康淑琴[1]2008年在《短程硝化—厌氧氨氧化工艺处理高氮废水的研究》文中指出短程硝化-厌氧氨氧化脱氮技术是根据短程硝化反应及厌氧氨氧化反应开发的新型脱氮技术,具有不需外加碳源、运行费用低、节省供氧量及能耗等优点,国内外学者曾对其进行大量的实验、理论分析和应用研究,取得一些研究成果。本研究在总结前人研究成果的基础上,利用模拟废水启动短程硝化和厌氧氨氧化反应器,对短程硝化和厌氧氨氧化反应过程影响因素及其适宜的控制范围进行了研究,其中相关因素有氨氮负荷、pH、有机物、溶解氧(DO)和污泥龄等,同时评估了短程硝化反应器与厌氧氨氧化反应器组合成新型脱氮系统的可行性、得出该系统的脱氮效率,最后研究了该工艺处理污泥压滤液的脱氮情况。主要研究结果如下:1)采用完全混合悬浮生长活性污泥法工艺,进水为自配模拟废水,控制温度为30±0.5℃,pH值为7.8-8.2,DO浓度为1.0-1.5mg/L,HRT=1.25d,每隔1d回流部分活性污泥,在进水NH_4~+-N浓度为210mg/L,COD浓度为300mg/L条件下,经过80d运行成功实现了短程硝化,亚硝化积累率达95%以上。2)DO宜控制在1.0-1.5mg/L之内,过高或过低都不利于实现稳定的短程硝化反应。本试验的进水水质条件下,污泥龄(SRT)宜控制在2-3d;同时oH值维持在8-9时,有利于实现稳定的短程硝化。试验过程中,提高NH_4~+-N浓度至420mg/L时,反应器仍然保持较高的亚硝化积累率,出水NO_3~--N很低或几乎检测不到,说明较高NH_4~+-N负荷对亚硝化菌的影响不大,但是会严重影响硝化菌的活性和数量。3)为实现匹配后续厌氧氨氧化的短程硝化反应,将反应器内DO控制在0.5-1.0mg/L以内,适当减少回流污泥量,同时增大进水流速,将HRT提高至1d,加快反应器内污泥更新程度。经过20多天运行,成功实现了稳定的匹配厌氧氨氧化反应的短程硝化反应,出水NH_4~+-N和NO_2~--N浓度平均值分别为71.29mg/L和89.01mg/L,NO_2~--N浓度与NH_4~+-N浓度的比值一直维持在1.25左右。4)将硝化污泥接种到上流式厌氧生物膜反应器,采用含氮模拟废水,在进水pH值为8.0、温度为30±0.5℃的条件下运行120d,成功启动了实验室规模的ANAMMOX反应器,总氮容积负荷为0.109kg/(m~3·d),NH_4~+-N和NO_2~--N去除率分别为86.68%和96.04%,NH_4~+-N去除量、NO_2~-N去除量及NO_3~--N的生成量比值为1:1.16:0.30。5)ANAMMOX反应器启动成功后具有较强的处理高氮废水的能力。进水NH_4~+-N和NO_2~--N浓度升高至250mg/L,即总氮浓度为500mg/L时,NH_4~+-N、NO_2~--N的去除率以及总氮去除率平均值可达74.84%、86.33%和69.74%。当进水NH_4~+-N和NO_2~--N浓度升高至300mg/L,即总氮浓度为600mg/L时,NH_4~+-N、NO_2~--N去除率的平均值分别下降至66.90%、77.22%,总氮去除率平均值下降至62.1%,初步判断是由于氨氮负荷过大引起反应器内NO_2~--N积累而导致厌氧氨氧化反应受到抑制。6)ANAMMOX反应器的HRT不宜过低,要保证反应器出水NH_4~+-N满足污水排放一级标准,HRT不宜低于10h。HRT保持在20-25h以内时,能使反应器出水取得较好效果,总氮去除率能保证在80%以上,各基质去除率达到90%以上。7)当采用模拟废水对短程硝化-厌氧氨氧化工艺进行研究时。在进水COD为300mg/L,NH_4~+-N浓度为210mg/L的情况下,COD总去除率的平均值为84.25%,NH_4~+-N、总氮的平均去除率分别为93.23%、87.06%,整个过程运行稳定。当采用污泥压滤液作为整个工艺的进水时,也取得较好的去除效果。经过约29d的运行,整个工艺脱氮效果达到稳定,总氮去除率平均值为87.16%,出水中NH_4~+-N、NO_2~--N、NO_3~--N平均浓度分别为13.86mg/L、8.95mg/L、2.55mg/L,氨氮含量完全可以达到国家排放标准,表明该脱氮工艺在技术上是可行的。
王衫允[2]2016年在《低氨氮浓度厌氧氨氧化工艺强化及颗粒污泥菌群特性研究》文中提出水体富营养化日益严重,对污水进行脱氮处理已成为社会发展的必然要求。然而,常规生物脱氮污水处理行业具有资本、能源密集型缺点。因此,开发新型经济高效无污染的生物脱氮工艺技术是当今污水处理领域的研究热点。厌氧氨氧化作为一种新型的微生物氮转化途径,被国内外专家评价为节能无污染的新型可持续发展污水生物处理技术。国内外对厌氧氨氧化的研究和工艺应用仍局限于高氨氮(>500 mg N/L)污水脱氮处理领域,在排放量巨大、处置费用高的低氨氮城市污水(<100 mg N/L)中的研究报道都还比较少。本研究围绕低氨氮浓度厌氧氨氧化展开,以工艺强化及相应的颗粒污泥菌群特性为主要研究内容,探索厌氧氨氧化过程在常规工艺普通城市污水处理系统的脱氮功能及自然规律特征,在此基础上,进一步研究厌氧氨氧化在低氨氮城市污水处理系统中菌种富集、功能强化和工艺运行。同时,利用Mi Seq高通量测序技术分析关键颗粒化阶段菌群结构演替规律并比较不同工艺研究中微生物特征差异。本研究结果将为推动低氨氮城市污水低耗高效脱氮新技术的发展,提供基础数据和理论指导。通过对常规工艺城市污水系统的季节性取样研究表明,厌氧氨氧化菌广泛分布于城市污水处理系统的各级构筑物(但以活性污泥池为主)中,厌氧氨氧化菌丰度为105-107 copies/g VSS,速率为0.08-1.20μmol N/(g VSS·h),对氨氧化的贡献率为0.11-16.3%,对系统年平均脱氮贡献率为2.1-6.6%(1-194.3 t N/yr),且夏季丰度和速率表现均高于冬季。在污水处理系统中的厌氧氨氧化菌生物多样性很低,Brocadia是主导菌属,在与硝化微生物的耦合作用中,AOB较AOA有能力提供更多的底物NO2-,而NOB菌种Nitrospira可能是底物NO2-更强大的竞争者;另外,厌氧氨氧化表现主要受微生物群落结构、温度、SRT、COD等环境因素的综合影响,但非关键制约因子,其中,厌氧氨氧化菌hzs B功能基因丰度、速率与脱氮功能两两之间呈极正相关关系。表明厌氧氨氧化菌具有强鲁棒性,使其有能力广泛分布并作用于污水生物脱氮处理过程。为了有效提高厌氧氨氧化脱氮功能,本论文将常规污水处理工艺的剩余污泥以颗粒污泥的形式进行培育。结果表明,经200d成功培育以0.5-0.9mm粒径为主的颗粒污泥(颗粒化程度93.7%)。粒径阶段>0.5mm后,实现了厌氧氨氧化菌的快速提高,0.5-0.9mm粒径出现厌氧氨氧化丰度、活性和多样性的最优表现,丰度达1011 copies/g VSS,是种泥的104-5倍,活性也达自然系统的最高水平;但颗粒化使菌群多样性变低,但均以Brocadia为主。说明合理控制颗粒化程度,保证最佳传质效能,才能有效维持厌氧氨氧化的高效表现。另外,丰富的EPS为厌氧氨氧化颗粒污泥形成的关键因素之一,蛋白质为所有EPS分层的主要成分,主要为铬氨酸和色氨酸,占EPS总量的58.9%;绝大部分EPS为TB-EPS,占EPS总量的77.1%。接种已培育成熟厌氧氨氧化颗粒污泥,成功启动处理模拟污水的Amx-UASB连续流反应器和处理实际污水的Amx-SBR间歇式反应装置。Amx-UASB反应器接种污泥发生解体和发育,粒径范围变为0-2.5mm,可抗187.2 L/d流量负荷和144 L/d波动振幅的冲击;Amx-SBR接种污泥颗粒多数发生解体,但经颗粒重塑后以0.2-0.9mm粒径为主;采用实时控制策略20d快速实现短程硝化,NO2-积累率高于90%,但PN-SBR的不稳定期导致Amx-SBR中反硝化菌群竞争作用增强,稳定的短程硝化及适宜的基质比进水是厌氧氨氧化工艺启动及稳定运行的核心问题。另外,Amx-SBR具有最高的生物多样性表现,该装置和Amx-UASB中的功能菌均为Brocadia,Nitrosomonas和Nitrospira为主要硝化菌群,与厌氧氨氧化菌构成基于空间和底物的共生或竞争关系;PN-SBR虽然处理实际污水,但其菌群多样性最低,功能菌为Nitrosomonas,占全部菌群的17.2%,Nitrospira仅占0.01%。厌氧氨氧化颗粒污泥复杂又稳定的微生态结构实现了其对低氨氮生活污水低耗高效的脱氮功能。
徐庆云[3]2007年在《厌氧氨氧化细菌的富集培养及其影响因素的试验研究》文中研究说明厌氧氨氧化技术是目前已知的最经济的生物脱氮方法，与传统的硝化反硝化技术相比具有需氧量低、运行费用低和不需外加碳源等优点。但厌氧氨氧化细菌的难培养性制约了其工程应用的发展。本文通过对从普通污泥中筛选培养出的厌氧氨氧化污泥的富集培养以及对休眠的厌氧氨氧化污泥活性恢复的研究，探讨如何更好地解决处理工艺中Anammox活性污泥泥源难获得的局面。同时考察了基质浓度、温度、pH值等因素对厌氧氨氧化反应的影响，还研究了反应过程的动力学。这些研究将有助于更好地指导工艺的运行。本试验采用的废水为人工配水。本研究成功地对好氧接种污泥经过自养菌筛选后得到的污泥进行了厌氧氨氧化细菌的富集培养。富集试验中，在进水高浓度条件下，采用分批进水的方式较好。经过60多天的培养，系统达到的最高总氮负荷为0.357kgN／(m~3·d)，且总氮去除率稳定在92％以上。对休眠的厌氧氨氧化污泥进行了活性恢复的研究。试验表明，保存得当的厌氧氨氧化污泥是可以恢复高效厌氧氨氧化反应能力的，在23天内就恢复了厌氧氨氧化活性。污泥活性恢复试验中，集中进水的方式是适宜的，而不同的负荷对厌氧氨氧化污泥的活性恢复是有影响的，控制反应器容积负荷为0.039KgN／(m~3·d)时，对应起始污泥负荷2.04×10~(-5)KgN／(gMLSS·d)，起始进水基质浓度为150mgNH_4~+ -N／L和180mgNO_2~--N／L是比较合适的。同时，向反应器中短暂添加适量的反应中间产物羟胺是有利于反应进行的，能更好地促进厌氧氨氧化污泥活性的恢复和提高。通过试验发现，不同的基质浓度对厌氧氨氧化的反应速率是有影响的。厌氧氨氧化反应适宜的温度在30℃～40℃之间，且试验得到厌氧氨氧化反应活化能Ea为68.7KJ／mol，属于对温度变化比较敏感的反应类型。在本试验条件下，厌氧氨氧化反应的适宜pH范围在8.0～8.5之间，最适宜的pH值为8.0。研究发现，本系统内的厌氧氨氧化反应，用Monod模式可以较好地描述其底物降解过程，且在该模式条件下，得到氨氮降解动力学参数为Ks=18.23mg／L，k=16.81mg／(L·h)；亚硝酸盐降解动力学参数是Ks=29.95mg／L，k=22.17mg／(L·h)。不同温度下，厌氧氨氧化反应的动力学常数及其反应速率是不同的，本试验分别得到了系统在25℃、30℃、35℃、40℃下的动力学反应常数。本文对厌氧氨氧化细菌进行了初步的FISH检测试验，为下一步的试验提出了建议。
王亚宜, 黎力, 马骁, 林喜茂, 潘绵立[4]2014年在《厌氧氨氧化菌的生物特性及CANON厌氧氨氧化工艺》文中研究指明厌氧氨氧化(ANaerobicAMMonium OXidation,缩写为ANAMMOX)指的是在缺氧条件下以亚硝酸盐为电子受体将氨氧化为氮气的过程.该过程由一类独特的、被称为"厌氧氨氧化菌"的专性厌氧微生物催化完成.作为细菌域浮霉菌门的成员,厌氧氨氧化菌具有与普通原核细菌显着不同的细胞结构;更重要的是,厌氧氨氧化在氮循环中扮演重要角色,并在污水处理领域显示出良好的应用潜力:厌氧氨氧化联合短程硝化非常适合处理高氨氮低碳废水.在一段式的CANON(Completely Autotrophic Nitrogen removal Over Nitrite)厌氧氨氧化工艺中,好氧氨氧化菌和厌氧氨氧化菌在氧限制的单个反应器内协同去除氨氮,这在节省反应器空间的同时对系统内功能菌群的优化调控提出了更高的要求.本文重点介绍了厌氧氨氧化菌的生物特性以及CANON厌氧氨氧化工艺的最新进展.
葛林燕[5]2008年在《厌氧氨氧化微生物培养及控制条件研究》文中认为近年来,厌氧氨氧化技术(Anaerobic Ammonium Oxidation,ANAMMOX)以其独特的优点代替传统生物脱氮技术成为当今微生物学和废水处理领域的一个研究重点。但厌氧氨氧化菌生长速率极为缓慢,对外界环境条件十分敏感,因而难以实现工程化。本文是在总结前人研究厌氧氨氧化工艺及本课题组前期实验研究成果基础上,以SBR反应器为对象,在恒定温度37±1℃下,对于恢复中的厌氧氨氧化菌做进一步的负荷提高实验,在实验条件相同的情况下,分析两种负荷提高方式(缩短水力停留时间和提高进水基质浓度)对反应器脱氮性能的影响,同时分析了高浓度基质对厌氧氨氧化活性的影响;并考察了不同接种泥源、不同筛除培养方式得到的厌氧氨氧化菌对氨氮及亚硝氮的转化比例及碳酸氢钠投加量对微生物生长和反应系统pH值的影响。主要研究结果如下:1、采用SBR装置,接种原培养的厌氧氨氧化污泥,在两个完全相同的反应器及实验条件下分析缩短水力停留时间和提高基质浓度对反应器性能的影响。通过比较氨氮与亚硝氮去除率得出,较缩短水力停留时间而言,提高进水基质浓度更易于总氮负荷的提高。2、在通过提高进水基质浓度提高负荷的过程中,反应器连续运行138天,进水总氮容积负荷由起始的0.0395kgN/m3·d逐步提高到0.11 kgN/m3·d。NH4+-N及NO2--N的去除率最高达到100%,平均为92.56%和91.91%。3、当NH4+-N浓度为405mg/L、NO2--N浓度达到540 mg/L时,两氮出水浓度均有上升,微生物活性受到抑制。根据进水基质浓度与厌氧氨氧化平均活性之间的关系曲线可以得知,该抑制主要来自于亚硝氮。4、在稳定运行的反应器中,考察由厌氧污泥厌氧筛选、好氧污泥厌氧筛选、好氧污泥好氧筛选得到的微生物对亚硝氮与氨氮的转化比例分别为1.327、1.306及1.22。叁者存在差异的主要原因在于接种污泥及培养方法不同。由厌氧污泥厌氧筛选得到的微生物对亚硝氮与氨氮的转化比值最为接近经验值1.32。5、根据厌氧氨氧化反应方程式计算得出,代谢1gNH4+合成细胞所需的碳酸氢钠量为0.325g。并通过实验分析得到在满足微生物生长所需碳源后,营养液中较高浓度的NaHCO3不会对厌氧氨氧化反应造成影响;并计算出溶液pH值与碳酸氢钠含量的关系式;同时研究得出,在pH为8.0时厌氧氨氧化活性最大。
曹雨佳[6]2008年在《ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动及运行研究》文中指出水体的氮素污染日益严重,对水生态环境和饮水安全造成极大的危害,而传统生物脱氮工艺流程长、耗氧量大、需外加碳源,导致投资和运行费用高,因而开发新的高效低耗污水脱氮工艺成为研究的热点。厌氧氨氧化(ANAMMOX)是指在厌氧条件下,厌氧氨氧化菌以亚硝酸盐氮或硝酸盐氮为电子受体,直接将氨氧化并同时生成氮气的过程,适用于低碳氮比的污水,如污泥消化液、垃圾渗滤液等。本研究利用五套相同的ASBR型反应器启动厌氧氨氧化反应器,讨论了不同接种污泥、不同的pH条件对启动厌氧氨氧化反应器的影响,以获得更快的启动厌氧氨氧化反应器的方法。结果表明,分别接种好氧硝化污泥、自养反硝化污泥和厌氧消化污泥的叁套相同的小试ASBR系统R_1、R_2、R_3,分别经过176d、170d和137d的运行,均成功起动了厌氧氨氧化反应器并稳定运行。稳定运行阶段,总氮容积负荷分别为0.15 kgN·m~(-3)·d~(-1)、0.11 kgN·m~(-3)·d~(-1)和0.075 kgN·m~(-3)·d~(-1),总氮平均去除率分别为84.81%、82.91%和77.94%。通过对启动和稳定运行阶段的比较,以好氧硝化污泥启动能较早地获得厌氧氨氧化效果,相同的培养时间内,可获得更好的处理能力。叁套相同的小试ASBR系统R_1、R_4、R_5,在不同的pH条件下分别经过176d、168d和148d的运行,均成功启动了厌氧氨氧化反应器并稳定运行。在7.9-8.2的pH条件下运行的R_1首先获得70%以上的总氮去除率并开始稳定运行,具有较高的总氮负荷(0.148kgN·m~(-3)·d~(-1))和较高的总氮平均去除率(84.81%),以及较高的污泥浓度(2.09g·L~(-1)),且在相同的培养时间内,可获得更高的处理能力。在7.2-7.55的pH值条件下运行的R_5虽然对氨氮和亚硝酸盐氮具有很好的去除效果,但出水硝酸盐氮较高,很难达到水质要求。不同的pH值对启动和运行具有较明显的影响,pH值在7.6-8.2之间均可获得较好的厌氧氨氧化活性和较好的脱氮效果,而较低pH值不利于抑制硝化菌,出水硝酸盐氮浓度较高。
张正哲, 金仁村, 程雅菲, 周煜璜, 布阿依·谢姆古丽[7]2015年在《厌氧氨氧化工艺的应用进展》文中研究指明厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation,Anammox)工艺因其高效低耗的优势,在废水生物脱氮领域具有广阔的应用前景。该工艺在实际废水处理中的应用已成为国内外的热点。本文结合厌氧氨氧化菌的生境和菌种多样性,以及厌氧氨氧化工艺形式的多样性,并对一体式和分体式工艺运行条件进行了比较,重点综述了厌氧氨氧化技术在处理各类废水中的实验室研究和工程应用情况,主要包括:污泥消化液和压滤液、垃圾渗滤液、养殖废水、味精废水、焦化废水、生活污水、粪便污水、含盐废水等废水的水质特点、研究进展和应用障碍。最后,总结厌氧氨氧化工艺在处理实际废水过程中的潜在问题,并提出今后的研究重点是深入研究厌氧氨氧化的水质障碍因子及其调控策略,并在此基础上大力开发和优化组合工艺。
吕璐[8]2017年在《铁基材料对厌氧氨氧化启动过程及微生物群落影响研究》文中研究指明厌氧氨氧化工艺作为一种新型脱氮工艺,该工艺以氨氮为电子受体,亚硝态氮为电子供体,在厌氧氨氧化菌的作用下直接生成N2,同时也因该工艺无需外加碳源、无需曝气、工艺流程短、无N2O产生等优点受到了广泛的关注。但该工艺同时也有如下的缺点:(1)厌氧氨氧化菌增长速度缓慢,其世代周期通常为11天以上,导致该工艺在实际应用中启动时间较为漫长;(2)厌氧氨氧化菌对外界环境较为敏感,pH、DO、温度、游离亚硝酸浓度等都会影响微生物的活性和脱氮效果;(3)总氮去除效果有待提高。从厌氧氨氧化工艺发现到现在共有20多年的时间,研究人员们都致力于缩短该工艺的启动时间和在极端条件下启动该工艺,他们从反应器类型的选择、接种污泥种类的选择、载体的选择、及控制操作条件上入手,试图得到快速启动厌氧氨氧化工艺启动的最佳条件。有研究表明,加入零价铁可以通过还原掉反应器中的DO来为微生物的生存提供一个良好的环境,从而在促进微生物富集的同时,也可以还原厌氧氨氧化反应生成的硝态氮,来达到更好的脱氮效果快速启动厌氧氨氧化过程。磁铁矿通过为微生物提供弱磁场和铁离子,来提高微生物的活性,并且还可以作为载体使微生物附着在其上生长,形成颗粒污泥。本论文将从投加载体的角度入手,探究不同浓度的零价铁和磁铁矿在厌氧氨氧化工艺快速启动过程中对脱氮效果和微生物群落分布的影响。主要结论如下:(1)50 mg/L和1000 mg/L的零价铁可以分别将厌氧氨氧化工艺的启动时间从102天缩短至84天和90天。并且水质结果和qPCR结果显示,在反应器运行初期阶段,1000 mg/L的零价铁对微生物有抑制作用,过了 50天后,微生物开始适应高浓度零价铁的环境,同时零价铁也开始促进微生物的活性和富集。在反应器中投加零价铁可以促进厌氧氨氧化菌的富集,第120天的qPCR结果显示,空白对照组的厌氧氨氧化菌的拷贝数为8.73×107copies/ng,而投加有50m/L和1000 mg/L零价铁的反应器中的拷贝数分别为1.26×108 copies/ng和1.34×108 copies/ng。(2)与空白对照组(4.87μmol/L)相比较,加有零价铁的反应器中的N20生成量较低(加有50 mg/L零价铁反应器中为3.76 μmol/L,1000 mg/L零价铁中为3.24 μmol/L),同时与N2O生成相关的nosZ基因的拷贝数分别为1.48×106 copies/ng(空白对照组)、6.33×105 copies/ng(50mg/L零价铁反应器)、1.09×106 copies/ng(1000 mg/L零价铁反应器),因此零价铁可以抑制N20的生成。(3)高通量测序结果显示,零价铁既可以影响微生物群落的多样性,也可以影响浮霉菌门和变形菌门下的微生物下数量与分布,并且根据在属的范围上分类结果,厌氧氨氧化菌中CandidatusBrocadia属的适应性更强,更容易富集。(4)磁铁矿可以缩短厌氧氨氧化启动初期内源反硝化阶段所用的时间,而且可以将总氮去除率从59.3%提高到65.8%,同时在增加氮负荷的过程中,反应器也体现出一定的抗冲击负荷能力。第150天时,磁铁矿反应器中的厌氧氨氧化菌的拷贝数为2.59± 0.009×108 copies/ng,占全菌比例为58.88%,而对照组中为2.44±0.004×108 copies/ng,占全菌比例为57.35%,说明磁铁矿更有利于厌氧氨氧化菌的富集。(5)同时磁铁矿反应器中的N2O释放量(25.06±15.27μmol/L)与nosZ拷贝数(2.26×106±2.93×104 copies/ng)显示磁铁矿可以通过抑制nosZ的数量来减少N2O的产生。(6)高通量测序结果表明,经过一段时间的培养,反应器中微生物多样性降低,同时加有磁铁矿的反应器可以富集丰度较高的为CandidatusJettenia,而空白对照组则能富集丰度较高的Gandidatus Brocadia,这表明微生物受环境影响比较大,特定的生存环境能够富集和选择特定微生物。
刘晓萍[9]2016年在《厌氧氨氧化菌的富集及其与反硝化菌协同脱氮研究》文中研究指明传统生物硝化反硝化技术处理低碳氮比污水时,因需曝气和投加有机碳源,存在能耗高和处理成本高等问题。由于厌氧氨氧化工艺利用亚硝酸盐作为电子受体将氨氮直接氧化成氮气,不需投加碳源,适宜处理低碳氮比污水。一般污水中的氮以氨氮为主,目前厌氧氨氧化反应所需的亚硝酸盐主要通过短程硝化产生,但长期稳定维持短程硝化较困难,短程硝化易转变为全程硝化,导致硝化过程最终产物为硝酸盐。并且,厌氧氨氧化反应过程中约有10%的氮转化为硝酸盐,易使出水总氮浓度超过排放标准。由于亚硝酸盐是反硝化过程的中间产物,可通过反硝化过程为厌氧氨氧化反应提供亚硝酸盐。本论文以乙酸钠为碳源,研究了低碳氮比污水反硝化过程中亚硝酸盐累积规律;以硝化污泥和反硝化污泥作为接种污泥,研究厌氧氨氧化菌富集培养过程,并考察了温度对厌氧氨氧化反应的影响;在已富集厌氧氨氧化菌的系统中投加有机物进一步富集反硝化菌,研究不同碳氮比污水中厌氧氨氧化菌和反硝化菌协同脱氮性能。研究结论如下:(1)低碳氮比污水在反硝化过程中均存在亚硝酸盐累积现象,且硝酸盐的存在会抑制亚硝酸盐的还原。亚硝酸盐最大累积率与温度以及进水碳氮比有关。温度相同时,亚硝酸盐最大累积率随着进水碳氮比的增加而升高。进水碳氮比相同时,随着温度增加,亚硝酸盐最大累积率随之上升。(2)以硝化污泥和反硝化污泥作为接种物均可启动厌氧氨氧化反应。R1和R3反应器接种的污泥中含有大量的硝化菌,在厌氧氨氧化启动过程中未出现明显的菌体自溶阶段;R2反应器接种的污泥中以反硝化菌为主,运行初期发生明显的菌体自溶。此后,叁个反应器中的培养物经过活性迟滞阶段、活性提高阶段后进入活性稳定阶段;稳定运行期间R1、R2和R3中亚硝酸盐去除量、氨氮去除量与硝酸盐生成量平均比值分别为1.30:1:0.23、1.35:1:0.10和1.23:1:0.18。(3)温度对厌氧氨氧化反应影响大。温度自35℃降至25℃,厌氧氨氧化反应过程中NO_2~--N去除速率由2.49mg/(g VSS·h)降至0.69mg/(g VSS·h)。在20℃和15℃下,厌氧氨氧化反应基本受到抑制,系统中主要发生硝化反应。(4)在厌氧氨氧化污泥中富集的反硝化菌只有在NO_3~--N完全去除后,才会将NO_2~--N进一步还原为N2,即硝酸盐的存在会抑制亚硝酸盐的还原。进水TOC/TN比为0.25时,因该系统缺乏碳源,由NO_3~--N还原生成的NO_2~--N主要通过厌氧氨氧化作用去除,系统出水NH4+-N和TN浓度低。进水TOC/TN比为1.0和1.5时,当污水中NO_3~--N完全去除后,由于污水中剩余的有机物浓度较高,NO_2~--N主要通过反硝化反应去除,厌氧氨氧化菌因缺乏电子受体NO_2~--N而无法充分进行厌氧氨氧化反应,致使出水NH4+-N和TN浓度较高。
陈重军, 王建芳, 张海芹, 沈耀良[10]2014年在《厌氧氨氧化污水处理工艺及其实际应用研究进展》文中认为厌氧氨氧化(Anammox)反应是指在厌氧或者缺氧条件下,厌氧氨氧化微生物以NO2--N为电子受体,氧化NH4+-N为氮气的生物过程。该过程是一种新型自养生物脱氮反应,反应无需外加有机碳源,且污泥产生量小,相对于传统硝化/反硝化脱氮工艺具有显着优势,对处理含高氨氮废水特别是低有机碳源废水具有重大的潜在实际应用价值。近年来,厌氧氨氧化为主体的污水处理工艺已经在各种类型废水处理中得到成功应用,取得了显着的经济和环境效益。综述了厌氧氨氧化反应中常用的亚硝化-厌氧氨氧化工艺(Sharon-Anammox工艺)和完全自养脱氮工艺(CANON工艺)的作用原理、环境调控因子与功能性微生物种群动态分布等最新研究进展,且阐述了两工艺在垃圾渗滤液、厌氧消化液和猪场养殖废水等低碳氮比废水的处理应用效能和最优化控制参数等,为厌氧氨氧化为主体的污水处理工艺的工程化应用提供了技术支撑。最后,总结并介绍了国内外厌氧氨氧化工艺现场规模化应用实例和控制参数,同时,对厌氧氨氧化污水处理工艺实际应用的研究前景及亟待解决的问题进行了展望,认为现场应用中Anammox菌的快速富集培养、有机碳源对Anammox菌的抑制效应以及厌氧氨氧化工艺的广谱适用性等将是厌氧氨氧化工艺大规模应用的难点和热点问题。为厌氧氨氧化工艺实际应用控制和推广提供了理论基础,具有重要的理论和现实意义。
参考文献：
[1]. 短程硝化—厌氧氨氧化工艺处理高氮废水的研究[D]. 康淑琴. 武汉理工大学. 2008
[2]. 低氨氮浓度厌氧氨氧化工艺强化及颗粒污泥菌群特性研究[D]. 王衫允. 哈尔滨工业大学. 2016
[3]. 厌氧氨氧化细菌的富集培养及其影响因素的试验研究[D]. 徐庆云. 苏州科技学院. 2007
[4]. 厌氧氨氧化菌的生物特性及CANON厌氧氨氧化工艺[J]. 王亚宜, 黎力, 马骁, 林喜茂, 潘绵立. 环境科学学报. 2014
[5]. 厌氧氨氧化微生物培养及控制条件研究[D]. 葛林燕. 苏州科技学院. 2008
[6]. ASBR型厌氧氨氧化反应器的启动及运行研究[D]. 曹雨佳. 北京化工大学. 2008
[7]. 厌氧氨氧化工艺的应用进展[J]. 张正哲, 金仁村, 程雅菲, 周煜璜, 布阿依·谢姆古丽. 化工进展. 2015
[8]. 铁基材料对厌氧氨氧化启动过程及微生物群落影响研究[D]. 吕璐. 山东大学. 2017
[9]. 厌氧氨氧化菌的富集及其与反硝化菌协同脱氮研究[D]. 刘晓萍. 青岛科技大学. 2016
[10]. 厌氧氨氧化污水处理工艺及其实际应用研究进展[J]. 陈重军, 王建芳, 张海芹, 沈耀良. 生态环境学报. 2014
标签：环境科学与资源利用论文; 微生物论文; 城市污水论文; 厌氧生物处理论文; 污泥负荷论文; 厌氧消化论文; 硝化作用论文; 亚硝酸盐论文;