氨氧化细菌富集颗粒污泥短程硝化及自由亚硝酸抑制的研究(可编辑)

氨氧化细菌富集颗粒污泥短程硝化及自由亚硝酸抑制的研究(可编辑) 氨氧化细菌富集颗粒污泥短程硝化及自由亚硝酸抑制 的研究 合肥工业大学 硕士学位 论文 政研论文下载论文大学下载论文大学下载关于长拳的论文浙大论文封面下载 氨氧化细菌富集颗粒污泥短程硝化及自由亚硝酸抑制研究 姓名:宋静 申请学位级别:硕士 专业:环境工程 指导教师:周元祥 20100401氨氧化富集颗粒污泥短程硝化及自由亚硝酸抑制研究 摘要 水环境中氨氮的大量累积会导致水体环境的严重恶化,是引起水体富营养化的主 要因素之一。因此,有效去除水中的氨氮是当前的热点。相对于传统生物硝化一反硝 化工艺来说,新型生物脱氮工艺特点是将硝化过程控制在亚硝化阶段,实现亚硝酸的 累积,然后反硝化,省去了传统生物脱氮中亚硝酸进一步氧化为硝酸的过程,从而降 低能耗。如何将硝化过程控制在亚硝化阶段实现亚硝酸的累积,是实现脱氮 新工艺短 程硝化的技术关键。通过控制底物浓度及反应器的运行条件培养氨氧化细菌富集颗 粒;研究在氨氧化细菌富集颗粒污泥的作用下,不同物质对氨氧化过程的影响;同时 对于自由亚硝酸产生的抑制影响建立非底物抑制动力学方程;初步探讨溶解性微生物 产物在氨氧化过程的产生,为氨氧化过程的特征分析提供了依据。主要研究结论如下: .培养成熟的颗粒污泥呈黄褐色,颜色较浅,粒径在...之间。对温度较 夏季时生 敏感,气温较低时冬季细菌的活性明显降低,其最适温度为.?, 物的活性较高; .用于培养颗粒污泥的反应器能够稳定运行,氨氮的转化率可达到%以上, 并有效地实现累积,含量占总量的%以上; .氨氧化富集颗粒污泥的反应速率同无机碳源的量呈正相关性。无碳源时,微生 物的活性受到严重抑制,氨氮基本上没有降解;增加碳源的量时,反应速率随之不断 提高。当进水底物.浓度为/时,向底物中分别加入,., .和.时,‘的降解率分别为..%,.%,.%和.%。 .底物中存在有机物时对亚硝化的反应速率有一定影响,可能是由于存在有 机物 时,异养菌的活性提高。 .反应生成的亚硝酸盐会形成自由亚硝酸 从而对亚硝化 反应产生抑制作用。研究 表 关于同志近三年现实表现材料材料类招标技术评分表图表与交易pdf视力表打印pdf用图表说话 pdf 明,体系中的亚硝酸盐浓度越高,对亚硝化反应的抑制作 用越强。本文建立了非底物抑制方程,得出该体系中自由亚硝酸抑制常数,,为 . ?一,小于絮体污泥体系中的抑制常数,说明该体系中的富集 颗粒污泥更容易受到的抑制影响。研究发现,底物中硝酸盐浓度的变化对亚硝 化反应速率的影响基本上没有影响。 .观察氨氮降解过程中微生物溶解性产物的浓度变化,发现底物中只有氨氮和无 机碳盐的情况下,溶解性微生物产物浓度呈上升趋势变化。在该体系中,溶解性微生 物产物的产量并不多,一般只有在/左右。 关键词:序批式反应器,氨氧化细菌富集颗粒污泥,短程硝化,间歇实验,非底物抑 制方程 . .,. ,. . .?. ? . ’: .,曲 ... .??.. .. %,% . . . ,,, ,. ,.,. ./, .%,.%,.% .%. . . .. . . , .. ..?~,... ., , /.,?: , ,? ,?插图清单 图.序批式反应器示意图??. 图.污泥形态?.. 图.反应器运行进、出水出一浓度 图.反应器运行进、出水浓度 图.反应器运行进、出水浓度 图.氨氮降解实验中各物质的变化图.无碳源时各物质的变化图.不同碳氮比 下的氨氮降解情况对比??.. 图.不同碳源时值的变化? 图.有机物对亚硝化作用的影响??.. 图.有机物对反应速率的影响? 图. 起始为/时各物质变化? 图.起始为/时各物质变化. 图.起始为/时物质变化?. 图.不同亚硝酸盐浓度对反应速率的影响? 图.硝酸盐对亚硝化反应速率的影响 图.不同硝酸盐浓度影响下的反应速率图.起始浓度为 /氨氮、亚硝酸盐浓度,及的变化??.. 图. .降解速率与生成速率的对比图.短程硝化中变化情况, 表格清单 表.以葡萄糖为基质的恒化反应器中的分子量分布表.一些简单的有机螫合剂对的螯合参数.. 表.亚硝化细菌和硝化细菌的一些特征??.. 表.反硝化细菌的种类和若干特性?.. 表.反应器进水主要成分??.. 表.反应器进水微量元素成分表??.. 表.实验仪器与设备?.. 表.有机物对反应速率的影响? 表.亚硝酸盐对反应速率的影响??.. 表.基质抑制动力学的模型方程 表.产物抑制动力学的模型方程 表?各组实验反应速率及浓度对比??独创性声明 本人声明所甲.交的。学侮论文是本人伍导师指导卜.进.的研究:作及取得的研究成果。据我所 知,除了文中特别加以标忠和致谢的地方外,论文中刁包含其他人已经发表或撰’;过的缈究成果, 也不包含为获得金巴:些厶:羔 或其他教育机构的学何或证 而使川过的材料。我一?同’作 的同忠对本研究所做的任何贡献均已侄论文中作了明确的说明并表示谢意。 学何论文作者签字: 签字四,易锄房撕 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解 金目墨:些厶堂 仃关保留、使川。?移论文的 规定 关于下班后关闭电源的规定党章中关于入党时间的规定公务员考核规定下载规定办法文件下载宁波关于闷顶的规定 ,有权保留向 国家有关部『或机构送交论文的复什利磁擞,允许论文被布阅或借阅。本人授权 佥世些厶 :可以将学位论文的全部或部分论文内容编入有天数据库进 :检索.町以采川影印、缩印二哎 描等复制手段保存、汇编。?何论文。 保密的学何论文往解密后适刖本授权 导师签名: 学位论文者签名: 签字日期少,矿严多多 签字日『】:移辫妒,?加 学位论文作者毕业后去向: :作单位: 话: 通讯地卅: 邮编:致 谢 三年的研究生学习和生活就要结束了,在这充实、美好的三年里,无论是在学习 方面还是在科研方面都得到了周元祥老师无微不至的关怀和帮助,周元祥老师严谨的 治学态度和科学的工作方法给我很大的帮助和影响。在此谨向周老师三年来的关心和 教诲致以崇高的敬意和衷心的感谢 在这里,我要特别感谢中国科技大学俞汉青教授,在做毕业 设计 领导形象设计圆作业设计ao工艺污水处理厂设计附属工程施工组织设计清扫机器人结构设计 实验的一年多时 间里给予我极大帮助,俞老师那渊博如海的知识和严谨的工作作风和学术态度令我钦 佩万分,对我在人生观、价值观上的启迪更使我终生受益。在此向俞汉青老师致以诚 挚的感谢 这里还要特别感谢中国科技大学的博士生谢文明师兄一直以来为兄为长的关心 和帮助在毕业设计实验期间,谢文明师兄在论文选题,文献阅读,实验材料和装置, 实验设计和思路等方面给予我悉心指导和热情帮助。谢师兄扎实的基本功,一丝不苟 的科研态度一直是我学习的榜样 感谢中国科技大学的曾建雄老师,唐勇老师,以及徐娟等各位同学在研究期间给 予的帮助和启发 感谢与我共同度过硕士生涯的石倩倩、曹帆、沈浩、张立凯、张展,很幸运我们 能够共同经历这美好的三年,并建立了深厚的友谊。还有同门的叶红曼,李继,丁飞, 朱守伟等师弟师妹,感谢你们所给予我的一切 感谢我所有的家人,是他们在背后默默的支持我的学业,给予我最温暖的关心和 呵护 ?最后,?对参加本文评议、答辩和对论文提出宝贵意见和建议的专家、老师、同学 表示真诚的感谢 作者:宋静 年月日第一章绪论 .研究背景 水体中氨氮含量过高会引起水质富营养化,导致水体中某些藻类过度繁殖,溶解 氧浓度下降,其它生物生长受到影响,从而破坏了水生生态系统,水质恶化并影响到 其使用功能。从我国治理太湖、巢湖、滇池等富营养化水体的经验表明,水体一旦富 营养化,即使投入巨资治理,也很难恢复到以前的生态系统。因此,要解决氨氮引起 富营养化问题的根本方法是在污水排放到水体之前就进行脱氮处理。 近年来,随着世界各国污水排放标准的不断提高,许多新建、现存及改造的污 水 处理厂都面临着更严格的氮排放标准,也就是面临着如何使生物脱氮工艺设计、运行 更合理化、科学化而达到排放标准的问题。能否为特定任务选择和设计合理的反应器, 主要取决于对处理系统中各种反应过程重要性的认识程度和定量表达相关反应速率 的能力【】 目前,随着工业化和城市化程度的不断提高,?大量含有氮、磷的营养物进入水体, 致使水体富营养化日益严重。传统的生物脱氮工艺,如~法、/法等硝化阶段进 行曝气通常需要消耗大量的能量,反硝化作用阶段则需要额外投加有机碳源,虽然能 起到脱氮效果,但仍存在以下一些问题: 硝化菌群生长速度慢且难以维持较高 生物浓度,造成系统总水力停留时间较长,有机负荷较低,增加了基建投资和运行费 用; 系统为维持较高生物浓度及获得良好的脱氮效果,必须同时进行污泥回流 和硝化液回流,增加了动力消耗及运行费用; 抗冲击能力弱,高浓度氨氮和亚 硝酸盐进水会抑制硝化菌生长; 为中和硝化过程产生的酸度,需加碱中和,增 加了处理费用。 随着近年来微生物学等技术的发展及工程应用方面的实践,人们在废水生物脱氮 机理及新技术方面取得了定的成果。近年来,在传统生物硝化反硝化脱氮的基础上, 国内外研究者开发研究出许多新型生物脱氮工艺,例如短程硝化反硝化工艺,同时硝化反硝化工艺,厌氧氨氧化工艺,氧限制自养硝化反硝化 ? .工艺,全程自养脱氮工艺等。与传统生物脱氮技术比较,新型生物脱氮技术的关键技术在于短程硝化,即节省了将亚硝氮转化为硝氮,硝 氮又转化为亚硝氮的过程,即将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段,将氨氮转化为’ 并阻止的进一步硝化,随后直接进行反硝化。 因此,如何将硝化过程控制在亚硝化阶段实现亚硝酸的累积,是实现新型短程硝 化工艺的技术关键。本文主要通过两个途径实现亚硝酸盐的累积,即通过控制进水中 底物的浓度和反应器的运行条件使硝化细菌受到抑制,从而减少亚硝酸氧化,与利用 氨氧化菌和亚硝酸氧化菌的生长速率差异,在适宜的污泥龄下将亚硝酸氧化菌淘汰掉,达到亚硝酸累积的目的。本研究中采用反应器,通过控制进水成分及反 应器 的运行条件,如曝气时间,反应周期等,将亚硝化微生物富集,形成生物量丰富,沉 降性能好的颗粒污泥。由于序批式反应器容易控制反应时间及沉降时间,形成选择压, 利于好氧颗粒污泥的形成,因此,近年来有许多研究者采用序批式反应器来培养 好氧颗粒污泥。 .序批式反应器 .. 法的发展背景 年代初由美国 大学的.等【】提出了一种新的活性污泥法处理 系统,即序批间歇式序批式活性污泥法 ,在实验室中对序批式活性污泥法和传统的连续流活性污泥法运行特性作了系统的比较,并于 年改进投产一个法污水处理厂。随后,美国、日本、澳大利亚等国的技术人员陆 续进行了大量的研究【】。我国在年代中期也开始了这方面的应用研究,年在上 海市吴淞肉联厂设计并建成了我国第一座废水处理设施】。 .. 工艺的运行特点 艺的运行是以间歇操作为主要的特征,所谓序列间歇式有两种含义【】:一, 每个的运行操作,在时间上也是按次序排列的、间歇的。二,运行操作在空间上 是按序排列的、间歇的。由于污水大都是连续排放且流量波动很大,这时间歇反应器 至少为两个或多个池,污水连续按序列进入每个反应器,它们运行时的相对 关系是有次序的、也是间歇的。一般来说一个运行周期分为五个阶段。 第一阶段:进水期。污水在该阶段内连续进入反应池,直至达到最高运行 液位,并且借助于池底泵或曝气作用的搅动,使废水和池中活性污泥充分混合, 此时活性污泥中的菌胶团将对废水中的有机物产生吸附作用。进水期反应器起 到调节池的作用,因此,反应器对水质、水量的变动有一定的适应性。 第二阶段:反应期。进水达到设定的液位后,开始反应。根据废水处理的 目的,通过控制溶解氧的浓度,可以实现去除、硝化、磷的吸收以及反 硝化等目的。若为前三项,则可曝气,维持较高的值,如为后一项,则通 过搅拌装置缓慢搅拌,维持缺氧环境。 第三阶段:沉降期。停止曝气或者搅拌,反应池处于静止沉降状态,进行 高效的泥水分离,有机物浓度降为最小值,随着水中的溶解氧不断降低,厌氧、 。 缺氧反应也在进行。沉淀期的时间基本同二次沉淀池,一般为... 第四阶段:排水期。上清液由滗水器排出,一直到最低水位: 第五阶段:闲置期。该阶段活性污泥中微生物恢复活性。为了保证污泥的 活性,防止出现污泥老化现象,还需定期排出剩余污泥,为新鲜污泥提供足够 的底物。此过程所需时间应根据现场具体情况而定。如时间过长,为了避免污 泥完全钝化,应进行轻微的或间断的曝气。 一个运行周期内,各阶段的运行时间、运行状态以及反应器内混合液体积的变化 等都能够根据具体出水质量、污水性质与运行功能 要求 对教师党员的评价套管和固井爆破片与爆破装置仓库管理基本要求三甲医院都需要复审吗 等灵活掌握。例如在进水阶段, 可以按照只进水不曝气搅拌或不搅拌的限制性曝气方式运行,也可按照边进水边 曝气的非限制性曝气运行;在反应阶段,可以持续曝气,为了促进生物脱氮也可先曝 气后搅拌,或者使曝气搅拌交替进行;其剩余污泥量可以在闲置阶段排放,也可在排 水阶段或反应阶段后期排放。可见,对于某一来说,不存在空间上控制的障碍, 只在时间上进行有效地变换与控制,即能达到多种功能的要求。 活性污泥法与传统活性污泥生物处理法相比,具有以下明显优点【】: 空间上完全混合式,时间上完全推流式,为获得同样的处理效率,工 艺的反应池理论上明显小于连续式的体积,并且池越多,反应池的总体积越 小。 工艺流程简单,构筑物少,造价低,占地省,设备费、运行管理费用低。静止沉 淀,分离效果好,出水水质高。运行灵活方便,可形成多种工艺路线。一个反应器只 要通过改变运行工艺参数就可以处理多钟不同性质的污水。 进水结束后,原水与反应池被隔离,进水水质以及水量变化对反应器不再 有影响作用,所以工艺耐冲击负荷能力比较高。间歇进水,排水以及每次进水只占反 应池的/左右,其所具有的稀释作用进一步提高了工艺对进水冲击负荷的耐受能力。 法能够有效地控制丝状菌的过量繁殖,这一特性是由缺氧好氧并存、 反应中底物浓度较大、泥龄短、比增长速率大决定的。 , 时间上的灵活控制,为实现脱氮除磷提供了极其有利的条件。它不仅 能很容易提供好氧、缺氧交替的环境条件,而且很容易在好氧状态下增大曝气量、污 泥龄与反应时间,从而使硝化反应与脱磷菌过量摄取磷过程顺利完成;亦可以在缺氧 条件下以投加原污水或者提高污泥浓度等方式,提供有机碳源作为电子供体促进反硝 化作用更快完成;还可以在进水阶段通过搅拌维持厌氧状态,促进脱磷菌充分地释放 磷。以上所述的复杂脱氮除磷过程只有在/艺中才能完成,而法的单一反应 器一个运行周期即可完成。具体运行状态与功能,操作过程如下:进水,搅拌厌氧 状态下释磷,反应阶段,曝气好氧状态下降解有机物、硝化与摄取磷、排泥除 磷、搅拌与投加少量有机碳源缺氧状态下反硝化脱氮、再曝气好氧状态下去 除剩余有机物,排水阶段,闲置阶段,然后进水,再进入另一个运行周期。 .. 工艺国内外发展现状 工艺是一种理想的活性污泥处理工艺,它具有诸如处理效果好、占地小、耐 冲击负荷能力强和能脱氮除磷等优点。国内对其进行了大量的研究和应用,取得了许 多喜人的成果。但是与传统的活性污泥工艺相比,由于从的再次兴起到现在不 过二十几年的时间,因此工艺尚处于起步阶段。 张镭【利用处理工艺处理某肉类食品厂高浓度有机屠宰废水,运行结果表明, 经该工艺处理后,废水中的、等指标均能达标排放,有利于企业的可持续 发展,也为同类企业污水处理提供了借鉴。强虹【】等人发现利用法处理高浓度生活污水具有较高的去除效率,能够很好地实现同步硝化反硝化,且该工艺条件下的脱 氮去磷效果较优。近年来,工艺被广泛应用于研究处理垃圾渗滤液,并取得了显 著成效。其中时晓宁【】等采用不同组合工艺处理垃圾渗滤液的成功实例, 为垃圾 渗滤液的处理提供了新的思路。曹占峰【】等利用渐减曝气工艺处理模拟城市生活 垃圾填埋场新鲜渗滤液,出水浓度约为~,/降为.左右; 去除率与容积负荷呈正比,并在容积负荷为. ’时达到最高,约%。吴 方同 等人应用处理垃圾渗滤液也取得较好的效果,、、、 的去除率平均为.%、.%、.%和.%。国外也有采用工艺对垃圾渗滤液 进行脱氮和重金属处理的研究并在实际污水处理厂中得到应用,取得较好效果?】。 反应器还被用于厌氧氨氧化工艺方面,处理高浓度氨氮低有机碳源废水。 .好氧颗粒污泥的研究现状 目前国内外对于颗粒污泥的研究多重于培养颗粒污泥的工艺条件和颗粒的粒径 分布等基本特性方面,尚缺乏对其应用于废水除氮的机理性研究。对于普通活性污泥 除氮的动力学及工艺的深入研究己经较为成熟,但颗粒污泥用于废水除氮的深入性研 究相对较少,也不够成熟。 最早的颗粒污泥出现在升流式厌氧污泥床 】就对反应器中厌氧颗粒污泥的 反应器中培养。年,等人【 形成,及其对反应器快速启动的影响等进行了研究。厌氧颗粒污泥的形成对于 反应器的启动有很大的促进作用,但同时也应看到培养颗粒污泥所需的专业性 和技术性都很高,一般认为在条件适合的情况下,个月才可获得厌氧颗粒污泥。 通过对厌氧颗粒污泥的研究人们逐渐改变条件,终于在好氧系统中培养出颗粒污 泥。年等【 采用合成废水在连续流反应器中培养出好氧颗粒污泥,但运行条件非常苛刻,须采用纯氧曝气,并需在反应 器中设置搅拌装置。同年,等采用反应器并以城市污水作为进水,实 现了活性污泥的自凝聚【 。 近年来,国内外许多学者,更多致力于在非连续流条件下培养好氧颗粒污泥的研 】利用反应器对好氧颗粒污泥的自凝聚及其性能进行 究。年等【 了研究,在稳定阶段,反应器中主要为颗粒污泥和絮体污泥的混合物。但是,在反应 器运行天后,颗粒污泥开始解体,化学需氧量去除率下降,具体原因尚 需要进一步研究。而以后的研究更多的集中在如何控制运行条件如剪切力、 沉降时间、 认为在 有机负荷、水力停留时间等,以有利于好氧颗粒污泥的形成酬。等 反应器中好氧颗粒污泥的形成有利于在低溶解氧浓度下保持较高的降解能力,提高处 理效率。等【】发现,在反应器中控制沉淀时间可以排出絮体污泥,这是影 响好氧颗粒污泥形成的主要因素,并指出了有机负荷和水力剪切力对好氧颗粒污泥形 成的作用。 国内自世纪年代末期开始好氧颗粒污泥的研究工作。清华大学【 、湖南大学 【】和上海交通大学【】等单位的研究人员以人工合成废水为基质,利用进行了培养 好氧颗粒污泥的研究工作,在好氧颗粒污泥的培养工艺条件、脱氮除磷能力评价等方 反 面取得了成果。年,王怡掣】采用上流式污泥床 应器进行生物反硝化,产生大量颗粒污泥,说明了采用反应器进行颗粒污泥反硝 化存在一定可能性。祖波等】采用间歇试验方法研究颗粒污泥反硝化动力学特性及微 量的影响。年,刘其杰等人【】研究了序批式反应器 的污泥沉降时间、曝气速率、水力停留时间、进水方式等参数对好氧颗粒污 泥的性能以及对,氨氮,总氮的去除率的影响。研究结果表明,在一个运行周期 内,反应器运行工艺参数具有一定的变化规律,且其变化规律与反应器内各物质的转 化存在严格的对应关系,对反应过程进行必要的控制,可达到理想的处理效果。卢姗 等人【】采用厌氧.好氧的运行方式,研究了系统中颗粒污泥的稳定性及其去除有机 物和同步除磷脱氮的效果,发现稳定运行阶段颗粒污泥系统对同步除磷脱氮有良好的 效果。杨国靖等人【】的研究表明,在反应器中,通过提高负荷和逐步减少污 泥沉降时间以造成选择压,可促进颗粒污泥的形成。成熟的颗粒污泥形态完整、结构 致密、表面光滑、外观呈橙黄色,为近似球形或椭球形,粒径大多在...之间, 污泥体积指数为./,为/。邹雪等【‘】在不同接种污泥条件下的序 的处理情况 批式活性污泥系统中,研究了分离尿液. 和污泥特性,发现在硝化污泥接种的中,对中的可生化降解有机物具有较高 的去除效率,而对其中氨氮的硝化效率很低,系统中没有出现生物体聚集状态的污泥。 好氧硝化颗粒污泥对中有机物和氨氮的转化效率都在%以上,有效地保证了 反 应器中较小生长速率的硝化细菌的数量并实现系统的稳定运行。 颗粒污泥废水处理技术作为一种新型生物处理废水技术,在水处理方面有很多的 优势。但其在国外的发展仅仅二十多年,颗粒污泥处理废水在国内的发展也只是处于 初步研究阶段。使用颗粒污泥脱氮就更加不成熟。即使很多研究者使用颗粒污泥脱氮? 除磷有一定效果,但是,对于颗粒污泥脱氮的机理性研究还非常少见。同时,颗粒污 泥所特有的高容积负荷下降解污染物的良好生物活性,良好的沉降性能等,如 果将其运用到实际生产中可减少反应器占地面积,降低基建投资。同时,脱氮 在废水处理中又是一项十分重要的环节。所以,对于这项有着十分可观前景的生 物处理技术??利用颗粒污泥良好的生物活性进行脱氮,迫切需要对其作用机理进行 研究,为实际生产提供理论依据从而大量运用于实际操作中。 因此,该课题就针对颗粒污泥在氮转移过程中的作用机理进行深入的研究,观测 模拟废水中的氮在颗粒污泥作用下发生亚硝化,硝化作用过程中颗粒污泥的影响因 素,反应动力学及其作用机理,为实际操作提供理论依据,这无论是对颗粒污泥技术 还是废水的脱氮都具有十分重要的意义。 .溶解性微生物产物的研究 ..溶解性微生物产物的定义 污水进行生物处理时,利用微生物的代谢作用除去废水中有机污染物是水处理中 常见方法,主要去除进水中呈溶解态和胶态的有机物。生物处理出水中含有大量的溶 解性有机物质,主要包括基质降解过程的中间产物,残余的原始基质,不能生物降解 或难生物降解的有机物,以及溶解性微生物产物 】。 由于难以通过试验准确测定的组成以及生物处理出水水质的复杂性,因此对于 还没有确切的定义。现在普遍接受的定义是:底物降解伴随着微生物增 长和微生物细胞内源呼吸过程中产生的溶解性有机物【】。 等人】发现可将分成基质利用相关型产物 和生物量相关型产物 两类。是微生物在进行自身生长繁殖、分解基质产生能量时释放出的产物,与细 胞生长、微生物代谢或基质降解相关,其生成速率与基质的分解速度成正相 关性。 是微生物在内源呼吸过程中,伴随着细胞的解体而释放出来,与微生物的增殖无关, 只与细胞内源呼吸相关,如细胞裂解及细胞衰亡,其生成速率与生物量水平成正比。 不仅分子量分布范围广,且组成复杂,总体上呈双峰特征;对于生成它的微生物 而言,具有比较差的可生物降解性,但污泥中被驯化过的微生物能所降解大部分 ;它还能引起膜污染,对活性污泥产生毒性,络合金属等,以致影响出水水质, 因此应当引起足够的重视【?。 ..溶解性微生物产物形成机制 早期研究 ..通过研究发现以下几种情况会产生. .外界不断增加的能源物质刺激分泌; .突然加入碳源和能源物质可能会加速某些细菌的死亡,这个过程中可能会有 产生;.微生物为了使细胞膜内、外浓度平衡而释放出; .微生物处于饥饿状态时,由于碳源不足而必须通过内源呼吸或代谢细胞内的物 质来获得能量以维持生存,此时会释放; .当微生物所需营养物质浓度非常低时,细胞会分泌来获得这些营养物质; 微生物在正常的生长和代谢过程中产生; .微生物为了缓解环境压力,例如温度急剧变化、渗透压冲击等,会产生。 近期研究 在..以上的研究基础上,余萍等【】通过不同的产生途径,对其产 生机理作了更深入的研究,主要可分为以下种情况: .基质代谢及微生物正常生长过程中产生。一般情况下,微生物利用基质 作为其生长的碳源和能源,从而获取维持正常代谢和生长并产生,如式。 当有一定量累积后,微生物可利用已经产生的中可生物降解部分 进行新的生长,再产生,如式。当原始基质被完全消耗,又无外来碳源或 者能源物质的加入,那么微生物将利用这部分可降解作为碳源及能源物质继续 维持其生长。 原始基质微生物一生物量 微生物生物量 .由于微生物衰亡解体而产生。当可利用的基质被耗尽后,微生物只能利 用其胞内物质作为其碳源和能源物质,进入内源呼吸阶段,通过其代谢来维持自身代 谢需求,在这过程中就产生,如式.。在内源呼吸阶段,微生物先消耗细胞 内部储存的营养,接着消耗部分细胞组分以维持生存,细胞数量基本不变。当无以为 继时,部分细胞就出现自溶现象,溶出的物质被其他细胞利用以维持种群的生存。进 行分析发现,细胞裂解是产率增加的主要原因。 生物量 .与环境相互作用过程中亦会产生。除了通过基质利用及微生物衰亡产生 外,微生物在与其周围环境相互作用过程中也会有产生。当微生物面临环 境压力时有毒物质的加入、渗透压冲击、温度变化等,就会分泌缓解。同时, 负荷冲击、循环泵等对污泥絮体的剪切、水力冲刷等多种情况均能破坏污泥 中微生物、 之间的相互联系。 无机颗粒和胞外多聚物 为缓解外界压力,菌胶团解体释放出,也会增加出水中溶解性物质的浓度 【引。 ..溶解性微生物产物的特征 目前,有关的研究较少,但是对废水处理系统的出水影.晌很大,进而 影响到污水处理系统的工程设计和运行。的性质中比较受人关注的是的螯 合性质、生物降解性和毒性。 的组成和分子量分布 是蛋白质、多糖、腐殖质、有机酸、核酸、抗生素等多种物质的混合体,其 中前三种成分是在中各种情况下均普遍存在的主要成分。分子量分布很广, 包括低分子量的物质,也有高分子量的物质,但在生物处理的初级出水中,小 分子量 物质为主要成分,次级出水中的分子量分布呈双峰特征。在不同泥龄下,二级 出水中分子量均集中分布在小于和大于的范围内,并且以高分子量 的物质为主,仅有很少一部分为分子量到之间,如表?】所示。 对金属离子的螯合性 的螯合功能受到重视是由于它能影响金属的潜在毒性及其生物可利用性。 表.以葡萄糖为基质的恒化反应器中的分子量分布 随着与金属螯合,金属的毒性有所降低,但是作为营养元素,金属的生物 可利用能力也相应降低了。分析的组成可以发现蛋白质、脂类、聚多糖、核 酸 等是很好的阴离子配体,含有羧基、羟基、巯基、酚羟基、氨基等多种功能 基,这些 功能基能作为配体与废水及活性污泥中的金属离子、、、、等络合。 等研究厌氧下产生的对的螯合能力,发现每/以葡萄糖计 可螯合/的,这说明在迁移重金属毒性方面的作用不容忽视。表 列出一些简单化合物螯合的能力。在厌氧情况下,的螯合能力中等,与柠檬 酸等相近,大于挥发性脂肪酸,却小于的螯合能力,如表.所示。 表.一些简单的有机螯合剂对的螯合参数 注:源 : ’在厌氧情况下。 ? 可生物降解性 就目前来看,国内外研究者普遍认为具有较差的生物可降解性,但经过驯 化的微生物是可以将其降解的。黄霞【】等人用自配水运行的过程中研究了 上清 液中变化,前.天内,反应器中浓度逐渐上升,而在.天时, 其浓度呈现了逐渐降低的趋势。和也发现了类似的现象,在以蔗糖 为基质的半连续流反应器中,的浓度在第天增加到/,而到第天 时降低至/。可得出结论,微生物经过长期的驯化后,是可以降解一部分 的。此外,】通过研究厌氧生物处理系统出水中不同分子质量物质的降解规律, 发现出水中%的分子质量大于的是可以被降解的,但是在厌氧条件 下仅为%。分子质量小于的在好氧条件下的降解率为%,在厌氧条 件下为%。以上证明厌氧出水中高分子质量的容易被好氧降解,而分子质量 较低的更易于厌氧降解。 不同类型的,其生物可降解性也有所不同。的可降解性比的可降解性好。但】研究指出即使微生物被驯化得已经能够适应降解溶解性微生物 产物,但其降解速率还是低于原始进水基质的降解速率。 的毒性及抑制作用 在污水生物处理中,污染物质或者其代谢产物对活性微生物的毒性及抑制作用经 常碰到的问题之一,越来越多的研究【】发现出水的毒性更多地产生于生物处理过程, 也就是所产生的毒性大于废水本身存在的有机污染物产生的毒性。近年来,许 多学者研究发现,在氯化消毒的水中发现了大量的氧仿类有机卤代物,并有 试验证明 这些卤代物对人体具有不同程度的危害作用,且这些有机卤代物是由于氯化消毒引起 的。这些卤代物的前驱物主要是~些有机物,如腐殖质等,而中腐殖质的含量 是相当高的。等人【】通过对生物处理系统出水进行试验,发现生物处 理二级出水与一级出水相比表现出更强的致突变反应。董秉直【】等认为在生物接触氧 化池中,出水中增加‖的便会产生/的。因此,生物出水中, 尤其是生物深度处理工艺的出水中,浓度的增加会引起出水生物毒性的增加,因 此有学者建议采用颗粒状活性碳吸附作为深度处理的辅助工艺以降低出水中的 含量。 关于对于生物处理系统中微生物活性的影响,现在还存在一定的争论。一 些学者认为中含有各种亲电取代基如.、.和.等,比较容易受到电 子诱导和共轭效应的影响,与生物分子发生反应而对微生物的活性产生抑制作用。 黄霞【】等人在用自配水运行的过程中发现,随着上清液中浓度的上升,脱 氢酶活性显著下降。李红岩等【】也发现溶解性微生物产物对可以抑制硝化菌的生长, 影响硝化作用。但也有一些学者提出了相反的意见。刘锐等】在考察处理高浓度葡萄 糖废水的生物反应器中所产生的对微生物活性的影响时,发现能明显提高 微生物降解葡萄糖的速率。 .课题来源 本课题来源于国家重大水专项:巢湖流域城市水污染控制及水环境治理技术 研究 与综合示范项目。 .课题研究的主要内容和研究路线 ..课题研究的主要内容 课题立足于国内外新型生物脱氮技术,以实现好氧硝化颗粒污泥脱氮反应器 的启 动和运行为目标,对氨氧化细菌富集颗粒污泥的亚硝化性能、亚硝酸盐累积 的影响因 素进行了初步的试验研究,研究的内容主要包括以下几个方面: 序批式反应器的建立和运行; 亚硝化细菌富集颗粒污泥的驯化培养; 反应器运行的监测以及颗粒污泥亚硝化和脱氮性能研究。 氨氧化富集颗粒污泥亚硝化的影响因素研究。主要研究亚硝化过程中外加 有机碳源,碳酸盐,亚硝酸盐及硝酸盐对亚硝酸盐累积的影响。 研究氨氮降解动力学以及降解过程中反应受自由亚硝酸抑制影响的动力学。 对溶解性微生物产物的初步研究和探讨。 ..本课题研究路线 本研究首先进行实验装置的设计、安装以及污泥的接种驯化,使反应器正常 运行。 在进行相关实验和大量文献阅读的基础上,进行颗粒污泥的驯化培养,反应器运行正 常后,定期进行运行的日常监测的同时进行间歇实验,研究氨氧化细菌对亚硝化反应 的性能,影响因素以及对氨氮的降解效率,最后将得到的数据进行处理,将实验结果 进行分析与讨论,并根据生物降解动力学,分析亚硝化反应中氨氮的降解规律,得出 氨氮降解方程。 .课题研究的意义 综上所述,颗粒污泥具有良好的沉降性,在高容积负荷下降解污染物的良好生 物活性等,如果将其运用到实际生产中可减少反应器占地面积,降低基建投资。 且短程硝化反硝化生物脱氮相对于传统生物脱氮具有能耗低,所需碳源少,反 应时间短,剩余污泥量少等优势。在高氨氮、低碳氮的废水治理中较易实现短 程硝化反硝化。因此研究颗粒污泥的短程硝化,可以实施对现有水厂的改造, 实现成本投入的降低。 第二章污水生物脱氮技术 .废水生物脱氨原理 废水中的氮以有机氮、氢氮、亚硝态氮和硝态氮种形态存在。脱氮是先利用 好 氧段经硝化作用,由亚硝化细菌和硝化细菌的协同作用,将转化为和 .。再利用缺氧段经反硝化细菌将经反硝化和一经反硝化 还原为氮气,溢出水面释放到大气,参与自然界氮的循环,以此达到脱氮的目 的【。以下是主要的硝化与反硝化反应: 短程硝化: . 全程硝化亚硝化硝化: .?’ . 反硝化脱氮: ?】 厌氧氨氧化脱氮: 厌氧氨氧化脱氮: . 厌氧氨反硫化脱氮: ? 正常情况下,生活污水中氨氮占%%,有机氮占含氮量的%%,硝态 氮仅占%%。传统生物脱氮技术遵循已发现的自然界氮循环机理,废水中的有 机 氮依次在氨化菌、亚硝化菌、硝化菌和反硝化菌的作用下进行氨化反应、亚硝化反应、 硝化反应和反硝化反应后最终转变为氮气而溢出水体,从而达到脱氮的目的。传统生 物脱氮技术是目前应用最广的废水生物脱氮技术。硝化工艺虽然能把氨氮转化为硝酸 盐,去除氨氮的污染,但不能从根本上消除氮污染。而反硝化工艺虽然能根除氮元素, 但不能直接去除氨氮。因此,传统生物脱氮工艺通常由硝化工艺和反硝化工艺组成。 由于参与反应的菌群和工艺运行参数的不同,硝化和反硝化两个过程需要在两个隔离 的反应器中进行,或者在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中进 行【。传统生物脱氮工艺往往是通过人为创造出硝化菌、反硝化菌生长的环境条件, 硝化菌的好氧环境和反硝化菌的缺氧或厌氧环境,使其有利于硝化菌和反硝化菌发展 成为反应器中的优势菌种。 .硝化、脱氮微生物 ..硝化作用段及微生物亚硝化细菌和硝化细菌的分布及其广泛,在海水、淡水、味道不好的水、土壤和 污水处理系统中均能发现。在自然界中,硝化细菌是好氧细菌,然而在氧分压极低的 情况下海洋沉淀物和污水处理系统中也可分离出硝化细菌。在温度低于.?的深海、 的土壤、温度达到?或者更高的沙漠及温泉中都可以发现硝化细菌。 亚硝化细菌和硝化细菌为革兰氏阴性菌。其生产长速度均受、温度、基质浓度 和、氧浓度的控制。全部为好氧菌,绝大多数营无机化能营养,有的可 在含有丙酮酸、蛋白胨、酵母浸膏或乙酸的混合培养基中生长,不营异氧。但是也有 极少数可营有机化能营养。在自然环境和污水处理系统中,硝化细菌有附着在物体表 ’ 面生长的倾向,形成菌胶团和胞囊结构。 氧化氨的细菌:有好氧的和厌氧的两种。 .好氧氨氧化细菌:好氧氨氧化细菌即好氧的亚硝化细菌,以为供氢体, 作为最终电子受体,产生。而其中的亚硝化叶菌属低氧压下能生长,化能无机 营养,氧化为,从中获得能量供合成细胞和固定。生长范围为..., 最适为...。温度范围为.?,最适温度为.。。有的菌株在混合培养基中 生长,不营化能有机营养。其中的亚硝化单细胞和亚硝化螺菌能利用尿素作基质。高 的光强度和高氧浓度都会抑制生长。在最适条件下,亚硝化螺菌属的代时为, 亚 硝化球菌属的代时为.。菌体内含淡黄至淡红的细胞色素。 .厌氧氨氧化细菌:厌氧氨氧化细菌为厌氧的、以为供氢体,以或’ 为最终电子受体的一类氧化氨为:的细菌。这一类细菌尚未见有纯培养的报道。 .厌氧氨反硫化细菌:厌氧氨反硫化细菌是以以为供氢体,以。作最终电 子受体的一类将氨氧化为的细菌。这一类细菌尚未见有纯培养的报道。 氧化亚硝酸菌:亚硝酸盐氧化细菌,多数氧化亚硝酸细菌最适温度??, 为...。亚硝酸浓度为./时化能无机营养生长最好。其代时随环境而变, 由到几天不等。硝化杆细菌既进行化能无机营养又可进行化能有机? 营养,以酵母浸膏和蛋白胨为氨源,以丙酮酸或乙酸为碳源。硝化杆菌属在营化能无 机营养生长中,氧化。所产生的能量仅有%. %用于细胞生长,氧化 个细胞/。在进 .用于固定。在分批培养中,最大产量是 行化能无机营养时的生长速率比进行化能有机营养时快。硝化螺菌属则 相反,在营化能无机营养时的生长速率比混合营养中慢,前者的代时为,后者的 代时为。硝化杆菌属细胞内的贮存物有:羧酶体或叫羧化体、聚 .羧基丁酸、多聚磷酸盐、糖原,含淡黄至淡红的细胞色素。其他硝化细胞 也含有类似的贮存物,详见表?。 硝化过程的运行操作:硝化细菌的代时普遍比异样菌的代时长,为了硝化 作用彻底,保证有足够数量活性强的硝化细菌 个细胞/以上】,在运行操作 上要掌握好以下几个关键指标。 .泥龄即悬浮固体停留时间,用表示:泥龄是主要指标,可通过调节 排泥量控制泥龄,通常控制在以上,泥龄须大于硝化细菌的比生长速率。否则, 泥 表.亚硝化细菌和硝化细菌的一些特征 亚硝化单细胞菌属 嚣微筘. 吼嚣》一.器 . 。蛸僻黼?.卜.舢 魄麓善誊。一们? ?‘ ~ .? 黄至。~.:“ 瑟硝化螺菌曼嚣:~’:’;., . . ;爹~ 毒知吨 淡红 ;。 糖原,多,淡 .~ 亚硝化叶菌属 .~.× . 聚磷酸 黄至.~. .~. . 盐 淡红 ~ .? ..最低 亚硝化弧菌景搿谶; .~. ~ 羧酶体, 硝化杆菌属 ? 嚣裔:咒萎?嚣孑擎? 盐和 .。? . 糖原 ?。’、 ,... ’’ 硝化刺菌属,..: .. 。硝化球菌属,~ ..糖原和茎.. ’ . .~. ~ 跫些螺孽要.注:?.代表化能无机营养。 ?.代表化能有机营养。 龄过会造成短硝化细菌的流失,硝化速率降低。可用生物接触氧化法进行硝 化作用。 根据下式,得至的设计值:口:?’ 凤 式中:秒为悬浮固体停留时间,即泥龄,;‖为硝化细菌的比生长速率,~; ’ 为硝化细菌的衰减速率,/?。 根据硝化细菌异化、同化合成细菌的反应式:?....煮细胞 可计算出:每氧化 为,要消耗.、.碱度以计 和.无机碳。合成.新细胞。 .提供足够溶解氧:进行生活污水处理时,溶解氧通常控制在../。工 业废水则要看废水的有机物浓度,和和的高、低,适当提高溶解 氧。如味精废水,和都高,则将溶解氧维持在./左右,才能满足去除 ,和氧化的需要。溶解氧小于./时硝化作用停止。氧需要量可按下式计 算:×.被氧化 ,,.,、 式中:‖:为的质量浓度,/;‖?被氧化为被氧化的的质量浓度,。 .控制曝气时间水力停留时间:一般情况下,普通活性污泥法的曝气时间为 ~,甚至。但是对于味精废水仍不够,是由于味精废水经过厌氧或缺氧处理 后,,和仍很高,,为/左右,为/左右。例如 对于进水.为/、出水为/、去除率达至.%的味精废水, 进行一次硝化需要。 .碱度的控制:硝化反应过程中,消耗了碱性物质,生成,水中下 降为酸性,对硝化细菌的生长是不利的。若水中碱度不够,需投维持其碱 度,以此中和,缓冲酸碱度,使维持在偏碱性为.~.条件下,满 足硝化细菌对的需求。需要/碱度用来中和氧化/所产生的酸度。 投还可为硝化细菌提供碳源。碱度需要量可按下式计算: ? 碱度. .被氧化 .温度:一般情况下,虽然大多数硝化细菌生长的最适温度为~?,但是它 们的实际生长温度范围是很广的。而且硝化细菌种类比较多,适合各种温度 生长的硝 化细菌都有, 从.?至?,可以将它们广泛应用于各种废水的生物处理中。 ..反硝化作用段及其细菌 反硝化细菌:反硝化细菌是所有以为最终电子受体、利用低分子有机 物作共氢体、将还原为的细菌总称。反硝化细菌种类很多,见表.。其中的 假单细胞菌属内能进行反硝化的种最多,如铜绿假细胞菌 、 、 荧光假单细胞、施氏假单细胞 绿针假单细胞 、门多萨假单细胞 、致金色假单细胞 。 ~‘在废水处理过程中发现另外一种反硝化菌,可以利用作为最终电子受体, 利 用低分子有机物作供氢体,将还原为。 反硝化阶段运行:反硝化阶段运行的关键指标有最终电子受体。和。、 由碱度控制、碳源即电子供体或叫供氢体、溶解氧和温度等。 丙酮酸、乳酸、葡萄糖、乙醇和甲醇等可作为反硝化细菌的供氢体和碳源。 和也可作反硝化细菌的供氢体,而其碳源为。能源可以从氧化有机物获得。 它 们的最终电子受体是’和。。温度在之间,最适为~。水体中淤泥 反硝化速率随温度的升高而提高,其为.~.。当温度在~之间时反硝化速 率能够达到最大值。海洋和淡水中的反硝化适于溶解氧在./以下。通常一个 溶 解氧极低、有。和有机物存在的环境,只要温度和合适就能发生反硝化。 表.反硝化细菌的种类及其若干特性 反硝化类型: .传统的反硝化生物化学反应过程如下: ;??;???斗 式中:为硝酸盐还原酶;为亚硝酸盐还原酶;为氧化氮还原酶;为氧化亚氮还 原酶。 以甲醇为碳源举例,反硝化的生物化学总反应式如下: ;???专‘ 其中包括外源反硝化和内源反硝化。 .外源反硝化:利用外来碳源,以为最终电子受体,氧化有机物合成细胞物 质: ?细胞 在外源反硝化过程中,每利用 ’反硝化,消耗.甲醇,产生.新细胞 和.碱度。 .内源反硝化即硝化细胞内源呼吸:以机体内的有机物为碳源,以为最 终电子受体。 ?;??‘ 细胞 .从以上化学反应式看出,反硝化的结果消耗。,产生碱性物质。,使出水 上升,呈碱性。 .厌氧氨氧化脱氮: 一 有很多细胞只将还原到而累积,不形成。污水处理中最担心发生的 情况之一是含高浓度和的水排放到水体毒死水生动物。如能有效发挥厌氧氨 氧化菌的作用,利用氧化为,就可解决这个问题。 .污水生物脱氮工艺 ..传统的生物脱氮工艺 废水中氨氮被氧化为亚硝态氮,随后在硝化细菌的作用下将亚硝态氮转化硝 态 氮,再通过反硝化作用将硝态氮还原成氮气从水中逸出,从而达到从废水中 脱氮的目 的,这就是传统的生物脱氮。生物脱氮工艺中,根据微生物的生理特性可以将处理构 筑物分成好氧处理构筑物和缺氧处理构筑物。根据微生物在构筑物中的生长条件,可 以分为悬浮生长型和附着生长型两大类。悬浮生长型包括:/艺、/工艺、 法、氧化沟等。附着生长型包括:生物滤池、生物流动床、生物转盘等。 传统的生物脱氮工艺仍然存在许多问题【】: 系统抗冲击能力较弱,高浓度 硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和, 和废水会抑制硝化菌生长。 不仅增加了处理费用,而且还有可能造成二次污染。 工艺流程较长,占地面积 大,基建投资高。 系统为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果,必须同时 进行污泥和硝化液回流,增加了动力消耗和运行费用。 由于硝化菌群增殖速度 慢且难以维持较高的生物浓度,特别是在低温冬季,造成系统的较长,需要较大 的曝气池,增加了投资和运行费用。因此,积极探讨开发高效低耗的新型生物脱氮新 工艺势在必行。 ..新型生物脱氮技术 近年来,国内外许多学者研究发现了异养硝化菌和好氧反硝化菌,硝化反应 不仅 由自养菌完成,甚至某些异养菌也可进行硝化作用。反硝化反应不只在厌氧条件下进 行, 某些细菌也可在好氧环境中进行反硝化作用【叼;有些好氧反硝化菌同时也是异 养硝化菌 ,并且能将氧化成后直接进行反硝化作 用四;氨的氧化既可以在好氧环境中进行,也可以在厌氧条件下发生【】。以上新发现 突破了传统生物脱氮理论的认识,为生物脱氮新工艺的研发工作奠定了基础。 短程硝化反硝化 传统的生物脱氮工艺属于全程硝化反硝化。其反应过程浪费了一个将亚硝态氮氧 化为硝态氮,硝态氮又还原为亚硝态氮的过程。年,等人【】通过研究经’ 途径处理高浓度氨氮废水时发现了硝化过程中有累积的现象,并首次提出了短程 硝化反硝化生物脱氮的概念。短程硝化反硝化 生物脱氮工艺是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段,阻止的进一步硝化,直接进行 反硝化。 但是,将的氧化成功地控制在亚硝酸盐阶段并非易事,因为硝化菌能够迅速 地将转化为‘。目前,经途径实现生物脱氮成功应用的报道还不多见。’影 响累积的控制因素比较复杂,主要有游离氨、温度、溶解氧、水 力负荷、、游离羟胺以及污泥泥龄和有害物质等【。比较有代表性的短程硝化工艺为工艺。短程硝化.反硝化 工艺是年荷兰技术大学于开发的。该工艺采用 反应器,适合于处理高浓度含氮废水./, 其成功之处在于利用硝酸菌和亚硝酸菌的不同生长速率:在较高温度下?~ ?,硝化细菌的生长速率明显低于亚硝酸细菌的生长速率。因此通过控制和 温度可以将硝酸细菌自然淘汰掉,使反应器中的亚硝酸菌成为优势菌种,使氨氧化控 制在亚硝酸盐阶段。在工艺中,严格控制温度和值。利用工艺 的两座废水生物脱氮处理厂已在荷兰建成,并证明了短程硝化.反硝化生物脱氮技术的 可行性。 短程硝化反硝化与全程硝化反硝化相比,具有以下优点【】:.反应时间缩短,反 应器容积可减小%~%左右;.硝化阶段可减少%左右的需氧量,降低了能耗; .反硝化阶段可减少%左右的有机碳源,降低了运行费用;.具有较高的反硝化速 .污泥产量降低硝化过程可少产 率洲‘的反硝化速率通常比的高%左右; 污泥%%左右,反硝化过程中可少产污泥%左右; 减少了投碱量等。并 且对许多低碳氮比废水如垃圾填埋渗滤水和焦化废水及石化废水等的生物 脱氮处 理,因此,短程硝化反硝化具有重要的现实意义。 同时硝化反硝化 ,即硝化与反硝化 同时硝化反硝化 反应在同一个反应器中同时进行【。生物脱氮的机理目前已初步形成了三种解 释,即宏观环境解释、微环境理论和生物学解释。 宏观环境解释认为【”】:由于生物反应器的混合形态不均,可在生物反应器内形成 缺氧或厌氧段,即宏观环境。例如,在生物膜反应器中,生物膜内可以存在缺氧区, 硝化在有氧的膜上发生,反硝化同时在缺氧的膜上发生。事实上,在生产规模的生物 反应器中,整个反应器均处于完全均匀混合状态的情况并不存在,故也就有可能 发生。 微环境理论是从物理学角度进行解释。它认为【】:由于氧扩散的限制,在微生物 絮体内产生溶解氧梯度。微生物絮体的外表面溶解氧浓度较高,以好