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&用甲醇做碳源去总氮，但是一点效果都没有，想做反硝化活性实验看看，该怎么做？
用甲醇做碳源去总氮，但是一点效果都没有，想做反硝化活性实验看看，该怎么做？
作者 lyy_加油
工艺之前一直以醋酸钠和葡萄糖做为碳源，成本有点高，现在在用99%的甲醇做碳源小试，但是一点效果都没有，说可能污泥不能适应，甲醇对微生物活性有抑制，可以做个反硝化活性实验，请问该怎么做？
应该可以，工业化有加甲醇的
不是对生物有抑制，是以甲醇作为碳源需要驯化一段时间，因为能利用甲醇的微生物比较少
具体不知道。。。反正我们这里的生化系统一直加的甲醇和葡萄糖
微生物养起来了吗？
我是化工专业的，知道甲醇有毒，会不会对你的体系有影响？
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与700万科研达人随时交流生物脱氮工艺实验研究与荧光光谱分析
传统生物脱氮工艺污水处理厂出水中总氮浓度较高,难以满足日益严格的污染物排放标准,因此对老旧污水厂进行提标改造,使出水达标势在必行,常用的改造方式有外加碳源和分段进水工艺。本论文采用SBR小试装置,以模拟生活废水为研究对象,在反应器正常启动后开展了外加碳源和分段进水工艺的研究。分别考察了设置前置和后置两种独立反硝化阶段中外加碳源种类和碳氮比对脱氮效果的影响。对SBR反应器进行分段进水工艺改进,进行了2段式进水模式下不同分段比例和进水碳氮比下脱氮效果的比较。利用驻厂氧化沟小试装置,以实际生活废水作为处理对象,开展了小试装置的模拟启动运行,研究了缺氧阶段外加碳源种类对脱氮效果的提升作用,并在试验过程中结合了荧光光谱分析技术。通过试验取得了以下结果:1.在SBR反应器曝气阶段后增加后置缺氧反硝化阶段,可以明显提高总氮去除率。反硝化细菌对内碳源的利用效率低,在缺氧阶段开始时投加外碳源以补充反硝化所需,可增强反硝化脱氮效果。分别投加等浓度的&
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污水工厂进行脱氮处理期间,脱氮效果主要取决于BOD5与TKN的比值,BOD5/TKN值越高,脱氮效果则越强。当进水异常时,由于水质波动大,进水TN浓度极度不稳定,BOD5/TKN数值忽高忽低,因而影响了脱氮效果。可供工厂直接利用且来源稳定的外加碳源十分有限,为使脱氮效果达到理想水平,大多数公司会选择引进市场中供应的外加碳源。在本文中,笔者就市场上现有的几种外加碳源脱氮效果进行研究,从效果与经济这两个层面出发,寻找最为理想的外加碳源,并为该碳源的应用价值提供理论基础与实践依据。1试验材料与方法1.1试验用碳源本次参与试验的几种外加碳源主要包括:甲醇、乙酸、葡萄糖以及麦芽糖。在试验过程中,所有碳源经稀释后再投入使用。投入剂量以投入后混合液COD在100mg/L为主,确保混合液COD浓度与TN浓度比值达到最佳状态。1.2试验方法考虑到反硝化主要发生在生物反应池中的缺氧领域,因此,试验期间,于缺氧领域取出10L泥水混合物,平均分为两份,...&
(本文共2页)
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重庆中法唐家沱污水处理有限公司(以下简称“公司”)采用A-A2/O工艺处理市政污水,目前的处理能力为30×104m3/d,扩建后将达到40×104m3/d,出水水质执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 1)的一级B标准,最终排入长江。污水处理设施包括粗格栅、提升泵、细格栅、旋流沉砂池、初沉池、生物反应池、二沉池和消毒池。公司自2007年1月开始正式投入运行以来,多次出现进水水质急剧波动的情况,以2008年为例,BOD5的设计处理能力为150 mg/L,而全年最高值达到634 mg/L、最低值为63 mg/L;TN的设计处理能力为35 mg/L,全年最高值达到112 mg/L;并且BOD5和TN的浓度变化并不同步,从而导致进水的C/N值波动较大。对于脱氮过程而言,当作为电子供体的碳源不同时,最佳C/N值会有所变化[1]。通常情况下,当BOD5/TKN2.5时,脱氮效果较差;随BOD5/TKN值的升高,脱氮效...&
(本文共3页)
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人工湿地在污水处理、污染物控制和改善环境方面已经得到各国的普遍重视和应用[1-2]。与传统污水生化处理技术相比,具有建设成本与运行成本低、处理效果好、兼有生态修复功能与营造生态景观等特点[3]。作为人工湿地重要组成部分,植物在污染物净化中起着不可替代的作用[4-5]。一方面植物根系为微生物提供介质环境[6-7],另一方面植物对污水中可利用态的营养物质还起着吸收、利用和转化作用[8],同时改善水力条件[9],促进悬浮物在基质中的沉降与过滤;此外还具有一定的美观可欣赏性[10]。目前,国内外对植物根系输氧能力的大小及对湿地污染物去除效果的影响程度仍存在一定争议,成为目前研究的热点和难点问题[11-15]。多数植物会经历春、夏旺盛,秋、冬枯败的生长周期,如何减小植物生长周期对湿地污染物净化效果的影响,充分发挥湿地植物的净化作用,维持人工湿地高效净化能力是具有实用价值的研究方向。本研究以大量试验为基础,测定了芦苇、美人蕉等典型湿地植物在...&
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寒冷的气候条件影响着污水生物处理中硝化菌以及反硝化菌的活性,进而导致了脱氮效果的下降,研究表明在低温条件下硝化反应的速率会显著下降[1]。尽管Halmo[2]提出反硝化过程可能存在嗜冷性,但是在低温环境下反硝化菌的活性仍会被严重阻碍,有资料[3]表明在8℃环境下的反硝化速率还不到30℃条件下的反硝化速率的1/7。我国北方地区冬季气候十分寒冷,冰冻期可达3~6个月之久,冬季的平均水温一般不超过10℃,探索寒冷地区实现高效生物脱氮的运行控制条件对于该地区水污染控制具有重要意义。笔者采用序批式(SBR)工艺在不同的运行周期、水温逐步降温的试验条件下,对运行参数和指标进行分析测试,确定低水温条件下实现高效脱氮的可行性以及稳定运行的控制条件。1实验设备与方法本实验采用2个同样的SBR反应器,如图1所示。反应器由有机玻璃材料制成,直径14 cm,高30 cm,有效容积4·0 L,充水比为1/2。采用微孔曝气管布气,并由转子流量计控制气量;采...&
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为了除磷脱氮的需要,一些污水处理厂将原有的推流式活性污泥工艺改造为分段进水形式。典型的分段进水生物脱氮工艺如图1所示。与传统前置反硝化工艺相比,该工艺具有脱氮效率高、基建投资和运行费用省、操作管理方便等优势[1～3],但实际应用尚少,故有必要结合实际处理工艺利用模型对运行参数进行探讨。运用BiowinTM模型对运行参数进行评价。采用四段进水形式,初沉池出水流量为2240m3/d,污泥回流比为50%,水力停留时间为6h,每一段好氧区与缺氧区容积比为3∶1。进水COD、TKN、TP和惰性悬浮固体浓度分别为250、25、4、15mg/L。为便于运算,其他参数采用模型的设定值,在20℃下进行仿真。图1　典型分段进水生物脱氮工艺流程Fig.1　Flowchartofstepfeedbiologicalnitrogenremovalprocess1　进水流量分配污水以分段的形式进入反应池内而污泥回流至·26·反应池首段,对比于传统前置反硝化...&
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补充碳源生物脱氮除磷研究
同济大学环境科学与工程学院 博士学位论文 补充碳源生物脱氮除磷研究 姓名：袁敏 申请学位级别：博士 专业：环境科学 指导教师：周琪
摘要摘要近年来，随着水体富营养化问题的日趋严重，许多国家对污水处理中氮磷的 排放标准要求越来越严格，而污水中碳源的不足将极大限制了污水处理厂的脱氮 除磷功能。本研究围绕不同来源的各类碳源的反硝化特性展开，在实验室进行了碳源品质的基础研究，并在现场进行了补充碳源Ａ２／ｏ工艺二级处理和生物滤池深度脱氮除磷试验，初步探索了多种碳源的实际运行效果。 通过ＳＢＲ间歇反应试验，考察了乙酸钠、垃圾渗滤液、污泥水解产物、甲 醇废液、啤酒废水和淀粉溶液为碳源的反硝化过程中碳源和氮的变化，分析其脱氮速率和耗碳速率并进行了动力学分析，建立了表观动力学模型。结果表明，间歇式反硝化试验中硝态氮和有机碳降解过程呈阶段性，在反应初始的第１阶段 中，硝酸盐浓度迅速下降，去除率达到６１．６９％＂－＇９１．７９％，而亚硝酸盐不断积累， 直至最高值５．２２＂－＇１９．４０ｍｇ／Ｌ。此后在第１Ｉ反应阶段内，硝酸盐降解速度明显趋 缓，亚硝酸盐浓度开始下降，直至硝酸盐和亚硝酸盐降解完全。采用分段零级动 力学模型分析有机碳和当量硝酸盐浓度随时间的变化可以得出乙酸钠第１阶段 脱氮速率最高，为０．８３５９ Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ，新鲜垃圾渗滤液第１阶段耗碳速率最高， 为５．８５３９ ＴＯＣ／ｇ ＶＳＳ?ｄ。所有碳源系统中在反应第１阶段的脱氮和耗碳速率都比 第Ｈ阶段高，而第１Ｉ阶段的反硝化过程对碳源需求增大。采用基于Ｍｏｎｏｄ方程 的动态模型能够很好的拟合间歇反硝化过程中硝酸盐和亚硝酸盐的变化趋势。所 得的动力学参数表明以乙酸钠为碳源时，硝酸盐和亚硝酸盐还原的底物降解速率 最快，分别为１．３００ｇ Ｎ／ｇＶＳＳ?ｄ和１．１２０９ Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ。对秸秆在推流式生物膜反应器和完全混合式悬浮反应器运行方式下反硝化情况的研究表明，推流式生物膜反应器的反硝化效果较好。 在实验室的研究基础上，选取乙酸钠、甲醇废液、啤酒废水和垃圾渗滤液为补充碳源进行了现场Ａ２／Ｏ二级处理试验。比较各种碳源不同补充浓度下Ａ２／Ｏ系统脱氮速率和耗碳速率可知，系统脱氮速率最高为啤酒废水补充浓度 ８５ｍｇＣＯＤ／Ｌ时，为０．０１８１ｍｇＴＮ／ｍｇＭＬＶＳＳ?ｄ，最低的是空白对照，其系统的脱氮速率为０．０１３５ｍｇＴＮ／ｍｇＭＬＶＳＳ?ｄ；而空白对照系统的耗碳速率最高，为０．２７９１ｍｇＣＯＤ／ｍｇＭＬＶＳＳ?ｄ，最低的是乙酸钠补充浓度为３１ｍｇＣＯＤ／Ｌ时，耗碳 速率为０．１４４５ ｍｇ ＣＯＤ／ｍｇ ＭＬＶＳＳ?ｄ。补充上述碳源使系统的ＴＮ去除率平均提高了１８．２２％，卯去除率平均下降了３．９８％，系统出水水质ＴＮ均在１０ｍｇＬ以下，ＴＰ均在０．３５ｍｇ／Ｌ以下，均符合城镇污水处理厂污染物排放一级Ａ标准（ＧＢ１８９１８．２００２）。当补充乙酸钠浓度为３１ｍｇＣＯＤ／Ｌ、甲醇废液浓度为３０ｍｇＣＯＤ／Ｌ、摘要啤酒废水浓度为８５ｍｇＣＯＤ／Ｌ和垃圾渗滤液浓度为１００ｍｇＣＯＤ／Ｌ时，Ａ２／Ｏ系统可以达到较好的脱氮除磷效果，因此认为以上浓度为各种碳源的较佳补充浓度。 以乙酸钠、甲醇废液和啤酒废水为碳源进行生物滤池深度脱氮除磷试验，结果表明，当补充乙酸钠浓度为３９ｍｇＣＯＤ／Ｌ时，生物滤池出水中ＴＮ和ＴＰ浓度分别低于１．５ｍｇ／Ｌ和０．３４ｍｇ／Ｌ：当补充甲醇废液浓度为３０ｍｇＣＯＤ／Ｌ时，生物滤池出水中ＴＮ和１１Ｐ浓度分别低于１．２ｍｇ／Ｌ和０．１３ｍｇ／Ｌ；当补充啤酒废水浓度为７０ｍｇＣＯＤ／Ｌ时，生物滤池出水中ＴＮ和耶浓度均低于２．６０ｍｇ／Ｌ和０．１３ｍｇ／Ｌ，可见补充以上碳源生物滤池均可以达到较好的脱氮除磷效果，因此将以上浓度作 为各种碳源的较佳补充浓度。以乙酸钠、甲醇废液和啤酒废水为碳源时，通过多 重比较，生物滤池滤速在３～８ｍ／ｈ间发生变化时，陶粒生物滤池脱氮除磷效果相 差不显著；陶粒生物滤池的脱氮除磷效果稍好于砂滤池。 通过技术经济分析，乙酸钠作为碳源时系统的脱氮除磷效果明显，但成本过 高，在工程上不太适用：甲醇废液作为碳源时，所增加的运行费用为Ｏ．０５元／ｔ， 可见以甲醇废液为碳源时成本低廉，且具有良好的可生化性，因此可以作为乙酸钠的替代品；垃圾渗滤液也是一种低成本的碳源品种，具有较大的开发潜力，然 而，由于其本身含有重金属和有机毒物，可能对活性污泥造成毒害，所以应特别注意控制其补充浓度；以啤酒废水为碳源时，系统脱氮除磷效果明显，高于其他 碳源，同时啤酒废水是一种无毒废水，可生化性良好，因而啤酒废水是一种低成 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ｓｌｕｄｇｅ，ｗａｓｔｅｓｏｕｒｃｅ，ｓｏｕｒｃｅ，ｉ．ｅ．ｓｏｄｉｕｍａｃｅｔａｔｅ，ｌｅａｃｈａｔｅ，ｍｅｔｈａｎｏｌ，ｂｒｅｗｅｒｙｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ａｎｄ ｓｔａｒｃｈ ｓｏｌｕｔｉｏｎ，ｗｅｒｅｓｔｕｄｉｅｄ ｉｎ ＳＢＲ ｂａｔｃｈ ｒｅａｃｔｏｒｓ，ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｗｅｒｅ ｃａｌｃｕｌａｔｅｄ ａｎｄ ｋｉｎｅｔｉｃｓ ｏｆ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｏｆ ｎｉｔｒａｔｅ ｉｎｉｔｉａｌ ｐｈａｓｅａｎｄ ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ｒａｔｅｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｗｅｒｅ ａｎａｌｙｚｅｄ．Ｉｔ ｗａｓ ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｔｈａｔａｎｄｃａｒｂｏｎ ｓｏｕｒｃｅ ｕｎｄｅｒｗｅｎｔ ｓｔｅｐｗｉｓｅ ｐｒｏｃｅｓｓ．Ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅＩ，ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｎｉｔｒａｔｅ ｄｅｃｒｅａｓｅｌｙ ｓｈａｒｐｌｙ ｗｉｔｈ ｈｉｇｈ ｒｅｍｏｖａｌｕｐｔｏ６１．６９％?９１．７９％，ａｎｄ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｎｉｔｒｉｔｅ ａｃｃｕｍｕｌａｔｅｄ ｃｏｎｔｉｎｕｓｏｕｌｙ５．２２－１９．４０ｍｇ几Ｄｕｉｎｇｔｈｅ ｆｏｌｌｏｗｉｎｇ ｐｈａｓｅ ＩＩ，ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｏｆ ｎｉｔｒａｔｅ ｄｅｃｌｉｎｅｄｌａｒｇｅｌｙ，ａｎｄｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｎｉｔｒｉｔｅ ｂｅｃａｍｅ ｄｅｃｒｅａｓｉｎｇ ｕｎｔｉｌ ｎｉｔｒａｔｅａｎｄｎｉｔｒｉｔｅ ｗｅｒｅｄｅｇｒａｄｅｄ ｄｒａｓｔｉｃａｌｌｙ．Ｂｙ ａｎａｌｙｚｉｎｇ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｔｈｒｏｕｇｈｐｉｅｃｅｗｉｓｅ ｚｅｒｏ－ｏｒｄｅｒ ｋｉｎｅｔｉｃ ｍｏｄｅｌ，ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｐｈａｓｅ １ ｗｉｔｈｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎｒａｔｅ ｏｆｓｏｄｉｕｍｓｏｕｒｃｅａｃｅｔａｔｅ ａｓｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｗａｓ ｔｈｅ ｈｉｇｈｅｓｔ，ｗｈｉｃｈ ｗａｓ ０．８３５ ｇＮ／ｇａｓＶＳＳ‘ｄ，ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｏｆ ｉｎｉｔｉａｌ ｐｈａｓｅ ｗｉｔｈ ｆｌｅｓｈ ｌｅａｃｈａｔｅｃａｒｂｏｎｗａｓ ｔｈｅ ｈｉｇｈｅｓｔ，ｗｈｉｃｈ Ｗａｓ 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ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ．Ｂｙ ｎｉｔｒａｔｅ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ａｎｄ ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｓｉｔｅ ｗａｓｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｄｏｓｉｎｇ ｔｈｅｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎｒａｔｅｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｑｕａｎｔｉｔｉｅｓ ｏｆ ｖａｒｉｏｕｓ ｃａｒｂｏｎ ｓｏｕｒｃｅｓ，ｎｉｔｒａｔｅ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｗａｓ ｔｈｅ ｄｏｓｅ ｏｆ ｂｒｅｗｅｒｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｉｓ ８５ｈＪ曲ｅｓｔ ｗｈｉｌｅＣＯＤｍｇ化ｗｈｉｃｈｉｓ ０．０１８１ ｍｇＴＮ／ｍｇＭＬＶＳＳ?ｄ， ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ，ｗｈｉｃｈ ｗａｓａｎｄ ｔｈｅ ｌｏｗｅｓｔ ｎｉｔｒａｔｅ ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｒａｔｅ ｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｉｎｃｏｎｔｒｏｌｌｅｄ０．０１３５ ｍｇＴＮ／ｍｇＭＬＶＳＳ?ｄ．Ｔｈｅ ｍａｘｉｍｕｍ ｒａｔｅ ｏｆ ｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ ｗａｓ ｈａｐｐｅｎｅｄ ｉｎｃｏｎｔｒｏｌｌｅｄｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ，ｗｈｉｃｈ ｗａｓ ０．２７９１ｍｇＣＯＤ／ｍｇＭＬＶＳＳ?ｄ，ａｎｄｔｈｅ ｌｏｗｅｓｔｗａｓ Ｏ．１４４５ ｍｇＣＯＤ／ｍｇＭＬＶＳＳ。ｄ ｗｈｅｎ ｄｏｓｅ ｏｆ ｓｏｄｉｕｍ ａｃｅｔａｔｅ ｗａｓ ３１ ｗａｓ ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ＴＮ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ｓｙｓｔｅｍ ｗｉｔｈ ｅｘｔｅｒｎａｌＣＯＤｍ以Ｉｔｓｏｕｒｃｅｃａｒｂｏｎｗａｓｉｍｐｒｏｖｅｄ ｂｙ １８．２２％ａｖｅｒａｇｅｌｙ，ｗｈｉｌｅ ＴＰ ｒｅｍｏｖａｌ ｒａｔｅ ｗａｓ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ３．９８％．ＴＮ ａｎｄ ＴＰ ｏｆ ｅｆｆｌｕｅｎｔ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｂｅｌｏｗ １０ ｍｇ／Ｌ ａｎｄ ０．３５ ｍｇ／Ｌ ｗｈｉｃｈ ｍｅｅｔ ｔｈｅ ｓｔａｎｄａｒｄ ｏｆＩ ｌｅｖｅｌ－Ａ ｏｆ ｄｉｓｃｈａｒｇｅ ｓｔａｎｄａｒｄ ｏｆ ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ ｆｏｒ ｍｕｎｉｃｉｐａｌ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔｐｌａｎｔ（ＧＢ １８９１８－２００２）．Ｗｈｅｎａｄｄｉｎｇ ｓｏｄｉｕｍ ａｃｅｔａｔｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ３１ ｍｇＣＯＤ／Ｌ，ｗａｓｔｅ ｍｅｔｈａｎｏｌ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ３０ ｍｇＣＯＤ／Ｌ，ｂｒｅｗｅｒｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｗｅｒｅ ８５ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｃａｎｍｇＣＯＤ／Ｌ，ａｎｄｌｅａｃｈａｔｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆ １００ ｍｇＣＯＤ／Ｌ，Ａ２／Ｏ ｓｙｓｔｅｍａｃｈｉｅｖｅ ｔｈｅ ｂｅｔｔｅｒ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ．Ｔｈｅ ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｓｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆｃａｎ ｂｃａｓｉｄｅａｌ ｃｈｅｍｉｃａｌ ｄｏｓａｇｅ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｆｉｌｔｅｒ ｗｉｔｈ ｅｘｔｅｒｎａｌ ａｎｄ ｂｒｅｗｅｒｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｏｎｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｏｆ ｓｏｄｉｕｍ ａｃｅｔａｔｅ，ｗａｓｔｅ ｍｅｔｈａｎｏｌｓｉｔｅ ｗａｓ ｏｐｅｒａｔｅｄ ｔｏ ｃｈｅｃｋ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｓｏｄｉｕｍ ａｃｅｔａｔｅ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ３９ａｎｄｒｅｍｏｖａｌ．ＷｈｅｎｍｇＣＯＤ／ｋ ｔｈｅｓｅｗａｇｅ ＴＮ ａｎｄ ＴＰ ｗａｓｔｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｗｅｒｅ ｌｏｗｅｒ ｔｈａｎ １．５ ｍｇ／Ｌ ａｎｄ ０．３４ｍｇ几ｗｈｅｎｍｅｔｈａｎｏｌ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｍ彩Ｌｏｆ ３０ ｍｇＣＯＤ／Ｌ，ｔｈｅ ｓｅｗａｇｅ ＴＩＮ ａｎｄ ＴＰｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｗｅｒｅ ｌｏｗｅｒ ｔｈａｎ １．２ａｎｄ ０．１３ｍｇ化ｗｈｅｎ ｂｒｅｗｅｒｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒＴＰ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｗｅｒｅ ｌｏｗｅｒｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ ２．６０ ｍｇ／Ｌ ａｎｄ ｒｅｍｏｖａｌ．７０ ｍｇＣＯＤ／Ｌ，ｔｈｅ ｓｅｗａｇｅ ＴＮ ０．１３ Ｉｔａｎｄｔｈａｎｍｇ／Ｌ．Ｔｈｅ ｆｉｌｔｅｒ ｃａｎ ａｃｈｉｅｖｅｔｈａｔ ｔｈｅｔｈｅ ｂｅｔｔｅｒ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｏｆ ｃａｒｂｏｎａｎｄ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｂｅａｓｃａｎ ｂｅ ｃｏｎｓｉｄｅｒｅｄｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｏｕｒｃｅｓ ｃａｎｉｄｅａｌ ｃｈｅｍｉｃａｌｄｏｓａｇｅ．Ｗｈｅｎｔｈｅ ｐｅｒｍｅａｔｅ ｒａｔｅ ｏｆ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｆｉｌｔｅｒ ｗａｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ３－８ｍ／ｈ，ｔｈｅｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｎｕｔｒｉｅｎｔ ｒｅｍｏｖａｌ ｗａｓｓｉｍｉｌａｒ，ａｎｄｔｈｅ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｎｕｔｒｉｅｎｔ ｒｅｍｏｖａｌ ｗａｓ ｂｅｔｔｅｒ ｉｎ ｔｈｅ ｃｅｒａｍｓｉｔｅ ｆｉｌｔｅｒ ｔｈａｎ ｔｈｅ ｇｒａｎｕｌａｔｅｄ ｆｉｌｔｅｒ．ＩＶＡｂｓｔｒａｃｔＢｙ ｔｅｃｈｎｉｃａｌ ａｎｄ ｅｃｏｎｏｍｉｃ ａｎａｌｙｓｉｓ，ｕｓｉｎｇ ｓｏｄｉｕｍ ａｃｅｔａｔｅ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｒｅｍｏｖａｌ ｗａｓ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅ，ｂｕｔ ｃｏｓｔ ｗａｓ ｔｏｏａｓｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ，ｈｉ曲，ｔｈｅａｃｔｕａｌ ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ Ｗａｓ ｎｏｔａｐｐｌｉｃａｂｌｅ．Ｗａｓｔｅｕｓｉｎｇ ｗａｓｔｅｍｅｔｈａｎｏｌａｓｃａｒｂｏｎ ｓｏｕｒｃｅ，ｏｐｅｒａｔｉｎｇａｓｃｏｓｔｓ Ｗａｓａｆｏｒ ０．０５ ｙｕａｎ／ｔ，ｍｅｔｈａｎｏｌａｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ ｆａｓｔ，ｃａｎ ｂｅ ｕｓｅｄｓｕｂｓｔｉｔｕｔｅ ｆｏｒ ｔｈｅ ｓｏｄｉｕｍａｃｅｔａｔｅ．Ｌｅａｃｈａｔｅ ｗａｓｌｏｗ－ｃｏｓｔ ｃａｒｂｏｎ ｓｏｕｒｃｅ，ｗｉｔｈ ｇｒｅａｔ ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｆｏｒ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ，ｈｏｗｅｖｅｒ，ｂｅｃａｕｓｅ ｔｈｅｉｒ ｃｏｎｔａｉｎｉｎｇ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ａｎｄ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ ｗｉｌｌ ｂｅ ａｃｔｉｖａｔｅｄｓｌｕｄｇｅ ｍａｙｃａｕｓｅｐｏｉｓｏｎｉｎｇ，ａｎｄｓｐｅｃｉａｌ ａｔｔｅｎｔｉｏｎ ｓｈｏｕｌｄｂｅｐａｉｄ ｆｏｒ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ．Ａｄｄｉｎｇ ｂｒｅｗｅｒｙｗａｓｔｅｗａｔｅｒ鹬ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ，ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎａａｎｄｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓｒｅｍｏｖａｌ Ｗａｓ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅ，ａｎｄ Ｂｒｅｗｅｒｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ Ｗａｓｎｏｎ―ｔｏｘｉｃａｎｄｂｉｏｄｅｇｒａｄａｂｉｌｉｔｙａｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｅｆｆｌｕｅｎｔ．Ｔｈｕｓ ｂｒｅｗｅｒｙ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ Ｗａｓ ｃｏｎｓｉｄｅｒｅｄ ｔｏ ｂｅｌｏｗ．ｃｏｓｔ，ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｌｙ ｆｒｉｅｎｄｌｙ ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅ．ＫｅｙＷｏｒｄｓ：ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｏｆｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ，ｃａｒｂｏｎｓｏｕｒｃｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ，ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｋｉｎｅｔｉｃｓ，ｓｔｒａｗ，Ａ２／Ｏ，ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｃａｒｂｏｎＳＯＵｒＣｅｆｉｌｔｅｒ，ｅｃｏｎｏｍｉｃＶ学位论文版权使用授权书本人完全了解同济大学关于收集、保存、使用学位论文的规定， 同意如下各项内容：按照学校要求提交学位论文的印刷本和电子版 本；学校有权保存学位论文的印刷本和电子版，并采用影印、缩印、 扫描、数字化或其它手段保存论文；学校有权提供目录检索以及提供 本学位论文全文或者部分的阅览服务；学校有权按有关规定向国家有 关部门或者机构送交论文的复印件和电子版；在不以赢利为目的的前 提下，学校可以适当复制论文的部分或全部内容用于学术活动。学位论文作者签名：袁参Ｑ７妒彩年７月∥Ｅｌ同济大学学位论文原创性声明本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下，进行 研究工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本学位论文 的研究成果不包含任何他人创作的、已公开发表或者没有公开发表的 作品的内容。对本论文所涉及的研究工作做出贡献的其他个人和集 体，均己在文中以明确方式标明。本学位论文原创性声明的法律责任 由本人承担。学位论文作者签名：菇旋２。口需年７月Ｆ日第１章绪论第１章绪论１．１研究背景根据（２００６中国环境状况公报》，公报【１】显示，滇池草海和外海水质均为劣Ｖ类，属重度污染，且有继续下降的趋势。由于滇池地处昆明城市下游，随着滇 池流域内经济发展和城市化进程加快，昆明的生产生活垃圾、污水量不断增加，大量的污染物顺着入滇河道进入滇池。自上世纪８０年代开始，其水质以无法阻 挡的趋势迅速恶化，蓝藻大面积出现，水功能逐渐丧失。从２０００年至２００４年的 ４年间，滇池流域的ＣＯＤ增加了３８．４％，平均年增长率为９．６％；ａＮ（总氮｜）共增 加１９．７％，平均年增长率为４．９％；ｒＰ（总磷）增加了５．６％，平均年增长率为１．４ ％。由数据可知，滇池入湖的氮、磷增长率十分惊人，导致滇池的主要污染问题为草海的异常富营养化和外海的严重富营养化。富营养化对于水体带来的危害是非常之大的，其主要危害如下ｌ明Ｊ：（１）刺激地表水中植物和藻类的过度生长。 植物和藻类的生长受氮和磷的限制，当氮、磷随污水持续进入水体，可造成水生 植物和藻类过度生长，引起水质恶化使水变得腥臭难闻；藻类所含的蛋白质毒素 会富集在水生生物体内，并通过食物链影响人体的健康，甚至使人中毒；水生植 物和藻类大量繁殖，覆盖水面，影响江河湖泊的观赏价值；以富营养化水体作为 水源时，藻类可堵塞滤池而影响水厂生产，所含毒素则影响饮用水的质量。（２） 消耗水体的溶解氧。由于表层有密集的藻类，阳光在穿射水层的过程中，被藻类 吸收而衰竭，因而使得阳光难以透射进入湖泊等水体的深层，造成溶解氧的来源 减少。（３）破坏水生生态的平衡。一旦水体受到污染而呈现富营养状态，水体的 正常生态平衡就会被扰乱，生物种群量就会显示剧烈的波动，某些生物种类明显 减少，而另一些生物种类则显著增加破坏了湖泊等水体的生态平衡。从技术上说， 控制湖泊富营养化的关键在于削减湖泊水体及底泥中的氮磷负荷，以消除藻类疯 长的基础，达到降低水体中藻类生物量、提高水体透明度的目的１４１。然而绝大多数水体富营养化主要是外界输入的氮磷等营养物质在水体中富集造成的，如能减少或者截断外部输入的营养物质，就使水体失去了营养物质富集的可能性。因此 减少排入水体的污水中的氮磷浓度，控制外源性营养物质的输入，是防治水体富 营养化的重要手段。滇池本身是一个半封闭的宽浅型湖泊，缺乏充足的洁净水对湖泊水体进行置换，自净能力低，因而控制污水处理厂尾水的氮、磷排放量可有效提升水质，避免水体的富营养化。目前昆明城市污水处理厂污水尾水排放虽满足～级Ｂ标准，第１章绪论但处理深度不够，节水与再生水潜力未充分发挥，大量污水处理厂出水的水质没 有得到根本的扭转。其主要原因是污水处理厂进水中普遍存在碳源不足，可生化 性不好的问题，ＶＦＡ含量更低，只有每升几十个毫克，从而脱氮除磷效率都不 高。所以，外加碳源是必须的，现在的研究热点为优化传统碳源，提高原污水可 生化性和利用率，引进含高碳低磷低氮的工业废水或生活污水、工业有机化学产 品作为选择的对象，并分析可能投加的碳源；开发非传统碳源，各种廉价、高效的过程副产物和废物，比如固废处理处置过程沥液、粪便处理厂的粪便、污水处理厂污泥处理废液、植物秸秆堆肥沥液、沉淀污泥水解产物等都成为可选择的碳 源。同时加强补充碳源不同脱氮除磷工艺的比较研究，优选出技术上先进、可靠，经济上合理、适应污水水质的反硝化外源性补充碳源，能有效提高污水处理厂出 水尾水的水质，避免水体的富营养化。下面就生物脱氮除磷机理与处理工艺以及 动力学的研究现状，补充碳源的选择与优化进行讨论，为试验研究提供理论基础。１．２生物脱氮除磷机理１．２．１生物脱氮机理 生物硝化是由两组自养型硝化细菌――亚硝酸细菌和硝酸细菌，将氨态氮转化为硝态氮的生化反应过程【５１。亚硝酸菌包括亚硝酸单胞菌属（Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ）， 亚硝酸螺杆菌属（Ｎｉｔｒｏｓｏｓｐｉｒａ），亚硝酸叶菌属（Ｎｉｔｒｏｓｏｌｏｂｕｓ），亚硝酸弧菌属 （Ｎｉｔｒｏｓｏｖｉｂｒｉｏ）和亚硝酸球菌属（Ｎｉｔｒｏｓｏｃｏｃｃｕｓ）：其中常见的是亚硝酸单胞菌属，将ＮＨ３氧化成Ｎ０２一；硝酸菌包括硝酸杆菌属（Ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ），硝酸刺菌属（Ｎｉｔｒｏｓｐｉｎａ），硝酸球菌属（Ｎｉｔｒｏｃｏｃｃｕｓ）和硝酸螺菌属（Ｎｉｔｒｏｓｐｉｒａ），将Ｎ０２一 氧化为Ｎ０３一。 生物硝化过程，首先是亚硝酸细菌将氨氮转化为亚硝酸氮，然后由硝酸细菌将亚硝酸氮进一步氧化硝酸氮，反应式如下：５５ＮＨ＋７６０２＋１０％『ｃｇ―墅蛆ｃ５Ｈ７０２Ｎ＋５４Ｎ０互＋５７Ｈ０２＋１０４／－／２ｃ０３４０（ＩＶＯｆ２＋唧＋４Ｈ２Ｃ０３＋日Ｃｑ＋１９觋Ｊ灶ｃ５日７０２Ｎ＋３Ｈ２０＋４００，ＶＯＷ３（１－１）（１―２）Ｎｉｌ４＋１．８６０２＋１．９８ＨＣ０；―虬将两式合并得：０．０１８１＋０．００２５Ｃ５Ｈ７０２Ｎ＋１．０４Ｈ２０＋０．９８Ｎ０；＋１．８８Ｈ２Ｃ０３２第１章绪论（１－３） 式中的Ｃ５Ｈ７０２Ｎ为硝酸细菌和亚硝酸细菌的细胞。 如果不考虑硝化过程中硝化细菌的增殖，用以下式子表示硝化过程。ＮＨ：＋２Ｄ２Ｊ业ｋ婀＋２Ｈ＋＋日２０仃４、生物反硝化是指污水中的硝态氮Ｎ０３’．Ｎ和亚硝态氮ＮＯ｛．Ｎ，在无氧或低氧 条件下被微生物还原转化为气态氮的过程。参与这一生化反应的微生物是反硝化 细菌，反硝化细菌是大量存在于污水处理系统的异养型兼性细菌，如变形杆菌属（Ｐｒｏｔｅｕｓ）、假单胞菌属（Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ）、小球菌属（Ｍｉｃｒｏｃｏｃｃｕｓ）、芽孢杆菌属 （Ｂａｃｉｌｌｕｓ）、五色杆菌属（Ａｃｈｒｏｍｏｂａｃｔｅｒ）、嗜气杆菌属（Ａｅｒｏｂａｃｔｅｒ）、产碱杆菌属 （Ａｌｃａｌｉｇｅｎｅｓ）等［６１。自然界中最普遍的反硝化细菌所属的菌属是假单胞菌属 （Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ），其次是产碱杆菌属（Ａｌｃａｌｉｇｅｎｅｓ），相对与这两个属而言，其他菌属的出现频率较低。在反硝化菌代谢活动中，硝酸盐氮有同化反硝化和异化反硝化两种转化途径。同化反硝化是利用硝酸盐还原产物进行细胞合成，最终转化成有机氮化合物 成为菌体的一部分，异化反硝化是将硝酸盐最终分解成氮气。异化反硝化是废水 生物处理中去除硝酸盐的理论基础。在缺氧条件下，部分有机物质能够利用硝酸 盐或亚硝酸盐作为电子受体，进行生物氧化反应。当缺少溶解氧时，微生物呼吸 作用电子传递链上的硝酸盐还原酶被激活，促使氢和电子转移给最终电子受体一硝酸盐【¨。硝酸盐还原过程包括以下步骤：Ｎｑ呻旭－．．ＮＯ－－．．Ｎ２Ｄ一鸩甲醇或醋酸盐等。以乙醇为例，其反硝化过程反应方程式如式（１．６）所示。 ５Ｃ２ＨｓＯＨ＋１２ＮＯ；＋１２Ｈ＋－．１０Ｃ０２＋２１ｔ／２０＋６Ⅳ２（１．５）生物脱氮过程中，电子供体通常来源于：（１）废水中可生物降解的溶解性有 机物；（２）内源代谢过程中产生的可生物降解的溶解性有机物；（３）外源物质如（１．６）在实际生物脱氮工艺中，系统中常因可生物降解有机物含量低而导致电子供体相对不足。在大多数城市污水厂，进水水质决定了其反硝化反应的速率和效率， 工程运行中，提供充足碳源成为重要的运行控制因素。反硝化菌在利用不同的碳 源时，通过不同的呼吸途径，不仅产生的能量不同，而且细胞的产率也大不相同，即有机物质并非全部发生氧化，还要部分转化成为细胞物质。若有机物质转化成 细胞的百分比越大，对其需求量就会越大。反硝化菌的细胞产率与所采用碳源的 性质问的关系非常密切。在反硝化过程中应采用低生长量（即细胞产率低）的有 机物质作为碳源。一般来说，单碳有机化合物（如甲醇）的生长量比较低，是因 为利用其合成细胞组分所需的能量大，这种阻力阻止了细胞的生长。３第１章绪论生物脱氮系统的反硝化能力主要是可利用碳源的函数，ＣＯＤ／Ｎ或ＢＯＤ／Ｎ。是重要的设计参数，它表征了去除硝酸盐所需要的可利用的有机物量。璩ＷＱｌ 号模型提出计算公式【ｓＪ：ｃＯＤ／ＮＯａ―Ｎ焉ｌｍｇＮ０２．Ｎ理论上需要有机物底物５．２０ｍｇ。（１－７）式中ＹＨ为缺氧微生物生长因子，（ＣＯＤ生物体产量／ＣＯＤ底物），假定值为０．６７。那么 去除ｌｍｇＮ０３－Ｎ从理论上所需可降解有机底物ＣＯＤ为８．６７ｍｇ，而去除但是，根据文献报道的结果，满足完全反硝化的ＣＯＤ／Ｎ差别很大，范围为 ４～１５【９Ｊ。这是因为进水中可生物降解ＣＯＤ／Ｎ＝８．６７时并不能进行彻底反硝化。进 水中可生物降解有机物部分转化为生物量，部分缓慢降解有机物不足以在缺氧条件下被迅速代谢利用，而且系统构型不同利用可生物降解有机物的效率也不同。单一的ＣＯＤ指标不能完全表征污水内部各种复杂的组分。实际上，获得满意的 去除效率所需的ＣＯＤ／Ｎ，与ＣＯＤ是否单独作为反硝化碳源、进水中可生物降解ＣＯＤ的比例、ＹＨ值、污水处理厂工艺特征以及污泥特性等有关。ＭＷＱｌ号和２号模型１８Ｊ将污水的总ＣＯＤ分成四种不同的组分：可溶性易生物降解有机物、可 溶性不易生物降解有机物、颗粒性易生物降解有机物、颗粒性不易生物降解有机 物。在反硝化脱氮过程中，能够直接被反硝化菌利用的只有可溶性易生物降解有机物，如乙酸，甲酸，丙酸等低分子有机酸等，其他大分子的有机物和不易生物 降解的有机物必须先转化成低分子有机酸才能被微生物利用。例如，不同的碳源 作为电子供体，其最优的Ｃ／Ｎ比值各不相同ｌｌⅢ。以甲醇为碳源时，适宜Ｃ／Ｎ比为２．８∞．２（以甲醇计）：乙酸为碳源时，最适ｃ／Ｎ比为１．４５（以乙酸计）；而以葡萄糖为碳源，最佳Ｃ／Ｎ比在６－７（以葡萄糖计）之间。不同地区不同污水背景的 处理系统最佳Ｃ／Ｎ比值也相差很大。国外文献报道的最佳ＣＯＤ／Ｎ值较低，范围 在３．４～４【ｌｌｌ，这是因为国外城市污水的有机物含量ＣＯＤ在６００＂－－－８００ｍｇ／Ｌ之间， 至少也有３００＂－－－４００ｍｇ／Ｌ，污水的可生化性好。而国内的报道中最佳ＣＯＤ／Ｎ值都 偏高，在５～１０之间【１２】，主要原因是反硝化可利用的碳源浓度不高或品质不好。从传统生物脱氮过程中可以看到，传统生物脱氮技术普遍存在如下一些问 题：（１）自养硝化菌在大量有机物存在的条件下，对氧气和营养物的竞争不如好氧异养菌，从而导致异养菌占优势；反硝化需要提供适当的电子供体，通常为 有机物；硝化反应与反硝化反应对ＤＯ浓度需求差别很大。上述硝化菌和反硝化 菌的不同要求导致了硝化和反硝化两个过程在时间和空间上难以统一； （２）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。因此造成系 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；４（３）为第１章绪论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；（４）硝化过程中产生的酸度需要投加碱中和， 不仅增加了处理费用，而且还可能造成二次污染Ｉｌ引。 随着近代生物学的发展和人们对生物技术的掌握，脱氮技术由单纯工艺改革 向着以生物学特性促进工艺改革的发展方向，以达到高效低耗。近年来，国内外 学者对污水生物脱氮工程实践中暴露出的问题和现象进行了大量理论和试验研 究，力求缩短氮素的转化过程，并提出了一些突破传统理论的新认识和新发现： （１）硝化反应不仅可以由自养菌完成，某些异养菌也可以进行硝化作用，一些 硝化细菌除了能进行正常的硝化作用外，还能进行反硝化作用；（２）反硝化不只 在缺氧条件下进行，某些细菌在好氧条件下也可以进行反硝化，而且，一些好氧 反硝化菌同时也是异养硝化菌（如Ｔｈｉｏｓｐｈａｅｒａ ｐａｎｔｏｔｒｏｐｈａ），并能把ＮＨ４＋－Ｎ氧 化成Ｎ０２－－Ｎ后直接进行反硝化反应；（３）在厌氧条件下，某些细菌在反应中能 利用Ｎ０２－或Ｎ０３一作电子受体将ＮＨ４＋氧化成Ｎ２和气态产物。 在生物脱氮理论取得新突破的基础上，废水生物脱氮新技术也取得了快速的 发展。涌现了一批具有创新意义的生物脱氮工艺，其主要工艺类型有：厌氧氨氧 化（ＡｎａｅｒｏｂｉｃＡｍｍｏｍｕｍＯｘｉｄａｔｉｏｎ）１１４ｌ、短程（或简捷）硝化反硝化（ＳｈｏｔｃｕｔＮｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄＮｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄＤｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ）和同步硝化反硝化（ＳｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓＤｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ）等。（１）厌氧氨氧化厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，微生物直接以ＮＨ４＋为电子供体，以Ｎ０３一或Ｎ０２－为电子受体，将ＮＩ－１４＋、Ｎ０３－或Ｎ０２一转变成Ｎ２的生物氧化过型１５’１６ｌ。厌氧氨氧化是一个全新的生物反应，与硝化作用相比，它以亚硝酸盐取代氧，改 变了末端电子受体；与反硝化作用相比，它以氨取代有机物，改变了电子供体。 这一脱氮过程不需要外加碳源，其微生物学性质已被证实，明显区别于传统的硝 化反硝化脱氮过程，大大缩短了传统的氮循环过程。（２）短程硝化反硝化硝化过程的两步反应是由两类菌分别完成的，这两类菌在生理特征上也有明 显的差别，是可以分开的。对于反硝化过程，无论是Ｎ０２一还是Ｎ０３一都可以作电 子最终受体。因而整个生物脱氮过程可以通过ＮＩ－ｈ＋一Ｎ０２一＿Ｎ２这样的途径完 成。所谓短程生物脱氮是将硝化过程控制在Ｎ０２－阶段而终止，随后进行反硝化。 早在１９７５年，Ｖｏｅｔｓ等【１７ｌ就发现硝化过程中Ｎ０２－积累的现象，并首次提出 了短程硝化反硝化生物脱氮的概念。随后有学者经小试研究证实了经Ｎ０２一途径 进行生物脱氮的可能性，并对推流前置反硝化活性污泥脱氮系统也进行了经Ｎ０２ 一途径进行生物脱氮的研究并取得了成功。可以看出短程硝化反硝化的关键在于第１章绪论将ＮＨ４＋氧化控制在Ｎ０２－阶段，阻止Ｎ０２－的进一步氧化，然后直接进行反硝化。（３）同步硝化反硝化同步硝化反硝化（ＳｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓＮｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄＤｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ简称ＳＮＤ）且Ｉ］为在同一反应器中相同的操作条件下，硝化、反硝化反应同时进行的过程。 近几年人们在研究氧化沟【１８１、生物转盘１１９１、曝气生物滤池Ｉ拟、生物膜【２１】和ＳＢＲ等工艺时均发现了同步硝化反硝化现象。而生物膜反应器中的ＳＮＤ其去除 机理可以从微环境理论和生物学理论两个方面加以解释：ａ．微环境理论 微环境理论考虑活性污泥和生物膜的微环境中各种生态因子（如溶解氧、有机物及其它营养物质）的传递与变化如图１．１，各类微生物的代谢活动及其相互关 系，以及微环境的物理、化学和生物条件或状态的变化。该理论认为：在微生物 絮体或者生物膜内由于氧扩散的限制，会形成溶解氧（ＤＯ）的梯度，微生物絮体或生物膜的外表面ＤＯ浓度高，以好氧硝化菌及氨化菌为主；深人絮体内部，氧 传递受阻及外部氧的大量消耗，产生缺氧区，反硝化菌占优，从而形成有利于实 现同步硝化反硝化的微环境。０（ｊ ｚ＋Ｈ２Ｌ）图１．１微生物絮体内反应区分布和物质交换Ｆｉｇ．１．１ Ｔｈｅ ｅｘｃｈａｎｇｅ ｏｆ ｍａｔｅｒｉａｌ ａｎｄ ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｉｎ ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍ ｆｌｏｃｃｕｌｅ最初，国内外研究人员利用固定化微生物技术对生物脱氮过程加以强化。有 学者瞄】以海藻酸钠和Ｋ角叉菜胶为载体分层包埋硝化菌和反硝化菌，该法类似于传统先硝化后反硝化脱氮工艺。Ｕｅｍｏｔｏ等【２３ｌ对混合包埋的硝化菌和反硝化菌 的研究发现，运行一段时间后在载体内会自然形成硝化菌集中于外层，反硝化菌集中于内层，中间过渡层二者共存的现象，因此，没有将二者分层包埋的的必要。 曹国民等１２２ｌ以ＰＶＡ（聚乙烯醇）为载体，采用冷冻一解冻法混合固定富集培养 的硝化菌和反硝化菌，对其在好氧条件下同时进行硝化和反硝化进行了大量的研 究，建立了底物（氨氮）去除动力学模型。６第１章绪论ｂ．生物学理论２０世纪８０年代以来，生物科学家研究发现许多硝化菌如荧光假单胞菌（Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ ｆｌｕｒｅｓｃｅｎｓ）、粪产碱菌似ｆｃ口坛ｅｎｅｓ ｆａｃｅａｌｉｓ）、铜绿假单胞菌（Ｐｓｅｕｄ－ｏｍｏｎａｓ ａｅｒｕｇｉｎｏｓ）等都可以对有机或无机氮化合物进行异养硝化【２４１。同 时，国内外大量文献报道在试验室里进行硝化细菌纯培养和混合培养以及处理垃 圾渗滤液的研究中均发现了同步硝化反硝化现象的存在【２５捌。目前已知的好氧反硝化菌有Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ ｓｐｐ、Ａｌｃａｌｉｇｅｎｅｓｆａｃｅａｌｉｓ、Ｔｈｉｏｓｐｈａｅｒａ ｐａｎｔｏｔｒｏｐｈａ等。好氧反硝化细菌和异养硝化细菌的发现，打破了传统理论认为的硝化反应只 能由自养细菌完成和反硝化只能在缺氧条件下进行的观点。Ｒｏｂｅｒｔｓｏｎ等【卅还以Ｔｈｉｏｓｐｈａｅｒａｐａｎｔｏｔｒｏｐｈａ为例提出了同步硝化反硝化和异养硝化的工作模型。Ｋｕｃｎｅｎ及Ｒｏｂｅｒｔｓｏｎ掣２７】还发现，许多异养硝化菌同时也能进行好氧反硝化反应，在产生Ｎ０３－－Ｎ和Ｎ０２－－Ｎ的过程中将这些产物还原，即直接将ＮＨ４＋＝Ｎ转 化为最终气态产物而去除困Ｊ。表Ｉ．Ｉ生物膜各结构层主要微生物种类及作用Ｔａｂｌｅ １．１ Ｔｈｅｍａｊｏｒｃａｔｅｇｏｒｉｅｓ ａｎｄ ｆｕｎｃｔｉｏｎ ｏｆ ｍｉｃｒｏ－ｏｒｇａｎｉｓｍｓ ｉｎ ｂｉｏｆｉｌｍ为了比较不同碳源对于反硝化过程的影响，需要深入研究反硝化动力学，为 生物反硝化脱氮提供理论依据，更好的模拟生物脱氮过程。早期研究者１２９１发现 在碳源充足的情况下反硝化过程在表观上呈现零级动力学，反硝化速率只与反硝 化菌的活性和数量有关。其动力学方程式为：一面ｄＣ―ｋＩ‘■（１．８）式中，ｋ为零级反应动力学表征常数，综合了温度，反硝化菌浓度及实验环境条 件等影响因素；Ｃ为反应ｔ时间Ｎ０３一．Ｎ浓度，ｔ为反应时间。然而，许多研究者发现反硝化过程存在亚硝酸积剥邶１１。徐亚同等研究者【３２ｌ用硝酸盐的降解速率减去亚硝酸盐的生成速率来表征反硝化速率，但是降解过程 中当亚硝酸盐积累的浓度超过硝酸盐浓度时此算法则失效。Ｋａｔａｒｚｙｎａ等人１３３Ｊ根７第１章绪论据硝酸盐还原电子传递体系当量关系（每还原ＩｇＮ０２＂－Ｎ为Ｎ２消耗的电子当量与 还原０．６９Ｎ０３＂＝Ｎ为Ｎ２消耗的电子当量相同），采用硝酸盐和亚硝酸盐当量总和来表征反硝化速率，如图１．２。Ｄｅ Ｌｕｃａｓ等人【矧也采用上述当量关系对国际水协ＡＳＭ２ｄ模型中的氮组分进行了校正。国际水协ＡＳＭｌ号和２号模型将污水ＣＯＤ 分成溶解性易生物降解有机物，慢速可生物降解有机物和内源物质１３５矧，Ｅｋａｍａ等人１３７】针对应用以上三种电子供体反硝化过程进行了分段的零级动力学分析。＇５１２蛊昌９创 蠖Ｚ０３Ｏ Ｏ ５０ １００ ＇５０ ２００ ２５０ ３００时间（ｍｉｎ） 图１．２反硝化过程分段零级动力学分析Ｆｉｇ．１．２ Ｔｈｅ ｐｉｅｃｅｗｉｓｅ ｚｅｒｏ－ｏｒｄｅｒ ｋｉｎｅｔｉｃ ａｎａｌｙｓｉｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ但是零级动力学忽略硝酸盐还原过程与亚硝酸盐还原过程的相互联动作用，使用基于Ｍｏｎｏｄ模型的方程组可以将很好的表征两种组分在系统中的变化情况。现在有反硝化模型将这两个组分分开考虑建模【３羽，可以用以下方程组表示：ｒ等。％Ⅱ鹏≤羔而 ｊ．（１．９）Ｌ争酬一丽ＣＮ０３喝～≤麓×而Ａｓ鹏一基于硝酸还原过程的半饱和常数（ｍｇ Ｎ／Ｌ）；ｎｓ朋：一基于亚硝酸盐还原过程的半饱和常数（ｍｇＮ／Ｌ）８ｎ１∞式中Ⅳ嗽尬一基于硝酸还原过程的最大底物利用速率（ｇ Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ）；ｕｍｘｔⅣＤ２一基于亚硝酸盐还原过程的最大底物利用速率（ｇ Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ）；而在修正后的ＡＳＭ２ｄ模型中，根据不同的碳源种类对反硝化的动力学过程 进行了相应的动态模拟，提出了相应的动力学方程【３４Ｊ。具体动力学过程如表１．２。第１章绪论 表１．２反硝化过程动力学Ｔａｂｌｅ １．２ Ｋｉｎｅｔｉｃ ｅｘｐｒｅｓｓｉｏｎｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ反硝化过程过程速率方程 修正的ＡＳＭ２ｄ模型中不同种类碳源的反硝化过程１溶解性易降解 有机物（警）翻－嘞、差等ｃ崛×甄鹏ＳＡ峨＾丽ＳＡ喁（ｄ班ＣＭ／Ｉ球…Ｋｓ鹏ＣⅣ＋。＇ｃ坞＂Ｓｔ＂ｉ׉ （警）耐～训×％慢速可降解有２机物３内源物质参数说明：Ｑ一氮的浓度，ｇＮ／ｍ３；‰一硝酸盐氮的浓度，ｇＮ／ｍ３；邑一溶解性易降解有机物的浓度，ｇ ＣＯＤ／ｍ３； Ｓｒ一慢速可降解有机物的浓度，ｇ ＣＯＤ／ｍ３；Ｋ鹏一硝酸盐限制反应的半速率常数，在过程４中推荐值为２ ｍｇ／Ｌ‘１习； Ｋ帆一亚硝酸盐限制反应的半速率参数，在过５中推荐值为５ｑｋ．翻一溶解性易降解有机物的反硝化速率，ｇ Ｎ／ｇ ｑⅣ一盯一慢速可降解有机物的反硝化速率，ｇ Ｎ／ｇＭＬＶＳＳ．ｈ；ｍｇ／Ｉ．．㈣；ＭＬＶＳＳ．ｈ；ｑ＾ｒ刊一内源物质的反硝化速率，ｇ Ｎ倌ＭＬＶＳＳ．ｈ；工Ｊｊｆ一生物体（微生物）浓度，ｇ／ｍ３物科；∥眦一最大微生物生长速率； 如，崛和比／Ｎ０２一微生物生长因子．９第１章绪论１．２．２生物除磷机理 所谓的除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离的目的。２０世纪６０年代，美国的一些污水处理厂发现，由于曝气不足而呈厌氧状态的混合 液中Ｐ０４３。的浓度增加，在厌氧一好氧交替运行的条件下，某些微生物种群能够以比普通活性污泥高３―７倍的水平摄取释放出的磷【３９】。就此，许多学者进行了一系列研究，并根据其研究结果发展了生物除磷工艺。生物除磷工艺就是利用活 性污泥中聚磷微生物，超量地从污水中摄取磷，将磷以聚合形态贮在菌体内，形成高磷污泥，通过排出剩余污泥到系统外，达到从污水中除磷的效果。生物除磷 模式如图１．３所示。图１３生物除磷模式图Ｆｉｇ．１．３ Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａ伊ａｍ ｏｆ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ ｒｅｍｏｖａｌ对废水生物除磷机理曾有过两种不同的解释，一种是生物诱导化学沉淀作 用；一种是生物过量聚磷作用。前一种解释存在磷酸盐沉淀作用与ｐＨ升高程度在理论上相矛盾的问题Ｉ删。因而一般倾向于废水中磷的去除是一种生物作用过 程。最早的生物除磷理论是Ｎｉｌｃｈｏｌｌｓ和Ｏｓｂｏｍ（１９７９）提出的Ｉ硎，生物过量摄取磷的观点认为：处于厌氧／好氧交替变化的生物处理工艺中，聚磷菌ＰＡＯ（Ｐｏｌｙ－ｐｈｏｓｐｈａｔｅ Ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｎｇ Ｏｒｇａｎｉｓｍｓ）在厌氧条件下生长受到抑制，因而为了生长便释放出细胞中的聚磷酸盐Ｐ，以溶解性磷酸盐形式释放到溶液中。同时利用其产生的能量和糖原酵解还原性产物ＮＡＤＨ２，吸收废水中发酵产生的乙酸盐等低分子挥发性有机酸（懒），以聚８羟基丁酸（ＰＨＢ）形式贮存起来，在细胞体内，通过排放高磷污泥的方式达到生物除磷目的。此时表现为磷的释放，即磷酸盐由微生物体内向废水的转移。在进入好氧环境中 后，ＰＡＯ利用ＰＨＢ降解产生的ＡＴｅ供给ＤＰＢ细菌合成（包括糖原的合成）和维 持生命活动，一部分则用于过量摄取水中的无机磷酸盐并以Ｐｏｌｙ－ｐ的形式储存最近的研究表明，至少存在一部分聚磷菌可以在缺氧条件下利用硝酸盐作为１０第１章绪论电子受体进行吸磷，这一类微生物称为反硝化聚磷菌。反硝化聚磷菌被证实具有和好氧聚磷菌极为相似的代谢特础４１郴ｌ。早在１９７７年Ｏｓｂｏｍ和Ｎｉｃｈｏｌｌｓ在硝酸盐异化还原过程（没有溶解氧存在） 中观测到磷的快速吸收现象，表明某些反硝化菌也能超量吸收磷；Ｃｏｍｅａｕ等ｉ叫 于１９８６年的小试研究中，提出了有一些除磷菌具有利用硝酸盐作为电子受体的 功能，可取代常规的Ｏ作为电子受体，同时完成反硝化脱氮；随后，Ｖｌｅｋｋｅ等 采用厌氧／缺氧ＳＢＲ的试验方法，对污水生物除磷系统中以硝酸盐作为惟一的电 子受体进行了可行性研究，结果表明用Ｎ０３－作为电子受体是可行的，但对吸磷 而言，Ｎ０３－作为电子受体不及氧的转化效率高。１９９３年Ｂａｋｅｒｌ４５】和Ｋｕｂａ Ｉ删等也 在某些改良的ＵＣＴ脱氮除磷处理系统中发现污泥能够利用硝酸盐作为电子受 体，在缺氧环境下同时进行反硝化和超量聚磷。同年，Ｋｅｒｒｎ－Ｊｃｓｐｅｒｓｅｎ等通过试 验得出，聚磷菌有两部分组成，一部分只能用氧作为电子受体，而另一部分即能 利用氧也能用Ｎ０３－作为电子受体；Ｋｕｂａ等从动力学性质上对这两类聚磷菌进行 了比较，认为以硝酸盐作为电子受体的反硝化聚磷菌有着和好氧聚磷菌同样高的 强化生物除磷性能【４７１。以上大量研究皆表明，ＰＡＯ并非是专性好氧菌，一些ＰＡＯ 具有以硝酸盐代替氧气作为电子受体，进行缺氧吸磷的能力，即反硝化吸磷。 反硝化聚磷菌可在缺氧环境吸磷，这就使得吸磷和反硝化（脱氮）这两个生物 化学过程借助同一种细菌在同一种环境下一并完成。其结果，吸磷和脱氮过程的 结合不仅节省了对碳源的需要，而且吸磷在缺氧内完成可节省曝气所需要的能 源。因此，反硝化聚磷技术成为近来研究的热点。１．３生物脱氮除磷工艺比较从生物脱氮除磷的机理分析来看，生物脱氮除磷工艺基本上包括厌氧、缺氧、 好氧三种状态，这三个不同的工作状态可以在空间上进行分离，也可以在时间上 进行分离。空间顺序工艺的最大特征是污水的各种生化反应在不同的反应池里同 时完成，整个生化反应是连续进行，传统的脱氮除磷工艺中典型代表有Ａ２／０、 ＵＣＴ、Ｐｈｏｒｃｄｏｘ等。时间顺序的生物除磷脱氮技术的最大特征是污水的各种生化 反应均在同～个反应池里，按时间顺序进行污水处理，典型代表是间歇活性污泥 法ＳＢＲ，下面对以上工艺做一简略的介绍。（１）Ａ２／ｏ工艺Ａ２／Ｏ工艺即厌氧一缺氧一好氧工艺，它是典型的利用不同的空间，进行不同的生化反应，从而对氮、磷进行去斛４８１。Ａ２／ｏ工艺的优点是工艺流程简单，总ＨＲＴ小于其它同类工艺，并且不需要外加碳源，厌氧、缺氧段只需要进行缓 速搅拌，运行费用较低。但是它也存在固有的缺陷，表现为硝化菌、反硝化菌和第１章绪论聚磷菌在有机负荷、污泥龄和碳源需求上存在着矛盾和竞争，很难在同一系统中获得氮、磷的高效去除，阻碍着脱氮除磷技术的应用，其中最主要的问题是厌氧条件下反硝化和释磷的竞争。根据生物除磷原理，在厌氧条件下，ＰＡＯ通过菌种合作将有机物转化为ＶＦＡｓ，并通过体内聚磷分解释放的能量吸收ＶＦＡｓ，并 以ＰＨＡｓ的形式贮存起来，提供后续好氧条件下过量摄磷和自身的增殖。如果厌 氧区存在较多的Ｎ０３－－Ｎ，反硝化菌会优先利用碳源进行反硝化，影响ＰＡＯ对 ＰＨＡｓ的合成，并影响后续的除磷效果。一般而言，要同时达到高效去除氮、磷的目的，城市污水中碳氮比（ＣＯＤ／Ｔ№至少为４．５１４伽。当城市污水碳源低于此要求时，由于该工艺把缺氧反硝化置于厌氧释磷之后，反硝化效果受到碳源量的限制， 大量未被反硝化的Ｎ０３－－Ｎ随污泥被回流至厌氧池，干扰厌氧释磷（有时直接吸 磷１，最终影响整个系统的稳定运行。见图１．４所示。混翎檄厂一一一一一一一一一一一］剩除污泥．＾图１．４，４，２／０工艺Ｆｉｇ．１．４ Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａｇｒａｍ ｏｆＡ２／Ｏｒｅａｃｔｏｒ在实际污水处理厂的运行中，工艺上实现污泥水解产物作为外加碳源如图 １．５所示。虽然水解污泥需要增加２５％的生化反应器体积，但是省去外加甲醇废 液碳源费用能将运行成本由０．９＂－－＇１．４欧元／ｌ【ｇ Ｎ降低Ｏ．２～Ｏ．３欧元／ｋｇ Ｎ【删。初沉污泥水解产物是生物脱氮系统经济有效的可替代有机碳源。目前更多的研究者关 注于如何提高初沉污泥的产酸效率。混合液回流图１．５带有水解反应器的，４，２／０工艺流程 Ｆｉｇ．１．５Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ，４，２／０ ｗｉｔｈ ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ ｒｅａｃｔｏｒ第１章绪论（２）ＵＣＴ工艺影响除磷效果的一个重要因素是回流污泥中出现的硝酸盐。如果回流污泥中 的硝酸盐浓度过高，将直接影响磷的厌氧释放。为了在厌氧反应器不受硝酸盐的 影响，经过一系列的尝试，南非开普敦大学设计出ＵＣＴ艺（ＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙＴｏｗｎ ｏｆ ＣａｐｅＰｒｏｃｅｓｓ），如图１．６所示。首先沉淀池的回流污泥和好氧区的污泥混合液分别回流至缺氧区，在缺氧区中经反硝化脱氮后，再回流到厌氧池中与原水进行 混合，它不要求回流污水中无Ｎ０３一或Ｎ０２一，在废水Ｃ／Ｎ合适的情况下，缺氧 区反硝化作用完全，从而使接受缺氧区混合液的厌氧区保持较为严格的厌氧生 境，提高了厌氧放磷及系统的除磷率１５１１。混合液回流 混合液回流水剩余污泥Ｊ图１．６ＵＣＴ工艺流程Ｆｉｇ．１．６ Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ ＵＣＴ ｒｅａｃｔｏｒ（３）Ｐｈｏｒｅｄｏｘ（Ｂａｒｄｅｎｐｈｏ工艺的改良型） 在Ｂａｒｄｅｎｐｈｏ工艺流程之前增设一个厌氧池，原水和回流污泥在前置的厌氧图１．７ Ｐｈｏｒｅｄｏｘ（改进的Ｂａｒｄｅｎｐｈｏ工艺）Ｆｉｇ．１．７ Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ Ｐｈｏｒｅｄｏｘ ｒｅａｃｔｏｒ池中进行混合，在后续的池中进行硝化反应和完全的脱氮，以提高污泥的磷释放 效率，见图１．７。只要脱氮效果好，那么通过污泥进入厌氧池的硝酸盐是很少的， 不会影响污泥的放磷效果，从而使整个系统达到较好的脱氮除磷效果。但由于要 求达到完全的脱氮反应，所以耗资巨大【矧。（４）ＳＢＲ工艺ＳＢＲ的方法近年来也被用于生物脱氮除磷，ＳＢＲ系统具有构造简单、投资１３第１章绪论节省、控制灵活等优点。与Ａ２／Ｏ、Ｂａｒｄｅｎｐｈｏ、ＵＣＴ、ＶＩＰ、工艺不同，ＳＢＲ是 在同一反应器内完成脱氮除磷。它通过对进水、曝气、沉淀、排水、等待、排泥 的灵活操作，在时间序列上实现厌氧、缺氧、好氧的组合。通过改变运行方式、 合理分配曝气和非曝气的时间，创造交替厌氧、缺氧、好氧条件实现脱氮除磷。ＳＢＲ系统的一个最大优点就是在时间和空间上的运行操作的灵活性，这也使ＳＢＲ 的发展呈现了多样性１５引。 （５）生物滤池工艺 生物滤池处理污水的原理是利用反应器内滤料上所附生物膜氧化分解作用， 滤料及生物膜的吸附截流作用和沿水流方向形成的食物链分级捕食作用，以及生物膜内部微环境作用，达到脱氮除磷的目的【划。生物滤池【５５，５６Ｊ具有以下特点：（１）采用小粒径颗粒作为生物载体，如陶粒、活性炭等；能同步发挥生物氧化作用和物理截流作用；（２）高容积负荷及高的氧转移和利用效率；抗冲击负荷能力强，受气候、水量和水质变化影响小；（３）反应器沿水流方向呈明显的空间梯度特征；（４）需要定期进行反冲洗以去除滤层中 截留的污染物和脱落的生物膜，不需要二沉池；（５）占地面积小，基建投资省，采用模块化结构设计，为整个工艺的紧凑化，设备化及改扩建提供了有利条件； （６）可建成封闭式厂房，减少臭气、噪声和对周围环境的影响，视觉景观好。 运行管理方便，便于维护；（７）进水一般要求进行预处理，一定程度上增加了工 艺的复杂性；（８）若进水悬浮物较多，则运行周期短，反冲洗频繁。 但目前生物滤池的研究工作还有待进一步的深入，相关的理论体系还不够完善。特别是其脱氮过程机理、反应动力学和微生物生态学的理论研究尚待深入， 有关运行参数的影响、反冲洗、反冲洗污泥的处理等关键问题的研究还需要大量的工作。可以估计随着现代生物检测技术和纳米测量技术的发展，对其处理机理 的研究将有望取得突破，特别是生物膜生长和生物膜活性的研究将成为近期的前沿课题。同时针对生物膜特点、生物氧化功能和过滤功能之间的相互关系、反冲 洗过程中生物膜的脱落规律等理论研究的开展；以及其快速启动的方式、在水深 度处理、饮用水预处理等方面应用，对改性处理的新型吸附型滤料的利用，开发预处理技术与生物滤池组成的新型一体化反应器等应用研究的开展。将使生物滤 池在今后工业大规模应用中发挥更大的作用。１．４碳源选择与优化从实际污水生物处理脱氮工艺来看，有机物来源主要分为系统碳源和Ｊ＇ｌ－／Ｊｎ碳 源两大类。系统碳源是指污水处理系统本身的碳源。它包括原污水中的可生物降 解溶解性有机碳（用ＢＯＤ５表示），己从原污水中分离出来的颗粒态慢速降解有机１４第１章绪论物（初沉污泥）和活性污泥微生物死亡或破裂后自溶释放出来的可被利用的基质。 如何充分利用系统碳源是解决生物碳源需求的重要途径。外加碳源多采用甲醇废液、乙醇等化工产品，还有许多新型碳源正在研究尝试阶段，这也是本文的主要 研究内容。１．４．１系统碳源优化根据系统碳源的定义，可以考虑改进脱氮工艺以提高废水的可生化性，典型的做法就是在脱氮反应器前增加厌氧水解酸化池。厌氧生物水解酸化阶段中，大分子物质分解转化为简单的化合物并分泌到细胞外，主要产物有挥发性脂肪酸、醇类、乳酸等，改善了废水的可生物降解性，提高了生物脱氮效率和有机物降解速率１５８删。李晓晨等人【６１１通过现场中试对水解过程有机物的降解进行分析，结果表明将水解酸化过程作为低浓度城市污水生物脱氮工艺的预处理工艺可以为 反硝化段补充一定量的碳源，有效提高脱氮效率。梁存珍等人【６２ｌ采用水解酸化． 反硝化．硝化的组合工艺对土霉素废水进行了实验室规模的连续处理。废水经过 厌氧水解，反硝化速率从０．３１ｋｇ／ｍ３－ｄ增加到０．４５ｋｇ／ｍ３．ｄ，提高了４５．２％。然而， 考虑到水解池的建设运行费用，以及一些地区废水的实际情况，还需要综合处理效果和经济费用等因素因地制宜地确定运行工艺及工艺条件。 １．４．２外碳源选择与优化（１）工业废水 各种工业废水一般都是高碳源废水，若能将它们作为反硝化的外碳源，不仅 能实现经济的外碳源投加方式，还能解决部分工业废水的处理问题。现在国内外 有许多研究者已经开始了这方面的探索，比如引入啤酒废水，造纸工业废水作为 反硝化补充碳源。啤酒废水主要包括浸麦废水，糖化废水，废酵母液，洗涤废水和冷排水等，主要成分为糖类和蛋白质，有较好的可生化性【６３１。高景掣叫等人以啤酒废水为试验研究对象，对ＳＢＲ法去除有机物、硝化和反硝化进程进行了 分析，同时，研究了啤酒原水以及不同原水投加量，投加方式对反硝化速率的影响，并和乙酸钠、甲醇及内源呼吸碳源的反硝化速率进行了比较。试验发现乙酸钠的反硝化的速率远高于啤酒原水，而啤酒原水的反硝化速率高于甲醇。造纸工业废水主要是碱木素、半纤维素、脂肪酸和树脂酸等，其中有机物含量占６７％，ＢＯＤ５为２００－５００ｍｇ／Ｌ。肉类加工废水ＢＯＤ５为舭１２００ｍｇ／Ｌ，可生化性较好。制革工业废水有机物浓度高，生物降解性较好，但降解速率很慢。 有研究表明雌Ｊ，由于微生物的共代谢作用，部分混合污水可在一定程度上提高第１章绪论废水的可生化性能，提高反硝化效果。 （２）有机化工产品Ｚｈｅ．ＸｕｅＱｕａｎ等人１６６Ｊ研究了水解糖蜜作为外碳源的生物脱氮过程。水解糖蜜中的易生物降解基质含量达到４７．５％，反硝化脱氮速率为２．９～３．６ｒａｇ Ｎ／ｇＶＳＳ?ｈ。在实验室运行的ＳＢＲ装置中，以普通城市污水为原水，加入水解糖蜜为外碳源，脱氮效率可以达到９１。６±ｌ。６％，比甲醇的８５．３±２．０％还要高，处理成本 比甲醇降低２０％。但是，也有研究者发现以蔗糖为外碳源时，会产生亚硝酸盐 的积累，抑制反硝化菌的活性，处理效果下降１６７】。（３）天然有机固体底物天然有机固体底物，如甘草，芦苇等植物，萃取的甘草根，海藻等［６ｓ－７０ｌ，其 主要成分为纤维素，是一种多糖物质，具体为线性葡萄糖聚合物，在相邻并行的羟基之间以氢键相连，天然有机固体底物可在反硝化过程中作为菌群的生物载体 和反硝化碳源，具有较大比表面积的天然有机固体底物能让更多的细菌附着，加 快反硝化过程［６８－７０１。天然有机固体底物中营养物质的含量也是决定反硝化速率的 一个重要因素。１９８８年，Ｂｏｕｓｓａｉｄ等人１７ｌ】首次用纤维素类物质为碳源处理地下水中的硝酸盐。Ｓｏａｒｅｓ等人网以麦秆为填料制作了上流式厌氧反应器处理受硝酸盐污染的饮用水。在运行的最初一周，反硝化速率达到最大值０．０５３９ Ｎ／Ｌ?ｄ，硝酸盐去除率达到７３．５％左右，随后效率有所下降，加入新鲜的麦秆可以提高反 应速率。Ｖｏｌｏｋｉｔａ等人Ｉ硎曾以碎报纸作为外碳源对饮用水进行反硝化脱氮，可迅速去除硝酸盐而无亚硝酸盐积累，对１００ｍｇ／Ｌ硝酸盐去除率几乎可以达到１００％。 Ｓｏａｒｅｓ等人【７４Ｊ用原棉作为碳源处理地下水的Ｎ０３．Ｎ时，处理效果也达到了要求。Ｂｉｋｅｍ等人１６９ｌ利用序批式厌氧生物膜反应器，有机天然物质作为反应器填料和有机碳源，分别比较了Ｇ ｖｅｒｒｕｃｏｓａ（－－种在太平洋西北岸地区普遍生长的灌木＇），萃 取的甘草根，大型芦苇的运行情况。结果表明，Ｇ ＶｅｌＴＵＣＯＳａ因其营养物质蛋白质含量高，比表面积大，具有最好的反硝化脱氮效果。在Ｇ ｖｅｒｒｕｃｏｓａ脱氮系统 中，可溶性有机碳的含量最高，可生化性最好：硝酸盐氮在１ ４天完全去除，反硝化速率为１３．１２５ｍｇ Ｎ０３．Ｎ／ｇ?ｄ。国内近几年也开始这方面的探索。金赞芳等人１７ｓ，７６】采用实验室装置研究了以棉花等为碳源和反应介质的生物反应器去除地下 水中的硝酸盐。结果表明，在室温下，水力停留时间不小于９．８ｈ时，进水硝酸 盐浓度为２２．６ｍｇ Ｎ／Ｌ，反应器对硝酸盐的去除率可以达到１００％，且没有亚硝酸 盐的积累。Ａｓｌａｎ［７７１等人发现在用秸秆作为碳源的连续流反应器中，不仅可以实 现对氮的有效去除，并且对水的色度也有很好的去除效果。 德国的研究者Ｂｏｌｅｙ［７８Ｊ等人以ＰＨＢ、ＰＣＬ、ｂｉｏｎｏｌｌｅ作为碳源兼生物膜载体，去除养鱼池循环水 中的硝酸盐，出水的ＮＨ４．Ｎ、Ｎ０３．Ｎ浓度稳定在０．１ｍｇ／Ｌ和０．０５ｍｇ／Ｌ以下。１６第１章绪论（４）初沉污泥水解产物 初沉污泥的水解产物中含有能被反硝化菌快速利用的生物转化挥发脂肪酸（Ｖｏｌａｔｉｌｅ ＦａｔｔｙＡｃｉｄｓ，懒），且成本低廉，是目前的研究热点之一７蝴¨。生物转化ＶＦＡｓ的过程是混合菌群的厌氧消化的一部分，通过控制反应条件，把厌氧 消化控制在水解产酸阶段，利用产酸菌将水解产物短链脂肪酸转化为乙酸、丙酸、 丁酸、戊酸等挥发性脂肪酸。目前普遍使用的外加碳源甲醇和乙醇的反硝化速率 比相应的ＶＦＡ低【８２ｌ，因为它们在生物降解的时候是先被转化成相应的ＶＦＡ，然 后才进一步被降解。在反硝化过程中，乙酸在形成乙酰辅酶Ａ后可直接被利用， 故有较高的反硝化速率。丙酸先形成丙酰辅酶Ａ，通过一系列的酶促羧化反应和 异构反应，被转化成琥珀酰辅酶Ａ并进入ＴＣＡ循环和继续被氧化，因此它用作 碳源时反硝化速率较低。丁酸和戊酸首先形成丁酰辅酶Ａ和戊酰辅酶Ａ，通过 Ｂ．氧化，形成一个乙酰辅酶Ａ和一个２碳（或３碳）的脂肪酸，并按上述途径继 续，故它们的反硝化速率介于乙酸和丙酸之间。目前针对污泥厌氧消化的水解酸 化阶段的研究越来越多，因为在以污泥作为对象的水解产酸过程中，既能提供可 做碳源的ＶＦＡｓ，同时可以实现污泥减量，有良好的发展前景。国外大多数的研 究是利用污水处理厂的初沉污泥水解发酵产酸，也有对初沉污泥与剩余污泥的混 合污泥和高浓度污水的水解酸化研究。Ｇａｌｉ．Ａ等人ｌ则用初沉污泥的水解产物作为 碳源反硝化城市污水处理厂的内部产生的废液，发现系统的反硝化速率比二沉池 污泥水解产物作碳源时的高６倍左右。吴一平等人１８３舯】分析了我国城市污水处理 厂初沉污泥中有机物的组成情况，经过水解后，初沉污泥水解产物的脱氮速率分 别为城市污水脱氮速率的３倍，是投加甲醇脱氮速率的１．３３倍。目前大多数的 研究还是集中在常温下的水解。此种水解方式的效果受到ｐＨ、水力停留时间、固体停留时间，温度和污泥粒径等因素的影响。温度的升高是促使生物酶活性提高的重要因素，因此提高温度较易提高水解速率。水力停留时间和固体停留时间 的变化直接影响水解接触时间的长短，因此和水解效果成正比。污泥粒径减小会 使同样质量的污泥获取更大比表面积，比表面积越大，反应也就越快。（５）垃圾渗滤液 垃圾渗滤液中富含有机物的高浓度废水，其中ＣＯＤｅｒ一般为１５０００ｍｇ／Ｌ，ＢＯＤ５一般达到６０００ ｍｇ／Ｌ。在填埋初期的垃圾渗滤液ＢＯＤ／ＣＯＤ大约为０．４０～０．７５，有良好的可生化性ｌ跚。据胡允刚删报道，渗透液ＶＦＡ／ＣＯＤ的高比例，将 是去除有机物的一个有利因素，因为挥发性脂肪酸（尤其是乙酸），属于易生物降解的物质。垃圾渗滤液中含有甲烷，甲烷氧化菌氧化甲烷生成Ｃ０２，并在此过程中获得生长所需的能量【８７珈ｌ。第一步由ＭＭＯ将甲烷活化生成甲醇，甲醇进 一步氧化为甲醛，甲醛再同化为细胞生物量或通过甲酸氧化为Ｃ０２，然后经过一１７第１章绪论系列的脱氢反应生成Ｃ０２重新回到大气的碳库中，其转化过程见图１．８所示１９１１。 但由于渗滤液中氨氮含量，金属离子，及其他有毒物质含量较高，并且各种渗滤 液成分变化很大，对其处理利用的方式方法是目前的研究难点。现有的物理化学和生物法处理效果有限，成本高１９２１。如能将其作为反硝化系统的外加碳源，既能补充碳源，又使得垃圾渗滤液得到降解。ｓＭＭ００２ Ｈ２０洲。厂弋髓删厂弋∞２ＮＡＤ●ｋＦｏｒｍａｌｄｅｈｙ蹴ｄｅＦｏｎｎａ也出ｈｙｄｒｏｇｅｎａｓｅＮＡＤＨＮＡＤ＋ＮＡＤＨ０２Ｈ２０｛甲烷氧化菌氧化甲烷产生甲醇及Ｃ０２的过程ｐＭＭＯ ４－－－－－－．，－－ｏ－－－：图Ｉ．８Ｆｉｇｕｒｅ １．８ Ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ｍｅｔｈａｎｏｌ ａｎｄ Ｃ０２ ｐｒｏｄｕｃｔｅｄ ｂｙ ｍｅｔｈａｎｅ－ｏｘｉｄｉｚｉｎｇ ｂａｃｔｅｒｉａ１．４．３碳源降解动力学分析 ＩＡＷ０模型在Ｍｏｎｏｄ模型的基础上，假定反硝化过程主要利用可溶性易生物降解有机物，提出了基于可溶性易生物降解有机物基质的降解动力学方程为【３５】：ｋ一嚣，《‰，南㈣式中乙一基质利用速率；㈠…七一基质最大比利用速率，ｇ基质／ｇ微生物?ｄ；Ｘ一生物体（微生物）浓度，ｇ／ｍ３； Ｓ一溶液中限制生长的基质浓度，ｇ／ｍ３；Ｋ。一半速度常数，推荐值为１０ｇ ＣＯＤ／ｍ３１３５ｌ；Ｋ鹏一硝酸盐限制反应的半速率参数，推荐值为Ｏ．１ ｍｇ／Ｌ１３５ｌ； 砭－－ＤＯ对硝酸盐还原过程的抑制系数，推荐值为ｏ．１－－．，０．２ ｍｇ刖３５ｌ；叩一生物体中脱氮菌的比例，ｇｖｓｓ／ｇ ＶＳＳ但是，碳源中占很大比例的颗粒性易生物降解有机物质需要水解过程转化后才能被利用，所以水解发酵过程的速率在很大程度上影响了基于颗粒性易生物降解有机物反硝化过程速率。而目前对此限速步骤的动力学还没有很好的被定义。１８第１章绪论１．４．４不同碳源反硝化过程的动力学参数比较 研究表明，不同碳源的反硝化速率差别较大【９３，９４ｌ。利用厌氧发酵产物（即快速 可生物降解有机物，也称第一类基质）作反硝化碳源，反硝化速率为５０ｍｇ／Ｌ?ｈ； 利用不溶或复杂的可溶性有机物（即慢速可生物降解有机物，也称第二类基质）作 为碳源，反硝化速率为１６ｍ＃Ｌ?ｈ，如葡萄糖。利用微生物的内源代谢产物（称第三类基质）作为碳源，反硝化速率仅为５．４ｍｇ／Ｌ－ｈ。另一方面，生物脱氮系统中部 分有机物被氧化，还有部分有机物用于合成细胞物质。若用来合成细胞物质的这 部分有机物的量越大，作为反硝化碳源有机物的利用率就越低。反硝化菌在不同 的碳源条件下，呼吸途径不同，细胞产率也就不相同。一般来说，单碳低分子化 合物，如甲醇，乙醇等，微生物细胞产率比较低，因为从单碳化合物中合成细胞 组分所需的能量大，这种阻力的存在阻止了细胞的生长，有机物可以达到较高的 利用率；而糖类物质，纤维素等高碳物质，微生物生长量相对要高，这样在反应 体系中污泥增长较快，容易引起堵塞。郑兴灿等人【９４】对不同碳源的反硝化速率进行了比较，发现在２０―２５℃时甲醇作为碳源物质，反硝化速率可达到０．１２加．３２９Ｎ０３．Ｎ／ｇＶＳＳ?ｄ，在１９―２４℃时使用啤酒废水作为碳源物质，反硝化速率可达到ＶＳＳ?ｄ，在２０℃时使用Ｃｌ―ｃ５混合的挥发脂肪酸作为碳源物０．２２－－０．２５９ Ｎ０３．Ｎ／ｇ质，反硝化速率可达到０．３６９ Ｎ０３－Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ；而在１５。２７℃时城市生活污水作为 碳源物质，反硝化速率只有０．０７２９ Ｎ０３．Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ；内源代谢产物的反硝化速率 更低，１２～２０℃下只有０．０１７．．－０．ＩＭ８９ Ｎ０３．Ｎ／ｇ ＶＳＳ?ｄ。这些数据可以作为参考帮助 确定反硝化过程的水力停留时间等实际工艺设计参数。１．５研究目的与意义１．５．１课题来源本课题来源于国家高技术研究发展计划（８６３）项目资源环境技术领域水污染控制技术与治理工程重大专项中滇池入湖河流水环境治理技术与工程示范课题中雨污联合调控及强化处理技术研究与工程示范子课题，氮磷深度强化处理技 术研究与工程示范子子课题，项目编号“２００５ＡＡ６０１０１００１２２”。１．５．２研究目的与意义 本课题研究目标是在研究不同来源的各类碳源（包括碳源品质优化后）的化学和生化特性的基础上，优选出技术上先进、可靠，经济上合理、适应子课题水质的反硝化外源性补充碳源，通过试验建立补充优选碳源的反硝化表观动力学模１９第１章绪论型，提出相应的动力学参数，并通过补充碳源连续流Ａ２／Ｏ系统和生物滤池系统小试试验，试验成果可为昆明市第二污水厂补充外加碳源缺氧工艺提供可靠的设 计依据，确保深度处理示范工程出水稳定ＴＮ达标（ＴＮ＜１０ｍｇ／Ｌ），同时可为其它污水处理厂的脱氮除磷工艺设计提供理论基础和设计依据，为解决我国南方城市普遍存在的低碳相对高氮磷污水的生物脱氮除磷工艺提供碳源补充的核心技术，实现以较低的成本进行污水资源化及补充景观用水或回用要求。１．６研究内容与技术路线１．６．１研究内容研究的主要内容如下：（１）分析原污水及其它来源的各类碳源分布及特性；拟分析和研究的碳源有： 原污水碳源；原污水碳源的品质优化；工业废水有机污染物；有机化工产品，如 甲醇废液、乙酸钠等；农村秸秆及垃圾渗滤液；污水厂沉淀污泥水解产物；地方 特色产业的废液如淀粉溶液、啤酒废水等。（２）通过试验研究，建立补充优选碳源的反硝化表观动力学模型，提出相应 的动力学参数。 （３）进行以乙酸钠、甲醇废液、啤酒废水和垃圾渗滤液为碳源的Ａ２／Ｏ系统试 验研究，比较各种碳源对Ａ２／Ｏ系统的脱氮除磷效果的影响，为昆明第二污水处理 厂的改造提供试验依据。 （４）进行以乙酸钠、甲醇废液、和啤酒废水为碳源的生物滤池系统深度脱氮除磷试验研究，为昆明第二污水处理厂的改造提供试验依据。（５）优化碳源补充的工艺、投加量及投加点研究。（６）补充碳源示范工程可实施性与技术经济研究。 １．６．２技术路线 本研究的技术路线如图１．９所示。第１章绪论图１．９研究技术路线图Ｆｉｇ．１．９ Ｓｃｈｅｍｅ ｏｆ ｒｅｓｅａｒｃｈ ｐｌａｎｓ２１第２章试验材料与方法第２章试验材料与方法２．１试验材料与方法为深入研究各种碳源的反硝化特性，本文通过实验室间歇反应器比较各种碳 源的反硝化效果和速率，并通过批次试验进行反硝化动力学研究。在了解各种碳 源特性的基础上，通过厌氧水解装置研究污泥水解产物作为反硝化碳源的优化条 件及其反硝化特性，通过推流式生物膜反应器和完全混合式悬浮反应器研究了秸 秆作为反硝化碳源的可行性和脱氮效果。通过实验室理论研究优选出典型代表碳 源。在昆明第二污水厂建立现场连续流Ａ２／Ｏ装置和缺氧生物滤池装置，模拟实 际污水厂运行条件，研究二级处理及深度强化处理工艺中补充碳源的反硝化脱氮 除磷效果。具体的反应器装置、试验材料和试验方法见相应各章节。２．２分析测试项目和方法２．２．１气相色谱分析方法 各种ＶＦＡ的定性和定量分析采用气相色谱法进行。测定前，样品先用中速 定性滤纸过滤，再用０．４５／Ｊｍ的滤膜进行压滤式过滤，滤液中加入３％的Ｈ３Ｐ０４，以确保样品的ｐＨ值低于６．０【９５１。气相色谱型号为Ａｇｉｌｅｎｔ ６８９０Ｎ型，检测器选用氢火焰检测器，氮气为载气，进样器和检测器的温度分别为２００℃和２２０℃。采用程序升温，起始炉温８０℃运行ｌｍｉｎ，然后按照２０℃／ｒａｉｎ的速度升温到１１０＂Ｃ， 运行ｌｍｉｎ，然后再按照１０℃／ｒａｉｎ升至１８０ｍｉｎ，运行ｌｍｉｎ。一个样品的整个运行时间为１１．５ｍｉｎ，每次进样的体积为１．０／ｚｍ。 定性分析采用保留时间定性，经过预分析测定，试验中剩余污泥水解酸化产 物主要为六种短链脂肪酸，图２．１为其相应的出峰时间。图中从左到右六个峰依 次是乙酸、丙酸、异丁酸、正丁酸、异戊酸和正戊酸，其相应的保留时间分别为 ６．６ｍｉｎ、７．７ｒａｉｎ、８．０ｒａｉｎ、８．８ｍｉｎ、９．３ｍｉｎ和１０．１ｍｉｎ左右。水样图中各有机酸的 峰值大小不同，而出峰时间基本上在上述保留时间范围内。第２章试验材料与方法图２．１六种ＶＦＡ色谱图Ｆｉｇｕｒｅ ２．１ Ｔｈｅ ｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｍ ｏｆ ｓｉｘ ｋｉｎｄ ｏｆ ＶＦＡｓ定量分析采用外标线法进行定量分析，按照峰面积计算水中各种酸浓度【９５１。 首先将各种标准酸按照其密度和含量配成一系列的标准浓度，从气相色谱上测出 其不同浓度相应峰面积对应的六种酸的标准曲线；然后将水样中对应于不同保留 时间的峰面积代入相应的标准曲线，从而得到各种有机酸的浓度值；最后将各种 有机酸以ＣＯＤ的单位进行加和得到总的ＶＦＡｓ的ＣＯＤ。表２．１为六种短链脂肪 酸的名称及相应的ＣＯＤ值。表２．１六种Ｖ】’Ａ特性Ｔａｂｌｅ ２．１ Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ ｏｆ ｓｉｘ ｋｉｎｄ ｏｆ ＶＦＡｓ第２章试验材料与方法２．２．２常规水质指标分析方法常规水质指标分析方法见表２．２【９们。表２．２水质指标分析方法Ｔａｂｌｅ ２．２ Ａｎａｌｙｓｉｓ ｉｔｅｍｓ ａｎｄ ｍｅｔｈｏｄｓ测试项目ＣＯＤｏ ＴＮ Ｎ０３＂－Ｎ Ｎ０２＂－Ｎ ＮＨ４＋－Ｎ ＳＳ分析方法 重铬酸钾法 紫外分光光度法 紫外分光光度法 Ｎ－（１萘基）一乙二氨光度法 钠氏试剂光度法 重量法（烘干） 重量法（烘干） 仪器法 仪器法 仪器法 显微镜下观察 过硫酸钾消解法 钼镝抗分光光度法仪器 微波消解仪 ７５４分光光度计 ７５４分光光度计 ７５４分光光度计 ７５４分光光度计 干燥箱、电子天平 干燥箱、电子天平 ＹＳＩ便携式溶解氧测量仪 ＹＳＩ便携式溶解氧测量仪ＳｅｖｅｎＭｕｌｔｉＳ４０Ｋ ｐＨ计ＭＬＳＳＤｏ温度 ｐＨ值 生物相ＴＰ Ｐ０４３－显微镜 ７５４分光光度计 ７５４分光光度计第３章几种碳源反硝化效果比较及其动力学分析第３章几种碳源反硝化效果比较及其动力学分析为了解和比较各种碳源的反硝化特性，通过反硝化间歇试验，比较了在相似进水碳源和氮源浓度下，分别以乙酸钠、