0.5 mg/L。
二、天然水体中氮、磷的来源
氮、磷主要来自城市生活污水，来自农肥（氮）和喷洒农药
（磷等），来自工业废水，如化肥、石油炼厂、焦化、制药、农药、
生长，不营化能有机营养。其中的亚硝化单胞菌和亚硝化螺菌能利
用尿素作基质。高的光强度和高氧浓度都会抑制生长。在最适条件
下，亚硝化球菌属的代时为8～12h，亚硝化螺菌的代时为24h。含淡
黄至淡红的细胞色素。
② 厌氧氨氧化细菌： 厌氧氨氧化细菌为厌氧的，以NH3为供氢 体，以NO2-或NO3-作最终电子受体的一类氧化氨为N2的细菌。这一类 细菌尚未见有纯培养的报道。
水中含氮物质大量减少，降低出水潜在危险性。
1.硝化
(1) 短程硝化： NH3 +1.5O2 (2)全程硝化（亚硝化+硝化：
NHO2 +H2O
2.反硝化
NH3 +1.5O2 0.5O2 + NHO2
NHO2 + H2O NHO3
(1) 反硝化脱氮 :
CH3CH2OH + 2HNO3 (2) 厌氧氨氧化脱氮:
印染、腈纶及洗涤剂等生产废水，食品加工、罐头食品加工及被服
洗涤服务行业的洗涤剂废水，以及禽、畜粪便水。城市生活污水含
氮量见下表。
美国城市生活污水中氮含量
单位：mg/L
氮形态
浓
中等
淡
有机氮
50
氨氮
35总氮85 Nhomakorabea2512
15
8
40
20
三、微生物脱氮原理、脱氮微生物 及脱氮工艺
（一）脱氮原理
脱氮是先利用好氧段的硝化作用，由亚硝化细菌和硝化细菌 的协同作用，将NH3转化为NO2--N和NO3--N。再利用缺氧段经反硝 化细菌将NO2- - N（经反亚硝化）和NO3－-N（经反硝化）还原为氮 气（N2），溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。
氮和磷是生物的重要营养源。但水体中氮、磷量过多，危害极 大。最大的危害是引起水体富营养化。在富营养化水体中，蓝细菌、 绿藻等大量繁殖，有的蓝细菌产生毒素，毒死鱼、虾等水生生物和 危害人体健康。由于它们的死亡、腐败，引起水体缺氧，使水源水 质恶化。不但影响人类生活，还严重影响工、农业生产。
鉴于以上原因，脱氮除磷非常重要。若水体中磷含量低于0.02 mg/L可限制藻类过度生长。上海地方标准规定，
硝化螺菌属（Nitrospira）则相反，在营化能无机营养时，其代
时为90h，在混合营养中生长的代时为23h。
NH3 + HNO2 (3) 厌氧氨氧化脱氮:
2NH3 + HNO3 (4)厌氧氨反硫化脱氮:
2NH3＋ H2SO4
N2 + 2CO2 + 2[H] + 3H2O N2 + 2H2O
1.5N2 + [H] + 3H2O N2 ＋ S ＋ 4H2O
（二）硝化、脱氮微生物
1.硝化作用段及微生物
亚硝化细菌和硝化细菌的资源丰富，广泛分布在土壤、淡水、海 水、味道不好的水和污水处理系统。在自然界中，硝化细菌是好氧菌， 然而，在极低氧压下的污水处理系统和海洋沉淀物中分离出硝化细菌。 也能从pH=4的土壤、温度低于-5℃和5℃的深海、温度60℃或更高的温 泉及沙漠都可分离到硝化细菌。