不同浓度梯度亚硝酸盐反硝化过程影响

第一章绪论1.1研究背景与意义1.1.1水资源现状随着在全球范围内人口数量的不断增加，用水量逐年上升，同时工业化的迅速发展，带来严重的水污染问题。从上世纪末以来，水资源的保护和利用越来越多的走进人们视线，并逐渐受到人们的重视。地球上的水资源，总量约为13.9亿km³,而淡水总量仅占不到3%，约为0.36亿km³，而且在这水量不足3%的淡水资源中，有77.2%以冰川或者冰盖的方式存在，因此，地球上的水资源中可供人类利用的部分只占很小一部分，江河、湖泊等地面水资源只有23万km³，而地下水作为人类生活用水的重要来源，有很大一部分处于地下很深的位置，人类几乎无法利用。由此可见，人类可以直接利用的水资源是非常有限的[1]。我国水资源短缺问题非常严重，在人均用水量方面还存在很大不足，虽然总量大，但人均水平距离世界平均水平还有较大差距。我国幅员辽阔，资源种类众多，而且总量极大。我国水资源总量极为丰富，其中淡水资源总量在全球排在第四位。然而，由于我国人口数量庞大，虽然总量很大，但平均到每个人，则在世界范围内处于较低水平，仅仅为世界平均水平的四分之一[2][3]。同时，中国的用水量，又是在世界范围内最大的。因此，我国民众的生活和工业用水问题，已经成为摆在我国发展面前的一个急需解决的问题。1.1.2水体富营养化当前，在我国的污废水处理工作中，水体富营养化问题是其中最核心最突出的问题。水体富营养化主要由氮、磷等营养物质引起[4][5]。当前世界范围内，工业化进程不断加剧，同时产生的污水量也不断增加，其中主要的污染物就是氮磷，生活污水中同样含有一定数量的氮、磷等营养物质，这些污水排入江河、湖泊等水体中，形成了适合藻类植物生长的极佳环境条件，导致了藻类的繁殖量剧增，这种现象称为“水体富营养化”。富营养化会严重消耗水中溶解氧，使水中的其他生物因为缺乏溶解氧而死亡，同时藻类死亡后的腐败过程，又会进一步消耗溶解氧，形成恶性循环，水体透明度下降，水质恶化，对人类的生产生活甚至身体健康带来严重的影响。水体富营养化，发生在淡水中称为水华，而发生在海水中称为赤潮。在我国，广泛存在污水未经适当处理与处置就轻易排放的问题，造成被排入水体的富营养化现象，使其失去原有的功能，严重影响了农业及渔业的生产和发展。探究高效处理污废水中氮和磷等物质，已经成为水污染处理问题中的一个重大课题。水体中氮磷的来源包括两大部分，即外部来源和内部来源。外部来源主要指伴随污水排放从外部进入的氮磷，内部来源指从水体底部的沉积物中通过再释放的方式排出的氮磷。对于大部分流动水体来说，外部来源为水体受到污染的主要原因。工厂污废水及生活污水未经处置排入水体中，引起水中氮磷含量的急剧增加，造成水质破坏。目前，国家已制定相关标准，限制氮磷等污染物的排放，以便能够更加有效地进行污水处理，达到脱氮除磷的目的。对于污水中氮磷的去除[6]，有多种方法，包括物理法、化学法、物化法、生物法等。其中，与其他方法相比，生物法在污水处理中，呈现出高效、经济、适用范围广的特点，因此，利用生物法处理污水是最合理可行的措施。1.2污水的生物脱氮机理与工艺1.2.1传统生物脱氮1.2.1.1A/O工艺A/O工艺[7]称为前置缺氧-好氧生物脱氮工艺，该工艺中的反硝化部分设置在系统前，而硝化反应则在曝气池中进行，曝气池中的硝酸盐通过内循环回流到缺氧池中，进行反硝化反应，氮得以去除。在缺氧段的反硝化过程中，利用的是污水中的原有碳源[8]，无需外加碳源，此外，反硝化过程提高了污水的碱度，对曝气池内的硝化反应有一个很好的补充。该工艺流程简单，运行成本低，但同时也存在一些缺点，由于硝化段设置在反硝化段之后，会导致二沉池中存在一部分硝酸盐，在特殊情况下，可能会进行反硝化反应，而反消化过程会产生氮气，在气泡上浮过程中，会带动沉淀池中的污泥，就会导致出水中含有部分污泥，出水水质下降。1.2.1.2A2/O工艺图1-1A2/O工艺流程图A2/O工艺是在A/O工艺前增设一个厌氧反应器，该工艺同时具有厌氧、缺氧、好氧区，可以达到同时脱氮除磷的效果[9]（图1-1）。污水首先进入工艺前段的厌氧反应区，在此反应段含氮有机物进行氨化，随即污水进入缺氧反应区，同时进入的还有从好氧反应区通过内循环回流过来的硝酸盐，在缺氧反应区，主要进行硝态氮的反硝化，部分有机物在硝化细菌的作用下以硝酸盐作为电子受体得到降解去除，反应后的混合液进入好氧反应区，在好氧反应区中进行氨氮的硝化，再通过内循环回到缺氧反应区。该工艺流程相对简单，可以同时做到脱氮除磷，并且提高了脱氮的效率和COD的去除率。但其同样存在缺点，在好氧区的硝化段中，需要投加大量的碱调节PH，以保证反应器的正常运行，此外，该工艺的反硝化过程需要外加碳源。1.2.1.3SBR工艺SBR工艺[10]即序批式活性污泥法（sequencingbatchreactor,SBR），在一个反应器中间歇操作，该工艺分为五个阶段，第一阶段为进水阶段，第二阶段为反应阶段，第三阶段为沉淀阶段，第四阶段为出水阶段，第五阶段为闲置阶段，从进水到闲置结束为一个周期（图1-2）。进水后首先在缺氧状态下进行搅拌，在此阶段硝化细菌进行硝化反应，消耗水中的溶解氧，与此同时部分有机物被降解。溶解氧含量降低至一定水平，反应器内形成缺氧环境，反硝化细菌开始进行脱氮。一段时间后，反应器开始进行曝气，在有氧条件下，硝化细菌继续进行硝化反应，随后停止曝气，静置沉淀，滗出上部清水，再进入到下一周期循环，周而复始。该工艺的反应器相比较其他工艺来说，工艺流程更为简洁，反应器设备也相对更加简单，不需要沉淀池，而且该工艺的运行周期和各阶段的停留时间可以根据实际情况和处理要求进行调整，操作简单。图1-2SBR工艺流程图SBR工艺的优点有以下几个方面：SBR工艺流程简单，因而基础建设费用可以节省，另外工作花费也会减少；SBR工艺中完美的完全推流式特征，使得装置中生物化学进程有大的推动力以及高效率；SBR工艺运转简略，形式灵便，有很高的污染物脱除效率；SBR工艺间歇操作，可以有效控制反应系统中的污泥膨胀；SBR工艺体现出较强的抗冲击功能，使得在反应器在进水变化较大的情况下，依然能保证出水相对稳定的指标。1.2.2短程硝化反硝化脱氮短程硝化反硝化脱氮的基本原理是通过控制温度、溶解氧、PH、污泥龄等条件，抑制NOB的生长，促使AOB优势生长，使硝化反应过程在亚硝化阶段停止，阻止产生的NO2-进一步硝化为NO3-，随后进行反硝化[11][12]（图1-3）。图1-3短程硝化反硝化流程示意图短程硝化反硝化的关键在于该系统的长期稳定运行以及亚硝酸盐的稳定积累，实验证明，高温（高于20℃）、低溶解氧，合适的污泥龄（AOB最小污泥龄和NOB最小污泥龄之间）等条件有助于实现短程硝化系统的稳定维持。短程硝化与全程硝化相比，曝气量可以减少百分之二十五左右，从而很大程度上减少了碳源的消耗；另外，由于在反硝化过程中，NO3-到NO2-的过程没有发生，减少了约40%的碳源消耗，因此，此方法更加适合处理碳氮比较低的污水。但同时，维持短程硝化的稳定仍然是制约该工艺实际应用的关键问题，因此，在此工艺的实际应用中，要密切关注反应器内各组分的变化，进行实时调控，以保证短程硝化过程能够顺利进行，获得良好的出水水质。1.2.3同步硝化反硝化（SND）脱氮同步硝化反硝化是指硝化反应和反硝化反应在同一反应器的同一处理空间进行[2][13]，该工艺包含三部分理论：宏观环境理论、缺氧微环境理论、微生物学理论。宏观环境理论：在反应器内，由于氧气填充不均匀，在反应器内形成好氧区和缺氧区，硝化细菌在好氧区发挥作用，反硝化细菌在缺氧区发挥作用，硝化过程和反硝化过程在反应器内同时发生，即同步硝化反硝化。除此之外，不同时间反应器内溶解氧含量的变化过程也可以看作是同步硝化反硝化的表现之一。缺氧微环境理论：在活性污泥的絮状体中，絮体具有一定的厚度，溶解氧在由外向内传递的过程中，受到某些因素的限制，致使氧浓度由外到内分布不均，在絮状体内形成浓度梯度，在絮状体污泥结构中，相比较内核处，表层处由于与外部环境接触面积较大，溶解氧含量更高，越往内层，溶解氧含量越低，形成溶解氧浓度梯度。当污泥的体积足够大时，就会在内部形成一个缺氧区,示意图如图1-4。此时，好氧的硝化细菌集中在絮状体的外部，进行硝化反应，而反硝化细菌则聚集在絮状体的内部缺氧区，进行反硝化反应。因此，在絮状体污泥中，同时存在好氧区和厌氧区，硝化反应和反硝化反应同时进行，达到了污水脱氮的目的。图1-4缺氧微环境理论图微生物学理论：传统的生物脱氮理论认为硝化细菌只能是自养型的一类微生物，而反硝化细菌只能是厌氧微生物，且存在碳源时，通过异养型反硝化细菌完成。但有研究表明，反硝化过程有时在好氧条件下可以发生，有时在缺少有机碳源的情况下也可以发生。硝化细菌也可能为异养菌，在低溶解氧条件下，硝化细菌和厌氧菌也可能发生脱氮。由以上看出，与传统的污水处理过程中对微生物资源的认识不同的是，在过程中，存在好氧反硝化菌和异养硝化菌，相比普通的硝化细菌和反硝化细菌，起着不同的作用。1.2.4厌氧氨氧化厌氧氨氧化技术ANAMMOX（AnaerobicAmmoniumOxidation）是指在厌氧状态下，通过厌氧氨氧化菌（AnAOB）的作用，以亚硝态氮为电子受体，氨态氮为电子供体，将亚硝态氮和氨氮同时转化为氮气，同时有少量硝酸盐产生的过程[14][15]。厌氧氨氧化反应过程中的基质比例[16]可以用式1-1表示NH4++1.32NO2-+0.066HCO3-+0.13H+1.02N2+0.26NO3-+0.066CH2O0.2N0.15+2.03H2O（1-1）作为近些年来在污水脱氮除磷技术中新兴起来的一种生物脱氮工艺，厌氧氨氧化与传统的生物脱氮方法相比，具有一些其他传统工艺所不具备的优点[17]：厌氧氨氧化过程不需要氧气，直接对氨氮进行氧化，因此大大减少了氧气的消耗，从而节约了能源；减少了由于投加碳源而可能带来的二次污染；除此之外，厌氧氨氧化菌的生理特性活跃，代谢能力强，对基质的有很强的利用能力。1.3聚糖菌在污水处理中的特性在污水处理工艺中，一般都是利用聚磷菌（phosphorusaccumulatingorganisms，PAOs）的在厌氧状态下释放磷到环境中和好氧条件下过量吸磷的特性来达到去除磷的目的。同时，还有一部分聚磷菌在缺氧条件下，能够以硝态氮为电子受体，吸收磷酸盐，这类菌被称为反硝化聚磷菌（denitrifyingphosphorusaccumulatingorganisms，DPAOs）。有研究表明，除PAOs外还有一类微生物——聚糖菌（glycogenaccumulatingorganisms，GAOs）[18]。在厌氧状态下，GAOs吸收VFAs合成聚羟基脂肪酸酯（PHA），但是在这个过程中聚糖菌并不释放磷到环境中；在好氧状态下，聚糖菌则分解聚羟基脂肪酸酯合成氨基乙酸（gly）,同样与聚磷菌不同的是，在此过程中聚糖菌并不吸磷，细胞中没有磷的积聚，因此对除磷没有贡献。类似DPAOs，在缺氧环境下也存在反硝化聚糖菌（denitrifyingglycogenaccumulatingorganisms，DGAOs）以硝酸盐氮为电子受体，分解消耗细胞内合成的聚羟基脂肪酸酯，实现了对硝酸盐氮的去除[19-21]。1.4研究内容及意义本试验首先进行聚糖菌的富集，运用分段厌氧—好氧的方式，控制进水P/C比，以葡萄糖为碳源，调整反应器内的营养条件，使聚糖菌在反应器中的生长占优势，培养其成为优势菌种。富集完成后，利用培养好的污泥，以亚硝酸盐氮和硝酸盐氮作为电子受体，连续运行6h,每隔十分钟取样观察亚硝酸盐和硝酸盐的消耗情况，以此来判断系统的内源反硝化速率。在污水生物脱氮的过程中，氮的初始存在形式是氨氮，因此处理过程的第一步为利用硝化细菌，将氨氮硝化，然后利用反硝化细菌进行反硝化，将第一部中产生的硝态氮还原为氮气，氮得以去除。但在反硝化过程中，需要有机碳源的参与，在反硝化过程中作为电子受体，碳源包括三类：外加碳源、内源碳源、污水碳源[22]。在污水处理工作中，常常存在碳源不足的问题，需要人工投加外碳源，以保证反硝化过程的顺利进行，但同时也增加了运行成本，因此，对内碳源的开发利用是很有必要的。第二章试验材料与方法2.1试验仪器与材料试验仪器：连华5B-3A型化学需氧量（COD）快速测定仪、UV-5200紫外分光光度计、双捷78-1磁力加热搅拌器、海利V-20超静强力气泵、雷磁PHS-3C型pH计。试验材料：硝酸钠溶液、亚硝酸钠溶液、氨基磺酸氨、麝香草酚、H2SO4-Ag2SO4、氨水、乙酸钠。（以上药品全部为国药）亚硝态氮显色剂的配制：1、称取20g对氨基苯磺酰胺（磺胺）和1gN-(1-萘基)-乙二胺二盐酸盐；2、量取250ml蒸馏水和50ml磷酸；3、将1溶于2，转移至500ml容量瓶，并定容。硝态氮显色剂的配制：1、氨基磺酸胺（1）、称取2g氨基磺酸胺；（2）、将（1）溶于（4：1）乙酸溶液并定容至100ml。2、麝香草酚（1）、称取1g麝香草酚溶于无水乙醇；（2）、定容至200ml。3、硫酸-硫酸银（1）、称取5g硫酸银溶于500ml硫酸；（2）、不断摇晃，散热，放置1-2天。2.2试验过程2.2.1聚糖菌的前期培养通过厌氧-好氧的运行方式，进行聚糖菌的富集。反应器有效容积为3L，排水比为33%，其进水COD浓度为300mg/L，首先在厌氧状态下搅拌运行3h,厌氧段结束后静置20min，出水1L，进1L自来水以降低反应器磷浓度，抑制聚磷菌活性，随后好氧状态下运行2.5h，曝气量为1.0L/min，连续培养60d。2.2.2批次实验2.2.2.1NO2_-N的测定完成聚糖菌的富集，分瓶进行批次实验。厌氧运行3h后，用清水洗泥3遍，以去除厌氧末反应器中剩余的外碳源，随后将泥水混合物平均转移到4个1L锥形瓶内，分别编号1#、2#、3#、4#，每个750mL。配置10g/L的NO2--N溶液，1#瓶投加0.375ml，2#瓶投加0.75ml，3#瓶投加1.5ml，4#瓶投加2.25ml，使1#、2#、3#、4#的NO2--N浓度分别为5mg/L、10mg/L、20mg/L、30mg/L。开始搅拌，连续运行6h，每十分钟取样一次，测定其NO2_-N浓度。测定方法：取1ml水样，定容至50ml，加入1ml显色剂，摇匀，静置20min，在540nm波长下测试吸光度。2.2.2.2NO3--N的测定厌氧运行3h后，用清水洗泥3遍，以去除厌氧末反应器中剩余的外碳源，随后将泥水混合物平均转移到4个1L锥形瓶内，分别编号1#、2#、3#、4#，每个750mL。配置10g/L的NO3--N溶液，1#瓶投加0.375ml，2#瓶投加0.75ml，3#瓶投加1.5ml，4#瓶投加2.25ml，使1#、2#、3#、4#的NO2--N浓度分别为5mg/L、10mg/L、20mg/L、30mg/L。开始搅拌，连续运行6h，每十分钟取样一次，测定其NO3_-N浓度。测定方法：取1ml水样，加入0.1ml氨基磺酸按，摇匀，静置5min，随后加入0.2ml麝香草酚和2ml硫酸-硫酸银溶液，摇匀，静置5min，加入8ml蒸馏水，随后加入9ml氨水，定容至25ml，冷却至室温，在415nm波长下测定吸光度。第三章试验结果分析3.1聚糖菌富集过程中典型周期的分析图3-1COD和P浓度变化曲线如图3-1所示，图中曲线为在一个典型周期内的COD和P的浓度变化曲线。原污泥中同时含有聚糖菌和聚磷菌，根据聚磷菌的生理特性，在厌氧条件下，聚磷菌吸收三类基质进入细胞合成内碳源,同时释放出磷到环境中；在好氧条件下，聚磷菌则会过量吸磷，吸收环境中的磷酸到细胞内合成ATP和核酸，将过剩的磷酸合成细胞贮存物储存在细胞体内，实现了吸磷过程。在此周期内，通过对COD和P的测定观察，厌氧初始阶段COD的浓度为111.4mg/L，厌氧结束时COD的浓度大约为19.56mg/L，厌氧段结束时COD的浓度大概为13.97mg/L，好氧段平均浓度大概为14.67mg/L，且浓度基本保持不变，说明COD的去除主要是在厌氧段进行，在好氧阶段去除的COD基本较少，好氧段COD的消耗主要是因为曝气氧化的原因。在整个周期内，P浓度一直处于较低水平，厌氧段P浓度变化不大，平均浓度为1.15mg/L，厌氧段释磷量极少，好氧末P浓度为0mg/L，说明好氧段存在好氧吸磷的过程。厌氧阶段3h内COD浓度迅速降低，变化过程明显，而厌氧段释磷量极少，说明厌氧段的COD主要被聚糖菌利用。控制进水C/P比，使得聚磷菌活性得到了有效的抑制，此为聚糖菌富集成功的标志。3.2不同浓度梯度亚硝酸盐反硝化过程影响图3-2亚硝酸盐浓度变化曲线如图3-2所示，反应初始阶段，1#反应器的初始亚硝态氮浓度为5.91mg/L，随着反硝化的进行，浓度逐渐降低，80min后亚硝态氮浓度降至0mg/L，标志着1#反应器内源反硝化完成，其反硝化速率为4.55mg/L*h。2#反应器亚硝态氮初始浓度为9.63mg/L，140min后亚硝态氮浓度降为0mg/L，内源反硝化过程结束,其反硝化速率为4.19mg/L*h。3#反应器反应初始阶段亚硝态氮浓度为18.07mg/L，270min后亚硝态氮浓度降为0，反硝化完成，其反硝化速率为4.02mg/L*h。4#反应器初始阶段亚硝态氮浓度为26.50mg/L，运行6h后，反应器内仍然存在亚硝态氮，经测定浓度为1.00mg/L，说明内源反硝化过程仍在继续，其反硝化速率为4.25mg/L*h。通过图2-2，可以看出亚硝态氮在4个反应器中内源反硝化过程运行良好，亚硝态氮浓度均几乎以相同速率降低，且亚硝态氮消耗过程的浓度变化曲线基本平行，说明4个反应器内源反硝化速率基本一致，不同浓度亚硝酸盐对反硝化速率几乎没有影响。3.2不同浓度梯度硝酸盐反硝化影响图3-3NO3--N、N02--N浓度变化曲线如图2-3所示，1#反应器反应初始阶段硝态氮的浓度为5.75mg/L，190min后硝态氮浓度降为0，去除硝态氮5.75mg/L，内源反硝化完成，反硝化速率为1.82mg/L*h，亚硝态氮浓度在20min后达到最大值，为0.41mg/L，随后开始降低，反应进行70min后降为0，说明反应进行的前20min,亚硝态氮的反硝化速率小于硝态氮的反硝化速率，致使亚硝态氮得到少量积累，但积累量很低；20min后亚硝态氮的反硝化速率大于硝态氮的反硝化速率，亚硝态氮的消耗量大于反硝化过程中的生成量，亚硝态氮浓度逐渐降低至0mg/L。2#反应器内初始阶段硝态氮浓度为9.96mg/L，6h后反应器内仍然存在硝态氮，浓度为3.34mg/L，约去除6.62mg/L硝态氮，反硝化过程没有完成,反硝化速率为1.10mg/L*h，亚硝态氮在反应开始时浓度为0.03mg/L，1h后浓度达到最大值，为0.54mg/L，2.5h后亚硝态氮浓度降为0，说明在2#反应器中，前1h内亚硝态氮反硝化速率小于硝态氮，1h后亚硝态氮反硝化速率则大于硝态氮，亚硝态氮浓度逐渐降为0。3#反应器初始阶段硝态氮浓度为19.59mg/L，反应6h后硝态氮浓度为13.38mg/L，去除硝态氮6.21mg/L，反硝化没有完成，反硝化速率为1.035mg/L*h，亚硝态氮浓度在反应进行到2h时达到最大值，浓度为0.69mg/L，说明反应前2h内亚硝态氮得到积累，随反应进行，亚硝态氮逐渐消耗，250min后浓度降为0。4#反应器硝态氮起始浓度为29.58mg/L，6h后浓度为21.02mg/L，约去除8.56mg/L硝态氮，反硝化没有完成，反硝化速率为1.43mg/L*h，亚硝态氮浓度在反应进行到3h时达到最高，为0.83mg/L,6h后降为0mg/L。由图3-3可以看出，虽然4个反应器内硝态氮的初始浓度不同，但硝态氮和亚硝态氮的浓度变化曲线基本平行，硝态氮的利用率与初始硝氮浓度无关。此外，4个反应器内亚硝态氮的积累量极少，且反应结束时4个反应器内亚硝态氮的浓度全部为0，说明亚硝态氮的反硝化活性很强，而硝态氮的反硝化活性较弱。除1#反应器外，其他3个反应器运行6h后均有硝态氮剩余，且硝态氮去除率较低，说明硝态氮的反硝化效果较差。在4个反应器的初始阶段，会有亚硝态氮的积累，说明在此阶段，亚硝态氮的反硝化速率小于硝态氮。在亚硝态氮的测定批次试验中，反应器中只存在亚硝态氮，且反硝化速率很高，而在硝态氮的测定批次试验中，反硝化过程中产生少量亚硝态氮，由于对硝态氮反硝化速率较低，所产生的亚硝态氮较少，因此反应过程中存在的硝态氮对亚硝态氮反硝化过程的抑制不明显，没能实现亚硝态氮的大量积累。3.3本章小结通过批次实验中对硝态氮和亚氮浓度的追踪测定，发现富集成功的聚糖菌对亚硝态氮的反硝化活性明显高于硝态氮。运用富集成功的聚糖菌，对亚硝态氮进行反硝化的过程中取得了不错的效果，反应结束后没有亚硝态氮的剩余，对亚硝态氮的去除率较高。但对硝态氮的反硝化作用效果不理想，2#、3#、4#瓶内硝态氮均有较多剩余，反硝化过程没有完成，而运行过程中，硝态氮的浓度始终处于极低的状态，几乎没有硝态氮的积累。本次试验说明，试验前期富集成功的聚糖菌对亚硝态氮的内源反硝化具有较好的活性，而对硝态氮的内源反硝化的活性较差。第四章结论与建议1、在厌氧/好氧的运行方式下，通过控制进水C/P比，60d能够实现聚糖菌的富集，其标志是厌氧段能实现大量的COD去除，但释磷量极低，聚磷菌活性受到抑制，聚糖菌成为优势菌种。2、在对不同浓度梯度亚硝酸盐对内源反硝化过程影响的探究中，1#反应器亚硝酸盐的反硝化速率为4.55mg/L*h，2#反应器的反硝化速率为4.19mg/L*h，3#反应器的反硝化速率为4.02mg/L*h，4#反应器的反硝化速率为4.25mg/L*h。4个反应器中的反硝化速率基本一致，说明聚糖菌对亚硝态氮的反硝化活性与亚硝态氮的浓度无关，但对亚硝态氮的处理取得了很好的效果。3、在对不同浓度梯度硝酸盐对内源反硝化过程影响的探究中，1#反应器硝酸盐的反硝化速率为1.82mg/L*h，2#反应器反硝化速率为1.10mg/L*h，3#反应器反硝化速率为1.43mg/L*h，4#反应器反硝化速率为1.035mg/L*h，反硝化速率处于较低水平，说明此污泥中的聚糖菌对硝态氮的反硝化活性与硝态氮浓度无关，且处理过程不理想。4个反应器中几乎没有亚硝态氮的积累，说明此污泥对亚硝态氮的反硝化活性比硝态氮的反硝化活性强。不足与建议：聚糖菌富集成功之后，可改为厌氧/缺氧的运行方式，缺氧段开始加入硝酸盐溶液，长期运行培养可提高其对硝酸盐的反硝化速率，从而达到亚硝酸盐的积累，为后续试验做准备。参考文献[1]王淑莹，高春娣.环境导论.北京：中国建筑工业出版社,2003.[2]王晓霞.低C/N比污水同步硝化反硝化除磷工艺与优化控制[D].北京：北京工业大学，2016.[3]王书明，张彦.我国水污染与环境正义研究[J].河海大学学报(哲学社会科学版)，2009，(03)：50-54．[4]赵永宏,邓祥征,战金艳,席北斗,鲁奇.我国湖泊富营养化防治与控制策略研究进展[J].环境科学与技术,2010,33(03):92-98.[5]陈奥密.湖泊富营养化产生的原因和机理[J].广东水利水电，2008，37（6）:34-37.[6]赵志瑞,侯彦林.半短程亚硝化与厌氧氨氧化联合脱氮工艺微生物特征研究进展[J].环境科学,2014,35(07):2834-2842.[7]王伟,彭永臻,殷芳芳,王淑莹.改进分段进水A/O生物脱氮工艺强化生物除磷[J].环境科学,2009,30(10):2968-2974.[8]马娟,宋相蕊,李璐.碳源对反硝化过程NO2-积累及出水pH值的影响[J].中国环境科学,2014,34(10):2556-2561.[9]张硕.正置和倒置AAO工艺处理城镇污水的中试研究[A].上海市环境科学学会、江苏省环境科学学会、浙江省环境科学学会.第11届长三角科技论坛环境保护分论坛暨上海市环境科学学会第18届学术年会论文集[C].上海市环境科学学会、江苏省环境科学学会、浙江省环境科学学会:,2014:6.[10]周雹.SBR工艺的分类和特点[J].给水排水,2001(02):31-33.[11]李泽兵,李军,李妍,马家轩,王晓毅.短程硝化反硝化技术研究进展[J].给水排水,2011,47(09):163-168.[12]张静蓉,王淑莹,尚会来,彭永臻.污水短程硝化反硝化和同步硝化反硝化生物脱氮中N_2O释放量及控制策略[J].环境科学,2009,30(12):3624-3629.[13]郭冬艳,李多松,孙开蓓,刘丽茹.同步硝化反硝化生物脱氮技术[J].安全与环境工程,2009,16(03):41-44+61.[14]VandeCaaafAA，DeBruijnP，RobertsonLA，etal．Autotrophicgrowthofaerobi