高效生物硝化工藝研究進(jìn)展

文越，鄭平，張萌，張宗和

（浙江大學(xué) a.資源科學(xué)系；b.環(huán)境工程系，杭州 310058）

專論與綜述

高效生物硝化工藝研究進(jìn)展

文越a，鄭平b，張萌b，張宗和b

（浙江大學(xué) a.資源科學(xué)系；b.環(huán)境工程系，杭州 310058）

高效生物脫氮工藝是廢水處理領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)，生物硝化是廢水生物脫氮工藝的重要環(huán)節(jié)，也是廢水去除氨氮的有效手段。國(guó)內(nèi)外研究人員先后開(kāi)發(fā)了全程硝化工藝、全量短程硝化工藝和半量短程硝化工藝等高效生物硝化工藝，有力推動(dòng)了廢水生物脫氮技術(shù)的發(fā)展。綜述了全程硝化工藝、全量短程硝化工藝和半量短程硝化工藝的原理、性能和操作等內(nèi)容，對(duì)各工藝的特征和優(yōu)勢(shì)進(jìn)行了比較，以期為高效生物硝化工藝的研發(fā)和應(yīng)用提供借鑒。

生物脫氮；高效生物硝化；工藝原理；工藝性能；操作參數(shù)

隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展和人民生活水平的不斷提高，各類資源的消耗量迅猛增加，水體環(huán)境污染也日益加劇。在過(guò)去的十多年中，有機(jī)物污染得到有效控制，氮素污染凸現(xiàn)為水體污染的主要問(wèn)題［1］。據(jù)《中國(guó)環(huán)境狀況公報(bào)（2015）》，2014年我國(guó)氨氮排放量高達(dá)238.5萬(wàn)t，遠(yuǎn)超出水體環(huán)境容量。2014年在我國(guó)七大水系和浙閩片河流、西北諸河、西南諸河中，Ⅲ類以下水質(zhì)斷面高達(dá)28.8%，主要污染物為氨氮、亞硝氮、硝氮等。如何進(jìn)行有效的廢水氮素污染控制已成為環(huán)保領(lǐng)域的當(dāng)務(wù)之急。

目前，廢水脫氮技術(shù)主要有物化法和生物法兩大類。其中，生物脫氮技術(shù)因高效經(jīng)濟(jì)而得到廣泛應(yīng)用［2-3］。硝化是廢水生物脫氮的核心環(huán)節(jié)，也是廢水去除氨氮的有效手段。硝化工藝是在有氧條件下，利用氨氧化細(xì)菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（NOB），將廢水中的氨氧化成硝酸鹽的處理方法［3］。經(jīng)國(guó)內(nèi)外學(xué)者的研究，先后開(kāi)發(fā)了全程硝化工藝、全量短程硝化工藝和半量短程硝化工藝等高效生物硝化工藝，有力推動(dòng)了廢水生物脫氮技術(shù)的發(fā)展。

本文擬對(duì)上述3種典型高效生物硝化工藝的原理、性能和操作進(jìn)行綜述和分析，以期為進(jìn)一步開(kāi)發(fā)、優(yōu)化和應(yīng)用高效生物脫氮技術(shù)提供借鑒。

1 全程硝化工藝

全程硝化工藝是指在有氧條件下，通過(guò)AOB和NOB的聯(lián)合作用，發(fā)生氨氧化反應(yīng)和亞硝酸氧化反應(yīng)，將廢水中的氨氧化成硝酸鹽。在功能上，全程硝化工藝主要實(shí)現(xiàn)氨到硝酸鹽的轉(zhuǎn)化，消除廢水中氨氮的危害，但要實(shí)現(xiàn)廢水脫氮，還需后續(xù)反硝化工藝。在操作上，全程硝化工藝易受DO和硝酸的限制，需強(qiáng)化供氧，加堿中和酸度。

1.1 活性污泥硝化工藝

活性污泥工藝是目前廢水處理中應(yīng)用最廣的生物處理工藝。根據(jù)生物除碳和生物硝化的結(jié)合（分置）情況，可分為單級(jí)活性污泥系統(tǒng)和兩級(jí)活性污泥系統(tǒng)。在單級(jí)活性污泥系統(tǒng)中，有機(jī)物氧化和氨氮氧化置于1個(gè)反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，通常有機(jī)物的存在會(huì)干擾氨氮氧化。在兩級(jí)活性污泥系統(tǒng)中，有機(jī)物氧化和氨氮氧化分置于2個(gè)反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，硝化過(guò)程可以免受有機(jī)物的干擾。

1.1.1 工藝原理

以兩級(jí)活性污泥系統(tǒng)為例，硝化工藝的原理是以含氨氮廢水作為培養(yǎng)基，在有氧條件下，對(duì)功能菌進(jìn)行培養(yǎng)，形成活性污泥，再利用活性污泥的吸附、轉(zhuǎn)化、沉淀等作用去除氨氮［4］。在AOB的作用下，氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝氮，反應(yīng)式如下：

2NH4++3O2→2NO2-+2H2O+4H+（ΔGθ=-275 kJ/ mol） （1）

在NOB的作用下，亞硝氮進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為硝氮，反應(yīng)式如下：

2NO2-+O2→2NO3-（ΔGθ=-74 kJ/mol） （2）總硝化反應(yīng)為：

NH4++2O2→NO3-+H2O+2H+（ΔGθ=-349 kJ/ mol） （3）

從上式可知，硝化過(guò)程消耗大量氧氣，1 g氨氮氧化為硝酸鹽需要4.57 g氧，同時(shí)需要大量堿液以中和產(chǎn)生的硝酸，1 g氨氮氧化為硝酸鹽消耗7.149 g堿度（以CaCO3計(jì)）。

1.1.2 工藝性能

目前，活性污泥硝化工藝主要用于城市生活污水的處理，進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度較低，一般為30～50 mg［N］/L；容積負(fù)荷一般低于0.5 kg［N］/（m3·d）［5］；氨氮去除率可達(dá)90%以上，出水達(dá)到國(guó)家相關(guān)排放標(biāo)準(zhǔn)的要求。但該工藝在運(yùn)行中，易出現(xiàn)氨氮氧化與亞硝氮氧化失衡，積累一定濃度的亞硝氮。

氣升式顆粒污泥床硝化工藝是一種新型生物脫氮工藝。在氣升式顆粒污泥床硝化工藝中，由于功能菌以硝化顆粒污泥的形態(tài)存在，大幅提高了反應(yīng)器內(nèi)的污泥濃度（VSS的質(zhì)量濃度可高達(dá)10～20 g/ L），顯著增強(qiáng)了硝化工藝的容積效能，文獻(xiàn)報(bào)道的最高容積去除率可達(dá)5.0 kg［N］/（m3·d）［6］。

1.1.3 操作參數(shù)

硝化工藝效能與污泥濃度、污泥負(fù)荷密切相關(guān)。在傳統(tǒng)活性污泥法中，設(shè)計(jì)污泥質(zhì)量濃度一般為3 g［MLVSS］/L，污泥負(fù)荷為0.20～0.40 kg［BOD5］/（kg［MLVSS］·d）。

硝化工藝效能與氨氮濃度密切相關(guān)，氨氮既是AOB的基質(zhì)，也是硝化細(xì)菌的抑制劑。氨氮濃度過(guò)高會(huì)抑制功能菌。對(duì)于普通活性污泥硝化工藝，進(jìn)水氨氮的質(zhì)量濃度一般在50 mg/L以下。對(duì)于氣升式顆粒污泥床硝化工藝，進(jìn)水氨氮的質(zhì)量濃度一般在50 mg/L以上。

硝化工藝效能易受溫度的影響。硝化反應(yīng)的活化能一般高于有機(jī)物降解反應(yīng)，在一定范圍內(nèi)提高溫度有利于加速硝化反應(yīng)。但迄今為止，尚未見(jiàn)高溫硝化菌。硝化溫度一般控制在25～35℃。

硝化工藝效能易受pH值的影響。pH值不僅直接影響活性污泥中的功能菌種類、數(shù)量和活性，而且影響氨氮的存在形態(tài)。試驗(yàn)表明，適宜硝化細(xì)菌生長(zhǎng)和代謝的pH值為7.5左右。

硝化工藝效能也易受DO濃度的影響。硝化反應(yīng)是耗氧反應(yīng)，必須提供氧氣作為反應(yīng)物，但氧在水中的溶解度較低，經(jīng)常供不應(yīng)求。盡管AOB和NOB均為好氧菌，但它們對(duì)高氧敏感，適宜的DO質(zhì)量濃度為0.5～1.5 mg/L。

1.2 深井曝氣硝化工藝

深井曝氣活性污泥法借助深井的高靜水壓增加DO濃度，突破了硝化工藝的供氧瓶頸問(wèn)題。

1.2.1 工藝原理

圖1 深井曝氣工藝流程示意Fig.1 Process flow of deep well aeration

深井曝氣池示意如圖1所示［7］。深井曝氣活性污泥法所用的曝氣池直徑為1.0～6.0 m，深度達(dá)50～150 m。井中間設(shè)隔墻將井一分為二，或者在井中心設(shè)內(nèi)井筒，將井分為內(nèi)、外兩部分。一部分為降流管，另一部分為升流管［8］。廢水和污泥引入深井后，沿降流管沉至井底，再沿升流管升至井表，如此循環(huán)?？諝庥山盗鞴茏⑷?，用作生物氧化的氧源。

由于曝氣池的深度高達(dá)50～150 m，因此DO濃度可達(dá)普通活性污泥池的6～16倍；液流雷諾數(shù)高達(dá)105～106，處于良好的紊流狀態(tài)；氣液接觸時(shí)間達(dá)2～6 min，遠(yuǎn)長(zhǎng)于普通活性污泥池（15 s左右），使得深井曝氣工藝具有特別優(yōu)良的充氧特性。不同曝氣方法的充氧性能比較如表1所示［9］。

表1 不同曝氣方法充氧性能比較Tab.1 Oxygenation performance of different aeration methods

1.2.2 工藝性能

Zhao等［10］研究結(jié)果表明，在深井曝氣活性污泥工藝中，進(jìn)水CODCr的質(zhì)量濃度為309.8 mg/L、氨氮的質(zhì)量濃度為116.0 mg/L時(shí)，氨氮的去除率可以達(dá)到94.6%［11］。在污泥負(fù)荷為0.05 kg［N］/（kg［MLSS］·d）的條件下，氨氮去除率可達(dá)95%，且無(wú)亞硝氮積累［12］。

1.2.3 操作參數(shù)

在深井曝氣活性污泥工藝中，活性污泥質(zhì)量濃度為 7～14 g［MLSS］/L；污泥負(fù)荷為1.0～1.2 kg［BOD5］/（kg［MLVSS］·d）［4］，容積負(fù)荷為3.0～3.6 kg［BOD5］/（m3·d），為普通活性污泥法的2.5～4.0倍［13］。

氣水比是深井曝氣活性污泥工藝的重要參數(shù)，合適的氣水比能減少能耗，降低運(yùn)行費(fèi)用。由于上升管需要達(dá)到一定氣量以維持深井中的水體正常循環(huán)，大幅增加下降管氣量并不能顯著提高水體中的DO濃度，反而會(huì)使氣水比增加，能耗增加。

深井垂直置于地下，避免了廢水直接暴露在冬季或夏季的極端寒冷或酷熱的環(huán)境中，一年四季均可保持穩(wěn)定的運(yùn)行條件和良好的處理效果。深井曝氣活性污泥工藝的溫度一般控制在15～35℃。研究表明，該工藝對(duì)低溫亦有良好的耐受性。如在溫度低于15℃及水力停留時(shí)間為1～2 d的情況下，氨氮的平均去除率可達(dá)80%，而在相似的溫度下缺氧-好氧反應(yīng)器的氨氮去除率僅為60%［8］。

2 全量短程硝化工藝

全量短程硝化工藝是指將氨氮全部轉(zhuǎn)化為亞硝氮的硝化工藝。原理上，全量短程硝化工藝只涉及一類功能菌，即AOB；只涉及一個(gè)生物反應(yīng)，即氨氧化反應(yīng)。功能上，全量短程硝化工藝主要實(shí)現(xiàn)氨氮到亞硝氮的轉(zhuǎn)化，為反硝化脫氮提供前處理。操作上，全量短程硝化工藝易受DO、氨氮和亞硝氮濃度的限制，需利用AOB和NOB的生理差異，積累亞硝氮。

2.1 活性污泥短程硝化工藝

2.1.1 工藝原理

在短程硝化反應(yīng)中，氨既是能源，也是氮源。若以經(jīng)驗(yàn)式C5H7NO2表示細(xì)胞物質(zhì)，合并產(chǎn)能反應(yīng)和細(xì)胞合成反應(yīng)，可得AOB總代謝反應(yīng)。反應(yīng)過(guò)程如下：

由式（1）、（4）可知，短程硝化是高耗氧反應(yīng)，其耗氧量為3.43 g［O2］/g［N］。但氧氣在水中的溶解度有限，30℃時(shí)飽和質(zhì)量濃度僅為7.56 mg［O2］/L。因此，DO濃度是高速短程硝化反應(yīng)的限制因子［6］。由式（5）可知，AOB得率為0.299 g［VSS］/g［N］，僅為異養(yǎng)菌得率的1/10。

該工藝的關(guān)鍵在于促進(jìn)AOB生長(zhǎng)，淘汰NOB，以提高容積效能和亞硝氮積累率。由于AOB對(duì)溫度變化的敏感性高于NOB，在一定范圍內(nèi)升高反應(yīng)溫度，AOB生長(zhǎng)速率增大的幅度大于NOB，使AOB被洗出的最小水力停留時(shí)間短于NOB。據(jù)報(bào)道，Nitrosomonas和Nitrobacter的最適生長(zhǎng)溫度分別為35℃和38℃，將溫度控制在35℃有利于提高短程硝化活性［14］。通過(guò)升高溫度、增加流速的方法可淘汰NOB，但會(huì)降低污泥持留量［15］。提高基質(zhì)濃度和反應(yīng)溫度，則可促進(jìn)AOB活性，淘汰NOB。

2.1.2 工藝性能

全量短程硝化工藝對(duì)氨氮的親和力常數(shù)為0.75 mg［N］/L，對(duì)氧的親和力常數(shù)為 0.94 mg［O2］/L，亞硝酸的抑制常數(shù)為 2.04 mg［N］/L［16］。據(jù)報(bào)道，SHARON工藝的容積去除率約為1.0 kg［N］/（m3· d），亞硝氮積累率高達(dá)90% 以上［6］。涌動(dòng)床反應(yīng)器的容積去除率為2.7 kg［N］/（m3·d），亞硝氮積累率為95.4%［17］。硝化反應(yīng)器的容積去除率為2.1 kg［N］/（m3·d），亞硝氮積累率為99.9%［18］。

2.1.3 操作參數(shù)

在全量短程硝化工藝中，污泥氨氮負(fù)荷、污泥齡和污泥濃度?？刂圃?.02～1.67 kg/（kg［VSS］· d）、1.0～2.5 d和0.2～10.0 kg［VSS］/m3［19-20］。

游離氨（FA）濃度是全量短程硝化工藝的重要影響因子，F(xiàn)A對(duì)AOB的抑制效應(yīng)大于NOB，因此要嚴(yán)格控制其濃度。據(jù)鄭平等［3］研究結(jié)果，F(xiàn)A的質(zhì)量濃度為5～10 mg/L時(shí)，有利于實(shí)現(xiàn)短程硝化。

在全量短程硝化工藝中要嚴(yán)格控制DO濃度，過(guò)高的DO濃度易將氨直接氧化為硝酸鹽，阻礙短程硝化的實(shí)現(xiàn)。為了兼顧氨氧化速率和亞硝酸鹽積累，在SHARON工藝中，DO的質(zhì)量濃度宜控制在1.0～1.5 mg/L，供氧可采用間歇曝氣［3］。

在反應(yīng)溫度方面，由于AOB與NOB的反應(yīng)活化能不同（分別為68、44 kJ/mol），其對(duì)溫度變化的敏感性也有明顯差異。當(dāng)溫度低于20℃時(shí)，AOB的最大比生長(zhǎng)速率小于NOB，當(dāng)溫度高于20℃時(shí)，情況相反。溫度在35～45℃之間時(shí)AOB具有最大比生長(zhǎng)速率［16］。因此，將溫度控制在30～35℃，有助于利用AOB和NOB不同的溫度效應(yīng)富集AOB，實(shí)現(xiàn)短程硝化［3］。

pH值是全量短程硝化工藝的重要參數(shù)，它不僅對(duì)硝化細(xì)菌產(chǎn)生直接影響，也會(huì)通過(guò)改變其基質(zhì)的存在形式而間接影響工藝。AOB和NOB的適宜生長(zhǎng)pH值分別為7.0～8.5和6.5～7.5。當(dāng)pH值為7.4～8.3時(shí)，AOB活性較高，亞硝酸鹽產(chǎn)生速率較快，試驗(yàn)表明，pH值大于7.4時(shí)，亞硝酸鹽占產(chǎn)物的比例高于90%。另一方面，pH值波動(dòng)會(huì)改變反應(yīng)系統(tǒng)中FA和亞硝酸的含量，進(jìn)而對(duì)硝化過(guò)程產(chǎn)生抑制作用。在溫度為25℃的條件下，當(dāng)pH值分別為7.0、8.0、9.0時(shí)，F(xiàn)A的分配百分比分別為0.56%、5.30%、35.90%。即在正常生物處理系統(tǒng)中，F(xiàn)A主要以NH4+形式存在，隨著pH值的升高，其在FA的分配比例增大。同樣，在正常生物處理系統(tǒng)中，亞硝酸是亞硝酸鹽的主要存在形式，提高pH值可降低亞硝酸的分配百分比，且在較高pH值情況下，提高pH值的效應(yīng)更為顯著。因此，全量短程硝化工藝的pH值宜控制在7.4～8.3［3］。

2.2 氣升式短程硝化反應(yīng)器工藝

2.2.1 工藝原理

氣升式短程硝化反應(yīng)器工藝的基本原理與活性污泥短程硝化工藝相似，需要促進(jìn)AOB、淘汰NOB、減少氧消耗量、提高亞硝酸產(chǎn)生量。

氣升式短程硝化反應(yīng)器基本結(jié)構(gòu)如圖2所示［6］。

圖2 氣升式短程硝化反應(yīng)器流程示意Fig.2 Structure of air-lift shortcut nitrification reactor

2.2.2 工藝性能

氣升式短程硝化工藝具有較高的容積效能。最大容積負(fù)荷可達(dá)（16.7±1.5）kg［N］/（m3·d），最大容積去除率可達(dá)（13.0±1.3）kg［N］/（m3·d），最大亞硝氮產(chǎn)生速率可達(dá)（12.3±1.4）kg［N］/（m3·d），平均亞硝氮積累率可達(dá)94.6%±3.9%。以高基質(zhì)濃度運(yùn)行短程硝化反應(yīng)器，選育的高活性短程硝化菌富集物的游離氨半抑制濃度可達(dá)613.9 mg［N］/L［6］。

氣升式短程硝化工藝的高效性和穩(wěn)定性主要?dú)w因于硝化污泥顆粒化。顆?；环矫婵商岣呶勰嗟某恋硇阅?，促使反應(yīng)器內(nèi)的VSS質(zhì)量濃度高達(dá)7.9 g/L；另一方面可為硝化微生物創(chuàng)建了良好的生態(tài)環(huán)境，促使污泥活性高達(dá)1.83 g［N］/（g［VSS］·d）。

2.2.3 操作參數(shù)

氣升式短程硝化反應(yīng)器工藝的主要操作參數(shù)：pH值為8.0左右，溫度為32～35℃，DO的質(zhì)量濃度為1.0～1.4 mg/L［21］。

FA是氣升式短程硝化反應(yīng)器工藝的重要參數(shù)。全量短程硝化工藝的關(guān)鍵是促進(jìn)AOB，淘汰NOB，并積累亞硝酸。FA是AOB和NOB的非共同基質(zhì)，可通過(guò)控制其濃度實(shí)現(xiàn)對(duì)2種菌比例的調(diào)控。氣升式短程硝化反應(yīng)器具有較高的FA耐受能力（可高達(dá)613.9 mg［N］/L），可以利用高濃度 FA，保留AOB并抑制NOB。在高濃度FA下富集的AOB，最大比活性較高，但基質(zhì)半飽和常數(shù)較低［22］。

3 半量短程硝化工藝

半量短程硝化工藝是指將氨氮一半轉(zhuǎn)化為亞硝氮的硝化工藝，與傳統(tǒng)的硝化-反硝化工藝相比，半量短程硝化-厭氧氨氧化聯(lián)合工藝可節(jié)省耗氧量和避免外加碳源，且減少污泥產(chǎn)量，因此具有非常廣闊的應(yīng)用前景［23］。

3.1 活性污泥半量短程硝化工藝

在有氧條件下，利用硝化污泥將氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝氮且積累率達(dá)到50%左右［23］。實(shí)現(xiàn)半量短程硝化的關(guān)鍵在于控制NH4+部分氧化為NO2-，阻止NH4+全部氧化。

3.1.1 工藝原理

原理上，半量短程硝化工藝只涉及一類功能菌，即AOB；只涉及一個(gè)生物反應(yīng)，即氨氧化反應(yīng)。功能上，半量短程硝化工藝主要實(shí)現(xiàn)氨氮到亞硝氮的轉(zhuǎn)化，為厭氧氨氧化提供前處理。操作上，半量短程硝化工藝易受DO和氨氮濃度的限制，需利用AOB和NOB的生理差異，實(shí)現(xiàn)亞硝氮的部分積累。與全程硝化工藝相比，該反應(yīng)能夠節(jié)省供氧量62.5%，節(jié)省耗堿量50%。

2NH4++3O2→2NO2-+2H2O+4H+（1）

NO2-+NH4+→N2+2H2O （5）

3.1.2 工藝性能

顆粒污泥床硝化反應(yīng)器的生物硝化性能很好，能承受高進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度（1.412 g/L），具有高容積轉(zhuǎn)化效率（2.937 g/（L·d）），氨氮去除率在94.42%以上，運(yùn)行穩(wěn)定，可用作高效生物硝化反應(yīng)器，與厭氧氨氧化反應(yīng)器組成新型生物脫氮系統(tǒng)［24］。

3.1.3 操作參數(shù)

由于短程硝化-厭氧氨氧化工藝中短程硝化和厭氧氨氧化的實(shí)現(xiàn)均需借助于工藝參數(shù)控制，因此對(duì)工藝條件的要求十分嚴(yán)苛。

Grunditz等［25］認(rèn)為，硝化反應(yīng)的適宜pH值在7.5～9.0，硝化活性最高的pH值為8.0～8.5，當(dāng)pH＜6.5或pH＞9.8時(shí)硝化速率將下降50%，當(dāng)pH＜5.5時(shí)，硝化反應(yīng)完全停止。短程硝化是一個(gè)產(chǎn)酸過(guò)程，為保證短程硝化過(guò)程持續(xù)進(jìn)行，需外加堿液來(lái)中和酸液，以維持AOB生長(zhǎng)代謝所需的pH環(huán)境。研究表明，短程硝化反應(yīng)系統(tǒng)的最低堿度保有量應(yīng)維持在1 660.0 mg［CaCO3］/L。

在溫度控制方面，在常溫（5～20℃）下，由于AOB生長(zhǎng)速率小于NOB，前者產(chǎn)生的亞硝氮易被后者氧化為硝氮，因此短程硝化過(guò)程難以實(shí)現(xiàn)；提升溫度（20～35℃）有助于富集AOB，從而實(shí)現(xiàn)短程硝化［15］。對(duì)厭氧氨氧化過(guò)程而言，厭氧氨氧化可在-2～43℃的溫度范圍內(nèi)進(jìn)行［26］，當(dāng)溫度低于15℃時(shí)，厭氧氨氧化速率較低；最佳溫度為30～40℃，超過(guò)40℃厭氧氨氧化活性急劇下降。因此，在短程硝化-厭氧氨氧化工藝的應(yīng)用過(guò)程中，大部分季節(jié)都需要升溫以維持30℃以上的最佳反應(yīng)溫度［27］。

厭氧氨氧化工藝中細(xì)菌以氨為電子供體，以亞硝酸鹽為電子受體，因此厭氧氨氧化工藝進(jìn)水中有一定比例的亞硝酸鹽［28］，以短程硝化工藝為前置工藝，以提供一定比例的亞硝酸鹽基質(zhì)［29］。短程硝化工藝的m（NH4+）/m（NO2-）值主要由工藝參數(shù)如DO濃度、堿度、FA濃度等控制實(shí)現(xiàn)。當(dāng)DO的質(zhì)量濃度小于0.4 mg/L時(shí)，氨氮氧化速率急劇下降，m（NH4+）/m（NO2-）值大于1；當(dāng)DO的質(zhì)量濃度小于1 mg/L時(shí)，亞硝氮易積累［30］；但當(dāng)DO的質(zhì)量濃度大于1 mg/L時(shí)，氨氮易積累成硝氮［31］。試驗(yàn)表明，當(dāng)DO的質(zhì)量濃度為0.3～0.9 mg/L時(shí)，氨氮轉(zhuǎn)化率達(dá)到最大值［27］。當(dāng)以堿度為控制參數(shù)時(shí)，短程硝化工藝中堿度和氨氮濃度之比需維持在4左右［28］。當(dāng)以FA濃度為控制參數(shù)時(shí)，需通過(guò)調(diào)控廢水pH值控制FA濃度［27］。

3.2 生物膜半量短程硝化工藝

生物膜法是常見(jiàn)的廢水生物處理方法，對(duì)水量、水質(zhì)、水溫變動(dòng)適應(yīng)性強(qiáng)，處理效果好，硝化功能優(yōu)良，污泥量?。s為活性污泥法的3/4），固液分離容易，動(dòng)力費(fèi)用省。

3.2.1 工藝原理

生物膜半量短程硝化工藝的基本原理與活性污泥半量短程硝化工藝相似，需將氨氮部分轉(zhuǎn)化為亞硝氮，且積累率達(dá)到50%左右。

在MBR中，污泥停留時(shí)間較長(zhǎng)（一般控制在15～45 d），有利于增殖緩慢的微生物截留和生長(zhǎng)，污泥濃度高，耐沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)，硝化效率和反應(yīng)器容積負(fù)荷顯著增強(qiáng)［32］。目前短程硝化多在 SBR中實(shí)現(xiàn)，SBR受污泥沉降性能影響較大，容易出現(xiàn)“跑泥”。MBR法具有非常好的泥水分離效果，有效彌補(bǔ)了SBR的缺陷。針對(duì)我國(guó)南方城市污水碳氮比低的現(xiàn)狀，將MBR短程硝化與厭氧氨氧化結(jié)合起來(lái)，發(fā)揮各自優(yōu)勢(shì)，具有重要的現(xiàn)實(shí)意義［33］。

3.2.2 工藝性能

胡寶蘭等［34］研究表明，生物膜硝化反應(yīng)器的容積負(fù)荷可達(dá)0.55 kg［N］/（m3·d），氨氮去除率達(dá)到89.7%～92.4%，平均氨氮容積去除率為0.51 kg［N］/（m3·d），短程硝化-厭氧氨氧化工藝的總氮去除率可達(dá)1.433～1.577 kg［N］/（m3·d）。與傳統(tǒng)硝化-反硝化脫氮系統(tǒng)相比，新型脫氮系統(tǒng)對(duì)高濃度氨氮廢水具有更好的處理效果。Feng等［35］研究表明，當(dāng) MBR進(jìn)水氨氮質(zhì)量濃度為510 mg/L時(shí)，在堿度投加量為1 500 mg［CaCO3］/L，溫度為35℃的條件下，m（NH4+）/m（NO2-）值可在24 h內(nèi)達(dá)到合適范圍（1∶1～1∶3），且無(wú)需再調(diào)節(jié)pH值。Zhang等［36］研究表明，當(dāng)堿度和氨氮濃度之比控制為4，氨氮負(fù)荷為0.7 kg［N］/（m3·d）時(shí)，可調(diào)控短程硝化保持高速率并達(dá)到穩(wěn)定，氨氧化速率可達(dá)0.52 kg［N］/（m3·d），m（NH4+）/m（NO2-）值可達(dá)到1.1～1.3。

3.2.3 操作參數(shù)

生物膜半量短程硝化工藝在溫度為25～30℃、pH值為7～8時(shí)較為適宜［37］。

在MBR的硝化過(guò)程中，DO的質(zhì)量濃度小于1 mg/L時(shí)開(kāi)始出現(xiàn)亞硝氮積累；DO的質(zhì)量濃度降到0.5 mg/L，出水氨氮濃度與亞硝氮濃度之比接近1∶1；DO的質(zhì)量濃度在0.5～1.0 mg/L范圍內(nèi)，有利于前置硝化反應(yīng)器與后續(xù)厭氧氨氧化反應(yīng)器銜接。MBR中污泥的質(zhì)量濃度可達(dá)20 g/L，耗氧能力可達(dá)19.86 mg［O2］/（L·s），但最大供氧能力僅為0.369 mg［O2］/（L·s），供氧成為反應(yīng)器運(yùn)行的瓶頸，“低DO高流量”曝氣是提高短程硝化效能的控制策略［38-39］。

4 結(jié)語(yǔ)

硝化是廢水生物脫氮的重要環(huán)節(jié)，也是瓶頸環(huán)節(jié)。在廢水生物脫氮中，針對(duì)全程硝化-反硝化工藝、全量短程硝化-反硝化工藝、半量短程硝化-厭氧氨氧化工藝的研究比較活躍。根據(jù)不同的氨氮濃度，全程硝化-反硝化工藝主要處理低濃度氨氮廢水，全量短程硝化-反硝化工藝和半量短程硝化-厭氧氨氧化工藝主要處理高濃度氨氮廢水。

全程硝化-反硝化工藝屬于傳統(tǒng)工藝，容積負(fù)荷較低，僅為0.05～4.00 kg［N］/（m3·d）。全量短程硝化-反硝化工藝和半量短程硝化-厭氧氨氧化工藝屬于新型工藝，容積負(fù)荷較高（一般高于4 kg［N］/（m3·d）），是高效脫氮工藝的重要發(fā)展方向，其中硝化階段是生物脫氮工藝的瓶頸環(huán)節(jié)，需重點(diǎn)突破。要進(jìn)一步提高生物硝化工藝的效能，可從菌種、工藝、裝置等方面著手，發(fā)掘高效硝化菌種，優(yōu)化硝化過(guò)程，改進(jìn)裝置結(jié)構(gòu)。

［1］HOWARTH R.Human acceleration of the nitrogen cycle：drivers，consequences，and steps toward solutions［J］.Water Science& Technology，2004，49（5-6）：7-13.

［2］蘇高強(qiáng)，彭永臻.短程硝化實(shí)現(xiàn)方法的研究進(jìn)展［J］.工業(yè)用水與廢水，2010，41（3）：9-13.

［3］鄭平，徐向陽(yáng)，胡寶蘭.新型生物脫氮理論與技術(shù)［M］.北京:科學(xué)出版社，2004.

［4］鄭平，馮孝善.廢物生物處理［M］.北京：高等教育出版社，2006.

［5］GERARDI M H.Nitrification and denitrification in the activated sludge process［M］.New York：John Wiley&Sons，Inc.，2002.

［6］陳建偉.高效短程硝化和厭氧氨氧化工藝研究［D］.杭州：浙江大學(xué)，2011.

［7］NIU J，ZHANG T J，HE Y J，et al.Pretreatment oflandfill leachate using deep shaft aeration bioreactor（DSAB）in cold winter season［J］.Journal of Hazardous Materials，2013，252-253C（4）：250-257.

［8］謝鵬，何杰，周偉.深井曝氣活性污泥法處理污水的應(yīng)用研究［J］.科協(xié)論壇（下半月），2012，（7）：127-128.

［9］應(yīng)道宣.深井曝氣廢水處理技術(shù)的原理及其評(píng)價(jià)［J］.探礦工程，1993，（5）：11-13.

［10］ZHAO Z Y，JIANG G Q，JIANG S Y，et al.Integrated anaerobic/aerobic biodegradation in an internal airlift loop reactor for phenol wastewater treatment［J］. Korean Journal of ChemicalEngineering，2009，26（6）：1662-1667.

［11］張志勇，周集體，郭海燕.氣升式環(huán)流生物膜反應(yīng)器硝化反硝化除磷過(guò)程的研究［J］.環(huán)境污染與防治，2006，28（8）：598-600.

［12］姜棟，劉鋒，陸成棟.氣升環(huán)流反應(yīng)器處理高氨氮豆制品廢水［J］.中國(guó)給水排水，2014，30（6）：58-61.

［13］桑希燦.深井曝氣處理城市污水廠污泥小試實(shí)驗(yàn)研究［D］.西安：西安建筑科技大學(xué)，2014.

［14］GRUNDITZ C，DALHAMMAR G.Development of nitrification inhibition assaysusing pure culturesofNitrosomonasand Nitrobacter［J］.Water Research，2001，35（2）：433-440.

［15］HELLINGA C，SCHELLEN A A J C，MINDER J W，et al.The SHARON process：an innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water［J］.Water Science and Technology，1998，37（9）：135-142.

［16］STIJN WH V H，EVELINE I P V，JOSEFA L T，et al.Influence of temperature and pH on the kinetics of the Sharon nitritation process［J］.JChemTechnolBiotechnol，2007，82（5）：471-480.

［17］QIAO S，MATSUMOTO N，SHINOHARA T，et al.High-rate partial nitrification performance of high ammonium containing wastewater under low temperatures［J］.Bioresource Technology，2010，101（1）：111-117.

［18］YANG J，ZHANG L，DAISUKE H，et al.High rate partial nitrification treatment of reject wastewater［J］.Journal of Bioscience and Bioengineering，2010，110（4）：436-440.

［19］POLICE A，TANDOI V，LESTINGI C.Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation on nitrite and nitrate［J］.Water Research，2001，36（10）：2541-2546.

［20］VAN KEMPEN R，MULDER J W，UIJTERLINDE C A，et al. Overview： full scale experience of the SHARON process for treatment of rejection water of digested sludge dewatering［J］.Water Science and Techonology，2001，44（1）：145-152.

［21］盧剛，鄭平.氣升式內(nèi)循環(huán)反應(yīng)器短程硝化控制策略的研究［J］.浙江大學(xué)學(xué)報(bào)（工學(xué)版），2005，39（4）：542-546.

［22］MULDER J W，VAN LOOSDRECHT M C M，HELLINGA C，et al.Full-scale application of the SHARON process for treatment of rejection water of digested sludge dewatering［J］.Water Science and Technology，2001，43（11）：127-134.

［23］呂鑑，孟凡能，張樹(shù)軍，等.半短程硝化-厭氧氨氧化處理污泥消化液的脫氮研究［J］.北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2011，37（11）：1737-1742.

［24］林豐姝.新型生物脫氮工藝的研究［D］.杭州：浙江大學(xué)，2002.

［25］GRUNDITZ C，GUMAELIUS L，DALHAMMAR G.Comparison of inhibition assays using nitrogen removing bacteria：application to industrial wastewater［J］.Water Research，1998，32（10）：2995-3000.

［26］THAMDRUP B，DALSGAARD T.Production of N2through anaerobic ammonium oxidation coupled to nitrate reduction in marine sediments［J］.Applied and Environmental Microbiology，2002， 68（3）：1312-1315.

［27］王蘭.自養(yǎng)型廢水生物脫氮關(guān)鍵技術(shù)及機(jī)理研究［D］.杭州：浙江大學(xué)，2014.

［28］ZHANG L，YANG J，HIRA D，et al.High-rate partial nitrification treatment of reject water as a pretreatment for anaerobic ammonium oxidation（anammox）［J］. Bioresource Technology，2011，102（4）：3761-3767.

［29］RUIZ G，JEISON D，CHAMY R.Nitrification with high nitrite accumulation for the treatment of wastewater with high ammonia concentration［J］.Water Research，2003，37（6）：1371-1377.

［30］CHUANG H P，OHASHI A，IMACHI H，et al．Effective partial nitrification to nitrite by down-flow hanging sponge reactor under limited oxygen condition［J］.Water Research，2007，41（2）：295-302.

［31］BLACKBURNE R，VADIVELU V M，YUAN Z，et al.Kinetic characterization of an enriched Nitrospira culture with comparison to Nitrobacter［J］.Water Research，2007，41（14）：3033-3042.

［32］陳龍祥，由濤，張慶文，等.膜生物反應(yīng)器研究與工程應(yīng)用進(jìn)展［J］.水處理技術(shù)，2009，35（10）：16-20.

［33］汪作煒.間歇曝氣MBR中短程硝化系統(tǒng)啟動(dòng)及脫氮研究［D］.武漢：華中科技大學(xué)，2011.

［34］胡寶蘭，鄭平，馮孝善.新型生物脫氮技術(shù)的工藝研究［J］.應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)，1999，5（S1）：68-73.

［35］FENG Y T，TSENG S K，HSIA T H，et al.Partial nitrification of ammonium-rich wastewater as pretreatment for anaerobic ammonium oxidation（anammox）using membrane aeration bioreactor［J］. Journal of Bioscience and Bioengineer，2007，104（3）：182-187.

［36］ZHANG X J，LI D，LIANG Y H，et al.Start-up， influence factors，and the microbial characteristics of partial nitrification in membrane bioreactor［J］. Desalination and Water Treatment，2015，54（3）：581-589.

［37］蔣燕，陶冠紅.膜生物反應(yīng)器短程硝化脫氮處理生活污水的研究［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2007，30（11）：95-97.

［38］鄭平，胡寶蘭.厭氧氨氧化菌混培物生長(zhǎng)及代謝動(dòng)力學(xué)研究［J］.生物工程學(xué)報(bào)，2001，17（2）：193-198.

［39］武小鷹，鄭平.氧對(duì)膜生物反應(yīng)器短程硝化的影響［J］.生物工程學(xué)報(bào)，2014，30（12）：1828-1834.

Research progress of efficient biological nitrification processes

WEN Yuea，ZHENG Pingb，ZHANG Mengb，ZHANG Zong-heb
（a.Department of Resource Science，b.Department of Environmental Engineering，Zhejiang University，Hangzhou 310058，China）

Efficient biological denitrification process is a research hotspot in the field of wastewater treatment，and biological nitrification is an important unit of the said process，which can remove ammonia nitrogen from wastewater effectively.Many efficient nitrification processes such as:complete nitrification process，full dose shortcut nitrification process，half dose shortcut nitrification process，and so on，were successively exploited by scholars in China and aborad，which promoted the development of biological denitrification technology for wastewater treatment.The principles，performances and operation parameters of complete nitrification process，full dose shortcut nitrification process and half dose shortcut nitrification process were summarized，the characterstics and advantages of the above processes were compared，which provided

for the development and application of efficient biological nitrification process.

biological denitrification；efficient biological nitrification；process principle；process performance；operation parameters

X703.1

A

%1009-2455（2016）05-0001-07

文越（1994-），女，四川攀枝花人，本科生，主要研究方向?yàn)閺U水生物處理技術(shù)，（電子信箱）3120100073@zju.edu.cn；通訊作者：鄭平（1962-），男，浙江金華人，教授，博士生導(dǎo)師，博士，主要研究?jī)?nèi)容：（1）廢水生物處理理論與技術(shù)，著重于有機(jī)廢水厭氧生物處理理論與技術(shù)；（2）廢水生物脫氮理論與技術(shù)，著重于短程硝化與厭氧氨氧化理論與技術(shù)；（3）廢水生物除磷理論與技術(shù)，著重于細(xì)菌過(guò)量攝磷和磷酸鹽生物還原理論與技術(shù)，（電話）0571-88982819（電子信箱）pzheng@zju.edu.cn。

2016-05-31（修回稿）

浙江省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（LZ15E080001）