（模式识别与智能系统专业论文）好氧反硝化菌在传统活性污泥系统的应用.pdf

中文摘要 随着人类活动的不断增加，水体氮污染日趋严重，影响渔业发展和危害人体 健康。因此脱氮成为近年来废水处理研究中的重要课题，而生物脱氮又被认为是 目前废水脱氮中经济有效的方法之一。传统生物脱氮包括硝化和反硝化2 个相互 独立的过程，直以来认为硝化是一个好氧过程、反硝化是一个严格的厌氧过程， 因此硝化和反硝化两个反应过程需要在两个隔离的反应器中进行。最新的研究表 明，一些微生物在好氧条件下，也能表现出反硝化能力，好氧反硝化现象不断被 报道，一些好氧反硝化菌也已被筛选出来。 本文主要针对当前好氧反硝化还停留在微生物培养的理论研究，尝试将好氧 反硝化菌应用在传统活性污泥系统中。首先从s b r 活性污泥中分离出好氧反硝 化菌；然后通过实验室小试实验，研究了其反硝化特性，并系统的研究了不同条 件对菌体与活性污泥的吸附性能的影响以及不同条件对好氧反硝化能力的影响； 最后将好氧反硝化菌投入活性污泥系统中，检测其实际运行时好氧反硝化效果。 实验结果表明：所分离菌株在好氧状态下具有良好的反硝化特性及吸附特 性。在溶解氧为2 m g l 左右、有机物浓度为4 0 0 m g l 左右、曝气时间为7 h 左右、 菌体处于内源呼吸期的初期与污泥的吸附性能最好；在溶解氧为2 m g l 左右、 有机物浓度为1 0 0 0 m g l 左右、曝气时间为4 - - - 8 h 、l g 活性污泥的投菌量为0 0 0 8 8 9 时好氧反硝化效果最好。在溶解氧为2 m g l 左右的条件下，好氧反硝化菌在传 统活性污泥系统中发生了明显的好氧反硝化，并使总氮的去除率提高了近3 0 。 关键词：好氧反硝化；分离筛选；反硝化特性；吸附特性；传统活性污泥系统 a b s t r a c t a l o n gw i t hh u m a na c t i v i t yi n c r e a s e ，n i t r o g e np o l l u t i o no fw a t e rb o d yb e c o m e s m o r ea n dm o l es e r i o u s ，w h i c hi n f l u e n c e st h ed e v e l o p m e n to ff i s h e r ya n dh a r m s h u m a n sh e a l t h t h e r e f o r en i t r o g e nr e m o v a lb e c o m e sa ni m p o r t a n tt o p i ci nt h e w a s t e w a t e rt r e a t m e n tr e s e a r c h b i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a li sc o n s i d e r e dt h em o s t e c o n o m i ca n de f f e c t i v em e t h o d t r a d i t i o n a lb i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a li n c l u d e s t w oi n d e p e n d e n tp r o c e s s e so fn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r i f l c a t i o n i ti sb e l i e v e dt h a t n i t r i f i c a t i o ni sa e r o b i cp r o c e s sa n dd e n i t r i f i c a t i o ni ss t r i c t l ya n a e r o b i cp r o c e s s t h e r e f o r et h et w or e a c t i o np r o c e s s e sn e e dt or u ni nt w oi s o l a t e dr e a c t o r s t h en e w e s t r e s e a r c h e si n d i c a t et h a ts o m em i c r o o r g a n i s m su n d e ra e r o b i cc o n d i t i o nc a na l s oh a v e t h ed e n i t r i f i c a t i o n a b i l i t y t h ea e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o np h e n o m e n o n sh a v eb e e n r e p o r t e da n ds o m ea e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o nb a c t e r i ah a v ea l s ob e e ni s o l a t e d c o n s i d e r i n gt h a tt h er e s e a r c h e so na e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o nh a v eb e e n l i m i t e dt o t h e o r y , t h ea r t i c l ea t t e m p t st oa p p l ya e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o nb a c t e r i at ot r a d i t i o n a l a c t i v e ds l u d g es y s t e m f i r s t ，a e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o nb a c t e r i aa r es e p a r a t e df r o ma l l s b rs y s t e m t h e n ，t h o u g ht h el a b o r a t o r yt e s t s ，d e n i t r i f l c a t i o nc h a r a c t e r i s t i c so ft h e i s o l a t e db a c t e r i aa n dt h ei n f u e n c e so fd i s s i m i l a rc o n d i t i o n st ot h ep e r f o r m a n c eo f a d s o r p t i o n a n da e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o na r e i n v e s t i g a t e d f i n a l l y , t h e a e r o b i c d e n i t r i f i c a t i o nb a c t e r i aa r ep u ti n t oa c t i v a t e ds l u d g es y s t e mt oe v a l u a t ei t sa c t u a l a e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o ne f f e c t si nal o n gp e r i o do p e r a t i o n t h ee x p e r i m e n t a lr e s u l t si n d i c a t e ：t h eb a c t e r i as e p a r a t e df r o mas b rs y s t e m h a v en i c ed e n i t r i f l c a t i o na n da d s o r p t i o np e r f o r m a n c e su n d e rt h ea e r o b i cc o n d i t i o n w h e nt h ed i s s o l v e do x y g e ni sa b o u t2 m g l ，t h eo r g a n i cl o a d i n gi sa b o u t4 0 0 m g l ，t h e a e r a t i o nt i m ei sa b o u t7 h ，t h eb a c t e r i aa r ei nt h ei n i t i a ls t a g eo ft h e m s e l v e s c o n s u m e p h a s e ，t h ea d s o r p t i o np e r f o r m a n c ei st h eb e s t w h e nt h ed i s s o l v e do x y g e ni sa b o u t 2 m g l ，t h eo r g a n i cc o n c e n t r a t i o ni sa b o u t10 0 0 m g l ，t h ea e r a t i o nt i m ei sa b o u t4 - 8 h ， e v e r yo 0 0 8 8 9b a c t e r i aa r ep u ti n t o lga c t i v a t e d s l u d g e t h e e f f e c to fa e r o b i c d e n i t r i f i c a t i o ni st h eb e s t w h e nt h ed i s s o l v e do x y g e ni sa b o u t2 m g l ，t h ea e r o b i c d e n i t r i f i c a t i o np h e n o m e n o no c c u r so b v i o u s l yi na c t i v a t e ds l u d g es y s t e ma n dt h et o t a l n i t r o g e nr e m o v a le f f i c i e n c yi n c r e a s en e a r l y3 0 1 ( e yw o l m s ：a e r o b i cd e n i t r i f i c a t i o n ；i s o l a t i o na n ds e l e c t i o n ；d e n i t r i f i c a t i o n p e r f o r m a n c e ；a d s o r p t i o np e r f o r m a n c e ；t r a d i t i o n a la c t i v a t e ds l u d g es y s t e m 独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作和取得 的研究成果，除了文中特别加以标注和致谢之处外，论文中不包含其他人已经 发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得丞洼太堂或其他教育机构的学 位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已 在论文中作了明确的说明并表示了谢意。 学位论文作者签名：夕稚 签字日期： 垆多月绛 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解云洼太堂有关保留、使用学位论文的规定。 特授权云洼太堂可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检 索，并采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编以供查阅和借阅。同意学 校向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘。 ( 保密的学位论文在解密后适用本授权说明) 学位论文作者签名： 为彩 学期：叩年月名日 ：孙贯锑 黼期：哆年衫月严日 第一章绪论 1 1 污水处理面临的问题 第一章绪论 传统活性污泥法是污水生物处理的主要方法，但由于传统活性污泥法是以除 碳为目的，通过微生物同化去除生活污水中的氮量很少，通常只有1 0 1 3 。 由于以前我国对氮的危害认识不足以及工业排氮量不是很大，因此，当时污水处 理的排放标准对氮没有明确的限定。近年来，随着我国经济发展和工业化程度的 提高，环境污染问题日益突出，尤其是氮、磷等植物生长限制性元素过量排放， 导致水体富营养化问题日趋严重。我国水资源短缺，为了改善水环境质量，国家 出台了新的污水处理排放标准：要求现有的污水处理厂处理出水必须达到一级b 标准，即要求总氮不能超过2 0 m g l ，而新建的污水处理厂出水必须达到一级a 标 准，即要求总氮不能超过1 5 m g l 。氮、磷排放标准的逐步提高，传统的生物脱 氮除磷工艺已很难达到要求，因此开发高效、经济、低耗的生物脱氮技术已成为 目前城市污水处理技术研究的热点。本文所研究的好氧反硝化菌就是一个新型的 生物脱氮技术。 1 2 氮污染的来源、危害及处理技术 1 2 1 水体氮污染的概况 氮是自然界广泛存在的基本元素之一，也是生命有机体中最重要的元素之 一，它构成生物体中的蛋白质、核酸等一些重要的物质，动、植物生长以及人类 的生存都离不开它。在地球水圈( 此处主要指海洋、湖泊等地表水体) 中氮元素 存在的主要形式是单质氮。同时水体中还存在许多种无机态和有机态的氮化合 物，只是含量要低的多。水体中的氮以( 3 到+ 5 ) 多种价态形式存在，主要有硝 酸盐氮、亚硝酸盐氮、氨态氮、溶解性有机氮和颗粒态氮等。但是，氮在水体中 过多地存在会对动、植物及人类产生危害。因此，认识氮污染以及采取一定的方 法防止和消除氮污染是有必要的。 水体中氮的污染主要来源于生活污水、农业废弃物和某些含氮的工业废水。 城市生活污水中的氮主要来源于人类日常生活，其主要存在形式为有机氮和氨 氮，有机氮经微生物分解后转化为无机氮。工业废水( 如食品加工冶金、炼焦、 第。章绪论 化肥、垃圾填埋的渗滤液等) 的氮主要是由生产过程中与水直接接触的含氮生产 原料或废料流入排水中所致，除有机氮、氨氮外，也常常含有亚硝酸盐氮和硝酸 盐氮。农业生产中的氮污染主要来源于施肥和养殖业，实际上有牲畜( 牛、猪、 羊) 、家禽( 鸡、鸭等) 、养鱼，其主要形式为氨氮和有机氮，尤其是动物养殖 废水中的氮含量特别高。从氮的存在形态上讲，氮丰要以有机氮和无机氮形态存 在于水体中。水体中的无机氮包括氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮。它们部分是 由有机氮经微生物分解转化后形成的，还有一部分来自农业施用氮肥的农田排水 和地表径流，以及生活污水、某些工业废水。 1 2 2 水体中氮污染的危害 氮在水体中以氮气、游离氨、离子铵、亚硝酸盐、硝酸盐和有机氮的形式存 在。其中游离氮和离子铵被合称为氨氮。水体中只有以n 1 - 1 4 + 、n 0 2 - 和n 0 3 形式 存在的氮才能被植物所利用。水体中不能被浮游植物所利用而相对过剩，并且对 池鱼产生危害，超过国家渔业水标准的那部分氮称为”富氮”。过多的含氮化合物 进入水体将恶化水体质量，影响渔业发展和危害人体。水体氮的来源有： 。( 1 ) 鱼池中施入大量畜禽粪肥，分解产生无机氮： ( 2 ) 注入含有大量氮化合物的生活和工业混合水； ( 3 ) 水生生物和鱼类的代谢产物中含有氮。池塘中氮主要来源于肥料和饲 料。进入水体中的氮一般以氨的形式存在，这些氮来源于鱼鳃排泄物和细菌的分 解作用。据研究，饲料中的氮有6 0 - - 7 0 被排泄到水体中，因此水产养殖生态 中总氮浓度与投饲率及饲料蛋白含量有直接关系，在精养池中经常会出现对鱼类 有害的”富氮”。 随着人类活动的不断增加，环境资源的不断改变，水体氮污染日趋严重，据 统计，我国主要湖泊处于因氮、磷污染而导致富营养化的占统计湖泊的5 6 之多， 过多的氮化合物进入天然水体将恶化水体质量，影响渔业发展和危害人体健康， 氮污染的主要危害为： ( 1 ) 使水体正常的溶解氧平衡遭受干扰，并进一步促使水质恶化 还原态氮排入水体会因硝化作用而耗去水体中大量氧，引起水体溶解氧不 足，造成水体黑臭。一个氨态氮氧化成硝态氮需耗去4 个氧。按重量比，耗氧重 量为氨态氮重量的4 7 5 倍i lj ； ( 2 ) 影响水源水质，增加水处理负担 ( 3 ) 含氮化合物对人和生物有毒害作用 游离氨对鱼类是有毒物质。由于鱼类对游离氨非常敏感。即使水体中游离氨 的含量很低，也会影响鱼鳃中氧的传递。浓度较高时，甚至使鱼类死亡。氨可转 2 第章绪论 化为硝酸盐，硝酸盐在胃肠道细菌作用下，可还原成亚硝酸盐，后者可与血红蛋 白结合形成高铁红血蛋白、造成缺氧。婴儿特别三个月以内的婴儿对硝酸盐特别 敏感，易患高铁血红蛋白症。当血中1 0 左右的血红蛋白转变为高铁血红蛋白时， 婴儿即可出现紫绀等缺氧症状。此外，亚硝酸盐还可与仲胺等形成亚硝胺，后者与 食道癌的发病有关； ( 4 ) 造成水体的“富营养化”现象【2 】使水体感官性状恶化 对一些静止型水体如湖泊和水库，当其含有过量氮时会导致蓝藻和蓝绿藻的 过度繁殖，发生水华现象：氮排入近海则会发生赤潮。大量藻类同时死亡时会耗 去水中的氧，从而引起鱼类的大量死亡。 1 2 3 含氮污水的处理技术 近半个世纪以来，人们对转化和去除污水中的氮进行了大量的工作，尝试并 运用了各种可行的方法，主要有：吹脱法、电渗析法、人工湿地法、离子交换法、 生物法等。 ( 1 ) 吹脱法 污水中的氨氮是以氨离子州地+ ) 和游离氨( n h 3 ) 两种形式保持平衡状态而存 在：n h 3 + h 2 0 = n h 4 + + o h ，将p h 值保持在1 1 5 左右( 投加一定量的碱) ，让污水 流过吹脱塔，使n h 3 逸出，以达脱氮目的。因此对于高浓度无机氨氮废水，如化 肥废水、催化剂废水，目前工业应用较多采用吹脱法。 刘文龙等p j 运用吹脱法处理催化剂生产过程中产生的含( n h 4 ) 2 s 0 4 高浓度氨 氮废水，考察了吹脱时间、废水p h 、吹脱温度等因素对氨氮最大去除率的影响。 结果表明，当废水p h 为1 1 5 ，吹脱温度为8 0 ，吹脱时间为1 2 0 m i n ，废水中氨氮 脱除率可达9 9 2 。李瑞华等1 4 】针对焦化废水中氨氮对后续生物处理严重冲击的 问题，利用实际废水作为研究对象，在试验规模的反应器中研究了废水温度、气 液比、吹脱时间和p h 值等参数对氨氮吹脱去除率的影响。利用所建立的优化操 作条件在7 0 m 3 h 规模的实际焦化废水处理工程实践中，对氨氮的处理效率稳定在 6 8 - - - 8 5 。该法虽然操作简便易控，但脱氨率仅为7 0 ，无法达到国家排放标 准，且投资大，低温时效率低，二次污染严劐5 1 。 ( 2 ) 电渗析法 电渗析的原理是在外加直流电场的作用下，利用阴阳离子交换膜对水中离子 的选择透过性，阳离子透过阳膜迁移到阴极液中，阴离子透过阴膜迁移到阳极液 中，从而达到浓缩、纯化与分离的目的。 电渗析技术的研究1 9 0 3 年始于德国，但直到1 9 5 0 年j u d a 首次试制成功了具有 高选择性的离子交换膜后，电渗析技术才进入了实用阶段，余光亚等【6 j 将陕西某 3 第一章绪论 氮肥厂的氨氮出水经过滤预处理后，经电渗析处理后的氨氮废水可以满足回用要 求。尤其是对氨氮的去除效果非常明显，去除率达9 8 。刘嵩等 7 1 采用电渗析去 除不含有机物的水中的低浓度氨氮，在适宜的条件下，可达到9 0 以上的去除率。 此法虽然脱氮效果好，但对水质要求高，处理成本高，般极少使用。 ( 3 ) 人工湿地法 人工湿地系统中因植物根系对氧的传递释放，使其周围环境中依次呈现出好 氧、缺氧和厌氧的状态，保证了废水中的氨氮不仅能被植物和微生物作为营养成 分而直接吸收，而且还可通过硝化、反硝化作用将其从废水中去除。资料表明： 人工湿地对总氮的去除率可达到6 0 以上，b o d 的去除率在8 5 以上，c o d 去 除率可达n 8 0 以上f 8 】。浙江通天星集团股份有限公司1 9 】和高校合作利用厂区。一 块低洼荒田，建成人工湿地用于处理制革废水深度处理，经过2 0 0 6 - 2 0 0 7 两年的 运行，监测数据表明，氨氮和c o d 的平均去除率均在5 0 以上。该法投资少，运 行方便，对农村及小城镇很适用，不过过量使用可能造成附近水井、河流、水库 中的n 0 3 一增加。 ( 4 ) 离子交换法 此法常用斜发沸石作为除氨的离子交换体，它对氢离子的选择优于钙、镁、 钠等离子，当日处理水量1 0 0 0 m 3 ( 原水中n m + - n 浓度为2 0 m g l ) ，去除率标准 为8 0 ，再生液中的氨可以以游离氨或分子氮形式排放大气，也可以成氨溶液回 收后作肥料。王国甲掣1 0 j 利用阳离子交换树脂生产碳酸钾的氨氮废水，经处理后 的废水能达到配套热电厂的水质标准，氨氮的吸附率达到9 9 1 。但此法脱氮成 本高，不经济，以及存在再生液处理等问题，因此也极少使用。 ( 5 ) 生物法 生物法是目前运用最广、最有研究前景的方法。其主要原理是经硝化反硝 化处理，把污水中的氮变成无害的n 2 排除体系。在传统生物脱氮技术理论的指导 下，无论是在废水牛物脱氮理论还是在工程实践中，都一直认为要实现废水生物 脱氮就必须经历典型的硝化和反硝化过程才能完全被除去。传统生物脱氮工艺都 是将缺氧区( 或厌氧区) 与好氧区分开，如a o 法、a 2 o 法等工艺。后置反硝化 必须考虑 - j n 碳源，而前置反硝化( 优先利用碳源) 必须考虑回流等措施，必然 会引起增加经济投入或能耗等问题。这些工艺在废水脱氮方面曾起到一定的作 用，但仍然存在着许多问题：工艺流程长，占地面积大，基建投资高；硝化细菌 增殖速度慢且难以维持较高生物浓度，特别是在低温冬季，造成系统总水力停留 时间较长，曝气池容积增大，增加基建投资和运行费用：能耗大，l g 氨氮完全硝 化要消耗氧4 5 7g ，而且剩余污泥量大：系统为维持较高的生物量及获得良好的 脱氮效果，必须同时进行污泥和硝化液的回流，增加动力消耗和运行费用；系统 4 第章绪论 抗冲击能力较弱，高浓度的氨氮和亚硝酸盐氮对硝化细菌有抑制作用；为确保硝 化过程产生的碱度，需要加碱进行中和，增加了处理费用，而且还有可能造成二 次污染，因而开发出合理有效的生物学方法去除水体中氮迫在眉捷。 1 3 污水脱氮技术的新发展 针对传统脱氮工艺中的不足，国内外一直进行着解决这些问题的研究，近些 年，生物脱氮在理论和工艺上有了一些新的发展。最近的一些研究表明o3 1 ，在 生物脱氮过程中发现了一些超出人们传统认识的现象，如硝化过程不仅由自养菌 完成，异养菌也可以参与硝化反应：反硝化不只在厌氧条件下进行，某些细菌也 可在好氧条件下进行反硝化；许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌( 如 t h i o s p h a e r ap a n t o w o p h a ) ，并能把n 地+ n 氧化成n 0 2 - n 后直接进行反硝化反应。 这种新观念打破了传统理论中硝化细菌和反硝化细菌的严格界限，认为严格的好 氧自养硝化细菌在氧限制条件下能利用n 0 2 n 作为电子受体而进行反硝化，生成 n 2 或n 2 0 或n o 。这些现象的发现和实验事实为水处理工作者提供了新的理论和 研究思路。目前公认的生物脱氮技术的新发展主要有厌氧氨氧化( a n a e r o b i c a m m o n i u mo x i d a t i o n ) 、短程或简捷硝化反硝化( s h o r t c u tn i t r i f i c a t i o nd e n i t r f i c a t i o n ) 和同步硝化反硝化( s i m u l t a n e o u sn i t d f i c m i o na n dd e n i t r i f i c a t i o n ) ，同时还有好氧、 有氧反硝化、低氧反硝化等新概念。在此粗略介绍短程( 或简捷) 硝化反硝化和 同步硝化反硝化。 1 3 1 短程( 或简捷) 硝化反硝化 生物脱氨氮需经过硝化和反硝化两个过程。当反硝化反应以n 0 3 为电子受体 时，生物脱氮过程经过n 0 3 途径；当反硝化反应以n 0 2 。为电子受体时，生物脱氮 过程则经过n 0 2 途径【1 4 】。前者可称为全程硝化反硝化，后者可称为短程( 或简捷) 硝化反硝化。短程硝化反硝化生物脱氮的基本原理就是将硝化过程控制在亚硝酸 盐阶段，阻止n 0 2 的进一步硝化，然后直接进行反硝化。 显然，与全程硝化反硝化相比，短程硝化反硝化具有如下的优点：( 1 ) 硝 化阶段可减少2 5 左右的需氧量，降低了能耗；( 2 ) 反硝化阶段可减少4 0 左 右的有机碳源，降低了运行费用；( 3 ) 反应时间缩短，反应器容积可减d 3 0 4 0 左右； ( 4 ) 具有较高的反硝化速率( n 0 2 的反硝化速率通常比n 0 3 - 的高6 3 左右) ： ( 5 ) 污泥产量降低( 硝化过程可少产污泥3 3 3 5 左右，反硝化 过程中可少产污泥5 5 左右) ；( 6 ) 减少了投碱量等。因此，对许多低c o d n h 4 + 比废水( 如焦化和石化废水及垃圾填埋渗滤水等) 的生物脱氮处理，短程硝化反 第章绪论 硝化显然具有重要的现实意义。李勇智等【1 5 】采用s b r 反应器对制药废水的短程硝 化反硝化技术进行了研究，结果表明，在常温条件下，实现了低碳氮比制药废水 的短程硝化反硝化，脱氮效率达9 9 以上。李军等f l6 】提出短程硝化反硝化处理垃 圾渗滤液的新工艺，通过控制曝气池内溶解氧浓度平均在2 0 m g l ，温度 ( 3 0 士2 ) ，实现了稳定的业硝氮积累和较高的氨氮去除率，亚硝化率和氨氮去除 率分别维持在8 3 左右和8 5 左右。试验结果表明，该工艺与传统生物脱氮工艺 相比，污泥负荷明显增加，耗氧量和反硝化所需碳源减少，反硝化效率和速率明 显提高，从而总氮去除率也显著提高。 当然，考虑到致癌、富营养化等凶素，反应器生态系统中n o ：的积累和彻底 去除应予以高度的重视。到目前为止，经n 0 2 途径实现生物脱氮成功应用的报道 还不多见，这主要是因为影响n 0 2 积累的控制因素比较复杂，并且硝化菌能够迅 速地将n 0 2 转化为n 0 3 ，所以要将n h 4 + 的氧化成功地控制在硝酸盐阶段并非 易事。 1 3 2 同步硝化反硝化 当好氧环境与缺氧环境在一个反应器中同时存在，硝化和反硝化在同一个反 应器中同时进行称为同步硝化反硝化( s n d ) 。 庄严l j 在s n d - t 程应用中，控带l j d o 浓度为1 0 2 0 m g l 、进水p h 值为7 o 7 5 、水温为2 8 3 2 时，c o d 、氨氮、总氮去除率分别为7 8 8 、7 8 4 和7 4 5 。林桂炽等l l8 】：利用筛选和分离的脱氮微生物固定在p v a 凝胶膜中，在水产养 殖废水中实现了同步硝化反硝化的脱氮过程，整个生物脱氮过程历时较短，3 6 h 内对2 0 0 m g l l 妁氨氮去除率达9 9 ，而且无中间产物亚硝酸氮的积累。 与传统生物脱氮工艺相比，s n d f i 邑有效地保持反应器中p h 值稳定，无需外 加碱剂，节省运行费用；对于连续运行的s n d 工艺污水处理厂，可以省去缺氧池 的费用，或至少减少其容积：对于仅由一个反应池组成的s b r 反应器而言，s n d 能够降低实现完全硝化反硝化所需的总时间i l9 j 。 1 3 3 好氧反硝化的研究、反硝化理论和应用现状 从2 0 世纪5 0 年代以来，国内外的不少研究和报道已能充分证明，在许多实际 运行中的好氧硝化池中，常常发现有3 0 以上的总氮损失 2 0 - 2 2 。反硝化可发生在 有氧条件下，即存在好氧反硝化| 2 3 2 6 1 。好氧反硝化现象引起很多研究者的兴趣， 不仅提出了相应的理论，而且一些好氧反硝化菌也被筛选出来 2 7 - 2 s 】，它们的性能 特点和分子特征得到了进一步研究，并以此为依据，发展了生物脱氮的技术工艺。 6 第章绪论 王弘宇等f 2 9 】从活性污泥中分离得到1 株好氧反硝化细菌c 3 ，并对其反硝化能 力进行了研究。结果表明，c 3 菌株在好氧条件下能有效去除培养液中的硝酸盐 氮，其脱氮率可达9 0 以上。马放等1 3 0 】着重对好氧反硝化菌株x 3 l 的部分反硝化 特性进行了深入的研究，并就d o 、p h 值和温度等生态影响因子进行了探讨。张 智等1 3 1 】采用强化生物絮凝工艺处理生活污水，试验结果验证了好氧反硝化的存 在；并对影响好氧反硝化效率的三个因素：溶解氧浓度、絮体大小、有效碳源进 行了实验，最后结合理论分析，对好氧反硝化的机理以及影响凶素进行了探讨。 文献报道1 32 | ，好氧反硝化菌的反硝化作用过程包括4 个还原步骤，分别由硝 酸盐还原酶、亚硝酸盐还原酶、一氧化氮还原酶、一氧化二氮还原酶催化完成， 如图1 1 所示。 硝酸盏 亚硝酸盖 一氧化氨 一氧化二鬣 氮气 i1 细胞周质 硝l雌义 睫盔钉 t 氨 一氧化 x 氮 、 ) 一穆 细胞膜 弋氧化氕迂原字 图1 1 好氧反硝化菌的好氧反硝化过程 目前提出好氧反硝化菌的假想呼吸途径中，n 0 3 、0 2 均可作为电子最终受体： 即电子可从被还原的有机物基质传递给0 2 ，也可传递给n 0 3 。、n 0 2 和n 2 0 ，并分 别将它们还原。 与厌氧反硝化菌的反硝化相比，好氧反硝化菌的反硝化的特征为： ( 1 ) 一般好氧反硝化菌反硝化的主要产物是n 2 0 【3 3 】，而厌氧反硝化菌的反 硝化则主要产生n 2 以及少量的n 2 0 年h n o ： ( 2 ) 能在好氧条件下进行反硝化，使其与硝化能够同时进行【3 4 】； ( 3 ) 可将铵态氮在好氧条件下直接转化成气态产物； ( 4 ) 反硝化速率慢一些； ( 5 ) 好氧反硝化菌的反硝化中，n 0 3 。、0 2 均可作为电子最终受体 3 5 - 3 6 ，除 去n 0 3 。的同时还消耗了0 2 。 目前国内的研究多局限于纯种微生物培养及实验室理论研究，很少有实际工 7 第章绪论 程应用，而国外已有研究者将具有好氧反硝化的菌种应用于不同的废水处理工 艺，取得了定的成效。k s h i r s a g a r 等【37 】利用两个操作条件完全相同的氧化沟来 处理模拟肥料工业废水，其一氧化沟内投加有t h i o s p h a e r ap a n t o t r o p h a ，另一没有 投加的氧化沟为对照系统，当进水t k n 的质量浓度为7 9 0m g l 时，含有 t h i o s p h a e mp a n t o t r o p h a 的氧化沟系统对t k n 去除( 硝化效果) 和t n 去除( 反硝 化效果) 分别比对照系统高出1 0 和2 0 。g u p t a 等【3 8 】用含有t h i o s p h a e r a p a n t o t r o p h a 的生物转盘处理不同浓度的生活污水时，在有机负荷( 以c o d c ，计) 和氰氮负荷( 以n 计) 分别为6 9 2 0 7 9 m 3 d 并- f 1 0 6 9 - - 2 0 9 9 m 3 d 的情祝下，c o d c ， 和氨氮去除速率高达5 8 1 4 1 咖3 d 幂1 1 0 4 1 1 1 9 m 3 d ，同时总氮去除率达2 0 - - - 6 8 。h u n g s o oj o o 等【3 9 】利用菌种a l c a l i g e n e sf a e c a l i ss t r a i nn o 4 在好氧状态 下处理具有高浓度氨氮( 2 0 0 0m g l ) 的猪舍废水，氨氮去除速率达至u 3 0 m g ( l h ) ， 反硝化率超过6 5 。 总的来说要达到好氧反硝化脱氮工艺的成熟应用还需进一步的研究与开发， 大致有以下几个方面： ( 1 ) 对好氧反硝化菌筛选和驯化，对好氧反硝化菌的微生物学特性和脱氮机 理还需进一步深入的研究，以提高生物脱氮效率； ( 2 ) 好氧反硝化脱氮工艺的作用机理及动力学模型还需进一步的研究； ( 3 ) 如何综合考虑各种影响因素，以及各因素的相互关联，以便找出关键因 素提高好氧反硝化脱氮工艺的效率。 1 4 本课题研究内容和意义 1 4 1 研究内容 针对当前好氧反硝化还停留在微生物培养的理论研究，水处理工艺的研究比 较少，而且普遍采用序批式活性污泥( s b r ) 工艺1 4 0 4 4 】，难以同时实现生物氧化 和液固分离，本课题将研究的是好氧反硝化菌在传统活性污泥中的应用，尝试实 现活性污泥法的好氧状况下t n 的去除，强化或改良传统活性污泥工艺及传统的 a 2 o 工艺。具体研究内容有： ( 1 ) 从s b r 反应器活性污泥中分离以及纯化好氧反硝化菌； ( 2 ) 好氧反硝化菌的反硝化特性研究； ( 3 ) 好氧反硝化菌的吸附性能研究； ( 4 ) 好氧反硝化的影响因素研究，并通过调整菌的投加量、溶解氧、曝气 时间、污水有机物浓度优化好氧反硝化效果； 8 第一章绪论 ( 5 ) 将好氧反硝化菌投入传统活性污泥中试系统中，验证好氧反硝化菌在 传统活性污泥系统中的好氧反硝化效果。 1 4 2 研究意义 工业废水的大量排放以及现代农、i k 长期大量施用化肥，导致硝酸盐、亚硝酸 盐等化合物污染地下水、地表水，这直接影响人们饮用水的质量。据报道，硝酸 盐在体内积累会转化为亚硝酸盐，而亚硝酸盐可直接诱发高铁血红蛋白症和癌 症。目前，水体富营养化己成为世界性环境问题。近年来国内外对氮污染的治理 日益重视，生物脱氮技术因其迅速安全倍受青睐。而作为生物脱氮技术之一的细 菌好氧反硝化与传统的细菌厌氧反硝化相比更具有独特优势。具体表现在3 个方 面： ( 1 ) 细菌能在有氧条件下进行反硝化，使得硝化和反硝化能够同时进行， 可以大大减少占地面积和建设资金。另外，硝化的产物可直接作为反硝化作用的 底物，避免了硝酸、亚硝酸的积累对硝化反应的抑制，加速了硝化反硝化进程 且反硝化释放出的o h 。可部分补偿硝化反应所消耗的碱，能使系统 p h 值相对 稳定，而且减少处理过程中加入调节系统p h 的化学物质，降低成本。 ( 2 ) 与传统的化学自养硝化菌不同，好氧反硝化菌( 多数也是异养硝化菌) 可将氨在好氧条件下直接转化成气态产物，且反应可由单一反应器一步完成，这 降低了操作难度和运行成本。 ( 3 ) 在处理过程中，好氧反硝化菌更容易控制。 好氧反硝化菌的发现为生物脱氮等技术提供了崭新的研究思路，是对传统硝 化理论的丰富与突破，虽然目前仍有很多机理未得到揭示，对一些现象的解释也 不尽圆满，但好氧反硝化作用的重要性日益受到关注，为污水脱氦引入全新的概 念，从理论上进一步增加了污水硝化与反硝化在一个单元内同步进行的可能性。 对于高氮类废水的治理，有望克服传统处理工艺在处理效率与经济适用两方面的 矛盾，实现废水高效而经济的脱氮。 9 第二章实验材料和方法 2 1 实验材料 2 1 1 分离培养基 第二章实验材料和方法 以硝酸钠，磷酸二氢钾，硫酸铵，酵母膏，七水合硫酸镁，溴百罩酚蓝为基 础，分别投加不同的微量元素和碳源，依次命名为：分离培养基a ，分离培养基 b ，分离培养基c ，分离培养基d 。 2 1 2 筛选培养基( d m 培养基) 以七水合磷酸氢二钠，磷酸- 氢钾，氯化铵，七水合硫酸镁，琥珀酸钠，硝 酸钾为基础，投加一定微量元素。 2 1 3 扩培培养基( l b 培养基) 以硝酸钾，磷酸二氢钾，六水合氯化亚铁，七水合氯化钙，七水合硫酸镁， 琥珀酸钠为基础，投加一定微量元素。 2 1 4 模拟生活污水 模拟生活污水成分1 4 5 】：葡萄糖0 0 4 ，蛋白胨0 0 0 1 ，牛肉膏0 0 0 1 ，氯 化铵0 0 4 ，磷酸二氢钾0 0 0 1 ，二水合氯化钙0 0 0 0 5 ，七水合硫酸镁0 0 0 0 5 ， 七水合硫酸亚铁0 0 0 0 5 ，氯化钠0 0 0 0 5 ，碳酸氢钠0 0 5 ，实际生活污水1 0 。 注：实际生活污水是体积百分比，其余是质量百分比。 2 2 实验装置及运行 本研究传统活性污泥反应器示意图如图2 1 所示。 l o 第_ 章实验材料和方、法 配水池 一次沉淀池 i 一 南 u j i f 曝气池 ；f m 燃 鲁磊 m 一伏孔屣地 入 ( ) 蠕动泵 f 潜水泵 排泥 图2 1 传统活性污泥反应器示意图 液体流量计 该反应器主要由四部分组成：配水池、一次沉淀池、曝气池、二次沉淀池。 反应器构造：配水池是一个高为7 0 c m 、横截而积约为1 5 0 0 c m 2 、有效体积 为1 0 0 l 的圆柱形塑料桶；一次沉淀池是一个长4 0 c m 、宽3 0 c m 、高2 5 c m 的聚乙 烯塑料方箱，其控制的水位高为2 0 c m ，故有效体积为2 4 l ；曝气池是一个长3 6 c m 、 宽2 5 c m 、高2 5 c m 的聚乙烯塑料方箱，其控制的水位高为2 0 c m ，故有效体积为 l8 l ：二次沉淀池是一个竖流式沉淀池，其有效体积约为6 l 。 反应器运行过程：( 1 ) 通过扬程为3 m 的潜水泵把配水从配水池泵入一次 沉淀池，一次沉淀池中装有一个液位控制器，当一次沉淀池中水位下降到控制最 低液位，潜水泵自动把配水泵入一次沉淀池的控制最高液位；( 2 ) 一次沉淀池 中的配水依靠重力自行流入曝气池，中间安装一个液体流量计，控制流量为3 l h ， 则曝气池中水力停留时间为6 h ：沉淀池中水力停留时问为2 h ；( 3 ) 曝气池内装 有加热棒，保持水温在2 5 左右并装有数个砂石曝气头，控制曝气池内溶解氧 保持在2 m g l 左右( 实际运行过程中，如果把溶解氧保持在2 m g l 左右，由于 反应器体积比较小，相对的曝气量很大，以防把活性污泥絮体打碎，所以实际运 行中溶解氧保持在1 5 m p j l 左右) 。( 4 ) 二次沉淀池上方设置溢流堰，并由 b 7 0 1 y z l 5 1 5 型蠕动泵将污泥回流到曝气池中，回流比一般控制在7 5 左右， 保持污泥的m l s s 在2 5 0 0 - - - 3 0 0 0 m g l ，污泥龄控制在15 d 左右。 第一帝实验材料和方法 2 3 实验方法 2 3 1 好氧反硝化菌的分离 从s b r 系统中取1 0 m l 新鲜污泥至装有9 0 m l 无菌水、并装有玻璃珠的三 角瓶中，然后将三角瓶放入空气振荡器中，使污泥充分摇匀打碎。打碎后的污泥 经倍比稀释，采用平板稀释法( 混均) 与平板划线法联合使用对筛选到的菌株进 行分离纯化。 2 3 2 好氧反硝化菌的筛选 挑取分离纯化后的斜面纯菌，接入装有已灭菌的d m 培养液的三角瓶中， 3 0 振荡培养( 1 4 0 r m i n ) 2 4 h ，测硝酸盐氮及亚硝酸盐氮的浓度。选用美国戴 安公司d x 6 0 0 型离子色谱仪：电导检测器( e c d ) 、a s l 4 阴离子分析柱、a s r s 自动再生膜抑制器、4 a g l 4 保护柱。水样用孔径为0 2 2 9 m 的混合纤维滤膜进行 过滤，进样量为2 5 l - t m 。硝酸盐氮及亚硝酸盐氮的保留时间分别为5 1 0 m i n 和 7 4 5 m i n ，根据两离子的出峰保留时间确定离子种类，通过计算峰面积，从标准 曲线上算得其浓度。 2 3 3 菌种形态特征研究 ( 1 ) 菌落形态 通过肉眼观察菌落的质地，如表面光滑、湿润、干燥、皱褶等；菌落的边缘， 如整齐、缺刻、波状、裂叶状等；菌落的光学特性，如透明，半透明，不透明等； 以及菌落的颜色和是否分泌可溶性色素等。 ( 2 ) 菌种个体形态 先采用革兰氏染色，后利用光学显微镜进行细菌个体和大小的观察。 实验过程：涂片：用接种环移取适量菌苔于载玻片上，滴一滴蒸馏水，涂 匀干燥和固定，微热促其干燥，然后在火焰上通过1 2 次：初染：滴加结晶 液，覆盖约1r a i n ，用水冲净结晶紫液；媒染：滴加碘液冲去残水，并覆盖lm i n ， 用水冲去碘液，将载玻片上的水片j 滤纸吸干：脱色：流滴9 5 乙醇2 0 - - 3 0s ， 立即用水冲净：复染：用藩红液染l - 2r a i n ，水洗待干；镜检用油镜观察菌 体，菌体呈紫色者为g + ，红色者为g 。 1 2 第_ 章实验材料和方法 2 3 4 反硝化特性研究 ( 1 ) 硝酸盐和亚硝酸盐的变化量 用美国戴安公司戴安d x 6 0 0 型离子色谱仪测定好氧反硝化菌培养过程中硝 酸盐及亚酸盐的变化。 ( 2 ) 测定分离菌种在好氧条件下生成氮气及一氧化二氮气体量 选用美国安捷伦公司a g i l e n t6 8 9 0 n 型气相色谱仪。其色谱柱编号为 h p m o l e s i e b e 型；条件为：载气流量h e5 l m i n 、柱前压0 0 8 m p a 、柱温5 0 、 检测器温度1 8 0 、气化室温度1 8 0 。 2 3 5 好氧反硝化菌在传统活性污泥系统中的应用 ( 1 ) 准备菌源 配制大量好氧反硝化菌的扩培培养基，置入高压锅以1 2 2 灭菌3 0 m i n ，然 后以菌液与培养基之比为1 1 0 接种后，置入h z q q g 恒温振荡器，以1 2 0 r p m 振荡频率震荡1 8 h 后，将菌液取出分装入离心管，将离心管放入t g l 1 6 g 型离 心机中离心，离心转速为8 0 0 0 r m i n ，离心时间为5 m i n 。将离心管中的上清液倒 出，加入浓度为o 9 的生理盐水，使用x k 9 6 a b 型快速混匀器将离心管中菌 体与生理盐水充分混匀。再次将离心管放入离心机中，在与上述相同