李斌[1]2004年在《序批式活性污泥（SBR）系统内的短程硝化及特性试验研究》文中提出传统理论认为：低溶解氧下，活性污泥系统易发生污泥丝状菌膨胀，因此在研究低溶解氧下短程硝化时，首先考虑在生物膜中进行。本研究探索了在活性污泥系统内实现短程硝化反硝化的条件，为短程硝化反硝化的广泛应用提供了理论依据。 本论文探讨了在不同的控制条件下，SBR内实现短程硝化的过程；研究了低溶解氧条件下高浓度氨氮废水短程硝化的影响因素以及系统内的同步硝化反硝化现象；并建立了短程反硝化动力学模型。试验结果表明： 1．通过控制温度(T=30±1℃)、pH值(pH=7.8～8.7)和低溶解氧浓度(DO在0附近)与高溶解氧浓度(DO≥2mg·L~(-1))交替变化的环境，分别实现了SBR内的短程硝化生物脱氮工艺，NO_2~--N／NO_X~--N比率始终维持在90％以上，出水中的硝酸盐氮浓度保持在5mg·L~(-1)以下。 2．SBR内的高氨废水(NH_4~+-N浓度大于260mg·L~(-1))在高低溶解氧交替环境下实现的短程硝化过程较为稳定。在此条件下，系统温度的降低和泥龄的增长对亚硝酸盐氮积累率的影响甚微，NO_2~--N积累率大于90％，系统污泥沉降性能良好，SVI≤100ml·g~(-1)。反应期低溶解氧和高溶解氧的交替环境是实现短程硝化的关键控制技术，而亚硝酸菌具有类似碳氧化菌的饱食—饥饿特性是形成短程硝化的生物学原因。 3．在低溶解氧短程硝化过程中，SBR内发生了同步硝化反硝化现象，分析试验条件：进水为高氨低碳废水(COD:NH_4~--N=1～3:1)、系统内溶解氧浓度较低(0.5～1.1mg·L~(-1))、污泥絮体颗粒较大(200～500μm)，可推断本试验中的SND现象是由于溶解氧扩散的限制，在污泥絮体内部产生溶解氧梯度造成的。 4．研究碳源对同步硝化反硝化的影响，试验结果表明碳源的投加方式对同步脱氮效果有很大影响。采用半连续投加碳源的方式，分为5次等量投加COD，每次120mg·L~(-1)，时间间隔西安建筑科技大学硕士论文为l小时，不仅保证了反硝化过程所需的电子受体，而且为系统提供了一定的低溶解氧环境，使得系统总脱氮效率达80%以上。 5.通过对短程反硝化进行动力学分析，推导出短程反硝化阶段的动力学方程，并经过大量试验数据分析，求出其动力学参数。所得动力学方程如下:._._____S、，Sds。/dt=一U .UZjs·—·—·入 0·71+SN 2.24+S 说明在本试验中，由于反应起始和反应过程中COD和NO万一N浓度都远大于其饱和常数，所以短程反硝化反应州以于零级反应，亚硝酸盐氮和有机物浓度对反硝化速率影响很小，反硝化速率仅是温度和pH值得函数。
吕俊英[2]2008年在《微氧序批式反应器处理模拟生活污水实验研究》文中研究指明本文旨在将微氧水处理技术和SBR工艺相结合处理模拟生活污水,探索微氧SBR反应器处理生活污水的可行性,探索生活污水低耗高效处理的新技术。采用有效容积为3L的微氧SBR反应器对模拟生活污水的处理进行了实验室小试,考察了温度、水力停留时间、进水水质、进水时间、搅拌频率等各种因素对处理效果的影响,初步考察了微氧SBR对生活污水中TN、TP的去除效果,推荐出各参数的最佳取值。并对其与好氧SBR、厌氧SBR工艺进行了对比及经济性能分析。研究结果表明:(1)将微氧SBR单独用于模拟生活污水的处理是可行的,推荐参数为:水力停留时间12h;进水COD浓度400mg/L,对应的进水SS和NH_3-N分别为356mg/L及40mg/L;进水时间1.5min;搅拌频率1min/45min;温度20℃。此时,出水COD、NH_3-N均满足《污水综合排放标准》(GB8978—1996)中规定的一级排放标准要求,出水SS满足二级及以上排放标准;(2)微氧SBR工艺对生活污水中的TN有一定的去除效果,HRT=12h时,进水TN40mg/L,出水15mg/L左右,去除率可达60%;(3)微氧SBR工艺对生活污水中的TP有一定的去除效果,HRT=12h时,进水TP浓度9mg/L左右,出水3.6～4.4mg/L(平均4.0mg/L),去除率在55%左右;(4)每处理1000gCOD,微氧SBR工艺处理生活污水需氧量仅为好氧SBR的26.7%左右,可以节省大量曝气能耗,且污泥产量少,比好氧SBR具有更高的经济价值。
穆德颖[3]2010年在《序批式生物膜—颗粒污泥系统同步脱氮除磷研究》文中提出水是生命中不可缺少的要素之一。我国工农业生产快速发展、城市化进程逐步加快、人民生活水平不断提高,与此同时用水量和污水排放量也急剧增加。由于缺乏有效的污水处理和合理的水资源管理,导致我国大部分水域水质恶化,水生生态系统受到严重破坏,水污染问题日趋突出。目前,水资源缺乏和不合理利用问题日益严重,反过来又成为我国社会经济发展的制约因素,由此可见,我国水污染形势严峻,污水处理任务十分繁重。生活污水的排放逐渐增大,成为最大的水污染问题,其富含的氮,磷等营养物质要从水体中排除,就必须依靠污水的深度处理。研究和开发更节能,更高效的脱氮除磷新工艺是当前该领域的重点和难点。本研究针对现有的生物脱氮除磷工艺中构架组合繁多、能耗高、不易操作,体系内微生物间基质竞争激烈,泥龄长短不一,难以同时实现较高的脱氮除磷效率,出水水质较差的现象提出了新的工艺组合方式,结合了序批式运行模式,悬浮生物膜载体和颗粒污泥等优势方法,自行设计出IBGS-SBR同步脱氮除磷反应器。试验结果表明：采取较高温度和较低溶解氧的控制方式,能够快速实现亚硝的累积,并且COD、氨氮的去除率分别在88.1-92.7%和95.0-96.1%之间；实时控制,即利用活性污泥运行中DO和pH变化的规律性来反映生物脱氮的进程是维持稳定的亚硝化型硝化反应的关键；在固定供氧模式下,稳定的短程会在40个周期内迅速转化为全程。确定了在人工强化的挂膜方式下,ZH新型高效生物硝化菌填料为今后IBGS-SBR系统的最优填料。通过试验配水的调整,实现了聚磷菌的富集,并通过增加好氧时间和减少排水前沉降时间完成了其颗粒化过程。通过厌氧-缺氧-好氧和厌氧-缺氧两阶段的驯化,使体系中反硝化聚磷菌不断富集,最终成为优势菌种。在完成前期准备的各项工作后,对自行设计的反应器进行了阶段性调试,试验数据证明：从整体的工艺操作、反应时间、能量消耗等方面上部好氧,下部缺氧的运行方式具有显着优势,在对生活污水中营养物的去除方面较先厌氧后好氧,最后整体缺氧的运行方式相比也有一定的优势,氨氮的去除率达到83.4%-98.7%,磷的去除率为75.0%-86.7%。根据实际运行中出现的问题,及时对反应器进行调整,使IBGS-SBR系统达到更好的同步脱氮除磷效果。
杨国靖[4]2005年在《单级SBR系统好氧颗粒污泥实现同步除磷脱氮及其微生物机理的研究》文中研究指明水环境污染的主要特征是水体的有机污染和富营养化,特别是以氮、磷等营养物质造成的水体富营养化已导致了水环境质量的严重恶化,因此以控制富营养化为目的的氮、磷去除已成为各国主要的奋斗目标,研究高效、经济的污水除磷脱氮工艺和方法也成为世界各国污水处理领域普遍关注的热点。 本课题立足于国内外好氧颗粒污泥和生物除磷脱氮研究的最新成果,以普通絮状活性污泥作为接种污泥,在序批式反应器中采用逐渐减少污泥沉降时间的方法造成选择压,培育出了好氧颗粒污泥。在成功培养好氧颗粒污泥的基础上,通过对SBR反应系统运行参数进行调控,深入研究了好氧颗粒污泥同步除磷脱氮的影响因素及去除效果,并对其微生物学机理进行了探讨。 实验结果表明,通过提高COD负荷,逐步减小沉降时间造成选择压,可促进颗粒污泥的形成和累积。成熟期的颗粒污泥形态完整、结构致密、表面光滑、外观呈橙黄色,为近似圆形或椭圆形小颗粒,粒径大多在0.5～1.0mm,污泥体积指数SVI为27.0ml/g,MLSS为6800mg/L。颗粒污泥具有良好的沉降性能、较高的生物相浓度、较好的水力强度,而且颗粒污泥中的微生物种群具有多样化,所形成的微生物生态系统更稳定,抗外界干扰及自身恢复调节能力较强。 为实现同步除磷脱氮,以好氧颗粒污泥为研究对象,通过对SBR反应系统运行参数进行调控,在温度为25℃、pH值为7～8,厌氧反应80～90min、好氧反应240min、曝气阶段的DO为1～2mg/L、SRT为20d的运行条件下进行了研究。该系统连续运行四个月的结果表明,系统处于稳态时好氧颗粒污泥对氮、磷和有机碳具有非常稳定的去除效果。当进水氨氮、磷和乙酸碳浓度分别为25～50mg/L,8～15mg/L和100～180mg/L,系统MLSS、MLVSS分别为7.0g/L、6.4g/L时,颗粒污泥对氨氮、总无机氮、磷、乙酸碳的平均去除率分别达到97.8%、89.7%、96.8%、98.8%。同时大量反硝化聚磷菌与硝化菌在颗粒污泥中共存并富集,反硝化聚磷菌占全部聚磷菌的比率达到73.1%。更为重要的是反硝化聚磷菌在吸磷的同时可以进行反硝化脱氮,利用其体内PHB的“一碳两用”来实现同步除磷脱氮,不仅解决了反硝化细菌和聚磷菌对碳源需要的矛盾,达到了节省废水中的有机碳源和节省能源的双重目的,而且减少了剩余污泥量,这对低C/N比废水的同步除磷脱氮是非常有利的,无疑会对污水生物除磷脱氮的工程实践产生深远影响。
张磊[5]2015年在《盐度和苯胺对序批式反应器性能影响的研究》文中研究指明本文以序批式活性污泥反应器(SBR)和序批式生物膜反应器(SBBR)为研究对象,分别研究了进水盐度和苯胺浓度变化对序批式生物反应器性能、微生物活性和微生物产物特性的影响。(1)在进水盐度由0.6%逐渐增加到2.5%的过程中,SBR运行稳定后出水COD和氨氮去除率受盐度的影响很小,NO2-N浓度在1.2%盐度时偏高,NO3-N浓度可忽略,系统实现了良好的短程硝化反硝化。系统内活性污泥的比耗氧速率(SOUR)、脱氢酶活性(DHA)、比氨氧化速率(SAOR)、比硝酸盐还原速率(SNANR)和比亚硝酸盐还原速率(SNINR)均随盐度的提高而下降,而且SAOR比SNANR和SNINR的下降幅度大。紧密粘附胞外聚合物(TB-EPS)中各组分含量始终高于溶解性微生物产物(SMP)和松散附着胞外聚合物(LB-EPS)中各组分含量。在TB-EPS中蛋白质含量远超出多糖和腐殖质含量,SMP和LB-EPS中多糖含量均较低,TB-EPS中多糖含量随盐度的提高而升高。(2)在进水盐度由0.6%逐渐增加到2.5%的过程中,SBBR运行稳定后出水COD去除率受盐度的影响很小,氨氮去除率在2.5%盐度时明显下降,出水NO2-N浓度在1.2%浓度时偏高,N03--N可忽略,在曝气阶段均实现了短程硝化。系统内悬浮污泥和生物膜的SOUR和DHA均在1.2%盐度时明显下降,SAOR、SNANR和SNINR均随盐度的提高而下降,其中SAOR下降幅度最大,导致2.5%盐度时系统出水氨氮浓度上升至17.5 mg/L。悬浮污泥和生物膜的SMP中多糖和蛋白质含量都很低可忽略不计。悬浮污泥的LB-EPS中的蛋白质含量随盐度的提高而下降；TB-EPS中的多糖和腐殖质含量随盐度的提高而增加,蛋白质含量在1.2%盐度下最低。生物膜的LB-EPS和TB-EPS蛋白质和腐殖质含量随盐度的提高先下降后升高,LB-EPS中多糖含量可忽略,TB-EPS中多糖含量随盐度的提高而增加。(3)在进水苯胺浓度由12 mg/L逐渐增加到80 mg/L的过程中,SBR运行稳定后,出水COD浓度都在45 mg/L左右,氨氮去除率在80 mg/L苯胺浓度时明显下降,由89%下降至48%。苯胺在曝气阶段均能快速完全降解,完全降解所需时间随进水苯胺浓度的提高而延长。系统出水NO3--N可忽略,苯胺浓度为50 mg/L时亚硝酸盐反硝化菌受到抑制,出水N02--N浓度高达9 mg/L。活性污泥的SOUR、DHA、SNANR和SNINR均随苯胺浓度的提高先降低后升高,SAOR随苯胺浓度的提高而降低,在80 mg/L苯胺浓度时降至2.8 mg/(h·gVSS),导致出水氨氮浓度很高。TB-EPS中的各组分含量均明显高于SMP和LB-EPS中的各组分含量,其中SMP中的多糖含量很低,蛋白质和腐殖质含量随苯胺浓度的提高而升高；LB-EPS中的多糖和腐殖质含量都不超过1.5 mg/gVSS,蛋白质含量随苯胺浓度的提高先升高后降低；TB-EPS中的各组分含量随苯胺浓度的提高均是先升高后降低,但变化幅度不大。(4)在进水苯胺浓度由12 mg/L逐渐增加到80 mg/L的过程中,SBBR运行稳定后,出水COD浓度均约45 mg/L,氨氮去除率随苯胺浓度的提高由51%增加到62%。苯胺在曝气阶段均能快速完全降解,完全降解所需时间随进水苯胺浓度的提高而延长。在曝气阶段系统的亚硝氮累积率都很高,并且随苯胺浓的提高亚硝氮累积率逐渐下降,出水N03--N和NO2-N浓度均低于1.5 mg/L,实现了良好的短程硝化反硝化。悬浮污泥和生物膜的DHA随苯胺浓度的提高均是先升高后降低。悬浮污泥的SOUR随苯胺浓度的提高逐渐增大,而SNANR和SNINR随苯胺浓度的提高均是先降低后升高。生物膜的SOUR、SNANR和SNINR随苯胺浓度的提高先降低后升高。悬浮污泥的SMP中蛋白质和腐殖质含量随苯胺浓度的提高而增加；LB-EPS中多糖和蛋白质含量随苯胺浓度的提高均是先升高后下降；TB-EPS中的蛋白质和腐殖质含量随苯胺浓度的提高而下降。生物膜的LB-EPS的蛋白质和腐殖质含量随苯胺浓度的提高而下降,多糖含量在50 mg/L苯胺浓度时最大为5.3 mg/g VSS; TB-EPS中的各组分含量均较高,并且随苯胺浓度的提高而下降。
张英慧[6]2008年在《SBR短程硝化反硝化处理模拟高氨氮废水的试验研究》文中指出短程硝化反硝化是指NH4+氧化为NO2-后即被还原为N2,省去了NO2-→NO3-和NO3-→NO2-的反应过程,从理论上计算此工艺与传统脱氮工艺相比具有以下优势:(1)在硝化阶段可节约25%左右的需氧量,降低了能耗;(2)在反硝化阶段减少了约40%的有机碳源,降低了运行费用;(3)NO2--N的反应硝化速率通常比NO3--N的反硝化速率高63%左右;(4)减少了50%的污泥产量;(5)反应器容积可减少30%～40%左右;(6)可减少投加碱度和外碳源投量。本文采用SBR反应器,研究了短程硝化的影响因素及叁种不同短程硝化反硝化工艺的运行参数调控及脱氮效果;并建立了短程硝化、短程反硝化的动力学模型。试验结果表明:1)在SBR反应器内,控制温度为室温(25℃左右)、pH值为7.5～8.6、DO在2.0mg/L的条件下,逐步提高进水氨氮浓度由50~450mg/L。经过39d驯化后,系统内形成了稳定的全程硝化(NH4+→NO2-→NO3-),氨氮转化率在99%以上。2)在SBR进入稳定的全程硝化状态后,通过控制低溶解氧在SBR反应器内成功实现了短程硝化。研究结果表明:DO在0.3～1.0mg/L条件下,进水氨氮浓度维持在450mg/L,很快实现了短程硝化。氨氮转化率在98%左右,亚硝酸积累率稳定在80%以上。3)在SBR进入稳定的全程硝化状态后,通过改变投加碱量(以CaCO3计)SBR反应器内实现了短程硝化。研究结果表明:进水氨氮浓度维持在450mg/L,投加23.81g的CaCO3,很快实现了短程硝化。氨氮转化率在98%以上,亚硝酸积累率稳定在85%以上。4)在SBR进入稳定的全程硝化状态后,通过改变DO和pH值在SBR反应器内成功实现了短程硝化。与荷兰Delft大学开发的SHARON工艺相比,更适合实际工程推广应用。5)在SBR反应器内,采用不同回流比(50%、80%)条件下,研究A/O工艺、A/O/A(内碳源)/O工艺、A/O/A(外碳源)/O工艺的脱氮效果。试验结果表明:A/O工艺在回流比80%情况下脱氮效果好,总氮去除率为40.3%;A/O/A(内碳源)/O工艺在回流比50%情况下脱氮效果好,总氮去除率为45.8%;A/O/A(外碳源)/O工艺在回流比50%情况下脱氮效果好,总氮去除率为66.6%。6)通过对短程硝化进行动力学分析,推导出短程硝化阶段的动力学方程,并经过大量实验数据分析,求出其动力学参数。所得动力学方程如下:7)通过对短程反硝化进行动力学分析,推导出短程反硝化阶段的动力学方程,并经过大量实验数据分析,求出其动力学参数。所得动力学方程如下:说明本实验中,由于反应起始和反应过程中COD和NO2- -N浓度远大于饱和常数,所以短程反硝化反应近似于零级反应,亚硝酸盐氮和有机物浓度对反硝化速率影响很小,反硝化速率仅是温度和pH值的函数。
谢丽清[7]2011年在《序批式生物膜反应器处理味精废水强化脱氮的试验研究》文中指出本文通过向传统SBR反应器(Sequencing batch reactor)投加生物改性悬浮填料,形成序批式生物膜反应器(Sequencing batch biofilm reactor, SBBR)。主要研究了悬浮填料的挂膜规律及微生物的变化情况,对SBBR反应器处理味精废水中的有机物、NH4+-N及TN的去除效率与普通SBR反应器进行对比,着重研究了部分控制因素对序批式生物膜反应器处理效能的影响,并确定其最佳控制范围。此外为强化脱氮进行前置反硝化试验,进一步对运行方式进行优化研究,这些研究对味精废水生物处理有一定的理论指导意义。研究结果主要如下：1.成功的完成了序批式生物膜反应器的启动,即生物膜的挂膜培养。在温度为18-25℃、pH为7.0～8.0、DO=2.0～3.0mg/L的条件下,接种好氧活性污泥,利用味精废水进行培养。填料投配率为40%,稳定运行6周后挂膜成熟,成熟生物膜厚约0.5-1.0mm,生物膜量达32-35mg/g,即可使反应器增加近2000mg/L的附着生物膜量。2.对比了悬浮填料SBR与传统SBR对各污染物的处理效果,研究了反应过程DO、pH的变化,结合试验数据分析了COD容积负荷、MLSS、SRT等对悬浮填料活性污泥系统的影响。结果表明：HRT=25h, DO=2.0～3.0mg/L,试验水温为17.5-21.8℃条件下运行,SBBR系统的COD去除率比传统SBR系统高约2-3%,SBBR系统的TN平均去除率高于SBR系统11%,而且前者的反硝化效果更加稳定。控制微生物总量保持在5000mg/L左右,悬浮态与附着态的比值约为2.0,悬浮态污泥SRT为10-15d是最适宜的。3.研究了SBBR系统前置反硝化运行处理味精废水的效能,并对运行方式进行优化研究。优化试验发现：在HRT=20h, DO=1.2～1.8mg/L,设前置缺氧搅拌2h,有利于生物膜对碳源的吸附存储,使系统的TN去除率提高3.8%。好氧段曝气6h,其中前3h曝气量为500L/h,把曝气后3h的曝气量调整为250L/h,系统能取得最佳的脱氮效果,COD、TN的平均去除率分别达90%及82%。
孟佳[8]2013年在《养猪废水厌氧消化液的亚硝化调控与功能微生物分析》文中指出养猪废水是一种高浓度有机废水，经厌氧消化后，其出水仍会残留较高的化学需氧量（COD）和氨氮（NH_4~+-N），不能向环境中排放，需要作进一步的处理。对于消化液中的COD，可采用常规好氧活性污泥法得到有效去除，但其脱氮问题至今仍未能得到很好解决。本研究以序批式活性污泥反应器（SBR）的运行为基础，探讨了温度、氨氮负荷（NLR）、曝气时间和曝气量对活性污泥系统处理养猪废水厌氧消化液的短程硝化特征的影响。研究表明，在28℃和15℃条件下，将溶解氧控制为1.0～2.0mg/L时，SBR系统均能实现良好的短程硝化功能。但在15℃条件下，氨氮去除率和亚硝酸盐积累率（NAR）较28℃均有显着下降，分别从71.1%和96.7%降低到了52.8%和85.4%。在28℃条件下，氨氮负荷由0.56kg/(m~3·d)大幅提高到2.18kg/(m~3·d)后，SBR系统的氨氮去除率显着降低为48.6%，但NAR仍然高达96.8%，保持了良好的短程硝化性能。NLR较高时，可适当延长曝气时间以强化SBR系统的氨氮氧化能力，但曝气时间过长，则会导致大量NO_2~--N的氧化，NAR显着下降。氨氮负荷较高时，提高曝气量不仅能够提高NH_4~+-N的去除率，也可以保持系统的短程硝化效能，曝气量为0.2L/min和0.4L/min时，NH_4~+-N的平均去除率分别为61.8%和68.9%，NAR均维持在95%左右。本研究采用PCR-DGGE技术对SBR短程硝化反应系统中的微生物菌群构成及其生物多样性进行了初步分析。结果表明，SBR反应系统中的氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌丰富多样，为系统在各种受试条件下保持良好短程硝化能力奠定了生物学基础。氨氧化菌属主要有亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）和硝酸菌属（Nitrobacter）；亚硝酸盐氧化菌更加丰富，包括不动杆菌属（Acinetobacter）、节杆菌属（Arthrobacter）、赖氏菌属（Leifsonia）等。氨氧化菌在系统温度由28℃降为15℃，以及曝气时间和曝气量发生变化时，种群的丰度会有所改变，但群落结构并没有发生显着变化，使SBR系统在各种受试条件下均保持了良好的氨氧化功能。对亚硝酸盐氧化菌的检测分析表明，各种受试条件对系统中的硝酸盐氧化菌群结构的影响有限，但发现某些菌种只在氨氮负荷较低时出现，氨氮负荷较高时其优势度则会显着降低。
吕心涛[9]2017年在《游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)对亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性的影响试验研究》文中研究说明生物脱氮技术是去除污水中氮污染的主要途径之一,其主要包括传统生物脱氮和短程生物脱氮,与传统生物脱氮技术相比,短程生物脱氮技术在曝气量和碳源投加量节省方面处于明显优势,因此短程生物脱氮技术是目前研究生物脱氮技术的热点。生物脱氮硝化过程的顺利实现主要是通过氨氧化菌(AOB)和亚硝酸氧化菌(NOB)两种菌属的氧化作用,利用两类菌属的生理特性差异,通过外部环境条件的控制,可以有效的将硝化过程控制在亚硝化阶段,从而达到实现短程硝化的目的。研究表明,游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)对NOB活性均存在抑制作用。目前,关于FA和FNA对NOB活性的抑制研究主要是在温度和pH值恒定,通过改变进水NO1-N浓度和NH4+-N浓度,进而实现不同的FA和FNA浓度,进一步研究FA和FNA对NOB活性的影响,也有研究是在AOB和NOB均存在的情况下,研究FA和FNA对NOB活性的抑制影响。但缺乏在温度、pH值和NO2--N浓度或者NH4+-N浓度均变化的情况下,研究FA和FNA对NOB活性的影响研究。采用模拟废水,控制适宜NOB生长的环境条件,实现NOB的培养富集,主要获得以下结论:(1)整个试验过程获得良好的NO2--N氧化效果。在SBR系统中采用恒定曝气量的方式,随着硝化开始NO2--N浓度的逐渐增加(10～700 mg/L),每个周期硝化结束NO2-N浓度均低于9.8mg/L,平均值均小于4.8mg/L,NO2--N氧化率均大于97.5%,平均值均大于98.6%;(2) NO2--N氧化量始终大于或等于NO3--N产生量。随着硝化开始NO2--N浓度的逐渐升高,NO2--N氧化量和NO3--N产生量均呈升高变化趋势,其值分别由11.2 mg/L和10.1 mg/L逐渐升高至696.1 mg/L和645.2mg/L,η值始终在1～1.3范围内;(3)NOB活性先维持不变后逐渐升高。随着硝化开始NO2--N浓度的逐渐升高,NiOR值和NaPR值均呈先维持平稳后逐渐升高的变化趋势,其值分别由11.3 mg/(L·h)和10.1 mg/(L h)逐渐升高至 112.1 mg/(L h)和 103.4 mg/(L h);(4)维持曝气量恒定,以NaNO2为唯一能源,通过改变进水NO2-N浓度梯度,经过周期的运行,系统可以实现NOB的富集。在整个典型周期内,NO2--N浓度与系统反应时间呈线性关系,其相关度R2为0.997,根据Monod方程,可判断此反应为零级反应,可进一步表明在此典型周期内,NO2--N降解速率始终以最大速率进行降解。基于NOB成为优势菌的活性污泥为研究对象,进水采用模拟废水,控制适宜条件,考察FNA对NOB的活性的抑制影响,主要获得以下结论:(1)低 FNA 浓度(FNA=0.004 mg/L～0.178 mg/L)下,FNA 对 NOB 的硝化性能具有促进作用,当FNA浓度为0.191 mg/L时,FNA开始抑制NOB的硝化性能,并且随着FNA浓度的升高,FNA对NOB的硝化性能的抑制作用更加明显,当FNA=0.702 mg/L时,NOB硝化性能被完全抑制;(2)低 NO2--N 浓度(8.95mg/L～1993.2mg/L)下,NO2--N 对 NOB 活性具有促进作用,在NO2-N浓度升高至2738.8 mg/L时,NOB活性开始被抑制,随着NO2--N浓度进一步升高至6274 mg/L时,NOB活性并未被完全抑制;(3) NO2--N并不是NOB的基质底物,FNA才是NOB真正的基质底物;(4)基质抑制动力学模型Luong模型更加适合描述FNA对OUR和SOUR的抑制动力学影响;基质抑制动力学模型Han-levanspiel模型更加适合描述FNA对SNaPR和SNiOR的抑制动力学影响;(5) OUR、SOUR、SNaPR和SNiOR均可表征NOB活性的变化规律;基于以NOB成为优势菌的活性污泥为研究对象,进水采用模拟废水,控制适宜条件,考察FA对NOB的活性的抑制动力学影响,主要获得以下结论:(1)整个试验过程中,每个周期NH4+-N浓度始终维持不变,系统活性污泥中不存在 AOB ;(2) NH4+-N并不能对NOB活性产生影响,FA才是对NOB活性产生影响的因素;(3)在低FA浓度(FA=0mg/L～3.41 mg/L)下,FA既不能抑制也不能促进NOB的活性,而在FA浓度为4.39 mg/L时,FA开始对NOB的活性产生抑制作用,当FA浓度升高至22.21 mg/L时,FA对NOB的活性完全抑制;(4) Vadivelu提出的非基质抑制动力学方程更加适合描述FA对NOB活性的抑制动力学影响。
薛通[10]2009年在《污泥水解耦合短程硝化反硝化的脱氮特性研究》文中进行了进一步梳理随着水体中氮污染问题的日益严重,水体中氮排放指标的日益严格化,而传统生物脱氮处理工艺在处理低C/N比废水而又没有外加碳源时很难达到理想的处理效果。因此,开发能够节省有机碳源、剩余污泥排放量少、能耗低的新型生物脱氮工艺成为当今研究的重点,短程硝化反硝化脱氮工艺作为其中的代表,在科学研究和工程应用过程中正逐渐受到广泛的关注。本课题采用污泥厌氧水解与SBR短程硝化反硝化耦合工艺处理实际低C/N比生活污水为研究主体,考察污泥厌氧水解、SBR内的全程硝化反硝化、短程硝化反硝化及污泥厌氧水解与短程硝化反硝化耦合处理工艺对低C/N比城市污水脱氮效果,得出的主要结论如下:(1)污泥厌氧水解段采用较短的时间(10 h)控制,水解温度控制在33～35℃,不调节pH值,当接种污泥浓度为5000 mg/L左右时,污泥经过厌氧水解后水解上清液中COD平均浓度为680 mg/L,比未水解前平均增加了560 mg/L,其C/N比由水解前的小于5提高到水解后的12.0左右,可以得到较高C/N比的水解液。(2)本实验通过提高反应器前两个周期进水中NH_4~+ -N的浓度,控制FA浓度在25mg/L左右,不调节pH值,在反应启动阶段的前两个周期中排泥,控制SRT在10 d左右,在30～35℃和18～25℃时均可以在6 d内快速启动短程硝化反硝化工艺。亚硝化成功启动后,短程硝化分别在DO浓度为3.5～4.5 mg/L和6.5～7.5 mg/L两种条件下均能实现稳定运行,同时较长的SRT(＞60 d)未对短程硝化的稳定运行产生影响,NO_2~-N/NO_x~--N比值稳定的保持在80%以上。(3)在30～35℃及18～25℃条件下的实验结果表明:短程硝化反硝化在处理低C/N比城市污水时其出水中COD浓度分别为35.39 mg/L和39.36 mg/L,但是分别比相同条件下全程硝化反硝化工艺出水COD浓度高2.7 mg/L和8.5 mg/L;出水TN平均浓度分别为17.96 mg/L和18.70 mg/L,其TN处理效果要优于相同反应条件的全程硝化反硝化工艺。为了进一步提高短程硝化反硝化工艺的脱氮效率,利用污泥厌氧水解产物替代10%进水,两工艺联合后控温时出水TN平均浓度为13.39 mg/L,室温结合工艺出水中的TN浓度在13.76 mg/L左右。
参考文献：
[1]. 序批式活性污泥（SBR）系统内的短程硝化及特性试验研究[D]. 李斌. 西安建筑科技大学. 2004
[2]. 微氧序批式反应器处理模拟生活污水实验研究[D]. 吕俊英. 太原理工大学. 2008
[3]. 序批式生物膜—颗粒污泥系统同步脱氮除磷研究[D]. 穆德颖. 东北林业大学. 2010
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[5]. 盐度和苯胺对序批式反应器性能影响的研究[D]. 张磊. 中国海洋大学. 2015
[6]. SBR短程硝化反硝化处理模拟高氨氮废水的试验研究[D]. 张英慧. 长安大学. 2008
[7]. 序批式生物膜反应器处理味精废水强化脱氮的试验研究[D]. 谢丽清. 郑州大学. 2011
[8]. 养猪废水厌氧消化液的亚硝化调控与功能微生物分析[D]. 孟佳. 哈尔滨工业大学. 2013
[9]. 游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)对亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性的影响试验研究[D]. 吕心涛. 兰州交通大学. 2017
[10]. 污泥水解耦合短程硝化反硝化的脱氮特性研究[D]. 薛通. 大连理工大学. 2009
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