曝气生物滤池的脱氮研究
在曝气生物滤池中，微生物主要以生物膜的形式固定、附着在生物滤料载体表面，同时又有部分脱落的生物膜被截留在滤料间的空隙中，形成活性生物过滤层。在曝气生物滤池中，单位体积滤料上附着生长的生物膜及生存于滤料间空隙中的微生物总量可达到10-15g/L，远高于常规的活性污泥法反应池中的活性污泥浓度。
在曝气生物滤池启动初期，微生物在滤料载体表面繁殖生长逐渐形成很薄的微生物膜。在溶解氧和底物都充足的条件下，微生物的繁殖非常迅速，生物膜逐渐增厚。由于曝气生物滤池在运行中的水流始终处于紊流状态，使生物膜脱落更新较快，所以滤料上的生物膜厚度较接触氧化法要薄，一般厚度为0.1-0.5mm。当然，当水力负荷较小情况下，滤料上的生物膜厚度也可达到0.5-1mm。污水中的溶解氧及有机底物首先扩散到生物膜的外层好氧菌层中，所以外表好氧菌增殖较快，当生物膜增长到一定厚度时。溶解氧在未穿透好氧菌层时即已消耗完，无法再向膜内层传送，此时内层厌氧菌或兼氧菌得以迅速繁殖。经过一段时间后，厌氧菌或兼氧菌数量也开始下降，同时随着厌氧代谢气体的逸出，使内层生物膜出现许多空隙且附着力下降，并开始脱落，在脱落的滤料载体表面，新的生物膜又重新生长繁殖。在曝气生物滤池中，由于水力负荷较大，同时又强制进行曝气，使经过滤料层的水流处于紊流状态。所以与普通生物滤池不同。曝气生物滤池中生物膜的更新非常快，从而提高了生物膜的活性和对有机物的氧化降解能力。
一、污水中氮的存在形式及来源
污水中的氮以有机氮、氨氮和氧化态氮三种形式存在。通常所说的凯氏氮指的是有机氮和氨氮两部分之和，凯氏氮和氧化态氮构成了污水中的总氮。对于一般城市污水，氮氮与总氮的比值约为0.8。城市污水中氮的来源是多方面的，似主要还是来源于人体食物中蛋白质代谢的废弃产物，最终以粪便和尿液的形式排出体外。污水中的细菌可将蛋白质分解和将尿素水解，使有机氮转化成氨氮，从而使污水中氨氮的比例上升，一般情况下每人每天平均产生l6g氮废弃物。城市污水中氮的另一来源，是一些工厂在生产过程中产生的氮物质，如焦化厂、化肥厂、石化厂和制药厂排出的工业废水。
二、污水中氮的去除方法
对于污水(废水)中氮的去除，其方法有物化处理法和生化处理法两种类型。
1.物化处理法
物化处理法主要包括折点氯化法、吹脱法和选择性离子交换法，其处理对象主要是指一些小水量的污水或工业废水。
(1)折点氯化法；折点氯化法系通过投加足量氯气至污水中使NH3-N氧化成氮气。在加足量氯气使污水中的有机物和其他易氧化物质氧化后，氯与氨离子产生化学反应，最终形成氮气从污水中逸出。
(2)吹脱法；吹脱法主要是针对高浓度NH3-N废水处理的方法，即是指将废水的pH值提高到10.5-11.5，然后再向吹脱塔内鼓入足够的空气，使气水逆向而行，最终将氨气吹脱，但该方法实际上是将水中的NH3-N转移到了大气中。
(3)选择性离子交换法；选择性离子交换法是将污水(废水)流经一个离子交换柱，该柱中的填料对氨离子的选择性超过污水(废水)中的其他阳离子，从而将氨离子截留并去除。交换柱中的填料一般选用沸石，它对氨离子有很强的选择性。
2.生化处理法
生化处理法主要是指生物脱氮法，它是污水处理中最重要的脱氮方法。在生物处理中去除的氮包括同化合成新细胞以及通过硝化、反硝化转化成氮气并逸入大气这两部分，即生物脱氮通常包括三个基本过程：同化作用、硝化作用与反硝化作用。
(1)同化作用；同化作用除氮指的是用于合成微生物机体所消耗的氮量。同化除氮量受微生物净生长量制约，其对氨氮的净消耗是BOD去除与负荷F/M的函数。
d[NH3-N]/d[BOD]=0.125a-0.125XdKb/F/M
式中，a为产率系数，gVSS/gBOD，对于曝气生物滤池约为0.55gVSS/gBOD；Xd为MLVSS可降解分数；Kb为微生物内源衰减速率，gVSS/(gVSS·d)；F/M为有机物负荷，kgBOD/(kgVSS·d)；0.125为微生物干细胞中氮含量约为12.5%。微生物中氮的含量是系统污泥龄的函数，当系统污泥龄为25d时，氮含量由12.5%降至7.5%。
由上式可知，理论上用于同化的NH3对BOD的最大去除比例为0.041。实际上由于微生物细胞的内源衰减作用。通过同化作用去除的氮量只占原污水的3%左右，这部分氮转化到微生物个体中，最终以利余污泥的形式从系统排除。为了使同化作用去除量且尽可能多，应尽可能地通过增加有机负荷来加大微生物的净生长流量。当然，在污水处理系统的剩余污泥处置过程中，应避免将已同化的氮再返回至污水中。
(2)氮化作用；微生物分解含氮有机物(如蛋白质、核酸、尿素、磷酸酯等)产生氨的过程，也称氮素矿化。这里的含氮有机物一般指动、植物和微生物残体以及它们的排泄物、代谢物所含有的有机氮化合物。氮化作用无沦是在好氧还是在厌氧条件，在中性、碱性或酸性环境中都能进行，只是参与反应的微生物的种类不同、作用的强弱不一而已。但当环境中存在一定浓度的酚或木质素-蛋白质复合物(类似腐殖质的物质)时，会以滞氨化作用的进行。
污水中的有机氮化合物可通过加水或加氧脱氨基产生NH3，其反应如式：
(3)硝化作用；氨氮可以在有氧存在的情况下，被做生物氧化为亚硝酸盐并进一步被氧化为硝酸盐，这一过程被称为生物硝化过程。
氨氮氧化成硝酸盐的硝化反应是由两组自氧型好氧微生物通过两个过程来完成的。第一步先由亚硝酸菌(Nitrosomones)将氨氮转化为亚硝酸盐(NO-2)，第二步再由硝酸菌(Nitrobacter)将亚硝酸盐氧化成硝酸盐(NCO-3)。生物硝化反应过程如图5-1和图5-2所示。
亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌。硝化菌属转性好氧菌，它们利用无机化合物如CO2- 3、HCO-3和CO2作为碳源，从NH+ 4、NO- 2的氧化反应中获得能量。在生理浓度条件下，NH4+氧化为NO2-产生能量为242.8-351.7kJ/mol，所产生的能量亚硝酸菌可以利用5%-14%，NO2-氧化为NO3*-产生的能量约为64.5-87.5kJ/mol，硝酸菌的能量利用率为5%~10%。
亚硝酸菌将氨氮氧化成亚硝酸盐的反应和硝酸菌将亚硝酸盐氧化为硝酸盐的反应可用下面两个反应方程式表示：NH4+1.5O2-亚硝化单胞菌→2H+ + H2O+NO2- +能量
NO2- +0.5O2-硝化杆菌→NO3- +能量
总氧化反应为上两式相加，即：NH4+ +2O2→NO3-+2H+ +H2O+能量
上述第一步反应N的化合价从-3价氧化成+3价，N原子放出6个电子。第二步反应N的化合价从+3价氧化成+5价，N原子放出2个电子。上述反应中释放的能量可供细菌合成菌体用，但从上述两个反应中获得的能量都很少，因此为了合成细胞物质，细菌不得不气化大量的氨或NO2-。
在生物系统中氧化反应是不可能单独发生的，在氧化(产能代谢)的同时必然伴随着合成代谢，即生物的合成和增殖。硝化菌细胞的化学组成用C5H7NO2表示，包括氨氮氧化和新细胞的合成的反应式为：
NH+4 +1.83O2+1.98HCO-3 →0.02C5H7NO2+1.04H2O+0.98NO-3 +1.88H2CO3
如果不考虑硝化过程中硝化菌的增殖，可计算出氧化1gNH+4-N为NO-3共耗氧4.57g，每氧化1gNH4+N为NO3-要消耗碱度7.14g(以CaCO3计)。根据热力学理论可以计算出，亚硝胶菌和硝酸菌的产滤系数分别为0.29mgVSS/mgNH4+ -N和0.084mgVSS/mgNO2- -N。
(4)反硝化作用；硝酸盐可以被微生物作为最终电子受体，通过生物异化还原转化成气态氮(N2)，从水中逸出，或通过生物同化还原转化为氨氮进入合成过程。硝酸盐的这种还原过程称为反硝化作用。
反硝化反应是由一群异养型微生物完成的生物化学过程。在缺氧(不存在分子态溶解氧)条件下，将NO2- -N和NO3- -N还原成气态氮(N2)或N2O、NO。参与这一生化反应的微生物是反硝化菌。在无分子态氧情况下。反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的N5+和N3+作为能量代谢中的电子受体(被还原)，O2-作为氢受体生成H2O和OH-，有机物作为碳源及电子供体提供能量并得到氧化稳定。反硝化的生物化学过程如图5-3所示。
生物反硝化过程可以用下式表示：
NO2- +3H(电子供体有机物)→1/2N2+H2O+OH-
NO3+5H(电子供体有机物)→1/2N2+H2O+OH-
反硝化过程中NO2-和NO3-的转化是通过反硝化菌的同化作用(合成代谢)和异化作用(分解代谢)来完成的：同化作用是NO2-和NO3-被还原成NH+4-N，用以新微生物细胞的合成，氮成为细胞质的成分，异化作用是NO2-和NO3-被还原成NO、N2O和N2等气态物，主要是N2。
硝酸盐的反硝化还原过程如下式所示：NO3- →NO2- →NO→N2O→N2
在反硝化过程中，反硝化菌利用硝酸盐作为电子受体进行缺氧呼吸，若以甲醇作为反硝化碳源，其经典公式如下：
NO3- + 1.08CH3OH+0.24H2CO3→0.06C5H7O2N+0.47N2+1.68H2O+HCO3-
由式可得：
反硝化菌产率=0.06*(113/14)=0.48g/gNO3-N
耗甲醇量=1.08* (32/14)=2.47g/gNO3- -N(约合3.7gCOD)
产生碱度量=50/14=3.57g/gNO3- -N(以CaCO3计)
反硝化菌内源呼吸中，发生的反应如下：
C5H7O2N+4.6NO3- →5CO2 +2.8N2 + 1.2H2O+4.6OH-
当然，发生反稍化脱氮作用需符合下列条件：①硝酸盐(亚硝酸盐)的存在；②不含有溶解氧；③兼氧菌团；④合适的电子供体(能源)的存在。
三、曝气生物滤池中对硝化作用有关的影响因素
在两级曝气生物滤池串联的污水处理工艺中，其内部硝化作用为生物膜分级硝化(去碳和硝化分开)系统。第一级滤池(C/N滤池)生物膜以异养菌为主，主要是对有机污染物COD、BOD的降解，对于上向流曝气生物滤池，由于有机污染物基本上在滤料层的中下部得以大量降解，所以在滤料层中上部会发生一定程度的硝化作用；第二级滤池(N滤池)生物膜以自养性的硝化细菌为主，对氨氮进行彻底硝化。分级硝化系统由于去除有机物和硝化在各自不同的反应器中进行，所以容易做到对硝化滤池环境条件的控制，同时对硝化作用的抑制物基本可以在弟一级滤池中被分解掉，故可以较大程度地提高滤池硝化速率。以下从影响曝气生物滤池反应器硝化作用的主要因素对硝化滤池运行中的有关问题进行分析。
1.反应器进水底物(NH3-N)浓度要求
硝化反应器的进水底物浓度对生物膜代谢作用有较大程度的影响，同C/N滤池一样存在某一临界进水浓度，它反应了该反应器实际承受的最大进水底物浓度。根据Namkung等对好氧生物膜反应器底物去除动力学模型的研究，得出反应器最大进水NH3-N浓度为76.3mg/L。在一定范围内，硝化菌实际生长速率随进水底物浓度的增加而增大。
2.硝化反应器对进水有机污染物(COD)浓度要求
硝化滤池中的生物膜应以自养性的硝化菌为主。由于硝化菌的世代期较异养菌长得多，生长繁殖速度缓慢，产率较低，若进水中有机污染物(COD)大大超过氨氮时，异养菌大量繁殖，并在与硝化过程竞争中占优势，逐渐成为优势菌种，从而降低反应器的硝化效率。
在一定温度条件下，当底物浓度、碱度满足要求时，反应器中硝化菌的量成为发生硝化作用强弱的限制因素，因此，努力提高反应器中硝化菌占总生物量的分数是非常必要的。若将微生物的内源衰减过程忽略不计，硝化菌占总生物量的分数可表达为式：Fn=aNAr/aSr+aNAr*100
式中，Fn为硝化菌占总生物量的分数，%；aN为硝化菌产率系致，gNVSS/gNH3-N；a为异养菌产率系数，gVSS/gBOD；Ar为反应器中去除的NH3-N，mg/L；Sr为反应器中去除的BOD，mg/L。
从上式中可以看出，Sr越小，FN越大，即硝化菌分数越高。在硝化曝气生物滤池中，硝化菌产率系数约为0.15，而异养菌产率系数的为0.55(与滤池BOD负荷有关，当BOD负荷为2kg(m3·d)时，a=0.45；当BOD负荷为2.5kg/(m3·d)时，a=0.52；当BOD负荷为3kg/(m3·d)时，a=0.58)。以进入反应器的污水中底物浓度TKN=25mg/L为例，计算反应器中不同BOD浓度时硝化菌所占的分数，什算结果见表。
不同BOD浓度下硝化菌所占的分数
| 反应器中BOD浓度/(mg/L) |
Fn/% |
BOD/TKN |
反应器中BOD浓度/(mg/L) |
Fn/% |
BOD/TKN |
| 10 |
40 |
0.4 |
75 |
8 |
3 |
| 20 |
25 |
0.8 |
100 |
6 |
4 |
| 30 |
18 |
1.2 |
150 |
4 |
6 |
| 40 |
15 |
1.6 |
200 |
3 |
8 |
| 50 |
12 |
2 |
|
|
|
从表中可知,当反应器中BOD浓度由10mg/L增加到30mg/ L时，硝化菌分数由40%降低到18%，降低趋势最快，当反应器中BOD浓度在30mg/L以上增加时，硝化菌分数降低趋势变缓，因此将反应器BOD浓度为30mg/L作为一个重要控制点。通过试验也得到证明，当硝化滤池中COD浓度越低时，反应器硝化效率越高，当硝化滤池中COD浓度超过60mg/L时，硝化作用开始受到抑制。对于去碳和硝化分开的曝气生物滤池系统。对第一级去碳滤池，应控制反应器出水的COD浓度小于60mg/L。对于去碳和硝化作用在同一个滤池内进行的曝气生物滤池反应器，NH3-N的去除效果在一定程度上取决于有机负荷，当有机负荷(BOD)稍高于3.0kg/(m3·d)时，NH3-N去除受到抑制；当有机负荷高于4.0kg(m3·d)时，NH3-N的去除受到明显抑制，因此用曝气生物滤池降低NH3-N时，必须降低有机负荷。
值得说明的是，第一级曝气生物滤池反应器沿滤料层深度方向微生物产生分层作用，进水端曝气生物滤池对有机污染物(COD)的去除作用主要发生在进水端以后80cm，由于污水中有机物浓度高，异养菌成为绝对优势菌种，硝化菌分数很低。随着污水进入滤料深层，污水中可生物降解的有机物质逐渐减少，硝化菌分数逐渐增高，硝化作用增强。在工程应用中，第一级滤池的滤料高度大多为3-3.5m，而去碳作用主要发生在0-0.8m段，所以第一级滤池中硝化作用也是非常可观的。通常通过测定反应器进水NH3-N浓度和出水NH3-N浓度来评价反应器的硝化效率。一般为20%-25%甚至更低，去除同化作用，从表观上看硝化作用则很小，实际上应该测定反应器对TKN的去除效率，一般在40%-50%左右，其原因主要是由于污水中有机氮通过氮化作用转化为NH3-N，增加了进水中NH3-N的量。
3.硝化菌生长速率
硝化菌的生长速率与底物(NH3-N)浓度、DO、温度以及系统的pH值有关。
(1)NH3-N、DO报据Monod动力学方程式表达：μn=μn.max*[NH3-N]/Kn+[NH3-N]*[DO]/Ko+[DO]
式中，μn为硝化菌的比生长速率，1/d；μn.max为一定温度下，硝化菌的最大比生长速率，L/d；[NH3-N]为反应器中的NH3-N浓度，mg/L；[DO]为反应器中的DO浓度，mg/L；Kn为氮的半速率常数，一般取0.5mg/L；Ko为氧的半速率常教，一般取0.3mg/L。
由式可知，硝化菌的比生长速率随着NH3-N、DO浓度增高而增大，但DO对生长速率的影响较NH3-N对生长速率的影响大得多。不考虑传质等因素的影响，当NH3-N浓度由20mg/L增大到30mg/L时，硝化菌的比生长速率理论上只增高0.8%；当DO由1.5mg/L增加到2.5mg/L时，硝化菌的比生长速率理论上增高7%。当然，DO对硝化作用的影响与生物膜厚度、氧的渗透率、氧的利用率等因素密切相关，对于曝气生物滤池反应器，DO浓度通常控制在2-3mg/L，当DO浓度大于3mg/L时，DO浓度对硝化作用的影响可不予考虑。
(2)温度；温度对硝化菌的生长和硝化速率有较大的影响。是工程设计中重要的参数之一。温度对硝化菌的最大生长速率的影响系数为K=1/1.103^15-t，15℃时，μn,max(放大比生长速率)为0.47/d，通过计算，结果见表。
不同温度下硝化细菌的最大比生长速率
| 温度/℃ |
μn,max/(1/d) |
温度/℃ |
μn,max/(1/d) |
温度/℃ |
μn,max/(1/d) |
| 10 |
0.29 |
15 |
0.47 |
20 |
0.76 |
| 12 |
0.35 |
16 |
0.52 |
25 |
1.25 |
| 14 |
0.43 |
|
|
|
|
由表可知，温度对硝化菌的生长速率影响很大。当然，温度对曝气生物滤池反应器影响是多方面的，温度改变，微生物活性将随之改变。任何一种微生物都有一个最适的生长温度，另外还有最低生长温度和最高生长温度。硝化菌合适的生长温度在25-30℃之间。当温度高于30℃硝化菌生长减慢，10℃以下硝化菌生长及硝化作用显著减馒。
对硝化曝气生物滤池进行了温度影响试验，该试验中以控制反应器水力停留时间来达到相同硝化效果的目的，结果见下表。遗憾的是，本试验没有对在不同温度条件下反应器的极限硝化容量进行研究。
温度对曝气生物滤池硝化作用影响数据
| 反应器中温度/℃ |
进水NH3-N浓度/(mg/L) |
出水NH3-N浓度/(mg/L) |
NH3-N去除负荷/[kgNH3-N/(m3·d)] |
滤料中实际水力停留时间/h |
| 25 |
24 |
0.2 |
0.29 |
0.6 |
| 25 |
31 |
1.5 |
0.35 |
0.6 |
| 25 |
25 |
5.5 |
0.70 |
0.28 |
| 14 |
24 |
0.4 |
0.28 |
0.6 |
| 14 |
31 |
4.5 |
0.32 |
0.6 |
| 14 |
25 |
8.0 |
0.60 |
0.28 |
| 10 |
24 |
1.2 |
0.27 |
0.6 |
| 10 |
31 |
5.5 |
0.30 |
0.6 |
| 10 |
32 |
7.5 |
0.36 |
0.6 |
| 10 |
25 |
10.0 |
0.54 |
0.28 |
由表可知，当反应器中温度降低时，可以通过减小水力负荷，延长反应器水力停留时间来加以解决。对于城市生化污水而言，控制NH3-N的负荷为0.4kg/(m3·d)，水力停留时间为0.6h，反应器出水NH3-N浓度可以保持在一个很低的水平。
(3)pH值酸碱度是影响硝化作用的又一重要因素。在pH中性或微喊性条件下，硝化过程迅速。若pH值进一步上升(>9.6时)，虽然NH+4转化为NO-2和NO-3的过程仍然非常迅速，但是从NH4+的电离平衡关系可知，NH3的浓度会迅速增加。由于硝化菌对NH3极敏感，结果会影响到硝化作用速率。在酸性条件下，当pH<7.0时硝化作用速度减慢，pH<6.5硝化作用速度显著减慢，pH<5.0时硝化作用速率接近零。所以，在生物硝化反应器中，应尽量控制混合液pH>7.0。
由硝化方程式可知，随着NH3-N被转化成NO-3-N，会产生部分矿化酸度H+，这部分酸度将消耗部分碱度，每克NH3-N转化成NO-3-N约消耗7.07g碱度(以CaCO3计)。因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时，便会耗尽污水中的碱度，使混合液中的PH值降低至7.0以下，使硝化速率降低或受到抑制。工程应进行碱度核算，核算应考虑以下内容：入流污水中的碱度，生物硝化消耗的碱度，分解BOD5产生的碱度，以及混合液中应保持的剩余碱度。ALKw为原污水的总碱量，ALKc为BOD5分解过程中产生的碱量，ALKN为生物消耗的碱量，ALKE为混合液中应保持的碱量。若碱度不足，要使得碱化顺利进行，则必须补充碱度，碱度的补充量可按下式计算：△ALK=ALKn+ALKe-ALKw-ALKc
式中，△ALK为系统应补充的碱度，mg/L；ALKn为生物消耗的碱量，按照硝化每千克NH3-N消耗碱度7.07kg计算。ALKe为混合液中应保持的碱量，一般按照混合液中剩余50mg/L碱度计算(以CaCO3计)；ALKw为原污水的总碱量。ALKc为BOD5分解过程中产生的碱量，按照降解每千克BOD5产碱0.1kg计算。
四、曝气生物滤池反硝化作用的有关影响因素
生物反硝化反应所需要的条件是：反应器中存在反硝化菌、硝酸盐、可利用的碳源(有机物质)及无溶解氧。影响反硝化的环境因素主要是碳源、溶解氧、温度和pH值。
1.碳源
反硝化细菌所能利用的碳源是多种多样的，但从废水生物处理生物脱氮角度分为三类：废水中所含的有机碳源、外加碳源、内碳源。
废水中各种有机基质都可以作为反硝化过程中的电子供体，当废水中有足够的有机物质，就不必另外投加碳源，这是最为经济的方法。一般认为，当废水中所含有的C/N大于3：1时(由于BOD5中的一些有机物并不能被反硝化菌利用或迅速利用，所以实际工程中应控制BOD5/TN大于4:1。需要说明的是，对于某些工业废水BOD5/TN很高，虽对反硝化有利，但却不利于硝化，由于硝化作用是反硝化的前提和基础，若系统连硝化作用进行得不好，良好的脱氮将无从谈起，对于该情况必须强化预处理，一般控制BOD5/TN小于10为宜。当系统的BOD5/TN大于20:1时，系统将不存在脱氮问题)，无需外加碳源，即可达列脱氮的目的。当废水中C/N过低，即BOD5/TN小于3:1时，需要另外投加碳源才能达到理想的去碳效果。外加碳源工程中一般采用甲醇。同利用废水中有机基质为反硝化碳源相比，会增加废水处理的运行成本，同时系统的泥量会有所增大。内碳源主要是指微生物死亡、自溶后释放出来的有机碳，作为反硝化的碳源，其特点是使微生物处于生长阶段的衰亡期，优点是不增加废水处理成本，污泥产率降低，但以该碳源为基质，反硝化速率极低，要求反应器的体积相对庞大得多。
曝气生物滤池反硝化系统通常有两种形式，即前置反硝化和后置反硝化。前置反硝化的前提是满足系统反硝化的碳源要求，废水首先经过DN滤池或滤池的DN段，然后经过好氧滤池或滤池的好氧段(N滤池)，好氧滤池出水回流至反硝化滤池。由于硝化滤池将废水中的NH3-N转化为NO-3-N，通过回流至反硝化滤池，反硝化菌利用进水中的有机质作为电子供体，NO-3-N作为电子受体，进行电子的转移(氧化还原反应)，最终转化为气态氮进入大气中，达到废水处理脱氮目的。回流比应报据废水处理的排放要求合理确定。由于内回流作用的存在，一方面增加了动力消耗；另一方面，对于好氧滤池水力负荷增大，为保证达到一定的硝化效果，必须相应增加反应器容积，滤料体积相对增加，以满足污水在反应器的滤料层合适的停留时间(长短取决了反应器的硝化速率)。该形式的反硝化系统脱氮效率很大程度上取决于回流比。
后置反硝化指的是废水首先经过硝化滤池或滤池的好氧段，出水进入DN滤池或滤池的DN段。硝化滤池必须保证系统所要求的硝化率，其出水有机物浓度较低，BOD5大多小于20mg/L，可溶性易于生物降解的有机质的量更少，为此，必须投加外碳源以满足反硝化对有机质的要求。工程中一般采用甲醇作为外加碳源，由于甲醇是小分子有机物，可生化性好，故反应器的反硝化速率较高。另外，该系统的脱氮效率高，只要控制得当(硝化滤池硝化充分、反硝化条件控制得当)，其出水总氮可以做到很低，以满足更高的要求。
以上两种形式的反硝化系统，各有利弊。实际工程中应根据处理后水的尾水排放要求、进水的水质资料等有关因素，通过技术经济比较后确定。
2.溶解氧
氧的存在会抑制硝酸盐的还原，其原因主要为：一方面阻抑硝酸盐还原酶的形成；另一方面可作为电子受体。从而竞争性地阻碍了硝酸盐的还原。所以时于生物反硝化系统都必须设置一个不充氧的缺氧池或缺氧区段，以便使硝酸盐通过反硝化途径转化成气态氮。
”缺氧“的概念，目前理论界尚不统一。在实际运行管理中，当低于0.5mg/L时，即可理解为“缺氧状态”。就细菌的微观生活环境而言，例如，在细胞体内，当游离的分子态溶解氧DO为零，而存在足够的NO3-时，反硝化菌将只能利用NO3-中的化合态氧分解有机物，并将NO3-中的氮转化为N2。当存在一定的DO时，反硝化菌则将优先利用游离的DO分解有机物，只有将DO耗尽以后，才能利用NO3-中的化合态氧。因此，对反硝化来说，希望DO尽量低，最好是零。这样反硝化菌可以“全力”进行反用化，提高脱氮效率。
曝气生物滤池反应器属于生物膜法反硝化，由于生物膜层从内到外依次存在厌氧层、缺氧层、好氧层和水膜层，虽然生物膜外层有一定的溶解氧存在，氧在向膜内层转移过程中不断被膜微生物所消耗。其内层呈缺氧状态，即使反应器中存在一定浓度(>0.5mg/L)的溶解氧，反硝化作用仍然能高效进行。当然其所允许的溶解氧值与生物膜的厚度等参数有关。另外，正由于生物膜这一特殊结构，使得好氧反应器在硝化的同时能进行部分反用化作用。
3.温度
反硝化菌对温度变化虽不如硝化菌那样敏感，但反硝化效果也会随温度变化而变化。温度越高，反硝化速率也越高，在30-35℃时，反硝化速率增至最大。当低于15℃时，反硝化速率将明显降低，至5℃时，反硝化作用将趋于停止。因此，在冬季要保证脱氮效果，就必须提高生物膜量，采取适当减少滤池反冲洗次数及降低负荷(水力负荷)等措施来补救。
4.pH值
反硝化菌对pH值不如硝化菌敏感，在pH值为6-9的范围内，均能进行正常的生理代谢，但生物反硝化的最佳pH值范围为6.5-8.0。当pH>7.3时，反硝化的最终产物为N2。而当pH<7.3时，反硝化的最终产物为N2O。
由于反硝化菌对pH值范围要求较宽，因而在生物脱氮工艺中，pH值控制的关键在于生物硝化，只要pH值变化不影响硝化的顺利进行，则肯定不会影响反硝化。反之，当pH值变化对硝化产生较大影响，使之不能顺利进行时，不管pH值对反硝化是否影响，脱氮效果都不会理想。
在生物反硝化过程中将每克NO-3-N转化成N2，约可产生3.57g碱度，这样可补偿生物硝化所消耗的碱度的一半左右。由此，很多本应外加碱源才能顺利进行硝化的污水，可以不再需要加碱。
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