游离氨对晚期垃圾渗滤液短程硝化影响

利用SBR反应器,探讨了不同溶解氧(DO)浓度和污泥浓度条件下,游离氨(FA)对晚期垃圾渗滤短程硝化过程的影响.试验结果发现,当DO浓度从0.5 mg/L增加到0.75 mg/L时,最大氨氧化速率有较大的增加,且较高的亚硝酸菌活性可以减弱FA对其的抑制作用,FA对硝酸菌的抑制浓度约为4.2～8.1 mg/L;限制DO实现短程硝化比控制FA更为稳定;污泥浓度也是短程硝化的重要影响因素之一,当DO浓度控制在0.75 mg/L时,较佳的污泥浓度约为6 800～8 100 mg/L.此时亚硝酸菌活性较强,且由于FA在污泥絮体内的扩散限制,亚硝酸菌可"适应"更高的FA浓度.图5,表2,参10.     

DO和进水pH值对短程硝化及半亚硝化出水水质的影响

在常温条件下(25±2℃),以人工配制的低C/N比废水作为处理对象,研究溶解氧(DO)浓度、进水pH值对序批式反应器(SBR)短程硝化运行稳定性及半亚硝化出水水质的影响.在本实验条件下,控制DO浓度为0.3～0.8 mg.L-1,进水pH值为8.3～8.5能稳定运行短程硝化并实现半亚硝化出水.研究中还发现高浓度游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)对氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)都会产生抑制作用,其中当FNA浓度大于0.01～0.03 mg.L-1,AOB和NOB活性开始受到抑制.     

嗜盐污泥处理高盐生活污水的短程硝化及其诱因辨析

本研究采集入海口河底泥发展嗜盐活性污泥处理高盐生活污水,在SBR工艺连续运行的120d里取得了稳定的短程硝化.为了确定嗜盐污泥短程硝化的成因,研究基于淡水污泥短程硝化理论系统地分析了pH、游离氨(FA)、温度、溶解氧(DO)和曝气时间等关键工艺参数对嗜盐硝化系统内短程硝化的贡献.试验结果表明,嗜盐硝化系统最适宜盐度范围为10—61g/L,最佳pH范围为7.5—9.尽管盐度、温度对氨氧化菌(AOB)和亚硝酸氧化菌(NOB)的活性有一定的影响,但在测试的温度和盐度范围内AOB的活性始终高于NOB的活性.荧光原位杂交(FISH)技术分析硝化种群结构表明AOB是系统优势生长的主要硝化菌群.嗜盐系统内短程硝化可能和接种的天然环境内的河底泥内NOB数量少而且代谢亚硝酸速率缓慢有关.     

基于生物强化技术实现城市污水处理系统稳定短程硝化

提出旁侧污泥消化液处理系统实现短程硝化,该系统中的剩余污泥中氨氧化菌(AOB)含量高,而亚硝酸盐氧化菌(NOB)含量低;将上述剩余污泥投加至城市污水处理系统实现生物强化作用,进而实现稳定短程硝化。研究结果表明:通过游离氨(FA)和游离亚硝酸盐(FNA)对NOB合成作用的抑制,可稳定实现污泥消化液短程硝化,亚硝酸盐积累率(RNA)平均为97%。通过投加短程硝化污泥结合控制溶解氧浓度可快速启动城市污水短程硝化。在短程硝化污泥投配率为5.6%和溶解氧质量浓度为0.96 mg/L的条件下,运行15 d即可重建城市污水短程硝化,RNA从1%增加至89%。基于生物强化技术实现城市污水处理系统稳定短程硝化,使得城市污水厌氧氨氧化脱氮成为可能。     

污水处理中微生物反硝化脱氮过程及代谢规律

微生物同化、异化反硝化均依赖碳源,且同化C/N为23远高于异化C/N。污水系统中反硝化菌多为兼性厌氧菌,其反硝化效果受DO、碳源种类、温度等因素影响较大。DO与NO3--N为竞争关系,DO存在会抑制反硝化,但高DO有利于反硝化菌的生长。不同碳源反硝化所需C/N不同,污水为碳源时所需的C/N约为4.0-5.0,污泥内源呼吸时反硝化C/N最低为2.9-3.2,但其反硝化速率仅为利用VFA时的1/10。常见VFA如甲醇、乙酸等C/N为3.1-4.1。反硝化过程中还应注意温室气体N2O逸出等问题,偏酸性及较高DO会导致反硝化过程N2O积累与逸出。     

反硝化-厌氧氨氧化掺杂培养的厌氧氨氧化菌影响因素研究

为了得到厌氧氨氧化菌最适宜的生长环境,利用培养成熟的厌氧氨氧化颗粒污泥进行厌氧氨氧化菌的影响因素研究。探讨了温度、pH值、COD、进水基质(NH_4~+-N和NO_2~--N)对厌氧氨氧化菌活性的影响。研究结果表明:厌氧氨氧化菌最适温度为40℃;最适pH值范围为7.0~8.0;COD质量浓度低于100mg/L时,对厌氧氨氧化菌无明显抑制作用,COD质量浓度高于100mg/L时,反硝化菌生长占据优势,一定程度上抑制了厌氧氨氧化菌的活性;进水基质NH_4~+-N和NO_2~--N在质量浓度分别低于1 540mg/L和140mg/L时,厌氧氨氧化菌活性没有受到严重抑制。控制厌氧氨氧化工艺的最适生长条件,有利于厌氧氨氧化菌的快速生长,进而为厌氧氨氧化反应器的快速启动奠定基础。     

生物陶粒批式硝化过程的特性研究

对不同碱度、温度及P／N质量比下的生物陶粒批式硝化过程进行了研究．结果表明，一定范围内提高碱度将有利于氨的氧化和促进亚硝酸盐氮的积累，对二者都适合的氨氮／碳酸氢钠质量比应在1／12-1／16之间．温度对N02^- -N的积累具有十分重要的影响，当温度低于32℃时，水中N02^- -N的积累量明显减少，N03^- -N的生成量大大增加；而当温度为38℃时，由于亚硝化菌和硝化菌都受到了抑制，硝化速率下降；当温度为36℃时，最大N02^- -N生成量可达初始氨氮量的89．94％，因此对N02^- -N的积累最为有利．在P／N质量比为0，1／10和1／5的情况下，随着P／N比的增加，氨的平均氧化速率、N02^- -N和N03^- -N的平均积累速率均下降，呈负相关关系，因此为了有效地进行硝化，应将P／N比控制在1／10以下．     

水产养殖水体好氧同时硝化-反硝化脱氮的研究

利用筛选和分离的7株脱氮微生物，在好氧条件下将氨氮转化为亚硝酸氮，随即在好氧反硝化茵的作用下还原为氮气排放．将上述菌株固定在PVA凝胶膜中，研究了水产养殖水体中氨氮、硝酸氮和亚硝酸氮在PVA凝胶膜中的扩散性能和转化脱氮过程，结果表明，氨氮、硝酸氮和亚硝酸氮在PVA浓度为15％，细胞浓度为40g／L凝胶膜中，扩散系数分别为0．55m^2／s，0．46m^2／s，0．45m^2／s．整个生物脱氮过程历时较短，36h内对200mg／L的氨氮去除率达99％，而且无中间产物亚硝酸氮的积累，固定化微生物生长的适宜pH范围为7～9，最适温度为30℃；与游离的硝化细菌和反硝化细菌相比，固定化硝化茵是游离硝化茵对氨氧化速率的70％，固定化反硝化茵是游离反硝化茵对亚硝酸氮还原速率的74％．经过20d的连续处理，固定化微生物的稳定性远大于游离微生物，28d后，游离微生物在反应器内的浓度几乎为零，而固定化微生物的浓度和活性几乎不变．     

高氨氮废水短程硝化启动研究

实验选用合肥经开区某污水处理厂的好氧池污泥作为接种污泥,经过厌氧反应器处理的养猪场废水作为进水,在序批式反应器(SBR)内进行反应。经过氨氮负荷提高阶段,pH调节阶段,投加缓冲物质阶段的三阶段连续实验,将氨氮去除率和亚硝态氮积累率分别提高至90.7%和88.9%,短程硝化启动成功。最后计算出水的游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)并用平行因子法(PARAFAC)分析出水水样中的荧光物质。     

微氧条件下FA、FNA和pH对半短程硝化的影响

采用微孔曝气与机械搅拌相结合的序批式反应器(SBR),研究了微氧条件(0.3～0.5 mg/L溶解氧)下游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)的质量浓度和pH对半短程硝化过程的影响。试验结果表明:在温度为(28±2)℃,进水pH值为7.8～8.3,FA的质量浓度为16～120 mg/L时均可实现稳定的半短程硝化,其中,FA的质量浓度为40 mg/L时亚硝酸盐积累率(NAR)最大,为95%.反应过程中发现,随着反应进行,FA浓度下降,FNA浓度上升,有利于抑制亚硝酸盐氧化细菌(NOB)生长,使实验过程中无需额外持续投加NaHCO_3维持恒定pH,可节约NaHCO_3约40%.反应运行94 d,氨氧化速率由40 mg/(L·h)上升到115 mg/(L·h).高通量测序发现,亚硝化单胞菌占比由32%增至39%;当FA的质量浓度高于40 mg/L时会明显降低氨氧化细菌(AOB)的增长速率,导致Nitrospira数量增多。     

半硝化-厌氧氨氧化法的脱氮研究

研究采用一种新的工艺——半硝化-厌氧氨氧化法来处理高浓度氨氮废水。半硝化在35℃左右,pH值为7．6左右,水力停留时间为1d的条件下反应;厌氧氨氧化在35℃,pH值为7．5左右,水力停留时间为2d的条件下反应。硝化反应对氨氮的有一定去除效果,但没有同等比例的亚硝酸盐氮生成;厌氧氨氧化反应前期氨氮、亚硝酸盐氮的去除率均可达到55％以上,但后期氨氮没什么去除效果,而亚硝酸盐氮有一定的去除率。     

长泥龄SBR亚硝化系统的污泥适应性

亚硝化系统稳定运行一段时间之后,硝化菌能逐渐适应亚硝化条件,恢复活性,从而使污泥产生适应性,亚硝化现象消失.污泥产生适应性是一个渐变过程,一旦污泥开始适应后,只需几天亚硝化现象就会彻底消失.研究结果表明:长泥龄SBR系统不能建立长期稳定的亚硝化系统,要建立稳定亚硝化系统必须保证污泥的更新率,寻求合适的污泥龄,而杆状絮体是良好亚硝化现象的特征污泥相.     

短程硝化–厌氧氨氧化在实际垃圾渗滤液处理工程中的启动运行研究

针对新型脱氮工艺短程硝化?厌氧氨氧化(ANAMMOX)过程中亚硝氮难以稳定生成的难题, 设计水解酸化+UASB+好氧氧化的处理工艺, 应用于实际垃圾渗滤液处理工程。结果表明, 当进水氨氮浓度为610~1900 mg/L, C/N 比为1.8~3.5时, 在进水量为100 m³/d, 回流比为2:1, pH 值为7.5~8.0, DO为2.0 mg/L的调试条件下, O池发生短程硝化, 积累200 mg/L的亚硝氮, 积累率最高达78%。微生物DNA 检测发现, O池中AOB物种丰度是NOB的10倍以上。水解酸化池中存在COD、氨氮和总氮同时去除的现象, COD去除量不能满足全部总氮反硝化, 剩余的总氮通过厌氧氨氧化过程去除, 通过ANAMMOX反应去除的总氮占水解酸化池总氮去除量的35%~67%。在实际垃圾渗滤液处理工程中, 通过控制进水量、回流比、pH和溶解氧等条件, 成功地启动短程硝化?厌氧氨氧化工艺。     

包埋活性污泥和反硝化污泥短程硝化反硝化脱氮

以模拟废水为对象,在传统的流化床反应器内,将活性污泥和经驯化的反硝化污泥按适当比例混合后,用聚乙烯醇(PVA)加适当添加剂将其包埋,并对短程硝化反硝化脱氮进行了研究.结果表明,在进水NH4+-N平均为53.60mg/L,COD为281.19mg/L,HRT12h,调控温度、溶解氧、pH等,出水亚硝化率和TN去除率分别可达95%和85%以上,短程硝化反硝化脱氮较理想.当进水COD含量从150mg/L增加到750mg/L,TN去除率从73.66%提高到96.79%.适合包埋颗粒短程硝化反硝化脱氮的最佳溶解氧浓度约为4.0mg/L.当pH一直维持在8.0左右,温度从30℃降到25℃过程中,短程硝化反硝化并未遭破坏.当温度维持在25℃,pH从8.0降到7.5,连续运行约5个周期后,短程硝化反硝转变为全程的硝化反硝化.     

氨氮污泥负荷及DO对高浓度亚硝化系统的影响

通过氨氮污泥负荷影响试验和DO影响试验数据分析,得出以下结论:1)高浓度亚硝化系统氨氮降解率及亚硝化率均随着NH4+-N污泥负荷的增高而下降。HRT<2d系统随NH4+-N污泥负荷增加,氨氮降解率迅速下跌到25%～29%;HRT≥2d系统随NH4+-N污泥负荷增加,氨氮降解率缓慢下降到50%～60%;HRT=2.5d和HRT=3d的系统中亚硝化率随NH4+-N污泥负荷增加而下降的趋势不甚明显;HRT=5d系统中亚硝化率的下降是由于污泥产生适应性的造成。因此高浓度亚硝化反应系统的NH4+-N污泥负荷不宜过高。2)随着DO的升高,高浓度亚硝化系统的氨氮降解率一直逐步升高。DO<0.7mg/L是不利于氨氮降解的;DO>2mg/L时氧化的NH4+-N都转变成了增加的NO3--N,亚硝化率下降。将DO控制在0.7～1.3mg/L之内可保证较佳的NH4+-N降解率和亚硝化率。     

好氧颗粒污泥短程硝化处理养殖废水及N2O释放特性

好氧颗粒污泥可通过特殊的厌/好氧空间结构实现短程硝化,而短程硝化和好氧颗粒结构都可能导致温室气体N₂O释放.试验研究了处理养殖废水过程中好氧颗粒污泥短程硝化性能,及利用微电极探针定量分析N₂O过程释放特性.稳定运行期间,COD与氨氮平均去除率分别为76.8%和94.4%,短程硝化效率可达88.9%.根据微电极探针和气相色谱分析结果,好氧颗粒污泥系统厌氧和好氧阶段N₂O生成量分别占46.4%和53.6%,但短程硝化系统的N₂O释放主要来源于曝气吹脱作用;系统内N₂O中氮的释放量占进水氮的比例为2.1%,好氧颗粒污泥并未显著强化N₂O释放.     

亚铁离子对厌氧氨氧化反应器脱氮性能的影响

研究通过投加厌氧氨氧化污泥,待反应器稳定运行后考察不同浓度Fe2+对厌氧氨氧化污泥活性的影响.实验结果表明:经过210 d的连续培养,发现Fe2+可以促进厌氧氨氧化菌的细胞合成并且增加其基质代谢,当溶液中Fe2+浓度为0.085 mmol/L(4.76 mg/L)时,氨氮转化率维持在90%以上;添加Fe2+可以增加厌氧氨氧化菌亚铁血红素含量.此时样品中亚铁血红素C含量达到0.143μmol/mg,是同期对照反应器的2.04倍.通过SEM电镜发现当Fe2+浓度为0.085 mmol/L时,厌氧氨氧化菌群结构与形态趋于稳定.     

RMCH型净化槽生物硝化反应中NO_2-N积累原因的理论分析及探讨

初步分析RMCH型净化槽生物硝化反应中出现NO2 -N积累的原因 ,以及影响亚硝酸积累的不同因素。结果表明 ,进水高浓度氨氮是产生不完全硝化和NO2 -N积累的重要原因 ;DO的不足是另一个主要因素 ;进水的C/N比与NO2 -N积累以及积累量有直接的相关关系 ;好氧槽中水力停留时间的减少和容积负荷的增加也影响了NO2 -N积累。本文还提出了厌氧槽中出现氨氮厌氧氧化的可能性分析