生物脱氮的硝化过程是一个序列反应，先由氨氧化菌（AOB）把氨氧化成亚硝酸盐，再由亚硝酸盐氧化菌（NOB）把亚硝酸盐氧化为硝酸盐。AOB和NOB统称为硝化菌，是硝化作用的主要执行者。如果营养物质或环境条件不能满足要求，它们就不能正常代谢及繁殖，硝化作用也将无法进行。其中，C/N（碳氮比）和FA（游离氨）是生物硝化速率和过程的重要影响因素。大量研究表明，C/N过高，活性污泥系统中异养菌会大量增殖，从而抑制硝化菌的生长。而FA过高，会对硝化菌的生长产生抑制作用。但与NOB相比，AOB对氨毒性敏感性较低。为了深入考察C/N和FA对微生物硝化特性的影响，本研究采用SBR工艺，从进水C/N和FA两方面，对不同C/N比条件下驯化微生物的硝化及反硝化特性，FA对微生物硝化特性的长期影响及FA对不同硝化特性微生物的短期影响进行了研究。为了考察C/N对微生物硝化特性的影响，本研究首先采用4个平行的SBR反应器（C/N分别为0，5，10，15）驯化微生物，然后以实际生活污水为处理对象，考察驯化微生物的硝化特性。另外分别以硝态氮（NO3--N）、亚硝态氮（NO₂--N）及NO3--N+NO₂--N为电子受体，考察驯化微生物的反硝化特性，并分析了反硝化过程pH值的变化规律。主要得出以下结论：（1）验证了进水C/N比确实是生物脱氮硝化过程的一个重要影响因素。随着C/N从0升高至15，硝化速率从0.14kgN/m3d增加至0.18kgN/m3d。而氨氮去除率在DO和反应时间充足条件下，不受C/N影响。此外，TN损失率与进水C/N呈现为线性关系，C/N为15条件下的TN损失率最大，为60.8%。（2）不同C/N条件下驯化微生物的硝化特性具有一定差异性。4种C/N条件下驯化微生物在实际生活污水处理期间，进水C/N介于2.8-3.6之间，99.5%以上NH4+-N被氧化为NO3--N和NO₂--N，且随反应的进行，NO3--N浓度基本不变，NO₂--N浓度逐渐降低。4种C/N条件下驯化后的微生物的硝化速率存在一定差异，硝化速率分别为：5.82、5.40、5.26和5.63mgN/（L h）。此期间由于进水C/N比较低，TN损失率在12.6-19.6%范围内波动，基于同步硝化反硝化理论可充分解释该现象。（3）不同C/N条件下驯化微生物的反硝化特性差异显著。4种C/N条件下驯化微生物以NO₂--N为电子受体时，C/N为10的还原速率最高，C/N为15的最低；以NO3--N为电子受体时，随着C/N的增加，4种C/N条件下驯化的微生物的还原速率逐渐增大；以NO3--N+NO₂--N为电子受体时，4种C/N条件下驯化的微生物还原NOx--N的速率关系为：rNOx,S10>rNOx,S5>rNOx,S0>rNOx,S15。两种电子受体相比，在C/N为0和5条件下驯化的微生物还原NO₂--N的速率高于NO3--N的速率，而C/N为10和15条件下驯化的微生物却恰好与之相反。（4）在初始NO₂--N和NO3--N浓度及pH值相同条件下，NO₂--N还原过程引起的pH增量高于NO3--N还原过程。而在较低C/N（0，5）条件下驯化的微生物同步还原NO3--N和NO₂--N时，反应过程中系统内pH的增量较高。为了考察FA对微生物硝化特性的长期影响，本研究以实际生活污水为研究对象，考察了初始FA浓度由1.0mg/L逐步提高至5.3、16.6、13.3mg/L，此后又逐步下降至9.9、5.2、1.0mg/L，SBR硝化过程中微生物硝化特性的变化情况。主要得出以下结论：（1）SBR系统在不同FA阶段均获得了高效、稳定的脱氮效果。进水NH4+-N浓度在31.7⁹7.6mg/L范围内变化，出水NH4+-N浓度维持在0.6mg/L左右，NH4+-N去除率（ARE）高达99.1%。进水TN浓度介于32.5⁹8.0mg/L之间，出水TN浓度均低于5.0mg/L，平均去除率在98.1%左右。（2） FA对SBR反应器硝化过程中NO₂--N积累和硝化菌活性产生明显影响。FA从1.0mg/L逐步提高至13.3mg/L，NO₂--N积累率（NiAR）从1.0%增加到99.0%，NOB活性受抑制现象逐渐明显，最终被完全抑制，AOB活性会受到一定影响，但短暂适应后即可恢复。此后FA从13.3mg/L逐步降至1.0mg/L，NiAR一直维持在87.3%以上，NOB活性也未得到恢复。（3）利用FA对NOB活性的长期抑制，并辅以PH和DO相结合的实时控制方式，SBR系统可获得高效、持久而稳定的短程硝化。并且，过曝气运行对系统短程硝化性能没有影响。为了考察FA对微生物硝化特性的短期影响，本研究采用模拟生活污水，分别以全程硝化活性污泥（CNAS）和短程硝化活性污泥（PNAS）作为研究对象，通过批次试验考察了FA由2.4mg/L逐渐升高至197.2mg/L，CNAS系统在曝气5h过程中，微生物硝化特性的变化情况及FA由9.6mg/L逐渐提高至193.5mg/L，PNAS系统在曝气4h过程中，微生物硝化特性的变化情况。并对不同FA条件下，两种活性污泥系统比氨氧化速率进行对比研究。基于FA对CNAS短程硝化过程短期影响研究，主要获得以下结论：（1）进水NH4+-N浓度介于65.3³37.9mg/L之间，出水NH4+-N浓度介于15.5¹29.8mg/L之间，ARE在79.3³4.3%范围内波动，平均值为54.0%。进水TN浓度介于65.3³37.9mg/L，出水TN浓度维持在64.5³19.0mg/L范围，系统硝化过程中存在一定的TN损失。（2）FA对ARE具有明显影响，在DO浓度及曝气时间相同条件下，当FA浓度较低（2.4⁴3.4mg/L）时，ARE较高，平均值为60.7%，而当FA浓度较低（61.4¹97.2mg/L）时，ARE较低，平均值为41.5%。另外，FA对系统硝化过程中TN损失率（TNLE）有一定影响，FA在2.4⁷.8mg/L和20.6¹97.2mg/L范围时，系统中TN损失现象明显，尤其是在FA为137.6mg/L时，系统TN损失率达到最高，为21.1%。（3）随着FA浓度的升高，SBR系统中NO₂--N积累率分段变化：FA由2.4mg/L逐渐升至100.6mg/L，几乎没有出现NO₂--N的积累；FA由137.6mg/L升高至150.8mg/L，NiAR由9.4%增至58.0%，系统实现短程硝化；FA介于165.4¹97.2mg/L之间时，随着FA升高，NiAR进一步逐渐增大，FA为197.2mg/L时，NiAR高达97.6%。（4）FA对AOB和NOB活性具有一定的抑制作用，并且呈现明显的分段现象。当2.4mg/L≤FA≤7.7mg/L时，AOB和NOB活性均逐渐减弱，但NOB受抑制效应更为明显。当8.3mg/L≤FA≤16.3mg/L时，AOB和NOB活性趋于稳定，且较为接近。当20.6mg/L≤FA≤100.6mg/L时，AOB活性随着FA的升高逐渐增强，NOB受到一定的抑制作用，其活性不稳定。当137.6mg/L≤FA≤197.2mg/L时，AOB活性整体升高，而NOB活性受抑制效应逐渐明显，最终被完全抑制。（5）利用FA对硝化菌活性的短期抑制，SBR系统可实现高效而稳定的短程硝化。且当FA在176.4mg/和1.3mg/L两种条件下，过曝气并未导致短程硝化遭到破坏。基于FA对PNAS短程硝化过程短期影响研究，主要获得以下结论：（1）进水NH4+-N浓度介于89.6³11.2mg/L之间，出水NH4+-N浓度降至19.6¹62.6mg/L，ARE维持在78.1⁴7.7%的范围，平均ARE为67.1%。进水TN浓度略高于进水NH4+-N浓度，出水TN浓度介于95.6³23.4mg/L之间，TNLE始终维持在-16.2⁴.2%范围内，TN损失现象不明显。（2）FA对SBR系统硝化过程中ARE有显著影响。随着FA浓度的升高，系统ARE逐渐增大，且二者呈现较好的线性关系，具体拟合方程为：y=82.21508-0.17373x，R2=0.93。（3）随着系统初始FA由9.6mg/L逐渐升高至193.5mg/L，曝气结束时NO₂--N浓度从74.5mg/L增至158.0mg/L。在整个试验期间，NO₂--N积累率始终维持在97.6⁹9.1%范围，表明此FA条件（9.6¹93.5mg/L）对SBR系统NO₂--N积累率没有影响，且系统短程硝化能力随着FA的升高逐渐增大。（4）FA介于9.6¹93.5mg/L之间时，系统比NO3--N产生速率（SNaAR）始终维持在0.003⁰.005gN/（gVSS·d）之间，表明NOB活性始终处于被抑制状态。而比NO₂--N产生速率（SNiPR）和比氨氧化速率（SAOR）随着FA的升高，分别由0.14gN/（gVSS·d）和0.13gN/（gVSS·d）上升至0.31gN/（gVSS·d）和0.29gN/（gVSS·d），所以AOB活性随着FA的升高逐渐增强。基于FA对CNAS及PNAS系统AOB活性的短期影响对比分析，主要获得以下结论：（1）对于CNAS，SBR系统硝化过程中，SAOR随FA浓度的升高整体呈上升趋势，但不同FA浓度区间，SAOR上升趋势变化明显。当FA浓度介于2.4³0.2mg/L之间时，SAOR值从0.18gN/（gVSS·d）下降至0.14gN/（gVSS·d），当FA浓度从9.3mg/L逐渐上升至137.6mg/L，SAOR值由0.13gN/（gVSS·d）迅速增至0.33gN/（gVSS·d），而当FA浓度在137.6¹97.2mg/L之间时，SAOR维持在0.27⁰.34gN/（gVSS·d）范围内。（2）对于PNAS，SBR系统硝化过程中，随着FA浓度由9.6mg/L上升至193.5mg/L， SAOR几乎呈指数形式增长，由0.13gN/（gVSS·d）逐渐升高至0.30gN/（gVSS·d），具体拟合方程为y=-0.22811*exp（-x/102.7437）+0.34767，R2=0.98。（3）随着FA浓度的增大，CNAS和PNAS两种污泥的SAOR变化曲线均呈上升趋势，但不同FA浓度范围内，二者存在一定差异。当FA浓度介于2.4¹9.3mg/L之间时，CNAS的SAOR拟合曲线略低于PNAS，即CNAS中AOB活性较强。当FA浓度介于19.3¹43.3mg/L之间时，CNAS的SAOR拟合曲线高于PNAS，即CNAS中AOB活性较PNAS弱。而当FA浓度介于150.8¹97.2mg/L时， PNAS拟合曲线又略高于CNAS，说明在此FA浓度范围内，PNAS中AOB活性相对较强。