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摘要：本文介绍了污水生物处理的短程硝化反硝化工艺、同步硝化反硝化工艺和反硝化聚磷工艺的机理、影响因素。
关键词：短程硝化反硝化工艺；同步硝化反硝化工艺；反硝化聚磷工艺
中图分类号：J526 文献标识码：A 文章编号：
目前，国内外正在研究污水脱氮除磷的新工艺和新方法，其中最典型的是污水生物处理的短程硝化反硝化工艺、同步硝化反硝化工艺和反硝化聚磷工艺。
1、短程硝化反硝化理论
1.1短程硝化理论的提出
无论是在废水生物脱氮理论上还是在工程实践中，都一直认为废水生物脱氮就必须使NH4+经历典型的硝化和反硝化过程才能被完全去除，这条途径也可以称为全程(或完全)硝化一反硝化生物脱氮。实质上，硝化过程的两步反应是由两类菌分别独完成的，这两类菌在生理特征上也有明显的差别，是可以分开的。对于反硝化过程，无论是NO2—还是NO3—都可以做电子最终受氢体。因而整个生物脱氮过程可以通过NH4+ NO2— N2这样的途径完成。所谓短程生物脱氮就是将硝化过程控制在NO2—阶段而终止，随后进行反硝化。
1.2NO2—积累的影响因素
影响亚硝酸积累的因素主要有DO、氨浓度与氮负荷及有害物质等。
1.2.1 DO
亚硝酸菌和硝酸菌均是绝对好氧菌,一般认为至少应使DO在0.5mg／L以上时才能很好地进行硝化作用，否则硝化作用会受到抑制。
1.2.2氨浓度与氮负荷
废水中氨随pH不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨(FA)对硝化作用有明显的抑制作用，硝酸菌属比亚硝酸菌属(硝化过程中常见的两个菌属)更易受到FA的抑制。另外氨氮负荷过高时，在系统初期有于繁殖较快的亚硝酸菌的增长，使亚硝酸产生量大于氧化量出现HNO2积累。进水负荷过大所造成的HNO2积累也与水中总氨氮中浓度有关，冲击负荷也会造成HNO2积累。
1.2.3有害物质
硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化过程有明显抑制作用。相对于亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接触有害物质的初期会受抑制，出现HNO2积累。
1.3短程硝化反硝化需要解决的问题
1.3.1短程硝化的标志是稳定且较高的亚硝酸积累(大于50％)，影响亚硝酸积累的因素很多，但目前对此现象的理论解释还不充分，长久稳定地维持亚硝酸积累的途径有待于进一步研究。
1.3.2短程硝化的本质是利用微生物动力学特性固有的差异而实现两类菌的动态竞争与选择的结果，但例如活性污泥的沉降性能和污泥膨胀等问题仍有待于进一步的研究和完善。
2、同步硝化反硝化理论
2.1同步硝化反硝化机理
2．1.1微环境理论
微环境理论认为：由于微生物个体形态非常微小，一般属微米级，影响生物的生存环境也是微小的，而宏观环境的变化往往会导致微观环境的变化或不均匀分布，从而影响微生物群体或类型的活动状态，并在某种程度上出现宏观环境与不一致的现象。
2．1．2宏观环境
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。生物反应器中的溶解氧(DO)主要是通过曝气设备的充氧而获得，因此曝气装置类型的不同将导致反应器内氧气的分布状态不一，但无论何种曝气装置都无法使反应器内氧气在污水中充分混匀。最终生物反应器内不可避免的形成缺氧或厌氧区域，此即反应器的大环境。从生物反应器的宏观环境角度出发，同步硝化反硝化现象是完全有可能发生的。
2．1.3中间产物理论
好氧反硝化所呈现出的最大特征是好氧阶段总氮的损失。这一现象可由存在的好氧反硝化菌的微生物学理论予以解释；从生物化学途径中产生的中间产物，也能够解释一部分总氮损失的原因。
2.2影响同步硝化反硝化的因素
2.2.1溶解氧(DO)
控制系统的溶解氧在一定范围内，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。系统中的DO首先应足以满足有机物的氧化及硝化反应的需要，使硝化反应充分，其次DO浓度又不能太高，以便能在微生物絮体内产生DO浓度梯度，促进缺氧微环境的形成，同时使系统中有机底物不致于过度消耗而影响了反硝化碳源的需求。对不同的水质和不同粒径、密实度的污泥絮体，DO浓度的控制也会有所不同。
2.2.2有机碳源
对于同步硝化反硝化体系来说，存在一个碳源的浓度范围，使得氨氮的降解能达到一个较高的水平。有机碳源浓度过低，满足不了反硝化的需要，浓度过高，使得硝化菌的同化作用占优而不利于氨氮的去除。
2.2.3溫度
生物硝化反应在5℃—45℃内均可进行，适宜温度在20℃一35℃；一般温度低于15℃时硝化反应速度降低，但低温对硝化产物及两类硝化细菌活性的影响均不同，12℃一14℃下活性污泥中硝酸菌活性受到更严重的抑制，出现NO2——N积累；通常情况下，15℃一30℃范围内硝化过程形成的亚硝酸可完全被氧化为硝酸。当温度超过30℃时，又会出现NO2——N积累。由此可知，亚硝酸菌与硝酸菌生长的适宜温度各不相同，通过调节温度抑制硝酸菌而不抑制亚硝酸菌的活性来实现同步硝化反硝化是一种可行的途径。
2.3同步硝化反硝化有待于解决的问题
2.3.1同步硝化反硝化中将硝化过程控制在亚硝化阶段是实现SND的关键所在，如何调控反应条件并保持持久稳定的亚硝酸盐积累将是研究的难点。
2.3.2研究发现SND在脱氮的同时兼有明显的除磷现象，如何将脱氮除磷有机的结合起来，进而实现在同一反应器内降解有机物的同时达到去除氮磷的效果，将成为研究热点。
3反硝化聚磷理论
3.1反硝化聚磷菌的研究
最近，国内开展了反硝化聚磷(DPB)的研究，即反硝化聚磷菌在缺氧条件下以NO3——N或NO2——N为电子受体，通过“一碳两用”的途径，实现反硝化的同时并过量聚磷。聚磷与反硝化为一种细菌同步完成，将生物脱氮与聚磷两个彼此独立、互相矛盾的过程合二为一。
3.1.1以NO3——N为电子受体进行反硝化聚磷菌的研究
利用NO3——N作为电子受体的反硝化聚磷技术的研究多集中于工艺、影响因素。满足DPB所需环境和基质的工艺有单、双两级。在单级工艺中，DPB细菌、硝化细菌及非聚磷异养菌同时存在于悬浮增长的混合液中，顺序经历厌氧、缺氧、好氧三种环境，最具代表性的是BCFS工艺。在双级工艺中，硝化细菌独立于DPB而单独存在于某一反应器中，双级工艺主要有Dephanox和A2NSBR等。
3.1.2以NO2——N为电子受体进行反硝化聚磷的研究
目前对于利用NO2——N作为电子受体的反硝化聚磷过程研究较少，尚处于有争议、模糊控制的阶段。通过采用A/A/OSBR序批式反应器，研究了NO2——N对聚磷菌的影响，结果表明： (1) NO2——N对厌氧放磷和缺氧聚磷都有抑制作用；(2)当NO2——N的浓度为2mgN/gVSS时为缺氧反硝化聚磷的极限。
3.2今后的的研究方向：
3.2.1研究对象普遍采用SBR系统中的污泥为研究对象，污泥的浓度、吸附性等对实验的结果会产生干扰；应对利用NO2——N的反硝化聚磷菌进行分离、筛选和鉴定。
3.2.2氮的去除途径，考虑到部分NO2——N或NO3——N会反硝化为N2O释放入空中，长期作用会对将来全球的气候产生深远的影响，因此要考虑N2O产生量的多少。
参考文献：
杨庆，彭永臻．中试规模的城市污水常、低温短程硝化反硝化．中国给水排水，2007，23(15)：1—3．
王志盈，水污染控制现代生物反应理论IM]，西安建筑科技大学，2002．10．
关键词：短程硝化反硝化工艺；同步硝化反硝化工艺；反硝化聚磷工艺
中图分类号：J526 文献标识码：A 文章编号：
目前，国内外正在研究污水脱氮除磷的新工艺和新方法，其中最典型的是污水生物处理的短程硝化反硝化工艺、同步硝化反硝化工艺和反硝化聚磷工艺。
1、短程硝化反硝化理论
1.1短程硝化理论的提出
无论是在废水生物脱氮理论上还是在工程实践中，都一直认为废水生物脱氮就必须使NH4+经历典型的硝化和反硝化过程才能被完全去除，这条途径也可以称为全程(或完全)硝化一反硝化生物脱氮。实质上，硝化过程的两步反应是由两类菌分别独完成的，这两类菌在生理特征上也有明显的差别，是可以分开的。对于反硝化过程，无论是NO2—还是NO3—都可以做电子最终受氢体。因而整个生物脱氮过程可以通过NH4+ NO2— N2这样的途径完成。所谓短程生物脱氮就是将硝化过程控制在NO2—阶段而终止，随后进行反硝化。
1.2NO2—积累的影响因素
影响亚硝酸积累的因素主要有DO、氨浓度与氮负荷及有害物质等。
1.2.1 DO
亚硝酸菌和硝酸菌均是绝对好氧菌,一般认为至少应使DO在0.5mg／L以上时才能很好地进行硝化作用，否则硝化作用会受到抑制。
1.2.2氨浓度与氮负荷
废水中氨随pH不同分别以分子态和离子态形式存在。分子态游离氨(FA)对硝化作用有明显的抑制作用，硝酸菌属比亚硝酸菌属(硝化过程中常见的两个菌属)更易受到FA的抑制。另外氨氮负荷过高时，在系统初期有于繁殖较快的亚硝酸菌的增长，使亚硝酸产生量大于氧化量出现HNO2积累。进水负荷过大所造成的HNO2积累也与水中总氨氮中浓度有关，冲击负荷也会造成HNO2积累。
1.2.3有害物质
硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化过程有明显抑制作用。相对于亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接触有害物质的初期会受抑制，出现HNO2积累。
1.3短程硝化反硝化需要解决的问题
1.3.1短程硝化的标志是稳定且较高的亚硝酸积累(大于50％)，影响亚硝酸积累的因素很多，但目前对此现象的理论解释还不充分，长久稳定地维持亚硝酸积累的途径有待于进一步研究。
1.3.2短程硝化的本质是利用微生物动力学特性固有的差异而实现两类菌的动态竞争与选择的结果，但例如活性污泥的沉降性能和污泥膨胀等问题仍有待于进一步的研究和完善。
2、同步硝化反硝化理论
2.1同步硝化反硝化机理
2．1.1微环境理论
微环境理论认为：由于微生物个体形态非常微小，一般属微米级，影响生物的生存环境也是微小的，而宏观环境的变化往往会导致微观环境的变化或不均匀分布，从而影响微生物群体或类型的活动状态，并在某种程度上出现宏观环境与不一致的现象。
2．1．2宏观环境
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。生物反应器中的溶解氧(DO)主要是通过曝气设备的充氧而获得，因此曝气装置类型的不同将导致反应器内氧气的分布状态不一，但无论何种曝气装置都无法使反应器内氧气在污水中充分混匀。最终生物反应器内不可避免的形成缺氧或厌氧区域，此即反应器的大环境。从生物反应器的宏观环境角度出发，同步硝化反硝化现象是完全有可能发生的。
2．1.3中间产物理论
好氧反硝化所呈现出的最大特征是好氧阶段总氮的损失。这一现象可由存在的好氧反硝化菌的微生物学理论予以解释；从生物化学途径中产生的中间产物，也能够解释一部分总氮损失的原因。
2.2影响同步硝化反硝化的因素
2.2.1溶解氧(DO)
控制系统的溶解氧在一定范围内，对获得高效的同步硝化反硝化具有极其重要的意义。系统中的DO首先应足以满足有机物的氧化及硝化反应的需要，使硝化反应充分，其次DO浓度又不能太高，以便能在微生物絮体内产生DO浓度梯度，促进缺氧微环境的形成，同时使系统中有机底物不致于过度消耗而影响了反硝化碳源的需求。对不同的水质和不同粒径、密实度的污泥絮体，DO浓度的控制也会有所不同。
2.2.2有机碳源
对于同步硝化反硝化体系来说，存在一个碳源的浓度范围，使得氨氮的降解能达到一个较高的水平。有机碳源浓度过低，满足不了反硝化的需要，浓度过高，使得硝化菌的同化作用占优而不利于氨氮的去除。
2.2.3溫度
生物硝化反应在5℃—45℃内均可进行，适宜温度在20℃一35℃；一般温度低于15℃时硝化反应速度降低，但低温对硝化产物及两类硝化细菌活性的影响均不同，12℃一14℃下活性污泥中硝酸菌活性受到更严重的抑制，出现NO2——N积累；通常情况下，15℃一30℃范围内硝化过程形成的亚硝酸可完全被氧化为硝酸。当温度超过30℃时，又会出现NO2——N积累。由此可知，亚硝酸菌与硝酸菌生长的适宜温度各不相同，通过调节温度抑制硝酸菌而不抑制亚硝酸菌的活性来实现同步硝化反硝化是一种可行的途径。
2.3同步硝化反硝化有待于解决的问题
2.3.1同步硝化反硝化中将硝化过程控制在亚硝化阶段是实现SND的关键所在，如何调控反应条件并保持持久稳定的亚硝酸盐积累将是研究的难点。
2.3.2研究发现SND在脱氮的同时兼有明显的除磷现象，如何将脱氮除磷有机的结合起来，进而实现在同一反应器内降解有机物的同时达到去除氮磷的效果，将成为研究热点。
3反硝化聚磷理论
3.1反硝化聚磷菌的研究
最近，国内开展了反硝化聚磷(DPB)的研究，即反硝化聚磷菌在缺氧条件下以NO3——N或NO2——N为电子受体，通过“一碳两用”的途径，实现反硝化的同时并过量聚磷。聚磷与反硝化为一种细菌同步完成，将生物脱氮与聚磷两个彼此独立、互相矛盾的过程合二为一。
3.1.1以NO3——N为电子受体进行反硝化聚磷菌的研究
利用NO3——N作为电子受体的反硝化聚磷技术的研究多集中于工艺、影响因素。满足DPB所需环境和基质的工艺有单、双两级。在单级工艺中，DPB细菌、硝化细菌及非聚磷异养菌同时存在于悬浮增长的混合液中，顺序经历厌氧、缺氧、好氧三种环境，最具代表性的是BCFS工艺。在双级工艺中，硝化细菌独立于DPB而单独存在于某一反应器中，双级工艺主要有Dephanox和A2NSBR等。
3.1.2以NO2——N为电子受体进行反硝化聚磷的研究
目前对于利用NO2——N作为电子受体的反硝化聚磷过程研究较少，尚处于有争议、模糊控制的阶段。通过采用A/A/OSBR序批式反应器，研究了NO2——N对聚磷菌的影响，结果表明： (1) NO2——N对厌氧放磷和缺氧聚磷都有抑制作用；(2)当NO2——N的浓度为2mgN/gVSS时为缺氧反硝化聚磷的极限。
3.2今后的的研究方向：
3.2.1研究对象普遍采用SBR系统中的污泥为研究对象，污泥的浓度、吸附性等对实验的结果会产生干扰；应对利用NO2——N的反硝化聚磷菌进行分离、筛选和鉴定。
3.2.2氮的去除途径，考虑到部分NO2——N或NO3——N会反硝化为N2O释放入空中，长期作用会对将来全球的气候产生深远的影响，因此要考虑N2O产生量的多少。
参考文献：
杨庆，彭永臻．中试规模的城市污水常、低温短程硝化反硝化．中国给水排水，2007，23(15)：1—3．
王志盈，水污染控制现代生物反应理论IM]，西安建筑科技大学，2002．10．