自养脱氮工艺研究进展

题目：自养脱氮工艺研究进展自养脱氮工艺研究进展摘要氨氮作为城镇生活污水中的主要污染物其中之一，研究以及改进脱氮工艺技术是当今废水、污水处理领域的热点和众多研究人员工作的目标。本文对近年来研究人员提出的几种新型自养脱氮工艺进行了比较，讨论自养脱氮工艺对比传统硝化反硝化脱氮工艺的优势所在，以及介绍了目前应用较为广泛的几种类型自养脱氮工艺的研究现状，同时结合自养脱氮工艺的影响因素对自养脱氮的实现和控制提出了一些设想，对自养脱氮工艺存在的不足和研究的方向进行了展望。关键词自养脱氮短程硝化厌氧氨氧化DOAbstractAsoneofthemainpollutantsinurbansewage,ammonianitrogenisthefocusofwastewater,sewagetreatmentandtheworkofmanyresearchers.Thispapercomparesseveralnewself-breedingdenitrificationprocessesproposedbyresearchersinrecentyears,discussestheadvantagesoftheself-breedingdenitrificationprocesscomparedwiththetraditionalnitrificationdenitrificationprocess,andintroducestheresearchstatusofseveraltypesofself-breedingdenitrificationprocesswhicharewidelyusedatpresent,andputsforwardsomeideasfortherealizationandcontrolofself-breedingdenitrificationprocess,andlooksforwardtotheshortcomingsanddirectionoftheself-breedingdenitrificationprocess.Keywordsself-breedingdenitrificationshort-rangenitrificationanaerobicammoniaoxidationDO

目录封面 0自养脱氮工艺研究进展 3郑重声明 3摘要 4Abstract 4第一章 绪论 61.1. 引言 61.2. 研究背景与研究意义 6第二章 自养脱氮工艺反应机理 62.1. 短程硝化（亚硝化） 62.2. 厌氧氨氧化（AnaerobicAmmoniumOxidation，ANAMMOX） 7第三章 自养脱氮工艺类型 83.1. CANON工艺 83.1. OLAND工艺 83.2. DEMON工艺 93.3. SHARON-ANAMMOX联合工艺 9第四章 自养脱氮工艺的影响因素 104.1. 有机物（COD浓度） 104.2. 基质浓度（游离氨FA、亚硝酸盐） 104.3. 温度 114.4. 溶解氧 114.5. SRT 114.6. PH 12第五章 自养脱氮的实现和控制 125.1. 完全自养脱氮工艺颗粒污泥（生物膜）的培养 125.2. 稳定亚硝化反应的实现和控制 135.3. 自养脱氮工艺中间产物的排放 14第六章 展望 14谢辞 15参考文献 16

绪论引言氨氮作为城镇生活污水中的主要污染物其中之一，研究以及改进脱氮工艺技术是当今废水、污水处理领域的热点和众多研究人员工作的目标。传统的脱氮工艺由好氧硝化和缺氧反硝化两个阶段组成，其中第一阶段需要提供大量氧气以完成硝化反应，第二阶段需补充有机碳源以完成反硝化反应。近年来，科研人员通过短程硝化反应和厌氧氨氧化反应二者的结合同时利用好氧氨氧化菌和厌氧氨氧化菌这两种菌种竞争及协同作用提出了新型自养脱氮工艺[1]，自养脱氮工艺弥补了传统硝化反硝化脱氮工艺中对于碳源有较高的要求、化学需氧量和反硝化需COD量大的缺点。自养脱氮工艺以其经济高效的特点取代了原本传统的硝化反硝化工艺，可以作为处理高氨氮、低COD废水的工艺。研究背景与研究意义近年来我国城市化、生产工业化、社会现代化程度不断提高，在GDP快速增长的同时我国水资源污染问题亦日趋严重，不仅自然环境受到破坏、生态系统的发展和平衡受到影响、人民的日常生活和身体健康受到威胁、于此同时我国对于可持续发展战略的坚持受到了阻碍。其中氨氮是城镇生活污水及工业生产废水中的主要污染物其中之一，因此节能高效的自养脱氮工艺是当前研究任务的重中之重，自养脱氮工艺同时具有的经济价值也让其应用前景更加宽广。自养脱氮工艺反应机理短程硝化（亚硝化）好氧氨氧化菌（AOB）在这一阶段中将氨氮氧化为亚硝酸盐[1]。反应式：NH3+1.5O2→NO2-+H2O+H+上世纪七十年代，短程硝化这一概念因被Voets等人首次提出而出现在研究人员的视野当中。短程硝化过程与将NH4+完全氧化得到NO3-的传统的硝化反应不同，又可被称为亚硝化过程，通过控制反应条件将硝化反应被控制在氨氧化产生NO2-的阶段即为短程硝化，NO2-的进一步氧化因受到抑制而不会进行[1]。传统硝化反硝化脱氮工艺中的硝化过程与AOB和NOB两种细菌都同时相关，在有氧条件下AOB氧化NH4+NOB氧化NO2-，它们维持自身正常生长和繁殖所需的能量同时也会在这一过程当中取得[1]。因为在ANAMMOX阶段中对于进水中NO2-和NH4+的比例要求严苛，所以在自养脱氮工艺中必须在使AOB作为优势菌种增殖的同时设法抑制NOB的生长和繁殖。目前实现在亚硝化中实现亚硝酸盐的积累主要采用SHARON工艺或控制溶解氧DO两种方式。SHARON工艺是指通过温度、pH值、污泥龄等条件参数的控制，使AOB作为优势菌种留在系统中而NOB逐渐从系统里筛除,SHARON工艺运行的反应器是CSTR反应器;通过控制DO积累亚硝酸盐是因为AOB相比于NOB在一定程度上具有更高的对氧的结合能力，所以DO降低不会抑制AOB的数量，而会明显地抑制NOB的生长和繁殖。长期在低DO条件下运行反应器能够稳定地维持AOB在硝化细菌中所具备的优势[1]。短程硝化过程具有以下特点：在一定程度上降低了能耗，如对于活性污泥法而言可以节省大约25％的供氧量[1]；对碱的消耗降低了以及产生较少的污泥,减轻了工艺运行和污泥处理的负担；无需添加反硝化过程所需的碳源，在碳氮比不变的情况下总氮去除率获得了提高；因为反应速率的加快而在一定程度上反应时间也有所缩减，反应器的体积要求也有所降低[1]。进行亚硝化重要的一点是要通过抑制NOB的活性、使AOB作为优势菌种在反应器中生长和繁殖。FA、pH值、溶解氧DO、温度等都是影响NOB活性和亚硝酸盐累积的因素[1]厌氧氨氧化（AnaerobicAmmoniumOxidation，ANAMMOX）在缺氧条件下，厌氧氨氧化菌（Anammoxbacteria，AnAOB）将亚硝酸氮作为电子受体，将氨氮氧化为氮气以及部分硝态氮的脱氮过程[2]。反应式：NH4+1.32NO2+0.066HCO3-+0.1H++1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O1995年Mulder等人第一次在反硝化流化床中发现了明显的厌氧氨氧化现象[1]，这也在同时证实了Broda基于化学反应热力学所提出来的自然界中存在以亚硝酸或硝酸为氧化剂的氨氧化反应这一预言是正确的。厌氧氨氧化现象的发现不仅突破了传统的脱氮理念中先硝化再反硝化的限制，也带来了以厌氧氨氧化原理为核心的新型自养脱氮工艺的发展。厌氧氨氧化菌属浮酶状菌(Planctomycetes)的一个分支[3]。厌氧氨氧化菌不同于传统脱氮工艺中的反硝化菌需要添加有机碳源，具有完全自养的特点。在污水处理系统中CandidatusBrocadiaanammoxidans和CandidatusKueneniasttuttgartiensis是两种比较常见的厌氧氨氧化菌[3]。这两种厌氧氨氧化菌在生物性状、代谢特性上都有许多相同之处。厌氧氨氧化研究现状厌氧氨氧化可以在厌氧条件下将硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体完成氨的氧化脱氮[4]。废水脱氮时可以降低氨氧化工艺中的曝气量以及还可以节省反硝化过程有机物和酸碱的添加，但在处理低氨氮、高BOD的废水时仍有所局限[3]，所以这一方面的研究力度应当继续加强。虽然研究人员已经进行过多次尝试，但在其内在反应机理方面的研究仍旧不够明朗，因此应当尝试与其他学科进行交叉与合作，理论和应用都有所突破是当今研究的目标。在另一方面AnAOB增值缓慢所导致的过长工艺启动期也在一定程度上阻碍了自养脱氮工艺的发展与进步，如何缩短工艺启动时间是如今研究人员所关心的重点问题。在新型自养脱氮工艺中，通过限制氧气条件，结合短程硝化过程以及厌氧氨氧化反应[1]，一部分的氨氮被好氧氨氧化菌氧化为亚硝酸盐（即短程硝化），厌氧氨氧菌利用亚硝酸盐作为电子受体，再将剩余的氨氮进一步氧化为氮气（即厌氧氨氧化）[2]。其总反应式为：1NH4++0.85O2→0.13NO3-+0.435N2+1.4H++1.43H2O自养脱氮工艺类型CANON工艺由荷兰Delft大学Sliekers等在二十世纪九十年代开发的CANON（完全自养脱氮）工艺[3]，短程硝化反应和厌氧氨氧化反应是通过控制单个反应器或者生物膜内的溶解氧（DO）实现的。Slikers等通过序批式（SBR）反应器在低浓度有机物的条件下，控制空气浓度<0.5%，培养得到了AOB和AnAOB混合培养物，系统总氮去除速率可达到0.3kg（N）/·d/m3，同时没有在反应器观察到亚硝酸菌，85%NH4+转化为N2，其余的15%转化为NO3-。Slikers在之后的气提式反应器实验中发现气提式反应器比SBR反应器更能有效除氮，总氮去除率高达1.5kg（N）/·d/m3[3]。该工艺也可通过改变颗粒污泥内溶解氧（DO）的浓度来使生物膜内同时形成缺氧环境以及厌氧环境实现ANAMMOX，颗粒污泥内AOB和AnAOB间相互竞争氨氮和氧以及亚硝酸盐[4]。聚集在生物膜表层的亚硝酸氮会随着亚硝化前的氨氮和亚硝化后的亚硝酸氮扩散至厌氧层，发生厌氧氨氧化（ANAMMOX）反应[4]。CANON工艺作为单级自养脱氮工艺，单级是指亚硝化反应和厌氧氨氧化反应两个过程均在同一个反应器中，因此和联合工艺相比流程并不复杂在一定程度上有所简化[5]；CANON工艺中硝化反应被抑制在亚硝化阶段，可以节省供气量大约25%，动力消耗有所减少[5]；还可以将水力停留时间缩短，反应器的体积也有所减小[5]；同时过程中不再需要额外添加碳源，节省工艺处理费用支出[4]。但同时存在的问题有：在一个反应器实现的完全自养脱氮工艺测定出的脱氮效率低于SHARON-ANAMMOX联合工艺的脱氮效率，当多类微菌种群混合培养时其活性低于单独成长时的生物活性[5]；工艺运行的条件（如溶解氧、氨表面负荷等）对脱氮效率有更大的影响，对于工艺控制造成阻碍[5]；工艺运行波动性较大[5]。OLAND工艺由比利时Ghent大学微生物实验室于1996年开发的OLAND(Oxygen-LimitedAutotrophicNitrificationandDenitrification)工艺是亚硝化过程结合厌氧氨氧化原理的一种新型生物自养脱氮工艺[6]。目前OLAND系统主要采用的反应器形式有以下两种：分别是生物转盘系统以及悬浮式生物膜反应系统，前者通过转盘上的生物膜形成好氧区和厌氧区脱氮，后者借膜生物反应器的截留作用脱氮[6]。控制DO是该工艺的关键，将部分NH4+氧化成NO2-，实现亚硝化阶段的稳定出水比例〔n(NH4+)∶n(NO2-)=1∶(1.2±0.2)〕，从而为之后AnAOB的厌氧氨氧化提供了理想的进水，提高系统的脱氮效率[7]。OLAND工艺通过生物转盘系统或者悬浮式生物膜的方式来运行，防止硝化阶段的微生物对ANAMMOX阶段微生物产生作用，消除了反应系统中生物量流失的缺陷，脱氮反应过程更加稳定更容易被控制[8]；OLAND工艺相比于SHARON-ANAMMOX工艺耗氧量可以节省37.5%，更加节能；OLAND工艺对温度条件要求不高，可以在较低的温度下实现良好的脱氮效果。但是，对污泥pH值以及氧的控制难以在微生物群混合培养的条件下进行；在氧气浓度较低的条件下悬浮系统中容易发生活性污泥的解体与丝状菌膨胀[9]；由于OLAND工艺脱氮菌群的增殖缓慢，脱氮系统启动时间长;OLAND工艺与SHARON-ANAMMOX工艺和CANON工艺相比，氨氮容积负荷很低[10]。DEMON工艺DEMON工艺在上世纪末由Hannover大学的Hippen等提出[11]。该工艺主要在序批式反应器中运行，运行该工艺的关键是控制供养条件[11]。DEMON工艺有别于CANON工艺和OLAND工艺的地方在于以对pH值的调节为手段进而控制反应器中NO2-的含量，防止亚硝态氮在反应器中过量累积而抑制AnNOB的生长和繁殖[6]。在Rosenwinkel等运用DEMON工艺对污水处理厂废水进行的实验中，通过控制温度和pH值以及DO浓度等操作条件实现了AOB和AnAOB的繁殖和积累[12]。在氨氧化负荷为120kg/d时，运行稳定的状态下氮去除率达到70%[12]。SHARON-ANAMMOX联合工艺SHARON-ANAMMOX联合工艺将好氧氨氧化与厌氧氨氧化两个过程通过时间上分先后或者通过空间上分成两个反应器而区分开来。SHARON部分中一半左右的NH4+被氧化成NO2-。因为氨氧化菌（AOB）与亚硝酸菌（NOB）对于适宜增殖条件不同，研究人员通过控制反应器的运行温度、水力停留时间（HRT）和污泥龄（SRT）等参数，使反应器中的NOB被逐渐淘洗干净，使AOB成为该反应器的优势菌种，控制氨的氧化过程只进行到生成NO2-的阶段从而实现稳定积累亚硝酸盐的目的[15]。第二部分是ANAMMOX部分，在这一部分中剩下未反应的NH4+与新生成的NO2-发生厌氧氨氧化反应，生成氮气和部分硝态氮[15]。当SHARON与ANAMMOX联合工艺使用时[6]，只将50%的NH4+转化成NO2-，这样就不需要再额外补充NO2-，另外，可由厌氧出水中含有的重碳酸盐来补偿硝化反应所需要的碱度，因而节省了额外补充碱度物质[的负担[5]。SHARON-ANAMMOX联合工艺相较于传统工艺可降低大约60%的耗氧量，且无需外加反硝化碳源，污泥产量少，在很大程度上节省了运行费用的消耗。该工艺已经在2002年于荷兰鹿特丹Dokhaven污水厂投入运行[6]。SHARON-ANAMMOX联合工艺可对碳氮比低的高浓度含氮废水高效脱氮，节省了有机碳源的添加，相比传统硝化反硝化除氮工艺节省了25%的需氧量，从而降低投资与运行费用[7]，以及降低了实现相同系统脱氮效率所需的反应构筑物容积；因为污泥产量较低，减轻了处理污泥工作量带来的繁重负担。但同时，SHARON阶段出水中氨氮与亚硝酸盐的比例对系统总的脱氮效率有很大影响，联合工艺的运行受到亚硝化程度的制约；除了温度以外有机物和COD的高低仍然影响着该联合工艺的系统脱氮效率，应该尽量避免COD浓度过高或者过低[16]。自养脱氮工艺的影响因素构成自养脱氮工艺的短程硝化反应和厌氧氨氧化反应均受到环境因素的影响。好氧氨氧化菌（AOB）和厌氧氨氧化菌（AnAOB）对于生存环境的要求也不完全相同[5]，有所差异。因此完全自养脱氮工艺受影响的因素较多。根据学者研究发现，稳定的短程硝化需要提供合适比例的NH4+和NO2，厌氧氨氧化反应中，则受到有机物、基质浓度，温度、溶解氧（DO）、污泥龄（sludgeretentiontime，SRT）等因素的影响[5]。有机物（COD浓度）在短程硝化（亚硝化）过程中，当进水有机物浓度较高，具体表现为化学需氧量（COD）较高时，会促进异养菌的生长，使其与AOB竞争DO和空间，导致AOB的溶解氧DO不足，AOB的活性就会因此而受到抑制。付巢等的研究发现，亚硝化速率会随着COD浓度增加而降低[9]。为了使AOB维持优势地位，部分亚硝化稳定进行，COD浓度应在60~120mg/L范围内[7]。在厌氧氨氧化阶段，ANAMMOX反应以无机碳作为反应过程中所需的碳源，因此有机物的存在会对ANAMMOX反应产生负面影响[6]，促进异养反硝化反应而抑制ANAMMOX过程。马艳红等研究发现，COD浓度越高，反硝化菌活性越高，AnAOB活性越小。COD浓度对完全自养脱氮工艺的影响可以通过强化预处理解决。基质浓度（游离氨FA、亚硝酸盐）游离氨FA同时抑制好氧氨氧化菌（AOB）和NOB[9]，但NOB对FA更加敏感，因此需使FA的浓度处于AOB的抑制浓度和NOB的抑制浓度二者之间，此时会产生亚硝酸盐的积累。Anthonisen等[11]发现将FA浓度维持在1~10mg/L时，可实现对NOB的选择性抑制，积累亚硝酸盐。但同时有部分学者发现，NOB会对FA的抑制作用逐渐产生适应，造成短程硝化不稳定。因此单靠控制FA浓度这一项实验条件难以实现稳定的短程硝化（亚硝化）过程，还需结合其他因素。亚硝酸盐作为ANAMMOX反应的基质在浓度超过阈值时也会对AnAOB产生抑制作用。温度在亚硝化阶段，控制温度是抑制亚硝态氮进一步硝化的手段之一。较高的温度可以在提高AOB活性、促进AOB成长速率的同时，进一步使AOB与NOB二者活性与成长速率的差异更加显著，NOB活性和增殖速度受到抑制，AOB活性增强处于优势地位[10]。李亚峰等研究发现，温度高于30摄氏度时，亚硝酸盐积累量增加。Hellinga等认为，常温（5~20摄氏度）时，氨通常被氧化为硝酸盐，中高温（20~35摄氏度）时，有利于积累亚硝酸盐，温度过高时，微生物的酶蛋白变性和反应速率下降[11]，综合考虑下，实现短程硝化的适宜温度大约在30~35摄氏度左右。荷兰Delft大学开发的SHARON工艺正是基于这一原理在中温下实现了稳定的亚硝化过程[10]。同时，厌氧氨氧化阶段，AnAOB的适宜生长温度为30~37摄氏度。ANAMMOX反应会因温度影响酶的活性而受到抑制[10]。溶解氧DO也是亚硝化阶段中的重要影响因子，因为AOB和NOB对于DO表现出的亲和力不同[11]，在DO较低的条件下AOB具有较强的竞争氧的能力，因此可以通过控制较低的DO浓度和调节曝气模式实现短程硝化反应稳定积累亚硝酸盐[11]。其次，AnAOB的活性也受DO的影响，Strous等研究发现DO浓度为0.5%、1.0%、2.0%时，AnAOB活性会受到完全抑制，但同时也发现这种抑制是可逆的[12]。Hippen等发现DO浓度为0.8~1.0mg/L时，60%以上的氨氮被转化[13]。廖德祥等发现当控制DO浓度在0.5~0.7mg/L时氨氮转化率可超过90%，且出水中亚硝态氮和硝态氮浓度很低[12]。当控制DO浓度在0.2~0.3mg/L时，氨氮转化率只有54.6%。Helmer等研究发现，以氨氮为唯一氮源，不向反应器提供O2时氨氮转化率几乎为零，DO浓度为0.7mg/L时硝化反应和厌氧氨氧化反应达到平衡，DO浓度为5mg/L时氨氮全部转化为亚硝态氮和硝态氮[16]。因此，控制DO浓度以及间歇曝气可能是实现完全自养脱氮工艺的调控策略之一[11]。SRTSRT对自养脱氮工艺的稳定运行也会产生重要影响。亚硝化阶段，温度在20~35℃时AOB的增殖速率快于NOB，若想实现亚硝态氮的稳定积累需要控制系统SRT介于AOB和NOB的世代时间之间，在AOB保持较高浓度的同时使NOB排出系统。厌氧氨氧化阶段，SRT是AnAOB种群结构变化的重要参数，沈明玉等认为较短的SRT对ANAMMOX反应的进行有利，提高脱氮效率。新加坡樟宜回用水处理厂的阶段进水活性污泥法工艺采用了较短的SRT(2.5d)实现了稳定的亚硝化，同时采用了较短的SRT(3d)实现了缺氧区的ANAMMOX反应。因此，采用较短的SRT是实现完全自养脱氮工艺的思路之一[13]。PH在不同学者的研究中，关于pH值对于AOB和NOB的影响各有不同的见解。一般认为在pH值8.0左右，NO2-的生成速度达到最快，pH值7.0左右时，NO3-的生成速度最快，因此AOB和NOB最适宜的pH值介于7.0到8.0之间，这时亚硝酸盐的积累最能稳定进行。pH值对于ANAMMOX的影响主要包括两个角度：一方面是ANAMMOX菌本身在什么养的pH值条件下最适宜生长和繁殖，根据Strous等的研究其范围大概在6.7到8.3，另一方面是pH通过影响基质浓度从而间接抑制anammox菌的活性。自养脱氮的实现和控制完全自养脱氮工艺颗粒污泥（生物膜）的培养颗粒污泥是微生物自絮凝的特殊活性污泥形式，集絮凝剂、集料、载体于一体，颗粒污泥一般为平均尺寸大于0.2mm小于5.0mm的球状或椭圆状，其具有远大于活性污泥絮体的沉降速度，外轮廓较为清晰[8]。全自养脱单颗粒污泥不同于传统厌氧颗粒污泥，也不完全属于好氧颗粒污泥，其与好氧颗粒污泥比较而言，不同之处体现在培养初期阶段，全自养颗粒污泥的培养对于曝气速率的要求较高，以提供水力剪切力促使形成颗粒污泥，也要控制曝气速率以避免DO过高而抑制AnAOB[11];还要在控制短的沉淀时间内淘洗出絮状污泥的同时提供足够长的时间使生长缓慢的自养微生物积累于反应器中[12]。因此全自养脱氮工艺颗粒污泥的培养是众多学者在自养脱氮工艺中研究的难点。Vlaeminck等利用SBR反应器在45天时间内培养出CANON颗粒污泥和絮状污泥混合培养物，系统总氮去除率从0.05kg（N）·d/m3增长到0.45kg（N）·d/m3，培养的颗粒污泥平均粒径达到1.8mm，占到了污泥VSS总体积的57%，沉降速率为55m/h，另外43%的絮状污泥粒径在0.1mm以下[14]。DeClippeleir等控制体积交换比为25%，最小沉降速率为0.7m/h，成功将全自养脱氮工艺快速启动，反应器总氮去除速率为1.1kg（N）·d/m3。低的体积交换比和低的最小沉降速率是完全自养脱氮工艺颗粒污泥培养必不可少的两个重要条件，培养得到平均粒径为2.49mm左右的棕黄色颗粒和平均粒径为2.39mm左右的红色颗粒污泥[15]。颗粒污泥的培养过程实际上是微生态系统形成的过程，好氧颗粒污泥微生物群其结构、分布直接受到培养条件变化的影响[16]。所以可以通过控制条件维持在适当的参数以实现颗粒污泥的定向培养。细小的无机颗粒可诱导颗粒污泥形成[17]；水流剪切力可作为形成颗粒污泥的动力，影响颗粒污泥的机械强度和稳定性[18]；进水中存在一定浓度的有机物也有利于颗粒污泥的形成，还能增强污泥的凝聚性和沉降性；较长的SRT有利于细菌在反应器中实现多样化，；低DO条件下，有助于好氧厌氧菌共生颗粒污泥的形成。稳定亚硝化反应的实现和控制亚硝化反应的稳定运行作为完全自养脱氮工艺的关键影响整个系统的脱氮效率。亚硝化反应不稳定时，亚硝化率受到影响而产生一定浮动，亚硝化反应器出水中的亚硝酸盐氮浓度随之降低，而只有亚硝酸氮才能作为自养厌氧氨氧化反应中AnAOB的电子受体，脱氮效率将会因此而大大降低[16]。另一方面，亚硝化反应程度应该控制在50%左右，此时亚硝化反应器出水中的氨氮和亚硝酸盐氮不会出现一方过量的情况，过量的部分将大部分剩余在厌氧氨氧化反应器出水中降低系统脱氮效率。影响亚硝酸盐积累的因素众多，主要有：温度、pH值、FA值、溶解氧、SRT、负荷、抑制剂等[16]。目前在这些因素中，只有通过温度的控制而实现稳定的亚硝化同时具有权威数据上的支持和实践研究上的证实。荷兰Delft大学利用温度这一影响因素提出了SHARON工艺[2]。此项工艺根据高温条件下亚硝酸菌具有高于硝酸菌的增殖速率这一，不与完全混合反应器进行污泥回流，使污泥龄和水力停留时间HRT相等。控制水力停留时间大于亚硝酸菌世代时间而小于硝酸菌世代时间，去除系统中的硝酸菌和实现稳定的亚硝化[13]。通过pH值以及FA实现亚硝酸盐积累作为稳定亚硝化工艺长期运行是不现实的，因为已有众多学者研究发现硝酸菌会逐渐适应，使得亚硝化现象消失用抑制剂稳定亚硝化对微生物潜在的影响和反应的适应性仍未可知。在常温条件下，如何实现稳定的亚硝化，其理论和实践还不够完善，有必要进行深入的研究。控制亚硝化反应程度在50%是除了实现亚硝化稳定进行以减少硝酸氮剩余外另一个提高系统总氮去除率的关键。当亚硝化反应程度控制在50%时亚硝化反应器出水中的氨氮和亚硝酸氮会维持在一个合适的比例，该比例于厌氧氨氧化反应的要求相符，促使ANAMMOX反应器进水中的氨氮和亚硝酸氮等比例去除，提高系统总氮去除率。研究发现，活性污泥法中DO、ORP、pH值的变化规律可以从不同角度在不同程度上反应自养脱氮反应的进程，因此可以通过将这些数据作为对自养脱氮反应进程进行控制的参数。序批式硝化反应系统中，随着氨氮量的下降，硝化菌硝化反应的速率会不断减缓，耗气速率将会低于供氧速率，表现为DO含量的逐渐上升。与此同时，系统中氧化物的不断增加导致ORP不断上升。硝化结束时会出现DO的跳跃（上升速率加快），这是由于自养菌不在利用氨氮，不在耗氧，此时菌群的内源呼吸耗氧速率远远低于供养速率。同时由于系统内不再产生新的氧化态物质，ORP会基本不再变化。硝化过程中会有酸的产生，因此表现为pH值下降，硝化结束时pH值会迅速上升。综上所述，在硝化过程中可以利用DO、ORP、pH值控制亚硝化反应程度。但是在实际操作中仍有局限性，一方面上述参数在完全亚硝化过程中有着明显的规律性，而对于亚硝化反应程度为50%的半亚硝化控制还存在困难。另一方面，目前主要在序批式反应器中控制亚硝化反应过程，而并没有很好的研究出在完全混合反应器及其他运行形式反应器控制亚硝化程度的方法。自养脱氮工艺中间产物的排放N2O作为自养脱氮工艺过程中的主要中间产物同时其也是产生温室效应的影响因素之一，N2O作为大气中众多光化学反应的参与者会在大气当中长时间留存，作为第三大温室气体，平流层的N2O还会造成对臭氧层的破坏而导致温室效应，虽然在大气中含量不高，但是一分子的N2O能造成一分子二氧化碳298倍的温室效果[17]。在过去众多学者的研究报道中涉及到了自养脱氮过程中N2O溢出量这一问题，如在Sliekers等的研究中，其通过在启动CANON工艺前先富集AnAOB，结果中表现出N2O的产生量小于总氮去除的0.1%;Okabe等通过SHARON-ANAMMOX反应器串联培养自养脱氮工艺颗粒污泥，其亚硝化过程N2O产生的平均浓度为总氮去除的9.6%左右和ANAMMOX过程N2O产生的平均浓度为总氮去除的0.14%左右，亚硝化－厌氧氨氧化两段耦合污水处理厂的亚硝化段N2O逸出量是其氮负荷的1.7%，亚硝化－厌氧氨氧化单级耦合污水处理厂中，总氮负荷的0.4%或1.2%的N2O逸出量均有报道[18]。在经过研究人员多次进行实验室研究与现场实地进行勘测后，发现DO和NO2－浓度可作为主要参数影响含氮废水的脱氮过程。此外，NH4+、NO2－、DO以及pH动态变化环境下，N2O的产生量将成倍增加[19]。展望相比于传统的硝化反硝化脱氮工艺，新型自养脱氮工艺表现出了显而易见的巨大优势，其具有广阔的应用前景和值得关注的巨大发展潜力。但其研究还不够深入和透彻，在实际应用当中还不够成熟，研究者们仍然任重道远：AnAOB较为严格的培养条件，影响因素众多，需要较为苛刻的外在条件才能实现自养脱氮工艺的稳定运行；AnAOB缓慢的生长速度使自养脱氮工艺启动期过长，阻碍了自养脱氮工艺的进一步优化；就目前自养脱氮工艺的应用方向来看其主要被应用于氨氮含量较高废水的处理之中，对于中低氨氮浓度废水的处理效果还需拓展；如何控制运行条件培养高效的自养脱氮颗粒污泥仍需要理论和实践上的突破；通过更深入的研究优化运行条件，在提高脱氮速率和效率的同时减少N2O的逸出是研究人员研究的方向[20]。

谢辞经过几个月的艰苦奋战，终于在导师的帮助下完成了这篇论文，在这段时间我不仅付出了许多努力同时也获得了前所未有的收获。首先要感谢同学和老师的帮助让我克服了论文写作当中的种种障碍。由于今年受疫情影响，无法按时返回学校，因此无法利用学校图书馆查阅文献，只能在家通过网络获取相关资源。虽然无法与指导老师面对面沟通，但是通过线上得到了老师不厌其烦的帮助，在老师的建议和指导下确定了论文研究的方向。同时也感谢本文所引用的大量专著的作者们，在他们已有研究的基础上我才完成了本文的写作。感谢我的舍友们在我对论文格式排版有疑问时无私的解答。最后，本人才疏学浅，学术水平有限，如本文有疏漏与不足之处，望各位同学老师不吝指教！

参考文献李德良;刘韧.一种新型的自养生物脱氮工艺研究展望[J