废水中总氮处理方法(6篇)
废水中总氮处理方法篇1
摘要：废水处理是工业生产中的一个重要环节，研究工业废水的处理技术及中水回用对提高工业废水出水水质，降低工业废水对环境的污染具有十分重要的意义。本文结合工业实例，对其废水处理技术及中水回用工艺进行了介绍，并对其运行结果进行了讨论。
关键词：含氟有机工业；废水处理；处理技术
引言
随着我国工业的快速发展，工业废水的排放量与日俱增，工业废水的种类也日益增加，对环境造成了严重的污染，并威胁到了人类的健康和安全。因此，研究工业废水处理技术及中水回用具有十分重要的意义。中水回用是水资源有效利用的一种形式和途径，是通过将废水集中处理达到相关标准后，回用于生活日常用水中，以达到节约水资源的目的。基于此，P者对含氟有机工业废水的处理技术及中水回用进行了介绍。
1工程概述
某工业生产线项目的工艺过程涉及到种类繁多的化学品各工序产生的废水、废液种类较多，成分复杂，不但含有大量有机氮、有机硫、高分子有机物等难降解物质，还含有一定浓度的季铵盐、四甲基氢氧化铵（TMAH）等对微生物有强烈抑制作用或具有优良杀菌性能的物质，此外还含有大量的氟离子、铜离子。该生产废水的污染物浓度高，水质恶劣，对环境危害大。为此，该企业决定对该生产废水进行中水回用处理，中水水质要求达到《地表水环境质量标准》（GB3838―2002）中的Ⅳ类标准。
2废水来源及水质参数
废水主要包括含氟废水（6000m3/d）和有机废水（11200m3/d）。含氟废水主要是废气洗涤塔、阵列湿法刻蚀工序等排放的废水，主要污染物为磷酸盐、硝酸盐、氟化物等，具体水质指标如下：pH值为2.2、BOD5为190mg/L、COD为630mg/L、SS为18mg/L、TN为100mg/L、NH3-N为65mg/L、TP为15mg/L、氟离子为60mg/L、铜离子为6.6mg/L。有机废水主要是阵列清洗工序、阵列光刻工序、阵列剥离工序、成盒工程、彩膜显影工序、彩膜清洗工序等排放的废水，主要污染物包括清洗剂、显影液成分、剥离液成分、季铵盐、异丙醇等，具体水质指标如下：pH值为6.1、BOD5为680mg/L、COD为1670mg/L、SS为10mg/L、TN为50mg/L、NH3-N为34mg/L。
3处理工艺的确定
综合考虑废水水质以及处理工艺运行维护的方便性、安全性与自动控制。
采用“异核结晶+混凝沉淀”组合工艺作为物化处理工艺，以高效去除废水中的总磷、氟化物和重金属离子；采用“两级A/O+MBR”组合工艺作为生化处理工艺，以低成本、高效率地去除废水中的有机污染物、硫化物、总氮和氨氮等；最后采用RO深度处理工艺去除废水中残余的氨氮和总氮，以保证出水总氮和氨氮浓度都在1.5mg/L以下。通过上述组合工艺处理后，出水水质可以达到地表水Ⅳ类水质标准。
4运行结果与讨论
4.1物化段的运行效果
针对含氟废水中的污染物组分，本工艺通过投加烧碱化学沉淀法去除绝大部分的铜离子；通过投加钙盐、混凝剂和絮凝剂，采用化学沉淀和混凝沉淀相结合的方法去除废水中绝大部分的氟化物。设置混凝沉淀池的主要目的是去除废水中的氟化物、铜离子，由于沉淀性能较差，加上工程占地紧张，因此混凝沉淀池的池型选择沉淀效果好、占地面积小、配置有刮泥设备的高效斜板澄清器。为满足排放和中水回用的水质标准，需对产水和尾水中的氟离子含量进行控制，因此设置两级物化反应沉淀池。
物化段对氟离子的去除率可以达到60%以上，氟离子浓度可降至20mg/L以下；经物化处理后的含氟废水与有机废水混合，氟离子浓度得到进一步稀释降低，同时RO对氟离子也有很好的截留作用，从而使得最终出水氟离子浓度低于0.1mg/L。
物化段调试运行过程中COD和氨氮浓度的变化如图1所示。可以看出，物化段对COD和氨氮的去除效果不高。这是因为物化段添加的烧碱、钙盐、混凝剂主要是与废水中的铜离子和氟化物生成沉淀，而对COD和氨氮并无去除作用。物化段对氟和重金属离子的去除降低了废水的生物毒性，为后续生化段的正常稳定运行奠定了基础。
4.2生化段的运行效果
生化段调试运行稳定后COD和氨氮浓度的变化如图4所示。
由图2可以看出，RO出水的COD和氨氮浓度均很低，出水氨氮稳定在0.03mg/L左右，RO系统对COD和氨氮的去除率分别稳定在98%和94%左右。这主要是由于该工艺采用了水解酸化+两级A/O+MBR的组合工艺，有机污染物在水解酸化、厌氧、好氧、膜过滤等多重作用下，得到了充分的微生物降解，因而取得了很好的处理效果，达到了中水回用的要求。其中，微生物的好氧代谢作用对废水中溶解性和非溶解性有机物都起到了很好的去除作用，两级A/O+MBR池去除了大部分有机污染物，再通过硝化反硝化过程去除了大部分总氮和氨氮。
5结语
综上所述，工业废水具有成分复杂、水质波动幅度大、排放量大等特点，其废水处理工艺因其水质的不同而存在差异。因此，需要根据工业废水的实际状况，合理选择废水处理工艺，以达到最佳的处理效果，满足工业废水排放的标准要求。本含氟有机工业废水处理工艺利用了中水回用技术，达到了节约水资源的目的，且其出水水质满足相关标准要求，具有良好的经济效益及环境效益。
参考文献
废水中总氮处理方法篇2
关键词密闭回流法水和废水总氮
中图分类号：O657文献标识码：A
环境水中所含氮的化合物，主要为硝酸盐、亚硝酸盐、氨（铵）和有机氨化合物。大量生活污水或含氮工业废水排入水体，使水中有机氮和各种无机氮化合物含量增加；生物和微生物的大量繁殖，消耗水中的溶解氧导致水体质量恶化。可见总氮是衡量水质的重要指标之一。因此采用快速准确的方法测定水和废水中总氮的含量变得尤为重要。采用国标法测定总氮时，由于操作技术性较强，容易因比色管封口的松紧不当造成消解液的溢出，从而影响监测结果的准确性与重现性，该方法消解时使用的高压锅也存在一定的安全隐患。此外，还原-偶氮比色法以及离子色谱法等方法操作繁琐，仅适用于实验室分析，难以满足暗查、抽测等环境管理的需要。在现行水中总氮测定方法的基础上，利用COD测定仪消解比色管和COD加热器，加盖密闭回流消解水样，建立了水体总氮快速分析方法。实际样品分析表明，该方法不仅简便快速，而且具有良好的精密度和准确度。
1仪器和试剂
1.1仪器
Cary100紫外可见分光光度计；HACHDBR200数字消解器；COD消解管（10mL）；LDZX-50KBS高压蒸汽灭菌器（压力为1.1～1.3kg/cm2）。
1.2试剂
无氨水，碱性过硫酸钾溶液（4%，1.5%NaOH），（1+9）盐酸，硝酸盐氮标准溶液（5.0mg/L），碱性过硫酸钾溶液（5%，2%NaOH）。
2实验原理与方法
2.1实验原理
在120C～124C的碱性介质条件下，用过硫酸钾作氧化剂，不仅可将水样中的氨氮和亚硝酸盐氮氧化为硝酸盐，同时将水样中大部分有机氮化合物氧化为硝酸盐。而后，用紫外分光光度法分别于波长220nm与275nm处测定其吸光度，按A=A220-2A275计算硝酸盐氮的吸光度值，从而计算总氮含量。
2.2实验方法
2.2.1校准曲线的绘制
分别加入0、1.00、2.00、3.00、4.00、5.00mL的NO3-N标准溶液于10mL消解管中，加无氨水至5.00mL，加入2.00mL碱性过硫酸钾试剂，盖上反应管的密封盖，将密封盖拧紧，将反应管内的水样及试剂充分摇匀放入已升温至120C的消解器中消解30min，取出冷却，将反应管的反应液再次充分摇匀。待样品冷却后，加入（1+9）盐酸1.00mL，摇匀。于紫外分光光度计上测量吸光度，以无氨水作参比，用10mm石英比色皿分别在220nm及275nm波长处测量吸光度，绘制校准曲线见表1。
2.2.2样品的测定
取5.00mL水样，或取适量水样（使氮含量为5～25ug）。按2.2.1步骤操作，然后按校正吸光度，在校准曲线上查得水样总氮含量。当水样为酸性时，要用1mol/LNaOH中和后再行测定。
3结果与讨论
3.1最佳实验条件选择
密闭回流法中影响测定结果的主要因素为消解温度（A），消解时间（B），碱性过硫酸钾加入量（C）。吸取一定量的总氮标准样品（浓度为3.60？.23mg/L），选择L9（34）正交表进行实验，其结果及极差法数据处理如表2所示。由表2可知，消解温度和过硫酸钾加入量对测定结果影响较大。综合比较后，确定测定时的最佳实验条件为：A120C；B30min；C2mL。
3.2线性范围确定
吸取不同量的NO3-N标准溶液（5.0mg/L），按照2.2.1步骤进行总氮含量测定以确定该法的线性范围为：0.0mg/L～3.125mg/L（N：y=0.03099X+0.00136，R=0.9999）
3.3精密度及检出限测定
3.3.1精密度
在选定的实验条件下，对环境保护部标准样品研究所的标准样品（编号203227）进行7次平行测定，计算相对标准偏差，结果如表3所示。由表3可知，在本法的最佳线性范围内，测定结果的相对标准偏差达到？%以下，说明本方法具有一定的可靠性和重现性。
3.3.2检出限
根据美国EPASW-846中规定方法检出限MDL=3.143SD（重复测定7次）。所以该方法检出限MDL=0.043mg/L，此检出限低于GB11894-89中规定的0.050mg/L。
3.4准确度测定
取5.0mg/L的NO3-N标准溶液1.0mL加到样品中，测定加标回收率，共测定3次，测定结果如表4所示（其中测定值为扣除原样品含量后的值）。由表4可知，在本方法的测定范围内，加标回收率在100～105%之间，平均回收率为103.2%，说明该方法的准确度高。
表4：准确度的确定
3.5比对实验
取10个不同的水样，涵盖了生活水、工艺废水，依次为调整槽废水、生化沉淀池、曝气沉淀池、过滤器出水、水站进水、水站出水、二沉池、RO产水、原水、生化出水，按上述2.2.1步骤对各水样进行总氮含量测定，其测定结果同国标法测定结果如表5所示。采用t检验法检验两个方法测定结果之间有无差异，如表6所示。
给定a=0.05，由t表查得=2.262
|t|=1.564
4结论
通过实验表明，采用密闭回流法消解测定水和废水中总氮，具有一定可行性，实现了操作简便，缩短了分析时间，提高了工作效率，同时降低了安全隐患。密闭回流法检出限低，精密度和准确度高，方法的线性系数r=0.999以上，方法检出限MDL=0.043mg/L，测量重复性RSD=0.76%，回收率为103.2%，与国标GB11894-89方法比较，达到或优于国家标准。
参考文献
[1]《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法（第3版）[M].北京：中国环境科学出版社，1989.
[2]林青，徐瑛.水中总氮测定分析方法的改进[J].分析测试学报，2000，19（3）：63-65.
[3]魏复盛，等.水和废水监测分析方法指南（中册）[M].中国环境科学出版社.1997.
废水中总氮处理方法篇3
【关键词】MBR；脱氮除磷；膜污染；污泥活性
0.导语
膜生物反应器（MBR）作为污水处理发展技术过程中典型的处理工艺之一，一起占地面积小、出水质量高、操作管理简便、运行稳定的特点在实际运用中发挥了巨大的作用。不仅适用于生活污水的处理，在工业废水的处理中也广泛使用。在MBR反应器中，实现了依靠膜技术，使泥水分离，配合一些配套工艺共同运行可以使处理成本大大降低。本文介绍了MBR目前各方面的研究情况以及其未来发展的前景。
1.膜生物反应器的简述
在污水处理，水资源再利用领域，是一种由膜分离单元与生物处理单元相结合的新型水处理技术。其中，使用的膜的种类繁多，按分离机理进行分类，有反应膜、离子交换膜、渗透膜等；按膜的性质分类，有天然膜(生物膜)和合成膜(有机膜和无机膜)；按膜的结构型式分类，有平板型、管型、螺旋型及中空纤维型等。
2.MBR在脱氮除磷中的研究进展
目前MBR在国内外的研究发展很快,但自身脱氮率仅为40%～60%;在除磷方面,效果也不理想,很多都要对膜生物反应器的出水进行化学处理才能满足相应的污水排放标准。
2.1MBR脱氮工艺及处理效果
常规的生物脱氮工艺是建立在硝化以及反硝化的过程中来实现的，通过硝化细菌和反硝化细菌的协同作用，但是由于脱氮要求较高的停留时间，在处理较高浓度氨氮废水中，水池的容积偏大，不仅增加了投资，而且占用了大量土地资源。在MBR工艺中，由于微笑膜孔的截留作用，使得微生物大量停留在反应器中，不改变容积的情况下，大大增加污泥龄。
国内外对于含氨氮废水的处理方法主要采用生物脱氮处理法。国内外对低浓度含氨氮废水的研究已经比较成熟。对高浓度氨氮废水处理方面由MBR膜的完全截留作用使得膜生物反应器的水力停留时间和污泥停留时间可以完全分开，同时反应器维持很高的MLSS使得反应器里硝化菌的大量积累有了可能，为处理高浓度氨氮废水创造了条件。
袁丽梅[2]等人设计一种交替式缺氧/厌氧膜生物反应器(AAAM)的脱氮除磷反应器，试验结果表明:AAAM工艺能够高效去除营养物，对COD、总氮、总磷的平均去除率分别为93%、67.4%和94.1%。
李春杰等[3]在利用SMSBR处理焦化废水时发现，在相当长的污泥龄的条件下，氨氮亚硝化较为全面，而氨氮硝化效果不明显，使NO2--N积累。进一步研究表明，短程硝化并非由氮的浓度和氮负荷引起,是由于硝化菌的生长速率明显低于亚硝化菌的生长速率。
2.2MBR除磷工艺及处理效果
传统MBR反应器中，由于缺乏绝对厌氧的条件，对于释磷过程十分不利。即使用间歇式曝气MBR反应器，对于磷的去除效果也并不理想。基于以上缺点，在实际处理过程中，往往加以配套设施，强化除磷。如添加一部分厌氧或者缺氧的反应装置。
何圣兵等人在传统MBR反应器的基础上，配合厌氧装置，在静态试验的基础上调整各个阶段的工艺运行参数，进行了为期6个月的连续性试验。结果如下：对COD、TP、SS、NH3-N和TN的平均去除率分别为92.50%、84.25%、100%、94.09%和85.33%。
3.MBR存在的主要问题
MBR工艺中存在许多待解决的问题,如投资成本高、能耗大、膜污染、氮磷去除效果不理想、缺乏成熟的设计规范、优化的运行参数等,阻碍MBR工艺在实际中的应用。
3.1膜污染
所谓膜污染是指处理物料中的微粒、胶体颗粒以及溶质大分子由于与膜存在物理、化学作用或机械作用而引起的在膜表面或膜孔内吸附和沉积造成膜孔径变小或堵塞，使膜通量及膜的分离特性产生变化的现象。
艾翠玲[4]在水力停留时间(HRT)为5h、溶解氧浓度(DO)为3mg/L、抽吸/停止时间为12min/6min、污泥浓度为5g/L、温度20℃条件下发现,当操作压力达到0.13MPa以前,废水的膜通量随操作压力的增加而增加,之后,随着操作压力的增加,膜通量增幅很小。
李艳芬[5]等人将膜生物反应器采用序批式的方式运行来处理模拟生活污水,控制其他条件不变，改变厌氧好养的时间,考察了各类膜污染控制方法的效果。结果表明,采用空曝气的清洗方法,可以使膜压差下降8.4kPa;采用空曝气加0.5%的NaClO溶液在线药洗的方法可以使膜压差下降14.18-19.19kPa;先用自来水冲洗,再用0.8%的NaClO浸泡的清洗方法可以使膜压差下降31.99kPa。
3.2脱氮除磷效果差
由于MBR反应器在泥水分离方面效果很好，所以很有效的保持了反应器内的生物量以及延长了硝化菌的停留时间，所以在对于氨氮的处理方面效果很好。但是，由于反硝化需要缺氧环境，所以在MBR反应器中，由于曝气作用，对于反硝化有很大影响。所以，未配套有厌氧或缺氧装置的MBR反应器反硝化的效果并不理想，所以对于总氮的处理效果也不尽如人意。
张捍民等在将序批式膜生物反应器与传统膜生物反应器的处理效果进行对比后指出,进水COD/TN为18.3-32.2时,SBMBR对氨氮和总氮的平均去除率分别为92.2%和91.5%,硝化和反硝化效果都很好;而CMBR对总氮平均去除率为30.5%,反硝化效果较差,但此时的氨氮平均去除率为93.3%,说明CMBR脱氮的限制性步骤是反硝化。
李进等人通过对于产生污泥膨胀对MBR反应器脱氮除磷的影响中发现，由于丝状菌对有机物、氮、磷的亲和能力均强于絮状菌,在有氧的条件下,丝状菌的同化作用和硝化细菌的异化作用竞争有限的基质,使氨氮的去除效果得以提高。但对于TN的去除中，TN的去除率下降。
3.3污泥活性降低
膜生物反应器的SRT一般在30天以上,较长的SRT可以获得较高的污泥浓度MLSS,进而降低污泥产率并减小反应器体积。然而,污泥龄过长,可能会引起污泥的菌体细胞活性降低,Shin和Kang等报道了以合成污水为处理对象,在污泥停留时间为15天和44天的运行条件下,活细胞的比例分别为55%和32%。
4.MBR的发展展望
对于MBR膜工艺，在实际应用当中，应该注重膜质量的提升和成本的降低，努力开发新型制造工艺，继而使MBR工艺更为广泛的应用。其次，在脱氮除磷方面，筛选高效菌种、研发配套工艺都是未来的发展目标，以实现高效脱氮除磷。在控制膜污染问题上，一方面可以着手开发高性能、抗污染的各类型膜；另一方面，可从操作条件方面着手,如投加凝聚剂等改善活性污泥的聚集状态,投加填料、定期排泥以维持系统内悬浮污泥浓度,采用恒通量过滤、适宜曝气强度、高膜面流速等延缓污染,再配合物理清洗、化学清洗恢复通量,延长膜寿命。[科]
【参考文献】
［1］于水利，赵方波.膜生物反应器技术发展沿革与展望[J]．工业用水与废水，2006，37(2)：1-6．
［2］袁丽梅,张传义,张雁秋,奚旦立.交替式缺氧/厌氧膜生物反应器的脱氮除磷效能[J].中国给排水，2006,22:14-17.
［3］李春杰.焦化废水的一体化膜--序批式生物反应器处理研究[J].上海环境科学,2001,20(1):24-27.
废水中总氮处理方法篇4
关键词：城市污水污水回用循环冷却水
在城市污水中，特别是经过二级处理后污水中的氮，90％以上是以氨的形式存在，以氨氮形式脱氮，比去除硝酸盐氮容易而经济，在某些场合并不要求脱除总氮而只对脱除氨氮有要求。氨在工业循环水杀菌处理时会增加用氯量。氨对某些金属，特别是铜具有腐蚀性，当再生水作为冷却水回用时，要考虑冷却设备腐蚀损害问题。因而在考虑将经处理的城市污水回用于工业循环冷却水系统时，氨氮的去除尤为重要。
氨氮的去除有以下方法：
1折点加氯法
废水中含有氨和各种有机氮化物，大多数污水处理厂排水中含有相当量的氮。如果在二级处理中完成了硝化阶段，则氮通常以氨或硝酸盐的形式存在。投氯后次氯酸极易与废水中的氨进行反应，在反应中依次形成三种氯胺：
NH3+HOClNH2Cl(一氯胺)+H2O
NH2Cl+HOClNHCl2(二氯胺)+H2O
NH2Cl+HOClNCl3(三氯胺)+H2O
上述反应与pH值、温度和接触时间有关，也与氨和氯的初始比值有关，大多数情况下，以一氯胺和二氯胺两种形式为主。其中的氯称为有效化合氯。
在含氨水中投入氯的研究中发现，当投氯量达到氯与氨的摩尔比值1∶1时，化合余氯即增加，当摩尔比达到1.5∶1时，（质量比7.6∶1），余氯下降到最低点，此即“折点”"。在折点处，基本上全部氧化性的氯都被还原，全部氨都被氧化，进一步加氯就都产生自由余氯。
在废水处理中，达到折点所需氯总是超过质量比7.6∶1，当污水的预处理程度提高时，到达折点所需氯量就减少。三种处理出水加氯量见表1。
表1折点加氯需氯量[1]废水处理程序Cl2：NH3-N到达折点所需质量比
经验值建议设计值
原水10:113:1
二级出水9:112:1
二级出水再石灰澄清过滤8:110:1
折点加氯产生酸，当氧化1mg/LNH3-N时，需14.3mg/L的碱度（以CaCO3计）来中和，实际上，由于氯的水解，真正需要的碱度为15mg/L。大多数情况下，pH值将略有降低。
为了达到折点反应所加入的氯剂，除形成次氯酸外，还增加废水中的总溶解固体含量。在废水复用情况下，溶解固体的含量可能成为影响回用的障碍。投加不同氯剂对总溶解固体的影响见表2。
表2折点加氯对TDS的影响化学药剂的投加总溶解固体的增加：消耗的NH3-N
以氯气进行折点氯化6.2:1
以次氯酸钠进行折点氯化7.1:1
投氯气后，用石灰中和全部酸度12.2:1
投氯气后，用NaOH中和全部酸度14.8:1
折点加氯法因加氯量大，费用高，以及产酸增加总溶解固体等原因，目前尚未见以此为主要除氨方法的污水厂在运行。
2氨吹脱
在废水中，铵离子和氨气相互转化：
当pH为7时，只有铵离子存在，在pH为12时，只有氨气存在，在适当条件下溶解氨能从废水中释出。
氨吹脱工艺是将水的pH值提到10.8～11.5的范围，在吹脱塔中反复形成水滴，通过塔内大量空气循环，气水接触，使氨气逸出。
环境温度低于0℃时，氨吹脱塔实际上无法工作［2］。当水温降低时，水中氨的溶解度增加，氨的吹脱率降低。由于水中碳酸钙垢在吹脱塔的填料上沉积，可使塔板完全堵塞。另外，吹脱塔的投资很高。因此，国外原有的吹脱塔基本上都已停运。
3选择性离子交换法
使用选择性离子交换剂--斜发沸石进行离子交换是近期开发的工艺［3］，废水中的铵离子将斜发沸石中的钠或钙替代出来，失效的沸石使用再生液再生，再生液通过氨吹脱塔脱氨。斜发沸石是沸石中的一种，在美国西部有几处矿床自然存在。沸石的交换容量可由废水的离子浓度来估计，同时要进行半生产性试验，有的用4.8kg/m3。
此法存在的问题是：再生液需要再次脱氨；在沸石交换床内，氨解吸塔及辅助配管内存在碳酸钙沉积；废水中有机物易造成沸石堵塞而影响交换容量，须用各种化学及物理复苏剂除去粘附在沸石上的有机物。目前这种方法应用也不多。
4生物法脱氨
目前，生产中经常大量采用的方法是生物法脱氨［4］。污水处理到硝化阶段，生物反应在完成碳的氧化后再完成氮物质的氧化，使氨氮能氧化为亚硝酸盐和硝酸盐。但这样需延长生物处理时间，并增加供氧量，这将使生物处理的基建投资和供氧动力增加，无疑会增加污水处理厂的负担，加大废水回用成本。
5循环水系统脱氨
该法是我国“八五”科技攻关成果［5］。中国市政工程东北设计研究院课题组将再生水作工业冷却水回用的研究工作中，提出利用循环水系统，特别是冷却塔，进行脱氨。循环水系统只要运行得法，掌握一定条件，在发挥冷却作用的同时，可以作为脱氨兼用，既不需增加处理费用，又使水质达到回用要求，从而解决了氨氮指标影响回用的这一关键技术。
5.1循环水系统脱氨的效果
循环水系统由冷却塔、循环泵和换热设备组成。在冷却塔内，水与空气接触，进行蒸发冷却，然后供换热设备循环使用。冷却塔由于蒸发、风吹、排污而需补充水，当将城市污水再生处理后作为补充水进入循环水系统中时，补充水中的氨氮在冷却塔内得以脱除。这一规律在试验和工业化实践中所证实。表3是某厂使用再生水的循环水系统水质分析的典型数据：
表3某厂使用再生水的循环水系统水质分析项目补充水（再生水）循环水
pH7.07.9
硬度/(mg·L-1)150330
碱度/(mg·L-1)95150
Cl-/(mg·L-1)121282
NH3-N/(mg·L-1)130.4
CODCr/(mg·L-1)2130
SS/(mg·L-1)4.24.4
注：硬度、碱度均以CaCO3计。
城市污水经二级和深度处理后，氨氮尚有10～30mg/L左右，进入冷却系统后，在浓缩倍数2的情况下，氨氮达到0.4mg/L的低值。且不随浓缩倍数增加和运行时间长短而积累。表3说明在工业用水实践中，循环水系统中氨氮可小于1.0mg/L，满足包括电力工业在内的工业循环冷却水氨氮指标小于1mg/L的要求。
5.2影响氨氮去除的因素
氨氮的去除机理是由于循环水系统是一个特殊的生态环境，合适的水温，很长的停留时间，巨大的填料表面积，充足的空气等等优良条件促使氨氮转化。据测定，80％为硝化作用，10％为解吸作用，10％为微生物同化作用，三种作用综合，而以硝化为主。因此，下列因素对氨氮的去除有影响。
5.2.1冷却塔浓缩倍数，停留时间
冷却塔的浓缩倍数与节水效果直接相关，浓缩倍数越高，补给水量越少，循环水在系统内的停留时间越长。
循环水系统内的平均停留时间从公式（1）求得：
T=V/(Qb+Qm)
(1)
式中T—水在系统内的停留时间，h；
V—循环水系统容积，m3，一般为循环小时流量的1/3～1/5；
Qb—排污和泄露损失水量，m3/h；
Qm—风吹损失水量，m3/h。
例如1×104m3/h的循环水系统，当浓缩倍数为2时，循环水在系统内的停留时间为12.5h；当浓缩倍数为5时，停留时间为50h。可见其停留时间很长［6］。
当浓缩倍数2以上，城市污水中氨氮含量为20～50mg/L时，循环水中氨氮浓度可小于1mg/L。我国大多数工业冷却系统，浓缩倍数在2左右，所以，大多数工厂的循环水冷却系统都具有很高的去除氨氮的能力，这一去除氨氮的创新技术，具有普遍推广价值。
5.2.2碱度和pH
经计算，每氧化lgNH3-N要消耗碱度7.14g（以CaCO3计）。当碱度不足时，应当补加。
循环水系统pH要保持在7.0～8.0，使循环水的pH值适宜硝化菌的活动。
5.2.3温度
亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌的最佳生长温度为35～42℃，在适宜的温度下，硝化菌活性高增长快，对氨氮的去除能力增强。通常冷却塔水的温度长期保持在25～40℃范围内，恰是在硝化菌最适宜的温度范围内，并且不存在低温时硝化菌效能减退问题。这是任何市政污水处理构筑物无法比拟的。
5.2.4供氧量
计算得出，将lgNH3-N氧化为NO2--N需耗氧3.43g，将lgNO2--N，需耗氧1.14g，硝化作用共耗氧4.57g。氨氮的硝化应保证空气量为硝化所需空气量的50倍。
在冷却塔内，每立方米水的空气量可达2000m3，供氧充足，溶解氧可以达到饱和。这样高的空气量可以提高溶解氧向液膜的传递速率，有利于硝化活动的进行。
5.2.5生物膜
污水经二级处理和深度处理后，水中还含有一定数量的细菌和有机物，在冷却塔填料表面很容易形成一层生物膜。冷却塔填料有点滴式、膜板式、网格状、蜂窝状等多种形式，表面积在100～350m2／m3。巨大的表面积为生物膜生长提供了良好场地，虽然填料的比表面积大，但由于循环水是补充水的几十倍，可看作高倍数回流，因此填料不会有脱水现象发生。避免了生物膜干化而影响活性。由于再生水的BOD小于10mg/L，加上循环水有大量稀释能力，因而合成代谢所形成的新细胞数量很小，膜的增殖脱落量不大，不会发生填料间隙的堵塞问题。按计算，每氧化1mgNH3-N产生0.15mg新细胞，当原水为20mg/LNH3-N时，也只产生3.0mg/L悬浮物，数量很少。工程实践也证明，已使用再生水的循环水系统悬浮物很低，填料不堵塞，冷却塔也并不因其具有硝化功能而增加排污。循环水系统脱氨已经成功运行数年。
6结语
经深度处理的城市污水，含氨氮20～50mg/L时，在循环冷却水的pH值为7～8、浓缩倍数为2的条件下，循环水中的氨氮浓度可小于1mg/L。因此使用经深度处理的城市污水作为工业循环冷却水的补充水，不会造成循环水中氨氮的积累。
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废水中总氮处理方法篇5
关键词：氨氮；水生植物；养殖废水；去除效果
中图分类号：X703；X173文献标识码：A文章编号：0439-8114（2016）16-4129-04
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.16.014
近年来，随着社会经济的持续增长，城乡居民生活水平逐年提高，各种惠农政策在广大农村的普遍实施，使中国农村经济得到了快速发展，禽畜养殖业也逐步朝规模化、集约化方向发展壮大。根据《畜禽养殖业产污系数与排污系数手册》推荐的正常育肥期生猪产污系数（中南地区：粪便量1.18kg/（头・d），尿液量3.18L/（头・d））计算，2014年年末全国生猪存栏46583万头，日均排放粪便54.97万t、排尿14.82万L[1，2]。加之养殖场经营者和农村居民环保知识缺乏，导致广大农村地区养殖生产环境污染严重，使养殖环境污染治理形势日趋严峻。
然而，养殖废水的排放在时间和空间上均具有鲜明的特点，采用工程的办法治理虽然效果理想，但投资较大，往往超过了养殖业主的承受能力[3-5]。而人工湿地因其具有投资与运行维护费用低、无二次污染、改善生态与景观环境等优点而日益受到人们的关注[6-11]。本研究旨在通过模拟试验，探讨3种常见水生植物对养殖废水中氨氮的净化效果，从而为人工湿地系统处理养殖废水提供理论依据。
1材料与方法
1.1材料
1.1.1供试植物的采集与驯化分别在湖南省衡阳市石鼓区木村鱼塘、灵官庙村农户猪场排水沟、李坳村排水沟以及湖南环境生物职业技术学院养殖场排水池采集芦苇（Phragmitesaustralis）、水葫芦（Eichhorniacrassipes）和蕹菜（Ipomoeaaquatica）3种水生植物样品。
在上述沟、渠、鱼塘中采集适量水样（5.0L/处）。将采集的芦苇、水葫芦和蕹菜依次用低、中、高浓度养殖废水进行培养。培养条件：pH7左右（用氢氧化钾溶液调节），温度23～28℃，光照为3000～5000lx。首先进行适应性培养驯化，待植物生长状况稳定后，再进行不同浓度的养殖废水水培试验，同时，对试验植物的耐污能力进行全面考察和评价（主要考察植物的耐污能力）。通过15d的驯化观察，3种供试植物在各种浓度养殖废水中均能正常生长繁殖。
1.1.2养殖废水样品的采集分析与模拟从湖南环境生物职业技术学院养殖场排水池中采集水样，分析其氨氮、总磷及有机物的含量。通过分析，本研究养殖废水的污染浓度范围见表1，pH为6.5～7.5。
结合养殖废水成分分析结果，人工配制试验用水。配制方案为：从湖南环境生物职业技术学院养殖场采集养殖废水原液，先沉淀处理，再使其充分厌氧发酵，然后用去离子水按照表2设计化学需氧量（CODcr）浓度，配制5组不同的试验废水，在此基础上，用氯化铵调节氨氮浓度，用磷酸二氢钾调节总磷浓度。
试验废水的浓度以氨氮（NH3-N）、总磷（TP）和化学需氧量（CODcr）为主要参考指标，本试验拟从高浓度到低浓度设5组。
1.2试验设计
将候选植物（芦苇、水葫芦、蕹菜、芦苇-水葫芦组合、芦苇-蕹菜组合）分别置于人工模拟的养殖废水中培养。在培养0d（2h）、2、5、10、15d后，分别测定水样中氨氮（NH3-N）的浓度。以培养时间（d）为横坐标，水样中氨氮（NH3-N）浓度（mg/L）为纵坐标作曲线。
试验按照模拟养殖废水浓度分别设置对照组，对照组未种植水生植物，观察其在试验条件下氨氮（NH3-N）的自我净化规律。
1.3数据处理
分析植物对废水中氨氮的净化效率，将试验所得数据进行计算。净化效率=（培养15d后试验废水中氨氮的浓度-试验废水设计的氨氮的浓度）/试验废水设计的氨氮的浓度×100%。
2结果与分析
2.1芦苇对养殖废水中氨氮的净化效果
芦苇对养殖废水中氨氮的净化效果见图1。从图1可知，试验15d，芦苇对5组养殖废水中的氨氮均有一定的净化效果，第一组至第五组模拟养殖废水的氨氮含量分别下降至129、81、66、51、28mg/L，净化效率分别为48.4%、59.5%、56.0%、49.0%、44.0%。参照《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB18596-2001），有3组达到最高允许日均排放浓度不超过80mg/L的要求。
对照组中氨氮含量虽然均有降低趋势，但下降速率与试验组相比明显较差。试验15d，对照组的氨氮含量分别下降至148、110、92、64、31mg/L，去除效率分别为40.8%、45.0%、38.7%、36.0%和38.0%，净化效果明显不及处理组。
芦苇对养殖废水的氨氮净化能起到一定作用，但由于芦苇根系以及生长趋势不如蕹菜、水葫芦发达，因此，其净化效率一般。导致其产生先慢后快的原因可能是前期芦苇对养殖废水需要一个适应过程。
2.2蕹菜对养殖废水中氨氮的净化效果
蕹菜对养殖废水中氨氮的净化效果见图2。从图2可知，试验15d，蕹菜对5组养殖废水中的氨氮均有一定的净化效果，第一组至第五组模拟养殖废水的氨氮含量分别下降至124、80、61、49、27mg/L，净化效率分别为50.4%、60.0%、59.3%、51.0%、46.0%。参照《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB18596-2001），效果较芦苇明显，5组废水中，有4组能达到最高允许日均排放浓度不超过80mg/L的要求。净化速率方面，蕹菜较芦苇好，原因可能是蕹菜根系以及生长趋势较芦苇发达。
2.3水葫芦对养殖废水中氨氮的净化效果
水葫芦对养殖废水中氨氮的净化效果见图3。从图3可知，试验15d，水葫芦对5组养殖废水中的氨氮均有一定的净化效果，第一组至第五组模拟养殖废水的氨氮含量分别下降至107、65、45、37、21mg/L，净化效率分别为57.2%、67.5%、70.0%、63.0%、58.0%。参照《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB18596-2001），5组废水中，有4组氨氮达到最高允许日均排放浓度不超过80mg/L的要求。净化速率方面，水葫芦较芦苇、蕹菜好，原因可能是水葫芦根系以及生长趋势较芦苇、蕹菜发达。
2.4芦苇-蕹菜组合对养殖废水中氨氮的净化效果
芦苇-蕹菜组合对养殖废水中氨氮的净化效果见图4。从图4可知，试验15d，芦苇-蕹菜组合对5组养殖废水中的氨氮均有一定的净化效果，第一组至第五组模拟养殖废水的氨氮含量分别下降至98、55、45、33、16mg/L，去除效率分别为60.8%、72.5%、70.0%、67.0%和68.0%。参照《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB18596-2001），5组废水中只有1组氨氮未达到最高允许日均排放浓度不超过80mg/L的要求。净化速率方面，也较单一植物好，原因可能是植物组合弥补了芦苇对养殖废水适应性方面的不足，同时蕹菜具有较多的匍匐根，既能长在土壤中，又能浮于水上，解决了污水垂直方向的净化问题。
2.5芦苇-水葫芦组合对养殖废水中氨氮的净化效果
芦苇-水葫芦组合对养殖废水中氨氮的净化效果见图5。从图5可知，试验15d，芦苇-水葫芦组合对5组养殖废水中的氨氮均有一定的净化效果，第一组至第五组模拟养殖废水的氨氮含量分别下降至85、47、40、28、15mg/L，净化效率分别为66.0%、76.5%、73.3%、72.0%、70.0%。参照《畜禽养殖业污染物排放标准》（GB18596-2001），效果较单一芦苇或水葫芦明显，5组废水中仅有1组不达标，氨氮含量明显较单一植物下降很多。净化速率方面，也较单一植物或芦苇-蕹菜组合好。原因可能是植物组合弥补了芦苇对养殖废水适应性方面的不足，同时水葫芦浮于水面上，解决了污水垂直方向的净化问题。同时水葫芦的生长较蕹菜要快，故其净化效果比芦苇-蕹菜组合要好。
3小结与讨论
通过3种水生植物（芦苇、蕹菜和水葫芦）对养殖废水中氨氮的净化作用研究，得出如下结论。
1）通过15d的水培试验，3种水生植物及其组合对养殖废水中氨氮的净化效率为44.0%～76.5%，而对照组为36%～45%。
2）从单一植物的净化效率分析，水葫芦>蕹菜>芦苇；植物组合方面，芦苇-水葫芦组合>芦苇-蕹菜组合，且植物组合的净化效率明显优于单一植物。由于废水中污染物质主要是通过根系等吸收，而水葫芦的生长繁育较其他两种植物旺盛，故其净化效率较为理想。植物组合的净化效率较单一植物理想的原因可能是弥补了植物根系在废水分层不够均匀的不足，从而使根系吸收更加充分。
3）构建人工湿地养殖废水处理系统时，应组建有一定层次的植物体系，以利于加快对污染物质的净化。
4）植物只是人工湿地的一部分，人工湿地之所以具有良好的去污效果，还与其填料、微生物等有关。下一步应探讨适宜的填料，研究人工湿地系统微生物，构建完整的适宜养殖废水处理的人工湿地。
5）人工湿地类型较多，其水流方式对处理效果的影响也较大，下一步应加强适合养殖废水处理的人工湿地水流方式研究，同时结合植物、填料研究成果，揭示水力学特点（污染负荷、水力停留时间等）对养殖废水中污染物降解的影响规律。
6）研究不同季节提高处理效果的保护措施。
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废水中总氮处理方法篇6
关键词：氨氮废水亚硝酸型硝化硝酸型硝化生物脱氮
Abstract:EffectsonthenitrogenremovalfromlowC/Nratioandhighammoniacontentwastewaterthroughnitrosoficationandnitrificationpathwayarecomparedandanalyzedbasedontheexperiments.TheresultsshowthatnitrosoficationcanmarkedlyincreasetotalnitrogenefficiencyandnearlydoubletheloadingofNH3-NandNO3-N.Besides，pHvalueandammoniaconcentrationofwastewateraffectthenitrogenremovalmechanismintheaerobictank.
Keywords:ammoniawastewater;wastewatertreatment;itrosofication;nitrification;biologicaldenitrogenation
常规的废水生物脱氮反应过程是硝酸型脱氮，即依次按下式进行：
硝化反应
NH4++1.5O2=NO2-+2H++H2O
（1）
NO2--+0.502=NO3-
（2）
反硝化反应
NO3-+2H（氢供给体--有机物）=NO2-+H2O
（3）
NO2-+3H（氢供给体---有机物）＝0.5N2+H2O+OH-（4）
亚硝酸型脱氮技术则是控制好氧池内仅进行亚硝酸反应，即式（1），在缺氧池内进行NO2--N反硝化，即式（4）。由上式可以看出，从理论上，采用亚硝酸型脱氮，需氧量减少25％，碳源需要量减少约40％。因此，对于氨氮浓度高、碳氮比偏低的废水，采
用亚硝酸型脱氮可提高反硝化效率及总氮去除率。
但是，在实际应用中，对于某一种含氨氮废水，选择硝酸型脱氮还是亚硝酸型脱氮方式、两种方式实际脱氮效果的差异、如何保持处理工艺按照所确定的脱氮方式稳定运行等问题是工艺选择时所必须解决的问题。本文的目的是根据生物膜与活性污泥结合工艺对煤气、焦化和合成氨化工等含高浓度氨氮废水进行的试验研究结果，对亚硝酸型和硝酸型生物脱氮的效果进行分析比较，以确定两种脱氮运行方式的实际效果及运行条件的控制。1试验工艺
生物膜与活性污泥结合工艺流程如图1所示。在缺氧池内加入填料，使反硝化菌附着生长其上，不需要污泥搅拌设备；好氧池用活性污泥法。当以亚硝酸型生物脱氮方式运行时，由于NO2--N的毒性远大于NO3--N的毒性，因此在沉淀池后增设一后曝气池，以使出水中残留的NO2--N被氧化成NO3--N，避免NO2--N对受纳水体中水生物的毒害。以硝酸型生物脱氮方式运行时，则不需要后曝气池。
试验废水有煤气、焦化和合成氨化工等含高浓度氨氮的工业废水，氨氮浓度80～1000mg/L，CODcr浓度200～2900mg/L。重点对硝酸型脱氮和亚硝酸型脱氮两种运行方式的效果进行比较研究。2结果与讨论2.1曝气池氨氮负荷
负荷是生物处理工艺的重要设计和运行参数之一，直接影响处理效果以及工艺设备的投资。图2是在相同的运行条件下，生物膜与活性污泥结合工艺分别按亚硝酸型硝化和硝酸型硝化方式运行时，曝气池内氨氮负荷与氨氮去除速率的关系的试验结果。由图2可看出，在低负荷条件下，硝酸型硝化与亚硝酸型硝化速率是相同的；当氨氮负荷大于0.1kg/（kg[VSS]·d）后，随着氨氮负荷的增加，亚硝酸型硝化速率逐渐高于硝酸型硝化的速率。对于高浓度氨氮废水，曝气池的氨氮负荷通常比较高，采用亚硝酸型脱氮可以获得更高的硝化速率。
图3是分别按亚硝酸型硝化和硝酸型硝化方式运行时，曝气池内氨氮硝化率随氨氮负荷变化的试验结果。试验结果表明，在低负荷情况下，氨氮几乎可完全被硝化；当氨氮负荷超过一定值后，氨氮的硝化率明显降低。由图3可见，采用硝酸型硝化时，曝气池氨氮负荷小于0.13kg[NH4+-N]/（kg[VSS]·d），氨氮硝化率在98％以上；采用亚硝酸型硝化时洞样保持98％的氨氮硝化率，则曝气池内的氨氮负荷达到0.25kg[NH4+－N]/（kg[VSS]·d）。由此可见，采用亚硝酸型硝化，曝气池的氨氮负荷可增加近一倍，因此曝气池的容积可减小，从而降低投资和运行成本。2.2缺氧池硝态氮负荷
硝态氮（NOX－N）是指与氧结合形式的氮，即NO2--N和NO3--N的总和。对于硝酸型脱氮反应，硝态氮即为NO3--N；对于亚硝酸型脱氮反应，硝态氮为NO2--N。在缺氧池内，反硝化效率与其硝态氮的负荷有关。图4是分别进行亚硝酸型反硝化和硝酸型反硝化时，不同的硝态氮负荷条件下，NO2--N或NO3-－N反硝化率的试验结果。缺氧池内的反硝化率随着硝态氮负荷的增加而降低，但亚硝酸型反硝化率与硝酸型反硝化率的降低程度是不同的。由图4可见，在相同的硝态氮负荷下，NO2--N的反硝化率明显高于NO3--N的反硝化率。在同样保持98%以上的反硝化率情况下，对于NO2--N，负荷小于0.55kg[N02--N]/（m3.d）；而对于NO3--N测负荷应小于0.20kg[NO3--N]/（m3.d）。
由此可见，在相同的条件下，要获得相同的反硝化率，以亚硝酸型脱氮方式运行时，缺氧池的硝态氮负荷明显高于常规的硝酸型生物脱氮工艺；另一方面，在相同的硝态氮负荷情况下，亚硝酸型脱氮的反硝化率明显高于硝酸型脱氮的反硝化率。其原因一是反硝化反应过程短，即亚硝酸型脱氮只发生式（4）反应，而硝酸型脱氮则需进行式（3）和式（4）两个反应过程二是亚硝酸型脱氮所需碳源少，在碳源不足的情况下，被反硝化的NO2--N总量高于N03--N。因此，采用亚硝酸型脱氮，可获得较高的反硝化效率。
2.3碳氮比
由式（3）和式（4）可知，为了保证反硝化过程的顺利进行，需要有足够的有机物作碳源。对于碳氮比偏低的煤气、焦化和合成氨化工等高浓度氨氮废水，采用硝酸型硝化-反硝化常常因碳源不足而使反硝化不完全，即在缺氧池内部分NO3--N仅转化为NO2--N而没有成为N2，而这部分NO2--N在好氧池内又被氧化成为NO3--N。如此循环，增加了碳源和氧的消耗量，而总氮去除率并没有提高。采用亚硝酸型脱氮，反硝化1gNO2--N比反硝化1gNO2--N到N2所需碳源约减少40％（见式（3）和式（4））。图5是缺氧池进水中硝态氮分别为NO2--N或N03--N时，BOD5与NO2-－N或NO3--N的比例对反硝化率影响的试验结果。由图5可见，在相同碳氛比情况下，NO2--N的反硝化率高于NO3--N的反硝化率。而且碳氮比越低，差距越大。
根据图5中对比试验结果，当BOD5与NOx--N比值为1时，亚硝酸型反硝化比正常的硝酸型反硝化的反硝化率提高约15％。由此可见，对于碳氮比偏低的高浓度氨氮废水，采用亚硝酸型硝化-反硝化脱氮工艺可提高总氮去除率。
3运行条件对脱氮类型的影响
在实际运行中，采用硝酸型脱氮方式处理高浓度氨氮废水时，经常出现NO2--N的积累现象[1]；但保持亚硝酸型脱氮运行时，却有时又转变成硝酸型脱氮反应。亚硝酸型脱氮的关键是在好氧池内保持式（1）的反应过程，而控制式（2）反应。亚硝酸反应和硝酸反应分别由亚硝酸菌和硝酸菌完成，两种菌的特征大致相似，但它们所适应的最佳条件有所不同。因此，要保持已选定的脱氮方式稳定运行，就要适当控制生物脱氮工艺的运行条件。试验结果表明，曝气池混合液的pH值和氨氮浓度对硝酸型硝化和亚硝酸型硝化具有明显的影响，表现为不同的pH值和氨氮浓度条件下，曝气池出水中NO2-－N和NO3-－N的比值发生变化[1]。
国外有人曾用粪便废水进行过研究，在pH值及NH4＋－N浓度较高时，硝化杆菌属比硝化单胞菌属更容易受到抑制，而且也容易受到NO2-－N浓度及硫化物的影响。所以，当废水中NH4+－N浓度较高中H值偏于碱性时，容易变成亚硝酸型硝化反应；相反，则易变成硝酸型硝化反应[2]。
图6是本研究中曝气池混合液的PH值、氨氮浓度对硝酸型硝化和亚硝酸型硝化反应的影响试验结果。在研究比较时，通过NO2-－N与NOX--N（NO2--N与NO3--N的总量）的比率来判断硝化类型。比率为0，表明硝化类型为完全硝酸型硝化反应；比率为100％，硝化类型为完全亚硝酸型硝化反应；介于两者之间时，亚硝酸型硝化反应和硝酸型硝化反应同时存在，且有NO2--N积累。
由图6可看出，硝化类型受曝气池混合液的PH值和氨氮浓度综合影响。当pH＜6.3，硝化反应为硝酸型硝化，几乎没有NO2--N积累。当pH＞8时（本研究为pH＝8－9），氨氮浓度小于25mg/L，硝化类型为硝酸型硝化；随着氨氮浓度的增加，NO2--N逐渐出现积累，表明亚硝酸型硝化发生，当氨氮浓度大于100mg/L，NO2--N占硝态氮比率80％以上；当氨氮浓度为200mg/L时，NO2--N占硝态氮比率达到100％，即只有亚硝酸化反应发生。当pH值在6.5－8之间，硝化类型受pH值和氨氮浓度的综合影响，NO2--N占硝态氮的比率在pH＞8和pH＜6.3两条曲线之间的区域内变化；氨氮浓度小于50mg/L时，为硝酸型硝化反应；随着pH和氨氮浓度的增加，硝酸型硝化和亚硝酸型硝化同时存在，而氨氮浓度一定时，pH值增加，NO2--N占硝态氮比率增加。
通常，硝酸菌适应的最佳pH值为6.75，而亚硝酸菌适应的pH值最佳范围要偏高一些。某些研究结果也表明，对于含高浓度氨氮的废水（氨氮浓度大于100mg/L），高浓度氨氮对硝化菌有抑制作用，因此硝化菌的比增殖速率不符合Monod模式，而符合Haldane模式。Haldane模式如下式所示[3]：
μ＝N/[KN+N+N2/Ki]（5）
式中：N-氨氮浓度，mg/L；
KN--氨氮饱和常数，mg/L；
K1---抑制系数，mg2/L2。
据资料介绍的试验测定结果，亚硝酸菌的Ki＝9000mg2/L2；硝酸菌的Ki＝173mg2/L2。由此可见，高氨氮浓度对硝酸菌的抑制大于亚硝酸菌。当硝酸菌受到抑制时，出现亚硝酸菌的积累。由数学的导数规则可知，函数极值点的导数为零。因此，对式（5）求导可得：
μ′=[KN-N2/Ki]/（KN+N+N2/Ki）2
令μ′=0
可得：
N=（KNKi）1/2（6）
此值即为硝化菌最大比增长速率时的氨氮浓度。
根据实验测得的典型的硝化菌动力学增长常数，亚硝酸菌KN＝0.06～5.6mg/L，硝酸菌KN=0.06～8.4mg/L。由此接式(6）可计算出，对于亚硝酸菌，最佳氨氮浓度小于224mg/L；对于硝酸菌，最佳氨氮浓度则小于38mg/L。因此，在高氨氮浓度条件下，硝酸菌易受到抑制，出现NO2--N积累。4结论
根据试验结果得出如下的结论：
①采用亚硝酸型脱氮运行方式处理合高浓度氨氮、碳氮比偏低的废水时，在同样获得98％的硝化率和98％的反硝化率的情况下，曝气池的氨氮负荷和缺氧池的硝态氮负荷均比硝酸型脱氮运行方式高一倍左右。
②与NO3--N的反硝化相比，NO2--N的反硝化所需碳源减少，在BOD年与硝态氮比为1时，亚硝酸型比硝酸型的反硝化效率提高15％。
③曝气池内pH和氨氮浓度对硝化类型具有综合影响，随着pH值和氨氮浓度的增加，硝化类型由硝酸型硝化向亚硝酸型转化。参考文献
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